茹淑華，徐萬強(qiáng)，侯利敏，孫世友，張國印，王凌，蘇德純

1. 河北省農(nóng)林科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源環(huán)境研究所/河北省肥料技術(shù)創(chuàng)新中心，河北 石家莊 050051；

2. 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院/農(nóng)田土壤污染防控與修復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100193

集約化養(yǎng)殖業(yè)快速發(fā)展隨之產(chǎn)生的大量畜禽糞便，已成為目前中國農(nóng)村主要面源污染之一。把畜禽糞便制成有機(jī)肥施用于農(nóng)田是治理畜禽糞便污染、提高農(nóng)田肥力的主要途徑（馬永喜，2010）。在集約化養(yǎng)殖過程中，飼料中廣泛使用含有重金屬的添加劑，而且由于其生物利用率比較低，大部分重金屬隨著糞便排出體外（Sarmah et al.，2006；Nasiru et al.，2013），致使畜禽糞便中重金屬含量超標(biāo)。長期大量施用畜禽糞便會對農(nóng)田土壤產(chǎn)生污染風(fēng)險(xiǎn)。農(nóng)田中土壤重金屬的來源主要包括有肥料施用、大氣降塵和污水灌溉（Mortvedt，1996；Cheng，2003；Chen et al.，2007）。有研究表明，農(nóng)田土壤重金屬更多來源于肥料的長期施用（曹志洪等，2008）。調(diào)查表明以雞糞、豬糞和牛糞等為原料的有機(jī)肥已成為土壤重金屬污染的主要來源（賈武霞等，2016；黃紹文等，2017）。

有關(guān)畜禽糞便中重金屬在土壤中遷移轉(zhuǎn)化的大部分研究集中于室內(nèi)培養(yǎng)模擬研究，存在試驗(yàn)時(shí)間短、長期效應(yīng)跟蹤不夠或有機(jī)肥類型單一等問題。董同喜等（2014）等通過文獻(xiàn)查閱和采樣分析，表明華北農(nóng)田小麥-玉米輪作體系下，Cu、Zn、Cd、Ni、Pb、Cr 6種重金屬元素的主要輸入源為畜禽糞便有機(jī)肥，其占總輸入量的比例分別是 86.1%、83.8%、76.6%、72.5%、64.3%和 46.3%。吳東濤（2012）等研究表明施肥12年條件下，表層土壤中Zn的質(zhì)量分?jǐn)?shù)超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—1995）中的二級土（Zn＜250 mg·kg-1）。商和平等（2015）土壤培養(yǎng)試驗(yàn)結(jié)果表明，通過畜禽糞便有機(jī)肥進(jìn)入土壤中的Cu和Zn在土壤中主要以交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)以及有機(jī)結(jié)合態(tài)的形式存在，且畜禽糞便有機(jī)肥的來源不同，各形態(tài)Cu和Zn在不同土壤中所占比例不同。楊子儀等（2014）研究表明在黑土中施用化肥和畜禽糞便有機(jī)肥3年后，土壤中Zn含量均表現(xiàn)出一致變化：豬糞＞雞糞＞CK和單施化肥處理。王美等（2014）研究表明在黑土和紅壤上，有機(jī)肥與化肥配施與對照不施肥相比顯著提高土壤Cu、Zn和Cd含量。調(diào)查表明不同畜禽糞便農(nóng)用區(qū)小麥中的Cr、Ni、Cd、As均存在不同程度超標(biāo)情況，其中雞糞農(nóng)用區(qū)Cr的超標(biāo)率達(dá)66.67%（葉必雄等，2013）。而有關(guān)連續(xù)多年定量施用不同畜禽糞便有機(jī)肥后重金屬在土壤—農(nóng)作物體系中遷移轉(zhuǎn)化的研究還相對較少。

華北平原是中國的小麥、玉米重要主產(chǎn)區(qū)之一，2018年華北地區(qū)糧食產(chǎn)量約占全國糧食總產(chǎn)量的35.84%，其在中國糧食生產(chǎn)和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全方面占有舉足輕重的地位。冬小麥-夏玉米輪作體系是華北平原主要的糧食作物輪作方式。為防止農(nóng)田土壤重金屬污染，保障食品安全，明確畜禽糞便有機(jī)肥安全施用的重金屬負(fù)荷，研究連續(xù)定量施用畜禽糞便有機(jī)肥后不同重金屬在小麥-玉米輪作系統(tǒng)農(nóng)田土壤和農(nóng)產(chǎn)品中的積累特征，分析不同有機(jī)肥施用量與土壤和農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量間的定量關(guān)系，對科學(xué)合理利用有機(jī)肥，確保農(nóng)產(chǎn)品安全具有重要意義?；诖?，本文通過連續(xù)的田間小區(qū)試驗(yàn)，定量研究連續(xù)施用不同有機(jī)肥后 Cu、Zn、Cd、Cr、Pb、As和Hg在土壤和小麥-玉米中的積累與遷移特征，為從源頭上控制農(nóng)田土壤重金屬污染提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

田間試驗(yàn)地位于河北省農(nóng)林科學(xué)院大河試驗(yàn)站（38°07′32″N，114°23′00″E）。土壤母質(zhì)為洪沖積物，土壤類型為黏壤質(zhì)洪沖積石灰性褐土。土壤基本理化性質(zhì)：pH值為7.93、有機(jī)質(zhì)1.81%、全氮 1.11 g·kg-1、土壤硝態(tài)氮 25.8 mg·kg-1、全磷0.08%、有效磷 14.5 mg·kg-1、全鉀 1.79%、速效鉀96.3 mg·kg-1。本次研究選用的試驗(yàn)田基礎(chǔ)土重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（GB15618—2018）（Cu≤100、Zn≤300、Cd≤0.6、Cr≤250、Pb≤170、As≤25 和 Hg≤3.4），土壤未被重金屬污染。供試雞糞有機(jī)肥（2010—2013）選用正定縣希星有機(jī)肥廠生產(chǎn)的成品有機(jī)肥，豬糞有機(jī)肥（2010—2013）選用正定縣農(nóng)富有機(jī)肥廠生產(chǎn)的半成品有機(jī)肥。雞糞和豬糞有機(jī)肥（2014—2016）均選用正定縣農(nóng)富有機(jī)肥廠生產(chǎn)的半成品有機(jī)肥（表1）。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)共設(shè)9個(gè)處理，包括1個(gè)常規(guī)施化肥處理（CK：N 300 kg·hm-2、P2O5150 kg·hm-2、K2O 90 k·hm-2）、4 個(gè)豬糞用量梯度處理（ZF1：15 t·hm-2、ZF2：30 t·hm-2、ZF3：45 t·hm-2、ZF4：60 t·hm-2），4 個(gè)雞糞用量梯度處理（JF1：15 t·hm-2、JF2：30 t·hm-2、JF3：45 t·hm-2、JF4：60 t·hm-2）。每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，共27個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)面積為12 m2（長3 m，寬4 m），均隨機(jī)排列，小區(qū)南北向用田埂隔開，東西向用塑料板隔開。為了控制施肥方式一致，所有雞、豬廢棄物堆肥和化肥均采用小麥播種前一次性基肥施用，施肥后與耕層土壤（0—15 cm）用小型懸耕機(jī)充分混勻。本研究于2010年10月開始，到2017年6月結(jié)束，試驗(yàn)期共7年，種植類型包括小麥單作、小麥-小白菜輪作、小麥-玉米輪作。為使各小區(qū)產(chǎn)量基本保持一致，有機(jī)肥中的N和P含量按相當(dāng)于化肥的70%折算，養(yǎng)分不足的用化肥補(bǔ)充，氮肥采用尿素（N46%），磷肥采用普通過磷酸鈣（P2O516%）。田間管理方式參照當(dāng)?shù)亓?xí)慣管理。

1.3 樣品采集

于 2011—2017年在小麥成熟期時(shí)采集土壤樣品，每小區(qū)取0—15 cm和15—30 cm土壤樣品，土樣經(jīng)自然風(fēng)干后研磨先過1 mm尼龍篩，然后取部分土樣過0.149 mm尼龍篩，供土壤重金屬全量分析。于 2017年在小麥和玉米成熟期時(shí)采集小麥和玉米植株樣品，每個(gè)小區(qū)隨機(jī)取20株小麥樣品，隨機(jī)取2株玉米樣品，分別混勻?yàn)?個(gè)植物樣品，分為秸稈和籽粒兩部分，放置于烘箱于70 ℃烘干，秸稈和籽粒分別用高速粉碎機(jī)粉碎。

表1 試驗(yàn)用土壤和肥料中的重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table1 Heavy metal content of soil and manures for testing

1.4 樣品分析、質(zhì)量控制

土壤樣品重金屬全量的測定 稱取過0.149 mm篩的土壤樣品約0.2500 g于50 mL聚四氟乙烯坩堝中，加入HNO35 mL、HF 5 mL和HClO43 mL，在電熱板上消解，用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICAP-Q ICP-MS）測定As、Cd、Pb和Hg含量，用等離子發(fā)射光譜儀（ICP-OES Optima 7000DV）測定Cu、Zn、Cr含量。每一批樣品均加入土壤標(biāo)樣（GBW07410）做質(zhì)量控制，在標(biāo)樣符合推薦值范圍內(nèi)，其結(jié)果可采用。

小麥樣品重金屬的測定：分別稱取秸稈和籽粒樣品約0.5000 g于50 mL三角燒瓶中，加入8 mL硝酸（優(yōu)級純）和2 mL高氯酸（優(yōu)級純），經(jīng)電熱板消煮，用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICAP-Q ICP-MS）測定Cr、As、Cd、Pb含量，用等離子發(fā)射光譜儀（ICP-OES Optima 7000DV）測定Cu、Zn含量。每一批樣品均加入植株標(biāo)樣（GBW08503C）做質(zhì)量控制，在標(biāo)樣符合推薦值范圍內(nèi)，其結(jié)果可采用。

1.5 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)圖表采用Microsoft Office Excel 2007繪制，顯著性差異采用SPSS 18.0分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 連續(xù)7年施用有機(jī)肥對土壤重金屬含量的影響

由表2連續(xù)7年施用豬糞有機(jī)肥對土壤重金屬積累的影響可以看出，連續(xù)7年施用豬糞有機(jī)肥處理 0—15 cm 土壤重金屬 Cu、Zn、Cd、Cr、Pb、As和 Hg質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高分別到達(dá) 82.34、175.83、0.210、67.47、22.27、12.12、0.116 mg·kg-1。隨著豬糞施用量的增加，0—15 cm土壤Cu、Zn、Cd和As含量均呈顯著增加的趨勢，而Cr、Pb和Hg的含量沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用豬糞的處理15—60 t·hm-2）均顯著增加了0—15 cm 土壤 Cu、Zn和 As含量，增幅分別在77.57%—261.46%、40.41%—145.68%、41.74%—46.19%。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用豬糞的處理（45—60 t·hm-2）也顯著增加了0－15 cm土壤Cd含量，增幅為14.53%—22.09%。這與試驗(yàn)用豬糞有機(jī)肥本身Cu、Zn、As和Cd元素含量高有關(guān)。通過分別對連續(xù) 7年不同豬糞施用量與土壤Cu、Zn、Cd含量之間的關(guān)系用數(shù)學(xué)模型模擬，發(fā)現(xiàn)二者分別均符合線性相關(guān)關(guān)系，且達(dá)到極顯著相關(guān)（Cu：y=0.137x+25.934，R2=0.9248；Zn：y=0.248x+76.033，R2=0.981；Cd：y=0.0001x+0.154，R2=0.8851）。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》（GB 15618—2018）規(guī)定的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（pH＞7.5，Cu≤100 mg·kg-1、Zn≤300 mg·kg-1、Cd≤0.6 mg·kg-1），推算出豬糞有機(jī)肥的安全施用量分別為540.63、903.09、4460 t·hm-2。如果豬糞有機(jī)肥每年施用量為 15 t·hm-2，以土壤 Cu、Zn、Cd含量的限值計(jì)，可以分別安全施用36年、60年和297年。本試驗(yàn)條件下，所有施豬糞有機(jī)肥處理土壤重金屬含量均未超過《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》規(guī)定的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值。

隨著豬糞有機(jī)肥施用量的增加，15—30 cm土壤Cu、Zn和Cd含量也均呈顯著增加的趨勢。與施化肥的處理相比，豬糞用量 30、45、60 t·hm-2的處理15—30 cm土壤Cu和Cd含量顯著升高；豬糞用量60 t·hm-2的處理15—30 cm土壤Zn含量也顯著升高，其他元素沒有顯著差異。這表明豬糞有機(jī)肥帶入的Cu、Zn和Cd從耕層向下發(fā)生了遷移并在15—30 cm土壤積累?？梢?，長期施用高量豬糞有機(jī)肥不僅會造成農(nóng)田耕層土壤 Cu、Zn和 Cd的積累，而且還會引起其向深層土壤的遷移。因此，長期施用高量有機(jī)肥時(shí)應(yīng)特別關(guān)注重金屬在土壤剖面中的遷移。

表2 連續(xù)7年施用豬糞有機(jī)肥對土壤重金屬積累的影響Table 2 Effects of continuous application for 7 years of pig manure on soil heavy metal content

由表3連續(xù)7年施用雞糞有機(jī)肥對土壤重金屬積累的影響可以看出，連續(xù)7年施用雞糞有機(jī)肥處理0—15 cm土層土壤重金屬Cu、Zn、Cd、Cr、Pb、As和 Hg質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高分別到達(dá) 31.60、383.42、0.200、100.53、22.40、12.37、0.119 mg·kg-1。隨著雞糞施用量的增加，0—15 cm 土壤 Cu、Zn、Cr含量均顯著增加，而Cd、Pb、As和Hg的含量沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用雞糞的處理（15—60 t·hm-2）均顯著增加了 0—15 cm土壤 Cu、Zn含量，增幅分別在 16.81%—38.72%、133.93%—435.73%。連續(xù)7年施用雞糞的處理（30—60 t·hm-2）均顯著增加了0—15 cm土壤Cr含量，增幅在33.45%—58.31%。這與本研究中前期施用雞糞本身的Cu、Zn、Cr含量較高有關(guān)。通過分別對連續(xù) 7年不同雞糞施用量與土壤 Cu、Zn、Cr含量之間的關(guān)系用數(shù)學(xué)模型模擬，發(fā)現(xiàn)二者符合線性相關(guān)關(guān)系，且達(dá)到極顯著相關(guān)（Cu：y=0.0217x+22.847，R2=0.8823；Zn：y=0.7926x+89.612，R2=0.9556；Cr：y=0.0834x+63.51，R2=0.9357）。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》（GB 15618—2018）規(guī)定的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（pH＞7.5，Cu≤100 mg·kg-1、Zn≤300 mg·kg-1、Cr≤250 mg·kg-1），推算出雞糞有機(jī)肥的安全施用量分別為 3555.44、265.44、2236.09 t·hm-2。如果雞糞有機(jī)肥每年施用量為15 t·hm-2，以土壤Cu、Zn、Cr含量的限值計(jì)，可以分別安全施用237年、18年和149年。除連續(xù)7年雞糞用量45、60 t·hm-2的處理土壤Zn含量已超過土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值外，其他所有施雞糞有機(jī)肥處理均未超過農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值，表明長期施用Zn含量高的雞糞有機(jī)肥對土壤重金屬Zn累積影響很大。

隨著雞糞施用量的增加，15—30 cm土壤Cu、Zn、Cr含量也均呈顯著增加的趨勢。與施化肥的處理相比，雞糞用量45、60 t·hm-2的處理、雞糞用量30、45、60 t·hm-2的處理和雞糞用量 15、30、45、60 t·hm-2的處理土壤 Cu、Cr、Zn含量分別顯著升高，其他元素沒有顯著差異。這表明高用量雞糞有機(jī)肥帶入土壤的Cu、Zn、Cr均從耕層向下發(fā)生了遷移并在15－30 cm土壤積累。

2.2 連續(xù)7年施用有機(jī)肥對小麥重金屬含量的影響

由表4連續(xù)7年施用豬糞有機(jī)肥對小麥重金屬含量的影響可以看出，隨著豬糞施用量的增加，小麥籽粒Cu、Zn和As含量均呈明顯增加的趨勢，而Cd、Cr和Pb的含量沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù) 7年施用豬糞的處理（15—60 t·hm-2）均顯著增加了小麥籽粒Cu、Zn含量，Cu、Zn含量增幅分別在 27.18%—49.87%、25.66%—98.81%。連續(xù)7年施用高量豬糞的處理（60 t·hm-2）小麥籽粒 Cu含量顯著高于施用低量豬糞的處理（15、30 t·hm-2）。連續(xù)7年施用高量豬糞的處理小麥籽粒 Zn含量顯著高于施用低量豬糞處理小麥籽粒Zn含量。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用豬糞 30 t·hm-2和 45 t·hm-2的兩個(gè)處理均明顯增加了小麥籽粒As含量，其中施用豬糞45 t·hm-2的處理達(dá)到顯著水平。連續(xù) 7年施用豬糞的處理（45 t·hm-2和 60 t·hm-2）小麥籽粒 As 含量均顯著高于施用豬糞的處理（15 t·hm-2）。與相關(guān)的食品安全標(biāo)準(zhǔn)（NY 861—2004、GB2762—2017）對比，連續(xù)7年施用豬糞的處理（15—60 t·hm-2）小麥籽粒 Zn含量已超標(biāo)，這對中國糧食安全具有一定的潛在風(fēng)險(xiǎn)。一方面，由于連續(xù)施用豬糞有機(jī)肥引起土壤Zn含量顯著升高，還可能由于不同重金屬對小麥生理功能影響不同，而導(dǎo)致Zn比Cu更容易在小麥體內(nèi)積累。L'Herroux et al.（1997）研究發(fā)現(xiàn)，豬糞中Zn的遷移性較強(qiáng)，而Cu則由于有機(jī)質(zhì)對其親和力較強(qiáng)，易形成有機(jī)結(jié)合態(tài)而降低其生物有效性。通過分別對連續(xù)7年不同豬糞施用量與小麥籽粒Cu、Zn、As含量之間的關(guān)系用數(shù)學(xué)模型模擬，發(fā)現(xiàn)二者分別均符合線性相關(guān)關(guān)系，且達(dá)到極顯著相關(guān)（Cu：y=0.0042x+4.0523，R2=0.7425；Zn：y=0.0961x+43.595，R2=0.9293；As：y=0.0004x+0.191，R2=0.6709）。根據(jù)于農(nóng)業(yè)部對糧食（含谷物、豆類、薯類）及制品中銅和鋅的限量值（NY 861—2004，Cu≤10 mg·kg-1、Zn≤50 mg·kg-1）和食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的食品中污染物限量（As≤0.5 mg·kg-1)，推算出豬糞廢棄物堆肥的安全施用量分別為1416.11、66.64、772.5 t·hm-2。如果豬糞有機(jī)肥每年施用量為15 t·hm-2，以食品Cu、Zn、As含量的限值計(jì)，可以分別安全施用94年、4年和51.5年。

表3 連續(xù)7年施用雞糞有機(jī)肥對土壤重金屬積累的影響Table 3 Effects of continuous application for 7 years of chicken manure on soil heavy metal content

表4 連續(xù)7年施用豬糞有機(jī)肥對小麥重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Table4 Effects of continuous application for 7 years of pig manure on heavy metal content in wheat

從表4還可以看出，隨著豬糞施用量的增加，小麥秸稈Cu、Zn含量均呈明顯增加的趨勢，而Cd、Cr、Pb和As的含量沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù) 7 年施用豬糞的處理（45、60 t·hm-2）均顯著增加了小麥秸稈Cu含量，分別增加37.92%和43.62%。

由表5連續(xù)7年施用雞糞有機(jī)肥對小麥重金屬含量的影響可以看出，隨著雞糞施用量的增加，小麥籽粒Zn和Cd含量均呈明顯增加的趨勢，而Cu、Cr、Pb和As的含量沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù) 7年施用高量雞糞的處理（45、60 t·hm-2）均顯著增加了小麥籽粒Zn含量，分別增加51.91%和64.74%。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用高量雞糞60 t·hm-2的處理顯著增加了小麥籽粒Cd含量，增加了40.00%。與相關(guān)的食品安全標(biāo)準(zhǔn)（NY 861—2004、GB2762—2017）對比，連續(xù)7年施用雞糞的處理（30—60 t·hm-2）小麥籽粒Zn含量已超標(biāo)。通過對連續(xù)7年不同雞糞施用量與小麥籽粒Zn含量之間的關(guān)系用數(shù)學(xué)模型模擬，發(fā)現(xiàn)二者符合線性相關(guān)關(guān)系，且達(dá)到顯著相關(guān)（Zn：y=0.068x+41.919，R2=0.8092）。根據(jù)農(nóng)業(yè)部對糧食及制品中 Zn的限量值（NY 861—2004，Zn≤50 mg·kg-1)，推算出雞糞廢棄物堆肥的安全施用量為118.84 t·hm-2。如果雞糞有機(jī)肥每年施用量為15 t·hm-2，以食品Zn含量的限值計(jì)，可以安全施用8年。

表5 連續(xù)7年施用雞糞有機(jī)肥對小麥重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Table 5 Effects of continuous application for 7 years of chicken manure on heavy metal content in wheat

隨著雞糞施用量的增加，小麥秸稈Cu、Zn含量均呈明顯增加的趨勢，而Cd、Cr、Pb和As的含量沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用雞糞的處理（45、60 t·hm-2）均顯著增加了小麥秸稈Cu含量，分別增加32.21%和36.91%。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用雞糞的處理（15—60 t·hm-2）均顯著增加了小麥秸稈Zn含量，增幅為46.77%—253.42%。

由表6連續(xù)7年施用豬糞有機(jī)肥對玉米重金屬含量的影響可以看出，玉米籽粒Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍分別為1.82—2.46、23.53—26.90、0.004—0.014、0.51—0.60、0.031—0.038、0.039—0.047 mg·kg-1。隨著豬糞施用量的增加，玉米籽粒Cu、Zn等重金屬含量均沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用豬糞的處理（15—60 t·hm-2）玉米籽粒中重金屬 Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As含量均沒有顯著的變化。與相關(guān)的食品安全標(biāo)準(zhǔn)（NY 861—2004、GB2762—2017）對比，連續(xù)7年施用豬糞不同用量的所有處理玉米籽粒重金屬含量均不超標(biāo)。隨著豬糞施用量的增加，玉米秸稈Cu含量均呈明顯增加的趨勢，而Zn、Cd、Cr、Pb和As的含量沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用低量豬糞的處理（15 t·hm-2）均顯著降低了玉米秸稈Cu含量。連續(xù)7年施用高量豬糞的處理（45、60 t·hm-2）玉米秸稈 Cu含量均顯著高于施用低量豬糞的處理（15 t·hm-2）。玉米秸稈中重金屬Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍分別為 7.10—9.49、24.36—27.36、0.053—0.066、2.73—4.17、1.32—1.75、1.12—2.70 mg·kg-1?？梢娯i糞帶入土壤中的重金屬從向玉米秸稈和籽粒的轉(zhuǎn)移能力明顯低于小麥。

由表7連續(xù)7年施用雞糞有機(jī)肥對玉米重金屬含量的影響可以看出，隨著雞糞施用量的增加，玉米籽粒Cu、Zn等重金屬含量均沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù) 7年施用雞糞的處理（15、30、45、60 t·hm-2）玉米籽粒中重金屬 Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As含量均沒有顯著的變化。玉米籽粒中重金屬Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍分別為 2.06—2.56、21.26—23.66、0.005—0.009、0.47—0.57、0.030—0.033、0.039—0.045 mg·kg-1。與相關(guān)的食品安全標(biāo)準(zhǔn)（NY 861—2004、GB 2762—2017）對比，連續(xù)7年施用雞糞不同用量的所有處理玉米籽粒重金屬含量均不超標(biāo)?？梢婋u糞中的重金屬從土壤向玉米秸稈和籽粒的遷移能力明顯低于小麥。隨著雞糞施用量的增加，玉米秸稈Zn含量呈明顯增加的趨勢，而Cu、Cd、Cr、Pb和As 的含量沒有顯著的變化。與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用雞糞的處理（15—60 t·hm-2）均顯著增加了玉米秸稈Zn含量，增幅為140.77%—286.18%。連續(xù) 7年施用高量雞糞的處理（60 t·hm-2）玉米秸稈 Zn含量均顯著高于施用低量雞糞的處理（15 t·hm-2）。玉米秸稈中重金屬Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍分別為6.20—11.03、52.44—84.11、0.041—0.061、3.13—3.95、1.15—1.79、2.88—3.36 mg·kg-1。

表6 連續(xù)7年施用豬糞有機(jī)肥對玉米重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Table 6 Effects of continuous application for 7 years of pig manure on heavy metal content in corn

表7 連續(xù)7年施用雞糞有機(jī)肥對玉米重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Table 7 Effects of continuous application for 7 years of chicken manure on heavy metal content in corn

3 討論

畜禽養(yǎng)殖業(yè)配方飼料添加Zn等微量元素較為普遍，由于畜禽對添加劑中的微量元素吸收利用率通常較低，這些微量元素大部分隨糞便排出，故畜禽糞便有機(jī)肥料還田已成為農(nóng)田重金屬主要污染源之一（姜萍等，2010；Nicholson et al.，2003）。國內(nèi)外研究表明，施用畜禽糞便有機(jī)肥能夠增加土壤Cu和Zn等重金屬含量（李祖章等，2010；王美等，2014；孫國峰等，2017）。畜禽糞便種類和施用量是影響土壤中Cu、Zn等重金屬積累的重要因素。賈武霞等（2016）研究表明畜禽糞便施用對土壤重金屬累積的影響大小為：豬糞＞雞糞＞牛糞，表明豬糞施用的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)更大。本試驗(yàn)結(jié)果表明，與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用豬糞的處理均顯著增加了0—15 cm土壤Cu、Zn、As和Cd含量。連續(xù) 7年施用雞糞的處理均顯著增加了 0—15 cm土壤 Cu、Zn和 Cr含量。這與本試驗(yàn)用豬糞和雞糞有機(jī)肥本身的重金屬元素含量較高有關(guān)。另外，隨著豬糞施用量的增加，0—15 cm土壤Cu、Zn、Cd和As含量均呈顯著增加的趨勢。隨著雞糞施用量的增加，0—15 cm土壤Cu、Zn、Cr含量均顯著增加。可見長期施用不同種類有機(jī)肥和施用量不同帶來的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)也是不同的。

土壤中重金屬的行為會受到土壤pH、有機(jī)質(zhì)、CEC等理化性質(zhì)的影響，土壤有機(jī)碳含多種官能團(tuán)能夠吸附、絡(luò)合重金屬，進(jìn)而影響重金屬的遷移（毛志剛等，2014；Ren et al.，2015；段德超等，2016）。有研究發(fā)現(xiàn)，隨著畜禽糞便施用量的增加，重金屬Cu、Zn等含量在土壤剖面垂直分布中明顯增加（王成賢等，2011；李金峰等，2016）。本研究中，豬糞施用量較高時(shí)，Zn和Cd向15—30 cm土壤遷移并積累。雞糞用量較高時(shí)，Cu、Zn、Cr向15—30 cm土壤遷移并積累。這可能是因?yàn)槭┰诒韺拥呢i糞和雞糞有機(jī)肥分解后使土壤中的溶解性有機(jī)碳（DOC）含量增加，活性有機(jī)碳可以作為重金屬的有機(jī)配體，從而對重金屬的遷移產(chǎn)生影響（柳敏等，2006）。因此，長期施用高量有機(jī)肥時(shí)應(yīng)特別關(guān)注重金屬在土壤剖面中的累積和遷移。

已有研究表明，一方面有機(jī)肥中的腐殖質(zhì)通過螯合、絡(luò)合反應(yīng)固定重金屬，從而降低重金屬對植物的有效性（華珞等，2002；Chang et al.，1996）；另一方面，施用有機(jī)肥能顯著提高重金屬的有效性（王開峰等，2008；譚長銀等，2009；Lipoth et al.，2007）。本研究中，連續(xù)7年施用豬糞的處理均顯著增加了小麥籽粒Cu、Zn含量；施用高量豬糞的處理（45 t·hm-2和 60 t·hm-2）小麥籽粒 As含量均顯著高于低量豬糞的處理（15 t·hm-2）；連續(xù)7年施用高量雞糞的處理均顯著增加了小麥籽粒Zn和Cd含量。這是由于施用畜禽糞便有機(jī)肥顯著增加了土壤重金屬生物有效性所致。另外，本研究中總體上是施用相同用量雞糞有機(jī)肥處理土壤Zn含量、小麥和玉米秸稈中Zn含量均明顯高于豬糞有機(jī)肥處理，而籽粒中Zn含量卻差異不大，表明施用豬糞有機(jī)肥的處理Zn元素從小麥和玉米秸稈向籽粒的轉(zhuǎn)移能力高于雞糞有機(jī)肥處理。這可能是由于施用豬糞有機(jī)肥處理土壤 Cu含量明顯高于雞糞處理，而土壤中 Cu含量的增高可以促進(jìn)植物對 Zn的吸收的緣故（薛艷等，2005）。本研究中相同施肥條件下，除Cr外，小麥籽粒中Cu、Zn等重金屬含量明顯高于玉米，表明小麥籽粒對Cu、Zn等重金屬具有更高的吸收累積能力，這與陳虎等（2013）的研究結(jié)果一致。

4 結(jié)論

（1）連續(xù)7年施用豬糞的處理均顯著增加了0—15 cm土層土壤 的Cu、Zn、As和Cd含量。豬糞施用量高時(shí)，Zn和Cd已遷移到15－30 cm土層并積累。與施化肥處理相比，連續(xù)7年施用雞糞的處理均顯著增加了耕層土壤Cu、Zn和Cr含量，增幅分別在 16.81%—38.72%、133.93%—435.73%和33.45%—58.31%。雞糞用量較高時(shí)，Cu、Zn、Cr向15—30cm土壤遷移并積累?？梢?，施用有機(jī)肥種類不同帶來的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)也不同，應(yīng)特別關(guān)注長期施用有機(jī)肥后重金屬在土壤剖面中的累積和遷移。

（2）與施化肥的處理相比，連續(xù)7年施用豬糞的處理均顯著增加了小麥籽粒Cu、Zn含量；連續(xù)7年施用高量雞糞的處理均顯著增加了小麥籽粒Zn和Cd含量。連續(xù)7年施用豬糞的處理和高量雞糞的處理小麥籽粒Zn含量超過相關(guān)的食品安全標(biāo)準(zhǔn)（NY 861—2004），小麥籽粒對Cu、Zn等重金屬具有更高的吸收累積能力。