随着我国集约化养殖业的迅速发展，畜禽粪便的排放量在逐年增加^[1]。2010年我国畜禽粪便排放总量达到22.35亿t，其中13.93%为猪粪排放量，而形成污染的粪便排放总量达到2.27亿t。估算到2020年全国畜禽粪便产生量约为28.11亿t，其中形成污染的畜禽粪便排放总量将增加30%^[2-3]。我国每年使用的微量元素添加剂超过15万t，其中约55%~66%未被动物利用，而是随畜禽粪便进入环境中，造成农田和生态环境污染^[4-5]。重金属微量元素如Cu、Zn、Cd、As等被广泛添加到动物饲料中，其中Cu可高达每千克数百毫克，Zn可高达每千克数千毫克，而畜禽对Cu、Zn等微量元素的利用率低，其中超过95%的Cu和Zn随粪便排出^[4]。刘荣乐等^[6]和张树清等^[7]调查研究均表明，畜禽粪便尤其是猪粪中Cu、Zn存在较严重的残留和超标现象，超标率分别为19.1%和16.7%。Nicholson等^[8]研究发现猪粪中Cu和Zn含量的均值分别达到360 mg·kg^-1和500 mg·kg^-1，显著高于其他粪便。Cang等^[9]也研究发现，Cu、Zn在饲料和畜禽粪便中的含量要显著高于其他重金属元素。作为肥料施入土壤仍然是畜禽粪便利用的主要方式，在蔬菜生产基地，尤其是设施菜地，还存在着长期大量施用畜禽粪肥的现象。施用携带大量重金属的畜禽粪便极易造成重金属在农田土壤中的累积，进而危及农产品安全。

畜禽粪便施用不仅可以通过改变土壤理化特性来影响土壤重金属有效性，其自身还可以通过矿化作用释放重金属进入土壤，从而增加农产品重金属累积风险^[10]。畜禽粪便中重金属的生物有效性高低取决于有机肥的分解程度及所含有的重金属与土壤固相之间的吸附过程^[10-11]。如何科学地表征畜禽粪便中重金属的植物有效性已成为评估畜禽粪便农田施用风险的重要内容之一。基于等量重金属无机盐条件下重金属的植物有效性可以获得目标有机肥中重金属的有效系数，从而更好地表征畜禽粪便农田施用的环境风险^[12]，然而目前在这方面的研究还相对较少。张云清等^[11]和商和平等^[13]研究表明，在石灰性褐土和酸性黄泥土中施用猪粪(2%)6个月，土壤有效态Cu和Zn含量均与等量Cu和Zn无机盐处理无显著差异，而猪粪中Cu、Zn、Cd的生物有效性显著低于等量重金属无机盐或与之相当；董同喜等^[12]研究发现，水稻土中施用畜禽粪便有机肥及等量重金属无机盐30~63 d后，重金属无机盐处理的土壤溶液中Cu、Zn、Cd、Pb含量分别是猪粪处理的2.0、2.2、15.6、4.0倍。徐兴华等^[14]研究表明，污泥中重金属(50 g·kg^-1)与水溶性重金属盐在等量施用时，污泥重金属在番茄苗期的Cu、Zn有效系数分别为54.8%和80.9%，在玉米苗期Cu、Zn的有效系数分别为70.3%和53.4%，污泥中的重金属有效性显著低于水溶性重金属盐。本论文拟通过盆栽试验研究不同土壤施用猪粪和等量的重金属水溶性盐对植物地上部重金属吸收量的影响，以获得猪粪中重金属的植物有效系数，从不同土壤类型、不同施肥量、有机肥的当季效应和后续效应三个方面探讨猪粪中重金属与等量水溶性重金属盐植物有效性间的量化关系，为今后正确评价猪粪施用环境风险，制定更合理的畜禽粪便农用标准和管控农产品安全提供理论依据。

试验用土分别为采自辽宁沈阳的潮棕壤、湖南岳阳的红壤和甘肃张掖的灌漠土，经过风干后过2 mm筛备用。试验用猪粪采自湖南岳阳集约化养猪场。将猪粪与稻壳、秸秆粉等混合搅拌后，加入发酵剂，堆肥高约1 m，覆盖农膜以保温；在堆肥发酵前，调节含水量至60%左右，调节pH值至6.5左右；堆肥开始第1周每3 d翻堆1次，之后每5 d翻堆1次，堆肥时间为31 d。猪粪经堆肥腐熟后，风干磨细混匀。供试猪粪中重金属含量分别为Cu 600 mg·kg^-1、Zn 914 mg·kg^-1、Pb 6.78 mg·kg^-1、Ni 34.7 mg·kg^-1、Cr 88.2 mg·kg^-1和Cd 0.219 mg·kg^-1。供试土壤理化性质见表 1，其中重金属含量为总量。

表 1 供试土壤理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of experimental soils

表选项

盆栽试验一共设置5个处理，分别为2个施用猪粪处理(M)、2个添加等量重金属的水溶性盐处理(W)，以不添加猪粪及重金属水溶性盐的处理作为对照(CK)。每盆装2 kg土壤，各处理4次重复。设置的2个猪粪施用量分别为每千克土壤中加入50 g(M5)和100 g(M10)猪粪(干重)，相当于猪粪施用量为5%和10%，与土壤混合均匀。由于供试猪粪中Pb、Ni、Cr和Cd含量较低，故本文主要研究Cu、Zn在土壤中的有效系数。根据猪粪携带的重金属含量，计算等量重金属Cu或Zn的水溶性盐(W5、W10)。猪粪和等量重金属的水溶性盐处理(M5和W5)中添加重金属量均为Cu 60.0 mg·盆^-1和Zn 91.4 mg·盆^-1；M10和W10处理中添加重金属量均为Cu 120 mg·盆^-1和Zn 182.8 mg·盆^-1。选用的水溶性盐种类为CuSO₄·5H₂O和ZnSO₄·7H₂O。配制好一定比例的重金属盐溶液后，根据猪粪中重金属的量吸取一定体积重金属盐溶液与土壤混合均匀。所有处理保持70%的土壤田间持水量，老化培养3个月。为满足作物生长对养分需求，所有处理在种植作物前均按照比例添加一定的氮磷钾肥料(N:P₂O₅:K₂O=0.15:0.18:0.12)。本研究供试土壤中添加的CO(NH₂)₂、KH2PO4和K2SO₄含量分别为322、345 mg·kg^-1和1.00 mg·kg^-1。

供试作物选择对重金属累积能力较高的叶类蔬菜。为研究猪粪中携带的重金属在土壤中有效性的长期效应，试验设置两季作物，第一季供试作物为空心菜，第二季供试作物为小白菜。种子均购自中国农业科学院蔬菜花卉研究所，分别为大叶空心菜和“中白78”小白菜，种植时间选择适宜供试作物生长的季节，分别是5月和10月，两季作物种植前均进行相同施肥处理。每盆中均匀播入10粒空心菜或小白菜种子，出苗1周后间苗，每盆中留下4株长势均匀的空心菜或小白菜，继续种植5周后，将地上部分的空心菜或小白菜收获，称植物鲜重，洗净后置于信封105 ℃杀青30 min，80 ℃烘干称重，粉碎备用。

猪粪中重金属的测定：准确称取研磨过筛后的猪粪样品0.500 0 g置于消煮管中，先加入1 mL水润湿后再加入10 mL盐酸，静置过夜，然后进行低温消解。当盐酸剩余2~3 mL时，再依次加入3 mL的硝酸、5 mL的氢氟酸和3 mL的高氯酸，加盖后再中温消解1 h。当白烟冒尽且消解物呈粘稠状时，取下冷却，加1 mL(1+1)硝酸溶解残渣，定容至25 mL，用火焰原子吸收法测定Cu、Zn含量，同时做空白试验。空心菜和小白菜样品用HNO₃-H₂O₂混合酸微波消解，上清液经过滤、定容后，利用ICP-MS(Agilent 7500 USA)测定Cu、Zn含量。样品分析过程中，采用国家一级标准物GBW07403和GBW10015作为质控样品进行分析质量控制。

猪粪中重金属的植物有效性可以用猪粪中重金属相对于重金属水溶性盐的植物有效系数(Phytoavailability Coefficient)来表述，系数的公式如下^[15]：

式中：PC为猪粪重金属有效系数，%；C_M为添加猪粪处理(M)的植物地上部分重金属含量，mg·kg^-1；C_W为添加等量重金属盐处理(W)的植物地上部分重金属含量，mg·kg^-1；C_CK为对照处理(CK)的植物地上部分重金属含量，mg·kg^-1。

测定数据用Excel 2013和SPSS 21进行绘图和数据统计分析。处理间方差分析采用Duncan法在0.05水平下进行。

施用猪粪在一定程度上促进了空心菜及小白菜生物量的增加，而等量重金属水溶性盐则对空心菜及小白菜生物量无显著影响。从图 1和图 2可以看出，重金属水溶性盐W5和W10的处理，空心菜和小白菜在三种土壤上的生物量与对照相比基本上无显著差异。而猪粪M5处理，除空心菜在红壤上的干重与对照无显著差异外，其他处理的生物量均显著高于对照；猪粪M10处理，空心菜和小白菜在三种土壤上的生物量与对照相比均有所增加，但与M5相比，生物量均有所下降。

不同小写字母表示相同作物相同土壤的不同处理之间地上部生物量差异显著(P < 0.05)。图 2同 Different lowercase letters indicate the significant differences(P < 0.05) in aboveground of crop among the different treatments of the same crop and experimental soils. The same as figure 2 图 1 猪粪及等量重金属水溶性盐各处理作物地上部鲜重 Figure 1 The fresh weight of crop shoots from different soils after applied with pig manure and water-soluble salts with the equivalent heavy metals

图选项

图 2 猪粪及等量重金属水溶性盐各处理作物地上部干重 Figure 2 The dry weights of crop shoots from different soils after applied with pig manure and water-soluble salts with the equivalent heavy metals

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从图 3和图 4可以看出，与对照相比，施用猪粪和等量重金属水溶性盐均增加了空心菜和小白菜地上部Cu、Zn含量，并随着猪粪和水溶性重金属盐施用量增加而提高。猪粪施用量为50 g·kg^-1(M5)时，在三种土壤上种植的空心菜和小白菜Cu含量均显著高于对照(P < 0.05)。灌漠土种植的空心菜和小白菜Zn含量显著高于对照(P < 0.05)，但潮棕壤、红壤种植的差异不显著。猪粪施用量为100 g·kg^-1(M10)时，三种土壤种植的空心菜和小白菜Cu、Zn含量与对照相比均有显著增加(P < 0.05)。水溶性重金属盐处理W5和W10，空心菜和小白菜地上部Cu、Zn含量与对照相比均有显著提高(P < 0.05)。

不同小写字母表示相同土壤的不同处理之间作物地上部重金属Cu或Zn含量差异显著(P < 0.05)。图 4同 Different lowercase letters indicate the significant differences(P < 0.05) in Cu or Zn contents of water spinach shoot among different treatments of the same experimental soils. The same as figure 4 图 3 猪粪及等量重金属水溶性盐各处理空心菜地上部Cu、Zn含量 Figure 3 Cu and Zn contents in water spinach shoot from different soils after applied with pig manure and water-soluble salts with the equivalent heavy metals

图选项

图 4 猪粪及等量重金属水溶性盐各处理小白菜地上部Cu、Zn含量 Figure 4 Cu and Zn contents in pakchoi shoot from different soils after applied with pig manure and water-soluble salts with the equivalent heavy metals

图选项

施用猪粪的M5和M10处理，第一季作物空心菜Zn含量与等量重金属水溶性盐处理相比均呈减少趋势，除潮棕壤的M10处理外，其他处理差异均达到显著水平(P < 0.05)。M5处理的空心菜Cu含量与等量重金属水溶性盐处理相比均呈减少趋势，而M10处理则呈增加趋势。施用猪粪的M5和M10处理，第二季作物小白菜Zn含量与等量重金属水溶性盐处理相比，除潮棕壤的M10处理外，和空心菜规律基本一致，即显著低于等量重金属水溶性盐处理或无显著差异，而Cu含量则显著高于等量重金属水溶性盐处理或无显著差异。

图 5为三种供试土壤上种植空心菜后猪粪中Cu、Zn相对于等量重金属水溶性盐的植物有效系数。当猪粪施用量为50 g·kg^-1(M5)时，猪粪中Cu的植物有效系数均低于100%，表明该施用量下Cu的植物有效性均低于等量水溶性Cu盐。当猪粪施用量增加为100 g·kg^-1(M10)时，猪粪中Cu的植物有效系数均高于100%，表明猪粪中Cu的植物有效性均高于等量水溶性Cu盐。该结果表明随着猪粪施用量的增加，Cu在土壤中的植物有效性及潜在危害风险亦在增加。当猪粪施用量为50、100 g·kg^-1时，猪粪中Zn的植物有效系数均低于100%，表明猪粪中Zn的植物有效性均低于等量水溶性Zn盐，猪粪中Zn的施用风险小于等量的水溶性Zn盐。

图 5 不同土壤上猪粪Cu、Zn相当于等量重金属水溶性盐的植物有效系数(空心菜) Figure 5 Phytoavailability coefficient of Cu and Zn from different soils after applied with pig manure and water-soluble salts with the equivalent heavy metals(water spinach)

图选项

图 6为在三种供试土壤上种植小白菜后猪粪中Cu、Zn相对于等量重金属水溶性盐的植物有效系数。当猪粪施用量为50 g·kg^-1(M5)时，猪粪中Cu的植物有效系数高于或接近100%，表明猪粪中Cu的植物有效性高于或相当于等量的水溶性Cu盐。当猪粪施用量为100 g·kg^-1(M10)时，猪粪中Cu的植物有效系数均高于100%，且大于猪粪施用量为50 g·kg^-1时的有效性系数，表明猪粪中Cu的植物有效性高于水溶性Cu盐，且随着猪粪施用量的增加，Cu在土壤中的潜在危害风险亦增加。当猪粪施用量为50、100 g·kg^-1时，除了第二季小白菜潮棕壤M10处理外，猪粪中Zn的植物有效系数均低于100%，表明猪粪中Zn的植物有效性均低于等量水溶性Zn盐，施用猪粪后作物累积Zn的风险小于等量水溶性Zn盐。以上研究结果显示，猪粪中Cu的植物有效系数要大于Zn，更容易被作物吸收利用。第二季小白菜猪粪中Cu和Zn的植物有效系数均高于第一季空心菜，说明随着猪粪施入土壤中时间的延长，与等量水溶性金属盐处理比较，猪粪中Cu和Zn的植物有效性逐渐增加。

图 6 不同土壤上猪粪Cu、Zn相当于等量重金属水溶性盐的植物有效系数(小白菜) Figure 6 Phytoavailability coefficient of Cu and Zn from different soils after applied with pig manure and water-soluble salts with the equivalent heavy metals(pakchoi)

图选项

研究结果还表明，三种供试土壤上猪粪中Cu、Zn的植物有效系数也存在明显差异。其中猪粪中Cu在红壤上植物有效系数为89.77%~286.65%、潮棕壤为48.95%~207.83%、灌漠土为67.81%~131.72%，猪粪中Cu在三种供试土壤中的平均植物有效系数排序为红壤>灌漠土>潮棕壤。猪粪中Zn在红壤上植物有效系数为10.10%~33.76%、潮棕壤为22.40%~183.29%、灌漠土为44.65%~99.94%，猪粪中Zn在三种供试土壤中的平均植物有效系数排序为潮棕壤>灌漠土>红壤。

畜禽粪便施用可以显著促进作物生长，然而其携带的重金属进入土壤后，增加了农产品中重金属的累积风险，给人类身体健康带来了隐患^[16]。本研究中，三种土壤中施用猪粪(50、100 g·kg^-1)后均能显著促进空心菜和小白菜生长，同时也增加了其地上部Cu和Zn含量。该结果与Zhou等^[17]研究结果相一致，即畜禽粪便中Cu、Zn含量的增加显著促进了青菜和萝卜地上部Cu、Zn的累积。本研究中，猪粪施用量为100 g·kg^-1时空心菜及小白菜生物量均低于50 g·kg^-1施用量，这可能与高量施肥下植物受到重金属盐毒害或土壤中盐基离子含量较高有关^[15]。此外，施用猪粪后空心菜及小白菜Zn含量总体上低于等量水溶性Zn盐的处理，而空心菜及小白菜Cu含量，则总体上高于对应的等量重金属水溶性盐处理，尤其是猪粪施用量达到100 g·kg^-1时，这可能是因为猪粪中丰富的有机质能明显提高Cu的有效性而对Zn的作用较小^[27]，从而导致空心菜及小白菜对Cu的吸收量相对较高。

当猪粪施用量为50 g·kg^-1和100 g·kg^-1(M5、M10)时，三种土壤施用猪粪中Cu相当于Cu盐的植物有效系数在49.0%~141%和91.4%~287%之间。当猪粪施用量为50 g·kg^-1时，猪粪中Cu对空心菜的有效系数在49.0%~89.7%之间，猪粪中Cu的植物有效性低于等量水溶性Cu盐的有效性。胡美玲等^[18]研究发现，添加适量的有机肥可以降低土壤中Cu的有效性，有机肥1%的添加量对Cu的稳定化作用最显著。一方面有机肥中含有的大量可溶性有机配体与Cu离子结合形成复合物后其溶解能力增强^[18-19]，另一方面由于有机肥含有较难分解的有机物质及不易氧化的硫化物质，其中有机质可以提供-OH和-COOH官能团，增加了Cu的结合位点，使Cu形成不易移动和溶解的稳定络合物^[20-21]。SedberryJr等^[22]研究也发现，水稻土壤中每增加1%的有机质，水稻组织中Cu生物活性就降低1 mg·kg^-1。但值得注意的是，当猪粪施用量增加到100 g·kg^-1(M10)时，猪粪中Cu的植物有效系数均大于100%，说明随着猪粪施用量的增加，Cu在土壤中的潜在危害风险也在增加。这可能是因为当大量施用猪粪时，猪粪中存在的大量水溶性有机质使猪粪中Cu的生物有效性要高于水溶性Cu盐^[22]。曾希柏等^[23]研究表明，添加不同量的DOM后在一定程度上降低了土壤中铁锰结合态Cu含量，提高了土壤Cu的有效性。

当猪粪施用量为50 g·kg^-1和100 g·kg^-1(M5、M10)时，三种土壤上猪粪中Zn相当于水溶性Zn盐的植物有效系数在10.1%~67.9%和15.2%~99.9%之间(潮棕壤M10除外)，说明在猪粪中Zn的生物有效性要显著低于水溶性Zn盐。该结果与张云青等^[11]研究结果相似。这主要是由于猪粪中存在的对重金属有强烈吸附和螯合作用的大分子腐殖质，有助于降低重金属的生物有效性。董同喜等^[12]亦发现，在水稻土中添加猪粪后，Zn的生物有效性均显著低于等量重金属盐。主要由于猪粪等粪便固体可以固定0.6 mmol Zn，使其移动性和生物活性大幅降低。此外，本研究还发现，猪粪中Cu和Zn在第二季小白菜上的植物有效系数均高于第一季种植的空心菜，这可能是因为猪粪在土壤中的进一步腐解矿化，提高了猪粪中Cu、Zn的植物有效性。同时，Cu的植物有效系数均要高于相同处理下的Zn，这可能与Cu、Zn和有机物质络合能力的强弱有关。Cu相对于Zn更容易与有机物质发生络合作用，当有大量水溶性有机质存在时，将会提高Cu的植物有效性^[24-26]。因此，猪粪施用应优先关注Cu。

此外，猪粪中Cu或Zn的植物有效系数在三种供试土壤之间均有明显的差异。如在红壤中猪粪Cu的有效系数明显高于灌漠土和潮棕壤，但在红壤中的Zn有效系数则明显低于灌漠土和潮棕壤。从表 1中可以看出供试的三种土壤理化特性存在较大差异，无论是土壤pH值、阳离子交换量、有机质，还是元素含量。不同供试土壤间的理化特性及微生物差异可能影响着猪粪中重金属的矿化进程以及其与土壤固相的吸附量，从而导致猪粪中重金属的植物有效系数在不同土壤间存在差异。张妍等^[27]和Huang等^[28]研究了猪粪处理中小白菜地上部Cu、Zn含量与土壤理化性质的关系，发现施用猪粪的小白菜地上部Cu、Zn含量与DOC、SOM呈显著正相关，Cu与pH、Eh呈显著负相关。同时，汪金舫等^[29]研究发现，有机质能明显提高土壤Cu的生物有效性，而对Zn的作用较小。有机质对土壤Cu和Zn生物有效性影响的不同，导致植物对土壤中Cu和Zn的富集系数和转运系数随猪粪施用量的变化产生差异^[27]。周歆等^[30]研究表明，Cu和Zn的交换态量与土壤阳离子交换量之间均存在幂函数相关关系，R_Cu²=0.499和R_Zn²=0.341。这些研究说明了土壤理化性质差异对施用猪粪后作物Cu、Zn含量及其生物有效性会产生一定影响，但内在的相关机理还有待今后进一步深入研究。

(1) 施用猪粪和等量重金属的水溶性盐明显增加了空心菜和小白菜地上部Cu、Zn的含量，且随着猪粪和水溶性重金属盐施用量的增加，空心菜和小白菜中Cu和Zn含量也增加。

(2) 猪粪施用量为50 g·kg^-1和100 g·kg^-1时，空心菜和小白菜地上部Zn含量总体上低于对应的等量重金属水溶性盐处理，猪粪Zn植物有效系数低于100%；猪粪施用量为100 g·kg^-1时，空心菜和小白菜Cu含量均高于相对应的等量重金属水溶性盐处理，猪粪Cu植物有效系数大于100%。猪粪中Cu的植物有效系数明显高于Zn，猪粪施用应优先关注Cu。

(3) 猪粪中Cu、Zn在第二季小白菜上的植物有效系数均高于第一季种植的空心菜，表明随着猪粪施入土壤中时间的延长，猪粪中Cu和Zn的植物有效性均有所提高。