不同有機物料對灌漠土重金屬累積特征及作物效應的影響

宋姿蓉，俄勝哲，袁金華，賈武霞，曾希柏，蘇世鳴，白玲玉

不同有機物料對灌漠土重金屬累積特征及作物效應的影響

宋姿蓉1，俄勝哲2，袁金華2，賈武霞1，曾希柏1，蘇世鳴1，白玲玉1

（1中國農業科學院農業環境與可持續發展研究所/農業農村部農業環境與氣候變化重點開放實驗室，北京 100081；2甘肅省農業科學院土壤肥料與節水農業研究所，蘭州 730070）

【】探討長期施用有機物料對灌漠土中重金屬含量、形態賦存特征及作物重金屬含量的影響，為有機物料農業安全利用及土壤有機培肥中重金屬累積控制提供理論依據和技術支持。利用田間長期定位試驗，研究雞糞、牛糞、豬糞、菌渣、污泥和沼渣對灌漠土幾種典型重金屬元素含量、賦存形態及小麥植株中重金屬含量的影響。長期（7年）施用雞糞、豬糞、污泥的處理顯著增加了灌漠土中Cu、Zn含量，增加量為豬糞＞雞糞＞污泥，其中Cu含量分別增加了62.20%、20.10%和10.26%，Zn含量分別增加了79.98%、39.24%和18.31%，并與施用年限呈顯著正相關關系。3種有機物料施用下Cu平均每年累積速率為4.16、1.25和0.97 mg·kg-1·a-1，Zn平均每年累積速率為11.04、4.86和2.59 mg·kg-1·a-1。但施用上述3種有機物料對Cd、Cr、Pb和Ni含量沒有顯著影響。施用牛糞、菌渣和沼渣對灌漠土中重金屬含量亦無顯著影響。施用雞糞、豬糞、污泥還顯著影響了土壤中Cu、Zn賦存形態，增加了土壤中Cu、Zn各有效賦存形態的含量和占總量的比例，顯著提高了灌漠土中Cu、Zn有效態的含量，顯著增加了小麥根和秸稈中Cu、Zn的含量，其中豬糞影響最大。豬糞、雞糞、污泥長期施用可導致灌漠土中Cu、Zn快速累積并提高Cu、Zn的生物有效性，其中豬糞的作用尤為明顯。在施用有機物料培肥土壤時，要特別關注其中Cu、Zn的含量，以確保土壤健康和可持續利用。

重金屬；累積；賦存形態；有機物料；灌漠土；小麥；長期定位試驗

0 引言

【研究意義】施用有機物料可以增加土壤有機質含量、改善土壤結構、提高土壤肥力，因而也常作為改良中低產田的有效措施。但是，由于現代畜禽養殖方式向集約化發展、城市化進程加快等，使有機物料中重金屬的殘留增加[1-5]，在資源化利用中可能導致土壤中重金屬等污染物的累積，并產生潛在的污染風險[6-8]。【前人研究進展】魯洪娟等[9]研究表明施加有機物料已經成為當前農業用地中重金屬的重要來源，但因其原料及堆制工藝的不同，不同有機物料中殘留的重金屬含量也不同，對土壤中的重金屬累積必然產生不同的影響。集約化養殖業中微量元素Cu、Zn、As 等被廣泛應用于飼料添加劑，但由于其在動物體內的吸收非常低，大量重金屬隨糞便和尿排出，造成了重金屬在畜禽糞便中的高殘留[10-11]。污水處理廠每年產生的大量污泥，隨著城市工業的發展，也造成了污泥中重金屬殘留問題，但不同區域城市污泥重金屬含量存在一定差異[12]。重金屬在土壤中的毒性及環境行為不僅與其總量有關，更大程度上是由其賦存形態所決定的。不同的形態產生不同的環境效應，直接影響到重金屬的毒性、遷移及其在自然界的循環[13-14]。有機物料施用對土壤中重金屬總量及賦存狀態產生影響，從而影響重金屬的生物有效性和環境生態風險[15-16]。【本研究切入點】灌漠土分布于我國漠境地區的內陸河流域和黃河流域，占國土面積一半以上，由于該區域生態脆弱而不穩定，干旱、貧瘠和板結是影響灌漠土農業發展的主要土壤障礙問題[17-18]。分布有大面積灌漠土的甘肅省張掖市是我國典型商品糧食、蔬菜基地，畜牧業發展良好，沼氣建設成績顯著，每年都產生大量的雞糞、牛糞、豬糞、菌渣、污泥和沼渣等有機廢棄物料[19]。這些有機物料經過堆肥后還田，可以提高土壤的有機質含量、改良土壤結構、改善土壤理化性質和微生物環境，達到培肥地力的作用，同時還緩解了有機廢棄物料對環境造成的壓力。因此，利用田間小區定位試驗研究長期施用不同有機物料灌漠土中重金屬累積及其賦存形態的變化規律，對灌漠土地區有機廢棄物料資源化利用和合理培肥土壤，防止土壤重金屬過度累積導致土壤質量退化具有重要理論意義和實用價值?！緮M解決的關鍵問題】闡明長期施用不同類型有機物料對灌漠土中重金屬累積及賦存形態的影響，為灌漠土有機培肥中重金屬累積的生態風險評價、預測及合理利用有機物料提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗時間、地點和材料

田間試驗在甘肅省農業科學院張掖節水農業試驗站進行。試驗地土壤為灌漠土，試驗初始 0—20 cm 土層土壤的重金屬含量為Cd 0.22 mg·kg-1、Cr 121.39 mg·kg-1、Cu 32.40 mg·kg-1、Ni 58.13 mg·kg-1、Pb 24.23 mg·kg-1和Zn 73.56 mg·kg-1，其他基本理化性質見表1。

表1 試驗區土壤基本理化性質

供試的有機物料為腐熟的雞糞、牛糞、豬糞、菌渣、污泥和沼渣。其中幾種畜禽糞肥取自試驗站周邊的養殖場，菌渣取自附近食用菌養殖戶，污泥取自張掖市污水處理廠，沼渣取自附近農戶沼氣池，各種有機物料經充分腐熟后再施入土壤。試驗2011—2017年施用的有機物料中重金屬含量統計結果見表2。

表2 有機物料中重金屬含量統計（2011—2017年）

1.2 試驗設計

試驗起始時間為2011年，共設置8個處理，分別為：（1）對照（CK），不施加有機物料與化肥；（2）施用化肥（NP），按當地常規施肥標準、長期定位試驗結果及相關文獻報道[20-21]，施加氮磷化肥；（3）化肥+雞糞（NP+JF），70%常規施肥量+雞糞；（4）化肥+牛糞（NP+NF），70%常規施肥量+牛糞；（5）化肥+豬糞（NP+ZF），70%常規施肥量+豬糞；（6）化肥+菌渣（NP+JZ），70%常規施肥量+菌渣；（7）化肥+污泥（NP+WN），70%常規施肥量+污泥；（8）化肥+沼渣（NP+ZZ），70%常規施肥量+沼渣。以上處理中常規施肥量為尿素391 kg·hm-2，重過磷酸鈣（含P2O544%）273 kg·hm-2，不同類型有機物料按含有機質4 500 kg·hm-2的量施用?；屎陀袡C物料均作為基肥一次性施入。試驗采用隨機區組設計，各處理重復 3 次，每個小區面積為 5 m×6 m=30 m2。試驗種植作物為春小麥，每年 3 月中旬播種，8 月初收獲，田間管理同當地大田。

1.3 樣品采集與處理

基礎土樣于布置試驗前采取，每季小麥收獲后各小區用五點法采集0—20 cm土層土樣，均勻混合后按四分法留 l kg 混合土樣，剔除石礫和植物殘體，陰涼處風干并過 2 mm 篩后備用。從其中分取約50 g土樣，用瑪瑙研缽研磨并過100目篩，混勻后用于測定土壤重金屬。小麥收獲時每小區隨機取 30 株進行考種，分別將籽粒、秸稈、根洗凈，在70℃下烘至恒重、粉碎、過 1 mm 篩，裝袋備用。

1.4 樣品的測定

土壤重金屬全量：稱取0.5000 g左右100目土樣于聚四氟乙烯消解罐中，在通風櫥中與消解罐中加入9 mL硝酸和3 mL氫氟酸后，靜置過夜，將消解罐放入微波消解儀中消解完全后，放入趕酸儀中160℃趕酸至近干，用5%的稀硝酸定容至25 mL，過濾，用ICP-MS測定溶液中Cu、Zn、Cd、Pb、Cr、Ni的濃度。

土壤重金屬有效態：參照NY/T 890—2004。

土壤中重金屬賦存形態：參照Tessier連續提取法[22]。

小麥植株重金屬全量：稱取干重為1 g過0.15 mm尼龍篩植株樣品, 加入3 mL硝酸，1 mL高氯酸于微波消解儀上消解，定容，用ICP-MS測定溶液中Cu、Zn、Cd、Pb、Cr、Ni的濃度。

分析過程所用試劑均為優級純，所用的水均為超純水，同時加入國家標準土壤參比物質（GSS—1、GSS—4）和小麥標準物質（GSB—2）進行質量控制，分析結果符合質控要求。

1.5 數據分析

試驗圖表使用Microsoft Excel 2013及origin 8.0進行處理繪制，顯著性差異分析采用軟件SPSS進行多重比較，方差分析選用Duncan方法。

2 結果

2.1 有機物料類型對灌漠土重金屬全量的影響

表3為連續施用雞糞、牛糞、豬糞、菌渣、污泥和沼渣6種有機物料7年后土壤中Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn全量的變化?？梢园l現，長期施用雞糞、豬糞、污泥顯著增加了土壤中Cu和Zn的含量，且增加量為豬糞處理＞雞糞處理＞污泥處理。與單施化肥處理（NP）相比，施用雞糞、豬糞、污泥后土壤中Cu總量分別增加了20.10%、62.20%和10.26%，Zn分別增加了39.24%、79.98%和18.31%。施用有機物料對土壤Cd、Cr、Ni、Pb含量沒有顯著影響，且施用牛糞、菌渣和沼渣對土壤重金屬全量的影響亦未達顯著水平。

表3 不同有機物料長期施用對灌漠土重金屬全量的影響

數據為平均值±標準差（=3）。同列不同小寫字母表示處理間差異顯著（＜0.05）。下同

The date are average values ± standard deviation (=3). Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among treatments (＜0.05). The same as below

圖1為土壤中重金屬全量隨有機物料施用年限的變化。可以看出，土壤中Cd、Pb、Ni、Cr全量隨有機物料施用年限的增加沒有明顯變化，但Cu、Zn含量隨有機物料施用年限的增加呈現出逐年上升的趨勢，其中施用雞糞、豬糞和污泥處理尤為明顯。應用相關結果進行回歸分析，可以求得土壤中Cu、Zn含量隨各種有機物料施用年限變化的回歸方程（表4），其中，土壤全量Cu隨雞糞、豬糞、污泥和沼渣4種有機物料施用年限的增加呈顯著線性上升的趨勢，根據其回歸關系式可以計算出土壤中Cu的累積速率分別為1.25、4.16、0.97和0.38 mg·kg-1·a-1，其累積速率為豬糞處理＞雞糞處理＞污泥處理＞沼渣處理。土壤全量Zn隨雞糞、牛糞、豬糞、污泥和沼渣5種有機物料施用年限的增加呈顯著線性上升，根據其回歸方程式計算所得的土壤中Zn的累積速率分別為4.87、0.73、11.04、2.59和0.65 mg·kg-1·a-1，其累積速率為豬糞處理＞雞糞處理＞污泥處理＞牛糞處理＞沼渣處理。

圖1 土壤中重金屬全量隨有機物料施用年限的變化

表4 土壤中Cu、Zn全量（Y）隨不同類型有機物料施用年限（X）的變化

**表示在0.01水平下差異顯著 **Indicate significant difference at 0.01 levels

2.2 有機物料長期施用對灌漠土重金屬賦存特征的影響

2.2.1 重金屬有效態含量 表5為不同有機物料施用7年后土壤中重金屬有效態含量。從表中可以看出有機物料的施用對土壤中Cd、Pb、Ni、Cr有效態含量沒有顯著的影響，牛糞、沼渣和菌渣對土壤中Cu、Zn有效態含量也沒有顯著的影響。但豬糞、雞糞、污泥顯著增加了土壤中有效態Cu、Zn（DTPA提?。┖?，其在總量中所占的比例也隨之增加。雞糞、豬糞、污泥施用使土壤有效態Cu從單施化肥處理的1.88 mg?kg-1分別增加到2.79、9.16和2.62 mg?kg-1，分別提高了0.5、3.8和0.4倍，超過了Cu全量增加的比值，有效態Cu在總量中所占的比例也從單施化肥處理的5.89%分別提高到7.53%、17.56%和7.48%。雞糞、豬糞、污泥施用使土壤有效態Zn從單施用化肥處理的0.97 mg?kg-1分別增加到7.62、18.76和5.03 mg?kg-1，分別提高了6.8、18.3和4.1倍，超過了Zn全量增加的比值，有效態Zn在總量中所占的比例從單施化肥處理的1.15%分別提高到8.52%、25.63%和6.11%。由此可見，雞糞、豬糞、污泥的施用不僅提高了土壤中Cu、Zn含量，更顯著增加了土壤中Cu、Zn的生物有效性，因此，長期施用高殘留重金屬的有機物料存在較大的環境風險。

表5 不同有機物料施用土壤中重金屬有效態含量（DTPA提取）

2.2.2 Cu、Zn形態賦存特征 基于以上不同有機物料長期施用對灌漠土Cd、Pb、Ni、Cr總量及DTPA有效態沒有顯著性的影響，重金屬賦存形態研究主要關注有顯著影響的Cu、Zn元素。圖2為長期施用6種有機物料土壤中Cu、Zn各賦存形態占總量的百分數。單施化肥處理土壤中Cu存在形態占總量的百分比大小順序為殘渣態（T7，61.41%）＞鐵錳氧化態（T5，16.62%）＞腐殖酸結合態（T4，13.88%）＞強有機結合態（T6，6.49%）＞離子交換態（T2，0.88%）＞碳酸鹽結合態（T3，0.73%），水溶態（T1）未檢出，T1—T6合計占總量的38.59%。施用沼渣、菌渣對土壤中Cu賦存形態沒有產生顯著影響，但雞糞、牛糞、豬糞和污泥顯著影響了土壤中Cu賦存形態，顯著增加了土壤中T1—T6形態Cu的含量和占總量的比例，T1—T6所占總量的比例從與單施化肥處理占總量的38.59%分別提高到了42.92%、42.43%、53.63%和41.03%，顯著提高了土壤中Cu的有效性，增加量為豬糞處理＞雞糞處理＞牛糞處理＞污泥處理。施用豬糞使土壤中Cu各賦存形態占總量的百分比從未檢出（T1）、0.88%（T2）、0.73%（T3）、13.88%（T4）、16.62%（T5）和6.49%（T6）提高到0.50%、1.09%、1.87%、20.21%、21.52%和8.45%。施用雞糞使土壤中的Cu各賦存形態占總量的百分比提高到0.21%（T1）、1.00%（T2）、19.3%（T5）和8.27%（T6）。施用牛糞雖然沒有顯著增加土壤中Cu總量，但顯著增加了土壤中T2、T4形態Cu的含量和占總量的比例，分別提高到0.97%和16.43%。施用污泥增加了土壤中T1和T5形態Cu的含量和占總量的比例，分別提高到0.08%（T1）和18.80%（T5）。

單施化肥處理土壤中Zn主要存在形態占總量的百分比大小順序為殘渣態（T7，80.36%）＞鐵錳氧化態（T5，11.82%）＞強有機結合態（T6，4.34%）＞腐殖酸結合態（T4，2.37%）＞碳酸鹽結合態（T3，0.82%）＞離子交換態（T2，0.29%），所有試驗處理水溶態Zn（T1）均未檢出，T1—T6之和占總量的19.64%。與Cu形態變化趨勢相似，施用沼渣、菌渣對土壤中Zn賦存形態沒有產生顯著影響，但雞糞、牛糞、豬糞和污泥則顯著影響了土壤中Zn賦存形態，顯著增加了土壤中T2—T5形態Zn的含量和占總量的比例，對T6形態沒有顯著影響。T2—T5之和所占總量的比例從單施化肥處理的15.31%分別提高到了27.83%、21.51%、40.66%和22.85%，顯著提高了土壤中Zn的有效性，增加量為豬糞處理＞雞糞處理＞污泥處理＞牛糞處理，施用豬糞使土壤中Zn各賦存形態占總量的百分比從0.29%（T2）、0.82%（T3）、2.37%（T4）和11.82%（T5）提高到0.74%、12.99%、12.10%和14.82%, 雞糞處理分別提高到0.45%、5.51%、7.07%和14.81%，污泥提高到0.36%、3.60%、4.74%和14.15%。施用牛糞雖然沒有顯著增加土壤中Zn含量，但顯著增加了土壤中T2、T3和T4形態Zn占總量的比例，分別提高到0.48%、2.97%和4.78%。

圖2 施入有機物料土壤中各形態Cu、Zn的分配情況

2.3 不同有機物料長期施用對小麥植株中Cu、Zn含量的影響

圖3為不同有機物料施用后小麥植株各部分的Cu、Zn含量分布。從圖中可以看出，不同有機物料施用7年后，與單施化肥處理相比，不同有機物料施用后對小麥植株各部分的Cu、Zn含量產生了不同影響。6種有機物料施用對小麥籽粒中Cu、Zn含量均沒有顯著影響，但豬糞、雞糞、污泥施用提高了秸稈中Cu、Zn含量，Cu分別提高了46.6%、18.94%、21.75%，Zn分別提高了62.43%、31.21%和20.75%，其中豬糞處理達顯著水平。豬糞、雞糞處理也增加了小麥根中Cu、Zn含量，Cu分別提高了106.88%和9.75%，Zn分別提高了111.96%和33.32%，豬糞處理達顯著水平。牛糞、菌渣、污泥和沼渣對小麥秸稈、根中的Cu和Zn含量均沒有顯著的影響。

不同小寫字母表示處理間差異顯著（P＜0.05） Different lowercase letters indicate significant differences among treatments (P＜0.05)

由表6可知，小麥籽粒Cu含量與土壤中各形態Cu含量沒有相關關系，但小麥秸稈Cu含量與土壤中離子交換態、碳酸鹽結合態、腐殖酸結合態、鐵錳氧化態、強有機結合態及殘渣態Cu存在極顯著正相關關系（＜0.01）。小麥根Cu含量與土壤中離子交換態、碳酸鹽結合態、腐殖酸結合態、鐵錳氧化態、強有機結合態Cu存在極顯著正相關關系（＜0.01），但與殘渣態Cu無顯著關系。

小麥籽粒Zn含量與土壤中各形態Zn含量同樣沒有相關關系，但小麥秸稈Zn與土壤中離子交換態、碳酸鹽結合態、腐殖酸結合態、鐵錳氧化態Zn存在極顯著正相關關系（＜0.01），與強有機結合態和殘渣態Zn無顯著相關關系。小麥根Zn含量與土壤中離子交換態、碳酸鹽結合態、腐殖酸結合態、鐵錳氧化態Zn存在極顯著正相關關系（＜0.01），與強有機結合態存在顯著正相關關系（＜0.05），與殘渣態Zn無顯著關系。

表6 小麥植株中Cu、Zn含量與土壤中Cu、Zn賦存形態的相關關系

*和**分別表示在0.05和0.01水平下差異顯著 * and ** Indicate significant difference at 0.05 and 0.01 level, respectively

3 討論

在有機廢棄物料資源化利用改良和土壤培肥過程中，由于有機廢棄物料中可能存在的重金屬高殘留問題，會導致重金屬在土壤中逐漸累積，造成潛在的環境和生態風險。我們通過在甘肅張掖灌漠土進行的7年連續定點小區試驗結果表明，不同來源的有機物料對灌漠土中重金屬含量及其賦存特征產生了不同的影響。其中集約化養殖場有機物料豬糞、雞糞和城市污水處理廠的污泥均導致了Cu、Zn在土壤中的累積，且豬糞處理＞雞糞處理＞污泥處理，并呈隨施用年限延長而增加的趨勢，但對Cd、Cr、Pb和Ni沒有顯著影響，而牛糞、菌渣和沼渣對灌漠土中重金屬含量并沒有顯著影響，這與有機物料中重金屬含量密切相關。表2為本研究連續7年所施用的不同有機物料中重金屬含量統計數據。從表2中數值可以看出豬糞、雞糞和污泥中的Cu、Zn含量均顯著高于牛糞、菌渣和沼渣，且雞糞、豬糞、污泥中Cu、Zn最小值均超過土壤的本底值（32.40 mg·kg-1和73.56 mg·kg-1），尤其是豬糞中Cu、Zn平均值為本底值的12倍，最大值為土壤的本底值的19倍和26倍，長期施用豬糞、雞糞、污泥勢必造成土壤中Cu、Zn的逐漸累積。牛糞、菌渣和沼渣中Cu、Zn平均值均低于土壤本底值，因此牛糞、菌渣和沼渣處理土壤中Cu、Zn沒有明顯累積。以上6種有機物料中Cd、Cr、Pb和Ni平均含量均接近或低于土壤本底值，因此所有處理土壤中Cd、Cr、Pb和Ni也沒有明顯累積。大量研究得到了與本試驗相似的結果。董占榮等[23]發現，豬糞中Cu、Zn等重金屬元素，隨著豬糞的長期施用，在土壤表層不斷積累，并且Cu、Zn的年增加濃度分別為2.57、2.69 mg·kg-1，本研究中豬糞施用處理土壤中Cu、Zn年增加濃度高于此值，分別為4.15、11.04 mg·kg-1，這與豬糞中Cu、Zn含量和施用量有關。葉必雄等[24]的研究也發現，長期施用不同畜禽糞便導致了農用區的土壤中重金屬增加，但含量差異較大，Cu、Zn、As和Cd的含量為豬糞農用區＞雞糞農用區＞牛糞農用區。國內外眾多研究也表明含有高濃度重金屬的畜禽糞便長期應用會增加生態環境的污染風險[25-30]。NICHOLSON等[31]認為畜禽糞便是土壤中Cu、Zn等重金屬的主要來源，Cu、Zn在土壤中累積的年貢獻率分別為40%和17%。通過對比最新實行的《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB15618—2018），盡管本試驗各處理土壤中Cu、Zn的含量目前尚未超過農用地土壤風險篩選值，但按照目前的施肥方式及土壤中Cu、Zn的年累積速率，施用豬糞、雞糞、污泥分別在16、54、70年和21、47、88年后，土壤中Cu和Zn全量將分別超過100 mg·kg-1（pH＞7.5）和300 mg·kg-1（pH＞7.5）的風險管控標準。

有機物料施用不僅造成土壤中重金屬總量的累積，還影響了土壤中重金屬的賦存形態，顯著提高了土壤中重金屬有效態含量，重金屬在土壤中賦存形態直接影響重金屬的毒性、遷移和環境效應[32-34]。本研究中，豬糞、雞糞、污泥施用顯著增加了土壤中有效態Cu、Zn（DTPA提取）含量，土壤中有效態Cu含量與單施化肥的處理相比分別提高了3.8、0.5和0.4倍，土壤中Cu有效態在總量中所占的比例也從單施化肥處理的5.89%分別提高到17.56%、7.53%和7.48%。而土壤中有效態Zn含量則分別提高了18.3、6.8和4.1倍，土壤中Zn有效態在總量中所占的比例也從單施化肥處理的1.15%分別提高到25.63%、8.52%和6.11%。本研究還表明，施用雞糞、牛糞、豬糞和污泥顯著影響了土壤中Cu、Zn賦存形態，顯著增加了土壤中各有效賦存形態Cu、Zn的含量和占總量的比例，其中，豬糞的施用對土壤中Cu、Zn賦存形態及有效性影響最大。一般認為水溶態、離子交換態、碳酸鹽結合態、腐殖酸結合態、鐵錳氧化鐵和強有機結合態為植物有效態或潛在有效態。豬糞施入灌漠土后，顯著提高了土壤中腐殖酸結合態、鐵錳氧化鐵、強有機結合態、碳酸鹽結合態、水溶態和離子交換態Cu的含量和占總量的比例，以上6種有效形態所占總量的比例從與單施化肥處理的38.59%提高到了53.63%。同時，也顯著提高了碳酸鹽結合態、腐殖酸結合態、鐵錳氧化鐵、強有機結合態和離子交換態形態Zn的含量和占總量的比例，以上5種有效形態所占總量比例從單施化肥處理的19.64%提高到了44.53%，促進了Cu、Zn在小麥根和秸稈中的累積，長期施用存在潛在的生態風險。大量的研究得到了和本研究相似的結果。楊子儀等[35]在黑土中研究表明，不同畜禽糞便的施用導致土壤中Zn由生物有效性低的殘渣態和可氧化態向生物有效性高的酸可提取態和可還原態轉化，提高了土壤中Zn的有效性。劉赫等[36]的研究也證實，含高Cu 的畜禽糞便長期施用土壤中，會導致DTPA 可提取態Cu 的濃度增加了3—4 倍。商和平等[37]研究發現，施入雞糞和豬糞后，土壤中有效態Cu含量顯著升高，并隨施用量的增加而增加，其原因可能是施入有機肥導致土壤pH降低，使Cu向其活性較高的有效態轉化，有效態Zn也有類似的變化，且比有效態Cu變化更明顯。

從我們的研究結果還可以看出，過去重點關注的有機廢棄物中Cd殘留導致土壤污染的風險，在本研究中沒有出現，這與近年來國家加強畜禽飼料中添加劑相關政策法規實施，使畜禽糞便中殘留Cd濃度有較大幅度的下降有關。但值得關注的是，畜禽糞便中，尤其是豬糞中Cu、Zn含量一直維持在高濃度水平，薄錄吉等[10]對我國21個省市集約化養豬場調查結果表明豬糞中Cu、Zn平均含量超標的省市分別占到95.2%和85.7%。而豬糞中Cu、Zn嚴重超標的原因來源于飼料中超標添加Cu、Zn等元素。在此次調查有豬飼料數據的11省市中，10個?。ㄊ校┴i飼料樣品中Cu含量全部超標，超標倍數在13.2—49之間。豬飼料Zn含量超標的樣品數量占到60%—100%，超標倍數在1.3—9.5之間，豬糞和飼料間Cu、Zn達到極顯著相關水平（＜0.01）。如果要保障有機肥施用不造成重金屬Cu、Zn在土壤中累積，必須實現土壤中重金屬輸入和輸出達到平衡。不考慮其他外源因素（如大氣沉降、灌溉水、農藥、化肥等）輸入土壤中的重金屬，單從有機物料輸入因素考慮，作物收獲為土壤中重金屬輸出的主要方式，建立基于肥料植物輸入輸出平衡的有機肥重金屬控制限值的方程為y=a+b/x，其中y為有機肥重金屬控制限值（mg·kg-1）； a為土壤重金屬本底值（mg·kg-1）；b為作物收獲攜帶輸出的重金屬總量（mg）；x為有機肥施用量（kg）。因此，是否造成重金屬在土壤中累積，與有機肥中重金屬含量、施用量以及作物攜帶輸出量均有直接關系。在本試驗條件下，小麥籽粒和秸稈最高產量分別為6 600和8 500 kg·hm-2，小麥籽粒和秸稈中Cu含量分別為6.39和4.18 mg·kg-1、Zn含量分別為27.22和8.69 mg·kg-1，小麥收獲攜帶出土壤的Cu和Zn為77 704、25 3517 mg·hm-2，如果按每公頃土壤施入15 000 kg有機肥（干基），基于肥料作物輸入輸出平衡的有機肥Cu、Zn控制限值ycu=32.4+（77704/15000）和yZn=73.56 +（253517/15000），計算得出有機肥Cu、Zn控制限值分別為37.58和90.46 mg·kg-1，但目前我國大部分集約化養殖場豬糞、雞糞中Cu、Zn殘留量遠遠高于此估算值。本試驗中施用的豬糞Cu、Zn含量均超過了此估算值，且平均值也超過了畜禽糞便安全使用準則中在蔬菜地使用限量標準和德國腐熟堆肥中部分重金屬限量標準。

本研究中，雖然豬糞、雞糞和污泥施用沒有顯著增加小麥籽粒Cu、Zn含量，小麥籽粒Cu、Zn含量與土壤中各形態Cu、Zn含量沒有顯著相關關系，但顯著促進了小麥根和莖葉中Cu、Zn含量的增加，小麥根和莖葉中Cu、Zn含量與土壤中Cu、Zn各有效形態含量呈顯著相關關系，這一結果可能與Cu、Zn在小麥各器官中運轉受到外界土壤環境改變產生自我調控有關。從結果中還能看出，不施肥處理（CK）的小麥各部位Zn含量均較高，尤其是籽粒中含量顯著高于其他施肥處理，這可能與不施肥造成的養分缺乏脅迫影響了小麥生長有關。作物根系通過主動和被動吸收土壤中重金屬元素，并通過木質部運輸至作物其他部位，而元素在作物體內不同器官中的運輸分配是一個復雜的生理調控過程，元素競爭、植物的忍耐機制均影響到元素在各器官的含量，尤其是元素的長距離運輸過程。本試驗中不同有機物料施入使土壤中的元素種類及含量產生很大的變化，對小麥生長也產生了顯著影響，因此會影響到Cu、Zn在小麥體內各器官的運轉，這與許煉峰等[38]的研究結果相同。該研究表明水稻根和莖葉能有效地吸收和積累土壤中的Cu，水稻根和莖葉中的Cu與土壤中Cu含量呈顯著正相關關系，但水稻籽粒中Cu含量與土壤中Cu含量無顯著相關關系。雖然Cu、Zn是植物生長必需的微量元素，但Cu、Zn高殘留的有機物料長期施用勢必造成Cu、Zn在土壤中的大量累積，加上其較高的生物有效性，當土壤中含量超過一定閾值后將會影響作物生長，并帶來嚴重的生態環境風險。因此，在施用有機物料培肥土壤時，除必須關注有毒有害重金屬Cd、Pb等的變化外，也應重視其對土壤Cu、Zn含量的影響。

4 結論

4.1 不同有機物料長期施用對土壤中重金屬累積有不同程度的影響，長期施用牛糞、菌渣和沼渣對灌漠土中重金屬含量沒有顯著影響，但雞糞、豬糞、污泥施用導致了Cu、Zn在土壤中的累積，增加值為豬糞處理＞雞糞處理＞污泥處理，并隨施用年限延長而呈現逐漸提高的趨勢。

4.2 豬糞、雞糞、污泥施用也顯著影響了土壤中重金

屬的賦存形態，顯著提高了灌漠土中Cu、Zn的生物有效性。其中以豬糞施用對土壤中Cu、Zn賦存形態及有效性影響最大，顯著促進了Cu、Zn在小麥根和秸稈中的累積，長期施用存在潛在的生態環境風險。

4.3 在施用有機物料培肥土壤時要關注有機肥中重金屬含量，慎用重金屬高殘留的有機物料，防止重金屬在土壤中的累積，保障土壤的健康和可持續利用。

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Heavy Metal Accumulation in Irrigated Desert Soils and Their Crop Effect after Applying Different Organic Materials

SONG ZiRong1, E ShengZhe2, YUAN JinHua2, JIA WuXia1, ZENG XiBai1, SU ShiMing1, BAI LingYu1

（1Institute of Environment and Sustainable Development in Agriculture, Chinese Academy of Agricultural Sciences/Key Laboratory of Agro-Environment, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Beijing 100081;2Institute of Soil, Fertilizer and Water-saving Agriculture, Gansu Academy of Agricultural Sciences, Lanzhou 730070)

【】 This study aimed to explore the long-term effects of organic materials application on heavy metal content, fractionation, crop uptake in irrigated desert soil, and in further to provide a theoretical basis and technical support to control soil heavy metals accumulation during fertilization with organic materials. 【】 A long-term (7 years) positioning experiment was conducted by applied with 6 types of organic materials, including chicken manure, cattle manure, pig manure, sludge, biogas residue and mushroom residue, in irrigated desert soil. Subsequently, soil heavy metal content, fractionation and crop uptake were analyzed. 【】 Application with chicken manure, pig manure or sludge significantly increased the soil Cu and Zn content, which was in the order of pig manure treatment＞chicken manure treatment＞sludge treatment. No significant effect on soil heavy metals was observed for the other organic materials. After application with pig manure, chicken manure and sludge, soil Cu content increased by 62.20%, 20.10% and 10.26%, respectively, while soil Zn increased by 79.98%, 39.24% and 18.31%, respectively, showing an increasing trend with application year; the average annual cumulative rates of Cu were 4.16, 1.25 and 0.97 mg·kg-1·a-1, while which for Zn were 11.04, 4.86 and 2.59 mg·kg-1·a-1, respectively; No significant effect on soil Cd, Cr, Pb and Ni was observed. The application of cattle manure, mushroom residue and biogas residue had no significant effect on the total content of Cu and Zn in soil. Application with Pig manure, chicken manure, cow manure and sludge significantly affected the forms of Cu and Zn in soil, and significantly increased the proportion of the effective forms and total content of Cu and Zn in soil. 【】 Long-term application of pig manure, chicken manure and sludge could lead to the rapid accumulation of Cu and Zn and the increase in Cu and Zn bioavailability in irrigated desert soil, especially for pig manure. In the future, more concern is needed for the heavy metals in organic fertilizers during soil fertility improvement, so as to reduce heavy metal accumulation in soil and sustaining the soil healthy and agricultural use.

heavy metal; accumulation; fractionation; organic materials; irrigated desert soils; wheat; long-term positioning experiment

10.3864/j.issn.0578-1752.2019.19.008

2019-03-28；

2019-05-09

國家重點研發計劃課題（2017YFD0801103）、國家科技支撐計劃課題（2015BAD05B03）

宋姿蓉，E-mail：553761430@qq.com。

白玲玉，E-mail：bailingyu@caas.cn

（責任編輯 李云霞）