長期不同施肥對(duì)鈣質(zhì)紫色水稻土重金屬累積及有效性的影響

劉 燦，秦魚生，趙秀蘭*

（1.西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，重慶400716；2.重慶市農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶400716；3.四川省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，成都610066）

現(xiàn)代農(nóng)業(yè)中，肥料是最重要的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料，在提高作物產(chǎn)量和改善作物品質(zhì)方面有不可替代的支撐作用[1]。但是肥料中含有少量人體非必需且有害的元素，如Pb、Cd 等，長期施用可能導(dǎo)致土壤重金屬累積[2]。在遠(yuǎn)離工礦業(yè)的農(nóng)區(qū)，施肥等是重金屬進(jìn)入農(nóng)田土壤的重要途徑之一[3-4]。此外，施肥還可以改變土壤的理化性質(zhì)，進(jìn)而影響作物對(duì)重金屬的吸收和累積，因而施肥對(duì)土壤環(huán)境質(zhì)量和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全的影響引起了社會(huì)廣泛關(guān)注[5]。

長期定位試驗(yàn)是研究不同施肥條件下土壤重金屬累積的最有效方法[6]。根據(jù)長期定位試驗(yàn)的結(jié)果，人們提出了不同的施肥建議以維持和改善農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量。如楊振興等[7]通過22 a的氮磷肥與有機(jī)肥配施試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，施肥使褐土出現(xiàn)重金屬Pb累積現(xiàn)象，指出應(yīng)控制肥料施用量。蘇姝等[8]研究表明，土壤Pb含量不受長期施用化肥的影響，Cu、Zn、Cd 含量受糞肥影響，且隨糞肥重金屬含量的變化呈階段性演替的規(guī)律，指出在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，既要適度增施有機(jī)肥，又要關(guān)注其潛在風(fēng)險(xiǎn)。陳芳等[9]報(bào)道，施化肥加快了土壤重金屬累積，促進(jìn)了作物對(duì)重金屬的吸收。柳開樓等[10]在江西紅壤上的研究發(fā)現(xiàn)，長期豬糞還田增加了表層土壤的Cu、Zn、Cr 和As 含量，但不同重金屬的累積規(guī)律存在明顯差異，其中Cu 和As 的超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)較大，Zn 和Cr 的超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)較小。由此可見，因土壤、元素及肥源的不同，不同區(qū)域關(guān)于長期施肥對(duì)土壤重金屬累積及其有效性影響的研究結(jié)果存在差異，開展各區(qū)域不同施肥條件下土壤重金屬累積及有效量變化具有重要意義。

紫色水稻土集中分布于川渝丘陵區(qū)，在我國水稻土資源中占據(jù)舉足輕重的位置[11]。根據(jù)pH 和碳酸鈣含量可將其分為酸性、中性和石灰性紫色土[12]。關(guān)于長期施肥對(duì)土壤重金屬累積和有效性的影響在中性紫色水稻土中已有研究[13]，但未見關(guān)于石灰性紫色水稻土中的報(bào)道。本文以四川省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所長期定位試驗(yàn)為平臺(tái)，在前人對(duì)土壤磷素盈余[14]、培肥效果[15]、團(tuán)聚體穩(wěn)定性[16]研究的基礎(chǔ)上，開展長期不同施肥對(duì)農(nóng)田土壤理化性質(zhì)、重金屬全量及其有效量的影響研究，旨在為該類農(nóng)田土壤重金屬污染防控提供施肥建議，為維持該區(qū)域農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的可持續(xù)發(fā)展提供支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)點(diǎn)概況

長期定位試驗(yàn)始于1982 年，位于四川省遂寧市船山區(qū)永興鎮(zhèn)，地理坐標(biāo)為30°10′50″N，105°03′26″E。該地區(qū)屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候，年平均降雨量927 mm，年平均氣溫17.2 ℃，無霜期達(dá)300 d，年日照時(shí)數(shù)達(dá)1 328 h。試驗(yàn)地土壤為侏羅紀(jì)遂寧組母質(zhì)發(fā)育的鈣質(zhì)紫色水稻土。試驗(yàn)前0～20 cm 表層土的基本性質(zhì)為：pH 8.6，有機(jī)質(zhì)15.9 g·kg-1，全氮、全磷（P2O5）、全鉀（K2O）分別為1.09、1.35、26.90 g·kg-1，堿解氮、速效磷（P2O5）、速效鉀（K2O）分別為66.3、3.9、130.0 mg·kg-1[14-15]。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)計(jì)同參考文獻(xiàn)[14-15]，設(shè)不施肥（CK）、氮肥（N）、氮磷肥（NP）、氮磷鉀肥（NPK）、有機(jī)肥（M）、有機(jī)肥+氮肥（M+N）、有機(jī)肥+氮磷肥（M+NP）和有機(jī)肥+氮磷鉀肥（M+NPK），共8 個(gè)處理，每個(gè)處理重復(fù)4次，完全隨機(jī)排列。小區(qū)面積13.4 m2，各小區(qū)用水泥板隔開，保持水泥板高度距地面20 cm。種植制度為稻-麥輪作模式。水稻移栽前人工整地，灌水后栽秧再施基肥，小麥采用免耕種植，直接在稻茬上打窩，施基肥后播種。肥料每年分兩季施入，每季施肥量分別為尿素120 kg N·hm-2，過磷酸鈣60 kg P2O5·hm-2，氯化鉀60 kg K2O·hm-2，有機(jī)肥15 000 kg·hm-2。其中有機(jī)肥為豬糞水，含水率70%，干物質(zhì)含N、P2O5、K2O 分別為2.0～2.2、18～25、13～16 g·kg-1。有機(jī)肥與磷肥作基肥一次施入，水稻季60%氮肥和50%鉀肥作基肥，40%氮肥和50%鉀肥作分蘗肥施用；小麥季30%氮肥和50%鉀肥作基肥，剩余70%氮肥和50%鉀肥作拔節(jié)肥施入。其他管理措施同當(dāng)?shù)爻Ｒ?guī)大田生產(chǎn)。

1.3 樣品采集與分析

1.3.1 樣品采集

水稻收獲后于2018年9月采集耕層（0～20 cm）土壤樣品，在每個(gè)小區(qū)按S 型等間距采集5 個(gè)同等質(zhì)量樣品，混勻，四分法保留1 kg左右。將樣品中的根系、石塊等挑出，在陰涼處自然風(fēng)干后分別過2 mm 和0.25 mm 尼龍篩，供土壤理化性質(zhì)、重金屬全量及有效量分析使用。

1.3.2 樣品分析

土壤pH、有機(jī)質(zhì)（SOM）、陽離子交換量（CEC）、堿解氮（AN）、速效磷（AP）和速效鉀（AK）按鮑士旦[17]的方法測(cè)定。土壤Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd 全量采用HCl-HNO3-HClO4消 煮，有 效 態(tài)Fe、Mn、Cu、Zn 用0.005 mol·L-1DTPA-0.1 mol·L-1TEA-0.01 mol·L-1CaCl2（pH 7.3）提取，Pb、Cd 用1 mol·L-1NH4OAc（pH 7.0）溶液提取，消煮液和提取液中的重金屬濃度用原子吸收分光光度法（普析-890）測(cè)定。分析過程中設(shè)置空白樣、平行樣及國家標(biāo)準(zhǔn)樣（GBW07428）進(jìn)行質(zhì)量控制。

1.4 數(shù)據(jù)處理

統(tǒng)計(jì)分析采用Excel 2007和SPSS 20.0，不同處理間的差異顯著性檢驗(yàn)采用Duncan 法（P＜0.05），采用Origin 8.5作圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 長期不同施肥對(duì)土壤基本性質(zhì)的影響

長期不同施肥模式下土壤基本性質(zhì)見表1。8 個(gè)處理土壤pH 為7.81～8.16，與試驗(yàn)初期土壤pH 8.60相比，降低0.44～0.79 個(gè)單位，呈現(xiàn)明顯的酸化趨勢(shì)，這與Li等[18]關(guān)于近30 a四川盆地土壤pH 變化的報(bào)道一致。與CK 相比，除M 處理外，其他處理土壤pH 降低0.06～0.34個(gè)單位。其中，N、M、M+N處理變化不顯著，NP、NPK、M+NP、M+NPK 處理顯著降低（P＜0.05）；與單獨(dú)施用化肥相比，有機(jī)肥-化肥配施處理土壤pH 降低幅度更大，其中M+NP 與NP 間差異顯著。表明施氮磷、氮磷鉀肥具有使土壤酸化的作用，與有機(jī)肥配合施用后酸化作用增強(qiáng)，結(jié)果與王媛華等[19]的研究一致，但與柳開樓等[10]的報(bào)道不同，他們的研究表明，長期施用豬糞具有阻控、改良紅壤酸化的作用。研究表明，尿素施入土壤后，在脲酶作用下水解生成NH，NH或進(jìn)一步硝化生成H+，或置換土壤膠體上吸附的H+，使土壤pH降低[20]，但本研究的土壤為石灰性紫色土，有較強(qiáng)的緩沖能力，因而N、M 及M+N 處理土壤pH 變化不顯著。NP、NPK 處理土壤pH 顯著降低，與過磷酸鈣肥料水溶液為酸性且含有一定的游離酸有關(guān)[21]，而有機(jī)肥與NP、NPK 配施酸化作用增強(qiáng)可能與有機(jī)肥的施入促進(jìn)了植物生長，從土壤中帶走更多的Ca、Mg、K等鹽基養(yǎng)分有關(guān)[22]。

SOM 是反映土壤肥力質(zhì)量的重要指標(biāo)。從表1看出，各處理SOM 含量在16.76～21.66 g·kg-1。與CK相比，施肥使SOM含量提高5.19%～29.24%，提高幅度以M+NP 處理最大，N 處理最小。除N、NP 外，其他施肥處理SOM 含量均顯著提高（P＜0.05）。在不施有機(jī)肥情況下，SOM 含量為NPK＞NP＞N＞CK，NPK 處理顯著高于CK，這可能與氮磷鉀肥配合施用使養(yǎng)分供給更充分、更全面，有利于提高作物生物量，增加了作物殘茬的輸入有關(guān)[23]。與有機(jī)肥配施后，SOM 含量表現(xiàn)為M+NP＞M+NPK＞M+N＞M，且各處理均高于相應(yīng)的化肥處理，與馬俊永等[24]和韋小了等[25]的研究結(jié)果一致，表明長期有機(jī)肥與化肥配施能提高SOM 含量，有利于SOM的積累，提高土壤肥力[26]。

表1 不同施肥處理土壤理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of soils under different fertilization treatments

CEC反映土壤膠體表面負(fù)電荷的總數(shù)，是土壤保肥、供肥緩沖性能的重要指標(biāo)。各處理土壤CEC 為18.69～21.34 cmol·kg-1，土壤保肥能力中等或較強(qiáng)。在不施有機(jī)肥的情況下，土壤CEC 高低順序?yàn)镃K＞N＞NP＞NPK，即施肥降低了土壤CEC；與有機(jī)肥配施后，M+N、M+NPK 處理顯著低于CK，表明有機(jī)肥與化肥配施使CEC下降幅度增大，與李委濤等[27]報(bào)道的有機(jī)肥可顯著提高SOM 含量，增加土壤的可變負(fù)電荷數(shù)量，從而提高CEC 含量的結(jié)果不同，這可能與施肥引起的pH 降低有關(guān)。研究表明，土壤膠體微粒表面羥基的解離受pH 影響，pH 降低時(shí)，土壤膠體微粒表面負(fù)電荷減少，導(dǎo)致陽離子交換量也隨之降低[28]。

土壤AN 含量多少表征土壤供氮能力強(qiáng)弱，反映當(dāng)季作物可利用的氮含量。各處理AN含量為72.42～92.11 mg·kg-1，與CK 相比，提高4.54%～27.19%，其中M+NP 處理最高，N 處理最低。不含有機(jī)肥處理（CK、N、NP、NPK）間差異不顯著，有機(jī)肥與化肥配施處理較CK 顯著提高（P＜0.05），說明化肥能提高土壤供氮能力，而與有機(jī)肥配合施用效果更佳。

土壤AP 含量為1.27～32.07 mg·kg-1，以N 處理AP含量最低，M+NP 處理AP 含量最高，總體上，配施有機(jī)肥能促進(jìn)磷素有效性提高。不同施肥處理土壤AP含量存在較大差異，表現(xiàn)為3 個(gè)檔次：不施化學(xué)磷肥（CK、N、M、M+N）處理AP 含量為低檔；施用化學(xué)磷肥未配施有機(jī)肥處理（NP、NPK）AP 含量為中檔，較CK增加了10 倍左右，因?yàn)樗苄粤追适┤胪寥篮?，一部分被土壤吸附或存在于土壤溶液中，保持著有效狀態(tài)[29]；化學(xué)磷肥和有機(jī)肥配施處理（M+NP、M+NPK）AP 含量為高檔，較CK 增加14 倍左右，因?yàn)橛袡C(jī)肥增施可增加SOM 含量，而SOM 在轉(zhuǎn)化過程中產(chǎn)生有機(jī)酸等物質(zhì)，可減少石灰性紫色土中大量CaCO3對(duì)有效磷酸鹽的固定，并促進(jìn)無機(jī)磷的溶解[30]。表明有機(jī)肥單獨(dú)提升土壤AP 含量的能力較弱，化學(xué)磷肥的施用是補(bǔ)充缺乏磷素的關(guān)鍵，有機(jī)肥與化肥配施效果更優(yōu)，與高菊生等[31]研究結(jié)果一致。

土壤AK 含量為89.98～124.12 mg·kg-1。與CK 相比，除NPK 處理外，其余施肥處理AK 含量顯著降低，與魏猛等[32]施肥提高土壤AK 含量的結(jié)果不一致，可能因?yàn)槭┑?、氮磷肥提高了作物生物量及產(chǎn)量，增大了作物對(duì)鉀的吸收而又缺乏及時(shí)的鉀素補(bǔ)給引起?；瘜W(xué)鉀肥能夠在一定程度維持土壤的AK 養(yǎng)分含量，緩解鉀素的缺乏，較其他處理更能維持土壤較高的有效鉀水平。

2.2 長期不同施肥對(duì)土壤重金屬全量的影響

各施肥處理土壤Fe、Mn 含量分別為23.54～24.57 g·kg-1和0.62～0.68 g·kg-1，Cu、Zn、Pb 和Cd 含量分別為18.26～21.16、78.76～89.93、28.62～31.23 mg·kg-1和0.219～0.247 mg·kg-1（表2），遠(yuǎn)低于《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）的風(fēng)險(xiǎn)篩選值：Cu 100 mg·kg-1（其他，pH＞7.5）、Zn 300 mg·kg-1（pH＞7.5）、Pb 170 mg·kg-1（其他，pH＞7.5）和Cd 0.6 mg·kg-1（其他，pH＞7.5），重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)很低。

不同處理模式下，土壤Fe 含量以CK 最高，NPK最低，施肥使土壤Fe 含量降低，但各處理間差異不顯著。土壤Mn 含量以N 和M+N 最高，M+NPK 最低，施肥對(duì)土壤Mn 含量無明顯影響，可能與土壤中Fe、Mn元素含量較高，基數(shù)大有關(guān)，使得施肥對(duì)土壤Fe、Mn含量的干擾小到可以忽略。

施肥條件下土壤Cu 含量以M 處理最高，N 處理最低，化肥處理（N、NP、NPK）間無顯著差異；與CK 相比，僅M、M+N、M+NPK 處理顯著提高（P＜0.05），表明，單施化肥不會(huì)影響土壤Cu的累積，但與有機(jī)肥配施后顯著提高了土壤Cu 含量。土壤Zn 含量以M+NPK 最高，M+NP、M+N 次之，且顯著高于CK，其余施肥處理均有提高，但變化不顯著；與不施有機(jī)肥處理相比，各化肥與有機(jī)肥配施處理的Zn 含量也均有提高，其中M+NPK 和NPK 間差異顯著（P＜0.05）。表明有機(jī)肥是導(dǎo)致土壤Cu、Zn含量升高的主要因素。

表2 不同施肥處理土壤重金屬含量Table 2 The contents of heavy metals in soil under different fertilization treatments

施肥使土壤Pb 含量變化不明顯。土壤Pb 含量除M+NPK 處理顯著高于NP 和NPK 外，其余處理間無顯著差異，表明長期施用化肥、有機(jī)肥或有機(jī)無機(jī)配施對(duì)該土壤Pb 含量無明顯影響。土壤Cd 含量除M+N 處理顯著高于NPK 處理外，其余處理間差異不顯著。無論是否施用有機(jī)肥，均以氮肥（M+N、N）處理最高，氮磷鉀肥（M+NPK、NPK）處理最低，但不同處理間的差異不顯著。與未施有機(jī)肥相比，配施處理土壤Cd 含量提高2.18%～7.17%。說明施用化肥不會(huì)引起土壤Cd 累積，配施有機(jī)肥使土壤Cd 略有累積，但未達(dá)到超標(biāo)水平。

目前，國內(nèi)外現(xiàn)有長期定位試驗(yàn)結(jié)果表明，施用化肥不會(huì)導(dǎo)致土壤各種重金屬含量明顯累積，但有機(jī)肥對(duì)土壤重金屬含量影響卻有一定的差異。王騰飛等[33]和Rao 等[34]研究表明，長期施用豬糞或廄肥的土壤Cd 顯著累積；王改玲等[35]報(bào)道，長期氮磷+有機(jī)肥配施、氮磷化肥+秸稈覆蓋、氮磷有機(jī)肥+秸稈覆蓋能增加土壤Cu、Zn、As、Pb 含量，降低土壤Hg 含量, 對(duì)土壤Cd、Cr、Ni 影響不顯著。Gruter 等[36]在瑞士的兩個(gè)長期定位試驗(yàn)結(jié)果顯示，施用源于廄肥或綠色廢棄物的堆肥會(huì)顯著提高土壤中Zn 和Cd 的含量。這可能與有機(jī)肥源中的重金屬含量差異有關(guān)。徐明崗等[5]認(rèn)為，有機(jī)肥的質(zhì)量對(duì)土壤重金屬的累積起重要作用。本研究中，長期施用有機(jī)肥的土壤Fe、Mn、Pb含量變化不明顯，Cd略有增加，Cu、Zn含量顯著提高，可能與試驗(yàn)施用豬糞水中含較高濃度的Cu、Zn，較低濃度的Cd 和Pb 有關(guān)。現(xiàn)代畜牧業(yè)生產(chǎn)中，為促進(jìn)生豬生長、提高飼料利用率和抑制有害菌，養(yǎng)殖者常使用含Cu、Zn等金屬元素的飼料添加劑，致使豬糞水中這兩種元素濃度較高，引起土壤Cu、Zn 累積[37]。湯逸帆等[38]也證實(shí)，隨著豬糞沼肥施用年限的增加，濱海稻麥輪作兩季土壤Cu、Zn 含量顯著提高。本研究中，雖然長期施用有機(jī)肥導(dǎo)致了土壤Cu、Zn 累積，但并未出現(xiàn)Cu、Zn超標(biāo)問題，對(duì)土壤環(huán)境質(zhì)量安全并未構(gòu)成威脅。

2.3 長期不同施肥對(duì)土壤重金屬有效量的影響

表3 為長期不同施肥模式下土壤重金屬的有效量。土壤有效Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd 含量分別為16.04～50.02、14.36～17.74、2.18～3.23、1.55～1.63、1.27～1.53 mg·kg-1和0.157～0.183 mg·kg-1，占總量的比例——“活化率”[39]分別為0.07%～0.20%、2.32%～2.63%、11.68%～16.31%、1.80%～2.00%、4.33%～5.20%、71.64%～77.90%。

土壤有效Fe 含量表現(xiàn)出與AP 相似的結(jié)果。不含化學(xué)磷肥處理（CK、N、M、M+N）有效Fe 含量較低，且各處理間差異不顯著；含化學(xué)磷肥未配施有機(jī)肥處理（NP、NPK）有效Fe 含量增加較大，較CK 增加2 倍多；化學(xué)磷肥和有機(jī)肥配施處理（M+NP、M+NPK）有效Fe 含量增長最大，較CK 增加3 倍左右。與本研究結(jié)果類似，楊麗娟等[40]研究施肥對(duì)菜地微量元素有效性影響中發(fā)現(xiàn)，施氮磷肥使Fe 有效性提高，不同的是本研究中化學(xué)磷肥對(duì)有效Fe 含量的提高起決定性作用，其原因有待進(jìn)一步研究。與有效Fe 不同，長期化肥處理使土壤有效Mn 含量降低，其中施磷肥處理（NP、NPK、M+NP、M+NPK）較CK 顯著降低，說明化學(xué)磷肥對(duì)土壤Mn元素起固化作用。

施肥對(duì)有效Cu含量的影響因肥料種類的不同而異。含有機(jī)肥處理（M、M+N、M+NP、M+NPK）Cu 含量較CK 顯著增加，化肥處理（N、NP、NPK）與CK 差異不顯著。與相應(yīng)化肥處理相比，配施有機(jī)肥土壤有效Cu 含量明顯提高，其中N 和M+N 處理、NP 和M+NP處理、NPK和M+NPK處理間的差異均達(dá)顯著水平，說明長期施用有機(jī)肥有利于土壤Cu活化。各施肥處理間有效Zn 含量無顯著差異，表明長期施用化肥或有機(jī)肥配施化肥對(duì)土壤有效Zn含量影響不大。

表3 不同施肥處理土壤重金屬有效量（mg·kg-1）Table 3 Contents of available heavy metals in soil under different fertilization treatments（mg·kg-1）

與CK 相比，長期化肥處理使土壤有效Pb含量降低，其中N 和NPK 處理降低幅度最大，而化肥與有機(jī)肥配施提高有效Pb 含量。與單施化肥相比，配施有機(jī)肥后有效Pb 含量增加，其中N 和M+N 處理、NP 和M+NP 處理間差異達(dá)顯著水平，說明施用有機(jī)肥也有利于土壤Pb 的活化。與CK 相比，施N 處理有效Cd含量顯著提高，NPK 處理顯著降低，NP處理變化不明顯；配施有機(jī)肥后土壤有效Cd 含量均顯著高于CK，也高于相應(yīng)的單施化肥處理，其中NP 和M+NP 處理、NPK 和M+NPK 處理間差異達(dá)顯著水平，但有機(jī)肥與化肥配施不同處理間的差異不顯著，說明有機(jī)肥同樣能活化土壤Cd。

2.4 土壤理化性質(zhì)及其重金屬含量與有效量的相關(guān)性分析

肥料施入土壤后，可通過改變土壤理化性質(zhì)，影響重金屬的沉淀-溶解、吸附-解吸平衡，從而改變重金屬的有效性。為弄清長期施肥影響重金屬有效性的機(jī)制，分析了Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd 有效量與其全量及理化性質(zhì)間的相關(guān)性。由表4可知，土壤有效Fe與pH、全Mn 呈極顯著負(fù)相關(guān)，與AP 呈極顯著正相關(guān)；有效Mn與CEC、全Mn呈極顯著正相關(guān)，與AP、有效Fe 呈極顯著負(fù)相關(guān)；有效Cu 與SOM、AN、全Cu、全Zn呈顯著或極顯著正相關(guān)；有效Zn與有效Cu呈顯著正相關(guān)；有效Pb 與AN、全Cu、有效Cu 呈顯著或極顯著正相關(guān)；有效Cd與所測(cè)性質(zhì)的相關(guān)性均不顯著。

目前，關(guān)于土壤重金屬有效性的影響因素，關(guān)注較多的是重金屬全量、pH、SOM 和CEC。有研究報(bào)道，土壤中Cu、Zn 和Cd 全量與其有效態(tài)含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系,全量Pb 與有效Pb 呈顯著負(fù)相關(guān)而與有效Cu 和Zn 相關(guān)性不顯著[41]。隨著土壤pH 的升高，土壤表面的可變負(fù)電荷增加，土壤膠體吸附重金屬離子的能力增強(qiáng)，同時(shí)有利于重金屬沉淀，從而降低重金屬有效態(tài)含量[42]。隨著CEC的升高，土壤表面攜帶的負(fù)電荷也增多，可交換金屬陽離子的數(shù)量增多，土壤對(duì)金屬離子的吸附作用增強(qiáng)，對(duì)重金屬起到固定的效果；CEC 降低的結(jié)果則相反。如崔旭等[43]在對(duì)輕度酸性污染土壤穩(wěn)定化研究中發(fā)現(xiàn)，土壤CaCl2-Cd 含量隨著pH 增加而下降，土壤中CEC 越高，其重金屬有效性越低。SOM“活化”[44]、“鈍化”[45]重金屬的研究皆有報(bào)道，一般認(rèn)為，有機(jī)質(zhì)對(duì)重金屬活性的影響與其組分和含量有關(guān)，小分子有機(jī)酸與重金屬生成溶解度較高的有機(jī)絡(luò)合物時(shí)有利于活化重金屬；而大分子有機(jī)酸與重金屬形成溶解度較低的有機(jī)螯合物時(shí)會(huì)鈍化重金屬[46]，有機(jī)質(zhì)對(duì)重金屬有效性的影響由兩者共同決定。本研究中，土壤有效Mn、Cu 與其全量呈顯著正相關(guān)，有效Fe 與pH 呈顯著負(fù)相關(guān)，有效Cu 與SOM 呈顯著正相關(guān)，有效Fe 與AP 間及有效Pb與AN 間呈顯著正相關(guān)關(guān)系，說明因施肥引起的土壤性質(zhì)的改變對(duì)重金屬有效性的影響隨元素的不同而異，有效氮和有效磷對(duì)重金屬的有效性也有一定的影響[6]。

表4 重金屬有效量與理化性質(zhì)、重金屬含量間的相關(guān)關(guān)系Table 4 The correlation between the contents of available heavy metals and physicochemical properties and their total contents in soil

3 結(jié)論

（1）長期施肥會(huì)降低土壤pH、CEC 含量，提高土壤有機(jī)質(zhì)、堿解氮、速效磷含量，改善土壤肥力，且配施有機(jī)肥效果更優(yōu)。

（2）長期施用化肥后土壤Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd含量無明顯變化，并未造成明顯累積。有機(jī)肥及其與化肥配施后土壤Fe、Mn、Pb含量變化也不明顯，Cd略有增加，Cu、Zn 含量顯著提高。盡管如此，本長期定位試驗(yàn)施用的有機(jī)肥對(duì)土壤環(huán)境仍是安全的。

（3）化肥，特別是磷肥可顯著提高有效Fe 含量，降低土壤有效Mn含量，對(duì)Cu、Zn、Pb有效量的影響較小，有機(jī)肥顯著提高Cu、Pb、Cd有效量，對(duì)其有活化作用。

（4）重金屬有效量與土壤理化性質(zhì)、元素總量間的相關(guān)性因元素的不同而異，長期施肥條件下土壤重金屬有效性及其與理化性質(zhì)變化的關(guān)系需進(jìn)一步研究。