豬場(chǎng)糞水施用對(duì)設(shè)施白菜及土壤重金屬的影響

程娟，劉沐衡，肖能武，楊柳，杜會(huì)英*，杜連柱*，張克強(qiáng)

（1.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津 300191；2.湖北省十堰市農(nóng)業(yè)科學(xué)院，湖北十堰 442000）

隨著規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展，畜禽廢棄物不合理排放帶來的環(huán)境污染問題日漸突出[1]，第二次全國(guó)污染源普查顯示，畜禽養(yǎng)殖業(yè)總氮排放量為59.6萬t、總磷12.0萬t。畜禽糞水中含有豐富的氮磷養(yǎng)分[2]，施入農(nóng)田后能夠提高土壤有機(jī)質(zhì)含量[3]、促進(jìn)作物增產(chǎn)提質(zhì)[4-5]。國(guó)家發(fā)布了系列政策性文件鼓勵(lì)畜禽糞污處理后施用于農(nóng)田[6-8]。種養(yǎng)結(jié)合循環(huán)發(fā)展是畜禽廢棄物資源化利用的根本出路，也是破解農(nóng)業(yè)面源污染難題、踐行綠色發(fā)展理念的重要舉措[9]。

與固體糞肥相比，解決液體糞水還田問題是種養(yǎng)結(jié)合的核心環(huán)節(jié)[10]。畜禽養(yǎng)殖糞水還田后對(duì)作物和土壤重金屬的影響，一直是眾多學(xué)者關(guān)注的重點(diǎn)。NICHOLSON 等[11]和XIONG 等[12]指出畜禽糞漿的施用已經(jīng)成為農(nóng)田土壤重金屬污染的重要來源；CAO 等[13]和SHI 等[14]認(rèn)為畜禽糞水施用是環(huán)境中重金屬濃度增加的重要原因；QIAN等[15]進(jìn)行了連續(xù)4年的豬糞施用田間試驗(yàn)并用模型估算表明，未來10～50 a，中國(guó)農(nóng)業(yè)土壤中Cd、Cu 和Zn 的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)將超過閾值水平，亟需確立合理的糞便施用量。劉洪恩等[16]的研究指出，養(yǎng)殖糞水施用造成土壤Cu 和As 的累積；靳省飛等[17]認(rèn)為豬糞水施用后，植物對(duì)重金屬的累積因土壤理化性質(zhì)、土壤重金屬種類不同而存在差異。糞水還田對(duì)作物和土壤重金屬帶來的潛在風(fēng)險(xiǎn)應(yīng)得到重視。

丹江口水庫(kù)是南水北調(diào)中線工程水源地，是我國(guó)規(guī)模最大的飲用水源保護(hù)區(qū)，化肥施用負(fù)荷較大[18]，種養(yǎng)脫節(jié)，土壤質(zhì)量下降，亟需建立養(yǎng)殖糞水農(nóng)田施用的種養(yǎng)結(jié)合循環(huán)模式。當(dāng)前的研究多圍繞庫(kù)區(qū)化肥施用負(fù)荷[18]和庫(kù)區(qū)氮磷流失特征[19-21]等展開，庫(kù)區(qū)典型種養(yǎng)結(jié)合對(duì)作物和土壤重金屬的影響研究鮮見報(bào)道。因此，本文以設(shè)施白菜田間定位試驗(yàn)為例，設(shè)置不施肥處理、優(yōu)化施肥處理和豬場(chǎng)糞水替代化肥5個(gè)處理，開展豬場(chǎng)糞水氮替代化肥氮對(duì)設(shè)施白菜和土壤重金屬影響的研究，以期為該區(qū)域養(yǎng)殖糞水資源化利用及養(yǎng)殖業(yè)可持續(xù)發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)地位于湖北省十堰市譚家灣鎮(zhèn)，該地土壤為黃棕壤，種植前0～20 cm 土層土壤有機(jī)質(zhì)含量6.58 g·kg-1、pH 7.72、全氮含量0.51 g·kg-1、硝態(tài)氮含量40.60 mg·kg-1、銨態(tài)氮含量1.99 mg·kg-1、速效磷含量36.91 mg·kg-1、Cd 含量0.51 mg·kg-1、As 含量4.91 mg·kg-1，Pb 含量12.75 mg·kg-1、Cr 含量29.58 mg·kg-1、Cu 含量2.05 mg·kg-1、Zn含量33.21 mg·kg-1。

試驗(yàn)設(shè)置5個(gè)處理：對(duì)照處理（CK），不施用肥料；優(yōu)化施肥處理（NOPT），底肥氮、磷、鉀施用量分別為216、96、216 kg·hm-2，白菜蓮座期追肥分別為43、19、43 kg·hm-2，結(jié)球期追肥分別為22、10、22 kg·hm-2；豬場(chǎng)糞水氮全量替代化肥氮處理，糞水氮量分別為281、374、561 kg·hm-2，記作BSN100、BSN75、BSN50，BSN100、BSN75、BSN50 處理磷養(yǎng)分量與NOPT 處理一致，BSN100、BSN75 處理鉀養(yǎng)分量與NOPT 處理一致，糞水中不足的磷鉀養(yǎng)分用化學(xué)肥料補(bǔ)齊。BSN50糞水鉀養(yǎng)分量底肥時(shí)期施入296 kg·hm-2，蓮座期施入59 kg·hm-2，結(jié)球期施入30 kg·hm-2。試驗(yàn)用化肥為蔬菜專用肥（N-P2O5-K2O 為18-8-18）、過磷酸鈣（P2O5含量12%）和硫酸鉀（K2O含量51%）。

試驗(yàn)用糞水為經(jīng)過厭氧處理（6 個(gè)月密閉貯存發(fā)酵）的豬糞水，糞水養(yǎng)分含量常年穩(wěn)定，pH7.51、總氮含量773.00 mg·L-1、銨態(tài)氮含量702.00 mg·L-1、總磷含量19.10 mg·L-1、總鉀含量746.00 mg·L-1，Cu 含量0.55 mg·L-1、Zn 含量1.42 mg·L-1、Cr 含量50.00 μg·L-1、Pb含量21.11μg·L-1、Cd含量1.51μg·L-1，As含量13.17μg·L-1。

試驗(yàn)于2017 年10 月開始，2019 年12 月結(jié)束，白菜株距35 cm，行距40 cm，連續(xù)種植4 茬白菜。每個(gè)處理重復(fù)3次，小區(qū)面積6.72 m2，隨機(jī)區(qū)組排列，小區(qū)間用PVC板隔開。

1.2 樣品采集與測(cè)定

第4 茬白菜收獲后，選取代表性的植株，洗凈后105 ℃殺青30 min，70 ℃下烘干至恒質(zhì)量，研磨過80目篩后保存待測(cè)。白菜樣品地上部用HNO3消煮，電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS）測(cè)定Cu、Zn、Cr、Pb、As、Cd 含量，采用植物標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（SRM-1570a）進(jìn)行質(zhì)量控制。

土壤樣品在第4 茬白菜收獲后用土鉆在每個(gè)小區(qū)按照“S”型分0～20 cm 和20～40 cm 兩層采集，同層次5 點(diǎn)混合放入塑料袋，帶回實(shí)驗(yàn)室自然風(fēng)干，研磨后過100 目篩保存待測(cè)。采用HNO3-HF 消解，ICPMS 測(cè)定土壤中重金屬Cu、Zn、Cr、Pb、As、Cd 的全量，采用土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（SRM-2586）進(jìn)行質(zhì)量控制。

采用Tessier 五步連續(xù)提取法[22]測(cè)定土壤中Cd、Cr、Pb、Cu、Zn、As的形態(tài)分級(jí)，分別對(duì)可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)進(jìn)行提取，重金屬有效態(tài)用0.05 mol·L-1EDTA 提取，ICP-MS 進(jìn)行各形態(tài)測(cè)定。土壤pH 和有機(jī)質(zhì)（SOM）、全氮（TN）、銨態(tài)氮（NH+4-N）、硝態(tài)氮（NO-3-N）、速效磷（Olsen-P）含量按鮑士旦[23]的方法測(cè)定。

活化率為土壤重金屬有效態(tài)含量占土壤重金屬全量的比例[24]。

1.3 數(shù)據(jù)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS 26 軟件進(jìn)行單因素方差分析，Duncan 多重比較法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，Excel 2016、Origin 2021軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 糞水施用對(duì)白菜地上部重金屬含量的影響

各處理白菜地上部重金屬含量如表1 所示，隨著施肥量增加，白菜地上部重金屬的含量增加（As、Pb除外），且均高于不施肥處理。白菜地上部Cu、Zn 含量變化規(guī)律一致，Cu、Zn 含量NOPT 處理和糞水施用處理（BSN100、BSN75、BSN50）顯著高于CK 處理（P＜0.05），BSN50 處理顯著高于BSN100 處理和BSN75 處理。白菜地上部Cr 含量BSN50 處理顯著高于BSN75、BSN100 及NOPT 處理（P＜0.05），BSN75、BSN100 和NOPT 處理之間無顯著差異。白菜地上部Pb、As 含量NOPT 處理高于糞水施用處理，且顯著高于CK 和BSN100處理。白菜地上部Cd含量隨著施肥量增加而顯著增加，呈BSN50＞BSN75＞BSN50、NOPT＞CK。白菜地上部As、Pb、Cr、Cd 含量均未超過《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）安全限值要求。

表1 白菜地上部重金屬含量（mg·kg-1）Table 1 Contents of heavy metals in the ground of cabbage（mg·kg-1）

2.2 糞水施用對(duì)土壤重金屬全量的影響

由圖1 可知，0～20 cm 土層土壤Cu、Zn、As、Pb、Cr、Cd 含量高于20～40 cm 土層。各處理0～40 cm 土層土壤Cu 含量為9.925～18.915 mg·kg-1，BSN50 處理高于其他處理，其他4 個(gè)處理間差異不顯著（P＞0.05）。0～20 cm 土層土壤Zn 含量為32.601～73.820 mg·kg-1，糞水施用處理（BSN100、BSN75、BSN50）顯著高于CK 及NOPT 處理，且隨糞水施用量的增加而顯著增加，20～40 cm 土層土壤Zn 含量變化規(guī)律與0～20 cm 土層一致。在0～20 cm 土層中，BSN50處理的土壤Cr含量顯著高于NOPT處理，在20～40 cm土層中糞水施用處理與NOPT 處理無顯著差異。各處理土壤Pb、As 含量在0～40 cm 土層均無顯著差異且未超過安全標(biāo)準(zhǔn)；土壤Cd 含量為0.225～0.258 mg·kg-1，0～40 cm土層處理間（除0～20 cm 土層CK 處理外）土壤Cd 含量無顯著差異。土壤Cu、Zn、Cr、Pb、As、Cd 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）》（GB 15618—2018）的安全限值。

2.3 糞水施用對(duì)土壤重金屬有效態(tài)含量的影響

糞水施用后土壤重金屬有效態(tài)含量如表2 所示。糞水施用處理0～20 cm 土層土壤有效態(tài)Cu 含量顯著高于CK 處理，且隨糞水用量增加而顯著增加，BSN100 處理和NOPT 處理無顯著差異；20～40 cm 土層有效態(tài)Cu 含量與0～20 cm 土層規(guī)律一致。糞水施用處理0～40 cm 土層土壤有效態(tài)Zn 含量顯著高于NOPT 處理和CK 處理，且隨糞水用量增加而顯著增加。土壤Cu、Zn 活化率為8.26%和9.65%，遠(yuǎn)高于土壤As、Pb、Cd、Cr的活化率。

表2 不同處理土壤重金屬的有效態(tài)含量（mg·kg-1）Table 2 Available contents of heavy metals in different treatment soils（mg·kg-1）

0～20 cm 土層土壤有效態(tài)Cr 含量BSN50 處理、CK處理和NOPT處理間差異達(dá)顯著水平（P＜0.05），呈BSN50＞NOPT＞CK，且糞水施用處理間BSN50 處理顯著高于BSN100 處理和BSN75 處理；20～40 cm 土層土壤有效態(tài)Cr 含量各施肥處理間無顯著差異。0～40 cm土層土壤中有效態(tài)Pb、As、Cd含量5個(gè)處理之間均無顯著差異。

2.4 糞水施用對(duì)土壤重金屬形態(tài)分布特征的影響

糞水施用后0～20 cm 土層土壤重金屬形態(tài)分布如圖2 所示，土壤Cu 含量5 個(gè)處理均以殘?jiān)鼞B(tài)Cu 為主，平均占比62.69%，殘?jiān)鼞B(tài)Cu 含量所占比例CK 處理是施肥處理的1.09～2.22 倍，說明施肥處理會(huì)降低殘?jiān)鼞B(tài)Cu 含量，且土壤中Cu 形態(tài)分布具有顯著差異性，呈現(xiàn)為殘?jiān)鼞B(tài)＞鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)＞有機(jī)結(jié)合態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)。土壤鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cu 含量糞水施用處理顯著高于NOPT 處理和CK 處理，相較于NOPT 處理，糞水施用后有機(jī)結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)Cu的含量略有增加。糞水施用后土壤有機(jī)結(jié)合態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Zn 含量略高于CK 處理和NOPT 處理。CK、NOPT 處理以殘?jiān)鼞B(tài)Zn為主，所占比例為62.26%～75.42%，顯著高于糞水施用處理，糞水施用處理以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Zn為主，其含量占比為29.89%～66.71%，且鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Zn占比顯著高于NOPT處理和CK 處理。糞水施用顯著增加了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Zn 的比例，降低了殘?jiān)鼞B(tài)Zn的比例。

糞水施用處理與NOPT處理土壤殘?jiān)鼞B(tài)As、Cr含量占比在92%以上，顯著高于可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)及有機(jī)結(jié)合態(tài)As、Cr含量。各處理土壤Pb、Cd 形態(tài)均以殘?jiān)鼞B(tài)為主，其占比為71.76%～87.77%，顯著高于其他4種形態(tài)，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)比例次之，其比例顯著高于碳酸鹽結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)的比例。施用糞水和化肥均不會(huì)引起土壤As、Cr、Cd、Pb形態(tài)的轉(zhuǎn)移變化。

2.5 糞水施用后重金屬有效態(tài)含量與全量、土壤理化性質(zhì)的相關(guān)分析

對(duì)土壤重金屬有效性與土壤重金屬全量、理化性質(zhì)進(jìn)行相關(guān)分析可知（表3），土壤有效態(tài)Cu含量與全Cu、全Zn、SOM、TN、Olsen-P 和NO-3-N 含量呈極顯著正相關(guān)，與pH 呈極顯著負(fù)相關(guān)；有效態(tài)Zn 含量與全Cu、全Zn、SOM、TN、NO-3-N、有效態(tài)Cu 呈顯著或極顯著正相關(guān)，與pH 呈顯著負(fù)相關(guān)；有效態(tài)Pb 含量與全Cu、SOM、有效態(tài)Zn 含量呈顯著正相關(guān)；有效態(tài)Cd 含量與全Cu、全Pb、SOM、TN、Olsen-P、有效態(tài)Zn、有效態(tài)Pb 呈顯著或極顯著正相關(guān)；有效態(tài)Cr 含量與全Cu、全Zn、SOM、TN、Olsen-P、NO-3-N 均呈極顯著正相關(guān)，與pH 呈極顯著負(fù)相關(guān)，與有效態(tài)Cu、有效態(tài)Cd呈顯著正相關(guān)。有效態(tài)As含量與其他指標(biāo)相關(guān)性均不顯著。

表3 重金屬有效態(tài)含量與土壤理化性質(zhì)、重金屬全量的Pearson 相關(guān)系數(shù)Table 3 Pearson correlation coefficients of heavy metals contents and physical and chemical properties

3 討論

3.1 糞水施用對(duì)設(shè)施白菜重金屬含量的影響

糞水中富含的養(yǎng)分能夠促進(jìn)植物生長(zhǎng)，但糞水施用后可能會(huì)引起土壤和植物重金屬超標(biāo)[25]。糞水施用于設(shè)施白菜后，相較CK 處理，糞水施用（BSN100、BSN75、BSN50）處理白菜增產(chǎn)量均達(dá)到顯著水平（P＜0.05），相較NOPT 處理，糞水施用處理組4 茬白菜增產(chǎn)率達(dá)13.73%～39.45%，糞水帶入氮具有顯著的增產(chǎn)效果[26]。本研究中4 茬糞水施用后白菜地上部重金屬含量均未超過《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）的安全限值要求。BIAN 等[27]研究了糞水施用于水稻、小麥和大白菜等作物，提出施用糞水會(huì)增加植物重金屬的含量，蔬菜具有不同的重金屬轉(zhuǎn)移能力，葉類蔬菜比非葉類蔬菜對(duì)重金屬的吸收更強(qiáng)，CAO 等[13]的研究也指出葉菜更易發(fā)生重金屬的累積超標(biāo)。另外，土壤性質(zhì)的變化對(duì)葉菜類蔬菜的重金屬積累影響也較大[28]。本研究糞水施用后白菜地上部重金屬Cu、Zn、Cr、Cd 含量顯著高于CK 處理，糞水施用顯著增加了白菜地上部Cu、Zn、Cr、Cd 的含量，但4 茬糞水施用未引起白菜地上部重金屬的超標(biāo)，長(zhǎng)期施用的影響需進(jìn)一步研究。黃新燦等[29]認(rèn)為長(zhǎng)期施用豬糞肥源可顯著增加蔬菜中重金屬的積累，應(yīng)避免連續(xù)長(zhǎng)期施用富含Cu、Zn 等重金屬的畜禽糞肥。羅偉等[30]的研究證實(shí)沼液施用對(duì)馬鈴薯中重金屬污染影響不明顯，可安全利用；趙麒淋等[31]的研究表明，施用沼液后未導(dǎo)致玉米籽粒中重金屬積累超過國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)，但與不施肥處理相比，Cd、Cr 含量略有增加，這與本研究結(jié)果相一致。長(zhǎng)期施用沼液對(duì)土壤和作物重金屬含量的影響仍需進(jìn)一步探究。

3.2 影響土壤有效態(tài)重金屬的因素

有效態(tài)重金屬是指可以被動(dòng)植物等生物體吸收利用的金屬形態(tài)。pH 值[32]、SOM 等會(huì)影響土壤中重金屬的有效性[33-34]。pH 是降低重金屬有效性的重要因子[35-36]，pH增加可使土壤膠體吸附重金屬離子的能力增強(qiáng)，從而使重金屬有效態(tài)含量降低[37]；SOM是影響重金屬有效性的另一關(guān)鍵因子，SOM 含量增加，從而可通過絡(luò)合及螯合作用來促進(jìn)重金屬生物可利用性的提高[38-39]。WU等[40]研究表明稻田土壤有效態(tài)Cu與SOM 存在極顯著相關(guān)性；ZHAO 等[41]研究證實(shí)重金屬有效性與SOM 含量呈顯著正相關(guān)。本研究中有效態(tài)Cu、Zn、Pb、Cd 和Cr 含量與SOM 呈顯著正相關(guān)，與ZHAO 的研究結(jié)果一致；糞水施用提高了土壤pH，但土壤Pb、As、Cd 有效態(tài)含量無顯著變化，而土壤Cu、Zn、Cr有效態(tài)含量增加，這與上述研究結(jié)果不一致，可能是其他因素導(dǎo)致了土壤Cu、Zn、Cr有效態(tài)含量的增加。長(zhǎng)期施用糞水需考慮重金屬活性增強(qiáng)逐漸產(chǎn)生的污染。

3.3 影響土壤重金屬形態(tài)的因素

重金屬不同化學(xué)形態(tài)關(guān)系到重金屬元素的遷移轉(zhuǎn)換能力，進(jìn)而決定著元素的生物有效性和對(duì)生態(tài)環(huán)境的危害程度[42]。楊鳳等[43]指出可交換態(tài)重金屬易被作物吸收，因此對(duì)作物危害也最大；碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬易受土壤理化性質(zhì)（pH）及其他環(huán)境條件的影響；鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)重金屬能在較低的氧化還原電位條件下被還原，對(duì)土壤存在潛在危害；有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)重金屬較穩(wěn)定；殘?jiān)鼞B(tài)重金屬性質(zhì)穩(wěn)定，不易被作物利用[44]。商和平等[45]指出，一方面施肥影響土壤的pH 等理化性質(zhì)進(jìn)而影響重金屬的形態(tài)，另一方面受施肥本身各形態(tài)的重金屬和有機(jī)質(zhì)影響而發(fā)生化學(xué)反應(yīng)影響其形態(tài)。本研究中受糞水施用的影響，土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cu、Zn 含量顯著降低，土壤Cu、Zn以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)為主，與上述研究結(jié)果一致；糞水施用后鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cu、Zn 占比為32.66%～66.71%，可能是由于豬場(chǎng)糞水施用帶入的Cu 和Zn 轉(zhuǎn)化為了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)，從而引起土壤Cu、Zn鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)占比增高。長(zhǎng)期施用糞水要警惕其氧化還原對(duì)土壤Cu、Zn的潛在危害。

4 結(jié)論

（1）連續(xù)4 茬白菜種植后，糞水施用處理白菜地上部Cu、Zn、Cr、Cd含量較不施肥處理顯著增加，相較于優(yōu)化施肥處理，高量糞水施用處理顯著增加了白菜地上部Cu、Zn、Cr、Cd 含量，但均未超過《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）的安全限值要求。白菜地上部Cu、Zn、Cr、Cd 含量低量施肥處理與優(yōu)化施肥處理間無顯著差異。

（2）相較于優(yōu)化施肥處理，高量糞水施用處理顯著增加了土壤Cu、Zn、Cr 含量；土壤Cu、Zn（0～20 cm土層除外）、Pb、Cr、Cd、As 含量低量糞水施用處理與優(yōu)化施肥處理間無顯著差異。0～20 cm 土層Cu、Zn、As、Cr、Cd、Pb含量高于20～40 cm土層，土壤重金屬含量由表層向下層逐漸降低。

（3）施用化肥和糞水顯著提高了土壤有效態(tài)Cu、Zn 含量，降低了殘?jiān)鼞B(tài)Cu、Zn 含量，增強(qiáng)了土壤Cu、Zn 的活性，糞水施用顯著增加了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Zn含量，施用化肥和糞水均不會(huì)引起土壤Cr、As、Cd、Pb 形態(tài)的轉(zhuǎn)移變化。土壤有效態(tài)Cu、Zn、Cr、Cd、Pb含量與土壤SOM、Olsen-P、TN、NO-3-N 存在顯著正相關(guān)關(guān)系，與pH呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。