長(zhǎng)期施用豬糞和化肥對(duì)稻田土壤Cu、Zn和Cd含量及有效性的影響

張麗芳，夏文建*，張文學(xué)，劉秀梅，李祖章，劉光榮

（1.江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料與資源環(huán)境研究所/國(guó)家紅壤改良工程技術(shù)研究中心/國(guó)家農(nóng)業(yè)環(huán)境宜春觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站，南昌 330200；2.江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院，南昌 330200）

施肥是提高作物產(chǎn)量和品質(zhì)、培肥土壤地力的重要措施，然而長(zhǎng)期施肥可能造成土壤重金屬累積，其中畜禽糞便和磷肥等通常被認(rèn)為是土壤重金屬的主要農(nóng)業(yè)來(lái)源。大量研究表明，長(zhǎng)期施用豬糞等有機(jī)肥容易造成土壤中Cu、Zn和Cd全量累積，但對(duì)重金屬有效性的影響結(jié)論不一。楊敏等發(fā)現(xiàn)稻田施用廄肥30 a后，土壤Cu、Zn和Cd全量顯著提高118.4%～180.2%、63.9%～82.6%、35.0%～80.0%，有效態(tài)顯著提高336.6%～573.2%、407.1%～783.2%、28.6%～71.4%，有機(jī)肥中較高的Cu、Zn和Cd含量是土壤重金屬累積和有效性提高的主要原因；而何其輝等卻發(fā)現(xiàn)施用豬糞后，紅黃泥土壤Cu、Pb、Cd有效態(tài)含量比對(duì)照降低了22.1%、13.4%、20.0%，同時(shí)也降低了水稻秸稈中的Cd含量。眾多研究發(fā)現(xiàn)作物對(duì)重金屬的吸收與土壤重金屬全量之間相關(guān)性較低，而主要受有效態(tài)含量影響。農(nóng)田土壤中重金屬有效性受肥料來(lái)源、用量和土壤環(huán)境等多因素影響，其含量并不一定隨全量的增加而升高。

現(xiàn)有關(guān)于施肥對(duì)土壤重金屬的影響研究，多側(cè)重于重金屬全量累積或有效態(tài)含量變化等方面，而對(duì)于重金屬有效性的影響機(jī)制探索相對(duì)較少。土壤重金屬有效態(tài)的提取和定量表征是土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估和修復(fù)技術(shù)效果評(píng)價(jià)的重要基礎(chǔ)，但目前尚沒有公認(rèn)的土壤重金屬有效性的測(cè)定與評(píng)價(jià)方法。當(dāng)前應(yīng)用較為廣泛的方法是化學(xué)提取法，包括單一提取法和連續(xù)分級(jí)提取法，近年來(lái)梯度擴(kuò)散薄膜技術(shù)（DGT）也被廣泛應(yīng)用到重金屬有效性的評(píng)價(jià)中。陳瑩等篩選評(píng)價(jià)了DGT技術(shù)和多種提取劑對(duì)酸性紫色土、中性紫色土、石灰性黃壤和鈣質(zhì)紫色土中重金屬有效態(tài)的提取效果，認(rèn)為土壤Cd提取以DGT技術(shù)最好，而化學(xué)提取劑中以HCl較為適宜。王美等使用BCR連續(xù)提取法分析了長(zhǎng)期施肥對(duì)土壤Cu、Zn和Cd形態(tài)的影響，認(rèn)為Cu、Zn、Cd的全量和EDTA-可提取態(tài)含量是黑土和紅壤重金屬形態(tài)的主要影響因子。土壤pH和有機(jī)質(zhì)均會(huì)影響土壤Cu、Zn等重金屬的有效性，楊敏等認(rèn)為土壤磷會(huì)影響重金屬的有效性，但其作用機(jī)制還有待研究。長(zhǎng)期施用豬糞等有機(jī)肥雖然造成土壤Cu、Zn和Cd全量增加，但更重要的作用是增加了土壤有機(jī)質(zhì)，提高了土壤氮、磷等養(yǎng)分含量，并改變了土壤pH等理化性狀。長(zhǎng)期施肥條件下土壤pH、土壤有機(jī)質(zhì)、陽(yáng)離子交換量、氮、磷等均會(huì)影響重金屬有效性，但相關(guān)理化性質(zhì)的變化對(duì)重金屬有效性的貢獻(xiàn)尚不清楚。長(zhǎng)期施用豬糞和化肥處理之間的關(guān)鍵影響因子是否一致，以及環(huán)境因子對(duì)Cu、Zn和Cd有效性的影響機(jī)制還有待深入研究。

為了研究長(zhǎng)期施用豬糞和化肥對(duì)稻田土壤Cu、Zn、Cd累積和有效性的影響，以及土壤環(huán)境作用機(jī)制，本文利用持續(xù)了35 a的長(zhǎng)期定位試驗(yàn)，分析了土壤Cu、Zn和Cd的全量及有效態(tài)含量，通過(guò)相關(guān)分析、逐步回歸方程、冗余分析和偏最小二乘路徑模型（PLS-PM）等統(tǒng)計(jì)方法分析土壤Cu、Zn和Cd與環(huán)境因子之間的關(guān)系，以期解析土壤Cu、Zn和Cd有效性的關(guān)鍵影響因子，以及長(zhǎng)期施用有機(jī)肥和化肥處理之間的差異，為減少紅壤稻田Cu、Zn和Cd環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

長(zhǎng)期定位試驗(yàn)于1984年開始，地點(diǎn)位于江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院試驗(yàn)基地（28°34'N，115°56'E），該區(qū)域處于中亞熱帶，海拔高度25 m，年均溫17.5℃，無(wú)霜期280 d，降雨量約1 600 mm，土壤為第四紀(jì)酸性紅壤發(fā)育的中潴黃泥田。試驗(yàn)前土壤耕層基礎(chǔ)理化狀況為：pH 6.5，有機(jī)質(zhì)25.6 g·kg，全氮1.36 g·kg，全磷0.49 g·kg，緩效鉀240 mg·kg，速效氮81.6 mg·kg，速效磷20.8 mg·kg，速效鉀35.0 mg·kg，陽(yáng)離子交換量（CEC）7.54 cmol·kg。當(dāng)?shù)乇韺油寥乐蠧u、Zn、Cd的平均含量分別為47.0、115、0.171 mg·kg。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

長(zhǎng)期定位試驗(yàn)共設(shè)置8個(gè)處理，分別為：不施肥（CK）、施用磷鉀化肥（PK）、施用氮鉀化肥（NK）、施用氮磷化肥（NP）、施用氮磷鉀化肥（NPK）、70%化肥+30%有 機(jī) 肥（M1NPK）、50%化 肥+50%有 機(jī) 肥（M2NPK）、30%化肥+70%有機(jī)肥（M3NPK）。試驗(yàn)區(qū)常年種植模式為早稻-晚稻-冬閑，小區(qū)面積33.3 m，水泥埂分隔，獨(dú)立排灌。早稻季施用純N 150 kg·hm，晚稻季施用純N 180 kg·hm，早稻和晚稻季各施PO60 kg·hm、KO 150 kg·hm。各處理肥料用量詳見表1。肥料品種：氮肥為尿素，磷肥為過(guò)磷酸鈣（含PO12%），鉀肥為氯化鉀（含KO 60%），均為國(guó)內(nèi)生產(chǎn)。有機(jī)肥：早稻為紫云英，晚稻為豬糞。豬糞含水率約85%，N 0.45%、PO0.19%、KO 0.6%；紫云英含水率約88%，N 0.3%、PO0.08%、KO 0.23%。豬糞中Cu、Zn、Cd含量分別為110、280、0.27 mg·kg，紫云英中分別為1.3、3.8、0.04 mg·kg，尿素中分別為0.13、2.31、0 mg·kg，氯化鉀中分別為1.31、5.80、0 mg·kg，過(guò)磷酸鈣中分別為5.80、22.80、0.33 mg·kg。磷肥和有機(jī)肥全作基肥，氮肥50%作基肥、25%作分蘗肥、25%作幼穗分化肥，鉀肥全作追肥，50%作分蘗肥、50%作幼穗分化肥。所有小區(qū)的播種、移栽、灌溉和打藥等日常管理措施與當(dāng)?shù)亓?xí)慣相同。

表1 不同試驗(yàn)處理每年肥料純養(yǎng)分用量（kg·hm-2）Table 1 Annual application rates of fertilizer net nutrients for different treatments（kg·hm-2）

1.3 研究方法

2018年晚稻收獲后，采用5點(diǎn)取樣法采集耕層（0～20 cm）土壤樣品。樣品風(fēng)干磨細(xì)過(guò)2 mm和0.149 mm篩，用于土壤理化性質(zhì)分析。土壤化學(xué)性質(zhì)采用常規(guī)方法測(cè)定：土壤pH（2.5∶1）采用酸度計(jì)電位法；CEC采用乙酸銨（NHOAc）交換法；土壤有機(jī)質(zhì)（SOM）采用重鉻酸鉀外加熱法；全氮（TN）用凱式定氮法；全磷（TP）用高氯酸濃硫酸消解-鉬銻抗比色法；速效氮（AN）采用堿解擴(kuò)散法；速效磷（AP）用Olsen法；土壤重金屬全量（THM）采用HCl-HNO-HClO消煮，重金屬有效態(tài)采用0.1 mol·LHCl溶液浸提，Cu、Zn和Cd含量采用原子吸收分光光度計(jì)（PinAAcle 900T，美國(guó)PerkinElmer公司）測(cè)定。土壤重金屬全量和有效態(tài)含量分析過(guò)程中分別采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)樣GSS-22及ASA-5a進(jìn)行質(zhì)量控制。水稻收獲季，每個(gè)小區(qū)單打單收、單獨(dú)記產(chǎn)，然后換算為每公頃產(chǎn)量，文中產(chǎn)量（GY）為2018年早稻和晚稻的合計(jì)總產(chǎn)量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)利用Excel 2016進(jìn)行整理、統(tǒng)計(jì)分析、計(jì)算和繪圖，運(yùn)用SPSS 17.0進(jìn)行單因素方差分析和差異顯著性檢驗(yàn)（LSD法，＜0.05）；采用R（4.1.0）中的“pheatmap”包進(jìn)行熱圖聚類分析，“corrplot”包進(jìn)行相關(guān)性分析。采用“plspm”包進(jìn)行偏最小二乘路徑回歸（PLS-PM）分析，其中隱變量土壤碳、氮、磷（CNP）由SOM、TN、TP、AN和AP構(gòu)成，重金屬全量（THM）由全銅（TCu）、全鋅（TZn）和全鎘（TCd）構(gòu)成，重金屬有效態(tài)（AHM）由有效銅（ACu）、有效鋅（AZn）和有效鎘（ACd）構(gòu)成，化肥（CF）由化肥氮、磷和鉀用量構(gòu)成，豬糞（PM）為豬糞用量，模型擬合優(yōu)度GoF大于0.7表明整體預(yù)測(cè)性能較優(yōu)。聚類之前將數(shù)據(jù)進(jìn)行歸一化處理，距離算法采用歐幾里德距離，聚類采用最大距離法，通過(guò)層次聚類獲得聚類樹；采用“vegan”包進(jìn)行環(huán)境因子蒙特爾檢驗(yàn)（mantel test）和共線性分析，利用Canoco 5.0軟件進(jìn)行冗余分析（RDA）制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 長(zhǎng)期不同施肥土壤Cu、Zn和Cd含量

長(zhǎng)期施肥土壤全量Cu、Zn、Cd的含量范圍分別為19.96～82.01、64.21～157.02、0.16～0.49 mg·kg（圖1）?；侍幚恚≒K、NK、NP和NPK）下土壤Cu、Zn和Cd的含量與CK相比無(wú)顯著差異，豬糞處理（M1NPK、M2NPK、M3NPK）下土壤Cu、Zn、Cd全量范圍為56.5～82.01、110.24～157.02、0.28～0.49 mg·kg，比CK提高了134%～239%、57%～124%、58%～171%。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），土壤pH 5.5～6.5時(shí)水田土壤Cu、Zn、Cd的風(fēng)險(xiǎn)篩選值分別為50、200、0.4 mg·kg，3個(gè)豬糞處理下的土壤Cu以及M3NPK處理下的土壤Cd含量均超過(guò)了篩選值。

圖1 長(zhǎng)期不同施肥處理土壤Cu、Zn和Cd全量和有效態(tài)含量Figure 1 Total and available contents of Cu，Zn and Cd in reddish paddy soil under long-term fertilization

化肥處理（PK、NK、NP和NPK）下土壤Cu、Zn、Cd有效態(tài)含量范圍為5.53～9.53、3.50～5.56、0.06～0.09 mg·kg，與CK相比無(wú)顯著差異。豬糞處理（M1NPK、M2NPK和M3NPK）下土壤Cu、Zn、Cd有效態(tài)含量范圍為19.38～32.00、17.22～40.71、0.12～0.20 mg·kg，比CK提高了191%～380%、285%～811%、61%～184%。

2.2 長(zhǎng)期施肥對(duì)土壤理化性質(zhì)和水稻產(chǎn)量的影響

經(jīng)過(guò)長(zhǎng)達(dá)35 a不同施肥處理，多數(shù)土壤理化性質(zhì)發(fā)生了顯著變化（表2）。土壤pH范圍為5.17～6.05，各施肥處理與CK相比差異不顯著，但NPK和M3NPK處理之間差異達(dá)顯著水平；SOM含量范圍為37.34～58.38 g·kg，CEC范圍為6.68～11.31 cmol·kg，與CK和化肥處理相比，豬糞處理（M1NPK、M2NPK和M3NPK）顯著提高了土壤SOM和CEC。土壤氮、磷養(yǎng)分含量主要受施肥影響，施用豬糞全面提高了土壤氮、磷含量，而施用氮、磷等化肥提高了土壤中對(duì)應(yīng)元素的含量。與CK相比，豬糞處理土壤TN、TP、AN和AP含 量 分 別 提 高54%～66%、209%～361%、69%～104%、860%～1 057%，達(dá)顯著水平；PK處理土壤TP和AP分別提高了139%和747%，NK處理土壤TN提高了18%，NP處理土壤TN、TP和AP提高了15%、117%和506%，NPK處理土壤TP、AN和AP分別提高了103%、29%和343%，均達(dá)顯著水平。與CK和化肥處理相比，長(zhǎng)期施用豬糞顯著提高了雙季水稻總產(chǎn)量。2018年CK處理水稻總產(chǎn)量為7 044 kg·hm，豬糞處理為12 060～12 488 kg·hm，比CK提高了71%～77%；化肥處理（PK、NK、NP和NPK）水稻總產(chǎn)量為8 226～11 569 kg·hm，比CK提高了17%～64%。

表2 長(zhǎng)期施肥對(duì)土壤理化性質(zhì)和產(chǎn)量的影響Table 2 Soil physiochemical properties and grain yield under long-term fertilizations

通過(guò)土壤理化性質(zhì)的heatmap聚類分析（圖2）發(fā)現(xiàn)，不同施肥處理可以分為兩類：化肥及CK處理（CK、PK、NK、NP、NPK）和施用豬糞處理（M1NPK、M2NPK、M3NPK）。同時(shí)土壤理化指標(biāo)可以分為三類：第一類為土壤pH，受施肥影響較?。坏诙悶門P和AP，受豬糞和磷肥影響較大；第三類包括SOM、CEC、TN和AN，受豬糞和氮肥影響較大。

圖2 長(zhǎng)期不同施肥土壤理化性質(zhì)的heatmap聚類分析Figure 2 Cluster heatmap of the physiochemical properties of paddy soil under long-term fertilization

2.3 土壤重金屬含量與土壤物理化學(xué)性質(zhì)及產(chǎn)量之間的相關(guān)性

考慮到長(zhǎng)期施用豬糞與化肥處理之間土壤Cu、Zn和Cd以及土壤理化性質(zhì)存在顯著差異，將數(shù)據(jù)分為豬糞組（NPK、M1NPK、M2NPK和M3NPK）和化肥組（CK、PK、NK、NP和NPK）以及全處理組分別進(jìn)行相關(guān)性分析。

豬糞組和全處理組呈現(xiàn)一致的規(guī)律，除豬糞組TCu、ACu與土壤pH相關(guān)性不顯著外，土壤重金屬與各土壤理化指標(biāo)及產(chǎn)量之間均呈顯著正相關(guān)（圖3A、圖3C）?；式M則呈現(xiàn)截然不同的規(guī)律，土壤TCu和ACu與土壤理化指標(biāo)間相關(guān)性相對(duì)較高，其中與TP、CEC和AN呈顯著正相關(guān)，而與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)；土壤TZn與SOM和產(chǎn)量呈顯著負(fù)相關(guān)，而AZn與TP和AP呈顯著正相關(guān)；土壤TCd受pH、AN、SOM和產(chǎn)量影響較大，其中與pH呈正相關(guān)，與SOM、AN和產(chǎn)量呈顯著負(fù)相關(guān)，而ACd僅與AP呈顯著正相關(guān)（圖3B）。長(zhǎng)期不同施肥處理影響土壤重金屬與土壤理化指標(biāo)之間的相關(guān)性，豬糞組與化肥組之間存在明顯不同的規(guī)律，預(yù)示著兩組不同施肥措施對(duì)重金屬累積和有效性有著不同的影響機(jī)制。

圖3 土壤Cu、Zn和Cd與土壤理化指標(biāo)之間的相關(guān)關(guān)系Figure 3 Correlation between soil Cu，Zn，Cd and soil physiochemical properties

進(jìn)一步利用逐步回歸方程分析了土壤ACu、AZn和ACd含量與土壤理化指標(biāo)及產(chǎn)量之間的關(guān)系，結(jié)果見表3。豬糞組和化肥組土壤重金屬有效態(tài)含量的主要影響因素不一致，豬糞組主要受TP、SOM和CEC影響；而化肥組主要受AP、CEC和pH影響，同時(shí)ACu和ACd受到水稻生長(zhǎng)吸收的影響較大，產(chǎn)量增加會(huì)造成ACu和ACd含量下降。全處理組顯示土壤ACu、AZn和ACd含量主要受CEC、TP和AN影響，其中水稻產(chǎn)量對(duì)ACu含量影響較大。

表3 土壤有效態(tài)Cu、Zn和Cd含量與土壤理化指標(biāo)及水稻產(chǎn)量之間的逐步回歸方程Table 3 Stepwise regression models for available contents of Cu，Zn and Cd with soil physiochemical properties and grain yields

2.4 土壤Cu、Zn和Cd的冗余分析

為了更好地揭示土壤理化性質(zhì)與重金屬之間的相互作用關(guān)系，本研究將土壤Cu、Zn和Cd看作物種，將土壤理化指標(biāo)作為環(huán)境因子，進(jìn)行冗余分析（RDA）。結(jié)果表明，土壤重金屬與土壤理化指標(biāo)間存在較強(qiáng)的約束關(guān)系，不同處理組關(guān)鍵的影響因素不同。豬糞組土壤重金屬變異主要受TN、CEC和AP影響，其分別解釋了方差變異的89.1%、6.4%和2.0%，達(dá)到顯著水平（圖4A）；化肥組則主要受土壤pH和TP影響，其分別解釋了方差變異的45.0%和22.2%，達(dá)到顯著水平（圖4B）；全處理組與豬糞組土壤重金屬變異主要影響因子較為相似，土壤CEC、TN、AP和pH分別解釋了方差變異的87.7%、4.4%、1.4%和1.1%，達(dá)到顯著水平（圖4C）。RDA結(jié)果反映了土壤Cu、Zn、Cd與土壤pH、CEC、TN、TP、AP之間有較強(qiáng)的關(guān)聯(lián)，豬糞組和化肥組主要影響因子存在明顯的差異。

圖4 土壤Cu、Zn和Cd與土壤理化指標(biāo)的冗余分析Figure 4 Redundancy analysis（RDA）of correlations between soil variables with Cu，Zn and Cd

2.5 土壤Cu、Zn和Cd有效性的PLS-PM分析

PLS-PM是一種研究多個(gè)觀測(cè)變量因果關(guān)系的路徑分析方法，本文通過(guò)PLS-PM構(gòu)建了施肥影響水稻產(chǎn)量、土壤理化性質(zhì)和THM，進(jìn)而影響AHM的路徑模型（圖5），擬合優(yōu)度達(dá)0.829 8，大于0.7，表明模型的整體預(yù)測(cè)性能較優(yōu)。豬糞和化肥對(duì)Cu、Zn和Cd有效態(tài)的間接效應(yīng)系數(shù)分別為0.969 0和-0.009 5，其中豬糞通過(guò)THM、CEC和CNP的間接效應(yīng)系數(shù)較高，分別為0.608 3、0.291 4和0.176 5，而化肥通過(guò)各參數(shù)的效應(yīng)系數(shù)均較低（表4）。施肥主要通過(guò)影響CEC和THM間接影響重金屬有效性（圖5），但兩種肥料的影響機(jī)制存在差異。豬糞對(duì)CEC、CNP、GY和THM的影響較大，路徑系數(shù)分別為0.986 8、0.999 9、0.916 9和0.978 5，達(dá)到顯著水平?；手饕ㄟ^(guò)CNP和GY影響AHM，路徑系數(shù)分別為0.231 2和0.713 1，達(dá)到顯著水平。CEC和THM對(duì)AHM的路徑系數(shù)分別為0.295 3和0.621 7，達(dá)到顯著水平；土壤pH和GY對(duì)AHM的路徑系數(shù)為負(fù)，有降低AHM的作用，但未達(dá)顯著水平。

表4 長(zhǎng)期施肥通過(guò)不同參數(shù)影響土壤重金屬有效態(tài)的間接效應(yīng)系數(shù)Table 4 Indirect effect coefficient of long-term fertilization on soil heavy metal availability through different parameters

圖5 長(zhǎng)期施肥對(duì)土壤重金屬有效性影響的偏最小二乘路徑模型（PLS-PM）分析Figure 5 Directed graph of partial least squares path model（PLS-PM）on the effect of soil available heavy metals under long-term fertilization

3 討論

3.1 長(zhǎng)期不同施肥對(duì)土壤Cu、Zn和Cd累積的影響

施肥影響土壤重金屬含量變化，一方面是由于肥料中含有少量重金屬，長(zhǎng)期施用可能會(huì)造成土壤重金屬累積；另一方面是由于施肥促進(jìn)了作物生長(zhǎng)，作物的吸收使土壤重金屬含量下降?；瘜W(xué)氮肥和鉀肥中重金屬元素含量較低，而化學(xué)磷肥中重金屬Cd含量相對(duì)較高。任順榮等發(fā)現(xiàn)25 a長(zhǎng)期不同施肥處理下土壤重金屬Cu、Zn和Cd均呈增加趨勢(shì)，磷肥使重金屬含量有所增加，而有機(jī)肥使Cu和Zn增幅較大。本研究發(fā)現(xiàn)持續(xù)35 a化肥處理（PK、NK、NP和NPK）下土壤Cu、Zn、Cd的全量分別為19.96～32.04、64.21～69.83、0.16～0.20 mg·kg，與CK（24.17、70.02、0.18 mg·kg）相比變化較小，也與本團(tuán)隊(duì)前期持續(xù)23 a的CK處理結(jié)果（25.8、80.9、0.21 mg·kg）差異較小。一般認(rèn)為長(zhǎng)期施用磷肥可能會(huì)造成Cd的累積，但本研究并未發(fā)現(xiàn)施用磷肥處理（PK、NP和NPK）的土壤有Cd累積現(xiàn)象，可能與本研究施用的磷肥為國(guó)產(chǎn)磷肥，而我國(guó)磷礦的Cd含量較低有關(guān)。相比較而言，本研究中NK和NPK處理下土壤Cd有所下降，這可能與氮肥促進(jìn)作物對(duì)Cd的吸收，鉀、鎘共存時(shí)降低了土壤對(duì)Cd的吸附有關(guān)。本研究中NK和NPK處理水稻產(chǎn)量分別為10 456 kg·hm和11 569 kg·hm，顯著高于CK和其他化肥處理，因此作物吸收了土壤中更多的Cd。

有機(jī)肥施用對(duì)土壤重金屬含量的影響與肥料的種類、來(lái)源和用量有關(guān)，有報(bào)道顯示施用豬糞顯著增加土壤Cu和Zn，而雞糞顯著增加土壤Cu、Zn和Cd。本研究發(fā)現(xiàn)持續(xù)35 a施用豬糞處理（M1NPK、M2NPK和M3NPK）下土壤Cu、Zn、Cd全量比CK提高了134%～239%、57%～124%、58%～171%，累積速率分別為0.92～1.65、1.15～2.49、0.003～0.009 mg·kg·a；本團(tuán)隊(duì)前期研究發(fā)現(xiàn)持續(xù)23 a施用豬糞（M2NPK和M3NPK）處理下土壤Cu和Zn全量比CK提高了101%～147%和58%～76%，而Cd全量無(wú)顯著變化，累積速率分別為1.13～1.64、2.04～2.67 mg·kg·a和0～0.001 mg·kg·a，與本研究結(jié)果基本一致。土壤Cu和Zn含量大幅提高可能與江西省豬糞中Cu和Zn超過(guò)全國(guó)平均水平有關(guān)，長(zhǎng)期施用豬糞等有機(jī)肥時(shí)需要考慮環(huán)境承載力和糧食安全風(fēng)險(xiǎn)。經(jīng)過(guò)35 a長(zhǎng)期施用豬糞的土壤Cu輕微超標(biāo)，高量豬糞M3NPK處理土壤Cd超過(guò)了篩選值，籽粒中Cd含量（0.28 mg·kg）超過(guò)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)，MUHAMMAD等的研究也有相同的結(jié)論。可見在本試驗(yàn)條件下，該區(qū)域的豬糞用量不宜超過(guò)20 t·hm·a（M2NPK處理豬糞用量），一般應(yīng)控制在15 t·hm·a以內(nèi)。同時(shí)考慮到土壤中Cu的累積風(fēng)險(xiǎn)，豬糞在施用前需加工成有機(jī)肥并控制其中的重金屬含量或進(jìn)一步減少用量。

3.2 長(zhǎng)期不同施肥下土壤理化性質(zhì)與Cu、Zn和Cd的關(guān)系

長(zhǎng)期不同施肥顯著影響了土壤理化性質(zhì)。與CK相比，施用化肥對(duì)土壤pH和CEC影響較??；NK和NPK處理下土壤SOM顯著提升，與這兩個(gè)處理水稻生物量較高，產(chǎn)生了較多的凋落物殘留有關(guān)；化肥對(duì)土壤養(yǎng)分的影響主要與肥料品種有關(guān)，施用某種化肥通常都會(huì)提升土壤對(duì)應(yīng)養(yǎng)分的全量和速效態(tài)含量。施用豬糞顯著提高了土壤CEC、SOM和氮、磷養(yǎng)分含量，并且對(duì)土壤氮、磷養(yǎng)分的提高遠(yuǎn)大于化肥處理。通過(guò)對(duì)土壤理化指標(biāo)的heatmap聚類分析發(fā)現(xiàn)，施肥處理可以分為化肥處理（CK、PK、NK、NP、NPK）和豬糞處理（M1NPK、M2NPK、M3NPK）兩大類（圖2），反映出豬糞和化肥對(duì)土壤理化性狀的影響存在顯著差異。

長(zhǎng)期不同施肥處理通過(guò)肥料帶入顯著影響了土壤Cu、Zn和Cd的全量（圖1），本研究中豬糞施用造成了土壤Cu、Zn和Cd大幅累積。同時(shí)長(zhǎng)期施肥影響了土壤pH、SOM、CEC和氮、磷養(yǎng)分含量，并直接或間接影響了重金屬的有效性。分組相關(guān)性分析結(jié)果顯示豬糞組與化肥組具有明顯不同的規(guī)律。豬糞組土壤Cu、Zn和Cd全量及有效態(tài)含量與土壤理化指標(biāo)（pH除外）間均呈顯著正相關(guān)（圖3），可能是由于該組土壤中重金屬主要來(lái)源于豬糞，同時(shí)該組各土壤理化指標(biāo)也隨豬糞用量增加而增加（表2），兩者均由豬糞施用引起，由于同源關(guān)系而造成兩者之間呈正相關(guān)關(guān)系。

化肥組由于肥料本身帶入的重金屬較少，相關(guān)性分析的結(jié)果可能更真實(shí)反映了土壤理化性質(zhì)變化及產(chǎn)量對(duì)重金屬的影響。總體上化肥組土壤重金屬全量及有效態(tài)含量與土壤理化指標(biāo)及產(chǎn)量間的相關(guān)性較低。土壤TCu、ACu與AN、TP、CEC呈顯著正相關(guān)，可能是由于化學(xué)磷肥中帶入了少量Cu，土壤Cu含量在一定范圍內(nèi)可以提高微生物對(duì)聚合類碳源的轉(zhuǎn)化與利用能力，并促進(jìn)水解酶活性，從而與AN呈現(xiàn)一定的正相關(guān)；NP和NPK處理下土壤pH相對(duì)較低，而TCu和ACu相對(duì)較高，可能是造成TCu和ACu與pH呈顯著負(fù)相關(guān)的原因。土壤酸化導(dǎo)致Cd更容易被作物吸收，因此土壤Cd含量隨pH下降而降低，表現(xiàn)出Cd與pH呈顯著正相關(guān)。土壤SOM及水稻產(chǎn)量與Zn和Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān)，這是由于化肥組主要通過(guò)作物根系和凋落物殘留提高土壤SOM，作物生長(zhǎng)更好時(shí)會(huì)殘留更多的有機(jī)物，同時(shí)也吸收更多土壤Zn和Cd。土壤AN含量受SOM影響，本研究中化肥組AN與SOM的相關(guān)系數(shù)達(dá)0.83，同時(shí)AN與pH相關(guān)系數(shù)達(dá)-0.88，可能是造成AN與TCd呈顯著負(fù)相關(guān)的原因。提高土壤速效氮含量能否促進(jìn)土壤Cd的移除還有待進(jìn)一步研究。一般認(rèn)為土壤中磷與重金屬，特別是Zn具有拮抗作用，但張淑香等研究發(fā)現(xiàn)施磷有促進(jìn)Cu、Zn有效性的趨勢(shì)，并且土壤速效磷和有效Zn呈顯著正相關(guān)，王美等研究發(fā)現(xiàn)紅壤施磷肥提高了Zn酸提取態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)比例，磷鋅肥施用可以減少土壤對(duì)Zn的固定。本研究中化肥組土壤AZn含量（0.1 mol·LHCl浸提）為3.50～5.56 mg·kg，占全量的4.7%～9.1%，磷和Zn的含量均較低，在低濃度條件下土壤中磷鋅拮抗未起主導(dǎo)作用，反而由于無(wú)機(jī)磷的投入促進(jìn)了根系生長(zhǎng)和土壤微生物活動(dòng)，根系分泌的有機(jī)酸和微生物活動(dòng)使重金屬有效性增強(qiáng)；同時(shí)本研究磷肥中Zn含量為22.8 mg·kg，長(zhǎng)期施磷帶入的Zn可能對(duì)土壤Zn有效性有較大影響。楊敏等也發(fā)現(xiàn)土壤磷會(huì)影響重金屬有效性，相關(guān)機(jī)制還有待進(jìn)一步探索。

逐步回歸分析發(fā)現(xiàn)土壤重金屬有效態(tài)含量主要受CEC、AP、TP和SOM影響，其次是土壤pH和AN，豬糞組與化肥組關(guān)鍵影響因子存在較大差異（表3）。同時(shí)逐步回歸結(jié)果也顯示化肥組ACu和ACd及全處理組ACu隨著水稻產(chǎn)量提高而下降（表3），但相關(guān)性分析并未體現(xiàn)出此規(guī)律（圖3），表明雖然水稻生長(zhǎng)會(huì)吸收移除部分重金屬，但并不是簡(jiǎn)單的直接關(guān)系，而是受到了其他土壤理化性質(zhì)影響。通過(guò)RDA分析發(fā)現(xiàn)，豬糞組影響土壤Cu、Zn和Cd方差變異的關(guān)鍵因素為TN、CEC和AP，化肥組為土壤pH和TP，全處理組為土壤CEC、TN、AP和pH（圖4）。化肥組與豬糞組差異較大，而全處理組與豬糞組基本一致。進(jìn)一步通過(guò)PLS-PM分析發(fā)現(xiàn)，化肥對(duì)重金屬有效態(tài)的間接效應(yīng)系數(shù)為-0.009 5，豬糞的間接效應(yīng)系數(shù)為0.969 0（表4），可見豬糞對(duì)重金屬有效性的貢獻(xiàn)遠(yuǎn)大于化肥，長(zhǎng)期施用豬糞使土壤Cu、Zn和Cd發(fā)生累積，同時(shí)也通過(guò)影響土壤CEC而影響重金屬有效性。稻田土壤中碳、氮、磷對(duì)重金屬的固定和活化受到土壤pH、氧化還原條件和水稻根表鐵膜等的影響，通過(guò)調(diào)節(jié)土壤理化性狀可以降低重金屬有效性。長(zhǎng)期來(lái)看，施用化肥可促進(jìn)作物生長(zhǎng)移除，總體上會(huì)降低重金屬有效態(tài)含量，但過(guò)程比較緩慢。本研究發(fā)現(xiàn)土壤CEC對(duì)Cu、Zn和Cd有效態(tài)起關(guān)鍵調(diào)控作用（圖5），豬糞和化肥雖然對(duì)土壤碳、氮、磷（CNP）和產(chǎn)量（GY）的影響顯著，但CNP和GY對(duì)重金屬有效態(tài)的貢獻(xiàn)較小，土壤碳、氮、磷與重金屬有效態(tài)之間存在較為復(fù)雜的關(guān)系，相關(guān)調(diào)控機(jī)制還有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

（1）長(zhǎng)期施用豬糞顯著提高了土壤Cu、Zn和Cd全量及有效態(tài)含量，提升了土壤SOM、CEC及氮、磷養(yǎng)分含量，由于同源關(guān)系造成了兩者之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系；而化肥處理之間土壤重金屬全量及有效態(tài)含量無(wú)顯著差異。

（2）通過(guò)RDA和PLS-PM分析發(fā)現(xiàn)，豬糞對(duì)重金屬有效性的貢獻(xiàn)遠(yuǎn)大于化肥，豬糞主要通過(guò)影響土壤重金屬全量和CEC影響重金屬有效性。