猪场粪水施用对设施白菜及土壤重金属的影响

程娟，刘沐衡，肖能武，杨柳，杜会英*，杜连柱*，张克强

（1.农业农村部环境保护科研监测所，天津 300191；2.湖北省十堰市农业科学院，湖北十堰 442000）

随着规模化畜禽养殖业的发展，畜禽废弃物不合理排放带来的环境污染问题日渐突出[1]，第二次全国污染源普查显示，畜禽养殖业总氮排放量为59.6万t、总磷12.0万t。畜禽粪水中含有丰富的氮磷养分[2]，施入农田后能够提高土壤有机质含量[3]、促进作物增产提质[4-5]。国家发布了系列政策性文件鼓励畜禽粪污处理后施用于农田[6-8]。种养结合循环发展是畜禽废弃物资源化利用的根本出路，也是破解农业面源污染难题、践行绿色发展理念的重要举措[9]。

与固体粪肥相比，解决液体粪水还田问题是种养结合的核心环节[10]。畜禽养殖粪水还田后对作物和土壤重金属的影响，一直是众多学者关注的重点。NICHOLSON 等[11]和XIONG 等[12]指出畜禽粪浆的施用已经成为农田土壤重金属污染的重要来源；CAO 等[13]和SHI 等[14]认为畜禽粪水施用是环境中重金属浓度增加的重要原因；QIAN等[15]进行了连续4年的猪粪施用田间试验并用模型估算表明，未来10～50 a，中国农业土壤中Cd、Cu 和Zn 的环境风险将超过阈值水平，亟需确立合理的粪便施用量。刘洪恩等[16]的研究指出，养殖粪水施用造成土壤Cu 和As 的累积；靳省飞等[17]认为猪粪水施用后，植物对重金属的累积因土壤理化性质、土壤重金属种类不同而存在差异。粪水还田对作物和土壤重金属带来的潜在风险应得到重视。

丹江口水库是南水北调中线工程水源地，是我国规模最大的饮用水源保护区，化肥施用负荷较大[18]，种养脱节，土壤质量下降，亟需建立养殖粪水农田施用的种养结合循环模式。当前的研究多围绕库区化肥施用负荷[18]和库区氮磷流失特征[19-21]等展开，库区典型种养结合对作物和土壤重金属的影响研究鲜见报道。因此，本文以设施白菜田间定位试验为例，设置不施肥处理、优化施肥处理和猪场粪水替代化肥5个处理，开展猪场粪水氮替代化肥氮对设施白菜和土壤重金属影响的研究，以期为该区域养殖粪水资源化利用及养殖业可持续发展提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验设计

试验地位于湖北省十堰市谭家湾镇，该地土壤为黄棕壤，种植前0～20 cm 土层土壤有机质含量6.58 g·kg-1、pH 7.72、全氮含量0.51 g·kg-1、硝态氮含量40.60 mg·kg-1、铵态氮含量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。

试验设置5个处理：对照处理（CK），不施用肥料；优化施肥处理（NOPT），底肥氮、磷、钾施用量分别为216、96、216 kg·hm-2，白菜莲座期追肥分别为43、19、43 kg·hm-2，结球期追肥分别为22、10、22 kg·hm-2；猪场粪水氮全量替代化肥氮处理，粪水氮量分别为281、374、561 kg·hm-2，记作BSN100、BSN75、BSN50，BSN100、BSN75、BSN50 处理磷养分量与NOPT 处理一致，BSN100、BSN75 处理钾养分量与NOPT 处理一致，粪水中不足的磷钾养分用化学肥料补齐。BSN50粪水钾养分量底肥时期施入296 kg·hm-2，莲座期施入59 kg·hm-2，结球期施入30 kg·hm-2。试验用化肥为蔬菜专用肥（N-P2O5-K2O 为18-8-18）、过磷酸钙（P2O5含量12%）和硫酸钾（K2O含量51%）。

试验用粪水为经过厌氧处理（6 个月密闭贮存发酵）的猪粪水，粪水养分含量常年稳定，pH7.51、总氮含量773.00 mg·L-1、铵态氮含量702.00 mg·L-1、总磷含量19.10 mg·L-1、总钾含量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。

试验于2017 年10 月开始，2019 年12 月结束，白菜株距35 cm，行距40 cm，连续种植4 茬白菜。每个处理重复3次，小区面积6.72 m2，随机区组排列，小区间用PVC板隔开。

1.2 样品采集与测定

第4 茬白菜收获后，选取代表性的植株，洗净后105 ℃杀青30 min，70 ℃下烘干至恒质量，研磨过80目筛后保存待测。白菜样品地上部用HNO3消煮，电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定Cu、Zn、Cr、Pb、As、Cd 含量，采用植物标准物质（SRM-1570a）进行质量控制。

土壤样品在第4 茬白菜收获后用土钻在每个小区按照“S”型分0～20 cm 和20～40 cm 两层采集，同层次5 点混合放入塑料袋，带回实验室自然风干，研磨后过100 目筛保存待测。采用HNO3-HF 消解，ICPMS 测定土壤中重金属Cu、Zn、Cr、Pb、As、Cd 的全量，采用土壤标准物质（SRM-2586）进行质量控制。

采用Tessier 五步连续提取法[22]测定土壤中Cd、Cr、Pb、Cu、Zn、As的形态分级，分别对可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态进行提取，重金属有效态用0.05 mol·L-1EDTA 提取，ICP-MS 进行各形态测定。土壤pH 和有机质（SOM）、全氮（TN）、铵态氮（NH+4-N）、硝态氮（NO-3-N）、速效磷（Olsen-P）含量按鲍士旦[23]的方法测定。

活化率为土壤重金属有效态含量占土壤重金属全量的比例[24]。

1.3 数据分析

试验数据采用SPSS 26 软件进行单因素方差分析，Duncan 多重比较法进行差异显著性检验，Excel 2016、Origin 2021软件作图。

2 结果与分析

2.1 粪水施用对白菜地上部重金属含量的影响

各处理白菜地上部重金属含量如表1 所示，随着施肥量增加，白菜地上部重金属的含量增加（As、Pb除外），且均高于不施肥处理。白菜地上部Cu、Zn 含量变化规律一致，Cu、Zn 含量NOPT 处理和粪水施用处理（BSN100、BSN75、BSN50）显著高于CK 处理（P＜0.05），BSN50 处理显著高于BSN100 处理和BSN75 处理。白菜地上部Cr 含量BSN50 处理显著高于BSN75、BSN100 及NOPT 处理（P＜0.05），BSN75、BSN100 和NOPT 处理之间无显著差异。白菜地上部Pb、As 含量NOPT 处理高于粪水施用处理，且显著高于CK 和BSN100处理。白菜地上部Cd含量随着施肥量增加而显著增加，呈BSN50＞BSN75＞BSN50、NOPT＞CK。白菜地上部As、Pb、Cr、Cd 含量均未超过《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2017）安全限值要求。

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

2.2 粪水施用对土壤重金属全量的影响

由图1 可知，0～20 cm 土层土壤Cu、Zn、As、Pb、Cr、Cd 含量高于20～40 cm 土层。各处理0～40 cm 土层土壤Cu 含量为9.925～18.915 mg·kg-1，BSN50 处理高于其他处理，其他4 个处理间差异不显著（P＞0.05）。0～20 cm 土层土壤Zn 含量为32.601～73.820 mg·kg-1，粪水施用处理（BSN100、BSN75、BSN50）显著高于CK 及NOPT 处理，且随粪水施用量的增加而显著增加，20～40 cm 土层土壤Zn 含量变化规律与0～20 cm 土层一致。在0～20 cm 土层中，BSN50处理的土壤Cr含量显著高于NOPT处理，在20～40 cm土层中粪水施用处理与NOPT 处理无显著差异。各处理土壤Pb、As 含量在0～40 cm 土层均无显著差异且未超过安全标准；土壤Cd 含量为0.225～0.258 mg·kg-1，0～40 cm土层处理间（除0～20 cm 土层CK 处理外）土壤Cd 含量无显著差异。土壤Cu、Zn、Cr、Pb、As、Cd 含量均未超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）的安全限值。

2.3 粪水施用对土壤重金属有效态含量的影响

粪水施用后土壤重金属有效态含量如表2 所示。粪水施用处理0～20 cm 土层土壤有效态Cu 含量显著高于CK 处理，且随粪水用量增加而显著增加，BSN100 处理和NOPT 处理无显著差异；20～40 cm 土层有效态Cu 含量与0～20 cm 土层规律一致。粪水施用处理0～40 cm 土层土壤有效态Zn 含量显著高于NOPT 处理和CK 处理，且随粪水用量增加而显著增加。土壤Cu、Zn 活化率为8.26%和9.65%，远高于土壤As、Pb、Cd、Cr的活化率。

表2 不同处理土壤重金属的有效态含量（mg·kg-1）Table 2 Available contents of heavy metals in different treatment soils（mg·kg-1）

0～20 cm 土层土壤有效态Cr 含量BSN50 处理、CK处理和NOPT处理间差异达显著水平（P＜0.05），呈BSN50＞NOPT＞CK，且粪水施用处理间BSN50 处理显著高于BSN100 处理和BSN75 处理；20～40 cm 土层土壤有效态Cr 含量各施肥处理间无显著差异。0～40 cm土层土壤中有效态Pb、As、Cd含量5个处理之间均无显著差异。

2.4 粪水施用对土壤重金属形态分布特征的影响

粪水施用后0～20 cm 土层土壤重金属形态分布如图2 所示，土壤Cu 含量5 个处理均以残渣态Cu 为主，平均占比62.69%，残渣态Cu 含量所占比例CK 处理是施肥处理的1.09～2.22 倍，说明施肥处理会降低残渣态Cu 含量，且土壤中Cu 形态分布具有显著差异性，呈现为残渣态＞铁锰氧化物结合态＞有机结合态＞碳酸盐结合态、可交换态。土壤铁锰氧化物结合态Cu 含量粪水施用处理显著高于NOPT 处理和CK 处理，相较于NOPT 处理，粪水施用后有机结合态、碳酸盐结合态和可交换态Cu的含量略有增加。粪水施用后土壤有机结合态和碳酸盐结合态Zn 含量略高于CK 处理和NOPT 处理。CK、NOPT 处理以残渣态Zn为主，所占比例为62.26%～75.42%，显著高于粪水施用处理，粪水施用处理以铁锰氧化物结合态Zn为主，其含量占比为29.89%～66.71%，且铁锰氧化物结合态Zn占比显著高于NOPT处理和CK 处理。粪水施用显著增加了铁锰氧化物结合态Zn 的比例，降低了残渣态Zn的比例。

粪水施用处理与NOPT处理土壤残渣态As、Cr含量占比在92%以上，显著高于可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态及有机结合态As、Cr含量。各处理土壤Pb、Cd 形态均以残渣态为主，其占比为71.76%～87.77%，显著高于其他4种形态，铁锰氧化物结合态比例次之，其比例显著高于碳酸盐结合态、有机结合态和可交换态的比例。施用粪水和化肥均不会引起土壤As、Cr、Cd、Pb形态的转移变化。

2.5 粪水施用后重金属有效态含量与全量、土壤理化性质的相关分析

对土壤重金属有效性与土壤重金属全量、理化性质进行相关分析可知（表3），土壤有效态Cu含量与全Cu、全Zn、SOM、TN、Olsen-P 和NO-3-N 含量呈极显著正相关，与pH 呈极显著负相关；有效态Zn 含量与全Cu、全Zn、SOM、TN、NO-3-N、有效态Cu 呈显著或极显著正相关，与pH 呈显著负相关；有效态Pb 含量与全Cu、SOM、有效态Zn 含量呈显著正相关；有效态Cd 含量与全Cu、全Pb、SOM、TN、Olsen-P、有效态Zn、有效态Pb 呈显著或极显著正相关；有效态Cr 含量与全Cu、全Zn、SOM、TN、Olsen-P、NO-3-N 均呈极显著正相关，与pH 呈极显著负相关，与有效态Cu、有效态Cd呈显著正相关。有效态As含量与其他指标相关性均不显著。

表3 重金属有效态含量与土壤理化性质、重金属全量的Pearson 相关系数Table 3 Pearson correlation coefficients of heavy metals contents and physical and chemical properties

3 讨论

3.1 粪水施用对设施白菜重金属含量的影响

粪水中富含的养分能够促进植物生长，但粪水施用后可能会引起土壤和植物重金属超标[25]。粪水施用于设施白菜后，相较CK 处理，粪水施用（BSN100、BSN75、BSN50）处理白菜增产量均达到显著水平（P＜0.05），相较NOPT 处理，粪水施用处理组4 茬白菜增产率达13.73%～39.45%，粪水带入氮具有显著的增产效果[26]。本研究中4 茬粪水施用后白菜地上部重金属含量均未超过《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2017）的安全限值要求。BIAN 等[27]研究了粪水施用于水稻、小麦和大白菜等作物，提出施用粪水会增加植物重金属的含量，蔬菜具有不同的重金属转移能力，叶类蔬菜比非叶类蔬菜对重金属的吸收更强，CAO 等[13]的研究也指出叶菜更易发生重金属的累积超标。另外，土壤性质的变化对叶菜类蔬菜的重金属积累影响也较大[28]。本研究粪水施用后白菜地上部重金属Cu、Zn、Cr、Cd 含量显著高于CK 处理，粪水施用显著增加了白菜地上部Cu、Zn、Cr、Cd 的含量，但4 茬粪水施用未引起白菜地上部重金属的超标，长期施用的影响需进一步研究。黄新灿等[29]认为长期施用猪粪肥源可显著增加蔬菜中重金属的积累，应避免连续长期施用富含Cu、Zn 等重金属的畜禽粪肥。罗伟等[30]的研究证实沼液施用对马铃薯中重金属污染影响不明显，可安全利用；赵麒淋等[31]的研究表明，施用沼液后未导致玉米籽粒中重金属积累超过国家标准，但与不施肥处理相比，Cd、Cr 含量略有增加，这与本研究结果相一致。长期施用沼液对土壤和作物重金属含量的影响仍需进一步探究。

3.2 影响土壤有效态重金属的因素

有效态重金属是指可以被动植物等生物体吸收利用的金属形态。pH 值[32]、SOM 等会影响土壤中重金属的有效性[33-34]。pH 是降低重金属有效性的重要因子[35-36]，pH增加可使土壤胶体吸附重金属离子的能力增强，从而使重金属有效态含量降低[37]；SOM是影响重金属有效性的另一关键因子，SOM 含量增加，从而可通过络合及螯合作用来促进重金属生物可利用性的提高[38-39]。WU等[40]研究表明稻田土壤有效态Cu与SOM 存在极显著相关性；ZHAO 等[41]研究证实重金属有效性与SOM 含量呈显著正相关。本研究中有效态Cu、Zn、Pb、Cd 和Cr 含量与SOM 呈显著正相关，与ZHAO 的研究结果一致；粪水施用提高了土壤pH，但土壤Pb、As、Cd 有效态含量无显著变化，而土壤Cu、Zn、Cr有效态含量增加，这与上述研究结果不一致，可能是其他因素导致了土壤Cu、Zn、Cr有效态含量的增加。长期施用粪水需考虑重金属活性增强逐渐产生的污染。

3.3 影响土壤重金属形态的因素

重金属不同化学形态关系到重金属元素的迁移转换能力，进而决定着元素的生物有效性和对生态环境的危害程度[42]。杨凤等[43]指出可交换态重金属易被作物吸收，因此对作物危害也最大；碳酸盐结合态重金属易受土壤理化性质（pH）及其他环境条件的影响；铁锰氧化物结合态重金属能在较低的氧化还原电位条件下被还原，对土壤存在潜在危害；有机物及硫化物结合态重金属较稳定；残渣态重金属性质稳定，不易被作物利用[44]。商和平等[45]指出，一方面施肥影响土壤的pH 等理化性质进而影响重金属的形态，另一方面受施肥本身各形态的重金属和有机质影响而发生化学反应影响其形态。本研究中受粪水施用的影响，土壤残渣态Cu、Zn 含量显著降低，土壤Cu、Zn以铁锰氧化物结合态为主，与上述研究结果一致；粪水施用后铁锰氧化物结合态Cu、Zn 占比为32.66%～66.71%，可能是由于猪场粪水施用带入的Cu 和Zn 转化为了铁锰氧化物结合态，从而引起土壤Cu、Zn铁锰氧化物结合态占比增高。长期施用粪水要警惕其氧化还原对土壤Cu、Zn的潜在危害。

4 结论

（1）连续4 茬白菜种植后，粪水施用处理白菜地上部Cu、Zn、Cr、Cd含量较不施肥处理显著增加，相较于优化施肥处理，高量粪水施用处理显著增加了白菜地上部Cu、Zn、Cr、Cd 含量，但均未超过《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2017）的安全限值要求。白菜地上部Cu、Zn、Cr、Cd 含量低量施肥处理与优化施肥处理间无显著差异。

（2）相较于优化施肥处理，高量粪水施用处理显著增加了土壤Cu、Zn、Cr 含量；土壤Cu、Zn（0～20 cm土层除外）、Pb、Cr、Cd、As 含量低量粪水施用处理与优化施肥处理间无显著差异。0～20 cm 土层Cu、Zn、As、Cr、Cd、Pb含量高于20～40 cm土层，土壤重金属含量由表层向下层逐渐降低。

（3）施用化肥和粪水显著提高了土壤有效态Cu、Zn 含量，降低了残渣态Cu、Zn 含量，增强了土壤Cu、Zn 的活性，粪水施用显著增加了铁锰氧化物结合态Zn含量，施用化肥和粪水均不会引起土壤Cr、As、Cd、Pb 形态的转移变化。土壤有效态Cu、Zn、Cr、Cd、Pb含量与土壤SOM、Olsen-P、TN、NO-3-N 存在显著正相关关系，与pH呈显著负相关关系。