有机肥部分替代化学氮肥的安全施用比例及环境容量研究——以典型土壤生菜种植为例

顾思婷，陈謇 2，李志 洋，施加 春*

（1.浙江大学土水资源与环境研究所，浙江 省农业资源与环境重点实验室，杭州 310058；2.温岭市农业农村和水利局，浙江 台州 317500）

我国化肥的用量居高不下，且呈现普遍过量施用及利用率低的特点，导致土壤酸化板结、肥力下降，土壤生态环境日益恶化[1]。我国有机肥资源广泛，有着能够改善土壤理化性状、提高土壤肥力和农产品产量等优势[2]。2015年，农业部印发的《到2020年化肥使用量零增长行动方案》中提到，有机肥替代或部分替代化肥，将会是实现化肥零增长、减少环境污染、发展绿色可持续农业的重要途径之一[3]。但由于有机肥来源复杂，经常含有较高浓度的镉（Cd）、铜（Cu）和锌（Zn）等重金属，长期施用可能给土壤环境和人类健康带来风险[4]。已有研究表明，鸡粪和猪粪的持续施用会导致水稻土中Cd 和铅（Pb）的逐渐积累[5]。WANG等[6]也发现，猪粪的施用使土壤和花生籽粒中Cd和Zn的含量显著提高。通过31年的长期定位试验，徐一兰等[7]发现有机肥-化肥配施显著增加了供试土壤全Cd及其有效态含量，同时也增加了大麦籽粒Cd含量。但也有研究表明，有机肥的施用降低了土壤重金属的有效态性，从而降低作物对重金属的吸收。何其辉等[8]进行盆栽试验发现，在施用猪粪后红黄泥中Cu、Pb 和Cd 的有效态含量较对照组分别显著降低了22.1%、13.4% 和20.0%。GRÜTER等[9]的小麦长期定位试验结果表明，与未施肥的对照组相比，有机肥的施用降低了土壤有效Cd和小麦籽粒Cd含量。因此，有机肥施用对土壤重金属累积和农产品安全的影响还需要进一步探究。

叶菜类蔬菜生产需肥量大，主要依靠大量施用化肥来提高产量，且具有易富集重金属的特点[10-11]。随着叶菜类蔬菜生产面积的不断增加[12]，研究如何通过有机肥部分替代化肥施用来降低化肥用量、提高蔬菜产量并使蔬菜安全生产至关重要。

本研究通过在典型土壤类型上系统开展生菜盆栽试验，探究不同比例有机肥部分替代化学氮肥施用对土壤环境质量和农产品安全的影响，以及对土壤重金属环境容量的影响，为不同土壤类型上有机肥部分替代化学氮肥的安全高效施用提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

盆栽试验于浙江大学紫金港校区温室内进行。供试土壤为浙江省9种典型土壤类型，其中黄斑田、小粉土、培泥砂土分别采自浙江省嘉兴市南湖区、杭州市浙江大学华家池校区试验田、杭州市原江干区九堡街道；黄泥砂田采自杭州市桐庐县，淡涂粘田和青紫泥田均采自台州市温岭市；黄松土、黄红壤、洪积泥砂田分别采自杭州市原江干区笕桥街道、杭州市拱墅区半山街道、台州市温岭市。试验选取的生菜品种为正源463和高华意大利全年耐抽薹生菜。试验所用有机肥为猪粪商品有机肥，由浙江省宁波海盛生物科技有限公司生产。供试化学氮肥为尿素（N≥46.4%），磷肥为钙镁磷肥（P2O5≥18%，CaO≥15%，MgO≥8%）。供试土壤及有机肥的基本理化性质见表1。

表1 生菜盆栽试验供试土壤及有机肥的基本理化性质及其重金属含量Table 1 Physicochemical properties and heavy metal contents of the tested soil and organic fertilizer in pot experiment with lettuce

1.2 试验设计

盆栽试验共设置6 个处理，分别为不施氮肥（CK），在折合含氮量180 kg/hm2水平下分别以0、10%、20%、30%和40%的有机氮肥替代化学氮肥（F、M1、M2、M3、M4），各处理设置3个重复。

供试土壤过10 目筛后，装入高23 cm、顶部内径29 cm、底部直径19 cm 的花盆中，每盆装土10 kg。尿素、有机肥、钙镁磷肥作为基肥施用，其中钙镁磷肥施用量为600 kg/hm2，换算后为2.4 g/盆，各处理每盆土壤中尿素、有机肥施用量分别为：1）CK处理（不施氮肥）；2）F 处理（仅施氮肥，1.54 g 尿素）；3）M1处理（1.39 g 尿素、2.62 g 有机肥）；4）M2处理（1.23 g尿素、5.24 g有机肥）；5）M3处理（1.08 g尿素、7.87 g 有机肥）；6）M4处理（0.93 g 尿素、10.49 g有机肥）。

肥料与土壤混合均匀后，保持土壤含水量为75%，老化1周。每盆土壤播种等量的生菜种子，待长至三叶一芽期，移除多余幼苗，只留下4株长势相似的生菜幼苗，保持土壤含水量为75%，生长60 d后进行收获。

正源463生菜于2017年9月9日播种、11月8日收获；高华意大利全年耐抽薹生菜种植进行2 次试验，分别于2019年6月16日播种、8月16日收获，于2020年6月11日播种、8月11日收获。

1.3 样品采集与测定

土壤和生菜样品的采集：采集土壤样品和生长60 d后的生菜，土壤风干后分别过10目、100目筛后装袋，待测；生菜植株洗净后剪去根部，称取鲜质量后，放入信封并在105 ℃烘箱中杀青30 min，然后在55 ℃条件下烘干至恒量，用JXFSTPRP-Ⅱ球磨仪（上海净信工业发展有限公司）磨碎后装袋，备用。

土壤及有机肥基本理化性质的测定：pH测定液以土水质量比1∶2.5浸提（水浸提），用pH计测定；电导率（electrical conductivity,EC）测定液以土水质量比1∶10 浸提，涡旋振荡30 s 后在25 ℃、3 000 r/min条件下离心5 min，最后用电导率仪测定；有机质（organic matter,OM）含量用重铬酸钾容量法-稀释热法测定[13]；全氮（total nitrogen,TN）含量通过称取过100目筛的风干有机肥及土壤样品15～18 mg，用碳氮氢硫元素分析仪（德国Elementar公司）测定。

土壤、有机肥和生菜重金属含量的测定：称取过100 目筛的土壤及有机肥样品0.200 0 g，采用HF-HNO3法消解，生菜样品采用H2O2-HNO3法消解，最后用电感耦合等离子体质谱仪（NexION300X ICP-MS，美国PerkinElmer公司）进行测定。

土壤重金属环境容量依据静态环境容量模型[14-15]计算。

式中：Wi为每年土壤中重金属元素i的静态容量，kg/hm2；1×10－6为量纲转换系数；Cic为土壤中重金属元素i含量的允许限值，即土壤重金属阈值，mg/kg；Cip为土壤中重金属元素i的现状值，mg/kg；m为每公顷土壤0～20 cm表层土质量，此处为2.25×106kg/hm2；n为控制年限。

1.4 数据处理

试验数据利用Excel 2016进行整理、统计分析及计算，利用Origin 2018绘图，运用DPS 18.1进行单因素方差分析和差异显著性检验，以P＜0.05表示差异有统计学意义。

2 结果与分析

2.1 有机肥部分替代化学氮肥对土壤理化性质的影响

土壤pH的变化如图1所示，有机肥部分替代化学氮肥施用对9 种土壤pH 影响呈现较大差异。与CK 组相比，小粉土、黄红壤、洪积泥砂田和黄泥砂田单施化肥（F组）处理时土壤pH显著下降。与CK组相比，除M1组黄斑田pH显著下降外，有机肥替代使黄斑田和小粉土pH 均在一定程度上有所提高。与其余替代比例的处理相比，40%的替代比例使黄泥砂田pH显著上升（P＜0.05）。有机肥替代施用对青紫泥田、黄红壤和洪积泥砂田pH 的影响基本一致，即随着有机替代比例的增加土壤pH 呈下降趋势。而由于培泥砂土、淡涂粘田和黄松土本底土壤pH 较高，除淡涂粘田M4组土壤pH 显著降低外，施肥并未对其pH造成显著影响。

图1 有机肥部分替代化学氮肥施用对土壤pH的影响Fig.1 Effects of partial substitution of chemical nitrogen fertilizer with organic fertilizer on soil pH

由图2可知，小粉土、黄斑田、培泥砂土、青紫泥田和淡涂粘田5种土壤各有机肥部分替代化肥处理组OM含量较CK组均有一定程度的增加。其中培泥砂土、青紫泥田和淡涂粘田在4种不同替代比例下OM含量较CK组均显著上升（P＜0.05），而小粉土和黄斑田在低量有机肥替代时OM含量较CK组没有显著差异。小粉土、黄斑田、培泥砂土和青紫泥田土壤基本呈现OM含量随替代比例的增加而上升的趋势。小粉土、黄斑田和培泥砂土OM含量在有机肥部分替代化学氮肥施用后分别提高9.10%～57.40%、12.59%～34.13%和30.13%～73.99%，淡涂粘田和青紫泥田则分别提高23.91%～66.09%、73.69%～81.47%。黄红壤和洪积泥砂田土壤OM含量变化趋势相似，土壤OM含量均在M2组达到最大，且较CK组差异显著（P＜0.05），分别较CK 组提高了6.75%和20.37%。而黄松土OM 含量则随着有机肥替代化学氮肥比例的增加呈下降趋势。

图2 有机肥部分替代化学氮肥施用对土壤OM含量的影响Fig.2 Effects of partial substitution of chemical nitrogen fertilizer with organic fertilizer on soil OM content

有机肥替代化学氮肥施用后土壤TN含量总体呈现一定的增加趋势，但不同土壤之间增加的趋势略有不同（图3）。与CK组相比，有机肥替代化学氮肥施用显著增加了除小粉土、培泥砂土、黄泥砂田和黄松土外的5种供试土壤TN含量（P＜0.05）。青紫泥田TN 含量在替代比例为30%时较CK 组增加最多（增加0.231 mg/kg），且较F组显著增加（P＜0.05）。黄斑田、淡涂粘田和黄泥砂田TN含量在各施肥处理之间未有显著性差异（P＞0.05）。与OM含量变化相似，黄红壤和洪积泥砂田TN 含量也在M2组达到最大值，较CK组分别上升了0.145、0.357 g/kg。

图3 有机肥部分替代化学氮肥施用对土壤TN含量的影响Fig.3 Effects of partial substitution of chemical nitrogen fertilizer with organic fertilizer on soil total nitrogen(TN)content

2.2 有机肥部分替代化学氮肥对土壤重金属含量的影响

图4 表明，随着有机肥替代化学氮肥比例的增加，盆栽土壤中Cd、Cr、As、Pb含量均有一定程度的增加，但不同土壤中增加程度有所差异。除黄泥砂田和洪积泥砂田外，各处理土壤Cd、Cr、As、Pb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）[16]中的土壤污染风险筛选值。

小粉土CK 组Cd 含量为0.17 mg/kg，F 组Cd 含量较CK 组显著升高，为0.20 mg/kg，有机肥替代比例为10%～30%时土壤Cd 含量随替代比例的升高而升高，且均高于F 组，而M4组Cd 含量较F 组显著下降（P＜0.05）。其Cr、As、Pb含量也呈现了相似的变化趋势（图4）。

与CK 组相比，施肥处理下黄斑田Cd、Cr、As、Pb含量均有不同程度的升高。与其他3种重金属元素相比，黄斑田中Cd含量增加较为显著。F组黄斑田Cd含量较CK组上升0.07 mg/kg，4个有机肥替代处理组土壤Cd 含量分别较CK 组上升了76.71%、120%、137.14%、165.71%。与Cd 含量变化相似，施肥处理使黄斑田Cr含量显著升高，其CK组Cr含量为92.13 mg/kg，与之相比，F 组上升了6.70 mg/kg，有机肥处理组Cr 含量上升7.93～15.56 mg/kg。黄斑田中As、Pb 含量变化趋势相似，与CK 组As、Pb含量相比，F组均略有上升，有机肥替代组显著上升（P＜0.05），并在M3组达到最大（图4）。

培泥砂土各处理中的Cd 含量差异显著，其中CK组为0.11 mg/kg，F组较CK组降低了0.01 mg/kg，有机肥处理组较CK 组分别显著上升0.015、0.019、0.034、0.051 mg/kg（图4）。与CK组相比，除培泥砂土M4组Cr 含量显著升高外，其他处理均无显著变化（P＞0.05）。培泥砂土As 本底值相对较高（15.20 mg/kg），当有机肥替代比例大于或等于20%时，培泥砂土As含量较CK组显著升高（P＜0.05）。

黄泥砂田、洪积泥砂田本底分别具有较高的Cd含量和较高的Cd、Pb含量，因此有机肥替代化学氮肥施用后所有处理下其Cd 含量和Cd、Pb 含量均超过土壤污染风险筛选值。

由图4可知，黄松土Cd含量在进行施肥处理后均显著降低（P＜0.05），但各施肥组间差异不显著。与CK 组相比，黄松土的各个处理均显著增加了其Cr含量，其中F组Cr含量显著上升3.20 mg/kg，有机肥替代组Cr 含量随替代比例的增加而先增加后降低，且均高于F组。黄松土As含量与其Cr含量变化趋势基本一致，在M2组达到最大。同时，施肥处理显著降低了黄松土的Pb 含量（P＜0.05），M3组下降最大，比CK组下降5.38 mg/kg。

图4 有机肥部分替代化学氮肥施用对土壤Cd、Cr、As、Pb含量的影响Fig.4 Effects of partial substitution of chemical nitrogen fertilizer with organic fertilizer on Cd,Cr,As,Pb contents in soils

黄红壤Cd 含量在单施化肥处理及中高比例有机肥替代处理（M3、M4）下较CK 组明显降低，且有机肥替代处理降低效果显著优于单施化肥处理。其Cr 含量在M3组有所下降但不显著。而其As、Pb含量变化趋势基本一致，与CK 相比，除M3组显著下降外，其他处理均变化不显著。洪积泥砂田Cr含量随着有机肥替代比例的增加呈现先降低后增加的趋势，与CK 组相比，M2组显著下降（下降6.34 mg/kg）至最低（图4）。

2.3 有机肥部分替代化学氮肥对生菜产量的影响

有机肥部分替代化学氮肥施用对生菜产量的影响如表2所示，从中可知，有机肥替代后生菜产量随着替代比例增加基本呈现显著增加的趋势。与F组相比，除黄红壤M3组与洪积泥砂田M1、M4组外，其余各处理组有机肥替代后生菜产量均下降不显著（P＞0.05），说明有机肥替代基本可保证生菜产量不受影响，且在合适替代比例下可显著增产。

表2 有机肥部分替代化学氮肥施用对生菜产量的影响Table 2 Effects of partial substitution of chemical nitrogen fertilizer with organic fertilizer on the yields of lettuces

黄斑田、淡涂粘田生菜产量随有机肥部分替代化学氮肥比例上升而增加，最高增产率分别达93.17%和76.85%。小粉土M4组生菜产量虽有所下降，但未达到显著水平（P＞0.05）。培泥砂土各处理组生菜产量均显著高于F组，其中M3组增产效果最佳（相比CK组），达347.99%。

黄泥砂田和青紫泥田各有机肥部分替代化学氮肥处理组生菜产量与单施化肥组之间均未达显著性差异，且均在替代比例为20%时达到最高。

有机肥施用后，黄松土和洪积泥砂田生菜产量随替代比例的增加呈现先增加后降低的趋势，其生菜产量均在30%替代时达到最大且显著高于F 组（P＜0.05）。黄红壤生菜产量除M3组外均不因有机肥施用产生不利影响，且在20%替代比例时达到最大。

2.4 有机肥部分替代化学氮肥对生菜地上部重金属含量的影响

图5 结果表明，黄斑田及培泥砂土生菜地上部分Cd 含量随有机肥替代化学氮肥比例的提高而显著增加，且M4组均为最高（分别较CK 组增加了0.059、0.057 mg/kg）。其Cr、As、Pb含量变化趋势与Cd相似，均在M4组达到最大值，且较CK组显著增加（P＜0.05）。当有机肥替代比例超过20%时，培泥砂土生菜地上部分As含量分别为0.53、0.62 mg/kg，超过《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）[17]中的标准限定值（0.5 mg/kg），影响生菜品质安全。同时，黄斑田与培泥砂土M4组生菜地上部分Pb含量分别为0.29、0.28 mg/kg，已接近标准限值（0.3 mg/kg）。小粉土M2组生菜地上部Cd含量高达0.197 mg/kg，已接近GB 2762—2017 规定的标准限定值（0.2 mg/kg），存在超标风险。施用有机肥对小粉土生菜地上部分Cr、Pb 含量的影响相似，均随替代比例的增加呈先升高后降低的趋势；有机肥替代比例为40%组较中低替代比例组生菜地上部分Cr、Pb 含量显著降低（P＜0.05）。小粉土生菜地上部As含量在中高替代比例组中显著增加。

由于黄泥砂田和洪积泥砂田Cd本底值较高（分别为0.38、1.28 mg/kg），6 种处理下生菜地上部Cd含量均超过GB 2762—2017 中的标准限定值（0.2 mg/kg）（图5）。淡涂粘田生菜地上部Cd 含量在有机肥施用后较CK组显著上升，其中M1～M4组分别上升0.020、0.033、0.037、0.035 mg/kg。而青紫泥田生菜地上部Cd含量在各处理间无显著差异。

黄泥砂田各处理下生菜地上部Cr 含量均高于GB 2762—2017 规定的标准限定值（0.5 mg/kg）。淡涂粘田生菜地上部Cr 含量随有机肥替代比例的提高而降低，单施化肥和10%替代比例下，生菜地上部Cr 含量均超过标准限定值。青紫泥田施肥处理下生菜地上部Cr含量远低于GB 2762—2017中的标准限定值，但随着有机肥替代比例的增加而有所上升。

黄泥砂田、淡涂粘田和青紫泥田各处理下生菜地上部As 含量均远低于GB 2762—2017 规定的新鲜蔬菜As限定值（0.5 mg/kg）。与CK组相比，黄泥砂田各施肥处理组生菜地上部As 含量无显著变化。淡涂粘田生菜地上部As含量在30%和40%替代比例时较CK 组显著下降（P＜0.05）。随着有机肥替代比例的增加，青紫泥田生菜地上部As含量呈上升趋势（图5）。

黄松土、黄红壤各处理下生菜地上部As、Cr、Pb含量均远低于GB 2762—2017 中的标准限定值。黄松土、黄红壤生菜地上部Cd含量在各处理下均未高于限定值，且黄松土中Cd 含量远低于标准限定值。有机肥替代显著降低了黄红壤生菜地上部Cd含量（P＜0.05），其中M2组降低效果最佳，较CK组下降了0.051 mg/kg（图5）。

图5 有机肥部分替代化学氮肥施用对生菜地上部Cd、Cr、As、Pb含量的影响Fig.5 Effects of partial substitution of chemical nitrogen fertilizer with organic fertilizer on Cd, Cr,As, Pb contents in the shoots of lettuces

因此，为符合有机肥安全施用要求，避免土壤中重金属超标，保障生菜安全生产，并发挥有机肥增产效果，所试培泥砂土和小粉土中有机肥部分替代化学氮肥的安全施用比例均应为10%，青紫泥田和黄红壤均为20%，黄斑田和黄松土均为30%，淡涂粘田为40%。

2.5 土壤重金属阈值及其环境容量预测

本研究采用逐步回归的方法建立了生菜地上部Cd、Cr、As、Pb 含量（y）和土壤重金属含量（a）、pH（b）、EC（c）、TN 含量（d）、OM 含量（e）和生菜产量（f）之间的多元线性回归方程（表3），以预测生菜地上部的重金属含量。在考虑9 种土壤上的有机肥部分替代化学氮肥的安全施用比例的基础上，将各因子和GB 2762—2017规定的新鲜蔬菜重金属含量限定值代入回归方程中，计算安全替代比例下的重金属阈值。与GB 15618—2018 中的土壤污染风险筛选值进行比较，以两者中的较低值作为土壤重金属阈值来进行土壤环境容量计算。

表3 生菜地上部Cd、Cr、As、Pb含量与各因子的多元线性回归方程Table 3 Multiple linear regression equations between Cd,Cr,As and Pb contents in the shoots of lettuces and other factors

由于黄泥砂田和洪积泥砂田种植的生菜存在重金属超标现象，不适合施用有机肥，无法得出最佳有机肥替代比例，因此本研究计算了盆栽试验中除黄泥砂田和洪积泥砂田外7种土壤中Cd、Cr、As、Pb的静态环境容量。根据土壤环境静态容量模型，分别得出以10、20、50 和100 年为控制年限的土壤重金属静态环境容量（表4）。从中可知，不同重金属的环境容量有很大差异，4种重金属元素中Cd的环境容量最小。Cr、As 和Pb 的环境容量在不同土壤类型中排序各不相同，Pb的环境容量在小粉土与黄斑田中较小（仅次于Cd），而As 的环境容量在其余5 种土壤中较小（仅次于Cd）；淡涂粘田、黄松土和黄红壤中Cr的环境容量最大。

表4 平均每年土壤重金属环境容量Table 4 Average annual environmental capacity of soil heavy metalskg/hm2

3 讨论

3.1 有机肥部分替代化学氮肥对土壤环境质量的影响

3.1.1 有机肥部分替代化学氮肥对土壤pH 及OM 的影响

有机肥替代化学氮肥施用对土壤pH 的影响在9 种土壤中差异较大。对于碱性土壤，由于其与有机肥pH 相近，其pH 基本无显著变化。有机肥替代化学氮肥施用对中性土壤影响不一致，黄红壤和洪积泥砂田pH 显著下降，而黄斑田及小粉土pH 在M2、M4组有所升高。酸性土壤黄泥砂田pH 在中低有机肥替代比例时有所下降。研究表明，长期施加有机肥能够增加土壤中的盐基离子含量，且其输入的大量有机物质能与Al3＋络合形成Al-有机物复合物，降低土壤Al3＋的浓度，从而提高土壤pH[18-19]；但有时在土壤有机肥分解的过程中，矿物氮的硝化作用会产生质子，能在一定程度上降低土壤pH[20]。

生菜盆栽试验中施加有机肥后，土壤OM 含量有所增加，尤其是在高量施加的情况下，这与CAI等[21]25 年长期定位试验的结果一致。有研究发现有机肥施用更易提高相对不易矿化的土壤粒级＜250µm颗粒中的有机碳的含量，从而加强土壤有机碳的固持[22]。但黄松土呈现出相反的趋势，这可能与黄松土土壤质地较砂、保肥性较差有关。

3.1.2 有机肥部分替代化学氮肥对土壤重金属累积的影响

影响土壤重金属累积的重要因素之一就是施肥。通过对中国北方地区有机肥施用情况的调查模拟发现，以规模化畜禽养殖场畜禽粪便为有机肥来源的商品有机肥存在较高的重金属含量，因此长期施用此类有机肥可能显著提高土壤Cd和As的含量[23]，而施用化肥对土壤重金属累积的影响一般较小[24]。

本试验结果表明，有机肥替代施用后，培泥砂土及黄斑田的Cd 含量随着有机肥替代比例的增加显著上升，试验所施用的有机肥尽管符合国家有机肥料标准《有机肥料》（NY 525—2012）的规定，但Cd 含量相对偏高，长期大量施用易造成土壤中Cd的累积，使土壤Cd污染风险增加。但有机肥替代施用后黄松土和黄红壤Cd含量呈现下降趋势，与大多研究结论不符。这可能是由于有机肥施用后，其分解产生的可溶性OM 及有机酸使土壤中Cd 淋溶能力增强，且石灰性土壤重金属向下淋溶能力更强[25]，因此pH 较高的黄松土Cd 含量有所下降；而黄红壤生菜地上部Cd富集能力较强，随着生菜收获能带走较多的Cd。

本研究中小粉土、培泥砂土、黄斑田和黄松土在进行有机肥替代后，尤其是在替代比例为30%时，其土壤As含量显著增加，与前人研究结果一致。MA等[26]通过3年田间试验发现，长期施加羊粪显著提高了土壤As含量。黄小洋等[27]对3种猪粪商品有机肥进行了研究，发现有机肥施用给表层土壤带来了较高的As污染风险。

3.2 有机肥部分替代化学氮肥后生菜重金属富集变化特征

目前，有机肥替代化肥施用对作物重金属富集的影响并未有统一的定论，不同土壤类型下生菜地上部各重金属富集系数呈现较大差异[28]。XIAO等[29]研究发现，施用有机肥能有效减少水稻籽粒中Cd的累积，但增加了籽粒中As含量，特别是施用重金属含量较高的有机肥时。方成等[30]的试验结果表明，有机肥配施化肥对甜糯玉米Cd 含量无显著影响。而ZHEN 等[31]15 年长期定位试验的结果表明，有机肥施用显著增加了番茄和茴香中Cr、Pb 和As超标的风险。

Cd 毒性强、迁移率高、持久性强，因此其富集系数远高于Cr、As 和Pb。表5 是不同处理下生菜地上部重金属Cd 富集系数，从中可以看出不同土壤类型上种植的生菜地上部对Cd 富集能力的差异很大，富集能力从高到低依次为黄泥砂田、黄斑田、培泥砂土、小粉土、黄红壤、淡涂粘田、洪积泥砂田、青紫泥田、黄松土。从各土壤类型中不同处理下生菜地上部Cd 富集系数均值可以看出，在黄松土和青紫泥田上种植的生菜Cd 超标风险较小（表5）。黄松土pH 较高，Cd 本底值很低（0.07 mg/kg），因此土壤Cd 的有效性不高，对其上种植的生菜中Cd 的超标风险较低。青紫泥田质地较为黏重，黏粒含量较高，因此吸附的Cd含量增加，从而降低了土壤Cd有效性，进而降低了生菜对Cd的累积量。

表5 不同土壤在不同有机肥替代处理下生菜地上部重金属Cd富集系数Table 5 Bioconcentration factors of Cd in the shoots of lettuces under different organic fertilizer substitution treatments in different soils

在黄斑田、淡涂粘田和洪积泥砂田中，不同施肥处理对生菜富集Cd 的能力影响较大。有机肥替代施用显著降低了黄斑田上种植的生菜对Cd 的富集，淡涂粘田及洪积泥砂田则相反。黄斑田施用有机肥后生菜产量较CK 组增加近1 倍，可能产生对Cd 的“稀释”效应，从而降低其Cd 富集系数。李兴菊等[32]研究发现，在Cd 浓度较低时，猪粪可溶性OM 会抑制土壤对Cd 的吸附。有机肥施用后淡涂粘田Cd含量无明显变化，但生菜Cd富集系数增加，可能是由于土壤中可溶性OM比例的增加抑制了土壤对Cd的吸附，进而促进植物吸收Cd。

洪积泥砂田由于含砂砾较多，吸附Cd的能力较弱，且土壤Cd 本底值很高（1.28 mg/kg），施用有机肥后导致土壤pH 显著下降，可能造成土壤Cd 有效性显著增加，从而促进生菜对Cd的吸收。

本研究结果表明，黄红壤施加有机肥后其生菜地上部Cd 含量显著降低，黄松土除40%替代比例组外也呈现相同趋势；除黄泥砂田与青紫泥田生菜地上部Cd含量无显著变化外，小粉土、黄斑田、培泥砂土、淡涂粘田和洪积泥砂田土壤随着有机肥的施用反而增加了生菜地上部Cd 含量。有机肥能够通过其较丰富的官能团（如羟基、羧基）与重金属结合形成稳定的复合物，降低Cd 的生物有效性，从而降低生菜Cd 含量[33]。但有机肥的施用导致土壤OM富里酸和胡敏酸比例改变，也可能使土壤Cd的形态分布发生变化，从而增加或减小土壤Cd的生物有效性[34]。同时，有机肥的施用也会增加土壤中可溶性OM 含量，影响黏土矿物在土壤中对重金属的吸附能力[35]。因此，土壤有机肥的替代施用对生菜Cd含量的影响在不同土壤上差异很大。

在9 种土壤中所收获的生菜中，仅培泥砂土上生菜在中高有机肥替代化肥比例时As 含量超过GB 2762—2017 的标准限定值，可见替代施加高量有机肥极易造成培泥砂土生菜地上部As的富集。这可能与培泥砂土的pH是9类土壤中最高的，而土壤As 的有效性随着pH 的增加而增加[36]有关，因此培泥砂土As的生物有效性较高。

4 结论

有机肥部分替代化学氮肥施用后增加了土壤TN 和OM 含量（除黄松土外），显著提高了生菜产量。有机肥部分替代化学氮肥施用后对不同土壤及其生菜地上部重金属累积的影响差异明显，有机肥施用显著增加了小粉土、培泥砂土及黄斑田的Cd含量，但降低了黄松土和黄红壤的Cd 含量。黄斑田、小粉土和培泥砂土中生菜地上部Cd、Cr、As 和Pb含量在施加有机肥后均显著上升，但在黄红壤中显著下降。

从有机肥部分替代化学氮肥施用对土壤环境质量、生菜产量和生菜地上部分重金属累积影响的综合分析来看，培泥砂土和小粉土上有机肥部分替代化学氮肥的安全施用推荐比例均为10%，青紫泥田和黄红壤均为20%，黄斑田和黄松土均为30%，淡涂粘田为40%。

通过多元线性回归和土壤环境静态容量模型计算得到了小粉土、黄斑田、培泥砂土、青紫泥田、淡涂粘田、黄松土和黄红壤7 种土壤类型生菜种植体系下的土壤重金属阈值及其环境容量。结果表明，随着有机肥替代施用年限的增长，土壤重金属环境容量降低。因此需要采取相应的措施对有机肥替代化学氮肥进行施用年限管控，从而保证土壤环境质量和农产品安全。