我国每年约产生畜禽粪便30亿t^[1]，直接和间接还田利用的畜禽粪便占排放量的60%以上^[2]. 畜禽粪便有机肥可以为作物提供养分，并能改良土壤和提高农产品品质. 但由于Cu、 Zn、 Cr、 As等微量元素饲料添加剂的普遍使用^[3]，造成集约化养殖场的畜禽粪便中重金属含量超标. 畜禽粪便的施用已经成为农田土壤重金属污染的重要来源^{[4, 5, 6]}. 调查显示我国畜禽粪肥中重金属以Cu、 Zn超标最为严重^[4]. 刘荣乐等^[7]分析了我国主要商品有机肥和有机废弃物的重金属含量，鸡粪中Zn、 Cu超标率分别是31.9%、 23.4%，猪粪中Zn、 Cu超标率分别是58.6%、 69.0%. 黄磊等^[8]对北京地区有代表性的 21个规模化养猪场不同饲养阶段的新鲜猪粪重金属含量测定发现，Cu的最高含量可达 1170 mg ·kg^-1，Zn的最高含量可达1860 mg ·kg^-1. Xiong^[6]等分析215个畜禽粪便样和210个饲料样中重金属也发现，猪粪中Cu含量平均值为699 mg ·kg^-1，饲料中Cu含量平均值为131 mg ·kg^-1. 长期定位试验表明，施用猪粪后,土壤全Cu、 全Zn较仅施用化肥处理分别增长53.6%、 23.6%^[9]. 连续4 a施用猪粪，土壤中全Cu和全Zn含量分别经过10 a和15 a就会超过国家农田土壤二级标准^[10]. 施用猪粪和鸡粪显著增加了萝卜和小白菜可食部分的Cu、 Zn含量^[11]. 畜禽粪便中腐殖质结合态存在的Cu、 Zn占50%~75%，腐殖质对Cu、 Zn的生物有效性有重要作用，腐殖质既可活化也可钝化重金属^{[12, 13]}. 研究表明，低用量畜禽粪便可降低Cu在土壤中的移动性，但高用量时增加了Cu在土壤中的移动性^[14]. 还有研究表明，施有机肥使土壤 Cu 的氧化物结合态含量显著减少，有机结合态含量显著增加，土壤中Cu的活性态含量总体减少，Cu浓度较高的有机肥施入土壤后，使土壤Cu的酸提取态和有机结合态明显增加，增强了土壤Cu的活性^[15]. 这些存在矛盾的结果可能与畜禽粪便有机肥中重金属的形态归趋过程不同有关.

畜禽粪便中的重金属与重金属无机盐不同，畜禽粪便中重金属存在于有机物中，随有机物在土壤中的逐步分解，其中的重金属在土壤中的行为、 与有机物结合的形态及生物有效性也会与进入土壤的重金属无机盐有明显的区别. 研究畜禽粪便有机肥中重金属在农田土壤中的形态归趋过程及生物有效性演变过程，明确不同畜禽粪便有机肥中重金属与重金属无机盐在不同土壤中环境行为的差异，对科学确定农田土壤由不同有机肥料带入的重金属负荷，客观评价畜禽粪便有机肥中重金属进入土壤后的生态风险和环境质量标准制定有重要的指导意义.

本文选用两种典型规模化养殖场畜禽粪便有机肥，研究其在石灰性和酸性土壤中Cu、 Zn的有效性变化以及形态归趋过程，并与等量Cu、 Zn无机盐进行比较，以期为合理确定农田土壤由畜禽粪便有机肥带入的重金属负荷，了解畜禽粪便有机肥中重金属进入土壤后的生态风险，为有效控制土壤重金属积累和向农产品中的转移，提高农产品安全性提供理论依据. 1 材料与方法 1.1 供试材料

试验用土壤分别为采自河北省河北农林科学院大河试验站的石灰性褐土(石灰性土壤)和采自福建省闽侯县的酸性黄泥土(酸性土壤). 试验用鸡粪、 猪粪分别采自河北省石家庄市典型的规模化养鸡和养猪场，新鲜鸡粪和猪粪分别添加少量草炭堆放腐熟1个月后风干备用. 试验用土壤和鸡粪、 猪粪的基本化学性质和Cu、 Zn含量见表 1.

表 1(Table 1)

表 1 供试土壤和有机肥料的基本化学性质和 Cu、 Zn含量 Table 1 Basic chemical properties and Cu,Zn contents of the test soil and organic manure fertilizers 项目 pH 有机质/g ·kg-1 Cu/mg ·kg-1 Zn/mg ·kg-1 河北石灰性褐土 7.23 18.1 22.9 68.0 福建酸性黄泥土 5.09 31.6 32.6 114 鸡粪 7.12 313 107 4485 猪粪 8.60 318 236 522

表 1 供试土壤和有机肥料的基本化学性质和 Cu、 Zn含量 Table 1 Basic chemical properties and Cu,Zn contents of the test soil and organic manure fertilizers

2种土壤上分别设9个处理，分别为对照、 施2%鸡粪(JF2%)、 施5%鸡粪(JF5%)、 施用与JF2%、 JF5%等量Cu、 Zn的无机盐(JY2%、 JY5%); 施2%猪粪(ZF2%)、 施5%猪粪(ZF5%)、 施用与ZF2%、 ZF5%含等量Cu、 Zn的无机盐(ZY2%、 ZY5%). 每个处理3个重复，共54盆. 土壤和有机肥分别风干并过4 mm筛，用无孔塑料盆在温室做连续6个月的培养试验，每盆装土2 kg，把土壤和相应粪肥反复充分混合均匀后装盆，同时用CuSO₄ ·5H₂O和ZnSO₄ ·7H₂O配置与2%、 5%鸡粪和猪粪含等量Cu、 Zn的无机盐溶液，无机盐溶液与土壤充分混匀后装盆. 培养期间温室温度为15~25℃. 培养过程通过称重法保持土壤含水量为田间持水量的60%~70%，分别在培养1、 2、 3、 4、 5、 6个月时盆中纵向取样100 g，取样后再把盆中土充分混合继续培养. 取出的土样风干，分别过1 mm和0.149 mm筛备用. 1.3 pH测定方法

取过1 mm筛的培养1~6个月的土样测定土壤pH，测定方法采用去离子水浸提pH计法(水土比2.5 ∶1). 1.4 土壤有效态重金属提取方法和重金属形态分级方法 土壤有效态Zn、 Cu用0.05mol ·L^-1EDTA提取: 称取过1 mm筛的培养1、 2、 3、 4、 5、 6个月的10 g样品放于100 mL离心管，加入0.05 mol ·L^-1EDTA即乙二胺四乙酸二钠盐溶液50 mL，盖紧离心管盖子，置于振荡机上200 r ·min^-1往复式振荡2 h. 于离心机上4000 r ·min^-1离心10 min，过滤，待测^[16].

土壤中Zn、 Cu形态分级采用改进的Tessier连续提取法: 取过0.149 mm筛的培养1、 6个月的土样，用改进Tessier连续提取法测定土壤中Cu、 Zn的赋存形态. 所用改进Tessier法^[17]提取过程见表 2. 残渣态用差减法计算.

表 2(Table 2)

表 2 改进的 Tessier 连续提取法 Table 2 An improved Tessier sequential extraction method 组分名称 提取剂 操作条件 交换态 1 mol ·L-1 MgCl2 pH 7.0 振荡 1 h，离心 15 min (4000 r ·min-1)，过滤土液比 1 ∶8 碳酸盐结合态 1 mol ·L-1 NaOAc pH 5.0用 HOAC调节 振荡 5 h，离心 15 min(4000 r ·min-1)，过滤土液比 1 ∶8 铁锰氧化物结合态 0.04 mol ·L-1 NH2OH ·HCl的25%(体积比) HOAC溶液 加盖置于 96℃±3℃水浴中，间隔搅拌 6 h，离心 15 min(4000 r ·min-1)，过滤土液比 1 ∶15 有机结合态 0.04 mol ·L-1 HNO3 30%H2O2 3.2 mol ·L-1 NH4OAC的20% (体积比) HNO3溶液 置于 85℃±3℃水浴中，间隔搅拌 5 h，离心 15 min(4000 r ·min-1)，过滤，土液比 1 ∶8 残渣态 差减法计算 全量减 4种形态之和

表 2 改进的 Tessier 连续提取法 Table 2 An improved Tessier sequential extraction method

EDTA提取液中有效态Cu、 Zn含量和连续提取法各步骤提取的各形态Cu、 Zn含量用原子吸收光谱法(TAS-990普析通用原子吸收分光光度仪)测定^[18]. 1.6 数据处理方法 数据用Sas V8软件，在P＜0.05水平下进行统计分析. 图表中数据均在P＜0.05的置信水平下比较，以不同字母表示达到显著差异水平. 用Excel 软件绘图制表. 2 结果与分析 2.1 施用鸡粪、 猪粪有机肥后土壤pH的动态变化

pH是影响土壤重金属形态和有效性的重要因素，施用畜禽粪便有机肥后对土壤pH的影响也会直接影响到土壤重金属形态和转化. 图 1为施用不同量鸡粪、 猪粪和对应等量Cu、 Zn无机盐后石灰性[图 1(a)、 图 1(c)]和酸性[图 1(b)、 图 1(d)]土壤pH随培养时间的动态变化. 从图 1中可以看出，在6个月内的培养过程中，与不施有机肥的对照处理相比，施用有机肥后石灰性土壤的pH值显著降低，酸性土壤的pH显著升高，且施用量越高土壤pH升高或降低的幅度也越大. 与施用有机肥不同，施用等量Cu、 Zn的无机盐的处理，土壤pH与对照差异不明显.

图 1

Fig. 1

图 1 施用不同量畜禽粪便和无机盐后不同土壤pH的动态变化 Fig. 1 Dynamics of soil pH after application of different amounts of manure and inorganic salt

酸性土壤中施用有机肥后土壤pH值升高的原因可能是有机肥pH值本身高于酸性土壤，从而导致施入鸡粪后土壤pH值升高. 另外，畜禽粪便等有机肥的施用，大量盐基离子被带入土壤中，释放溶解后极大地增强了土壤溶液的离子强度和阳离子交换量，也会使土壤pH升高. 龙光强等^[19]在长期施用猪粪对红壤酸度的改良效应的试验中发现，Ca作为有机肥施用提高土壤盐基离子总量中贡献最大的元素，可代换大量的交换性氢铝，从而间接增加土壤pH. 有机肥pH值大于或略小于石灰性土壤，但施入有机肥后土壤pH降低，这说明除施入有机肥会对土壤pH影响外，还存在其他主导因素影响土壤pH值，有研究发现，鸡粪中有机物在土壤中分解、 微生物代谢产生大量低分子有机酸导致土壤pH降低^[20].

从土壤pH随培养时间的动态变化看，与对照处理相比，有机肥施入石灰性土壤后，猪粪处理土壤pH值在培养1~4个月中下降明显，这主要是由于猪粪中有机物分解产生了大量有机酸，5~6个月中有机物分解过程基本完成，因此，pH值又上升至与1个月时水平相当，与猪粪相比，鸡粪处理土壤pH值随时间变化较平缓，这可能是因为鸡粪的分解过程较缓慢^[21]. 酸性土壤中，除5%猪粪处理外，其它处理与对照土壤pH变化趋势大致相同，即前4个月下降，后2个月上升，这说明土壤pH值变化除受有机肥影响外是多种因素共同作用的结果，5%猪粪处理使酸性土壤pH值在1~6个月中持续上升，可能是因为猪粪本身pH值(pH=8.6)较高，高用量有机肥施入土壤后抵消了有机物分解产酸降低土壤pH的过程. 2.2 施用鸡粪、 猪粪有机肥和等量Cu、 Zn无机盐后土壤有效态Cu、 Zn含量动态变化 2.2.1 施用鸡粪、 猪粪有机肥和等量Cu无机盐后土壤有效态Cu含量动态变化

EDTA提取态重金属是常用来表征土壤中重金属生物有效态高低的指标. 图 2为施用不同量鸡粪、 猪粪以及对应含等量Cu无机盐后石灰性土壤[图 2(a)、 图 1(c)]和酸性土壤[图 2(b)、 图 1(d)]中EDTA提取态Cu动态变化. 从图 2可以看出，与对照相比施用鸡粪、 猪粪后2种土壤有效态Cu含量显著升高，且随着施用量的增加而增加. 从不同施肥处理石灰性和酸性土壤有效态Cu含量随时间的动态变化看，在培养的前3~4个月中所有处理土壤有效态Cu含量均呈逐步上升趋势，这是因为有效态Cu含量受pH影响，pH值下降导致其向活性较高的有效态转化，培养4个月后变化则不显著，这可能是因为在培养前期，Cu主要和土壤以及粪肥矿化产生的小分子的有机酸结合，随着培养时间的延长，小分子结合的Cu达到饱和，有效性变化不再明显^[22].

图 2

Fig. 2

图 2 施用不同量畜禽粪便和无机盐后石灰性和酸性土壤有效态Cu含量的动态变化 Fig. 2 Dynamics of EDTA extractable Cu concentration in calcareous and acidic soil after application of different amounts of manure and inorganic salt

从图 2(a)、 2(b)还可以看出，在培养的6个月内，石灰性和酸性土壤上施用鸡粪后土壤有效态Cu含量显著低于施用等量Cu无机盐的处理，这表明鸡粪中Cu的有效性在石灰性和酸性土壤中均低于等量无机盐中的Cu. 这可能是由于鸡粪中的Cu有相当一部分是有机质结合态的，使鸡粪中的Cu较无机盐带入的Cu有效性低^[22]. 从图 2(c)、 图 2(d)可以看出，在等量Cu施用量条件下，施用猪粪与施用Cu无机盐后石灰性和酸性土壤有效态Cu含量差异不显著，这表明猪粪中Cu的有效性在石灰性和酸性土壤中均与等量Cu无机盐相当. 这可能是本试验所用的猪粪Cu含量比鸡粪高所致，也有相关研究发现猪粪的年分解率大于等量鸡粪^[21]，因此，猪粪比鸡粪更易分解也是导致上述结果的原因. 也有研究表明，猪粪中DTPA提取Cu含量较高，占总量比例高达34.45%^[24]，说明猪粪中Cu的有效性很高. 2.2.2 施用鸡粪、 猪粪有机肥和等量Zn无机盐后土壤有效态Zn含量动态变化

图 3为施用不同量的鸡粪、 猪粪以及对应含等量Zn的无机盐后石灰性土壤[图 3(a)、 图 3(c)]和酸性[图 3(b)、 图 3(d)]土壤中EDTA提取态Zn含量的动态变化. 从图 3可以看出，与对照相比施用鸡粪、 猪粪后2种土壤中有效态Zn含量显著提高，且随着粪肥施用量的增加而增加. 从石灰性和酸性土壤有效态Zn含量的动态变化看，鸡粪、 猪粪处理和等量Zn无机盐处理有效态Zn含量变化基本一致，前3个月增加，后3个月降低. 其原因与有效态Cu增加类似，即土壤pH值的下降导致有效态Zn含量在前3个月增加，不同之处在于与猪粪处理相比，鸡粪处理土壤有效态Zn含量在前3个月内上升趋势更明显，这主要是由于本试验所用鸡粪中全Zn含量高达4485 mg ·kg^-1，远大于猪粪中全Zn含量，与全Zn含量存在正相关关系的有效态Zn含量也应大于猪粪处理^[25]，因此，鸡粪本身有效态Zn含量较高是其上升显著的主要原因.

图 3

Fig. 3

图 3 施用不同量畜禽粪便和无机盐后石灰性和酸性土壤有效态Zn含量的动态变化 Fig. 3 Dynamics of EDTA extractable Zn concentration in calcareous and acidic soil after application of different amounts of manure and inorganic salt

从图 3还可以看出，施用鸡粪和猪粪后石灰性和酸性土壤有效态Zn含量及动态变化与施用等量Zn无机盐处理无显著差异，这表明鸡粪、 猪粪中Zn的有效性在石灰性土壤和酸性土壤中均与等量Zn无机盐相当. 2.3 鸡粪、 猪粪有机肥中Cu、 Zn在不同土壤中形态归趋 2.3.1 鸡粪、 猪粪有机肥及对应无机盐带入的Cu在不同土壤中的赋存形态变化

表 3为石灰性土壤和酸性土壤中施用不同量鸡粪和含等量Cu无机盐后，1个月和6个月时2种土壤中各形态Cu含量和占土壤全Cu的质量分数. 从中可以看出，在石灰性土壤中，施用鸡粪1个月时，随施用量增加，土壤中交换态、 碳酸盐结合态和有机质结合Cu含量及占土壤全Cu的比例增加，且施用鸡粪的处理交换态Cu增加量显著高于等量Cu无机盐处理. 铁锰氧化物结合态相反，无机盐处理增加量显著高于鸡粪处理. 残渣态含量及占土壤全Cu比例变化不明显. 这表明通过鸡粪进入石灰性土壤中的Cu前期主要以交换态、 碳酸盐结合态和有机结合态的形式存在，而通过Cu无机盐进入石灰性土壤中Cu的形态除上述3种外还包括铁锰氧化物结合态. 培养6个月时，鸡粪处理交换态、 碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Cu含量及比例较1月降低，有机结合态Cu含量进一步增加，铁锰氧化物结合态Cu含量仍是Cu无机盐处理高于含等量的鸡粪处理，但其它形态的变化与鸡粪差异变的不明显.

表 3(Table 3)

表 3 鸡粪和无机盐带入土壤中的 Cu在不同土壤中的赋存形态变化 /mg ·kg-1 Table 3 Change of Cu form in different soil after application of chicken manure and inorganic salt/mg ·kg-1 形态 处理 石灰性土壤 酸性土壤 培养1个月 占全量/% 培养6个月 占全量/% 培养1个月 占全量/% 培养6个月 占全量/% CK 0.352d1) 1.54 0.136e 0.59 0.053d 0.16 0.200c 0.61 JF2% 0.507b 2.07 0.315d 1.28 0.144c 0.42 0.280b 0.82 交换态 JF5% 0.704a 2.62 0.472b 1.76 0.381a 1.05 0.480a 1.33 JY2% 0.432c 1.76 0.408c 1.66 0.221b 0.65 0.232cb 0.68 JY5% 0.488cb 1.82 0.520a 1.93 0.355a 0.98 0.264b 0.73 CK 0.311b 1.36 0.180c 0.79 0.0560d 0.17 0.880c 2.7 JF2% 0.620a 2.53 0.328bc 1.34 0.112cd 0.33 0.250c 0.73 碳酸盐结合态 JF5% 0.695a 2.59 0.683a 2.54 0.240cb 0.66 0.215c 0.6 JY2% 0.503ba 2.05 0.372c 1.52 0.269b 0.79 0.335b 0.98 JY5% 0.580a 2.16 0.424a 1.58 0.568a 1.57 0.475a 1.31 CK 1.57c 6.86 0.665c 2.9 0.450d 1.38 0.225c 0.69 JF2% 1.26c 5.14 0.795c 3.24 0.825c 2.42 1.01cb 2.97 铁锰氧化物结合态 JF5% 1.36c 5.07 0.925c 3.44 0.982c 2.72 1.01cb 2.8 JY2% 2.14b 8.72 1.80b 7.32 1.19b 3.49 0.682c 2 JY5% 3.35a 12.5 2.59a 9.61 2.40a 6.64 1.37a 3.8 CK 0.782c 3.41 0.810c 3.54 1.09d 3.34 0.710c 2.18 JF2% 1.26bc 5.14 1.40b 5.72 1.59dc 4.68 1.17b 3.45 有机质结合态 JF5% 2.14a 7.97 2.19a 8.15 2.66b 7.36 1.43ba 3.96 JY2% 1.21ba 4.94 1.55b 6.33 2.10ba 6.17 1.14b 3.35 JY5% 1.75ba 6.52 2.38a 8.86 3.67a 10.2 1.68a 4.66 CK 19.9 86.8 21.1 92.2 31 95 30.6 93.8 JF2% 20.9 85.1 21.7 88.4 31.4 92.2 31.3 92 残渣态 JF5% 22 81.8 22.6 84.1 31.9 88.2 33 91.3 JY2% 20.3 82.5 20.4 83.2 30.3 88.9 31.7 93 JY5% 20.7 77 21 78 29.1 80.6 32.3 89.5 1)同一列中，相同培养时间下同一形态间比较，无共同字母表示差异显著(P<0.05)，下同

表 3 鸡粪和无机盐带入土壤中的 Cu在不同土壤中的赋存形态变化 /mg ·kg-1 Table 3 Change of Cu form in different soil after application of chicken manure and inorganic salt/mg ·kg-1

在酸性土壤中，施用鸡粪1个月时，土壤中交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态和有机质结合Cu含量及占土壤全Cu的比例随用量增加均增加. 与等量Cu无机盐处理相比，鸡粪进入酸性土壤中的碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Cu比例低. 6个月时，鸡粪处理交换态和铁锰氧化物结合态Cu含量及占全Cu比例较1月增加，进入各形态的比例与等量Cu无机盐已无明显差异.

表 4为石灰性土壤和酸性土壤中施用不同量猪粪和含等量Cu无机盐后，1个月和6个月时2种土壤中各形态Cu含量和占土壤全Cu的比例. 从中可以看出，在石灰性土壤中，施用猪粪1个月时，高施用量猪粪处理土壤中交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态、 有机结合态Cu含量及占全Cu比例显著增加，但残渣态Cu占全Cu比例降低. 这表明通过猪粪进入石灰性土壤中的Cu前期主要以交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态、 有机结合态存在，与等量Cu无机盐相比，猪粪中进入石灰性土壤中的有机结合态Cu含量和所占比例比较高，碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Cu含量和比例比较低. 6个月时，猪粪处理各形态含量较1个月时无明显变化，等量Cu无机盐处理的碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Cu含量及比例仍高于猪粪处理，交换态和有机结合态Cu含量及比例变化不显著.

表 4(Table 4)

表 4 猪粪和无机盐带入土壤中的 Cu在不同土壤中的赋存形态变化 /mg ·kg-1 Table 4 Change of Cu form in different soil after application of pig manure and inorganic salt/mg ·kg-1 形态 处理 石灰性土壤 酸性土壤 培养1个月 占全量/% 培养6个月 占全量/% 培养1个月 占全量/% 培养6个月 占全量/% CK 0.352d 1.54 0.136c 0.59 0.053d 0.16 0.200c 0.61 ZF2% 0.320d 1.18 0.675b 2.49 0.770c 2.1 0.0900d 0.25 交换态 ZF5% 0.973a 2.94 0.944a 2.86 1.51a 3.57 0.180c 0.43 ZY2% 0.560c 2.07 0.651b 2.4 0.770c 2.1 0.410b 1.12 ZY5% 0.731b 2.21 0.923a 2.79 0.980b 2.32 0.730a 1.73 CK 0.311c 1.36 0.180e 0.79 0.0560c 0.17 0.880a 2.7 ZF2% 0.255c 0.94 0.352d 1.3 0.950b 2.6 0.460c 1.26 碳酸盐结合态 ZF5% 0.679b 2.05 0.712b 2.15 2.29a 5.42 0.730b 1.73 ZY2% 0.644b 2.38 0.480c 1.77 1.28b 3.5 0.510c 1.39 ZY5% 1.51a 4.58 1.03a 3.12 2.68a 6.34 0.950a 2.25 CK 1.57d 6.86 0.665d 2.9 0.450e 1.38 0.225c 0.69 ZF2% 2.51c 9.27 1.78c 6.57 2.31d 6.31 0.940a 2.57 铁锰氧化物结合态 ZF5% 3.87b 11.7 2.78b 8.41 4.09b 9.67 1.01a 2.39 ZY2% 2.93c 10.8 2.12c 7.83 3.06c 8.36 0.910a 2.49 ZY5% 5.71a 17.3 3.91a 11.8 4.74a 11.2 1.01a 2.39 CK 0.782c 3.41 0.810c 3.54 1.09d 3.34 0.710c 2.18 ZF2% 1.85b 6.83 1.81b 6.68 3.42c 9.35 1.88bc 5.14 有机质结合态 ZF5% 2.56a 7.75 3.20a 9.68 6.38a 15.1 3.70a 8.75 ZY2% 1.36cb 5.02 1.88b 6.94 2.85c 7.79 1.57c 4.29 ZY5% 1.79b 5.42 3.01a 9.11 4.93b 11.7 2.96ba 7 CK 19.9 86.8 21.1 92.2 31 95 30.59 93.8 ZF2% 22.1 81.8 22.5 83 29.1 79.6 33.2 90.8 残渣态 ZF5% 25 75.5 25.4 76.9 28 66.3 36.7 86.7 ZY2% 21.6 79.7 21.9 81.1 28.6 78.2 33.2 90.7 ZY5% 23.3 70.5 24.2 73.2 29 68.5 36.6 86.6

表 4 猪粪和无机盐带入土壤中的 Cu在不同土壤中的赋存形态变化 /mg ·kg-1 Table 4 Change of Cu form in different soil after application of pig manure and inorganic salt/mg ·kg-1

在酸性土壤中，施入猪粪及等量Cu无机盐1个月时，随施入量增加，交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态和有机结合态Cu含量和比例显著增加. 6个月时，猪粪和等量Cu无机盐处理进入土壤 中的残渣态含量占全Cu比例与1个月相比显著增加，增加比例最高达30%左右，而其他4种形态含量及占全Cu比例有所降低. 与等量Cu无机盐相比，猪粪处理6个月时，有机结合态Cu含量及占全量比例仍高于Cu无机盐处理，交换态和碳酸盐结合态Cu含量低于等量无机盐，其他形态随时间变化不显著. 2.3.2 鸡粪、 猪粪有机肥及对应无机盐带入的Zn在不同土壤中的赋存形态变化

表 5为石灰性土壤和酸性土壤中施用不同量鸡粪和含等量Zn无机盐后，1个月和6个月时2种土壤中各形态Zn含量和占土壤全Zn的比例. 从中可以看出，在石灰性土壤中，施入鸡粪1个月时，随施入量增加，交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态和有机结合态Zn含量和比例显著增加，与等量Zn无机盐相比，鸡粪处理的铁锰氧化物结合态和有机结合态Zn含量和比例略高，交换态和碳酸盐结合态Zn含量相对较低. 这说明通过鸡粪和无机盐进入了石灰性土壤中的Zn主要以交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态以及有机结合态的形式存在，并且通过等量Zn无机盐进入土壤中Zn的交换态和碳酸盐结合态所占比例较高. 6个月时，与1个月时相比，鸡粪处理交换态Zn含量及比例降低，有机结合态Zn含量及比例增加，有机结合态和铁锰氧化物结合态仍高于等量Zn无机盐，其他形态变化不显著.

表 5(Table 5)

表 5 鸡粪和无机盐带入土壤中的 Zn在不同土壤中的赋存形态变化 /mg ·kg-1 Table 5 Change of Zn form in different soil after application of chicken manure and inorganic salt/mg ·kg-1 形态 处理 石灰性土壤 酸性土壤 培养1个月 占全量/% 培养6个月 占全量/% 培养1个月 占全量/% 培养6个月 占全量/% CK 0.980c 1.44 0.610e 0.900 3.69d 3.24 2.77e 2.43 JF2% 5.30b 3.43 2.45c 1.58 11.7c 5.84 13.5c 6.76 交换态 JF5% 10.8a 3.88 5.93a 2.13 12.1c 3.75 11.4d 3.53 JY2% 5.55b 3.59 1.75d 1.13 22.2b 11.1 17.9b 8.98 JY5% 11.3a 4.05 3.45b 1.24 29.7a 9.22 23.0a 7.14 CK 3.28e 4.82 2.64d 3.88 1.62d 1.42 4.13d 3.62 JF2% 22.4d 14.5 22.2b 14.4 21.2b 10.6 29.0b 14.5 碳酸盐结合态 JF5% 29.2b 10.5 31.6a 11.4 27.1a 8.41 44.4a 13.8 JY2% 23.8c 15.4 20.1c 13.0 13.8c 6.89 16.2c 8.10 JY5% 30.5a 11.0 30.8a 11.1 21.7b 6.73 30.0b 9.33 CK 12.3c 18.1 12.6d 18.5 10.3e 9.00 11.6e 10.2 JF2% 35.6b 23.0 37.7c 24.4 40.5c 20.3 31.7c 15.9 铁锰氧化物结合态 JF5% 54.3a 19.5 52.2b 18.8 57.7a 17.9 39.9a 12.4 JY2% 34.5b 22.3 40.6c 26.3 33.0d 16.5 29.7d 14.9 JY5% 52.5a 18.9 56.9a 20.4 52.6b 16.3 37.3b 11.6 CK 1.26d 1.85 2.95d 4.34 3.53c 3.10 5.04e 4.42 JF2% 2.93c 1.90 6.22c 4.02 5.85b 2.93 8.95c 4.48 有机质结合态 JF5% 5.83a 2.09 10.5b 3.78 9.90a 3.07 13.3a 4.11 JY2% 2.39c 1.55 6.63c 4.29 5.94b 2.97 7.29d 3.65 JY5% 4.60b 1.65 12.6a 4.53 9.18a 2.85 10.9b 3.39 CK 50.2 73.8 49.2 72.4 94.9 83.3 90.5 79.4 JF2% 88.4 57.1 86.0 55.7 121 60.4 117 58.4 残渣态 JF5% 178.2 64.0 178. 64.0 215 66.9 213 66.2 JY2% 88.4 57.2 85.5 55.3 125 62.5 129 64.4 JY5% 179 64.5 175 62.7 209 64.9 221 68.6

表 5 鸡粪和无机盐带入土壤中的 Zn在不同土壤中的赋存形态变化 /mg ·kg-1 Table 5 Change of Zn form in different soil after application of chicken manure and inorganic salt/mg ·kg-1

在酸性土壤中，施入鸡粪1个月时，Zn的5种形态的含量和占全Zn比例均显著增加，随施入量增加，交换态、 碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态占全Zn比例先增加后降低. 等量Zn无机盐处理进入土壤中的交换态Zn含量显著高于鸡粪处理，碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Zn含量低于鸡粪处理，其他形态差异不显著. 6个月时，与1个月时相比，碳酸盐结合态和有机结合态Zn含量增加，铁锰氧化物结合态比例降低，鸡粪处理与等量Zn无机盐处理的差异除1个月时表现出的外，鸡粪处理的有机结合态含量及占全Zn比例高于等量Zn无机盐处理.

表 6为石灰性土壤和酸性土壤中施用不同量猪粪和含等量Zn无机盐后，1个月和6个月时2种土壤中各形态Zn含量和占土壤全Zn的比例. 从中看出，在石灰性土壤中，施入猪粪和等量Zn无机盐1个月时，交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态和有机结合态Zn的含量及占全Zn比例增加，这表明通过猪粪和等量Zn无机盐进入石灰性土壤中的Zn主要以上述4种形态存在. 6个月时，猪粪处理交换态Zn含量及比例降低，铁锰氧化物结合态和有机结合态Zn含量及比例增加，Zn无机盐进入石灰性土壤中的交换态和铁锰氧化物结合态含量高于猪粪处理，碳酸盐结合态Zn含量低于猪粪处理.

表 6(Table 6)

表 6 猪粪和无机盐带入土壤中的 Zn在不同土壤中的赋存形态变化 /mg ·kg-1 Table 6 Change of Zn form in different soil after application of pig manure and inorganic salt/mg ·kg-1 形态 处理 石灰性土壤 酸性土壤 培养1个月 占全量/% 培养6个月 占全量/% 培养1个月 占全量/% 培养6个月 占全量/% CK 0.980d 1.44 0.610b 0.9 3.69cb 3.24 2.77c 2.43 ZF2% 2.00cb 2.6 0.580b 0.75 2.96c 2.43 0.580d 0.48 交换态 ZF5% 2.19b 2.44 0.950b 1.06 2.14c 1.60 0.170d 0.13 ZY2% 1.96c 2.55 0.680b 0.88 5.31b 4.35 5.90b 4.84 ZY5% 2.71a 3.02 1.47a 1.64 9.88a 7.40 11.3a 8.44 CK 3.28d 4.82 2.64d 3.88 1.62d 1.42 4.13b 3.62 ZF2% 5.84c 7.59 5.80c 7.54 4.93c 4.04 4.38b 3.59 碳酸盐结合态 ZF5% 9.79b 10.9 10.3a 11.5 7.83a 5.87 8.33a 6.24 ZY2% 6.44c 8.37 5.59c 7.27 2.42d 1.98 3.11b 2.55 ZY5% 11.0a 12.3 8.99b 10 6.37b 4.77 4.17b 3.13 CK 12.3d 18.1 12.6e 18.5 10.3c 9 11.6e 10.2 ZF2% 15.3c 19.9 15.8d 20.5 14.5b 11.89 17.8c 14.56 铁锰氧化物结合态 ZF5% 19.6b 21.9 20.3b 22.7 19.8a 14.85 23.4a 17.50 ZY2% 15.9c 20.6 18.5c 24 14.0b 11.43 15.3d 12.57 ZY5% 22.1a 24.7 24.7a 27.5 17.9a 13.45 20.2b 15.15 CK 1.26b 1.85 2.95d 4.34 3.53b 3.1 5.04a 4.42 ZF2% 1.73ba 2.25 3.31c 4.3 4.55a 3.73 6.07a 4.98 有机质结合态 ZF5% 1.77ba 1.98 3.80b 4.24 4.22ba 3.16 6.32a 4.74 ZY2% 1.46b 1.9 3.88b 5.05 3.90ba 3.20 5.81a 4.76 ZY5% 2.34a 2.61 4.63a 5.17 4.41a 3.31 5.74a 4.30 CK 50.2 73.8 49.2 72.4 94.9 83.3 90.5 79.4 ZF2% 52 67.7 51.5 66.9 95.1 77.92 93.2 76.40 残渣态 ZF5% 56.3 62.8 54.2 60.5 99.4 74.52 95.3 71.39 ZY2% 51.2 66.6 48.3 62.8 96.4 79.03 91.8 75.28 ZY5% 51.4 57.4 49.9 55.6 94.8 71.07 92.0 68.99

表 6 猪粪和无机盐带入土壤中的 Zn在不同土壤中的赋存形态变化 /mg ·kg-1 Table 6 Change of Zn form in different soil after application of pig manure and inorganic salt/mg ·kg-1

在酸性土壤中，施入猪粪1个月时，随施入量增加，碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态和有机结合态Zn含量增加. 猪粪处理交换态Zn含量及占全量比例降低，这与等量无机盐处理正好相反，残渣态变化不明显. 这表明，通过猪粪进入酸性土壤中的Zn主要以铁锰氧化物结合态、 碳酸盐结合态以及有机结合态存在，通过Zn无机盐进入土壤中的形态除上述3种外，还包括交换态. 6个月时，猪粪处理各形态Zn含量及比例变化同石灰性土壤相似，其中，交换态Zn的含量无机盐处理高于猪粪处理. 3 讨论

农田土壤中重金属的生物有效性及生物毒性是影响农产品质量安全和土壤生态安全的重要因素. 目前，随着集约化养殖场的发展、 微量元素饲料添加剂的规模化使用，畜禽粪便有机肥的施用已是造成土壤重金属污染的重要来源. 本试验表明，土壤有效态Cu、 Zn含量随有机肥施用量的增加而增加，造成上述结果的原因一是有机肥本身向土壤带入的重金属的生物有效性较高，二是有机肥腐解过程、 以及施肥后土壤理化性质的改变，也对土壤中强结合态的微量元素有活化效应^[26]. 王开峰^[27]等长期定位试验也表明，长期施用有机肥明显提高了土壤Cu、 Zn的有效态含量和活化率. 赵明等^[28]研究表明，施用鸡粪和猪粪的土壤有效Cu含量比对照分别增加5.2％、 32.4％，其中，施用猪粪处理有效Cu含量增加量最大. 茹淑华等^[29]通过盆栽试验研究了含Zn鸡粪的施用对土壤Zn生物有效性的影响，表明随着鸡粪施用量的增加，土壤有效Zn含量呈上升趋势，施肥量与有效Zn含量增加的相关性显著，这都与本试验结论大致相同. 从施入有机肥6个月内土壤中有效态含量的动态变化来看，随时间的延长，有效态Cu、 Zn含量在前3~4个月显著上升，而培养4个月后，土壤有效Zn含量又有显著下降趋势，其原因可能是有机肥中小分子有机酸与Zn形成络合物的速率高于大分子的腐殖酸，当小分子有机酸被土壤微生物分解后，Zn逐步和土壤中大分子的腐殖酸结合，从而有效态含量减少.

重金属生物毒性不仅与其总量及有效态含量有关，各形态分布也起着关键作用，不同的形态产生不同的环境效应，直接影响到重金属的毒性、 迁移及在自然界的循环. 研究重金属的形态分布可提供更为详细的重金属元素迁移性和生物可利用性的信息. 施肥是影响土壤重金属形态分布的重要因素，有机肥施入对重金属形态的影响包括两方面: 一是通过影响土壤理化性质进而影响重金属各形态的分布. 有机肥施入土壤后产生大量溶解性有机质，溶解性有机质常使土壤pH下降，pH下降首先影响碳酸盐结合态，其次是铁锰氧化物结合态，并使两种形态趋于不稳定状态^[30]. 本试验研究表明，施用猪粪和鸡粪有机肥6个月内，酸性土壤pH值升高，石灰性土壤的pH值降低，陈同斌等^[31]研究结果与本试验类似，即溶解性有机质可使酸性土壤的pH升高，使碱性土壤的pH降低. 二是有机肥中本身含各形态重金属及大量有机质组分，它们在土壤中发生吸附、 络合等一系列化学作用，使土壤中重金属形态发生变化. 本试验表明，有机肥的施入均向土壤中带入了交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态和有机结合态的Cu、 Zn，其中，交换态和碳酸盐结合态的Cu、 Zn因与土壤结合较弱最易被释放，有机肥还向土壤中带入较多有机结合态Cu、 Zn. 李延等^[32]发现，随猪粪用量的增加，土壤各形态 Zn 的分配系数表现为有机结合态Zn 呈提高的趋势，而残留态尤其是交换态 Zn 降低. 马荣辉等^[33]研究也表明，土壤添加1%猪粪，碳酸盐结合态和有机结合态Cu显著增加，但与本试验不同的是，其土壤中水溶态和交换态Cu含量是显著降低的. 施有机肥对土壤金属形态的影响还与施肥时间有关，随时间延长，有机肥的施用对土壤重金属也可起到形态钝化的作用，一定量的有机肥可以使重金属可交换态向其他有效性低的形态转化^{[34, 35]}. 本试验结果表明，施用鸡粪6个月时，石灰性土壤中交换态Cu、 Zn含量降低，有机结合态态Cu、 Zn含量增加，说明重金属由交换态向有机结合态转化. Mohamed等^[36]向土壤中加入粪肥、 秸秆、 绿肥这3种有机肥，测定土壤重金属形态的变化，结果表明3种有机肥的加入均使得土壤可交换态重金属减少，有机结合态、 无机还原态增加，且以加入秸秆转化效果最好，其次是猪粪肥. 但也有研究发现，连续7 a施畜禽粪便会增加土壤 CEC，但并未影响其有效态含量^[37]. 因此，施入有机肥后土壤重金属形态的转化不仅与施肥量、 施肥时间有关，它是包括土壤理化性质在内多种因素共同作用的结果.

以重金属无机盐形式进入土壤的方式主要有大气沉降、 灌溉、 无机肥的施用、 农药的喷施等，随无机物进入土壤的重金属有效性会在一段时间内降低然后基本趋于平衡^[38]. 本研究表明，施用鸡粪后6个月内，石灰性和酸性土壤有效态Cu含量显著低于施用等量Cu无机盐的处理，说明鸡粪中Cu进入土壤后的生物有效性低于等量无机盐中的Cu，由于Zn与有机物的结合比例比Cu小，施用鸡粪和猪粪后6个月内，石灰性和酸性土壤有效态Zn含量与施用等量Zn无机盐的处理无显著差异. 形态转化方面，施用畜禽粪便有机肥6个月时，有机肥带入土壤的Cu、 Zn进入交换态和铁锰氧化物结合态的比例低于等量Cu、 Zn无机盐，进入有机结合态比例高于等量Cu、 Zn无机盐，其它形态与等量Cu、 Zn无机盐差异基本不明显.

4 结论

(1)施用猪粪和鸡粪有机肥6个月内，酸性土壤pH值升高，石灰性土壤的pH值降低. 施用鸡粪后6个月内，有效态Cu含量在2种土壤中显著低于施用等量Cu无机盐处理，有效态Zn含量则与施用等量Zn无机盐处理无显著差异. 施用猪粪后6个月内，有效态Cu、 Zn含量在2种土壤中均与施用等量无机盐处理无显著差异.

(2)通过畜禽粪便有机肥进入土壤中的Cu和Zn主要以交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态以及有机结合态的形式存在，不同畜禽粪便有机肥中Cu、 Zn进入不同土壤中各形态的比例存在差异.

(3)施用畜禽粪便有机肥6个月时，Cu和Zn交换态以及铁锰氧化物结合态所占比例低于等量Cu和Zn无机盐处理，而有机结合态所占比例高于等量Cu和Zn无机盐处理，其它形态与无机盐处理无显著差异.