同源豬場廢棄物對土壤-生菜系統銅鋅遷移的影響

唐明燈，王艷紅，余丹妮，李盟軍，李義純，李林峰，艾紹英

（廣東省農業科學院農業資源與環境研究所，廣東省養分資源循環利用與耕地保育重點實驗室，農業部南方植物營養與肥料重點實驗室，廣東省農業面源污染監測評估與防控工程技術研究中心，廣州 510640）

傳統的豬場廢棄物是農田土壤有機質、氮、磷、鉀等的重要來源。但隨著規模化養殖的發展，尤其是高銅、鋅飼料添加劑的施用，導致豬場廢棄物Cu、Zn含量較高[1-3]。據調查，豬糞Cu含量為10.7～1591 mg·kg-1，Zn 含量為 71.3～8710 mg·kg-1[4]；沼液 Cu 含量為1.3～11.2 mg·L-1，Zn含量為10.2～33.3 mg·L-1；沼渣Cu含量為 1103～3315 mg·kg-1，Zn 為 3552～14 222 mg·kg-1[5]。因此，畜禽糞便有機肥的施用是造成我國農田土壤重金屬污染的重要原因[6-8]。農業農村部《到2020年化肥使用量零增長行動方案》要求60%的畜禽糞便養分還田，規模化養豬已占養豬行業70%的份額，實現規模化豬場廢棄物的安全還田對完成該任務具有重要意義。

沼液對不同土壤、不同作物的Cu、Zn含量的影響不同[9-12]；沼渣或降低東南景天Cu、Zn含量，或提高黃瓜Cu、Zn含量[13-14]；豬糞或降低水稻Cu、Zn含量，或增加了空心菜、小白菜地上部Cu和Zn含量[15-16]。上述豬場廢棄物（沼液、沼渣和豬糞）均來自不同豬場，場地來源可能是上述豬場廢棄物提高或降低土壤和作物Cu、Zn含量的重要因素，因為不同豬場的廢棄物組成有很大差異[17]。那么來自同一豬場的沼液、沼渣和豬糞對土壤和作物Cu、Zn含量的影響如何？目前報道很少。為此，本文同時采集同一規模化豬場的豬糞、沼液和沼渣，施用到菜地土壤，比較豬糞、沼液和沼渣對土壤-生菜系統中土壤有效態Cu、Zn含量和生菜Cu、Zn含量的影響，為富含Cu、Zn豬場廢棄物的施用提供基礎數據，進而指導豬場廢棄物的分類管理及其應用。

1 材料和方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自廣州市番禺區鐘村鎮，系由坡積物發育而來的普通肥熟旱耕人為土（Typic Fimi-orthic Anthrosols）。取0～20 cm，風干，過1 cm篩，備用。土壤的部分性狀如下：pH 6.34，有機質19.3 g·kg-1，全氮1.50 g·kg-1，堿解氮 484 mg·kg-1，有效磷114 mg·kg-1，速效鉀 418 mg·kg-1，Cu 全量 60.9 mg·kg-1，Zn 全量125 mg·kg-1，DTPA-Cu 4.84 mg·kg-1，DTPA-Zn 43.2 mg·kg-1。可見該土壤Cu全量超過農用地土壤污染風險篩選值50 mg·kg-1，Zn全量低于農用地土壤污染風險篩選值（200 mg·kg-1）[18]，該土壤為Cu風險土壤。

1.2 供試豬場廢棄物

供試豬場廢棄物（豬糞、沼渣、沼液），于2013年1月22日采自廣東省惠州市博羅縣某規模化養豬場，風干豬糞和沼渣、粉碎過2 mm尼龍篩，待用。豬糞、沼渣的pH值分別為7.23、8.02，全N含量分別為19.4、33.3 g·kg-1，全P含量分別為4.63、19.3 g·kg-1，全K含量分別為 19.4、33.3 g·kg-1，全 Cu 含量分別為 46.2、114 mg·kg-1，全Zn含量分別為1.05、2.57 g·kg-1；沼液的pH值為7.51，沼液的全N、全P、全K含量分別為0.54、0.084、0.24 g·L-1，全Cu、全Zn含量分別為2.64、12.7 mg·L-1。豬場廢棄物Cu、Zn含量達到我國現行的農業行業有機肥料標準[19]。

1.3 供試生菜

供試生菜品種為半卷葉型的意大利耐抽苔生菜（Lactuca sativa Linn.var.ramosa Hort.），全年可以在廣州地區生長。本試驗連續種植2茬。

1.4 試驗設計

盆栽試驗設置：不施肥對照（CK），化肥對照（代號F。其中N 0.2 g·kg-1，P2O50.08 g·kg-1，K2O 0.16 g·kg-1，分別以尿素、CaH2PO4、K2SO4施入），不同種類和用量的豬場廢棄物處理[均不施化肥，分別按N總用量0.1、0.2、0.3、0.4、0.5、0.6 g·kg-1土壤計算3種豬場廢棄物用量，其中6個沼液處理水平（740、1480、2220、2960、3700、4440 mL·盆-1，處理號分別為：S1、S2、S3、S4、S5、S6），6個豬糞處理水平（20、40、60、80、100、120 g·盆-1，處理號為：M1、M2、M3、M4、M5、M6），6個沼渣處理水平（12、24、36、48、60、72 g·盆-1，處理號為：R1、R2、R3、R4、R5、R6），計18個處理]；共計20個處理，每處理4次重復，共80盆。每盆土壤4 kg。豬糞和沼渣進行基施；分別稱取每盆所需土壤和豬糞或沼渣，合并一起混合均勻后裝入塑料盆（底徑15 cm、口徑22 cm、高17 cm）。沼液進行基施+追施；基施沼液量為總量的40%；基施或追施沼液時，處理S6直接用沼液澆灌，S1～S5處理的沼液用自來水稀釋到S6體積后澆灌；追施沼液時以稱重法確定處理S6的沼液體積；對沼液處理而言，追施完所有沼液后才澆水。稱重法澆水，土壤含水量保持在60%左右的田間持水量。2013年4月2日，每盆種植10顆飽滿一致、10%H2O2消毒的生菜種子，2013年4月12日間苗至4株生菜幼苗，2013年5月15日收獲第1茬；第2茬所有處理不再施化肥或豬場廢棄物，2013年5月18日在每盆再播種10顆飽滿一致、消毒的生菜種子，間苗及澆水方式與第1茬相同，2013年7月4日收獲第2茬。

1.5 樣品采集和處理

收獲生菜可食部分，自來水將生菜沖洗干凈，去離子水泡洗2次，擦干表面水分，記錄鮮質量后用塑料打漿機勻漿制成鮮樣，稱取10.00 g鮮樣于三角瓶中（同時稱取0.5 g蔬菜標準樣品進行質量監控）、加入10.0 mL混酸（體積比HNO3∶HClO4=9∶1，優質純試劑）消煮、定容到25 mL，日本產火焰原子吸收分光光度計（Hitachi ZA3000）測定消解液中Cu、Zn濃度。收獲生菜時同步采集土壤，自然風干，過1 mm尼龍篩，稱取10 g土壤，加入50 mL的DTPA溶液[0.005 mol·L-1二乙基三胺五乙酸（DTPA）+0.01 mol·L-1CaCl2+0.1 mol·L-1三乙醇胺（TEA）]，搖床上浸提1 h、過濾，火焰原子吸收分光光度計（Hitachi ZA3000）測定濾液中Cu、Zn濃度。

1.6 數據處理和統計

數據采用Excel 2003處理，SPSS 10.0進行多重比較（LSD法）、相關性、雙因素方差分析、t檢驗等統計（差異顯著水平為P＜0.05）。

2 結果與分析

2.1 生菜可食部分生物量

豬場廢棄物處理對生菜可食部分生物量有顯著影響（圖1）。經雙因素方差分析，豬場廢棄物種類及其處理水平都顯著影響生菜可食部分生物量，二者有交互作用，但豬場廢棄物處理水平對生菜可食部分生物量的影響大于廢棄物種類。經t檢驗，第2茬生菜可食部分生物量顯著低于第1茬。

2.2 生菜可食部分Cu含量

第1茬生菜可食部分Cu含量范圍0.54～1.97 mg·kg-1，第 2 茬為 0.46～2.08 mg·kg-1。圖 2可見，隨豬場廢棄物種類或處理水平、生菜茬別的不同，生菜Cu含量不同。與F處理（或CK）相比，豬場廢棄物提高第1茬生菜Cu含量（圖2A），降低第2茬生菜Cu含量（圖2B）；雙因素方差分析表明，豬場廢棄物種類對生菜Cu含量的影響大于其處理水平。另外，僅沼渣處理第1茬生菜Cu含量與其處理水平呈顯著正相關（相關系數為0.557，n=24，P＜0.01）。t檢驗表明，第1茬生菜Cu含量顯著高于第2茬（P＜0.05）。

2.3 生菜可食部分Zn含量

第1茬生菜可食部分Zn含量范圍0.70～2.28 mg·kg-1，第2茬為 5.26～14.4 mg·kg-1。與生菜Cu含量類似，生菜Zn含量也隨廢棄物種類、處理水平或生菜茬別的不同而不同（圖3）。與化肥對照F處理相比，豬場廢棄物顯著降低第1、2茬生菜Zn含量（圖3）；雙因素方差分析表明，豬場廢棄物種類對生菜Zn含量的影響大于其處理水平。另外，第1茬生菜Zn含量分別與沼液、豬糞或沼渣的處理水平顯著正相關（相關系數分別為 0.842、0.796、0.929，n=24，P＜0.01），第 2茬生菜Zn含量與豬糞處理水平顯著負相關（相關系數為-0.433，n=24，P＜0.05）、與沼液或沼渣處理水平沒有顯著相關性。經t檢驗，第2茬生菜Zn含量顯著高于第1茬（P＜0.01）。

2.4 土壤DTPA-Cu含量

圖1 生菜可食部分鮮質量Figure 1 Fresh biomass of the edible lettuce part

圖2 生菜可食部分Cu含量Figure 2 Cu concentration in the edible lettuce part

圖3 生菜可食部分Zn含量Figure 3 Zn concentration in the edible lettuce part

圖4 土壤DTPA-Cu含量Figure 4 Soil DTPA extractable Cu concentration

豬糞和沼渣處理土壤的DTPA-Cu含量分別隨其處理水平增大而顯著提高；在相同的N總量處理水平下，沼渣處理土壤的DTPA-Cu含量大于豬糞處理，豬糞處理大于沼液處理（圖4）。沼液、豬糞或沼渣處理第1茬土壤DTPA-Cu含量分別與其處理水平存在顯著的正相關關系[相關系數分別為0.450（n=24，P＜0.05）、0.992（n=24，P＜0.01）、0.993（n=24，P＜0.01）]；豬糞和沼液處理第2茬土壤的DTPA-Cu含量仍分別與其處理水平顯著正相關（相關系數分別為0.933、0.976，n=24，P＜0.01）。第1茬土壤的DTPA-Cu含量與第2茬的也顯著正相關（相關系數為0.971，n=80，P＜0.01），但t檢驗二者沒有顯著差異。

2.5 土壤DTPA-Zn含量

豬糞和沼渣處理土壤的DTPA-Zn含量分別隨其處理水平增大而顯著增加；在相同的N總量處理水平下，沼渣處理土壤的DTPA-Zn含量大于豬糞處理，豬糞處理大于沼液處理（圖5）。沼液、豬糞和沼渣處理第1、2茬土壤DTPA-Zn含量分別與其處理水平存在顯著的正相關關系[第1茬相關系數分別為0.937（n=24，P＜0.01）、0.942（n=24，P＜0.01）、0.976（n=24，P＜0.01）；第2茬相關系數分別為0.419（n=24，P＜0.05）、0.967（n=24，P＜0.01）、0.975（n=24，P＜0.01）]。第1茬土壤的DTPA-Zn含量與第2茬的也顯著正相關（相關系數為0.970，n=80，P＜0.01），t檢驗二者沒有顯著差異。

3 討論

3.1 飼料添加劑是農田Cu、Zn風險的重要來源

豬飼料中添加較多微量營養元素Cu、Zn后，能提高生豬的日增重和料重比，減少豬腹瀉[20-23]。豬消化系統對飼料Cu、Zn未能全部吸收甚至有一定的“濃縮效應”，導致豬糞Cu、Zn含量比豬飼料更高，此外，因飼料添加劑含一定量的Cd而導致豬糞Cd含量較高[20，23-26]，更加增大了豬糞農田應用的環境風險。英國豬糞Cu、Zn含量最遲在1998年開始大幅度提高，與之相比，我國豬糞Cu、Zn含量大幅度提高的時間稍晚[20，23]，以江蘇為例，豬糞Cu、Zn含量大幅度提高的時間是2002年，2008年豬糞Cu、Zn含量分別比1990年提高 771%、410%[23]。豬糞Cu、Zn、As、Cr、Cd、Pb、Ni、Hg中，Cu、Zn含量超標最為嚴重[3]。Cu、Zn含量較高的豬糞施用到農田土壤，引起土壤Cu、Zn全量增加[3，27-30]，連續施用3年豬糞堆肥，土壤Cu、Zn含量分別比試驗前提高了31.2%、27.3%[31]。本文施用豬場廢棄物后，土壤DTPA-Cu、DTPA-Zn含量提高，該規律與很多文獻一致[28-30，32]。本文施用了不同水平的豬場廢棄物，土壤DTPA-Cu、DTAP-Zn含量的增加與豬場廢棄物用量顯著正相關（沼液的相關性低一些，見圖4、圖5），與李延等[33]和楊軍芳等[34]的報道類似。1981年開始施用豬糞的江西紅壤長期試驗表明，1981—2002年土壤 Cu、Zn全量緩慢增加，2002—2010年土壤Cu、Zn全量大幅度提高，因為2002年以后開始施用高Cu、Zn含量的豬糞[30]。由上可知，農田土壤Cu、Zn含量的增加來自豬日糧添加劑；另一方面，堆腐不能降低豬場廢棄物中重金屬Cu、Zn含量[35]，甚至顯著提高豬糞Cu、Zn含量[36]。因此，要調控農用土壤Cu、Zn全量，首先應從規范豬日糧添加劑中Cu、Zn用量著手或采取沒有環境危害的其他替代措施。

圖5 土壤DTPA-Zn含量Figure 5 Soil DTPA extractable Zn concentration

3.2 生菜Cu、Zn含量特征及其影響因素

雖然Cu和Zn是生物所必需的微量營養元素，但含量過高又會危害生物。重金屬離子中Cu2+的生物毒性最高，且Cu2+的毒性遠高于Zn2+毒性[37]；土壤外加Cu為50 mg·kg-1時，紫云英根尖扭曲腐爛[38]；在Cu、Zn二者對生態環境的影響上，更應關注Cu的影響。本文生菜可食部分Cu含量范圍0.50～1.97 mg·kg-1、Zn含量范圍0.7～12.9 mg·kg-1，較文獻報道的植株Cu含量（3～20 mg·kg-1）和Zn含量（15～300 mg·kg-1）[39]的最小值低，因此，本文生菜中的Cu、Zn含量不會對植株造成傷害。與不施肥對照相比，本試驗豬場廢棄物對第1茬生菜可食部分Cu含量的影響范圍為-0.01～1.02 mg·kg-1，對第2茬生菜可食部分Cu含量的影響范圍為-0.095～-0.658 mg·kg-1，前后2茬均與王美和李書田[40]統計數據（-0.94～2.5 mg·kg-1）一致。與不施肥對照相比，本試驗豬場廢棄物對第1茬生菜可食部分Zn含量的影響范圍為-0.54～0.41 mg·kg-1，對第2茬生菜Zn含量的影響范圍為-3.26～-6.85 mg·kg-1，第1茬與王美等[40]統計的數據（-0.54～15.2 mg·kg-1）一致；但第2茬偏低。第2茬生菜可食部分Cu、Zn含量較不施肥對照低，其原因可能是外加豬場廢棄物中可溶性有機質在第2茬時因微生物的礦化而遠低于第1茬，其活化Cu、Zn的效應極大降低，另外，第2茬時豬場廢棄物中大分子有機物對Cu、Zn的吸附、絡合、沉淀等作用有所增強。第2茬生菜可食部分Cu、Zn含量隨豬糞、沼渣的用量增加而降低，與文獻報道豬糞、沼渣降低生菜可食部分Cd含量的趨勢一致[24]。本試驗第1茬生菜可食部分Cu、Zn含量與豬糞或沼渣用量顯著正相關、與土壤DTPA-Cu、DTPA-Zn含量顯著正相關，文獻報道與之一致[33-34]；第2茬生菜可食部分Cn、Zn含量與土壤DTPA-Cu、DTPA-Zn含量沒有顯著相關性，也得到文獻支持[41]。

另外，由于植物對Zn的吸收，受土壤類型、pH、有機質、濕度、N含量、P含量、Cu含量、Mn含量、作物種類等多種因素的影響，本試驗化肥處理的第1茬生菜可食部分Zn含量遠高于其他處理，可能主要與該處理土壤pH值最低有關（土壤pH值未列出）。本文第1、2茬生菜Cu或Zn含量差異大，其實質的影響因素包括：前后2茬土壤的營養供給水平，影響前后2茬生菜Cu、Zn吸收的陰陽離子消長，影響土壤水活度及重金屬活度的溫差等，限于本文試驗設計，這些影響因素還不能揭示，需要后續試驗來探索。

3.3 豬場廢棄物的安全施用

雖然沼液中Cu、Zn含量較沼渣和豬糞低，對土壤Cu、Zn含量的貢獻量小，但從第1茬S6處理的生菜生物量來看，沼液不宜直接施用到蔬菜（沼液應兌水，分次施）。根據供試生菜生長狀況，本試驗土壤上沼液的最佳施用量是370 mL·kg-1，豬糞的最佳施用量是10 g·kg-1，沼渣的最佳施用量是6 g·kg-1（每公頃土壤以4500 t計，即沼液、豬糞、沼渣的公頃用量分別為1665 m3、45 t、27 t，豬糞和沼渣基施）。每年以本試驗最佳用量10 g·kg-1施入豬糞，相當于每年土壤外加Cu含量為0.462 mg·kg-1，土壤外加Cu總量達50 mg·kg-1約需要100年，可見土壤Cu含量增加很緩慢，但如果每年以50 g·kg-1（每公頃225 t豬糞）施入豬糞，土壤外加Cu 50 mg·kg-1只需要20年，Qian等[42]通過4年田間試驗也得出土壤Cu超標的年限為15年。由此可知，通過控制富含Cu、Zn的豬場廢棄物施用到農田土壤的總量或頻率來降低其對生態環境的危害。雖然本試驗供試土壤Cu含量已經超過了農用地土壤污染風險篩選值（50 mg·kg-1），但施用豬場廢棄物后生菜Cu含量仍然較低，因此，供試土壤還具有一定的豬場廢棄物的消納能力。不過，Cu、Zn含量較高的豬場廢棄物，施用到缺Cu土壤可能更合適[43-44]，廣東、四川、陜西和黑龍江4省是我國缺Cu土壤的主要集中區[45]，可以消納大量的富含Cu、Zn的豬場廢棄物。

4 結論

豬場廢棄物種類及其處理水平均顯著影響生菜生物量；同時也均顯著影響生菜Cu、Zn含量（影響大小為豬場廢棄物種類＞其處理水平）。豬場廢棄物提高第1茬生菜Cu含量，但降低第2茬Cu含量，影響大小為豬糞＞沼渣＞沼液；豬場廢棄物降低了2茬生菜Zn含量，影響大小為豬糞＞沼液＞沼渣。

廢棄物種類對土壤DTPA-Cu或DTPA-Zn含量影響較處理水平大；相同N總量處理下，土壤DTPACu或DTPA-Zn含量呈現沼渣處理＞豬糞處理＞沼液處理；沼渣與豬糞處理的土壤DTPA-Cu或DTAP-Zn含量均有顯著的劑量效應。

供試土壤還能消納少量豬場廢棄物，缺Cu土壤也能消納富含Cu、Zn的豬場廢棄物。