長期施用豬糞和化肥對稻田土壤Cu、Zn和Cd含量及有效性的影響

張麗芳，夏文建*，張文學，劉秀梅，李祖章，劉光榮

（1.江西省農業科學院土壤肥料與資源環境研究所/國家紅壤改良工程技術研究中心/國家農業環境宜春觀測實驗站，南昌 330200；2.江西省農業科學院，南昌 330200）

施肥是提高作物產量和品質、培肥土壤地力的重要措施，然而長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為是土壤重金屬的主要農業來源。大量研究表明，長期施用豬糞等有機肥容易造成土壤中Cu、Zn和Cd全量累積，但對重金屬有效性的影響結論不一。楊敏等發現稻田施用廄肥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%，有效態顯著提高336.6%～573.2%、407.1%～783.2%、28.6%～71.4%，有機肥中較高的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；而何其輝等卻發現施用豬糞后，紅黃泥土壤Cu、Pb、Cd有效態含量比對照降低了22.1%、13.4%、20.0%，同時也降低了水稻秸稈中的Cd含量。眾多研究發現作物對重金屬的吸收與土壤重金屬全量之間相關性較低，而主要受有效態含量影響。農田土壤中重金屬有效性受肥料來源、用量和土壤環境等多因素影響，其含量并不一定隨全量的增加而升高。

現有關于施肥對土壤重金屬的影響研究，多側重于重金屬全量累積或有效態含量變化等方面，而對于重金屬有效性的影響機制探索相對較少。土壤重金屬有效態的提取和定量表征是土壤污染風險評估和修復技術效果評價的重要基礎，但目前尚沒有公認的土壤重金屬有效性的測定與評價方法。當前應用較為廣泛的方法是化學提取法，包括單一提取法和連續分級提取法，近年來梯度擴散薄膜技術（DGT）也被廣泛應用到重金屬有效性的評價中。陳瑩等篩選評價了DGT技術和多種提取劑對酸性紫色土、中性紫色土、石灰性黃壤和鈣質紫色土中重金屬有效態的提取效果，認為土壤Cd提取以DGT技術最好，而化學提取劑中以HCl較為適宜。王美等使用BCR連續提取法分析了長期施肥對土壤Cu、Zn和Cd形態的影響，認為Cu、Zn、Cd的全量和EDTA-可提取態含量是黑土和紅壤重金屬形態的主要影響因子。土壤pH和有機質均會影響土壤Cu、Zn等重金屬的有效性，楊敏等認為土壤磷會影響重金屬的有效性，但其作用機制還有待研究。長期施用豬糞等有機肥雖然造成土壤Cu、Zn和Cd全量增加，但更重要的作用是增加了土壤有機質，提高了土壤氮、磷等養分含量，并改變了土壤pH等理化性狀。長期施肥條件下土壤pH、土壤有機質、陽離子交換量、氮、磷等均會影響重金屬有效性，但相關理化性質的變化對重金屬有效性的貢獻尚不清楚。長期施用豬糞和化肥處理之間的關鍵影響因子是否一致，以及環境因子對Cu、Zn和Cd有效性的影響機制還有待深入研究。

為了研究長期施用豬糞和化肥對稻田土壤Cu、Zn、Cd累積和有效性的影響，以及土壤環境作用機制，本文利用持續了35 a的長期定位試驗，分析了土壤Cu、Zn和Cd的全量及有效態含量，通過相關分析、逐步回歸方程、冗余分析和偏最小二乘路徑模型（PLS-PM）等統計方法分析土壤Cu、Zn和Cd與環境因子之間的關系，以期解析土壤Cu、Zn和Cd有效性的關鍵影響因子，以及長期施用有機肥和化肥處理之間的差異，為減少紅壤稻田Cu、Zn和Cd環境風險提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

長期定位試驗于1984年開始，地點位于江西省農業科學院試驗基地（28°34'N，115°56'E），該區域處于中亞熱帶，海拔高度25 m，年均溫17.5℃，無霜期280 d，降雨量約1 600 mm，土壤為第四紀酸性紅壤發育的中潴黃泥田。試驗前土壤耕層基礎理化狀況為：pH 6.5，有機質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，陽離子交換量（CEC）7.54 cmol·kg。當地表層土壤中Cu、Zn、Cd的平均含量分別為47.0、115、0.171 mg·kg。

1.2 試驗設計

長期定位試驗共設置8個處理，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 肥（M1NPK）、50%化 肥+50%有 機 肥（M2NPK）、30%化肥+70%有機肥（M3NPK）。試驗區常年種植模式為早稻-晚稻-冬閑，小區面積33.3 m，水泥埂分隔，獨立排灌。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，磷肥為過磷酸鈣（含PO12%），鉀肥為氯化鉀（含KO 60%），均為國內生產。有機肥：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，過磷酸鈣中分別為5.80、22.80、0.33 mg·kg。磷肥和有機肥全作基肥，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。所有小區的播種、移栽、灌溉和打藥等日常管理措施與當地習慣相同。

表1 不同試驗處理每年肥料純養分用量（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點取樣法采集耕層（0～20 cm）土壤樣品。樣品風干磨細過2 mm和0.149 mm篩，用于土壤理化性質分析。土壤化學性質采用常規方法測定：土壤pH（2.5∶1）采用酸度計電位法；CEC采用乙酸銨（NHOAc）交換法；土壤有機質（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（PinAAcle 900T，美國PerkinElmer公司）測定。土壤重金屬全量和有效態含量分析過程中分別采用國家標準樣GSS-22及ASA-5a進行質量控制。水稻收獲季，每個小區單打單收、單獨記產，然后換算為每公頃產量，文中產量（GY）為2018年早稻和晚稻的合計總產量。

1.4 數據處理

試驗數據利用Excel 2016進行整理、統計分析、計算和繪圖，運用SPSS 17.0進行單因素方差分析和差異顯著性檢驗（LSD法，＜0.05）；采用R（4.1.0）中的“pheatmap”包進行熱圖聚類分析，“corrplot”包進行相關性分析。采用“plspm”包進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構成，重金屬全量（THM）由全銅（TCu）、全鋅（TZn）和全鎘（TCd）構成，重金屬有效態（AHM）由有效銅（ACu）、有效鋅（AZn）和有效鎘（ACd）構成，化肥（CF）由化肥氮、磷和鉀用量構成，豬糞（PM）為豬糞用量，模型擬合優度GoF大于0.7表明整體預測性能較優。聚類之前將數據進行歸一化處理，距離算法采用歐幾里德距離，聚類采用最大距離法，通過層次聚類獲得聚類樹；采用“vegan”包進行環境因子蒙特爾檢驗（mantel test）和共線性分析，利用Canoco 5.0軟件進行冗余分析（RDA）制圖。

2 結果與分析

2.1 長期不同施肥土壤Cu、Zn和Cd含量

長期施肥土壤全量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）。化肥處理（PK、NK、NP和NPK）下土壤Cu、Zn和Cd的含量與CK相比無顯著差異，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《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），土壤pH 5.5～6.5時水田土壤Cu、Zn、Cd的風險篩選值分別為50、200、0.4 mg·kg，3個豬糞處理下的土壤Cu以及M3NPK處理下的土壤Cd含量均超過了篩選值。

圖1 長期不同施肥處理土壤Cu、Zn和Cd全量和有效態含量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有效態含量范圍為5.53～9.53、3.50～5.56、0.06～0.09 mg·kg，與CK相比無顯著差異。豬糞處理（M1NPK、M2NPK和M3NPK）下土壤Cu、Zn、Cd有效態含量范圍為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 長期施肥對土壤理化性質和水稻產量的影響

經過長達35 a不同施肥處理，多數土壤理化性質發生了顯著變化（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應元素的含量。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%，均達顯著水平。與CK和化肥處理相比，長期施用豬糞顯著提高了雙季水稻總產量。2018年CK處理水稻總產量為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）水稻總產量為8 226～11 569 kg·hm，比CK提高了17%～64%。

表2 長期施肥對土壤理化性質和產量的影響Table 2 Soil physiochemical properties and grain yield under long-term fertilizations

通過土壤理化性質的heatmap聚類分析（圖2）發現，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）。同時土壤理化指標可以分為三類：第一類為土壤pH，受施肥影響較小；第二類為TP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 長期不同施肥土壤理化性質的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性質及產量之間的相關性

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

豬糞組和全處理組呈現一致的規律，除豬糞組TCu、ACu與土壤pH相關性不顯著外，土壤重金屬與各土壤理化指標及產量之間均呈顯著正相關（圖3A、圖3C）。化肥組則呈現截然不同的規律，土壤TCu和ACu與土壤理化指標間相關性相對較高，其中與TP、CEC和AN呈顯著正相關，而與土壤pH呈顯著負相關；土壤TZn與SOM和產量呈顯著負相關，而AZn與TP和AP呈顯著正相關；土壤TCd受pH、AN、SOM和產量影響較大，其中與pH呈正相關，與SOM、AN和產量呈顯著負相關，而ACd僅與AP呈顯著正相關（圖3B）。長期不同施肥處理影響土壤重金屬與土壤理化指標之間的相關性，豬糞組與化肥組之間存在明顯不同的規律，預示著兩組不同施肥措施對重金屬累積和有效性有著不同的影響機制。

圖3 土壤Cu、Zn和Cd與土壤理化指標之間的相關關系Figure 3 Correlation between soil Cu，Zn，Cd and soil physiochemical properties

進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及產量之間的關系，結果見表3。豬糞組和化肥組土壤重金屬有效態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ACu和ACd受到水稻生長吸收的影響較大，產量增加會造成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，其中水稻產量對ACu含量影響較大。

表3 土壤有效態Cu、Zn和Cd含量與土壤理化指標及水稻產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與重金屬之間的相互作用關系，本研究將土壤Cu、Zn和Cd看作物種，將土壤理化指標作為環境因子，進行冗余分析（RDA）。結果表明，土壤重金屬與土壤理化指標間存在較強的約束關系，不同處理組關鍵的影響因素不同。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%，達到顯著水平（圖4C）。RDA結果反映了土壤Cu、Zn、Cd與土壤pH、CEC、TN、TP、AP之間有較強的關聯，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是一種研究多個觀測變量因果關系的路徑分析方法，本文通過PLS-PM構建了施肥影響水稻產量、土壤理化性質和THM，進而影響AHM的路徑模型（圖5），擬合優度達0.829 8，大于0.7，表明模型的整體預測性能較優。豬糞和化肥對Cu、Zn和Cd有效態的間接效應系數分別為0.969 0和-0.009 5，其中豬糞通過THM、CEC和CNP的間接效應系數較高，分別為0.608 3、0.291 4和0.176 5，而化肥通過各參數的效應系數均較低（表4）。施肥主要通過影響CEC和THM間接影響重金屬有效性（圖5），但兩種肥料的影響機制存在差異。豬糞對CEC、CNP、GY和THM的影響較大，路徑系數分別為0.986 8、0.999 9、0.916 9和0.978 5，達到顯著水平。化肥主要通過CNP和GY影響AHM，路徑系數分別為0.231 2和0.713 1，達到顯著水平。CEC和THM對AHM的路徑系數分別為0.295 3和0.621 7，達到顯著水平；土壤pH和GY對AHM的路徑系數為負，有降低AHM的作用，但未達顯著水平。

表4 長期施肥通過不同參數影響土壤重金屬有效態的間接效應系數Table 4 Indirect effect coefficient of long-term fertilization on soil heavy metal availability through different parameters

圖5 長期施肥對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 長期不同施肥對土壤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，長期施用可能會造成土壤重金屬累積；另一方面是由于施肥促進了作物生長，作物的吸收使土壤重金屬含量下降。化學氮肥和鉀肥中重金屬元素含量較低，而化學磷肥中重金屬Cd含量相對較高。任順榮等發現25 a長期不同施肥處理下土壤重金屬Cu、Zn和Cd均呈增加趨勢，磷肥使重金屬含量有所增加，而有機肥使Cu和Zn增幅較大。本研究發現持續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，也與本團隊前期持續23 a的CK處理結果（25.8、80.9、0.21 mg·kg）差異較小。一般認為長期施用磷肥可能會造成Cd的累積，但本研究并未發現施用磷肥處理（PK、NP和NPK）的土壤有Cd累積現象，可能與本研究施用的磷肥為國產磷肥，而我國磷礦的Cd含量較低有關。相比較而言，本研究中NK和NPK處理下土壤Cd有所下降，這可能與氮肥促進作物對Cd的吸收，鉀、鎘共存時降低了土壤對Cd的吸附有關。本研究中NK和NPK處理水稻產量分別為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。

有機肥施用對土壤重金屬含量的影響與肥料的種類、來源和用量有關，有報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。本研究發現持續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；本團隊前期研究發現持續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超過全國平均水平有關，長期施用豬糞等有機肥時需要考慮環境承載力和糧食安全風險。經過35 a長期施用豬糞的土壤Cu輕微超標，高量豬糞M3NPK處理土壤Cd超過了篩選值，籽粒中Cd含量（0.28 mg·kg）超過國家標準，MUHAMMAD等的研究也有相同的結論。可見在本試驗條件下，該區域的豬糞用量不宜超過20 t·hm·a（M2NPK處理豬糞用量），一般應控制在15 t·hm·a以內。同時考慮到土壤中Cu的累積風險，豬糞在施用前需加工成有機肥并控制其中的重金屬含量或進一步減少用量。

3.2 長期不同施肥下土壤理化性質與Cu、Zn和Cd的關系

長期不同施肥顯著影響了土壤理化性質。與CK相比，施用化肥對土壤pH和CEC影響較小；NK和NPK處理下土壤SOM顯著提升，與這兩個處理水稻生物量較高，產生了較多的凋落物殘留有關；化肥對土壤養分的影響主要與肥料品種有關，施用某種化肥通常都會提升土壤對應養分的全量和速效態含量。施用豬糞顯著提高了土壤CEC、SOM和氮、磷養分含量，并且對土壤氮、磷養分的提高遠大于化肥處理。通過對土壤理化指標的heatmap聚類分析發現，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土壤理化性狀的影響存在顯著差異。

長期不同施肥處理通過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。同時長期施肥影響了土壤pH、SOM、CEC和氮、磷養分含量，并直接或間接影響了重金屬的有效性。分組相關性分析結果顯示豬糞組與化肥組具有明顯不同的規律。豬糞組土壤Cu、Zn和Cd全量及有效態含量與土壤理化指標（pH除外）間均呈顯著正相關（圖3），可能是由于該組土壤中重金屬主要來源于豬糞，同時該組各土壤理化指標也隨豬糞用量增加而增加（表2），兩者均由豬糞施用引起，由于同源關系而造成兩者之間呈正相關關系。

化肥組由于肥料本身帶入的重金屬較少，相關性分析的結果可能更真實反映了土壤理化性質變化及產量對重金屬的影響。總體上化肥組土壤重金屬全量及有效態含量與土壤理化指標及產量間的相關性較低。土壤TCu、ACu與AN、TP、CEC呈顯著正相關，可能是由于化學磷肥中帶入了少量Cu，土壤Cu含量在一定范圍內可以提高微生物對聚合類碳源的轉化與利用能力，并促進水解酶活性，從而與AN呈現一定的正相關；NP和NPK處理下土壤pH相對較低，而TCu和ACu相對較高，可能是造成TCu和ACu與pH呈顯著負相關的原因。土壤酸化導致Cd更容易被作物吸收，因此土壤Cd含量隨pH下降而降低，表現出Cd與pH呈顯著正相關。土壤SOM及水稻產量與Zn和Cd含量呈顯著負相關，這是由于化肥組主要通過作物根系和凋落物殘留提高土壤SOM，作物生長更好時會殘留更多的有機物，同時也吸收更多土壤Zn和Cd。土壤AN含量受SOM影響，本研究中化肥組AN與SOM的相關系數達0.83，同時AN與pH相關系數達-0.88，可能是造成AN與TCd呈顯著負相關的原因。提高土壤速效氮含量能否促進土壤Cd的移除還有待進一步研究。一般認為土壤中磷與重金屬，特別是Zn具有拮抗作用，但張淑香等研究發現施磷有促進Cu、Zn有效性的趨勢，并且土壤速效磷和有效Zn呈顯著正相關，王美等研究發現紅壤施磷肥提高了Zn酸提取態和有機結合態比例，磷鋅肥施用可以減少土壤對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作用，反而由于無機磷的投入促進了根系生長和土壤微生物活動，根系分泌的有機酸和微生物活動使重金屬有效性增強；同時本研究磷肥中Zn含量為22.8 mg·kg，長期施磷帶入的Zn可能對土壤Zn有效性有較大影響。楊敏等也發現土壤磷會影響重金屬有效性，相關機制還有待進一步探索。

逐步回歸分析發現土壤重金屬有效態含量主要受CEC、AP、TP和SOM影響，其次是土壤pH和AN，豬糞組與化肥組關鍵影響因子存在較大差異（表3）。同時逐步回歸結果也顯示化肥組ACu和ACd及全處理組ACu隨著水稻產量提高而下降（表3），但相關性分析并未體現出此規律（圖3），表明雖然水稻生長會吸收移除部分重金屬，但并不是簡單的直接關系，而是受到了其他土壤理化性質影響。通過RDA分析發現，豬糞組影響土壤Cu、Zn和Cd方差變異的關鍵因素為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。進一步通過PLS-PM分析發現，化肥對重金屬有效態的間接效應系數為-0.009 5，豬糞的間接效應系數為0.969 0（表4），可見豬糞對重金屬有效性的貢獻遠大于化肥，長期施用豬糞使土壤Cu、Zn和Cd發生累積，同時也通過影響土壤CEC而影響重金屬有效性。稻田土壤中碳、氮、磷對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，通過調節土壤理化性狀可以降低重金屬有效性。長期來看，施用化肥可促進作物生長移除，總體上會降低重金屬有效態含量，但過程比較緩慢。本研究發現土壤CEC對Cu、Zn和Cd有效態起關鍵調控作用（圖5），豬糞和化肥雖然對土壤碳、氮、磷（CNP）和產量（GY）的影響顯著，但CNP和GY對重金屬有效態的貢獻較小，土壤碳、氮、磷與重金屬有效態之間存在較為復雜的關系，相關調控機制還有待進一步研究。

4 結論

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

（2）通過RDA和PLS-PM分析發現，豬糞對重金屬有效性的貢獻遠大于化肥，豬糞主要通過影響土壤重金屬全量和CEC影響重金屬有效性。