规模化集约化养殖中普遍使用含有重金属元素的饲料添加剂，由于畜禽对于重金属的吸收利用率极低，饲料添加剂中大部分重金属会随粪便排出体外(Kornegay et al., 1976; Cang et al., 2004;Li and Chen， 2005).有研究表明，我国农田土壤中重金属的重要来源之一为畜禽粪便有机肥的施用(Luo et al., 2009)，我国鸡粪中Zn、Cu、Cr、Cd、Ni的超标率为21.3%~66.0%，猪粪中超标率为10.3%~69.0%，牛粪中超标率为2.4%~38.1%(刘荣乐等，2005).研究表明，畜禽粪便有机肥的施用对土壤以及植物体中重金属有显著影响(Zhou et al., 2005)，植物对有机肥中不同重金属元素的吸收富集能力也存在显著差异.被作物吸收的部分重金属会经食物链最终进入人体，从而对人类健康产生威胁.近年来“镉米”等事件的发生，水稻土的重金属污染状况备受关注，有研究表明，在水稻田上施用猪粪带入土壤的Cd可达到0.14 mg · kg^-1，使水稻精米中Cd含量超过食品安全标准，但不同土壤上稻米重金属超标时土壤猪粪负荷存在明显差异(Li et al., 2009).水稻土特殊的土壤条件和有机肥种类都会对重金属的生物有效性产生影响，研究表明，稻田淹水导致土壤Cd由交换态向低活性组分转化，添加有机物料可增强土壤还原作用，进一步降低Cd的活性(Kashem and Singh， 2004)，从而显著降低水稻糙米中Cd的含量.Garcia(Garcia-mina，2006)的研究也指出，有机质中的胡敏酸等固相大分子能提供更多与Cd的吸附位点从而固定Cd，降低其迁移性和生物有效性.但也有研究表明，水田土壤中施用有机肥会带入大量的DOM，它与Cd²⁺的螯合则提高了Cd的活性和在土壤中的迁移能力，施用有机肥后，能够显著增加根际及土壤中交换态及有机结合态Cd含量，是对照的2倍之多(姚丽贤等，2008).王艮梅等的盆栽试验也表明，施用绿肥和猪粪后，黑麦草体内的Cu含量明显提高(王艮梅和周立祥，2003).葛滢等的研究则表明，Cd的活性在添加有机物料的淹水土壤中因土壤类型、有机物料成分、嫌气分解时段等不同而不同(葛滢等，2009).外源有机物料对水稻土中重金属生物有效性的影响不同研究结果存在显著差异，需要进一步的深入探究.

畜禽粪便有机肥中的重金属存在于有机物中，随有机物在土壤中的逐步分解，其中的重金属与有机物结合形态及生物有效性也会发生与进入土壤的重金属无机盐有明显区别的转化.本文采用不同时间的培养试验和后续的生物盆栽试验，研究不同畜禽粪便有机肥中的重金属在水稻土中的生物有效性随时间的动态变化以及与等量重金属无机盐的差异，明确不同畜禽粪便有机肥中重金属在水稻土中的生物有效性差异及随时间的动态变化规律，为安全利用畜禽粪便有机肥，降低水稻对重金属的吸收，科学确定土壤由不同有机肥料带入的重金属的负荷，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提供依据.

供试水稻土取自湖南长沙县干杉乡(113°12′00″E，28°08′18″N)，土壤为红黄泥，土壤机械组成2~0.2 mm 4.99%、0.2~0.02 mm 28.57%、0.02~0.002 mm 37.69%、﹤0.002 mm 28.75%.试验用畜禽粪便有机肥采自河北石家庄集约化养殖场；土壤和堆沤腐熟后的畜禽粪便有机肥分别风干并过4 mm筛备用.土壤和有机肥的基础理化性质及重金属含量见表 1.

表1(Table 1)

表1 供试土壤和有机肥料的基础理化性质及重金属含量 Table 1 Physico-chemical properties and heavy metal contents of the soils and manures

表1 供试土壤和有机肥料的基础理化性质及重金属含量 Table 1 Physico-chemical properties and heavy metal contents of the soils and manures 有机肥料 pH 有机质/(g · kg-1) Cu/(mg · kg-1) Zn/(mg · kg-1) Pb/(mg · kg-1) Cd/(mg · kg-1) 土壤 6.0 33.3 32.6 114.0 36.3 0.27 鸡粪 7.1 312.9 106.6 4 485.0 144.8 2.53 猪粪 8.6 317.7 236.0 522.0 25.1 3.48

风干过筛的水稻土上分别施入质量分数为2%的猪粪、2%的鸡粪和与2%的猪粪和鸡粪中重金属含量相同的用CuSO₄、ZnSO₄、CdSO₄、C₄H₆O₄Pb配成的重金属无机盐溶液4个处理，每个处理3次重复，每盆装土1 kg，在长、宽、高分别为13 cm、13 cm、16 cm的塑料盆中进行淹水培养180 d.培养前把每盆的土壤与施入的有机肥或重金属无机盐溶液充分混匀，实验开始前在盆中预先埋入土壤溶液提取器取样探头(荷兰Rhizosphere Research Products公司，19.21.21F)，培养期间每隔30 d抽取各处理土壤溶液.

风干过筛的水稻土上分别施入2%的猪粪、2%的鸡粪和与2%的猪粪和鸡粪中重金属含量相同的用CuSO₄、ZnSO₄、CdSO₄、C₄H₆O₄Pb配成的重金属无机盐溶液，在长、宽、高分别为13 cm、13 cm、16 cm的塑料盆中进行不同时间的淹水预培养，每盆装土1 kg.把每盆的土壤与施入的有机肥或重金属无机盐溶液充分混匀，进行不同时间的预培养后同时开始水稻生物盆栽试验，对照和无机盐处理种水稻前不进行预培养.试验共设13个处理，分别为：

① 对照，不施有机肥和重金属无机盐(CK)；② 施与2%鸡粪(质量分数，下同)等量重金属水溶性无机盐(JY)；③ 施鸡粪2%，预培养0 d(J0)；④ 施鸡粪2%，预培养1个月(J1)；⑤ 施鸡粪2%，预培养2个月(J2)；⑥ 施鸡粪2%，预培养4个月(J4)；⑦ 施鸡粪2%，预培养6个月(J6)；⑧ 施与2%猪粪(质量分数，下同)等量重金属水溶性无机盐(ZY)；⑨ 施猪粪2%，预培养0 d(Z0)；⑩施猪粪2%，预培养1个月(Z1)； B11 施猪粪2%，预培养2个月(Z2)； B12 施猪粪2%，预培养4个月(Z4)； B13 施猪粪2%，预培养6个月(Z6).

每个处理3次重复.为保证水稻生长有充足养分，各处理土壤均施入尿素、KCl和Ca(H₂PO₄)₂，加入量分别为N：0.15 g · kg^-1，K₂O：0.15 g · kg^-1，P₂O₅：0.1 g · kg^-1.水稻土保持淹水状态.对照和各预培养后的土壤上同时种植水稻(Oryza sativa L.)，水稻品种为准两优608，每盆5株.水稻生长时保持土壤淹水，水面1 cm，温室温度控制在20~28 ℃.

土壤溶液采集：培养试验开始时和之后每隔30 d，分别抽取无机盐溶液处理和畜禽粪肥处理的土壤溶液10 mL，加入10%优级纯硝酸10 mL并充分混匀冷藏待测.

植物样品采集：水稻生长60 d后收获，收取地上部分鲜样称重后，用自来水和去离子水洗净，90 ℃杀青1 h，65 ℃烘干至恒重.称干重后，粉碎混匀，待测.

土壤溶液中重金属含量的测定，将所提取土壤溶液过0.4 μm滤膜，然后用4%硝酸(优级纯)稀释5倍，用电感耦合等离子体质谱法(安捷伦ICP-MS7700)测定溶液中Zn、Cu、Cd、Pb含量.

水稻收获后，测定其鲜重、干重、水稻植株中重金属含量，重金属的测定方法：称取样品0.250x g于消解罐，加浓硝酸(优级纯)8 mL，加盖浸泡过夜，用微波消解仪(美国CEM公司，MARS5)消解后，完全转移至50 mL容量瓶中，用去离子水定容，1%硝酸(优级纯)稀释5倍，电感耦合等离子体质谱法(安捷伦ICP-MS7700)测定溶液中Zn、Cu、Cd、Pb含量.样品分析测试过程加入空白及国家标准植物样(GBW10046)进行质量控制.

数据分析软件采用Micro Excle2003、SASV8.0和SigmaPlot10.0.

重金属在土壤溶液中通常以离子和络合离子形态存在，易被植物直接吸收利用(Li et al., 2009)，土壤溶液中的重金属含量高低直接反映重金属的生物有效性高低.图 1a是水稻土施用不同畜禽粪便有机肥和对应等量重金属无机盐后不同时期土壤溶液中Cu含量的动态变化，由图看出，随培养时间延长，猪粪和鸡粪处理土壤溶液中Cu含量均呈现逐渐降低的规律，与之对应的重金属无机盐处理土壤溶液中Cu含量在培养的前30~60 d内迅速下降，这说明水稻土对水溶态重金属Cu离子的吸附转化主要发生在培养初期.培养开始时与猪粪等量重金属无机盐处理土壤溶液中Cu含量是猪粪处理的2.0倍，30 d时只有猪粪处理的1.6倍，说明在培养初期，两个处理的相对变化幅度都很大.培养60 d后，猪粪处理与对应无机盐处理的土壤溶液中Cu含量变的无明显差异，此时两个处理土壤溶液中的Cu绝大部分被土壤吸附或转化成了络合态，溶液中Cu离子含量均很低；培养开始时与鸡粪等量重金属无机盐处理土壤溶液中Cu含量是鸡粪处理的2.4倍，培养开始后的30 d内，与鸡粪等量重金属无机盐处理的土壤溶液中Cu含量迅速下降，培养30 d时，鸡粪处理与对应等量重金属无机盐处理的土壤溶液中Cu含量已无明显差异.由于鸡粪比猪粪中Cu含量低1倍多，使得与鸡粪等量重金属无机盐处理的土壤溶液中Cu含量下降比与猪粪对应等量重金属无机盐相比更为迅速.与培养开始时相比，培养180 d时猪粪处理、鸡粪处理、与猪粪等量重金属无机盐处理、与鸡粪等量重金属无机盐处理土壤溶液中的Cu含量分别比开始时降低了81%、98%、90%和83%.施用畜禽粪便有机肥后土壤溶液中Cu含量下降主要是固相有机物和土壤对其有吸附作用所致(王艮梅和周立祥，2003).

图1(Fig.1)

图1 水稻土施用不同畜禽粪便有机肥后土壤溶液中重金属含量的动态变化 Fig.1 Variations of heavy metals in soil solution during incubation

图 1b是不同处理土壤溶液中Zn含量的动态变化，由图看出，随培养时间延长，猪粪和鸡粪处理土壤溶液中Zn含量均呈现先降低然后波动性趋于平稳的规律.与之对应的等量重金属无机盐处理土壤溶液中Zn含量在培养的前30~60 d内迅速下降，之后和对应有机肥一样，随培养时间延长也呈平稳的波动性变化.与培养开始时相比，培养180 d时猪粪处理、鸡粪处理、与猪粪等量重金属无机盐、与鸡粪等量重金属无机盐处理土壤溶液中的Zn含量比开始时分别降低了71%、60%、70%和66%.在培养0、30、60、90、120、150、180 d时，与猪粪等量重金属无机盐处理土壤溶液中Zn含量分别是猪粪处理的2.2、6.0、0.9、0.7、0.4、2.4、2.3倍.与鸡粪等量重金属无机盐处理土壤溶液中Zn含量是鸡粪处理的3.1、1.5、2.4、2.3、1.9、1.0、2.7倍.即使在培养试验的末期，各处理土壤溶液中Zn含量仍较高.这主要是由于各处理Zn的施入量较大(见表 1)，同时土壤对Zn吸附能力相对较弱所致；图 1c是不同处理土壤溶液中Cd含量的动态变化，由图看出，随培养时间的延长，猪粪和鸡粪处理土壤溶液中Cd含量均呈平稳降低的规律.培养开始时与猪粪等量重金属无机盐处理、与鸡粪等量重金属无机盐处理的土壤溶液中Cd含量分别是对应猪粪处理和鸡粪处理的15.6、3.9倍，之后的30 d内土壤溶液中Cd含量迅速下降，培养30 d时与对应有机肥处理的土壤溶液中Cd含量无明显差异.这主要是由于水稻土在淹水的还原性条件下，外源Cd易产生难溶性CdS，从而降低了土壤溶液中Cd含量(戴树桂，2006).与培养开始时相比，培养180 d时猪粪处理、鸡粪处理、与猪粪等量重金属无机盐处理、与鸡粪等量重金属无机盐处理土壤溶液中的Cd含量分别降低了89%、80%、99%和97%，无机盐处理的土壤溶液中Cd含量的降低幅度均高于畜禽粪便有机肥处理，这可能是由于有机肥产生的DOM抑制了土壤对Cd的吸附，增加了Cd以水溶态存在的比例(陈同斌和陈志军，2006).

图 1d是不同处理土壤溶液中Pb含量的动态变化，由图可看出，随着时间的延长，猪粪和鸡粪处理土壤溶液中Pb含量呈平缓的波动性变化.对应无机盐处理土壤溶液中Pb含量则在培养的前60 d内迅速下降或波动性下降，之后和对应有机肥一样随培养时间延长呈平稳的波动性逐渐降低.培养开始时与猪粪等量重金属无机盐处理的土壤溶液中Pb含量是猪粪处理的4.0倍，培养60 d后，猪粪处理与对应等量重金属无机盐处理的土壤溶液中Pb含量变的无差异；培养开始时与鸡粪等量重金属无机盐处理土壤溶液中Pb含量是鸡粪处理的327.3倍，培养60 d后，鸡粪处理与对应等量重金属无机盐处理的土壤溶液中Pb含量变的无明显差异.与培养开始时相比，培养180 d时，与猪粪等量重金属无机盐处理和与鸡粪等量重金属无机盐处理的土壤溶液中Pb含量分别降低了45%、85%.猪粪、鸡粪处理的土壤溶液中已检测不到Pb的存在.

表 2为水稻土壤上分别施用预培养不同时间的不同畜禽粪便有机肥和等量的对应重金属无机盐水稻生长60 d时地上部鲜重和干重.从表 2可以看出，预培养1到6个月的鸡粪处理及对照处理水稻地上部干重之间差异不显著，预培养2个月的鸡粪处理地上部干重高于无机盐处理和不预培养的处理.预培养不同时间的猪粪处理水稻地上部干重之间差异也不显著，但除不预培养的处理外均显著高于对照和无机盐处理.水稻地上部鲜重也有相似的规律，但不同处理间变化更大.虽然所有土壤上均施用了无机养分，但除个别不预培养的有机肥处理外，施用2种畜禽粪便有机肥处理水稻苗期地上部鲜重和干重都比重金属无机处理增加.表明有机肥的施用促进了水稻生长.相同重金属含量的土壤上，植物的生物量对重金属含量会产生影响，生物量增加会对植物体内重金属含量产生稀释效应，降低则会产生浓缩效应.本试验中水稻地上部干重除个别不预培养的有机肥处理外，其它不同有机肥处理间差异不显著，因此水稻体内重金属含量的差异可以反映其被植物吸收的能力和土壤中重金属的生物有效性差异.

表2(Table 2)

表2 施用不同畜禽粪便有机肥和等量重金属无机盐对水稻生物量的影响 Table 2 Effect of different manure treatments on the biomass of rice

表2 施用不同畜禽粪便有机肥和等量重金属无机盐对水稻生物量的影响 Table 2 Effect of different manure treatments on the biomass of rice g · pot-1 不同处理 与培养时间 鸡粪处理 猪粪处理 鲜重 干重 鲜重 干重 CK 11.3±1.6c 2.6±0.2ab 11.3±1.6b 2.6±0.2b 无机盐 14.1±1.5bc 2.5±0.4b 13.8±0.2b 2.7±0.1b 0个月 11.2±2.0c 1.8±0.3c 15.6±1.6ab 2.9±0.4ab 1个月 16.1±1.3ab 2.6±0.4ab 19.4±0.9a 3.1±0.1a 2个月 20.3±1.0a 3.3±0.3a 17.4±0.4a 3.3±0.1a 4个月 14.3±1.1b 2.6±0.7ab 15.3±1.2ab 3.1±0.3a 6个月 15.7±0.7ab 2.7±0.4ab 18.9±2.6a 3.4±0.1a   注：相同土壤、相同有机肥及对应无机盐比较，无共同字母表示差异达到显著性(α=0.05)，Different latter in the same treatment represent significant difference(α=0.05).

图 2是施用不同畜禽粪便有机肥并预培养不同时间处理和等量对应重金属无机盐处理水稻体内不同重金属含量变化.在生物量无显著差异条件下，水稻植株体内重金属含量的变化可以反映所施畜禽粪便有机肥中重金属生物有效性的高低.图 2a是不同畜禽粪便有机肥处理水稻体内Cu的含量变化，从图中可以看出，施用与畜禽粪便有机肥中重金属含量相同的水溶性重金属无机盐处理的水稻体内Cu含量最高，施用畜禽粪便有机肥后分别预培养0、1、2、4、6个月的处理，水稻体内Cu含量随有机肥预培养时间的延长呈现先升高然后下降到最低，之后又再升高的规律.在相同Cu施用量条件下，施用鸡粪后预培养不同时间的处理水稻体内Cu含量为对应无机盐处理的17%~55%，施用鸡粪预培养4个月的处理水稻体内Cu含量最低，仅相当于对应无机盐处理的17%，培养2个月的处理与4个月无显著差异，且均显著低于不是有机肥和重金属无机盐的对照；施用猪粪处理的水稻体内Cu含量分别是对应无机盐处理的28%~92%，施用猪粪预培养2个月的处理中水稻体内重金属含量最低，仅相当于对应无机盐处理的28%.这表明在水稻土上鸡粪和猪粪中Cu的生物有效性均小于等量Cu无机盐，施用后不同时间段生物有效性也存在显著差异，施用后2~4个月时2种有机肥中Cu的生物有效性最低.

图2(Fig.2)

图2 不同畜禽粪便有机肥处理对水稻吸收不同重金属的影响(同种有机肥不同预培养时间、对应无机盐以及对照之间比较，无共同字母表示差异达到显著性(α=0.05)) Fig.2 Effects of different manure treatments on heavy metals uptake by rice in paddy soil(Different letters in the same treatment represent significant difference(α=0.05))

图 2b是不同畜禽粪便有机肥处理水稻体内Zn的含量，从图中可以看出，施用与畜禽粪便有机肥中重金属含量相同的水溶性重金属无机盐处理的水稻体内Zn含量最高.施用鸡粪培养0、1、2、4、6个月的处理，水稻体内Zn含量随预培养时间延长呈现先降低后升高的规律，施用鸡粪预培养不同时间的处理水稻体内Zn含量是对应无机盐处理的20%~75%，在培养2个月时为最低值20%，培养2个月、空白对照和培养4个月的处理之间差异不显著；施用猪粪预培养处理的水稻体内Zn含量是对应无机盐处理的24%~39%，培养2个月的处理水稻体内Zn含量最低，仅是对应无机盐处理的24%.这表明在水稻土上鸡粪和猪粪中Zn的生物有效性也均小于等量Zn无机盐，施用后不同时间段生物有效性也存在显著差异，施用后2个月时鸡粪和猪粪中Zn的生物有效性最低.

图 2c是不同畜禽粪便有机肥处理水稻体内Cd的含量，从图中可以看出，与鸡粪等量重金属无机盐处理的水稻体内Cd含量与施用鸡粪并培养4、6个月的处理水稻体内含Cd量无明显差异，均显著高于其他处理.施用鸡粪不预培养的处理水稻体内Cd含量最低，仅相当于与对应无机盐处理的12%.施用鸡粪预培养4个月处理的水稻体内Cd含量最高；施用猪粪预培养不同时间的水稻体内 Cd含量是对应无机盐处理的17%~266%.施用猪粪不预培养的处理水稻体内Cd含量最低，仅相当于对应无机盐处理的约11%.对照、施用猪粪不预培养和培养2个月处理的水稻体内Cd含量无显著差异.施用猪粪预培养4和6个月的处理水稻体内Cd含量显著增加，预培养6个月处理中水稻体内Cd含量达到最高值.这表明，在水稻土上未培养的鸡粪和猪粪中Cd的生物有效性低于等量Cd无机盐，而培养6个月的鸡粪和猪粪中Cd的生物有效性高于等量Cd无机盐，施用后4、6个月时鸡粪中Cd的生物有效性最高，施用后6个月时猪粪中Cd的生物有效性最高.

图 2d是不同畜禽粪便有机肥处理水稻体内Pb的含量，从图中可以看出，施用与畜禽粪便有机肥中重金属含量相同的水溶性重金属无机盐处理的水稻体内Pb含量最高，显著高于其他处理.施用鸡粪预培养2个月处理水稻体内Pb含量最低，仅相当于对应无机盐处理的25%，施用鸡粪预培养不同时间的处理水稻体内Pb含量是与鸡粪等量重金属无机盐处理的25% ~67%.施用猪粪预培养0、1、2、4、6个月的处理，水稻体内Pb含量随预培养时间延长呈现先降低后升高的规律，施用猪粪预培养不同时间的水稻体内Pb含量为对应无机盐处理28%~72%，施用猪粪预培养4个月的处理水稻体内Pb含量最低，仅相当于对应无机盐处理的28%，施用猪粪预培养2个月处理水稻体内Pb含量也很低，与预培养4个月的无显著差异.这表明水稻土上鸡粪和猪粪中Pb的生物有效性均小于等量Pb无机盐，施用后不同时间段生物有效性也存在显著差异，施用后2个月时鸡粪中Pb的生物有效性最低，施用后4个月时猪粪中Pb的生物有效性最低.

土壤溶液中的重金属可以直接被植物吸收利用，其含量高低表示可被植物直接吸收的重金属的多少.重金属的无机盐施入水稻土后，其土壤溶液中重金属含量在培养初期远远高于对应等量重金属含量的畜禽粪便有机肥处理，这是因为畜禽粪便有机肥中重金属主要是以有机结合态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态等形式存在(王玉军等，2009)，水溶态所占比例很小.随着培养时间的延长，重金属无机盐处理土壤溶液中重金属含量及其生物有效性随时间延长而降低，是外源重金属在土壤中的重新分配即“老化”过程所致(McLaughlin，2001；Lock and Janssen， 2003).本试验培养期内，重金属无机盐处理的土壤溶液中Cu、Zn、Cd含量先是迅速降低，然后是缓慢下降，最终降至与对应畜禽粪便有机肥处理无明显差异.有研究表明，培养初期可交换Cu迅速减少，180 d后不再有明显变化，外源Cu由表面易提取形态逐渐向内转化生成难提取状态(周世伟，2007).外源可溶性重金属进入土壤后，先是向交换态和碳酸盐结合态转化，然后向铁锰氧化物结合态转化，最后转化为有机结合态等(莫争等，2002).畜禽粪便有机肥中重金属进入土壤后则不同，由于其本身所含水溶态重金属比例较小，培养初期土壤溶液中含量明显低于对应无机盐处理，之后缓慢降低或小幅波动性变化.这种平缓的变化是有机肥中重金属随有机肥矿化向土壤溶液中缓慢释放金属离子再“老化”的综合结果.不同培养时间的畜禽粪便有机肥处理水稻体内重金属含量普遍低于对应无机盐处理，这与土壤溶液中的规律一致，表明无机盐中重金属的生物有效性均高于不同施用时间段的畜禽粪便有机肥中重金属的生物有效性.不同形态重金属的植物有效性依次为水溶态>可交换态>有机络合态>>残渣态(钱进等，1995)，水溶性无机盐中重金属进入土壤后，经历“老化”过程，虽然水溶态含量下降，但转化生成的可交换态也可以被植物直接吸收利用，而因此在本试验中，虽然施用有机肥和对应重金属无机盐培养30~60 d后土壤溶液中重金属含量已无显著差异，但生物盆栽试验中无机盐处理水稻体内重金属含量仍是最高.

畜禽粪便有机肥中大部分的Cd、Cu、Zn是以有机结合态形式存在的，水溶态、交换态含量一般很低(Bolan et al., 2003a；Jackson and Bertsch， 2001).有研究发现，猪粪有机肥中Cu、Zn、Pb、Cd交换态分配系数分别为10.4%、0.30%、10.8%和2.50%，结合态的分配系数依次为30.36%、52.31%、26.8%%和54.2%(郑国砥等，2005).根据重金属被植物吸收的难易程度，通常将水溶态、交换态归为生物可利用形态，结合态归为潜在可利用形态，残渣态则为不可利用形态(雷鸣等，2007).图 2中，畜禽粪便有机肥处理的水稻体内的Cu、Zn、Pb含量均低于对应等量重金属无机盐处理，其中有机肥处理的水稻体内Cu、Zn、Pb含量仅相当于无机盐处理的17%~92%.

图 2a中施用畜禽粪便有机肥处理的水稻体内Cu含量除培养1个月外均低于不添加任何重金属的对照，表明施用有机肥还降低了原土壤中Cu的生物有效性；有研究也表明施用畜禽粪便有机肥后促进土壤对重金属离子的吸附和络合，降低了重金属的生物有效性(Bolan et al., 2003b).1 g厌氧发酵的消化粪便固体可以固定1.4 mmol Cu和0.6 mmol Zn，从而降低其移动性和生物可利用性(Artola et al., 2000).胡美玲等的小麦盆栽试验结果表明，施用1%、3%有机肥对Cu具有稳定化作用，降低其生物有效性，并且1%有机肥的稳定化作用最显著，本试验施用2%有机肥介于中间(胡美玲等，2012).但也有一些研究结果与之相反，长期施用猪厩肥明显提高了稻田土壤Zn、Cu和Cd有效性，高量有机肥处理下的土壤Zn、Cu和Cd有效态比对照增加了87.3%、65.8%和41.4%，但对土壤Pb影响较小(王开峰等，2008).研究结论不同的原因可能是有机肥施用量以及施用时间长短不同，畜禽粪便本身含有大量重金属，其施入改变了土壤重金属的形态分配(L′Herroux et al., 1997；Irshad et al., 2013)，适量施用畜禽粪便有机肥一定程度上可以降低重金属污染土壤中Cu的生物有效性，这主要是因为有机质含量较高的有机肥能够提供—OH和—COOH官能团，同时有机肥中还含有难分解的有机物质和不易氧化的硫化物，可以增加Cu的结合位点，使Cu形成不易溶解和移动的稳定络合体.

施用有机肥处理水稻体内的重金属含量随培养时间变化变化规律是先升高然后降低再升高，且培养2个月处理的有机肥中Cu、Zn、Cd、Pb的生物有效性最低，仅相当于等量重金属无机盐处理的13%~30%.这主要是因为有机肥进入土壤后在微生物的作用下经历矿化过程和腐殖化过程所致.矿化过程中有机质快速分解成小分子物质，有机结合态重金属转化为游离态，使得土壤中重金属生物有效性增加；腐殖化过程中部分分解产物又缩聚为大分子腐殖质，对重金属有强烈的吸附和鳌合作用，因此在施用后2个月左右重金属的生物有效性降到最低；随着预培养时间的继续延长，被吸附的重金属又发生解吸或有机肥矿化，重金属离子又逐渐释放到土壤中，提高了重金属的生物有效性.施肥时间不同会影响有机肥中重金属生物有效性.有研究表明，施用有机肥后土壤有效Zn含量在培养初期下降然后回升，后期变化平缓(赵明等，2007).

1)水稻土施用鸡粪、猪粪和对应含等量水溶性重金属的无机盐后，初期无机盐处理的土壤溶液中重金属含量显著高于对应畜禽粪便有机肥处理，无机盐处理土壤溶液中Cu、Zn、Cd、Pb的含量分别是鸡粪处理的2.4倍、3.1倍、3.9倍、327.3倍；是猪粪处理的2.0倍、2.2倍、15.6倍、4倍.施用后30~60 d内无机盐处理土壤溶液中4种重金属含量迅速下降，60 d后土壤溶液中4种重金属含量及变化规律畜禽粪便有机肥处理与对应无机盐处理之间已无显著差异.

2)水稻土施用鸡粪和猪粪后6个月内，畜禽粪便有机肥中Cu、Zn、Pb的生物有效性均显著低于等量重金属无机盐.猪粪中Cd的生物有效性前2个月显著低于Cd无机盐，4个月和6个月时与Cd无机盐无差异；鸡粪中Cd的生物有效性前4个月低于Cd无机盐，6个月时高于Cd无机盐.

3)水稻土施用鸡粪和猪粪后的不同时间段，畜禽粪便有机肥中Cu、Zn、Cd、Pb的生物有效性存在显著差异.在施用后6个月时间内呈现先升高后降低再升高规律，施用后2个月时生物有效性最低.畜禽粪便有机肥处理水稻体内Cu、Zn、Cd、Pb含量仅相当于等量重金属无机盐处理的13.0%~30.0%.