王 振

（黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院畜牧獸醫(yī)分院，黑龍江 齊齊哈爾 161000）

隨著動(dòng)物源性食品消費(fèi)比例的不斷提高，畜牧業(yè)規(guī)?；?、集約化程度還將繼續(xù)擴(kuò)大［1］。2020 年我國(guó)畜禽糞便年產(chǎn)生量超30 億t［2］，成為重要的農(nóng)業(yè)污染源。 面對(duì)畜牧業(yè)產(chǎn)能提高的需求和日益嚴(yán)峻的畜禽糞污污染之間的矛盾， 畜禽糞污資源化利用得到了研究人員的廣泛關(guān)注［3-5］。 利用畜禽糞便含有豐富營(yíng)養(yǎng)元素的特點(diǎn)，將糞便作為有機(jī)肥原料還田利用，成為資源化利用的主流手段［6-8］。

牛糞含有豐富的有機(jī)質(zhì)及多種植物必需的營(yíng)養(yǎng)元素，有機(jī)質(zhì)含量66.2%，全氮含量1.7%、全磷含量0.78%、全鉀含量0.98%［9］。 雖然牛糞的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)含量較其他畜禽糞便低，但其產(chǎn)量高、質(zhì)地細(xì)密、粗纖維含量較高，制成的牛糞有機(jī)肥具有改善土壤結(jié)構(gòu)的作用，并且具有緩釋的特點(diǎn)，因此，肥料化利用潛力巨大［10］。 值得注意的是，部分養(yǎng)殖場(chǎng)缺乏科學(xué)的飼喂指導(dǎo)，飼料中的過(guò)量重金屬會(huì)通過(guò)糞便進(jìn)入環(huán)境， 長(zhǎng)期施用重金屬含量較高的牛糞有機(jī)肥可能加劇土壤及農(nóng)作物中重金屬的富集風(fēng)險(xiǎn)［11-12］。

該研究采用盆栽試驗(yàn)， 以肉牛糞便為供試材料，以青貯玉米為試驗(yàn)植物，將牛糞有機(jī)肥和化肥按不同比例配施，通過(guò)檢測(cè)土壤中重金屬銅（Cu）、鋅（Zn）總質(zhì)量分?jǐn)?shù)及各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)，并計(jì)算不同形態(tài)重金屬的分配率，探尋合適的配施比例，同時(shí)通過(guò)測(cè)定玉米不同部位Cu、Zn 含量， 探討其在玉米體內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)和富集特征， 旨在為兼顧充分利用牛糞有機(jī)肥和避免重金屬富集提供試驗(yàn)依據(jù)和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

盆栽試驗(yàn)于黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院畜牧獸醫(yī)分院富拉爾基科研基地進(jìn)行，試驗(yàn)時(shí)間為2022 年5月至10 月，供試土壤為東北黑土，采自科研基地試驗(yàn)田，試驗(yàn)土壤養(yǎng)分見(jiàn)表1；供試牛糞采自科研基地附近牛場(chǎng)，試驗(yàn)前經(jīng)過(guò)充分好氧堆肥處理，牛糞有機(jī)肥pH 值為7.12，全氮含量為1.60%，全碳含量為41.83%，Zn 含量為226.22 mg/kg，Cu 含量為115.52 mg/kg；供試化肥為分析純的尿素、磷酸二銨和氯化鉀配成的營(yíng)養(yǎng)液； 供試青貯玉米品種為龍育8 號(hào)。

表1 土壤基礎(chǔ)養(yǎng)分

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)及分析測(cè)試方法

試驗(yàn)共設(shè)5 個(gè)處理，每個(gè)處理重復(fù)3 次，試驗(yàn)盆栽每桶（33 cm×27 cm×25 cm）裝入風(fēng)干土15 kg，充分澆水，穩(wěn)定10 d 后備用。 處理1 為空白對(duì)照，即不施肥（CK）；處理2 為單施牛糞有機(jī)肥（CD），施入牛糞有機(jī)肥量為287.50 g，牛糞有機(jī)肥全氮含量為1.6%，施入量折合氮后為4.60 g；處理3 為單施化肥（CF），尿素施入量折合氮后為4.60 g；處理4 為牛糞有機(jī)肥和化肥提供氮的比例按照1∶1 配施（DF1），牛糞有機(jī)肥和化肥施入量折合氮后合計(jì)為4.60 g（各2.30 g）；處理5 在處理4 的基礎(chǔ)上過(guò)量施入牛糞有機(jī)肥（DF2），共施入氮6.90 g，牛糞有機(jī)肥提供4.60 g，化肥提供2.30 g，牛糞有機(jī)肥和化肥提供氮的比例為2∶1， 具體配施處理見(jiàn)表2。 每個(gè)處理將物料均勻混合后裝盆種植玉米，每個(gè)處理種3 粒種子，間苗后每個(gè)處理留1 株幼苗，定期澆水，管理方式與大田相同，收獲期采集土壤樣品和植株樣品。

表2 配施處理 單位：g

玉米植株分為土地留存部分 （land retained portion，RP）和青貯部分（silage portion，SP），洗凈后分別裝入紙質(zhì)信封，置于105 ℃烘箱內(nèi)殺青30 min，再調(diào)節(jié)溫度至65 ℃，烘至恒重并稱重、保存?zhèn)溆?。植株各部位Cu、Zn 含量采用HNO3-HClO4體系消化，土壤樣品風(fēng)干后參考BCR 提取法［13-14］提取不同形態(tài)重金屬，即有效態(tài)（可交換態(tài)、還原態(tài)）、氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)，Cu、Zn 含量參考火焰原子吸收分光光度法［15］測(cè)定重金屬Zn、Cu 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)及不同形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)，并計(jì)算各形態(tài)重金屬的分配率；土壤有機(jī)碳（SOC）含量采用重鉻酸鉀氧化-分光光度法測(cè)定［16］； 新鮮土壤樣品pH 值利用pH 計(jì)（PHS-3C）測(cè)定，浸提水土比例為10∶1（V/M），化驗(yàn)所得數(shù)據(jù)通過(guò)WPS 進(jìn)行錄入整理，通過(guò)SPSS 22.0和OriginPro 2021 等軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析、線性擬合和圖表繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同配施處理對(duì)土壤重金屬Cu 各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)及分配率的影響

表3 為不同施肥處理對(duì)土壤中重金屬Cu 各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響。由表3 可知，單獨(dú)施用牛糞有機(jī)肥會(huì)顯著（P＜0.05）增加Cu 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)，單獨(dú)施用化肥以及牛糞有機(jī)肥和化肥配施可以顯著（P＜0.05）降低Cu 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)，但隨著牛糞有機(jī)肥配施比例的提高，Cu 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著 （P＜0.05）上升。 從Cu 的各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)看，施肥可以顯著（P＜0.05）降低殘?jiān)鼞B(tài)Cu 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，化肥和牛糞有機(jī)肥配施對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)Cu 的降低效果更佳；可交換態(tài)Cu 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)會(huì)因?yàn)槭┯门＜S有機(jī)肥而顯著（P＜0.05）上升，單施化肥使可交換態(tài)Cu 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著（P＜0.05）下降；單獨(dú)施用牛糞有機(jī)肥會(huì)導(dǎo)致氧化態(tài)Cu 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著（P＜0.05）上升，化肥和牛糞有機(jī)肥配施可以顯著（P＜0.05）降低氧化態(tài)Cu 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)； 施用牛糞有機(jī)肥后還原態(tài)Cu 有上升趨勢(shì)，CD、DF2 處理還原態(tài)Cu 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著（P＜0.05）高于CK 處理，CK、CF 和DF1 處理還原態(tài)Cu 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異不顯著（P＞0.05）。

表3 不同施肥處理對(duì)土壤中重金屬Cu 各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響 單位：mg/kg

圖1 所示為不同處理下土壤中Cu 各形態(tài)的分配率。 從圖1 中可以看出，對(duì)于重金屬Cu，殘?jiān)鼞B(tài)在CK 處理中占比最高， 為55.81%；CF 處理對(duì)土壤中Cu 各形態(tài)分配率的影響不大，殘?jiān)鼞B(tài)占比最大，為52.78%，還原態(tài)略有上升；施用牛糞有機(jī)肥的處理均能降低殘?jiān)鼞B(tài)Cu 的占比，CD 和DF1處理降低幅度較小，DF2 處理降低幅度最大，降低至25.79%；從分配率的變化趨勢(shì)看，施用牛糞有機(jī)肥可以促進(jìn)殘?jiān)鼞B(tài)Cu 向可交換態(tài)轉(zhuǎn)化， 與CK處理相比，CD 和DF1 處理可交換態(tài)Cu 分配率從15.86%分別提高至28.12%、28.13%，DF2 處理提高幅度最大，提高至42.02%。

圖1 不同施肥處理對(duì)土壤中Cu 各形態(tài)分配率的影響

2.2 不同配施處理對(duì)土壤重金屬Zn 各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)及分配率的影響

表4 為不同施肥處理對(duì)土壤中重金屬Zn 各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響。 由表4 可知，從Zn 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)看，施肥可以顯著（P＜0.05）降低Zn 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)，與單獨(dú)施用化肥或牛糞有機(jī)肥相比，化肥和牛糞有機(jī)肥配施使Zn 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低更多，達(dá)到顯著水平（P＜0.05）；但隨著牛糞有機(jī)肥施用量的提升，Zn 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)也隨之上升， 單獨(dú)施用化肥較單獨(dú)施用牛糞有機(jī)肥使Zn 的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低更多，達(dá)到顯著水平（P＜0.05）。 從Zn 的各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)看，施肥可以顯著（P＜0.05）降低殘?jiān)鼞B(tài)Zn 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，且配施處理（DF1、DF2）的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著 （P＜0.05） 低于單獨(dú)施肥處理（CD、CF）， 與此同時(shí)在DF1、DF2 處理中隨著牛糞有機(jī)肥施用量的上升，殘?jiān)鼞B(tài)Zn 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨之顯著（P＜0.05）下降；還原態(tài)Zn 與殘?jiān)鼞B(tài)Zn 均因施肥處理質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著（P＜0.05）下降，與殘?jiān)鼞B(tài)Zn 質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化趨勢(shì)不同的是單獨(dú)施用化肥還原態(tài)Zn 質(zhì)量分?jǐn)?shù)下降最多，達(dá)到顯著水平（P＜0.05）；氧化態(tài)Zn 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)會(huì)因配施而下降，但單施牛糞有機(jī)肥使氧化態(tài)Zn 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著 （P＜0.05）上升； 可交換態(tài)Zn 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)會(huì)因配施而上升，達(dá)到顯著水平（P＜0.05），單施牛糞有機(jī)肥同樣會(huì)使可交換態(tài)Zn 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著（P＜0.05）上升。

表4 不同施肥處理對(duì)土壤中重金屬Zn 各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響 單位：mg/kg

由圖2 可知，CK 處理中，重金屬Zn 的可交換態(tài)和還原態(tài)的分配率與重金屬Cu 相比有所提高，殘?jiān)鼞B(tài)和氧化態(tài)的分配率與重金屬Cu 相比有所降低，氧化態(tài)Zn 的分配率最低，占比為4.69%；CF處理對(duì)土壤中Zn 殘?jiān)鼞B(tài)分配率的影響不大，其殘?jiān)鼞B(tài)占比最大， 從CK 處理的53.40%提高為59.43%， 但CF 處理還原態(tài)Zn 的分配率明顯下降，轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)，可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的占比較CK 處理分別提升了7.53 個(gè)百分點(diǎn)和6.03 個(gè)百分點(diǎn)；根據(jù)CF、DF1 和DF2 處理可知，不同于殘?jiān)鼞B(tài)Cu 主要轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)的變化趨勢(shì)，施用牛糞有機(jī)肥使得殘?jiān)鼞B(tài)Zn 主要轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)Zn 和還原態(tài)Zn；從分配率的變化趨勢(shì)看，殘?jiān)鼞B(tài)和可交換態(tài)的變化趨勢(shì)與Cu 的形態(tài)變化類似，CD 和DF1 處理與CK 處理相比， 殘?jiān)鼞B(tài)Zn分配率從53.40%分別降低至39.27%、38.40%，DF2 處理變化幅度最大，從CK 處理的53.40%降低至24.33%。

圖2 不同施肥處理對(duì)土壤中Zn 各形態(tài)分配率的影響

2.3 土壤理化性質(zhì)與Cu、Zn 有效態(tài)的相關(guān)性

圖3 所示為不同處理下重金屬Cu、Zn 有效態(tài)分配率和土壤pH 值、有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的線性擬合曲線。從圖3 可以看出，土壤有機(jī)碳的質(zhì)量分?jǐn)?shù)與重金屬有效態(tài)分配率正相關(guān)，CK 處理有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低， 為12.5 mg/kg，DF2 處理有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)較CK 處理提高了38.4%，為17.3 mg/kg，從Cu和Zn 的線性擬合方程可知（Cu 有效態(tài)分配率=-47.87+5.94×SOC，R2adj=89.86%，P＜0.01；Zn 有效態(tài)分配率=-39.59+6.06×SOC，R2adj=78.67%，P＜0.05），土壤中重金屬Cu、Zn 的有效態(tài)與有機(jī)碳的相關(guān)性分別為極顯著和顯著。Cu、Zn 與土壤pH 值的線性擬合方程可知可看出，Cu 有效態(tài)分配率=-296.24+48.81×pH，R2adj=43.03%，P＞0.05；Zn 有效態(tài) 分 配 率=-453.15+70.33×pH，R2adj=83.24%，P ＜0.05， 土壤中重金屬Zn 的有效態(tài)與pH 值的相關(guān)性顯著，重金屬Cu 的有效態(tài)與pH 值的相關(guān)性不顯著（P＞0.05）。

圖3 土壤SOC 質(zhì)量分?jǐn)?shù)、pH 值與Cu、Zn 有效態(tài)分配率的線性擬合曲線

2.4 不同配施處理對(duì)青貯玉米不同部位Cu、Zn含量的影響

由表5 可知，CF 處理青貯玉米R(shí)P、SP 中Cu含量與CK 處理相比差異不顯著（P＞0.05），其他施肥處理與CK 處理相比均顯著（P＜0.05）提高了玉米R(shí)P、SP 中Cu、Zn 的含量。 CD 處理下玉米R(shí)P、SP 中Cu 的含量較CK 處理分別提高了67.03%（P＜0.05）、45.50%（P＜0.05），顯著（P＜0.05）高于CF處理，顯著（P＜0.05）低于DF2 處理，與DF1 處理差異不顯著（P＞0.05）；DF2 處理中玉米R(shí)P、SP 中Cu 的含量最高， 較CK 處理分別提高了115.38%（P＜0.05）、86.86%（P＜0.05）。 玉米R(shí)P、SP 中Zn 的富集趨勢(shì)與Cu 類似，施用牛糞有機(jī)肥會(huì)顯著（P＜0.05）提高玉米植株內(nèi)的Zn 含量，CD 處理和DF1處理之間差異不顯著（P＞0.05）；不同的是CF 處理較CK 處理玉米R(shí)P、SP 中Zn 的含量分別提高了17.05%、13.54%，差異均達(dá)到顯著（P＜0.05）水平；DF2 處理RP、SP 中Zn 的含量較DF1 處理分別提高了4.94%、15.55%，兩個(gè)處理RP 中Zn 的含量差異不顯著（P＞0.05），SP 中差異顯著（P＜0.05），可知在有機(jī)肥過(guò)量施用時(shí)Zn 會(huì)向SP 中富集。

表5 不同施肥處理對(duì)青貯玉米不同部位Cu、Zn 含量的影響 單位：mg/kg

3 討論

土壤中的重金屬對(duì)于植物來(lái)說(shuō)可作為酶催化劑，是植物所必需的營(yíng)養(yǎng)元素，但土壤中存在過(guò)量的重金屬就會(huì)限制植物的正常生長(zhǎng)、發(fā)育和繁衍，而重金屬總量主要反映其潛在危害， 其危害大小主要取決于重金屬各形態(tài)的含量和分配率。 土壤中重金屬的形態(tài)分布受許多因素的影響［17］，包括重金屬本身特性、 土壤質(zhì)地和組成、pH 值、 有機(jī)質(zhì)、陽(yáng)離子交換量及人為因素等。丁疆華等［18］發(fā)現(xiàn)鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與土壤有機(jī)質(zhì)的含量呈顯著正相關(guān)，劉霞等［19］也發(fā)現(xiàn)重金屬的碳酸鹽結(jié)合態(tài)隨土壤有機(jī)質(zhì)含量的增加呈現(xiàn)降低趨勢(shì)，牛糞中含有大量的不易分解的有機(jī)碳［20］，提供了大量的重金屬吸附點(diǎn)位， 降低土壤中重金屬的活性，但李曉寧等［21］認(rèn)為有機(jī)碳的增加有利于土壤腐殖質(zhì)含量的提高， 同時(shí)改善了土壤的理化性質(zhì)， 使得重金屬的活化作用優(yōu)先于有機(jī)碳的吸附和絡(luò)合，這與該文的研究結(jié)果相一致，與此同時(shí)，韓春梅等［22］認(rèn)為在土壤類型相同的前提下，重金屬的形態(tài)分布受重金屬總量的影響顯著，楊潞［23］發(fā)現(xiàn)重金屬總量與殘?jiān)鼞B(tài)Cu、 還原態(tài)Zn 及氧化態(tài)Zn 呈極顯著正相關(guān)，對(duì)于重金屬Zn、Cu 這類活潑元素而言，其活性形態(tài)隨重金屬的增加而增加，結(jié)合表3、表4 中重金屬總質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化，也可解釋該試驗(yàn)牛糞有機(jī)肥的施用使重金屬Cu、Zn 被活化的現(xiàn)象。

土壤pH 值是土壤理化性質(zhì)的綜合反映，影響土壤表面的吸附穩(wěn)定性、 土壤重金屬的形態(tài)分布等。王洋等［24］發(fā)現(xiàn)，隨著土壤中pH 值的增大，可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)減小，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)增大。 鐘曉蘭等［25］發(fā)現(xiàn)土壤pH 值和有機(jī)質(zhì)會(huì)顯著影響土壤重金屬的形態(tài)分布。劉霞等［26］研究發(fā)現(xiàn)，土壤重金屬碳酸鹽結(jié)合態(tài)、 鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)重金屬含量隨pH 值的增大而增大。 由此可見(jiàn)，pH值對(duì)土壤重金屬活性的影響較為復(fù)雜， 生物活性較高的可交換態(tài)和還原態(tài)、 較穩(wěn)定的氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)均隨著pH 值的變化而變化。 該文中重金屬Zn 與pH 值正相關(guān)，結(jié)合圖3 中DF2 處理土壤pH為7.41（在所有處理中pH 值最高）的情況分析，在該試驗(yàn)條件下，牛糞有機(jī)肥的施入使得土壤pH 值顯著提高， 土壤膠體表面氫氧根離子的濃度顯著提高［27］，加劇了對(duì)Zn2+、Cu2+的吸附，而銅與pH 值的相關(guān)性較差，可能是因?yàn)閺牡蚿H 值開(kāi)始，吸附作用隨著pH 值的升高而增強(qiáng)，到達(dá)最大值后，吸附作用逐漸減弱而解吸作用逐漸增強(qiáng)［28］。

牛糞復(fù)雜的成分在改善土壤理化性質(zhì)、 促進(jìn)青貯玉米產(chǎn)量的同時(shí)， 還會(huì)導(dǎo)致土壤中重金屬總量的增加，進(jìn)而影響青貯玉米中重金屬的含量，當(dāng)青貯玉米作為飼料應(yīng)用于養(yǎng)殖業(yè)時(shí)就會(huì)產(chǎn)生安全隱患， 故關(guān)注施用牛糞有機(jī)肥后土壤中重金屬的形態(tài)變化及青貯玉米中重金屬的富集， 對(duì)牛糞有機(jī)肥的合理施用至關(guān)重要。 牛糞有機(jī)肥的施用使得青貯玉米不同部位吸收Cu、Zn 的含量增加，CD處理中RP 和SP 中Cu、Zn 含量均顯著 （P＜0.05）高于CF 處理，這是因?yàn)橥寥乐蠧D 處理的可交換態(tài)、還原態(tài)Cu 和Zn 的含量均顯著（P＜0.05）高于CF 處理（見(jiàn)表3、表4），而土壤中有效態(tài)的重金屬更容易被作物吸收。 從DF1 處理和DF2 處理的試驗(yàn)結(jié)果可知，當(dāng)牛糞有機(jī)肥與化肥配施時(shí)，增加牛糞有機(jī)肥施用量可顯著（P＜0.05）增加青貯玉米SP部位中Cu、Zn 的含量，提高重金屬富集風(fēng)險(xiǎn)。 陳璐等［20］探討了牛糞有機(jī)肥與化肥配施對(duì)土壤中Cd 形態(tài)及玉米吸收Cd 的影響， 試驗(yàn)結(jié)果表明有機(jī)肥的施用降低了土壤中可交換態(tài)Cd 的含量，進(jìn)而降低了玉米對(duì)Cd 的富集能力，這與該文研究結(jié)果不一致，這說(shuō)明不同重金屬性質(zhì)不同，在土壤-農(nóng)作物生態(tài)系統(tǒng)的運(yùn)轉(zhuǎn)也不同。

4 結(jié)論

控制牛糞有機(jī)肥的施用量，選擇和化肥配施，可以提高土壤肥力，改善土壤的結(jié)構(gòu)，但過(guò)量施用會(huì)促進(jìn)殘?jiān)鼞B(tài)向其他形態(tài)轉(zhuǎn)化， 加劇重金屬Cu、Zn 的活化，因此施用牛糞有機(jī)肥時(shí)應(yīng)嚴(yán)格遵循測(cè)土配方算出的實(shí)際需求量，避免過(guò)量施用，以降低土壤環(huán)境的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。同時(shí)，由于重金屬的活化，土壤中的Cu、Zn 更易被青貯玉米吸收利用，顯著增加了SP、RP 部位中Cu、Zn 的含量，故當(dāng)青貯玉米作為飼料用于養(yǎng)殖業(yè)時(shí)應(yīng)嚴(yán)格檢測(cè)其重金屬含量，平衡畜禽所需營(yíng)養(yǎng)成分，降低潛在風(fēng)險(xiǎn)，以達(dá)到科學(xué)養(yǎng)殖的目的。