長期定位施肥下設施土壤重金屬積累及生態(tài)風險的研究

沃惜慧，楊麗娟，曹庭悅，李 軍

（沈陽農業(yè)大學土地與環(huán)境學院，沈陽 110866）

設施農業(yè)是我國農業(yè)發(fā)展中的重點。至2002年，我國已是世界第一大設施農業(yè)國[1]。2013年，我國設施蔬菜種植面積和總產量分別占蔬菜種植面積的18%和蔬菜總產量的34%以上[2]。設施土壤的環(huán)境質量會直接影響設施蔬菜作物的品質與產量。而長年作物連作及長期大量肥料投入，導致設施土壤質量下降、土壤結構退化等問題。張玥琪等[3]研究表明施用雞糞、稻草和石灰可促進設施土壤中＞0.25 mm團聚體的形成，增加土壤全碳含量，提高團聚體的穩(wěn)定性，有效緩解土壤結構退化與土壤富營養(yǎng)化。而雞糞、稻草與K2SO4的施用可提高土壤微生物功能多樣性，降低土壤酚酸類物質含量，減緩連作障礙[4]。但同時畜禽糞便的施用是農田土壤重金屬污染的主要來源之一[5]。畜禽飼料中通常存在Cu、Zn等重金屬添加劑，而重金屬不易被畜禽吸收，大部分都隨畜禽糞便排出[6]。我國雞糞、豬糞、羊糞、牛糞中均存在重金屬元素超標[7]。秸稈還田雖可有效增加土壤中有機質及微量元素的含量[8-9]，但秸稈中富集的重金屬會重新釋放到土壤中[10]，且其還田初期可活化土壤中重金屬[11-12]。有研究發(fā)現(xiàn)長期秸稈還田與施用豬糞會導致土壤Cd、Cu、Zn全量與有效態(tài)含量的增加[13-14]。因此在向設施土壤中施入不同物質改善土壤的同時，可能會產生土壤重金屬積累甚至超標的問題。

許多學者都對長期施肥條件下大田土壤的重金屬積累問題開展了研究。有研究表明化肥與有機肥長期配施可增加土壤重金屬含量，有污染土壤的風險[15-28]。有研究發(fā)現(xiàn)長期施用化肥對土壤重金屬的影響不明顯，而長期施用有機肥后土壤中重金屬含量增加[19]。目前對設施土壤這方面的研究還不多，因此本文將針對長期定位施肥的設施土壤，分析在長期不同施肥處理下改良土壤的同時，設施土壤中重金屬的含量與污染狀況，進行土壤重金屬污染評價及潛在生態(tài)風險評價。旨在為設施農業(yè)的安全生產與可持續(xù)發(fā)展提供一定的參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗設計

本研究的供試土樣于2016年11月采自沈陽農業(yè)大學溫室番茄長期施肥定位試驗基地（建于2009年），2009年該土壤理化性質如表1所示。該長期定位施肥試驗共設10種處理，如表2所示，每一處理設3次重復。除CK外，其余處理都根據(jù)遼寧省保護地生產常規(guī)用量施入等量復合肥。秸稈切成約3 cm長度，與生石灰、雞糞、40%復合肥在番茄定植前一個月作為基肥均勻翻入20 cm耕層以下。剩余的60%復合肥分別于番茄定植后30、60 d等量追施。雞糞、生石灰、K2SO4與復合肥每年分別購自同一廠家，秸稈為沈陽農業(yè)大學水稻試驗田自然風干的水稻秸稈。各物料的養(yǎng)分含量與重金屬含量如表3所示。

表1 供試土壤基本理化性質Table 1 Basic physical and chemical properties of the tested soil

表2 試驗處理及其肥料施用量Table 2 Test treatments and fertilizer application rate

1.2 分析方法

1.2.1樣品分析

1.2.2 土壤重金屬污染評價方法

本文采用了單因子污染指數(shù)法和內梅羅綜合污染指數(shù)法，對土壤重金屬污染程度進行了評價。計算公式分別如下：

本文選取《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）中的農用地土壤污染風險管控標準（以下簡稱為篩選值）作為基準值，如表4所示。Pi＜1表示土壤未受該評價因子污染，Pi＞1表示該土壤受到該評價因子的污染，且Pi值越大，污染越嚴重。P綜合≤0.7，土壤污染等級為安全級，0.7＜P綜合≤1.0，為警戒級；1.0＜P綜合≤2.0，土壤輕度污染；2.0＜P綜合≤3.0，土壤中度污染；P綜合＞3.0，土壤重度污染。

1.2.3 土壤重金屬風險評價方法

本文采用瑞典科學家Hakanson提出的潛在生態(tài)風險指數(shù)法[20]（The potential ecological risk index，RI）對設施土壤進行重金屬風險評價，計算公式如下：

式中：Eir為評價區(qū)域土壤中某一污染物的潛在生態(tài)危害指數(shù)；Tri為評價區(qū)域內某一污染物的毒性響應系數(shù)（Zn=1，Cr=2，Cu=Ni=Pb=5，Cd=30[21]）；Cir為污染物的污染系數(shù)；RI為評價區(qū)域土壤的潛在生態(tài)危害指數(shù)；Ci測為污染物的實測濃度，mg·kg-1；Cin為該元素的評價標準，本文采用篩選值作為評價標準。

由于污染物潛在生態(tài)風險評價的分級標準與所研究的污染物的種類和數(shù)量密切相關，而本文研究涉及的污染物種類、數(shù)量與Hakanson當年的研究不盡相同，因此參考Fernández等[22]、徐姍楠等[23]、張倩等[24]及其他文獻[25-27]中的方法對Eir和RI的分級標準進行了適當?shù)恼{整，本文的分級標準如表5所示。

觀察組中檢出24例,診斷率為96.0%;對照組中檢出19例,診斷率為76.0%,組間計算x2值為8.996,P值為0.001,觀察組顯著高于對照組,P<0.05,差異有統(tǒng)計學意義。

1.2.4土壤重金屬積累速率計算

土壤中重金屬元素含量的積累速率的計算參考李戀卿等[28]研究中的計算方法：

k=(Ct-C0)/t

式中：k為土壤中重金屬元素的積累速率，mg·kg-1·a-1；Ct為t時間的土壤環(huán)境重金屬元素的含量，mg·kg-1；C0為背景含量或變化起始時含量，mg·kg-1，本文以CK值作為起始值；t為經歷的時間，a。同時利用土壤重金屬積累速率預測未來該土壤中重金屬的含量。

表3 肥料中重金屬含量與養(yǎng)分含量Table 3 Heavy metal and nutrient content in fertilizer

表4 《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）（mg·kg-1）Table 4 Soil environmental quality risk control standard for soil contamination of agricultural land（GB 15618—2018）（mg·kg-1）

1.3 數(shù)據(jù)處理

本文采用Excel 2010與SPSS 18.0對數(shù)據(jù)進行整理與處理。

2 結果與分析

2.1 長期定位施肥土壤中重金屬含量分析

如表6所示，雞糞、秸稈、K2SO4與生石灰不同組合施入后，土壤中6種重金屬含量較CK處理，均有不同程度的增加，且Cd、Pb、Zn含量在9種處理下較CK均顯著增加。但除Cd以外的5種重金屬含量在10種處理下均未超出《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）中相應的農用地土壤污染風險篩選值。而Cd含量僅在CK處理下未超出該標準值，其他9種處理下土壤中Cd含量均超出該標準值。說明本試驗中，雞糞、秸稈、K2SO4與生石灰不同組合的長期施入對設施土壤中Cd元素含量影響較大。

除MRKCa處理外，其余9種處理中，土壤中Cr、Cu、Ni、Pb與Zn含量均為在MR處理下最高，并且MR處理下土壤中6種重金屬含量均高于M與R處理。說明本研究中，雞糞與秸稈同時施入對土壤中重金屬積累的影響較大。MCa處理下土壤中各重金屬含量較M處理均變化不大，說明本試驗中在施入雞糞的基礎上，單獨施入生石灰對土壤中重金屬含量的影響并不顯著。MRKCa處理較MRK處理，土壤中Cd、Cr、Ni、Pb、Zn均有所增加，其中Cr達到顯著水平。而MRCa處理下，土壤中各重金屬含量較MR處理均有所減少，其中Ni、Pb達到顯著水平。MK處理下，土壤中除Pb外其他5種重金屬含量較M處理均有小幅增加。MRK處理下，土壤中各重金屬含量較MK處理均有所增加。這可能是因為秸稈的加入增加了土壤中重金屬的含量。而該處理下，土壤中除Cd以外的重金屬含量較MR處理均有不同程度的減少。

土壤重金屬積累速率計算結果如表7所示，同時根據(jù)該積累速率計算10年及20年后該設施土壤中重金屬的含量，結果如表8所示。由表可知，Cu、Ni、Pb的積累速率在MR處理下最大，Cd、Cr、Zn的積累速率在MRKCa處理下最大。10年及20年后，該設施土壤中Cr、Cu、Ni、Pb含量均遠低于標準值。而由上文分析可知，當前各處理下土壤中Cd含量均已不同程度超標，未來20年各處理下土壤Cd的積累及污染情況將更為嚴重。另外，在MRKCa處理下，土壤中Zn的積累速率達到最高的6.74 mg·kg-1·a-1。按該速率計算，20年后該處理下的土壤Zn含量便將超標，同時MR處理下的土壤Zn含量也將逼近標準值。

表5 本研究Eir與RI的分級標準Table 5 The grading standard ofEirand RI in this study

表6 長期定位施肥土壤中重金屬含量（mg·kg-1）Table 6 Heavy metal content in the long-term located fertilization soil（mg·kg-1）

表7 不同施肥方式設施土壤重金屬積累速率（mg·kg-1·a-1）Table 7 Accumulation rate of heavy metals in soils with different treatments（mg·kg-1·a-1）

表8 10年與20年后各處理下土壤重金屬含量（mg·kg-1）Table 8 Heavy metal content under different treatments after 10 years and 20 years（mg·kg-1）

2.2 長期定位施肥土壤中重金屬污染指數(shù)評價

如表9所示，由單因子污染指數(shù)評價結果可知，土壤Cd僅在CK處理下無污染，其他處理下均有不同程度的污染，其中MRKCa處理下污染指數(shù)最大，為1.25，污染最嚴重。而其他5種重金屬在各處理下均無污染。由內梅羅綜合污染指數(shù)評價結果可知，僅在CK處理下，土壤達到安全級，土壤為清潔。其他9種處理下土壤均為警戒級，土壤尚且清潔，其中MRKCa處理下土壤的綜合污染指數(shù)最大。

由表10可知，10年及20年后土壤Cd污染將更為嚴重。另外，20年后MRKCa處理下的土壤Zn也將處于污染狀態(tài)。其余元素在各處理下均仍未產生污染。由內梅羅綜合污染指數(shù)可知，10年后各處理下設施土壤均將具有輕度污染，20年后MRKCa處理下的設施土壤將達到中度污染。

2.3 長期定位施肥土壤重金屬生態(tài)風險評價

由土壤重金屬潛在生態(tài)風險評價結果可知（表11），Cr、Cu、Ni、Pb、Zn的單項污染風險均較為微弱，目前產生的生態(tài)危害較小。而Cd僅在CK處理下為輕微生態(tài)危害，其他處理下均為中等生態(tài)危害。由此可見，在長期不同施肥處理下，設施土壤中Cd元素的積累產生的生態(tài)危害較為嚴重。而各處理下土壤的RI值均小于60，生態(tài)危害較為輕微。

由表12可知，土壤Cd的生態(tài)風險將隨年限的增加而加劇。10年后，各處理下土壤Cd雖仍為中等生態(tài)危害，但MRKCa處理下已接近強生態(tài)危害。20年后，R、MR、MK、MRK、MKCa、MRKCa處理下土壤Cd將變?yōu)閺娚鷳B(tài)風險；而其他重金屬元素在各處理下的生態(tài)風險雖均有所增加，但仍較為輕微。由未來20年各處理下土壤的RI值可知，10年后MR、MRK、MKCa、MRKCa處理下設施土壤將均有中等生態(tài)危害，20年后各處理下土壤的生態(tài)風險均有不同程度的增加，各處理下土壤的生態(tài)風險均將變?yōu)橹械壬鷳B(tài)危害。

表9 長期定位施肥土壤單因子污染指數(shù)與內梅羅綜合污染指數(shù)評價結果Table 9 The results of long-term fertilization soil single factor pollution index and Nemerow pollution index

表10 10年與20年后設施土壤重金屬單因子污染指數(shù)與內梅羅綜合污染指數(shù)評價結果Table 10 Single factor and Nemero comprehensive pollution index of greenhouse soil after 10 years and 20 years

表11 長期定位施肥土壤重金屬潛在生態(tài)風險評價結果Table 11 The results of long-term fertilization soil potential ecological index

3 討論

畜禽糞便與秸稈作為有機肥施入土壤，可增加土壤有機質與微量元素的含量，提高土壤質量，增加作物產量。但畜禽糞便與秸稈中的重金屬會隨之進入土壤，同時秸稈可鈍化土壤中的重金屬，減少作物對重金屬的吸收[10]，長期大量施用可導致土壤中重金屬的積累。本研究中，雞糞與秸稈長期的分別單獨施入或兩者混合施入均可大幅增加設施土壤中重金屬的含量，因此施用雞糞與秸稈對土壤中重金屬積累、富集的影響不可忽視。另外，復合肥中含有一定量的重金屬，長期施入土壤也可能導致土壤重金屬的積累[29-30]。

表12 10年與20年后長期定位施肥土壤重金屬潛在生態(tài)風險Table 12 The results of long-term fertilization soil potential ecological index after 10 years and 20 years

本研究中，MRCa處理較MR處理，土壤中各重金屬含量均有所減少，且Ni、Pb減少顯著。這可能是由于生石灰的施入增加了土壤中Ca元素的含量，促進了作物的生長[31]，從而增加了作物對重金屬的吸收。也可能是因為秸稈與生石灰的同時施入增加了土壤中大團聚體（5～2 mm）的含量[3]。而土壤中的重金屬優(yōu)先富集于小粒徑的土壤團聚體[32]，有研究發(fā)現(xiàn)在黃泥土與烏珊土中均為黏粒級團聚體（粒徑＜2 μm）對重金屬的吸附量最高[33]。因而大團聚體含量的增加減少了土壤對重金屬的吸附。

K2SO4作為鉀肥施入土壤，可增加蔬菜產量，提高蔬菜品質[34-35]，同時還可降低土壤中有效態(tài)Cd含量[36-37]。MK處理下土壤中Cd、Cr、Cu、Ni、Zn含量較M處理均有小幅增加，這可能是由于K2SO4的施入增加了土壤對重金屬的固定。黑亮等[38]研究發(fā)現(xiàn)，K2SO4作為重金屬固定劑加入污泥中，可有效地將Zn固定在污泥中。Zhang等[39]認為，向土壤中加入SO2-4可增加土壤中負電荷的密度并增加土壤負電位，從而增加土壤對Cd和Zn的吸附量。但在MRK處理下，除Cd以外的重金屬含量較MR處理均有不同程度的減少。這可能是由于K2SO4可促進作物的生長[35]，從而增加了作物對土壤中各營養(yǎng)元素及重金屬的吸收。

由土壤污染評價及生態(tài)風險評價結果可知，雞糞、秸稈、K2SO4、生石灰與復合肥不同組合的長期施入可增加土壤重金屬污染的程度及生態(tài)風險。并且在五者同時施入時，土壤受污染程度最為嚴重，生態(tài)風險最強。一方面，這可能是因為復合肥中含有一定量的重金屬，同時雞糞與秸稈中的重金屬在土壤中釋放，極大增加了土壤中重金屬的含量。另一方面，K2SO4對土壤中的重金屬具有一定的固定作用。而秸稈在其分解過程中生成腐殖質也可吸附固定重金屬[11]。同時有機物料與石灰配施可提高土壤pH，同時減少土壤中重金屬的有效態(tài)含量[40]，從而減少作物對土壤中重金屬元素的吸收。上述對土壤中重金屬總量與有效態(tài)含量的影響作用，隨物料的施入共同產生了土壤重金屬的積累效應。

因此，多種物質同時施入土壤后，會在土壤中產生一系列復雜多樣的反應，對土壤中重金屬的積累產生不同的影響。該過程與反應機理，及其對土壤中重金屬含量的影響都有待于進一步更深入的研究與探索。

4 結論

（1）長期向設施土壤中施入雞糞、秸稈、生石灰與K2SO4可引起土壤重金屬不同程度的積累。Cu、Ni、Pb的積累速率在MR處理下最大，Cd、Cr、Zn的積累速率在MRKCa處理下最大。目前各處理下土壤Cd已超標，產生污染。而各處理下土壤綜合污染狀況均為警戒級，土壤尚且清潔，其生態(tài)危害均較為輕微。其中MRKCa處理下的土壤綜合污染指數(shù)與潛在生態(tài)風險指數(shù)最大。

（2）20年后，土壤Cr、Cu、Ni、Pb均未超標，而Cd污染情況將更為嚴重，MRKCa處理下的土壤Zn將在近20年后產生污染。土壤重金屬的綜合污染水平與生態(tài)風險也將隨之增強，20年后各處理下的土壤均將變?yōu)橹械任廴?，具有中等生態(tài)危害。