肥料施用對土壤重金屬Cd和Pb有效性及穩(wěn)定性特征的影響

田 甜 ，王洞洞 ，趙麗麗 ，陳春樂

（1.福建省資源環(huán)境監(jiān)測與可持續(xù)經(jīng)營利用重點實驗室,福建 三明 365004；2.福建省礦山生態(tài)修復(fù)工程技術(shù)研究中心,福建 三明 365004;3.三明學(xué)院 資源與化工學(xué)院,福建 三明 365004）

肥料的施用可以改變土壤的供肥水平而促進作物的生長，因此有大量的肥料施用在農(nóng)業(yè)土壤上。近年來，微量元素對農(nóng)業(yè)作物增產(chǎn)及品質(zhì)提升的影響已經(jīng)得到了認可[1-3]，其中尤以微量元素螯合肥在提高肥料使用效率，解決作物生長過程中的缺素問題，減少肥料的盲目施用，符合綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展需求而備受重視[4]。但是有研究表明肥料施用會對土壤的重金屬的累積量和有效性產(chǎn)生影響，且不同肥料對其的影響存在差異[5-7]。土壤中重金屬的有效性很大程度上取決于土壤中重金屬的形態(tài)分配，一般把土壤重金屬分為5個形態(tài)：可交換態(tài)（F1）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（F3）、有機結(jié)合態(tài)（F4）以及殘渣態(tài)（F5）[8]，各形態(tài)下重金屬的移動性難易順序依次為：可交換態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞鐵錳氧化態(tài)＞有機結(jié)合態(tài)＞殘渣態(tài)。因此，在受重金屬污染的土壤中，改變土壤中重金屬的賦存形態(tài)會改變重金屬的有效性和遷移性，在國內(nèi)外已有研究表明肥料的施用會影響土壤中重金屬的形態(tài)。汪海燕等[9]研究表明增施有機肥、無機肥對根際土壤Cu有活化作用，活性態(tài)(酸提取態(tài)、氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài))Cu所占百分比均增加。潘逸等[10]研究表明，與施用無機肥相比，施用有機肥后耕地土壤中可交換態(tài)Cu、Cd含量顯著增加，其大小順序為：秸稈與無機肥處理＞豬糞與無機肥配施處理＞無機肥。因此，肥料施用對土壤重金屬形態(tài)的影響會改變土壤中重金屬的有效性和移動性。

此外，近年來研究發(fā)現(xiàn)螯合劑的施用對于重金屬污染土壤有著一定的影響，螯合劑可以通過與土壤溶液中的重金屬離子結(jié)合，改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，使重金屬從土壤顆粒表面解析，由不溶態(tài)轉(zhuǎn)化為可溶態(tài)，從而大大活化土壤中的重金屬[11]。當(dāng)螯合劑進入土壤后，重金屬會被活化而其生物有效性會增加[12-13]。微量元素在植物的生理功能中起到不可代替的作用，因此目前市場上銷售的微量元素螯合肥種類越來越多（如聚磷酸銨螯合微量元素肥、氨基酸微量元素螯合肥）[4,14]，在農(nóng)業(yè)上的利用備受青睞。但是正如前文所述，螯合劑會改變土壤重金屬的有效性，而微量元素螯合肥施用后對土壤中重金屬有效性、形態(tài)等的影響決定了微量元素螯合肥在重金屬污染土壤上的適用性，然而目前國內(nèi)外研究卻少見相關(guān)報道。因此，鑒于我國目前土壤重金屬污染嚴重，探明微量元素螯合肥施用對土壤重金屬化學(xué)行為的影響具有重要的現(xiàn)實意義。本研究以三種螯合劑（EDTA、聚天門冬氨酸、三聚磷酸鉀）和微量元素Zn螯合成的螯合Zn肥為研究對象，分析不同螯合Zn肥對鉛鋅礦區(qū)污染農(nóng)田土壤中Cd和Pb有效性、形態(tài)分配和穩(wěn)定性特征的影響，同時以復(fù)合肥作為對照，以期為螯合Zn肥在重金屬污染土壤上的適用性提出科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤樣品的采集及理化性質(zhì)測定

供試土壤樣品采集自福建省建甌市南雅鎮(zhèn)受某鉛鋅礦污染的農(nóng)田土壤，采樣時清除土壤表層雜草和其它雜物，去除明顯的植被根莖后裝入自封袋中，做好標(biāo)記，及時帶回實驗室。采集的土壤樣品放置在實驗室通風(fēng)處晾干，將大塊土壤敲碎，期間注意翻動土壤，同時防止實驗室中藥品誤混入土壤中。待土壤自然風(fēng)干后，剔除石塊和植物根莖，過0.149和2 mm篩，標(biāo)記存放好備用并測定土壤理化性質(zhì)。土壤pH值采用電位法測定，土壤有機質(zhì)含量采用硫酸-重鉻酸鉀外加熱法測定，土壤陽離子交換量（CEC）采用中性醋酸鹽法測定，土壤顆粒組成采用比重計法測定，具體分析測定方法見鮑士旦的方法[15]。采用王水提取—電感耦合等離子體質(zhì)譜法測定土壤中Cd和Pb的本底值含量[16]。供試土壤基本性質(zhì)見表1。根據(jù)我國耕地污染風(fēng)險篩選值 （土壤pH≤5.5，Cd為0.3 mg/kg；Pb為80 mg/kg）的規(guī)定[17]，供試土壤的重金屬含量均超過風(fēng)險篩選值的規(guī)定，說明該土壤對農(nóng)產(chǎn)品安全、農(nóng)作物生長或土壤生態(tài)環(huán)境可能存在風(fēng)險。

表1 供試土壤基本性質(zhì)

1.2 EDTA-Zn螯合肥的制備

本試驗制備的螯合肥包括EDTA-Zn、聚天門冬氨酸-Zn（PASP-Zn）和三聚磷酸鉀-Zn（KTPPZn）螯合肥。根據(jù)螯合劑與硫酸鋅摩爾比為2∶1往燒杯中加入EDTA（或PASP或KTPP）和七水合硫酸鋅，在恒溫水浴鍋中完全溶解后用稀硫酸和氨水調(diào)節(jié)pH5，在恒溫磁力攪拌器（轉(zhuǎn)速700 r/min）的攪拌下反應(yīng)30 min，即合成螯合鋅（EDTA-Zn或PASP-Zn或TPP-Zn）。然后將其均勻的噴灑在復(fù)合肥（N∶P∶K=15∶15∶15）上面，攪拌均勻后，放置于烘箱中烘干，即制成螯合肥。

1.3 肥料施用及土壤制備

取1.1步驟制備好的土壤（＜2 mm）3 kg裝入臉盆中，分別加入1、2和3 g的螯合鋅肥和復(fù)合肥（CK）， 分 別 標(biāo) 記 為 EDTA1、EDTA2、EDTA3、PASP1、PASP2、PASP3、KTPP1、KTPP2、KTPP3、CK1、CK2、CK3。將土壤和肥料攪拌均勻后將其倒入花盆中，用超純水調(diào)節(jié)土壤水分含量為70%田間持水量條件。培養(yǎng)周期設(shè)置為1個月，期間經(jīng)常用超純水調(diào)節(jié)水分含量使土壤維持70%田間持水量。培養(yǎng)結(jié)束后，將各個處理的土壤翻松多次，保證容器中的土壤均勻混合，取部分土壤自然干燥，研磨過0.149 mm和2 mm篩，裝袋備用。

1.4 土壤重金屬有效態(tài)含量的測定

土壤有效態(tài)Cd和Pb測定方法如下：準(zhǔn)確稱取土樣5.00 g于100 mL塑料瓶中，加入25 mL DTPA（0.005 mol/L DTPA+0.01 mol/L CaCl2+0.1mol/L TEA，并調(diào)節(jié)濃液pH為7.30±0.05）浸提，蓋緊蓋子，于往返式振蕩機上振蕩2 h（振蕩頻率為180 r/min），取出立即用0.45 μm微孔濾膜過濾于50 mL的塑料瓶中，濾液即為待測液。用ICP測量Cd和Pb的濃度。

1.5 土壤重金屬形態(tài)分析測定

土壤中Cd、Pb的形態(tài)測定采用BCR三步連續(xù)提取法[18]。具體提取步驟有如下4個。

（1）弱酸提取態(tài)(F1)用40 mL 0.1mol/L HOAc水溶液作為浸提劑，振蕩16 h后離心20 min。將離心管中的上清液過0.45 μm濾膜至50 mL容量瓶中，搖勻。用ICP測定Cd、Pb的濃度。

（2）可還原態(tài)(F2)向弱酸提取態(tài)后的實驗樣品中加入40 mL 0.5 mol/L的NH4OH·HCl水溶液,其它步驟同上。

（3）可氧化態(tài)(F3)向可還原態(tài)后的實驗樣品中加入10 mL H2O2（pH值2～3），混合均勻后在常溫下放置1 h后用水浴加熱至（85±2）℃，再加入10 mL H2O2，在恒溫水浴箱中保持（85±2）℃ 1 h。加入50 mL 1 mol/L NH4OAc水溶液，連續(xù)震蕩16 h離心20 min。其它步驟同上。

（4）殘余態(tài)(F4)土壤重金屬殘留態(tài)含量采用王水提取—電感耦合等離子體質(zhì)譜法測定[16]。

1.6 土壤重金屬移動性和結(jié)合強度的計算

土壤重金屬的移動性（MF）有效反映了土壤重金屬的移動性和生物可利用性，MF越高，重金屬的移動性和生物可利用性也越高，其對外界環(huán)境存在的風(fēng)險也越高[19]，計算過程見公式（1）。

土壤重金屬結(jié)合強度（IR）可以表示土壤中重金屬的穩(wěn)定性[20]，計算過程見公式（2）。

式中i為連續(xù)提取的次數(shù)(1～4)，k=4，F(xiàn)i為元素的第 i種形態(tài)的相對含量。IR值的范圍為 0～1，能夠定量地描述重金屬與土壤的相對結(jié)合強度，也能反映重金屬有效性的大小，IR值低表明重金屬與土壤結(jié)合的強度弱，越容易被作物利用[12]。

1.7 數(shù)據(jù)處理與分析

對重復(fù)的3次實驗結(jié)果進行取平均值，用Sigmaplot進行作圖，用SPSS軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 肥料施用對土壤重金屬Cd和Pb有效性的影響

由表2可知，施用復(fù)合肥和螯合Zn肥后土壤的pH均顯著低于原土的pH（P＜0.05），pH由原土的5.01降低到4.15～4.48。同一種肥料處理條件下，土壤pH隨著肥料施用量的增加而降低，此外不同肥料在相同施肥量條件下的土壤pH沒有明顯差異（P＞0.05）。土壤中重金屬的吸附-解吸過程會影響重金屬的形態(tài)以及有效性。土壤性質(zhì)和土壤溶液的組成決定了土壤中重金屬離子和土壤顆粒間的動態(tài)平衡[21]，土壤中的無機和有機配位離子以及pH通過影響重金屬的吸附和解吸過程影響重金屬在土壤溶液中的濃度[22-23]。因此，施加肥料后引起的土壤pH的變化以及配位體（EDTA、PASP、KTPP）進入土壤會對土壤重金屬Cd和Pb的有效性造成影響。

表2 不同處理土壤Cd和Pb的有效性和pH

原土中有效態(tài)Cd濃度為0.86 mg/kg（表2），超過福建省農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤重金屬污染程度的分級標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定的高危值（0.65 mg/kg）[24]，說明原土已經(jīng)遭受嚴重Cd污染，存在較大的嚴重生態(tài)環(huán)境風(fēng)險。施加肥料后，EDTA3處理的有效Cd含量顯著大于原土（P＜0.05），其它處理與原土之間不存在顯著差異（P＞0.05），但也高于原土中有效Cd含量。同一肥料不同用量處理的Cd有效態(tài)含量之間也沒有表現(xiàn)出顯著差異（P＞0.05）。這可能是由于，土壤中Cd大部分是以弱酸提取態(tài)（F1）和可氧化態(tài)（F2）形式存在（圖1），F(xiàn)1和F2形態(tài)的Cd均能夠被DTPA所提取，雖然施肥處理后土壤pH有所下降促進土壤中Cd的解吸 （F2向F1轉(zhuǎn)移），但是此過程不足以通過DTPA提取的Cd量而表現(xiàn)出來；另外，螯合配位體進入土壤后，可能會與土壤中的Cd形成螯合物，而此螯合物很難被DTPA提取出來[25]。由此可見，不論施復(fù)合肥還是螯合Zn肥，均會導(dǎo)致土壤Cd有效性的增加，加重土壤中Cd的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險，但是增加量有限。

從表2可知，原土中土壤有效態(tài)Pb含量為35.71 mg/kg，略微高于福建省農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤重金屬污染程度的分級標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定的限制值（35 mg/kg）[24]。CK處理后土壤中有效Pb含量均顯著大于螯合Zn肥處理后和原土中有效Pb的含量，為49.61～51.29 mg/kg，增長幅度達到了42%，大幅度的提升了土壤中的Pb的有效性，CK處理導(dǎo)致的土壤pH值的減少是引起土壤Pb的活化的一個重要因素；KTPP1和KTPP2處理后土壤中有效Pb含量顯著大于原土，可能的原因是KTPP螯合肥酸化了土壤，降低土壤pH值，此外KTPP會與Pb離子發(fā)生螯合作用，促進土壤中Pb向螯合態(tài)轉(zhuǎn)移，從而增強了Pb的有效性；其它處理后土壤中有效態(tài)Pb雖然含量比原土大，但是沒有表現(xiàn)出顯著差異。

2.2 肥料施用對土壤重金屬形態(tài)的影響

圖1 土壤中Cd的形態(tài)分配

螯合鋅肥施放對實驗樣品中重金屬Cd形態(tài)的作用如圖1所示。原土中大部分的Cd分布在F1形態(tài)，占比分別為56.83%，次之為F2形態(tài)（29.17%），F(xiàn)1和 F2形態(tài)是土壤重金屬有效性最強的形態(tài)[26]，因此原土中 F1和F2形態(tài)占比高導(dǎo)致了Cd有較高的有效性。不同螯合Zn肥施用對土壤中Cd形態(tài)的影響較小。與原土相比相比，施用復(fù)合肥（CK）和螯合 Zn肥處理后，F(xiàn)1形態(tài)Cd均增加，從原土的56.83%增加到58.96%～62.33%，而 F2形態(tài)Cd均降低，由原土的29.17%降低到22.36%～26.03%，這說明了肥料的施用促進土壤Cd從F2向F1形態(tài)轉(zhuǎn)移（圖 1），可能是由于施肥降低了土壤的pH值，或者是螯合劑施用后與Cd產(chǎn)生了螯合作用，活化了土壤中的Cd。肥料施用對土壤中F3和F4形態(tài)Cd作用較小。結(jié)果還表明，螯合Zn肥施用與復(fù)合肥對土壤Cd形態(tài)的影響基本不存在差異，不同肥料用量對土壤中Cd形態(tài)的影響很?。▓D1）。

不同螯合Zn肥施用后對土壤中重金屬Pb形態(tài)的作用如圖2所示。原土中大部分的Pb是分布在F4形態(tài)（40.78%），次之為F2形態(tài)（32.86%），F(xiàn)1形態(tài)占比僅為4.75%，因此總體而言該土壤中Pb的有效性是較差的。不同螯合Zn肥施用對土壤中Pb形態(tài)的影響較小。添加螯合Zn肥和復(fù)合肥后，土壤中F1形態(tài)的Pb與原土相比都有增加，但增加量不明顯 （圖2），由原土的4.75%增加到5.37%～8.01%，F(xiàn)2形態(tài)Pb含量由32.86%降低到25.90%～31.75%，由此可見肥料施用引起了土壤中F2形態(tài)的Pb向F1形態(tài)Pb的轉(zhuǎn)移，肥料施用對土壤F3和F4形態(tài)Cd的作用較小。

圖2 土壤中Pb的形態(tài)分配

2.3 肥料施用對土壤重金屬穩(wěn)定性特征的影響

移動性指數(shù)（MF）通常被用于評價土壤中重金屬的移動性，其指的是不穩(wěn)定形態(tài)重金屬含量的變化，結(jié)合強度值（IR）的大小反映了重金屬與土壤的相對結(jié)合強度，可以通過MF和IR來評價肥料施用對土壤重金屬穩(wěn)定性特征的影響[27]。由表3可知，原土中重金屬的移動性大小為Cd（56.83%）＞Pb（4.75%），這與土壤中F1形態(tài)所占比例的不同有關(guān)。此外，Cd和Pb自身電負性存在差異，由于Pb的電負性比Cd更高導(dǎo)致其移動性更低[28]。添加肥料后，土壤中Cd和Pb的移動性均顯著增加了（P＜0.05），Cd由原土的56.83%增加到58.96%～63.22%，Pb由原土的4.75%增加到5.37%～8.01%。說明了肥料施用提高了土壤中不穩(wěn)定形態(tài)Cd和Pb的含量，而不穩(wěn)定形態(tài)重金屬含量的大小決定了其對環(huán)境的危害風(fēng)險程度的高低，因此肥料施用增加了土壤中Cd和Pb對環(huán)境的危害風(fēng)險。另外，螯合Zn肥和復(fù)合肥施用對土壤Cd和Pb移動性的影響存在差異?？傮w上，施用不同肥料處理后土壤Cd的移動性大小為：EDTA-Zn＞CK＞PASP-Zn＞KTPP-Zn；CK處理后土壤Pb的移動性顯著大于螯合Zn肥處理 （P＜0.05）。因此在考慮對土壤增施螯合肥時，土壤重金屬污染情況的不同會決定了螯合Zn肥施用的可行性和科學(xué)性，需引起重視。

表3 肥料施用對土壤重金屬移動性（MF）和穩(wěn)定性（IR）的影響

結(jié)合強度值（IR）的大小可以在一定程度上反映重金屬與土壤的相對結(jié)合強度。原土中不同重金屬元素的IR值大小順序為：Pb（0.61%）＞Cd（0.20%），IR值低表明重金屬與土壤結(jié)合的強度弱，越容易被作物利用[12]，因此原土中Cd是較為容易被作物吸收利用的重金屬。肥料施用對Cd的IR影響很小，不同處理之間沒有存在顯著差異 （P＞0.05）；對于Pb，肥料施用均顯著增加了其IR值 （P＜0.05），但增幅較?。ū?）。說明施用肥料對移動性較強重金屬的活化或者鈍化效果較差，可能原因由于本研究肥料施放量不足或者是肥料施放時間較短。因此，下一步可進一步開展研究，延長土壤肥料施用后的作用時間和調(diào)整肥料施用量，從而為螯合Zn肥在重金屬污染土壤上的施用提供更為有意義的科學(xué)依據(jù)。

3 結(jié)論

本文研究了復(fù)合肥和3種螯合Zn肥施用對土壤重金屬Cd和Pb的有效態(tài)含量、形態(tài)分配和穩(wěn)定性特征的影響。結(jié)果表明，施加肥料會提高土壤中Cd和Pb的有效性，每公斤土壤施用1 g的EDTA-Zn螯合肥會顯著增加Cd有效性，復(fù)合肥和三聚磷酸鉀-Zn螯合肥會顯著增加Pb有效性。施用復(fù)合肥和螯合Zn肥會引起土壤中Cd和Pb從F2向F1形態(tài)的轉(zhuǎn)移。肥料施用對Cd和Pb的結(jié)合強度值（IR）影響很小，但是添加肥料可顯著增加土壤中Cd和Pb的移動性，Cd由原土的56.83%增加到58.96%～63.22%，Pb由原土的4.75%增加到5.37%～8.01%。以上結(jié)果說明，肥料施用增加了土壤中Cd和Pb對環(huán)境的危害風(fēng)險。研究結(jié)果可為重金屬污染農(nóng)田土壤的施肥管理提供依據(jù)。