長期秸稈配施雞糞對棉田土壤重金屬累積的影響及生態(tài)風(fēng)險評價

席凱鵬，席吉龍，楊蘇龍，張建誠

（山西農(nóng)業(yè)大學(xué)棉花研究所，山西 運城 044000）

我國是世界上的棉花生產(chǎn)和消費大國。 2020年中國棉花種植面積317 萬hm2， 單位面積皮棉產(chǎn)量1 864.5 kg·hm－2，棉花總產(chǎn)量591 萬t[1]，總需求量約780 萬t，年度缺口約185 萬t[2]。在目前耕地面積減少、植棉效益偏低的條件下，增加棉花播種面積相對困難，只有在穩(wěn)定種植面積的基礎(chǔ)上提高棉花生產(chǎn)技術(shù)水平，通過提高棉花單產(chǎn)從而增加棉花總產(chǎn)量。 保護和提升棉花耕地質(zhì)量是提高棉花單產(chǎn)的基本途徑。 畜禽糞便和作物秸稈是培肥地力的主要有機肥資源。 合理使用有機肥能顯著改善土壤結(jié)構(gòu)、增加土壤有機質(zhì)及養(yǎng)分含量、改善土壤微生物結(jié)構(gòu)，是保護耕地質(zhì)量和實現(xiàn)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的重要措施[3-4]。 但是快速發(fā)展的畜禽養(yǎng)殖業(yè)超標(biāo)使用添加劑，加上不科學(xué)的糞便處理方法，可能造成畜禽糞便中殘留的重金屬超標(biāo)，其中雞糞和豬糞的超標(biāo)率最高[5-8]，在農(nóng)業(yè)廢棄物資源化利用中進入土壤，導(dǎo)致土壤重金屬累積。 秸稈還田也是目前農(nóng)業(yè)廢棄資源利用的重要形式之一，棉花秸稈量大，養(yǎng)分資源豐富，但連續(xù)長期的秸稈還田及超量施肥，使棉田土壤重金屬輸入增多，而輸出減少，給棉田土壤質(zhì)量安全帶來潛在的巨大風(fēng)險。 雖然棉花纖維和棉籽中重金屬含量相對較低[9-12]，且主產(chǎn)品棉纖維不進入食物鏈， 可用作土壤重金屬污染區(qū)的修復(fù)植物，但是研究表明棉花根、莖、葉、棉絮的重金屬隨土壤中重金屬含量的增加呈上升趨勢，吸收過量重金屬如鉛（Pb）、鎘（Cd）、鋅（Zn）會抑制棉花生長發(fā)育[9-10]。

前人研究表明，我國農(nóng)用地土壤重金屬污染形勢日益嚴(yán)重[12-15]，表層土壤重金屬污染面積占全國耕地面積的15.87%[16]。長期合理施用氮磷鉀化肥對土壤中各種重金屬富集作用不顯著[17]，而長期施用重金屬含量高的磷肥和低質(zhì)量有機肥是農(nóng)用地土壤重金屬富集的重要原因[18-20]。 長期連作棉田由于磷肥長期大量投入， 使土壤中砷（As）、鎘明顯富集[21]，土壤中磷素含量與重金屬砷、鎘、鉻（Cr）、銅（Cu）、鎳（Ni）含量顯著相關(guān)[22]。

不同畜禽糞便中殘留超標(biāo)的重金屬元素不同，雞糞中主要是鋅、銅、鉻超標(biāo)，而豬糞中普遍是鋅、銅超標(biāo)[6]。 施用重金屬含量超標(biāo)的雞糞，土壤中全鋅、銅、鉻、鎘、鉛含量隨著雞糞用量的增加均明顯增加[23]。另有研究發(fā)現(xiàn)，連續(xù)10 年的氮、磷、鉀化肥配施發(fā)酵雞糞處理的土壤及玉米籽粒中重金屬含量均未超標(biāo)[24]。綜上，不同的有機肥來源及發(fā)酵處理均能影響有機肥的重金屬殘留[25]，加之不同作物對土壤重金屬吸收能力也存在差異[26]，給土壤重金屬污染研究帶來困難。 目前，國內(nèi)關(guān)于施肥和秸稈還田對小麥[27-29]、玉米[30-31]、水稻[32-34]等作物的農(nóng)田土壤重金屬富集及風(fēng)險評價研究較多，但針對長期棉花秸稈還田配施雞糞對土壤重金屬的影響研究報道甚少，尚未明確棉花秸稈長期還田配施雞糞對土壤重金屬含量及土壤質(zhì)量的影響。 本研究在黃河流域棉區(qū)常規(guī)種植體系和施肥條件下， 通過連續(xù)14 年棉花秸稈還田和配施雞糞定位試驗，探討長期秸稈還田和配施有機肥對土壤重金屬積累的影響， 并評價其生態(tài)風(fēng)險， 明確秸稈配施有機肥在棉田培肥中的應(yīng)用， 為合理利用有機肥和安全高效施肥提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗時間、地點和材料

試驗于2007 年4 月至2020 年10 月在山西農(nóng)業(yè)大學(xué)棉花研究所試驗農(nóng)場進行。 試驗地位于山西省運城市夏縣水頭鎮(zhèn) （35°11′22″N，111°05′17″E），屬大陸性半濕潤季風(fēng)氣候區(qū)。 春季干燥多風(fēng)、氣溫極不穩(wěn)定，夏季高溫高濕，秋季多連續(xù)陰雨天氣， 冬季干冷少雪。 試驗期間年平均溫度13.6 ℃，無霜期211 d，年日照時間為2 293.4 h，年降水量525 mm， 棉花生育期4－10 月平均降水量467 mm。 長期定位試驗開始時，0～20 cm土壤養(yǎng)分含量為有機質(zhì)10.60 g·kg－1、堿解氮0.89 mg·kg－1、全磷1.08 g·kg－1、全鉀22.08 g·kg－1、速效磷13.10 mg·kg－1、 速效鉀159.60 mg·kg－1、pH 8.4， 重金屬含量見表1。 有機肥采用發(fā)酵雞糞，每年春季從當(dāng)?shù)仞B(yǎng)雞場采購，覆膜堆肥發(fā)酵，于次年春季棉花播種前施入試驗田。 發(fā)酵雞糞連續(xù)3 年 的 混 合樣 品含 堿解 氮18.6 mg·kg－1、P2O536.7 g·kg－1、K2O 17.4 g·kg－1、pH 為8.4，發(fā)酵雞糞中重金屬含量見表1。 試驗期間化肥用尿素和過磷酸鈣。 棉花品種為轉(zhuǎn)基因抗蟲棉科能0518，由山西農(nóng)業(yè)大學(xué)棉花研究所提供。

表1 試驗初始土壤和雞糞重金屬含量Table 1 The contents of heavy metals in the initial soil sample and chicken manure （mg·kg－1）

1.2 試驗設(shè)計與方法

試驗設(shè)4 個處理：氮磷化肥＋秸稈清除（NP）為對照；氮磷化肥＋秸稈還田（NPS）；氮磷化肥＋雞糞（NPM）；氮磷化肥＋秸稈還田＋雞糞（NPSM）。每個處理設(shè)3 次重復(fù)，小區(qū)面積120 m2。N 代表棉花生育期施純氮，用量為172.5 kg·hm－2；P 為P2O5， 施用量為138 kg·hm－2；S 為棉花秸稈全量還田， 年秸稈還田量大約為5 212 kg·hm－2，棉花秸稈氮含量為1.69%；M 為施用發(fā)酵雞糞，用量為25.5 t·hm－2。 試驗期間各處理耕作模式相同，秸稈清除處理于棉花采摘結(jié)束后將棉花秸稈全部移除；秸稈還田處理于棉花收獲后機械粉碎秸稈，全量還田。越冬前將土地深翻25 cm 左右，次年早春旋耕整地；將發(fā)酵雞糞、磷肥、60%的氮肥結(jié)合整地均勻施入，另外40%的氮肥于花鈴期結(jié)合灌水追施。 每年4 月13－15 日覆膜播種棉花，實行寬窄行種植，寬行行距90 cm，窄行行距50 cm， 密度6.75 萬株·hm－2左右， 各處理灌水、化控等田間管理措施相同。

1.3 樣品采集與測定方法

基礎(chǔ)土樣于2007 年3 月布置試驗前采集。2020 年10 月棉花收獲后采集各處理棉田土壤樣品，采用五點取樣法取0～20 cm 耕層土樣，剔除雜物，均勻混合，將混合土樣帶回實驗室，樣品風(fēng)干后分別過孔徑為2 mm、0.25 mm 篩備用。

土壤全量鎘依據(jù)GB/T 17141―1997[35]采用石墨爐原子吸收分光光度法測定；土壤全砷依據(jù)GB/T 22105.2―2008 標(biāo)準(zhǔn)[36]采用JC-17003 原子熒光法測定； 土壤中總汞的測定依據(jù)GB/T 22105.1―2008 標(biāo)準(zhǔn)[37]采用原子熒光法測定；土壤全量銅、鋅、鉛、鎳、鉻依據(jù)HJ 491―2019 標(biāo)準(zhǔn)[38]采用火焰原子吸收分光光度法測定（JC-17002）。

1.4 土壤重金屬富集度和積累速率的計算。

土壤中重金屬元素含量的富集度計算公式：

土壤中重金屬元素含量的積累速率的計算公式：

式中f（%）為土壤中重金屬元素含量的富集度，wt（mg·kg－1）為t時土壤重金屬元素含量；w0（mg·kg－1）為背景含量或起始時土壤重金屬含量；t（a）為經(jīng)歷的時間；k（mg·kg－1·a－1）為土壤中重金屬元素的積累速率。

1.5 評價標(biāo)準(zhǔn)

本文根據(jù) 《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）：GB 15618―2018》[39]的土壤污染風(fēng)險篩選值對各處理的土壤進行評價。 當(dāng)監(jiān)測地土壤中重金屬污染物含量等于或者低于風(fēng)險篩選值時，對土壤生態(tài)環(huán)境、農(nóng)作物生長和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全造成危害的風(fēng)險低，一般情況下可以忽略；當(dāng)土壤中鎘、鉻、鉛、砷、汞高于規(guī)定的風(fēng)險篩選值而等于或者低于規(guī)定的風(fēng)險管制值時，存在土壤污染風(fēng)險，難以保障食用農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量安全，對耕地土壤采取安全利用措施；土壤中鎘、鉻、鉛、砷、汞高于規(guī)定的風(fēng)險管制值時，土壤污染風(fēng)險高，禁止種植食用農(nóng)產(chǎn)品，對耕地土壤采用嚴(yán)格管控措施。

1.6 評價方法

1.6.1土壤重金屬污染評價方法。 本研究采用單項污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法[24,40]，對長期定位試驗中重金屬含量進行污染評價。

公式中Pi為i重金屬元素的污染指數(shù)，wi為土壤中i重金屬元素含量；Si為土壤中i重金屬元素含量評價標(biāo)準(zhǔn)值。Pi≤1，土壤未受污染；Pi＞1時，土壤受到污染；Pi越大污染程度越重[39]。

綜合污染指數(shù)計算公式為

公式中P綜合是采樣點綜合污染指數(shù)；Pimax為i采樣點污染物單項污染指數(shù)中的最大值；Pave為各單項污染指數(shù)平均值。 綜合污染指數(shù)等級劃分標(biāo)準(zhǔn)見表2[17]。

表2 綜合污染指數(shù)等級劃分標(biāo)準(zhǔn)Table 2 Classification criteria of comprehensive pollution index level

1.6.2土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價方法。 利用潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法[41]評估土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險，該方法考慮到毒性高的金屬對環(huán)境造成的生態(tài)危害應(yīng)比毒性低的金屬嚴(yán)重，增加了毒性響應(yīng)系數(shù)， 側(cè)重評價重金屬對環(huán)境的生態(tài)效應(yīng)，計算公式如下：

式中：IR為土壤潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)，E為單一重金屬元素污染物的潛在生態(tài)危害指數(shù)；T為i重金屬污染物的毒性響應(yīng)系數(shù)為i重金屬污染物的污染指數(shù)； 考慮到研究區(qū)域污染物背景值，結(jié)合土壤中重金屬毒性的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，參照沃惜慧等[43]研究的分級標(biāo)準(zhǔn)：Eir＜30或IR＜60 為輕微生態(tài)危害；30≤E＜60 或60≤IR＜120 為中等生態(tài)危害；60≤E＜120 或120≤IR＜240 為強生態(tài)危害；120≤E＜240 或IR≥240為很強生態(tài)危害。

1.7 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel 2010 統(tǒng)計分析，用DPS軟件進行多重比較（鄧肯氏法）。

2 結(jié)果與分析

2.1 長期秸稈配施雞糞對土壤pH 和重金屬累積的影響

本研究長期定位試驗從2007 年4 月到2020年10 月進行了14 年。由表3 可知，4 個處理土壤的pH 值均大于7.5，為堿性或強堿性土壤。 與初始土壤相比，NP 處理土壤中鉛、鉻、銅、鋅、鎳含量有所增加；NPS 處理土壤中鉛、鉻、銅、鋅含量有所增加；NPM 處理土壤的鉛、砷、汞、鉻、銅、鋅含量有所增加；NPSM 處理土壤的鉛、汞、鉻、銅、鋅含量有所增加，但各處理各項指標(biāo)值均遠(yuǎn)低于GB 15618―2018[39]中污染風(fēng)險篩選值，各處理之間鉛、鎘、砷、銅、鎳含量差異不顯著；NPS 處理與NP 處理中8 種重金屬含量均無顯著差異； 增施雞糞處理NPM 和NPSM 的汞含量分別為0.20 mg·kg－1和0.21 mg·kg－1， 顯著高于對照NP， 分別增加81.8%和90.9%；NPSM 處理鉻含量為104.67 mg·kg－1， 比對照NP 的97.00 mg·kg－1顯著提高了7.9%， 但與NPS 差異不顯著；NPSM處理鋅含量為152.33 mg·kg－1， 比對照NP 的93.33 mg·kg－1顯著提高了63.2%， 與NPS、NPM差異不顯著。 綜上，14 年的NPS 處理的土壤中，雖然某些重金屬元素含量有增加趨勢，但有害重金屬含量的變化較小，污染風(fēng)險低；NPM 處理對土壤重金屬汞含量影響明顯，NPSM 處理對土壤重金屬汞、鉻、鋅含量影響明顯，因此采用NPM和NPSM 施肥方案時應(yīng)對土壤進行保護與監(jiān)控。

表3 不同施肥處理下土壤pH 及重金屬含量比較Table 3 pH and heavy metal contents in soil under different fertilizer inputs

2.2 長期秸稈配施雞糞對土壤重金屬富集度的影響

由表4 可知， 秸稈還田與定位施肥試驗14年后，土壤中鉛、汞、鉻、銅、鋅在4 個施肥處理中均呈現(xiàn)富集現(xiàn)象，而鎘、砷、鎳無富集。 鉛富集度為32.75%～43.18%，各處理間無顯著差異；汞的富集度為0%～90.91%，NPM 和NPSM 處理中汞富集度顯著高于NP 和NPS 處理，增施秸稈和雞糞處理中汞的富集效應(yīng)顯著； 鉻的富集度為4.71%～13.77%，NPSM 處理的富集度最大；銅的富集度為11.54%～17.96%，處理間無顯著差異；鋅的富集度為46.98%～139.89%，土壤中鋅的富集最為明顯，NPSM 處理中鋅的富集度顯著高于對照（表4）。 土壤重金屬元素含量的積累速率表示在試驗期間重金屬元素含量的年平均增長量，若以達(dá)到GB 15618―2018[39]風(fēng)險篩選值為限高標(biāo)準(zhǔn)，根據(jù)土壤中重金屬元素的測定值和表4 中的積累速率， 計算達(dá)到風(fēng)險篩選值的可利用年限，NPSM 處理土壤鉛、汞、鉻、銅、鋅含量達(dá)到風(fēng)險篩選值的可以利用年限分別為244.9、446.6、160.6、268.5 和23.3 年。

表4 不同肥料處理下土壤Pb、Hg、Cr、Cu、Zn 的富集Table 4 Enrichment of Pb, Hg, Cr, Cu and Zn in soil under different fertilizer treatments

2.3 長期秸稈配施雞糞對土壤環(huán)境質(zhì)量影響的評價

以GB 15618―2018[39]中的風(fēng)險篩選值作為評價標(biāo)準(zhǔn)，計算各處理土壤重金屬的單項污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)（表5）。結(jié)果表明，各處理重金屬單項污染指數(shù)在0.03～0.51，遠(yuǎn)小于1，說明試驗區(qū)土壤的重金屬單項污染程度均為無污染等級。 綜合污染指數(shù)為0.36～0.79， 其中NPSM 綜合污染指數(shù)為0.79，其他處理小于0.7，說明NPSM 處理的土壤綜合污染等級為警戒級，其他處理土壤綜合污染等級為安全，即未受到重金屬污染。 NPSM 處理中鋅的單項污染指數(shù)最大，其他處理都是砷的單項污染指數(shù)最大，不同處理間鋅的單項污染指數(shù)變幅最大。 與NP（CK）相比，NPS 處理使重金屬鉛、鉻、銅、鋅的污染指數(shù)升高，其中鋅的污染指數(shù)增幅最大，為22.6%，綜合污染指數(shù)升高2.8%。NPM 處理使重金屬鉛、砷、汞、銅、鋅的污染指數(shù)升高，其中汞的污染指數(shù)增幅最大，為100.0%，鋅的污染指數(shù)升幅次之，升高29.0%，綜合污染指數(shù)升高8.3%。 NPSM 處理使重金屬鉛、鎘、汞、鉻、銅、鋅的污染指數(shù)升高，其中汞的污染指數(shù)增幅最大，為100.0%，鋅的污染指數(shù)增幅次之，升高64.5%，綜合污染指數(shù)升高119.4%。說明秸稈還田和施雞糞在一定程度上影響土壤重金屬含量，特別是汞、鋅的污染指數(shù)大幅升高，說明大量施雞糞或秸稈還田增加土壤重金屬污染的潛在風(fēng)險。

表5 不同肥料處理下土壤重金屬污染指數(shù)比較Table 5 Heavy metal pollution index of soil under different fertilizer treatments

2.4 長期秸稈配施雞糞土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險評價

土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果（表6）顯示， 各處理的單項重金屬潛在污染指數(shù)均小于30，各處理土壤的IR值均小于60，對比分級評價標(biāo)準(zhǔn)[43]，試驗區(qū)生態(tài)危害為輕微生態(tài)危害。

表6 不同肥料處理的土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果Table 6 Evaluation results of potential ecological risk of heavy metals in soil under different fertilizer treatments

3 討論

3.1 長期施用有機肥對土壤重金屬累積的影響

合理施用秸稈、畜禽糞便等有機肥是當(dāng)前農(nóng)業(yè)廢棄物資源化利用、培肥地力、提高產(chǎn)量的重要措施，在棉花生產(chǎn)中也有廣泛應(yīng)用。 但秸稈、畜禽糞便等有機肥以及化肥可能存在重金屬高殘留，在再利用的過程中導(dǎo)致土壤中重金屬逐漸累積，造成潛在的環(huán)境和生態(tài)風(fēng)險。 研究發(fā)現(xiàn)施用氮肥和鉀肥對土壤造成重金屬污染的風(fēng)險低，長期施用磷肥、復(fù)合肥對土壤造成重金屬污染的風(fēng)險增加[20]。對新疆長期連作棉田土壤研究表明，隨著棉花連作年限的增加，棉田土壤重金屬含量顯著增加， 但均未超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)，其中棉田土壤中磷含量與砷、鎘、鉻、銅、鎳含量顯著相關(guān)，表明連年大量投入磷肥與重金屬富集有緊密的關(guān)系[21-22]。

前人研究發(fā)現(xiàn)長期施用有機肥使土壤重金屬污染的風(fēng)險加大，隨著雞糞用量的增加，土壤中部分重金屬元素如銅、鋅、鉻含量均明顯增加[23]。 秸稈還田在短期內(nèi)對稻田土壤重金屬積累的影響較小，但隨著時間延長，秸稈還田與無秸稈還田處理的土壤和水稻中重金屬積累差異逐漸加大[44]。17 年豬糞結(jié)合水稻秸稈還田顯著增加了土壤中全量銅、鋅、鎘和有效態(tài)銅、鋅、鎘含量，且糙米中鎘含量超國家食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)[45]。 長期秸稈、雞糞單施或兩者混合施入均顯著增加土壤中重金屬含量， 其中20 年持續(xù)秸稈還田配施雞糞及復(fù)合肥導(dǎo)致土壤中鋅含量超標(biāo)，造成污染[43]。本研究根據(jù)14 年長期田間試驗發(fā)現(xiàn)， 在本試驗中不同施肥、秸稈處理的土壤重金屬測定值均遠(yuǎn)低于國家GB 15618―2018 標(biāo)準(zhǔn)中的污染風(fēng)險篩選值[39]， 但不同處理間重金屬的富集度存在差異。NPS 處理與對照NP 的土壤中8 種重金屬含量無明顯差異，NPM 處理中土壤汞含量顯著高于對照81.8%；NPSM 處理中土壤重金屬汞、鉻、鋅含量分別比對照顯著提高了90.9%、7.9%和63.2%。研究結(jié)果同時表明不同處理間土壤中汞的富集度差異最大，增施雞糞顯著增加汞富集；土壤中鋅的富集最為明顯，富集度為46.98%～139.89%，鉻富集度為4.71%～13.77%；NPSM 處理中汞、鋅、鉻富集度顯著高于對照，與前人研究結(jié)論相近。吳榮等[24]研究發(fā)現(xiàn)連續(xù)10 年施用發(fā)酵雞糞的土壤中鋅的富集度達(dá)148.22%， 鉻的富集度為20.83%，比對照明顯富集。茹淑華等[46]研究發(fā)現(xiàn)連續(xù)7 年施用雞糞的處理（15～60 t·hm－2）土壤鋅和鉻含量， 增幅分別在133.93%～435.73%和33.45%～58.31%，且雞糞用量超過45～60 t·hm－2時， 土壤鋅含量已超過土壤污染風(fēng)險篩選值，表明過量施用重金屬含量超標(biāo)的雞糞可能增加土壤重金屬污染風(fēng)險。 由于種植的作物、施用有機無機肥料的種類和施用量、以及重金屬在土壤中的遷移能力，均影響土壤重金屬累積的具體元素和積累量，因此，應(yīng)因地制宜因土施策，調(diào)整棉田的耕作制度和施肥量， 避免重金屬元素在土壤中進一步累積。

3.2 控制重金屬的輸入源

雞糞中超標(biāo)重金屬殘留主要以鉻、銅、鋅為主，超標(biāo)率分別為50%、66.67%和50%[6]。 本研究使用的雞糞中鋅含量為812 mg·kg－1， 高于農(nóng)田土壤標(biāo)準(zhǔn)的風(fēng)險篩選值300 mg·kg－1， 在不同處理中其積累速率為2.131～6.345 mg·kg－1·a－1。在NPSM 處理中，其含量僅需23.3 年就會達(dá)到風(fēng)險篩選值（即安全年限），而土壤鉛、汞、鉻、銅安全年限分別為244.9、446.6、160.6、268.5 年。 從土壤重金屬的單項污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)分析，雖然本試驗中各處理的單項污染指數(shù)評價均為安全， 但NPSM 綜合污染指數(shù)已進入警戒級，土壤中鋅、汞、鉻富集明顯。 從土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果看，試驗區(qū)生態(tài)危害為輕微生態(tài)危害， 即試驗區(qū)耕作施肥模式可以繼續(xù)利用，但總體來看NPSM 處理模式下鋅的積累速率高，安全利用年限短，不利于棉田的可持續(xù)利用。鋅雖然是棉花生長的必需微量元素，但超過一定的閾值就會抑制棉花生長發(fā)育，甚至導(dǎo)致棉株死亡[9]。

如果要保障棉田生態(tài)系統(tǒng)重金屬的動態(tài)平衡，降低土壤重金屬累積，必須控制重金屬的輸入源。 畜禽糞便有機肥是土壤重金屬的主要輸入途徑之一，從源頭上限制使用重金屬含量超標(biāo)的動物飼料，生產(chǎn)使用符合中國農(nóng)業(yè)行業(yè)NY/T525―2021[47]標(biāo)準(zhǔn)的有機肥。 在長期施有機肥定位試驗基礎(chǔ)上，明確有機肥的重金屬殘留在土壤和作物中的累積量和累積速率，依據(jù)食物攝入量和人體重金屬健康耐受量，確定有機肥中的重金屬限量值。 同時，加快研究糞便生物發(fā)酵等生產(chǎn)優(yōu)質(zhì)低殘留有機肥的技術(shù)，利用有機肥改善土壤理化性質(zhì)，降低重金屬有效態(tài)含量，推進糞便資源化綜合利用； 實行以秸稈還田為主綜合利用的措施，在提高作物產(chǎn)量的同時，注意休耕輪作，讓農(nóng)用地休養(yǎng)生息，促進種植業(yè)和畜牧業(yè)的持續(xù)健康發(fā)展。

4 結(jié)論

在施氮、磷化肥基礎(chǔ)上，連續(xù)14 年秸稈全量還田、施用發(fā)酵雞糞、秸稈配施雞糞后，棉田土壤重金屬含量均未超國家GB 15618―2018 標(biāo)準(zhǔn)中的污染風(fēng)險篩選值。 各處理土壤中汞的富集度差異最大；與單施氮磷肥相比，增施雞糞、秸稈配施雞糞處理的土壤汞含量分別顯著增加81.8%和90.9%；秸稈配雞糞處理中鉻、鋅含量分別顯著增加7.9%和63.2%，土壤中鉻、鋅富集明顯，鋅富集度達(dá)139.89%， 銅、 鉛有富集但處理間無顯著差異；棉田土壤重金屬單項污染指數(shù)為0.03～0.51，綜合污染指數(shù)為0.36～0.79， 其中秸稈配施雞糞的土壤綜合污染狀況為警戒級；潛在生態(tài)風(fēng)險污染綜合指數(shù)為20.68～22.66，為輕微生態(tài)危害。應(yīng)控制雞糞中重金屬含量，減緩鋅、汞、鉻富集，保障土壤的可持續(xù)利用。