規(guī)模豬場環(huán)保區(qū)土壤重金屬檢測及生物修復(fù)探討

張建臣，張興國，王 靜，黃 金，劉建勝，楊萬郊，高鳳如

（山東畜牧獸醫(yī)職業(yè)學院，山東 濰坊 261061）

隨著人類社會經(jīng)濟的發(fā)展需要的不斷提高，農(nóng)業(yè)、畜牧業(yè)、工業(yè)和服務(wù)業(yè)迎來前作未有新的格局，已不止于量和質(zhì)的初級要求，對產(chǎn)業(yè)間的互動、循環(huán)、安全生產(chǎn)提出更高要求，而近些年，國內(nèi)很多研究發(fā)現(xiàn)，土壤重金屬污染已由工業(yè)污染轉(zhuǎn)向多產(chǎn)業(yè)性污染態(tài)勢；其中養(yǎng)殖生態(tài)循環(huán)模式中綠色種植是必不可少的環(huán)節(jié)；礦物質(zhì)是豬只生長發(fā)育、提高生產(chǎn)力必不可少的物質(zhì)（如Fe、Zn、Mn和Cd等），也可提供豬只所必須微量元素（如Cr、Pb、As和Hg等），因此，此類添加劑仍然廣泛使用，而飼料中礦物質(zhì)添加劑形態(tài)多為無機形態(tài)和共存性脅迫狀態(tài)，雖然豬只經(jīng)消化吸收可進行一定體內(nèi)利用，但大量重金屬還是經(jīng)過糞便排出體外，糞污雖然經(jīng)過嚴格的腐熟過程，但其土壤生物有效性沒有顯著降低，依然可經(jīng)食物鏈危害人類健康。

近些年，我國在土壤污染研究已成為熱點話題，土壤重金屬污染研究進展迅猛，研究方向主要是工業(yè)生產(chǎn)引起的土壤重金屬污染。較少有學者對生豬養(yǎng)殖區(qū)域內(nèi)土壤重金屬進行研究；據(jù)薄錄吉等報道，我國規(guī)模豬場糞污中Cu、As、Zn、Cd、Cr平均含量超標省市依次占95.20%、33.30%、85.70%、20.00%和5.26%，山東省連續(xù)施用腐熟豬糞3～8年的土壤Cd存量已超國家土壤質(zhì)量二級標準（GB15618-2008）。據(jù)史艷財報道，針對不同預(yù)先處理的豬糞肥對土壤中四環(huán)素類抗生素及抗菌性、重金屬有害物質(zhì)殘留進行實驗分析，結(jié)果表明施用腐熟豬糞的土壤中Cd、Cu和Zn含量顯著增加。據(jù)黃會前等對貴州地區(qū)養(yǎng)豬場調(diào)查數(shù)據(jù)說明，依據(jù)內(nèi)梅羅綜合評價結(jié)果看，長期施用腐熟豬糞的土壤污染突出的重金屬是Zn、Hg和Cd，從土壤潛在生態(tài)風險處于低等級?；谇皩W者的研究發(fā)現(xiàn)，豬場糞污帶入土壤重金屬現(xiàn)象在我國已極為普遍現(xiàn)象，較多研究角度針對的是土壤含量與風險評估，而對如何通過種植作物進行有效降解研究較少；本研究針對山東省內(nèi)生豬養(yǎng)殖模式極具普遍性和代表性的規(guī)模豬場進行種植區(qū)土壤重金屬特征分析，討論該豬場由于種植的作物，經(jīng)作物生物修復(fù)后的土壤重金屬變化現(xiàn)狀，研究結(jié)果有顯著的地域性特征及對種植作物選擇提出參考。

1 材料與方法

1.1 實驗場地 本研究場地為山東省萊州某標準化豬場種植區(qū)，位置坐標37°2′15″N，120°8′12″E。養(yǎng)殖規(guī)模3000頭基礎(chǔ)母豬，年產(chǎn)量65000頭商品肥豬；該豬場具有獨立環(huán)保中心，處理場地面積約2965m2，內(nèi)置黑膜沼氣+UASB厭氧罐，集水調(diào)節(jié)池，干式雙膜貯氣柜，UASB反應(yīng)器，一、二級A/O組合池，沉淀池，氣浮池，污泥濃縮池，氣浮機設(shè)備，干化場，處理過程全自控控制。產(chǎn)出物全部進入種植區(qū)，該區(qū)占地66668m2，主要種植花生和大豆經(jīng)濟作物。該豬場養(yǎng)殖模式和廢棄物處理及資源利用方式具有極強的行業(yè)代表性和普遍性。

1.2 土樣采集與處理 采取蛇形式采土，隨機選5個采樣點，采樣點挖深20.0～30.0cm的坑，采集在標底基礎(chǔ)上掘土深度5.0～25.0cm或坑側(cè)面200～300g的土樣，去除肉眼可見根、雜草和石塊等雜質(zhì)，每采樣點取5份樣土混合（1000～1500g），重復(fù)5次，標簽記錄，登記詳細信息。

1.3 土壤重金屬含量測定 土壤重金屬測定方法采取硝酸—高氯酸—氫氟酸消解法，硝酸純度為優(yōu)級，所用電阻率不小于10.0mΩ的去離子水，電感耦合等離子體譜儀（Icp～Ms）測定土壤重金屬含量。樣土測定過程使用國家土壤標物Gss-5對檢測質(zhì)量進行保障。

1.4 土壤重金屬污染風險評估 根據(jù)國家土壤質(zhì)量二級標準為試驗的評估標準（GB/T15618-1995），采用單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法（Nemerow）對土壤重金屬的污染風險進行評估，參照重金屬污染等級分別標注（見表1）。

評估方法：Pi=Ci/SkPn=[（Pimax）2/2+（Pimean）2/2]-2

1.5 重金屬污染潛在風險評估（Hakanson） 采用土壤潛在風險指數(shù)評估法對土壤重金屬的潛在生態(tài)風險評價；參照潛在風險指標值（見表2）。

表2 土壤潛在風險評估指標

表1 污染指數(shù)分級標準

評估方法：Eri=TriCfi=TriCsi/CniRI=∑Eri

1.6 數(shù)據(jù)分析 采用Microsoft excel2009對土壤重金屬存量數(shù)據(jù)統(tǒng)計及軟件@Risk7.50進行土壤重金屬潛在風險評估分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬的含量情況 豬場環(huán)保區(qū)生態(tài)種植區(qū)土壤中重金屬含量如表3所示；Cu和Cr土壤含量均值分別為28.18mg/kg和67.82mg/kg，范圍分別為26.32～32.28mg/kg和61.03～81.02 mg/kg均超過山東地方土壤背景值，分擔率分別為98.25%和48.06%；Cr未超國家土壤背景值，但已接近臨界值；Zn土壤含量值均值為102.58mg/kg，范圍85.16～172.14mg/kg，明顯超國家和地方土壤背景值，分擔率100.00%；Pb有檢出，全部樣本值均不超山東地方背景值。Cd和Hg土壤含量均值分別為0.11mg/kg和9.07mg/kg，范圍分別為0.07～0.137mg/kg和6.24～18.62mg/kg，Cd超過國家土壤背景值，接近山東土壤背景值，分擔率42.11%，Hg全部樣本值均不超山東地方背景值，分擔率14.01%。全部樣本檢出超標率為Zn＞Cu＞Cr＞Cd＞Hg＞Pb。

表3 土壤中重金屬含量 （mg/kg）

2.2 土壤重金屬污染風險評估 依據(jù)土壤污染風險評估指數(shù)分級標準，土壤重金屬污染指數(shù)見表4所示；Pb最大指數(shù)1.03，次指數(shù)值0.88，最小指數(shù)0.38，綜合指標0.64為污染等級安全水平，無污染；Cu和Cr綜合指數(shù)分別為1.49和1.35為污染等級輕度污染水平，污染物高于地區(qū)背景值，輕污染，作物受污染；Cd和Hg綜合指數(shù)分別為0.72和0.86為污染等級警戒線水平，較清潔；Zn綜合指數(shù)2.68為污染等級中度污染，中度污染土壤及作物。結(jié)果表明環(huán)保區(qū)土壤污染突出的重金屬為Zn，其次依序為Cu、Cr、Cd和Hg，Pb污染為無。

表4 土壤重金屬污染風險評估PN

2.3 土壤污染潛在生態(tài)風險評估 依據(jù)潛在生態(tài)風險評估指標，如表5所示，環(huán)保區(qū)土壤重金屬污染潛在風險指數(shù)Cu最小值38.5，最大值84.27，中等風險占比59.19%，均值71.28，屬中等風險等級；Zn最小值51.61，最大值92.24，強風險占比54.57%，均值85.81，屬強風險等級；Cr最小值31.09，最大值57.15，輕度風險占比64.98%，均值41.86，屬輕度風險等級，中等風險指數(shù)占比35.02%；Pb、Hg和Cd所有樣本指數(shù)值均在40以內(nèi)，屬輕度污染等級。綜合潛在生態(tài)風險評價結(jié)果表明，豬場種植區(qū)土壤重金屬潛在風險等級排序為Zn＞Cu＞Cr＞Hg＞Pb＞Cd（見圖1）。

表5 試驗區(qū)土壤重金屬Eri及占比率(%)

圖1 土壤潛在生態(tài)風險綜合指數(shù)

3 討論

近些年，我國生豬養(yǎng)殖產(chǎn)業(yè)發(fā)展勢頭迅猛，已由平面布局的集約化、規(guī)?；B(yǎng)殖模式，逐漸向立體樓房養(yǎng)殖模式轉(zhuǎn)型，其糞污產(chǎn)出量可高達日千噸已不是罕聞，進入土地量近60.0%以上，糞污是造成土壤重金屬殘留的重要原因。近些年，生物修復(fù)為研究的熱點，該方法具有修復(fù)費用低、效果好、增加經(jīng)濟效益和避免二次污染等優(yōu)勢，利用植物對重金屬進行吸收，但是植物種類對不同重金屬的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運率有顯著差異。

據(jù)于成廣等研究表明，花生果實中Cu、Cr、Ni富集量較高，對Pb、As、Hg的富集量較低，植株富集量相反，果實對重金屬富集能力依次是Cd＞Cu＞Ni＞Hg＞As＞Pb＞Cr。由蔡葵等研究發(fā)現(xiàn)花生果實對Hg和As的富集量分別是0.0467mg/kg和0.0018 mg/kg，植株對其富集量分別是1.018mg/kg和0.049 mg/kg，說明花生作物可對Hg和As低生態(tài)風險及無明顯污染的土壤進行修復(fù)，果實中的Hg和As含量達到國家衛(wèi)生限量標準。盆栽大豆可使土壤中Cd和Cr含量分別從2.3mg/kg和107.6mg/kg降至1.0mg/kg、和85.1mg/kg，富集率分別是56.0%和20.9%。其長勢與土壤污染級別顯著差異。因此大豆作物對重金屬污染的土壤具有較好的修復(fù)表現(xiàn)。據(jù)趙本行等研究發(fā)現(xiàn)大豆作物對土壤中Cd有極高的特異性，即三種屏障阻隔Cd進入果實，其在植株內(nèi)富集量為根＞莖＞葉＞果實。據(jù)王效國研究對盆栽對大豆單一種植和間作對不同濃度Cd：1.0 mg/kg、5.0 mg/kg和25.0 mg/kg污染土壤的修復(fù)作了研究，同時對大豆籽粒中重金屬的含量作了測定，研究發(fā)現(xiàn)單一Cd污染土壤對大豆的生長產(chǎn)生抑制作用，大豆對Cd的轉(zhuǎn)運率顯著大于1.0，在與龍葵間作種植下，明顯對大豆生長起促進作用，且促進了龍葵對Cd的吸收，無論單作或間作，大豆果實中Cd的含量都超過國家食品安全標準。因此采取大豆能有效的修復(fù)土壤的Cd污染，但大豆果實Cd污染后的利用價值有待研究。

據(jù)范麗霞等研究表明，雖然山東省內(nèi)豬場都對糞污普遍進行了無害化處理，但腐熟豬糞中存在大量重金屬，其中Zn、Cr、Cu和Hg存在量顯著高于其他類糞污，豬糞農(nóng)用的潛在風險指數(shù)Cu＞Cd＞Zn＞Hg＞As＞Ni＞Cr＞Pb；造成土壤重金屬較嚴重污染。試驗豬場環(huán)保區(qū)土壤重金屬Zn、Cu、Cr、Hg、Pb和Cd的存量及污染風險等級分析只有Zn、Cr和Cu含量較高和潛在生態(tài)風險等級為中、強級；而Hg、Pb和Cd的存量及污染風險等級均處于安全范圍，這與該豬場種植區(qū)種植的作物大豆和花生相關(guān)度很高。本研究結(jié)果與其他學者的研究相關(guān)性及相似度極高。

4 結(jié)論

豬場環(huán)保中心種植區(qū)土壤重金屬污染已是普遍現(xiàn)象，需根據(jù)實際重金屬污染的類型及脅迫性，合理選擇適種的經(jīng)濟作物，通過經(jīng)濟作物對相應(yīng)重金屬進行有效降解。通過生物修復(fù)方式，減少重金屬富集，避免通過食物鏈危及人類健康，提高經(jīng)濟和社會效益。