環(huán)洞庭湖區(qū)典型設施菜地不同種植年限土壤銅鋅累積特征

李 進，陽祝慶，何 健，李 波

（1.漢壽縣農(nóng)業(yè)農(nóng)村局，湖南 漢壽 415900；2.中國科學院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，湖南 長沙 410125）

隨著生活水平的不斷提升，人們對蔬菜消費的需求日益增加，設施栽培的產(chǎn)能優(yōu)勢使得其在蔬菜生產(chǎn)和供應中的作用越發(fā)重要[1-2]。目前，我國已成為世界上最大的設施蔬菜生產(chǎn)國，設施蔬菜栽培面積占全球80%以上[3]。然而，設施栽培復種指數(shù)和農(nóng)用品（化肥、有機肥和農(nóng)藥等）投入強度高，土壤重金屬等污染物累積問題逐漸凸顯[4-5]。例如，南京市郊設施菜地的土壤鎘（Cd）和汞（Hg）含量明顯高于露天菜地土壤，其重金屬污染主要來源于農(nóng)藥和肥料等農(nóng)業(yè)投入品[6]；江西省贛州市設施蔬菜基地土壤Cd 含量是江西土壤背景值的1.0～5.3 倍，設施菜地土壤重金屬綜合污染等級和潛在生態(tài)危害水平分別達到輕度污染和輕微程度，Cd 是貢獻最大的生態(tài)風險因子[7]。

銅和鋅均是人體必須的微量營養(yǎng)元素，但攝入過量也會產(chǎn)生毒害[8]。土壤中Cu 和Zn 的含量水平從農(nóng)業(yè)科學的角度出發(fā)，需要關注其作為微量營養(yǎng)元素的供給能力，而從環(huán)境科學的角度則需要關注其超出臨界值的風險。然而，大多數(shù)情況下由于土壤本底Cu 和Zn 含量遠低于環(huán)境質(zhì)量標準限值，關于設施蔬菜土壤重金屬累積風險的研究便主要關注Cd、Pb、As、Hg 和Cr 等重金屬元素，Cu 和Zn 的累積特征與風險分析未受到重視[9]。前期研究顯示，土壤中Cu 和Zn 的累積程度多隨設施栽培年限的延長呈加劇的變化趨勢[10]，明確設施菜地種植不同年限土壤Cu 和Zn 的累積特征，分析其長期累積風險對于設施蔬菜產(chǎn)業(yè)的綠色高質(zhì)量發(fā)展具有重要意義。

湖南是南方蔬菜大省，2020 年蔬菜種植面積約135.43 萬hm2，其中塑料大棚、溫室和地膜覆蓋等設施蔬菜種植面積在38.67 萬hm2以上[11]。環(huán)洞庭湖區(qū)是湖南省設施蔬菜集中生產(chǎn)區(qū)之一，其中漢壽縣作為國家級蔬菜基地重點縣極具代表，已發(fā)展蔬菜大棚40 萬個，建成了5.33 萬hm2“棚?！保h蔬菜種植常年面積達2.67 萬hm2以上，產(chǎn)值占農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值的30%以上[11]。筆者選取漢壽縣不同種植年限（0、1～5、6～10、11～15 a）設施菜地土壤為研究對象，解析土壤Cu 和Zn 總量與有效態(tài)的累積特征及其與種植年限的關系，探討優(yōu)化施肥的策略，以期為環(huán)洞庭湖區(qū)乃至湖南省設施蔬菜產(chǎn)業(yè)的綠色發(fā)展提供支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

漢 壽 縣 （ 地 處 東 經(jīng)111 ° 42 '～112 °18 ' ，北緯 2 8 ° 36 '～29 ° 6 '）是一個傳統(tǒng)蔬菜生產(chǎn)大縣，素有“北壽光、南漢壽”之美譽，主產(chǎn)區(qū)分布在S205 省道沿線，沅水南北兩岸，其大棚春提早、秋延后栽培和露地小拱棚種植極具特色。選擇沅水南岸的辰陽街道圍堤湖作為研究區(qū)域，該區(qū)域集中連片蔬菜基地有3 300 hm2以上，設施栽培占比高，地勢平坦，土地肥沃，且遠離工廠和居民區(qū)，無污染源，是湖南省集中連片面積最大的無公害蔬菜生產(chǎn)基地。研究區(qū)域?qū)儆趤啛釒駶櫦撅L氣候，年均氣溫17.0℃，年降水量1 415 mm，全年無霜期274 d，年平均日照1 579 h。

1.2 設施菜地概況及取樣方法

通過前期勘查與調(diào)研訪談，選取漢壽縣辰陽街道相對集中且連片的設施菜地進行布點采樣，設施類型以塑料大棚為主，以大棚附近露天土壤作為對照（0 a），根據(jù)種植年限將棚齡劃分為1～5、6～10、11～15 a，共采集51 個土壤樣品，其中0 a 的3 個，1～5 a 的21 個、6～10 a 的21 個、11～15 a 的6 個。每個大棚內(nèi)按照梅花型取樣法采集0～20 cm 表層土壤，采用四分法帶回約3 kg 土壤進行自然風干，除去土壤中的根系、礫石等雜質(zhì)，研磨過1 和0.15 mm 篩，保存待測。

1.3 樣品測定方法

土壤Cu 和Zn 總量參照“HJ 803—2016 土壤和沉積物12 種金屬元素的測定”中的方法測定，準確稱取0.100 0 g 土壤樣品，采用HCl-HNO3-HClO4方法進行微波消解，消解液淋洗定容后用電感耦合等離子質(zhì)譜儀（ICP-MS，安捷倫7900，美國）測定Cu 和Zn 等元素含量。土壤Cu 和Zn 有效態(tài)含量參照“HJ 804—2016 土壤8 種有效態(tài)元素的測定”中的方法測定，準確稱取10.00 g 土壤樣品，以土水比1 ∶2（m/v）加入20 mL 二乙烯三氨基五乙酸—三乙醇胺（DTPA-TEA）浸提液，160 r/min 振蕩2 h，過濾后上清液用電感耦合等離子發(fā)射光譜儀（ICPOES，安捷倫720，美國）進行測定。土壤pH 值采用pH 計測定，土水比為1 ∶2.5（m/v）；土壤有機質(zhì)采用重鉻酸鉀-外加熱法進行測定。

1.4 設施菜地土壤銅鋅豐缺狀況及污染評價

1.4.1 土壤微量元素豐缺評價土壤微量元素豐缺標準主要參考沈善敏[12]關于中國土壤肥力的分級描述，同時根據(jù)前人的研究結(jié)果[13-14]并結(jié)合本次調(diào)研數(shù)據(jù)，綜合評價設施菜地土壤銅鋅等有效微量元素的豐缺狀況，具體分級標準見表1。

表1 全國農(nóng)業(yè)系統(tǒng)的土壤有效銅鋅含量分級標準

1.4.2 土壤銅鋅污染指數(shù)評價土壤重金屬污染評價方法主要采用單因子污指數(shù)（Pi）和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)（PN）法對土壤重金屬污染程度進行分級，具體污染等級見表2。

表2 重金屬污染指數(shù)與污染等級關系

式（1）中：Pi代表單因子污染指數(shù)；Ci代表某種重金屬的實測值（mg/kg）；Si代表某種重金屬在土壤環(huán)境質(zhì)量標準中的臨界值，參考“GB 15618—2018 土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準”中土壤污染篩選值。

式（2）中：PN代表綜合污染指數(shù)；Pimax代表所有單因子污染指數(shù)最大值；Piave代表所有單因子污染指數(shù)平均值。

1.5 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)采用“平均值”或“平均值±標準差”的形式呈現(xiàn)。采用方差分析（ANOVA）確定不同種植年限對設施菜地土壤重金屬累積和土壤理化性質(zhì)的影響，采用95%置信區(qū)間的最小顯著性差異（LSD）方法評估均數(shù)間的顯著性。采用Pearson 相關性分析和線性回歸分析分別確定被測指標間及污染指數(shù)與種植年限間的關系。采用SPSS 20.0 軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，采用Origin 2019 軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 種植年限對設施菜地土壤銅鋅總量及理化性質(zhì)的影響

2.1.1 種植年限對設施菜地土壤銅鋅總量累積的影響以設施菜地附近露天土壤為對照土壤（0 a），不同種植年限（1～5、6～10、11～15 a）設施菜地土壤Cu 和Zn 含量變化如表3 所示。隨著種植年限延長，土壤總Cu 和Zn 含量均呈上升趨勢，尤其是種植超過10 a 的設施菜地土壤，2 種重金屬含量累積增加趨勢最為明顯。土壤總Zn 含量由露天土壤轉(zhuǎn)變?yōu)樵O施菜地土壤的1～5 a 內(nèi)無明顯變化，在6～10 和11～15 a 分別增加了11.0%、29.0%（P＜0.05）；土壤總Cu含量在1～5 和6～10 a 內(nèi)均無明顯變化，在11～15 a 顯著增加了28.3%（P＜0.05）。與GB15618—2018 中農(nóng)用地土壤重金屬污染閾值（Cu 50 mg/kg；Zn 200 mg/kg）相比，對照土壤和設施菜地土壤Cu 和Zn 含量均未超標。

表3 不同種植年限設施菜地土壤銅鋅總量及理化性質(zhì)的變化

2.1.2 種植年限對設施菜地土壤理化性質(zhì)的影響不同種植年限（0、1～5、6～10、11～15 a）設施菜地土壤pH 值、有機質(zhì)含量及陽離子交換量變化如表3 所示。隨著種植年限延長，土壤pH 值呈逐漸降低趨勢，而土壤有機質(zhì)和陽離子交換量均呈不同程度上升趨勢。與對照相比，土壤pH 值在1～5 和6～10 a 種植年限內(nèi)輕微降低，種植超過10 a 的土壤pH 值由露天土壤的6.9 下降到5.0，下降了1.9 個單位（P＜0.05）；土壤有機質(zhì)含量在1～5 和6～10 a 無明顯變化，在11～15 a 顯著增加了115.4%（P＜0.05）；土壤陽離子交換量在1～5 a 內(nèi)無明顯變化，在6～10 和11～15 a 分別顯著增加了28.0%和41.7%（P＜0.05）。

2.2 設施菜地土壤微量元素豐缺評價

2.2.1 不同種植年限設施菜地土壤有效態(tài)銅鋅含量的變化不同種植年限（0、1～5、6～10、11～15 a）設施菜地土壤有效態(tài)Cu 和Zn 含量變化如表4 所示。隨種植年限延長，土壤有效態(tài)Cu 和Zn 含量均有不同程度增加，其中種植超過10 a 的設施菜地土壤有效態(tài)Cu 和Zn 累積增加趨勢最為明顯。與對照相比，設施菜地1～5 a 內(nèi)土壤有效態(tài)Zn 含量增加了78.6%， 6～10 和11～15 a 分別增加了92.9%和300.0%（P＜0.05）；土壤有效態(tài)Cu含量在1～5和6～10 a種植年限內(nèi)均略有增加，在11～15 a 顯著增加了50.0%（P＜0.05）。

表4 不同種植年限設施菜地土壤有效態(tài)銅鋅含量及豐缺水平

2.2.2 不同種植年限設施菜地土壤銅鋅豐缺評價根據(jù)土壤微量元素含量分級標準，不同種植年限（0、1～5、6～10、11～15 a）設施菜地土壤有效態(tài)Cu 和Zn 含量均遠高于臨界值，說明設施菜地土壤Cu 和Zn 含量較高，供應充足。露天土壤的有效Cu 含量100%為極富水平，而有效Zn 含量100%處于豐富水平（表4）；設施栽培1～5 a 后，85%的土壤有效Cu 含量仍為極富水平，而有15%的土壤有效Cu 含量降低到豐富水平，85%的土壤有效Zn 含量仍為豐富水平，而有15%的土壤有效Zn 含量增至極富水平；設施栽培6～10 a 后，71.4%的土壤有效Cu 含量仍為極富水平，而有28.6%的土壤有效Cu 含量降低到豐富水平，66.7%的土壤有效Zn 含量仍為豐富水平，而有33.3%的土壤有效Zn 含量增至極富水平；設施栽培11～15 a 后，土壤有效態(tài)Cu 和Zn 含量均100%達到極富水平。

2.3 設施菜地土壤重金屬污染評價

根據(jù)土壤單項污染程度分級標準，設施菜地土壤Cu 和Zn 單因子污染指數(shù)Pi＜1，均為無污染等級。由圖1 可知，種植年限與設施菜地土壤Cu 和Zn 污染指數(shù)之間均呈極顯著正相關關系（R2=0.88 和0.87，n=51），按照目前的趨勢發(fā)展，預測設施菜地土壤Cu 和Zn 污染等級由無污染上升到輕微污染的年限分別為6 和8 a、輕度污染分別為13 和21 a、中度污染分別為19 和34 a、重度污染分別為33 和59 a，說明設施菜地土壤Cu 和Zn 含量隨著種植年限的增長存在潛在污染風險。

圖1 單因子污染指數(shù)及其與種植年限的關系

重金屬綜合污染指數(shù)（圖2）表明，對照組與種植1～5 a 設施菜地土壤樣品均處于清潔等級；與對照組相比，種植6～10 a 的設施菜地土壤中約23.8%的樣品由清潔轉(zhuǎn)變?yōu)樯星鍧嵉燃?；種植11～15 a 的設施菜地土壤樣品全部轉(zhuǎn)變?yōu)樯星鍧嵉燃?；種植年限與綜合污染指數(shù)之間呈極顯著正相關關系（R2=0.88，n=51），推測設施菜地土壤綜合污染指數(shù)上升至輕度、中度和重度等級的年限分別為6.5、15、23 a，說明綜合污染指數(shù)上升預測年限早于Zn 污染指數(shù)，略晚于Cu 污染指數(shù)。因此，設施菜地土壤綜合污染風險主要受到Cu 累積的影響。

圖2 綜合污染指數(shù)及其與種植年限的關系

2.4 設施菜地土壤銅鋅含量與土壤理化性質(zhì)的相關性

Pearson 相關性分析結(jié)果（表5）指出，設施菜地土壤Cu 和Zn 含量之間及其與土壤有機質(zhì)、陽離子交換量均具有極顯著正相關關系，表明設施菜地土壤Cu 和Zn 含量累積與有機質(zhì)提升可能具有極大的同源性，而與土壤pH 值具有極顯著負相關關系，這可能與長期大量施用化肥有關。

表5 設施菜地土壤重金屬含量與土壤理化性質(zhì)之間的關系

3 結(jié) 論

選取環(huán)洞庭湖區(qū)漢壽縣蔬菜大棚為研究對象，分析了種植年限對設施菜地土壤銅鋅累積特征的影響，得到以下結(jié)論。

（1）隨種植年限的延長，土壤Cu 和Zn 含量均呈上升趨勢，超過10 a 的設施菜地土壤Cu 和Zn 累積增加趨勢最為明顯。與露天土壤相比，11～15 a 設施菜地土壤Cu 和Zn 累積量均超過28.0%。

（2）隨種植年限的延長，土壤pH 值呈逐漸降低趨勢，而土壤有機質(zhì)和陽離子交換量均呈不同程度上升趨勢。與露天土壤相比，11～15 a 設施菜地土壤pH 值下降了1.9 個單位；土壤有機質(zhì)含量增加了115.4%；超過5 a 的設施菜地土壤陽離子交換量增加了28.0%～41.7%。

（3）設施菜地土壤有效態(tài)Cu 和Zn 累積趨勢與總量基本一致，有效態(tài)Zn 的增幅大于有效態(tài)Cu 的增幅。與露天土壤相比，不同種植年限的設施菜地土壤有效態(tài)Cu 大部分穩(wěn)定在極富水平；種植1～5 a和6～10 a 的設施菜地土壤有效態(tài)Zn 含量大部分處于豐富水平，而種植11～15 a 后達到極富水平。

（4）污染指數(shù)結(jié)果表明，設施菜地土壤Cu 和Zn 均為無污染，不同種植年限設施菜地土壤綜合污染指數(shù)均處于清潔和尚清潔等級，單因子與綜合污染指數(shù)隨種植年限延長呈逐漸上升趨勢。Cu 污染指數(shù)與綜合污染指數(shù)預測年限相近，土壤Cu 是該區(qū)域污染風險上升的主控因子。

4 討 論

4.1 種植年限對設施菜地土壤銅鋅累積的影響

不同于露天栽培，設施栽培系統(tǒng)處于半封閉狀態(tài)，具有氣溫高、濕度大、地表蒸發(fā)量大、無雨水淋洗、無沉降、復種指數(shù)高等特點，是一種人為干擾劇烈的種植模式。該研究結(jié)果指出，設施菜地土壤Cu 和Zn 含量均隨種植年限的延長出現(xiàn)不同程度的累積，種植超過10 a 的設施菜地土壤中Cu 和Zn 的累積量分別達到28.3%和29.0%，這與他人的研究結(jié)果相似[15]。設施菜地土壤重金屬隨種植年限延長出現(xiàn)的累積現(xiàn)象可能與長期大量投入農(nóng)資物品（例如化肥、畜禽糞便、有機肥和農(nóng)藥）有關[16]。據(jù)報道，中國每年農(nóng)田土壤中69%的Cu 來源于畜禽糞便，34%來源于化肥；51%的Zn 來源于畜禽糞便，4%來源于化肥[17]。Pearson 相關性分析結(jié)果表明，設施菜地土壤Cu 和Zn 含量之間及其與土壤有機質(zhì)均具有極顯著正相關關系，設施菜地土壤Cu 和Zn 含量累積與有機質(zhì)提升可能具有極大的同源性，這與盧維宏等[2]的研究結(jié)果相似。土壤有機質(zhì)提升的途徑較為單一，主要通過施入有機肥或畜禽糞便，而其中Cu和Zn 含量相對較高，因此有機肥或畜禽糞便的施入對設施菜地土壤重金屬累積的貢獻最突出[18]。

4.2 不同種植年限設施菜地土壤銅鋅豐缺狀況評價

微量元素是植物生長發(fā)育過程中植物體酶、維生素和生長激素等的重要組成成分[19]，由于設施栽培高強度的耕作、灌溉和施肥等農(nóng)藝措施，土壤中微量元素的生物有效性及豐缺狀況易受人為的影響[20]。該研究結(jié)果指出，設施菜地土壤有效態(tài)Cu 和Zn 含量隨種植年限延長均有不同程度的增加，其中種植超過10 a 的設施菜地土壤有效態(tài)Cu 增加了50.0%，不同種植年限設施菜地土壤有效態(tài)Zn 增加了78.6%～300.0%。此外，土壤有效態(tài)Cu 和Zn 與土壤pH 值之間具有極顯著負相關關系，這可能是由于長期栽培過程中，施入了大量的化肥與有機肥，再加上高復種指數(shù)，均降低了土壤pH 值，而土壤酸化進一步導致了土壤重金屬活化[21]。在實際應用中，通常采用“全國農(nóng)業(yè)系統(tǒng)的土壤速效微量元素豐缺指標”評價方法，以表層土壤有效態(tài)微量元素含量的不同范圍界定其豐缺度[22]。該研究指出，不同種植年限的設施菜地土壤有效態(tài)Cu 含量大部分穩(wěn)定在極富水平，有效態(tài)Zn 隨種植年限的增加由豐富水平逐漸上升至極富水平，表明研究區(qū)域土壤有效Cu 和Zn 含量均較高，供應充足。

4.3 不同種植年限設施菜地土壤銅鋅污染風險評價

土壤重金屬累積嚴重威脅蔬菜質(zhì)量安全和人民健康[23]。因此，土壤重金屬累積量是判定土壤退化的主要標志之一，但其無法體現(xiàn)種植年限對重金屬污染風險的影響。土壤污染指數(shù)是定量評價土壤環(huán)境質(zhì)量的重要手段，可用于分析不同種植年限設施菜地土壤環(huán)境質(zhì)量的變化狀況[24]。單因子污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)結(jié)果顯示，設施菜地土壤Cu 和Zn均為無污染等級，不同種植年限設施菜地土壤綜合污染指數(shù)均處于清潔和尚清潔等級，單因子與綜合污染指數(shù)隨種植年限延長呈逐漸上升趨勢，這與王登啟等[24]的研究結(jié)果相似。線性回歸分析結(jié)果顯示，設施菜地土壤Cu 和Zn 由無污染上升到輕微污染的預測年限分別為6 和8 a，表明土壤Cu 的潛在污染風險大于Zn；綜合污染指數(shù)上升至輕度污染預測年限為6.5 a，略晚于Cu 污染指數(shù)上升預測年限，表明土壤Cu 累積是該區(qū)域綜合污染風險上升的主要影響因素。由此推斷，研究區(qū)域設施菜地土壤Cu 和Zn 污染風險較小，土壤Cu 是污染風險的主控因子。

4.4 設施栽培過程中的對策與建議

（1）研究表明，土壤Cu 和Zn 含量累積與有機質(zhì)提升具有極大的同源性，土壤有機質(zhì)提升主要源于有機肥或畜禽糞便的投入。因此，在設施栽培過程中應合理資源化處理畜禽糞便或科學施用有機肥，尤其是要配合其他農(nóng)藝措施使用，以延緩設施菜地土壤銅鋅累積，確保長期設施栽培綠色健康發(fā)展。

（2）土壤有效態(tài)Cu 和Zn 含量隨種植年限延長均有不同程度增加，且土壤pH 值不斷降低促進了土壤中Cu 和Zn 的活化；根據(jù)土壤有效態(tài)銅鋅豐缺分級標準，研究區(qū)域土壤Cu 和Zn 供應充足，豐缺水平隨種植年限保持不變或穩(wěn)定增加，在設施栽培過程中無需補充Cu 和Zn 的供應，或盡量減少酸性肥料的施用以降低Cu 和Zn 的活化。

（3）設施菜地土壤單因子與綜合污染指數(shù)隨種植年限延長呈逐漸上升趨勢，未來6～8 a 內(nèi)設施菜地土壤Cu 和Zn 污染指數(shù)上升到輕微污染等級，綜合污染指數(shù)上升至輕度污染等級，且Cu 污染指數(shù)與綜合污染指數(shù)預測年限相近，土壤Cu 累積是該區(qū)域綜合污染風險上升的主要影響因素。為避免Cu 累積污染風險進一步擴大，在設施栽培過程中可適當減少高Cu 含量畜禽糞便的投入[25]。