陳露丹，鄧良基，周 偉，劉子驍，鄒光基

（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源學(xué)院，成都 611130）

中國是一個(gè)農(nóng)業(yè)大國，基本國情是人多地少、耕地質(zhì)量不高、后備資源不足，開展農(nóng)村宅基地復(fù)墾是集約利用土地資源、增加耕地?cái)?shù)量的措施之一[1]。但宅基地復(fù)墾土壤因物理結(jié)構(gòu)被嚴(yán)重破壞，土壤養(yǎng)分狀況差，土壤功能基本喪失[2-4]，因此需要采用有機(jī)物料等對(duì)復(fù)墾土地的土壤進(jìn)行改良。已有研究表明[5-9]，秸稈、菌渣、豬糞等有機(jī)物料富含多種營養(yǎng)元素，不但能夠提供作物生長所需要的營養(yǎng)物質(zhì)，還可以提高土壤中酶活性，能夠改善土壤理化性質(zhì)，提升土壤肥力。然而由于秸稈等有機(jī)物料的利用途徑較少、利用率較低，大量有機(jī)物料被焚燒或被直接丟棄[10-11]，不僅造成有機(jī)碳等物質(zhì)的浪費(fèi)，而且給環(huán)境造成了一定的污染，因此利用有機(jī)物料對(duì)復(fù)墾土地進(jìn)行土壤改良具有較強(qiáng)的理論和實(shí)踐意義。

部分研究者認(rèn)為，秸稈、菌渣及豬糞中殘留有一定量的重金屬[12-14]，長期施用這些有機(jī)物料可能會(huì)給土壤帶來重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn)[15-16]。目前對(duì)耕地和礦區(qū)復(fù)墾土地的重金屬研究較多[17-19]，但是對(duì)于秸稈、菌渣、豬糞3 種有機(jī)物料施用的宅基地復(fù)墾土壤重金屬污染方面的研究鮮有報(bào)道，因此，摸清秸稈、菌渣、豬糞3 種有機(jī)物料施用下宅基地復(fù)墾土壤重金屬含量及其變化特征，能夠?yàn)橛袡C(jī)物料的選擇、施用方案推薦和污染風(fēng)險(xiǎn)的防控奠定基礎(chǔ)。

當(dāng)前對(duì)于土壤重金屬的評(píng)價(jià)方法有單因子指數(shù)法、地質(zhì)累積指數(shù)法、富集因子法、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法等，均存在一些缺陷[20-21]，為了提高評(píng)價(jià)結(jié)果的可行性，避免單個(gè)方法帶來的差異，研究者們多采用兩種以上的評(píng)價(jià)方法進(jìn)行評(píng)價(jià)[21-23]。此外，大多數(shù)研究者并未根據(jù)所涉及的重金屬種類，修正潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，而采用原有的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行評(píng)價(jià)，造成評(píng)價(jià)結(jié)果參考性不強(qiáng)[22-26]。因此，本研究以成都平原宅基地復(fù)墾土壤為研究對(duì)象，根據(jù)Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 和As 重金屬類型修訂潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，并運(yùn)用內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法及潛在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法對(duì)秸稈、菌渣、豬糞3 種有機(jī)物料施用下宅基地復(fù)墾土壤重金屬含量進(jìn)行評(píng)價(jià)，以期為有機(jī)物料有效安全利用提供路徑，為宅基地復(fù)墾土地的綠色安全培肥方案的確立提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)地情況

本試驗(yàn)在四川農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)研發(fā)基地進(jìn)行（位于成都平原崇州市榿泉鎮(zhèn)），供試土壤為岷江河流沖積物形成的黃壤，試驗(yàn)地為就近客土的復(fù)墾宅基地土壤。

試驗(yàn)地土壤理化性質(zhì)：耕作層土壤（0～20 cm），pH 值為6.75，總有機(jī)碳（TOC）含量5.70 g/kg，全氮（TN）含量0.69 g/kg，全磷（TP）含量0.46 g/kg，全鉀（TK）含量8.77 g/kg，銅（Cu）含量34.93 mg/kg，鎘（Cd）含量0.16 mg/kg，鉻（Cr）含量46.76 mg/kg，鉛（Pb）含量30.39 mg/kg，鋅（Zn）含量88.55 mg/kg，砷（As）含量10.49 mg/kg。

1.2 供試材料

供試秸稈和菌渣均來自試驗(yàn)地及周邊食用菌廠，其中秸稈在施用前切碎混合均勻，菌渣為腐熟后的雙孢蘑菇廢棄培養(yǎng)基；供試豬糞由百事康有機(jī)肥廠提供（全磷P2O5，全鉀K2O），經(jīng)腐熟后進(jìn)行還田施用。

供試化肥為當(dāng)?shù)佧溣褫喿鞒Ｓ没?，分別為尿素（含N 量46.3%）、過磷酸鈣（含P2O5量12.0%）、氯化鉀（含K2O 量60.0%）。小麥季試供品種是內(nèi)麥836；玉米季試供品種是成單30。供試材料的具體化學(xué)性質(zhì)如表1所示。

1.3 試驗(yàn)方案

依據(jù)當(dāng)?shù)匦←溂境Ｒ?guī)化肥施用量（N、P2O5、K2O分別為150、75、75 kg/hm2）和玉米季常規(guī)化肥施肥量（N、P2O5、K2O 分別為180、100、120 kg/hm2）為施肥標(biāo)準(zhǔn)，以秸稈帶入碳量為基準(zhǔn)計(jì)算菌渣和豬糞施用量；秸稈、菌渣、豬糞帶入土壤N、P2O5、K2O 的不足常規(guī)施肥量部分，用配施化肥補(bǔ)充；試驗(yàn)共設(shè)8 個(gè)處理，分別為空白對(duì)照（CK）、常規(guī)化肥處理（CF）、秸稈全量還田處理（S1）、秸稈1.5 倍還田處理（S2）、菌渣等碳量還田處理（R1）、菌渣1.5 倍碳量還田處理（R2）、豬糞等碳量還田處理（M1）、豬糞1.5 倍碳量還田處理（M2），具體試驗(yàn)方案見表2。

表1 供試材料的化學(xué)性質(zhì)Table 1 Chemical properties of raw materials used for experiments

試驗(yàn)小區(qū)采用隨機(jī)排列，3 次重復(fù)，各小區(qū)面積為25 m2，小區(qū)之間設(shè)立10 cm 寬，20 cm 深的土溝，并將整塊田剩余部分設(shè)立為保護(hù)行。在小麥季，所有化肥和有機(jī)物料均在小麥播種前以基肥形式全部用穴施方法施入各小區(qū)；玉米季除40%無機(jī)氮肥在拔節(jié)期追肥外，其余化肥和有機(jī)物料均在玉米播種前以基肥形式用穴施方法施入各個(gè)小區(qū)。

1.4 樣品采集與測定

樣品采集：土壤的采集時(shí)間是2014年10月—2017年10月，分別是每年的小麥季和玉米季時(shí)期，按五點(diǎn)采樣法在各個(gè)小區(qū)0～20 cm 土層采集混合土樣。將樣品帶回實(shí)驗(yàn)室，自然風(fēng)干，并過0.15 mm（100 目）尼龍篩，放入自封袋備用。

重金 屬測定：Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 全量測定經(jīng)HNO3-HF-HClO4三酸消煮、過濾后，其中Cu、Cr、Pb、Zn 用火焰原子吸收分光光度計(jì)測定，Cd 用石墨爐原子吸收分光光度計(jì)測定；As 全量測定采用硝酸-硫酸消解后，用原子熒光光譜儀測定[25-27]。

土壤理化性質(zhì)測定：土壤pH、總有機(jī)碳（TOC）、全氮（TN）、全磷（TP）、全鉀（TK）的測定均采用常規(guī)方法[13]。

試驗(yàn)過程所用均為優(yōu)級(jí)純的試劑，分析用水均使用高純水（Milli-Q 儀器制成）。每批樣品在消煮過程中添加土壤標(biāo)樣和空白進(jìn)行分析質(zhì)量控制。不同處理的有機(jī)物料、化肥養(yǎng)分施入量如表2所示。

表2 不同處理的有機(jī)物料、化肥養(yǎng)分施入量Table 2 The nutrients of chemical fertilizers and organic material application amount in each treatmentskg·hm-2

1.5 計(jì)算公式

1.5.1 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法

利用內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法計(jì)算土壤重金屬綜合污染指數(shù)，評(píng)價(jià)土壤重金屬綜合污染程度，計(jì)算基于重金屬含量和標(biāo)準(zhǔn)值[28]。其計(jì)算公式為：

式中：Pi為單因子指數(shù)；Ci為元素i 的實(shí)測值，mg/kg；Si為元素i 的標(biāo)準(zhǔn)值，mg/kg。若Pi≥1，則存在污染；若Pi＜1，則不存在污染。標(biāo)準(zhǔn)值遵照《土壤環(huán)境質(zhì)量—農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)》（GB 15618—2018）中的農(nóng)用地土壤污染篩選值。Pn為內(nèi)梅羅綜合指數(shù)；Pimax為各重金屬元素單因子指數(shù)的最大值；Piave為各重金屬元素單因子指數(shù)的平均值。Pn的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[29]如表3所示。

表3 內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)Table 3 Grade standard of nemerow composite index

1.5.2 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法

有機(jī)物料給土壤帶入一定的重金屬，可能會(huì)給環(huán)境帶來潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，因此本研究運(yùn)用潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法對(duì)重金屬進(jìn)行評(píng)價(jià)（見表4）。潛在生態(tài)危害指數(shù)（RI）評(píng)價(jià)方法是瑞典學(xué)者L.Hakanson[30]于1980年建立的一套應(yīng)用沉淀學(xué)原理評(píng)價(jià)重金屬污染及生態(tài)危害的方法。其公式為：

式中：Pi為單因子污染指數(shù)，Csi為重金屬濃度實(shí)測值，Cni為《土壤環(huán)境質(zhì)量—農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)》（GB 15618—2018）中的農(nóng)用地土壤污染篩選值，Eri為單因子危害系數(shù)，Tri為毒性響應(yīng)系數(shù)，RI 為多因子綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)。其中毒性響應(yīng)因子采用Hakanson 制定的標(biāo)準(zhǔn)化重金屬毒性響應(yīng)系數(shù)為評(píng)價(jià)依據(jù)，分別為：Zn=1，Cr=2，Cu=5，

Pb=5，As=10，Cd=30。

Eri與RI 的大小與研究的微量元素的數(shù)量和種類有關(guān)，微量元素的毒性越強(qiáng)、數(shù)目越多，Eri和RI值就越大，應(yīng)用Eri和RI 進(jìn)行潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)時(shí)，應(yīng)根據(jù)研究的微量元素的數(shù)量和種類對(duì)評(píng)價(jià)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行調(diào)整，能夠提高評(píng)價(jià)的適應(yīng)性和準(zhǔn)確性[31-32]。因此，參考原有定級(jí)規(guī)則，根據(jù)研究重金屬元素的數(shù)量及種類，得到Eri和RI 第一級(jí)界限值分別為30和60；其他級(jí)別的分級(jí)值分別用上一級(jí)的分級(jí)值乘2 得到[27]，如表4所示。

1.6 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)處理采用Microsoft Excel 2016 進(jìn)行，采用SPSS 20.0 軟件進(jìn)行單因素方差分析（ANOVA），對(duì)土壤Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 和As 的含量、內(nèi)梅羅指數(shù)和潛在風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)的差異性及顯著性進(jìn)行LSD 和SNK檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 復(fù)墾土壤重金屬含量狀況及其變化特征

秸稈、菌渣和豬糞3 種不同有機(jī)物料還田下復(fù)墾土壤重金屬含量在試驗(yàn)前后總體狀況，如表5所示。試驗(yàn)前各小區(qū)重金屬含量高低次序?yàn)閆n（88.55～88.75 mg/kg）＞Cr（46.76～46.78 mg/kg）＞Cu（34.94～34.99 mg/kg）＞Pb（30.39～30.40 mg/kg）＞As（10.52～10.53 mg/kg）＞Cd（0.161～0.162 mg/kg），各小區(qū)間的變幅很小、差異不顯著（P＞0.05），說明試驗(yàn)田的均一性和可比性較好。

經(jīng)過3年試驗(yàn)，不同處理下復(fù)墾土壤Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 和As 重金屬含量均呈現(xiàn)上升的趨勢，Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 和As 分別增加了5.09%～10.23%、11.18%～20.37%、2.63%～6.67%、3.55%～7.57%、2.43%～4.77%和9.60%～20.93%，含量高低次序?yàn)閆n（88.55～92.88 mg/kg）＞Cr（46.76～49.89 mg/kg）＞Cu（34.94～38.57 mg/kg）＞Pb（30.40～32.70 mg/kg）＞As（10.52～12.71 mg/kg）＞Cd（0.161～0.195 mg/kg）。3年試驗(yàn)后，CK 處理下復(fù)墾土壤Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 和As 重金屬含量出現(xiàn)不同程度的增長。已有研究表明，大氣沉降、成土母質(zhì)、人為活動(dòng)等途徑可能會(huì)給成都平原的土壤帶來重金屬污染的威脅[27，33-34]。此外，CF、S1、S2、R1、R2、M1 和M2 處理下土壤重金屬含量可能是由于化肥及有機(jī)物料等長期施用呈現(xiàn)出逐漸上升的趨勢，已有研究證實(shí)，長期施用化肥及有機(jī)物料會(huì)給農(nóng)田土壤造成一定的重金屬潛在污染[35-36]?？赡苁怯捎谠谝欢ㄊ┯昧糠秶鷥?nèi)，化肥以及秸稈、菌渣和豬糞有機(jī)物料施入帶進(jìn)土壤的重金屬含量大于作物增長所富集的重金屬含量[13]，同時(shí)隨著大氣沉降、人為活動(dòng)等途徑給土壤帶進(jìn)一定量的重金屬，造成土壤重金屬含量呈現(xiàn)增長趨勢[34]。

表4 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)Table 4 Grade standard of potential ecological risk evaluation

表5 3 種有機(jī)物料還田處理下復(fù)墾土壤重金屬含量Table 5 Heavy metal content in reclaimed soil treated with three organic materials returning to fieldmg·kg-1

經(jīng)過3年試驗(yàn)，常規(guī)化肥處理（CF）下復(fù)墾土壤Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 和As 重金屬含量增量明顯高于對(duì)照處理（CK），其中高出量最大的是As，高出5.64%，其次是Cu 和Cd，分別高出2.32%和1.94%，表明施用化肥也存在重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn)[37]，As、Cu 和Cd 污染的風(fēng)險(xiǎn)較大。M2 處理下復(fù)墾土壤的Cu、Cd、Cr、Zn、As 重金屬含量顯著高于其他施肥處理（P＜0.05），結(jié)果表明，相對(duì)其他施肥處理大量施用豬糞會(huì)給復(fù)墾土壤帶來了重金屬污染較高。已有研究表明，長期大量施用豬糞等有機(jī)物料會(huì)給成都平原土壤帶來潛在的重金屬污染及威脅[38]。而S1 處理下復(fù)墾土壤Cd、As 重金屬含量顯著低于其他施肥處理（P＜0.05），S1 和S2 處理下復(fù)墾土壤Cr、Pb 重金屬含量顯著低于其它施肥處理（P＜0.05），表明長期秸稈施用相對(duì)于菌渣和豬糞施用給復(fù)墾土壤帶來的Cd、Cr、Pb、As重金屬污染較低，其原因可能是由于秸稈中重金屬殘留量與豬糞和菌渣相比較少，而給土壤帶來的潛在重金屬污染威脅較輕[36-39]。

3 種有機(jī)物料還田處理下復(fù)墾土壤重金屬含量增量如表6所示。與CK 處理比較，秸稈還田（S1、S2）、菌渣還田（R1、R2）和豬糞還田3 個(gè)處理（M1、M2）的同期Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 和As 重金屬含量增長量均高于CK 處理，其增量增加的次序是豬糞還田處理＞菌渣還田處理＞秸稈還田處理，并隨有機(jī)物料的增加而呈現(xiàn)上升趨勢，即M2＞M1、R2＞R1、S2＞S1；3 個(gè)處理的同期重金屬含量增加的次序是As＞Cd＞Cu＞Pb＞Cr＞Zn，表明有機(jī)物料會(huì)給土壤輸入重金屬，特別是豬糞還田處理輸入土壤的As、Cd、Cu 的量較高，并隨有機(jī)物料施用量的增加而增加，與已有研究結(jié)論基本一致，其原因可能是由于有機(jī)物料含有較多的重金屬[13]，其中豬糞的As、Cd、Cu 含量較高[37]。

與CF 比較，秸稈還田處理（S1）除Pb、Zn 以外的Cu、Cd、Cr 和As 同期含量增長量均低于常規(guī)化肥施用處理，秸稈還田（S2）、菌渣還田（R1、R2）和豬糞還田（M1、M2）3 個(gè)處理同期含量增長量呈現(xiàn)與CK處理基本一致的變化特征，進(jìn)一步說明秸稈還田處理（S1）重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)很小。

2.2 內(nèi)梅羅指數(shù)法的評(píng)價(jià)結(jié)果

參照《土壤環(huán)境質(zhì)量—農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618—2018）對(duì)3 種物料還田下復(fù)墾土地土壤重金屬進(jìn)行評(píng)價(jià)，得到的內(nèi)梅羅指數(shù)的計(jì)算統(tǒng)計(jì)結(jié)果如表7所示。

從表7看出，試驗(yàn)前Cu、Cd、Cr、Pb、Zn、As 重金屬污染指數(shù)變幅分別為0.349～0.350、0.537～0.541、0.234～0.234、0.253～0.253、0.354～0.355、0.350～0.351；3年試驗(yàn)后，Cu、Cd、Cr、Pb、Zn、As 重金屬污染指數(shù)變幅分別為0.367～0.386、0.598～0.651、0.240～0.249、0.262～0.273、0.363～0.372、0.384～0.424，其中Cd 為6種重金屬中的主要污染物，而Pb 與Cr 元素相對(duì)污染程度較低，已有研究表明，成都平原土壤重金屬中Cd 的累積效應(yīng)較大，相對(duì)于其他重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)較高[40-41]。試驗(yàn)前土壤的綜合污染程度介于0.452～0.454＜0.7，3年試驗(yàn)后，土壤的綜合污染程度介于0.479～0.538＜0.7，根據(jù)內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)（表3）得出試驗(yàn)前后復(fù)墾土壤處于清潔狀況，表明各處理對(duì)復(fù)墾土壤的重金屬污染水平較低。

表6 3 種有機(jī)物料還田處理下復(fù)墾土壤重金屬含量增量Table 6 Increment of heavy metal content in reclaimed soil treated with three organic materials returning to field%

表7 復(fù)墾土壤的內(nèi)梅羅綜合指數(shù)Table 7 Nemerow composite index of reclaimed soil

從相同有機(jī)物料不同用量處理，S2 處理下的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)顯著高于S1 處理（P＜0.05），R2處理下的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)顯著高于R1 處理（P＜0.05），M2 處理下的內(nèi)梅羅綜合指數(shù)顯著高于M1處理（P＜0.05），表明隨著有機(jī)物料施用量的增長，給土壤帶來的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)增加，已有研究表明，隨著秸稈、菌渣和豬糞有機(jī)物料的施用量增大，帶入的重金屬總量增多，可能是造成土壤重金屬含量呈現(xiàn)出上升的趨勢的原因[11，42]。

從等碳量不同施肥處理之間的污染指數(shù)分析得出，豬糞化肥混施的污染指數(shù)顯著高于菌渣化肥混施和秸稈化肥混施（P＜0.05），而秸稈化肥混施的污染指數(shù)顯著低于豬糞化肥混施和菌渣化肥混施（P＜0.05），其原因已有研究表明，豬糞帶給土壤的重金屬污染威脅較于其他有機(jī)物料大[12，36]，而秸稈帶給土壤的重金屬污染威脅較小[36]。

從不同施肥處理的綜合污染指數(shù)分析得出，M2處理下的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)顯著高于其他施肥處理（P＜0.05），表明長期采用M2 處理帶來的土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)最高，而在S1 處理下的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)顯著低于其他施肥處理（P＜0.05），表明長期采用S1 處理給土壤造成的重金屬污染較低。已有研究表明，長期施用大量的豬糞會(huì)給土壤帶來的重金屬污染較大[36，38]，而長期采用秸稈與化肥配施給土壤帶來的重金屬積累不明顯[36，39]。

2.3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果

參照《土壤環(huán)境質(zhì)量—農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618—2018）對(duì)不同施肥作用下的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)，結(jié)果如表8。

從表8得出，試驗(yàn)前Cu、Cd、Cr、Pb、Zn、As 單因子危害系數(shù)分別為1.747～1.750、16.110～16.230、0.468～0.468、1.266～1.267、0.354～0.355、3.497～3.510，3年試驗(yàn)后Cu、Cd、Cr、Pb、Zn、As 單因子危害系數(shù)分別為1.836～1.929、17.930～17.540、0.480～0.499、1.312～1.363、0.363～0.372、3.843～4.237，均處于輕微風(fēng)險(xiǎn)（＜30），在6 種重金屬中，其中Cd 的風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)試驗(yàn)前就超過16.000，3年試驗(yàn)后超過17.000，雖仍處于輕微風(fēng)險(xiǎn)，但占綜合風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的68.7%～69.9%，在綜合風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)中占比高，表明在6 種重金屬中Cd 的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)最高，有研究者認(rèn)為其原因可能是因?yàn)橥寥乐亟饘僦蠧d 的積累最明顯并且Cd 的毒性系數(shù)（30）較高所導(dǎo)致的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)較大[25-27]。

所有施肥處理下的綜合潛在風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)試驗(yàn)前后分別為23.453～23.573、25.764～27.940，均處于輕微風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)。而從表8可以看出，在等碳量不同施肥處理下的潛在風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)呈現(xiàn)出：豬糞+化肥＞菌渣+化肥＞秸稈+化肥，表明采用豬糞與化肥混施比菌渣與化肥混施及秸稈與化肥混施對(duì)土壤造成的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)更大。M2 處理下的綜合潛在風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)顯著高于其他施肥處理（P＜0.05），表明潛在風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)與不同種類有機(jī)肥施用有相關(guān)聯(lián)系，其中豬糞帶給土壤的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)較大，而在S1 處理下的潛在風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)顯著低于其他施肥處理（P＜0.05），表明秸稈給土壤帶來的重金屬潛在污染風(fēng)險(xiǎn)較小。

表8 復(fù)墾土壤的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果Table 8 Potential ecological risk assessment results of reclaimed soil

3 討論與結(jié)論

3.1 有機(jī)物料綠色培肥方案推薦

以復(fù)墾土壤的培肥需求、實(shí)際生產(chǎn)需要、土壤污染情況為基礎(chǔ)，以土壤重金屬含量分析、內(nèi)梅羅指數(shù)評(píng)價(jià)以及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果為依據(jù)，堅(jiān)持重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)最小、成本低等原則，選擇有機(jī)物料還田施用方案為：最佳方案—秸稈全量還田處理配施化肥（S1）、較佳方案—菌渣等碳量還田配施化肥（R1）、實(shí)用方案—豬糞等碳量還田配施化肥（M1），各方案詳細(xì)有機(jī)物料用量和化肥配施量如表9所示。

由于地區(qū)復(fù)墾土壤、秸稈種類、食用菌種類和養(yǎng)殖廠家等差異，可能會(huì)導(dǎo)致秸稈、菌渣和豬糞中重金屬含量有所差別，進(jìn)而導(dǎo)致還田下土壤重金屬的含量狀況不同。因此，有機(jī)物料還田方案實(shí)用時(shí)，還應(yīng)評(píng)估不同地區(qū)施用秸稈、菌渣和豬糞帶來的土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)，應(yīng)根據(jù)實(shí)際情況和較長時(shí)期的田間試驗(yàn)數(shù)據(jù)來修正還田方案。

表9 推薦方案的有機(jī)物料、化肥養(yǎng)分施入量Table 9 The nutrients of chemical fertilizers and organic material application amount in recommendation schemekg·hm-2

3.2 結(jié)論

①秸稈、菌渣和豬糞有機(jī)物料施用下的復(fù)墾土壤的重金屬含量隨有機(jī)物料施用量的增加而呈現(xiàn)上升趨勢。Cu、Cd、Cr、Pb、Zn、As 在豬糞1.5 倍碳量還田處理（M2）下含量最高；Cd、As 在秸稈全量還田處理（S1）下含量最低，Cr、Pb 在秸稈全量還田處理（S1）和秸稈1.5 倍還田處理（S2）下含量最低。

②通過內(nèi)梅羅指數(shù)法和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法對(duì)不同有機(jī)物料處理下的復(fù)墾土壤重金屬進(jìn)行評(píng)價(jià)，施入等碳量情況下土壤重金屬污染及風(fēng)險(xiǎn)情況呈現(xiàn)出豬糞+化肥混施＞菌渣+化肥混施＞秸稈+化肥混施，豬糞1.5 倍碳量還田（M2）下的重金屬污染指數(shù)和潛在風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)顯著高于其他施肥處理（P＜0.05），而秸稈全量還田（S1）下的重金屬污染指數(shù)和潛在風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)顯著低于其他施肥處理。

③綜合土壤重金屬含量、內(nèi)梅羅污染指數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)，復(fù)墾土地綠色安全培肥最佳方案推薦：秸稈全量還田處理（S1），即小麥季使用55 911 kg/hm2的秸稈與276 kg/hm2的尿素、575 kg/hm2的過磷酸鈣、15 kg/hm2的氯化鉀混施還田，玉米季使用46 449 kg/hm2的秸稈與350 kg/hm2的尿素、792 kg/hm2的過磷酸鈣、108 kg/hm2的氯化鉀混施還田。