周影茹 劉 思 馬陶武 屈 毅

(1.吉首大學(xué)生物資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，湖南 湘西 416000；2.吉首市環(huán)境監(jiān)測(cè)站，湖南 湘西 416000)

土壤重金屬污染已經(jīng)成為威脅我國(guó)土壤質(zhì)量和農(nóng)產(chǎn)品安全的重要問(wèn)題。土壤重金屬污染往往具有隱蔽性、累積性和不可逆性等特點(diǎn)[1]，而且存在多種重金屬?gòu)?fù)合污染的問(wèn)題[2]。Pb和Cd易在土壤中積累，Pb、Cd復(fù)合污染土壤是土壤污染領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)[3]。

有研究表明，有機(jī)肥能降低土壤中的可交換態(tài)Pb[4]；含磷物質(zhì)能有效地控制土壤中Pb、Cd等重金屬的轉(zhuǎn)移[5]。發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥是湘西地區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中常用的有機(jī)肥，研究發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥對(duì)Pb、Cd復(fù)合污染土壤中Pb和Cd的影響，對(duì)于指導(dǎo)重金屬背景值偏高的湘西地區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)具有現(xiàn)實(shí)意義[6]25。

因此，本研究探究了發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥對(duì)不同程度Pb、Cd復(fù)合污染土壤中Pb和Cd的影響。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試植物為一年生黑麥草(LoliumperenneL.)，是湘西地區(qū)一種常見(jiàn)且高產(chǎn)的牧草，能夠耐受重金屬污染[7]2115。供試土壤為取自吉首市馬頸坳鎮(zhèn)某農(nóng)業(yè)菜地0～20 cm的表層土，過(guò)2 mm篩后風(fēng)干備用。供試土壤總Cd(0.42 mg/kg)超過(guò)了《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)(試行)》(GB 15618—2018)中的其他地風(fēng)險(xiǎn)篩選值(0.3 mg/kg)，這是因?yàn)橄嫖鞯貐^(qū)土壤重金屬背景值較高，與湘西地區(qū)豐富的礦產(chǎn)資源及多年來(lái)的采礦活動(dòng)有關(guān)[6]24。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

用Cd(CH3COO)2·2H2O(分析純)和Pb(CH3COO)2·3H2O(分析純)配制不同總Pb、總Cd濃度的溶液用于制備3個(gè)水平的模擬污染土壤：供試土壤不加任何處理(GS)，供試土壤中總Pb、總Cd加入質(zhì)量濃度分別為200、2 mg/kg(L)、供試土壤中總Pb、總Cd加入質(zhì)量濃度分別為400、4 mg/kg(H)，分別模擬不同程度Pb、Cd復(fù)合污染的土壤。

處理后的土壤老化30 d，分裝入塑料花盆，每個(gè)水平的模擬污染土壤中設(shè)3個(gè)處理：不加任何有機(jī)肥作為對(duì)照(CK)、加發(fā)酵雞糞(CM)、加有機(jī)磷肥(PF)，發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥的添加量均為30 g/kg，共計(jì)9個(gè)處理，每個(gè)處理做3個(gè)重復(fù)。

每個(gè)處理在土壤深度1～2 cm處播種黑麥草種子20粒，待種子萌發(fā)后每盆保留長(zhǎng)勢(shì)相近的幼苗15株，在溫度28 ℃、相對(duì)濕度70%的條件下培養(yǎng)。

70 d后，收獲黑麥草，葉部與根部分開(kāi)，清洗干凈后，吸干表面游離水，稱鮮重。然后105 ℃下殺青30 min，再80 ℃下烘干至恒重，粉碎后裝于塑料封口袋中保存，用于測(cè)定植物總Pb和總Cd。采集兩份土樣，一份4 ℃保存用于土壤酶活性測(cè)定；一份風(fēng)干后過(guò)100目尼龍篩，用于pH、有機(jī)質(zhì)、乙三胺五醋酸(DTPA)提取態(tài)Pb(DTPA-Pb)和DTPA提取態(tài)Cd(DTPA-Cd)測(cè)定。

1.3 指標(biāo)測(cè)定

土壤pH按土∶水=1 g∶2.5 mL采用pH計(jì)(梅特勒-托利多FE20K Plus)測(cè)定；土壤有機(jī)質(zhì)采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化/容量法測(cè)定[8]107-108。

土壤DTPA-Pb、DTPA-Cd的測(cè)定：用DTPA浸提液(含0.005 mol/L DTPA，0.1 mol/L CaCl2，0.01 mol/L三乙醇胺，pH 7.3)以1 g∶2 mL的土水比于180 r/min的振蕩速度下浸提2 h，過(guò)濾后取上清液用原子吸收光譜儀(島津AA6300C)測(cè)定[9]。該方法測(cè)得的重金屬形態(tài)包括溶解態(tài)、可交換態(tài)、吸附態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和部分氧化態(tài)。

土壤脫氫酶活性用1 g土壤在1 h內(nèi)生成的三苯基四氮唑氯化物質(zhì)量表征，脲酶活性用1 g土壤在2 h內(nèi)生成的氨氮質(zhì)量表征，堿性磷酸酶活性用1 g土壤在1 h內(nèi)生成的對(duì)硝基苯酚質(zhì)量表征，測(cè)定方法參考文獻(xiàn)[10]。土壤蔗糖酶活性用1 g土壤在24 h內(nèi)生成的葡萄糖質(zhì)量表征，測(cè)定方法參考文獻(xiàn)[11]。

植物鮮重采用電子天平(奧豪斯EX4202)稱量。植物總Pb、總Cd含量的測(cè)定：植物經(jīng)HNO3-HClO4消解[8]334，消解液采用原子吸收光譜儀測(cè)定。

2 結(jié)果與討論

2.1 發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥對(duì)土壤重金屬有效性的影響

由表1可見(jiàn)，在不同程度Pb、Cd復(fù)合污染的土壤中，與CK相比，CM和PF均可以提高土壤pH。原始供試土壤pH為4.50，原始發(fā)酵雞糞和原始有機(jī)磷肥的pH分別為6.93、7.37，均高于供試土壤，可用于調(diào)節(jié)供試土壤酸堿性。土壤pH對(duì)土壤重金屬鈍化有重要影響，改良酸性土壤能增強(qiáng)對(duì)重金屬的鈍化，降低其有效性[12]。

在不同程度Pb、Cd復(fù)合污染的土壤中，與CK相比，CM和PF能在一定程度上提高土壤有機(jī)質(zhì)含量。

隨著Pb、Cd污染程度的加大，土壤中DTPA-Pb、 DTPA-Cd含量逐漸增大。對(duì)于GS土壤，CM和PF不能降低DTPA-Pb和DTPA-Cd含量，與CK相比，CM使DTPA-Cd含量顯著增加，而PF使DTPA-Pb含量顯著增加，這可能是由于發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥本身分別含有一定量的DTPA-Cd和DTPA-Pb。對(duì)于L土壤，與CK相比，PF使DTPA-Pb、DTPA-Cd質(zhì)量濃度分別降低9.15%、26.67%，說(shuō)明有機(jī)磷肥能夠在低污染水平下鈍化土壤中的Pb和Cd。但是對(duì)于H土壤，與CK相比，PF僅能降低DTPA-Pb的含量，而DTPA-Cd的含量反而增加，這是因?yàn)榭山粨Q態(tài)的Cd2+、Pb2+均帶正電荷，會(huì)競(jìng)爭(zhēng)陽(yáng)離子結(jié)合點(diǎn)位，Pb2+的水合半徑小于Cd2+，電負(fù)性強(qiáng)于Cd2+，解離常數(shù)又低于Cd2+，因此Pb2+更易于與有機(jī)磷肥發(fā)生吸附或絡(luò)合作用[13-14]，當(dāng)有機(jī)磷肥添加量有限時(shí)，首先對(duì)Pb2+進(jìn)行鈍化，導(dǎo)致對(duì)Cd2+的鈍化能力不足。然而，在不同程度Pb、Cd復(fù)合污染的土壤中，與CK相比，CM均使得DTPA-Pb、DTPA-Cd含量增加。

CM和PF均可改良酸性土壤。CM雖能顯著提高土壤有機(jī)質(zhì)，但不能鈍化土壤DTPA-Pb和DTPA-Cd。PF有助于鈍化DTPA-Pb、DTPA-Cd，同時(shí)對(duì)有機(jī)質(zhì)的影響不大，但是對(duì)于污染水平相對(duì)較高的土壤鈍化效果有限，且優(yōu)先鈍化DTPA-Pb。有研究表明，有機(jī)磷肥含有大量的重金屬結(jié)合位點(diǎn)[15]，并可與重金屬形成難溶性磷酸鹽沉淀[16]，從而能夠?qū)⑼寥乐兄亟饘兮g化，降低其有效性。FANG等[17]利用3種不同的磷添加劑(磷灰石礦尾料、重過(guò)磷酸鈣磷肥及兩者混合物)修復(fù)Pb、Cu、Zn復(fù)合污染土壤發(fā)現(xiàn)，它們均能顯著的降低CaCl2提取態(tài)Pb。

2.2 發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥對(duì)黑麥草生長(zhǎng)及重金屬累積的影響

由表2可見(jiàn)，在不同程度Pb、Cd復(fù)合污染的土壤中，與CK相比，CM和PF能顯著提高黑麥草的鮮重，這可能與這兩個(gè)處理能提高土壤營(yíng)養(yǎng)元素有關(guān)。

黑麥草根部、葉部重金屬含量總體表現(xiàn)為根部>葉部，這也是黑麥草耐受重金屬脅迫，常被用作重金屬污染土壤修復(fù)的重要原因[6]46,[7]2117,[18]。對(duì)于GS土壤，與CK相比，CM和PF均提高了黑麥草葉部和根部的總Pb、總Cd含量。但對(duì)于L和H土壤，與CK相比，CM和PF基本均顯著降低了黑麥草葉部和根部的總Pb、總Cd含量。與土壤中DTPA-Pb、DTPA-Cd不同的是，CM使得黑麥草體內(nèi)重金屬含量總體低于PF，這可能與有機(jī)肥不同引起的土壤酶活性差異有關(guān)，導(dǎo)致植物吸收差異。因此，雖然PF能更有效的鈍化土壤DTPA-Pb、DTPA-Cd，但對(duì)于黑麥草種植來(lái)說(shuō)CM更合適。

表1 發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥對(duì)土壤的影響1)

注：1)字母不同表示處理之間差異顯著(p<0.05)。下同。

表2 發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥對(duì)黑麥草的影響

圖1 發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥對(duì)土壤酶活性的影響Fig.1 Effects of fermented chicken manure and organic phosphate fertilizer on soil enzymes activities

2.3 發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥對(duì)土壤酶活性的影響

土壤酶參與土壤系統(tǒng)中多種重要代謝過(guò)程，是土壤肥力穩(wěn)定的重要因素，其活性對(duì)多種重金屬污染敏感[19]，是評(píng)價(jià)土壤健康狀況的重要指標(biāo)。

堿性磷酸酶與土壤中有機(jī)磷的礦化有關(guān)，參與土壤磷循環(huán)。由圖1(a)可以看出，在不同程度Pb、Cd復(fù)合污染的土壤中，與CK相比，CM均顯著增加了土壤堿性磷酸酶活性，而PF無(wú)顯著差異。

脫氫酶能促進(jìn)土壤中有機(jī)物的脫氫反應(yīng)，通常被用來(lái)評(píng)價(jià)土壤微生物代謝活動(dòng)。從圖1(b)來(lái)看，在不同程度Pb、Cd復(fù)合污染的土壤中，與CK相比，CM和PF總體上均能提高土壤脫氫酶活性。

脲酶能促進(jìn)土壤中尿素分解，與土壤中氮素轉(zhuǎn)化有重要關(guān)系。從圖1(c)來(lái)看，隨著Pb、Cd污染程度的加大，與其他酶不同，CK中脲酶活性逐漸升高，表現(xiàn)出一定的刺激效應(yīng)，這可能與植物的根際效應(yīng)有關(guān)[20]。不同程度Pb、Cd復(fù)合污染土壤中施用CM和PF均能顯著性增加土壤脲酶活性。

蔗糖酶參與土壤碳循環(huán)，促進(jìn)土壤有機(jī)碳的分解和轉(zhuǎn)化。分析圖1(d)，土壤蔗糖酶活性受有機(jī)肥的添加和土壤污染程度影響不顯著，規(guī)律不明顯。

總體而言，有機(jī)肥對(duì)土壤酶活性有促進(jìn)作用，特別是發(fā)酵雞糞。

3 結(jié) 論

(1) 發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥均能顯著提高土壤pH，改善酸性土壤，還能在一定程度上提高土壤有機(jī)質(zhì)含量。PF對(duì)于總Pb、總Cd加入質(zhì)量濃度分別為200、2 mg/kg的土壤，能有效鈍化DTPA-Pb、DTPA-Cd，但對(duì)于總Pb、總Cd加入質(zhì)量濃度分別為400、4 mg/kg的土壤鈍化效果有限，優(yōu)先鈍化DTPA-Pb。而CM不能有效鈍化土壤DTPA-Pb和DTPA-Cd。

(2) 發(fā)酵雞糞和有機(jī)磷肥均能顯著提高黑麥草鮮重。雖然PF能更有效地鈍化土壤DTPA-Pb、DTPA-Cd，但CM能更有效地降低黑麥草對(duì)Pb和Cd的積累，使其主要積累在根部。

(3) 發(fā)酵雞糞對(duì)土壤堿性磷酸酶、脫氫酶和脲酶活性有顯著的促進(jìn)作用。因此，對(duì)于湘西地區(qū)種植牧草黑麥草而言，施用發(fā)酵雞糞比較合適，能有效改善酸性土壤，提高黑麥草鮮重，提高土壤酶的活性，降低黑麥草對(duì)Pb和Cd的積累。