田 甜 ，王洞洞 ，趙麗麗 ，陳春樂

（1.福建省資源環(huán)境監(jiān)測與可持續(xù)經(jīng)營利用重點實驗室,福建 三明 365004；2.福建省礦山生態(tài)修復工程技術研究中心,福建 三明 365004;3.三明學院 資源與化工學院,福建 三明 365004）

肥料的施用可以改變土壤的供肥水平而促進作物的生長，因此有大量的肥料施用在農(nóng)業(yè)土壤上。近年來，微量元素對農(nóng)業(yè)作物增產(chǎn)及品質提升的影響已經(jīng)得到了認可[1-3]，其中尤以微量元素螯合肥在提高肥料使用效率，解決作物生長過程中的缺素問題，減少肥料的盲目施用，符合綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展需求而備受重視[4]。但是有研究表明肥料施用會對土壤的重金屬的累積量和有效性產(chǎn)生影響，且不同肥料對其的影響存在差異[5-7]。土壤中重金屬的有效性很大程度上取決于土壤中重金屬的形態(tài)分配，一般把土壤重金屬分為5個形態(tài)：可交換態(tài)（F1）、碳酸鹽結合態(tài)（F2）、鐵錳氧化物結合態(tài)（F3）、有機結合態(tài)（F4）以及殘渣態(tài)（F5）[8]，各形態(tài)下重金屬的移動性難易順序依次為：可交換態(tài)＞碳酸鹽結合態(tài)＞鐵錳氧化態(tài)＞有機結合態(tài)＞殘渣態(tài)。因此，在受重金屬污染的土壤中，改變土壤中重金屬的賦存形態(tài)會改變重金屬的有效性和遷移性，在國內外已有研究表明肥料的施用會影響土壤中重金屬的形態(tài)。汪海燕等[9]研究表明增施有機肥、無機肥對根際土壤Cu有活化作用，活性態(tài)(酸提取態(tài)、氧化物結合態(tài)、有機物結合態(tài))Cu所占百分比均增加。潘逸等[10]研究表明，與施用無機肥相比，施用有機肥后耕地土壤中可交換態(tài)Cu、Cd含量顯著增加，其大小順序為：秸稈與無機肥處理＞豬糞與無機肥配施處理＞無機肥。因此，肥料施用對土壤重金屬形態(tài)的影響會改變土壤中重金屬的有效性和移動性。

此外，近年來研究發(fā)現(xiàn)螯合劑的施用對于重金屬污染土壤有著一定的影響，螯合劑可以通過與土壤溶液中的重金屬離子結合，改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，使重金屬從土壤顆粒表面解析，由不溶態(tài)轉化為可溶態(tài)，從而大大活化土壤中的重金屬[11]。當螯合劑進入土壤后，重金屬會被活化而其生物有效性會增加[12-13]。微量元素在植物的生理功能中起到不可代替的作用，因此目前市場上銷售的微量元素螯合肥種類越來越多（如聚磷酸銨螯合微量元素肥、氨基酸微量元素螯合肥）[4,14]，在農(nóng)業(yè)上的利用備受青睞。但是正如前文所述，螯合劑會改變土壤重金屬的有效性，而微量元素螯合肥施用后對土壤中重金屬有效性、形態(tài)等的影響決定了微量元素螯合肥在重金屬污染土壤上的適用性，然而目前國內外研究卻少見相關報道。因此，鑒于我國目前土壤重金屬污染嚴重，探明微量元素螯合肥施用對土壤重金屬化學行為的影響具有重要的現(xiàn)實意義。本研究以三種螯合劑（EDTA、聚天門冬氨酸、三聚磷酸鉀）和微量元素Zn螯合成的螯合Zn肥為研究對象，分析不同螯合Zn肥對鉛鋅礦區(qū)污染農(nóng)田土壤中Cd和Pb有效性、形態(tài)分配和穩(wěn)定性特征的影響，同時以復合肥作為對照，以期為螯合Zn肥在重金屬污染土壤上的適用性提出科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤樣品的采集及理化性質測定

供試土壤樣品采集自福建省建甌市南雅鎮(zhèn)受某鉛鋅礦污染的農(nóng)田土壤，采樣時清除土壤表層雜草和其它雜物，去除明顯的植被根莖后裝入自封袋中，做好標記，及時帶回實驗室。采集的土壤樣品放置在實驗室通風處晾干，將大塊土壤敲碎，期間注意翻動土壤，同時防止實驗室中藥品誤混入土壤中。待土壤自然風干后，剔除石塊和植物根莖，過0.149和2 mm篩，標記存放好備用并測定土壤理化性質。土壤pH值采用電位法測定，土壤有機質含量采用硫酸-重鉻酸鉀外加熱法測定，土壤陽離子交換量（CEC）采用中性醋酸鹽法測定，土壤顆粒組成采用比重計法測定，具體分析測定方法見鮑士旦的方法[15]。采用王水提取—電感耦合等離子體質譜法測定土壤中Cd和Pb的本底值含量[16]。供試土壤基本性質見表1。根據(jù)我國耕地污染風險篩選值 （土壤pH≤5.5，Cd為0.3 mg/kg；Pb為80 mg/kg）的規(guī)定[17]，供試土壤的重金屬含量均超過風險篩選值的規(guī)定，說明該土壤對農(nóng)產(chǎn)品安全、農(nóng)作物生長或土壤生態(tài)環(huán)境可能存在風險。

表1 供試土壤基本性質

1.2 EDTA-Zn螯合肥的制備

本試驗制備的螯合肥包括EDTA-Zn、聚天門冬氨酸-Zn（PASP-Zn）和三聚磷酸鉀-Zn（KTPPZn）螯合肥。根據(jù)螯合劑與硫酸鋅摩爾比為2∶1往燒杯中加入EDTA（或PASP或KTPP）和七水合硫酸鋅，在恒溫水浴鍋中完全溶解后用稀硫酸和氨水調節(jié)pH5，在恒溫磁力攪拌器（轉速700 r/min）的攪拌下反應30 min，即合成螯合鋅（EDTA-Zn或PASP-Zn或TPP-Zn）。然后將其均勻的噴灑在復合肥（N∶P∶K=15∶15∶15）上面，攪拌均勻后，放置于烘箱中烘干，即制成螯合肥。

1.3 肥料施用及土壤制備

取1.1步驟制備好的土壤（＜2 mm）3 kg裝入臉盆中，分別加入1、2和3 g的螯合鋅肥和復合肥（CK）， 分 別 標 記 為 EDTA1、EDTA2、EDTA3、PASP1、PASP2、PASP3、KTPP1、KTPP2、KTPP3、CK1、CK2、CK3。將土壤和肥料攪拌均勻后將其倒入花盆中，用超純水調節(jié)土壤水分含量為70%田間持水量條件。培養(yǎng)周期設置為1個月，期間經(jīng)常用超純水調節(jié)水分含量使土壤維持70%田間持水量。培養(yǎng)結束后，將各個處理的土壤翻松多次，保證容器中的土壤均勻混合，取部分土壤自然干燥，研磨過0.149 mm和2 mm篩，裝袋備用。

1.4 土壤重金屬有效態(tài)含量的測定

土壤有效態(tài)Cd和Pb測定方法如下：準確稱取土樣5.00 g于100 mL塑料瓶中，加入25 mL DTPA（0.005 mol/L DTPA+0.01 mol/L CaCl2+0.1mol/L TEA，并調節(jié)濃液pH為7.30±0.05）浸提，蓋緊蓋子，于往返式振蕩機上振蕩2 h（振蕩頻率為180 r/min），取出立即用0.45 μm微孔濾膜過濾于50 mL的塑料瓶中，濾液即為待測液。用ICP測量Cd和Pb的濃度。

1.5 土壤重金屬形態(tài)分析測定

土壤中Cd、Pb的形態(tài)測定采用BCR三步連續(xù)提取法[18]。具體提取步驟有如下4個。

（1）弱酸提取態(tài)(F1)用40 mL 0.1mol/L HOAc水溶液作為浸提劑，振蕩16 h后離心20 min。將離心管中的上清液過0.45 μm濾膜至50 mL容量瓶中，搖勻。用ICP測定Cd、Pb的濃度。

（2）可還原態(tài)(F2)向弱酸提取態(tài)后的實驗樣品中加入40 mL 0.5 mol/L的NH4OH·HCl水溶液,其它步驟同上。

（3）可氧化態(tài)(F3)向可還原態(tài)后的實驗樣品中加入10 mL H2O2（pH值2～3），混合均勻后在常溫下放置1 h后用水浴加熱至（85±2）℃，再加入10 mL H2O2，在恒溫水浴箱中保持（85±2）℃ 1 h。加入50 mL 1 mol/L NH4OAc水溶液，連續(xù)震蕩16 h離心20 min。其它步驟同上。

（4）殘余態(tài)(F4)土壤重金屬殘留態(tài)含量采用王水提取—電感耦合等離子體質譜法測定[16]。

1.6 土壤重金屬移動性和結合強度的計算

土壤重金屬的移動性（MF）有效反映了土壤重金屬的移動性和生物可利用性，MF越高，重金屬的移動性和生物可利用性也越高，其對外界環(huán)境存在的風險也越高[19]，計算過程見公式（1）。

土壤重金屬結合強度（IR）可以表示土壤中重金屬的穩(wěn)定性[20]，計算過程見公式（2）。

式中i為連續(xù)提取的次數(shù)(1～4)，k=4，F(xiàn)i為元素的第 i種形態(tài)的相對含量。IR值的范圍為 0～1，能夠定量地描述重金屬與土壤的相對結合強度，也能反映重金屬有效性的大小，IR值低表明重金屬與土壤結合的強度弱，越容易被作物利用[12]。

1.7 數(shù)據(jù)處理與分析

對重復的3次實驗結果進行取平均值，用Sigmaplot進行作圖，用SPSS軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析。

2 結果與討論

2.1 肥料施用對土壤重金屬Cd和Pb有效性的影響

由表2可知，施用復合肥和螯合Zn肥后土壤的pH均顯著低于原土的pH（P＜0.05），pH由原土的5.01降低到4.15～4.48。同一種肥料處理條件下，土壤pH隨著肥料施用量的增加而降低，此外不同肥料在相同施肥量條件下的土壤pH沒有明顯差異（P＞0.05）。土壤中重金屬的吸附-解吸過程會影響重金屬的形態(tài)以及有效性。土壤性質和土壤溶液的組成決定了土壤中重金屬離子和土壤顆粒間的動態(tài)平衡[21]，土壤中的無機和有機配位離子以及pH通過影響重金屬的吸附和解吸過程影響重金屬在土壤溶液中的濃度[22-23]。因此，施加肥料后引起的土壤pH的變化以及配位體（EDTA、PASP、KTPP）進入土壤會對土壤重金屬Cd和Pb的有效性造成影響。

表2 不同處理土壤Cd和Pb的有效性和pH

原土中有效態(tài)Cd濃度為0.86 mg/kg（表2），超過福建省農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤重金屬污染程度的分級標準中規(guī)定的高危值（0.65 mg/kg）[24]，說明原土已經(jīng)遭受嚴重Cd污染，存在較大的嚴重生態(tài)環(huán)境風險。施加肥料后，EDTA3處理的有效Cd含量顯著大于原土（P＜0.05），其它處理與原土之間不存在顯著差異（P＞0.05），但也高于原土中有效Cd含量。同一肥料不同用量處理的Cd有效態(tài)含量之間也沒有表現(xiàn)出顯著差異（P＞0.05）。這可能是由于，土壤中Cd大部分是以弱酸提取態(tài)（F1）和可氧化態(tài)（F2）形式存在（圖1），F(xiàn)1和F2形態(tài)的Cd均能夠被DTPA所提取，雖然施肥處理后土壤pH有所下降促進土壤中Cd的解吸 （F2向F1轉移），但是此過程不足以通過DTPA提取的Cd量而表現(xiàn)出來；另外，螯合配位體進入土壤后，可能會與土壤中的Cd形成螯合物，而此螯合物很難被DTPA提取出來[25]。由此可見，不論施復合肥還是螯合Zn肥，均會導致土壤Cd有效性的增加，加重土壤中Cd的生態(tài)環(huán)境風險，但是增加量有限。

從表2可知，原土中土壤有效態(tài)Pb含量為35.71 mg/kg，略微高于福建省農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤重金屬污染程度的分級標準中規(guī)定的限制值（35 mg/kg）[24]。CK處理后土壤中有效Pb含量均顯著大于螯合Zn肥處理后和原土中有效Pb的含量，為49.61～51.29 mg/kg，增長幅度達到了42%，大幅度的提升了土壤中的Pb的有效性，CK處理導致的土壤pH值的減少是引起土壤Pb的活化的一個重要因素；KTPP1和KTPP2處理后土壤中有效Pb含量顯著大于原土，可能的原因是KTPP螯合肥酸化了土壤，降低土壤pH值，此外KTPP會與Pb離子發(fā)生螯合作用，促進土壤中Pb向螯合態(tài)轉移，從而增強了Pb的有效性；其它處理后土壤中有效態(tài)Pb雖然含量比原土大，但是沒有表現(xiàn)出顯著差異。

2.2 肥料施用對土壤重金屬形態(tài)的影響

圖1 土壤中Cd的形態(tài)分配

螯合鋅肥施放對實驗樣品中重金屬Cd形態(tài)的作用如圖1所示。原土中大部分的Cd分布在F1形態(tài)，占比分別為56.83%，次之為F2形態(tài)（29.17%），F(xiàn)1和 F2形態(tài)是土壤重金屬有效性最強的形態(tài)[26]，因此原土中 F1和F2形態(tài)占比高導致了Cd有較高的有效性。不同螯合Zn肥施用對土壤中Cd形態(tài)的影響較小。與原土相比相比，施用復合肥（CK）和螯合 Zn肥處理后，F(xiàn)1形態(tài)Cd均增加，從原土的56.83%增加到58.96%～62.33%，而 F2形態(tài)Cd均降低，由原土的29.17%降低到22.36%～26.03%，這說明了肥料的施用促進土壤Cd從F2向F1形態(tài)轉移（圖 1），可能是由于施肥降低了土壤的pH值，或者是螯合劑施用后與Cd產(chǎn)生了螯合作用，活化了土壤中的Cd。肥料施用對土壤中F3和F4形態(tài)Cd作用較小。結果還表明，螯合Zn肥施用與復合肥對土壤Cd形態(tài)的影響基本不存在差異，不同肥料用量對土壤中Cd形態(tài)的影響很?。▓D1）。

不同螯合Zn肥施用后對土壤中重金屬Pb形態(tài)的作用如圖2所示。原土中大部分的Pb是分布在F4形態(tài)（40.78%），次之為F2形態(tài)（32.86%），F(xiàn)1形態(tài)占比僅為4.75%，因此總體而言該土壤中Pb的有效性是較差的。不同螯合Zn肥施用對土壤中Pb形態(tài)的影響較小。添加螯合Zn肥和復合肥后，土壤中F1形態(tài)的Pb與原土相比都有增加，但增加量不明顯 （圖2），由原土的4.75%增加到5.37%～8.01%，F(xiàn)2形態(tài)Pb含量由32.86%降低到25.90%～31.75%，由此可見肥料施用引起了土壤中F2形態(tài)的Pb向F1形態(tài)Pb的轉移，肥料施用對土壤F3和F4形態(tài)Cd的作用較小。

圖2 土壤中Pb的形態(tài)分配

2.3 肥料施用對土壤重金屬穩(wěn)定性特征的影響

移動性指數(shù)（MF）通常被用于評價土壤中重金屬的移動性，其指的是不穩(wěn)定形態(tài)重金屬含量的變化，結合強度值（IR）的大小反映了重金屬與土壤的相對結合強度，可以通過MF和IR來評價肥料施用對土壤重金屬穩(wěn)定性特征的影響[27]。由表3可知，原土中重金屬的移動性大小為Cd（56.83%）＞Pb（4.75%），這與土壤中F1形態(tài)所占比例的不同有關。此外，Cd和Pb自身電負性存在差異，由于Pb的電負性比Cd更高導致其移動性更低[28]。添加肥料后，土壤中Cd和Pb的移動性均顯著增加了（P＜0.05），Cd由原土的56.83%增加到58.96%～63.22%，Pb由原土的4.75%增加到5.37%～8.01%。說明了肥料施用提高了土壤中不穩(wěn)定形態(tài)Cd和Pb的含量，而不穩(wěn)定形態(tài)重金屬含量的大小決定了其對環(huán)境的危害風險程度的高低，因此肥料施用增加了土壤中Cd和Pb對環(huán)境的危害風險。另外，螯合Zn肥和復合肥施用對土壤Cd和Pb移動性的影響存在差異?？傮w上，施用不同肥料處理后土壤Cd的移動性大小為：EDTA-Zn＞CK＞PASP-Zn＞KTPP-Zn；CK處理后土壤Pb的移動性顯著大于螯合Zn肥處理 （P＜0.05）。因此在考慮對土壤增施螯合肥時，土壤重金屬污染情況的不同會決定了螯合Zn肥施用的可行性和科學性，需引起重視。

表3 肥料施用對土壤重金屬移動性（MF）和穩(wěn)定性（IR）的影響

結合強度值（IR）的大小可以在一定程度上反映重金屬與土壤的相對結合強度。原土中不同重金屬元素的IR值大小順序為：Pb（0.61%）＞Cd（0.20%），IR值低表明重金屬與土壤結合的強度弱，越容易被作物利用[12]，因此原土中Cd是較為容易被作物吸收利用的重金屬。肥料施用對Cd的IR影響很小，不同處理之間沒有存在顯著差異 （P＞0.05）；對于Pb，肥料施用均顯著增加了其IR值 （P＜0.05），但增幅較小（表3）。說明施用肥料對移動性較強重金屬的活化或者鈍化效果較差，可能原因由于本研究肥料施放量不足或者是肥料施放時間較短。因此，下一步可進一步開展研究，延長土壤肥料施用后的作用時間和調整肥料施用量，從而為螯合Zn肥在重金屬污染土壤上的施用提供更為有意義的科學依據(jù)。

3 結論

本文研究了復合肥和3種螯合Zn肥施用對土壤重金屬Cd和Pb的有效態(tài)含量、形態(tài)分配和穩(wěn)定性特征的影響。結果表明，施加肥料會提高土壤中Cd和Pb的有效性，每公斤土壤施用1 g的EDTA-Zn螯合肥會顯著增加Cd有效性，復合肥和三聚磷酸鉀-Zn螯合肥會顯著增加Pb有效性。施用復合肥和螯合Zn肥會引起土壤中Cd和Pb從F2向F1形態(tài)的轉移。肥料施用對Cd和Pb的結合強度值（IR）影響很小，但是添加肥料可顯著增加土壤中Cd和Pb的移動性，Cd由原土的56.83%增加到58.96%～63.22%，Pb由原土的4.75%增加到5.37%～8.01%。以上結果說明，肥料施用增加了土壤中Cd和Pb對環(huán)境的危害風險。研究結果可為重金屬污染農(nóng)田土壤的施肥管理提供依據(jù)。