井永蘋，李彥，薄錄吉，張英鵬，孫明，仲子文

（山東省農業(yè)科學院農業(yè)資源與環(huán)境研究所／農業(yè)部黃淮海平原農業(yè)環(huán)境重點實驗室／山東省農業(yè)面源污染防控重點實驗室／農業(yè)農村部山東耕地保育科學觀測實驗站，山東濟南 250100）

隨著設施蔬菜集約化生產的發(fā)展，全國設施蔬菜面積不斷擴大，從1983年的1.5萬公頃增長到2017年的386.7萬公頃，設施蔬菜已成為蔬菜產業(yè)的支柱。然而，隨著頻繁的耕種和肥料及農藥的過量投入，出現(xiàn)了設施菜地土壤質量嚴重退化、重金屬大量累積等環(huán)境問題［1，2］。研究表明，高強度的設施蔬菜種植，使土壤產生酸化趨勢，養(yǎng)分及重金屬元素大量累積［3］，致使土壤環(huán)境質量持續(xù)下降，從而對周圍水體及種植作物產生污染風險［4］。Ju等［5］對我國北方大棚蔬菜土壤環(huán)境質量的研究發(fā)現(xiàn)，大棚菜地養(yǎng)分嚴重過剩，出現(xiàn)土壤pH值降低、電導率升高、Cd累積超標等問題。曾希柏等［6］研究發(fā)現(xiàn)，中國菜地土壤Cd含量超標問題較嚴重，菜地土壤重金屬超標率排序為：Cd＞Hg＞As＞Zn＞Cu＞Cr＞Pb。

目前大量研究主要針對土壤理化性質、微生物群落結構以及重金屬累積量等方面。然而，隨著對重金屬元素遷移和累積行為研究的深入，人們發(fā)現(xiàn)土壤中重金屬的總量可提供其富集程度的信息，但不能表明其存在狀態(tài)、遷移能力以及植物吸收的有效性，特別是土壤條件不一致時所得出的結論也相差甚遠［7］。土壤中重金屬有效性主要取決于重金屬形態(tài)，其毒性、遷移及在生態(tài)系統(tǒng)中的循環(huán)過程均因不同形態(tài)而存在顯著差異［8，9］。根據(jù)歐共體標準司提出的 BCR提取方法，將土壤中重金屬形態(tài)分為酸溶態(tài)、還原態(tài)、氧化態(tài)和殘渣態(tài)。其中有效性最強的酸溶態(tài)，包括水溶態(tài)、交換態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)。重金屬的酸溶態(tài)在土壤中的活性最強，受外界環(huán)境影響最大，對土壤環(huán)境、土壤生物和植物產生直接影響。因此，研究設施菜地主要超標重金屬種類、形態(tài)特征及其影響因素，對保障農產品和產地環(huán)境安全具有重要意義。

本研究以山東省典型設施蔬菜種植區(qū)壽光的設施大棚土壤為材料，分析設施土壤中各種重金屬元素累積量，篩選出超標率最高的重金屬元素，并進行形態(tài)分布特征和影響因素研究，以期為設施菜地可持續(xù)利用、推動設施蔬菜產業(yè)可持續(xù)發(fā)展提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 設施蔬菜地概況及取樣方法

基于科學性、代表性和準確性的原則，選取山東省壽光市具有典型代表性的黃瓜、番茄、菜椒、絲瓜等設施蔬菜種植區(qū)，于2016年11月進行調查采樣，共采集74個樣品。

壽光市設施大棚以種植茄果類蔬菜為主。所調查的大棚蔬菜種植模式主要分為4種：春茬和秋茬均種植番茄（n＝11）；春茬和秋茬均種植黃瓜（n＝15）；春茬和秋茬為茄果類蔬菜輪作（n＝23）；一年只種植一茬茄子（n＝18）。另外，有 7個大棚種植長季節(jié)甜椒。以茄果類蔬菜輪作的種植模式最為常見。調查的74個設施大棚棚齡見表1，以種植15年以下的大棚數(shù)量最多，16年以上的大棚數(shù)量相對較少。

采用“S”形取樣法在每個大棚中取5點0～20 cm表層土壤并混合作為土樣。土樣采集后密封標記，帶回實驗室，風干、磨細過篩，用于測定土壤重金屬含量、重金屬形態(tài)以及土壤有機質、pH值等指標。

1.2 測定方法及數(shù)據(jù)分析

重金屬含量按照常規(guī)分析方法測定［10］；土壤中總汞含量：硝酸-硫酸消化-冷原子吸收光譜法測定［11］；土壤總鉻：原子吸收光譜法［12］。重金屬Cd形態(tài)分析方法采用歐共體標準司提出的BCR分步提取法，測定指標包括酸溶態(tài)、還原態(tài)、氧化態(tài)、殘渣態(tài)含量［13］。

運用Microsoft Excel和SPSS統(tǒng)計軟件進行相關數(shù)據(jù)分析。差異顯著性檢驗采用 Duncan’s法和配對樣本t檢驗。

2 結果與分析

2.1 不同種植年限土壤中重金屬含量的變化

測定結果表明，棚齡為1～25年的74個樣品土壤 pH值為 6.8～7.8，8種重金屬元素 Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、Cd、As、Hg中只有 Cd含量存在超標點位，其他重金屬均未超過土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準（GB15618—2018）中的風險篩選值（表2）。

表2 農用地土壤污染風險篩選值及風險管控值（GB15618—2018）

由表3看出，Cd含量，種植5年內的土樣出現(xiàn)超過背景值的樣點，大于5年的土樣出現(xiàn)超出風險篩選值現(xiàn)象。Cu含量，種植5年以上的土樣超過背景值，并且隨著種植年限延長而增加，但未出現(xiàn)超出風險篩選值現(xiàn)象。Zn含量種植5年內的土樣出現(xiàn)超過背景值的樣點，6～10年的土樣隨著種植年限延長而顯著增加，之后趨于穩(wěn)定，未發(fā)現(xiàn)超出風險篩選值樣點。Cr含量1～20年的土樣低于背景值，21～25年的土樣出現(xiàn)超過背景值的樣點。Ni、Pb、As含量1～25年的土樣低于背景值，隨著種植年限的延長其含量無明顯累積現(xiàn)象。結果表明，Cd已成為設施菜地重金屬污染的主導因子。

表3 不同種植年限的土壤中重金屬平均含量的變化

2.2 土壤全Cd含量、有機質含量、pH值與種植年限的相關性分析

采集的土樣中 Cd平均累積量為0.059～1.100 mg／kg，超過農用地土壤污染風險篩選值的點位數(shù)有5個，超標率為6.76%。在該檢測范圍內，將Cd累積量與棚齡進行相關性分析，表明設施菜地土壤中Cd累積量與棚齡顯著正相關（P＜0.05），隨著種植年限延長Cd累積量呈增加趨勢（圖1）。

圖1 不同種植年限對土壤Cd含量的影響

種植5年以下的設施土壤中，有機質含量隨種植年限延長而升高（圖2），5年以上隨著種植年限延長，有機質含量增幅減緩，保持相對緩慢的增加趨勢。設施蔬菜的種植環(huán)境具有高溫高濕的特點，有利于有機質分解，同時，農民非常注重有機肥的使用，每年都要投入大量有機肥，在該種植環(huán)境下也有利于有機質形成。因此，雖然土壤有機質消耗巨大，但也不斷形成，呈現(xiàn)出緩慢增加的現(xiàn)象。

圖2 不同種植年限對大棚土壤有機質含量的影響

大棚土壤pH值隨著種植年限的延長呈緩慢降低趨勢（圖3），每年pH值降幅約為0.037個單位，這與高新昊等［12］的研究相似。由于設施蔬菜生產過程中大量酸性肥料的施用，作物對陽離子肥料吸收的偏好，以及養(yǎng)分配比不平衡等因素，導致設施土壤pH值逐年降低。

圖3 不同種植年限對大棚土壤pH值的影響

2.3 Cd形態(tài)分布特征

由表4看出，Cd的四種形態(tài)中，殘渣態(tài)含量最多，占比為17.4% ～87.5%，平均為53.9%，主要為礦物態(tài)；其次是還原態(tài)，占比為3.2%～54.8%，平均為21.9%，主要是鐵錳結合態(tài)；再是酸溶態(tài)，占比為3.7% ～33.5%，平均為15.7%，由水溶態(tài)、離子交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)三部分組成；氧化態(tài)含量最少，占比為1.3% ～44.8%，平均為 8.8%，包括有機物、硫化物結合態(tài)。Cd形態(tài)分布受種植年限和累積量的影響最顯著。隨著種植年限的延長，Cd殘渣態(tài)含量逐漸降低，而酸溶態(tài)和還原態(tài)含量逐漸升高，氧化態(tài)含量呈先降低再升高的趨勢。這表明Cd形態(tài)從殘渣態(tài)向酸溶態(tài)和還原態(tài)轉換。土壤中Cd累積量在0.2～0.6 mg／kg范圍內，酸溶態(tài)占比平均為16.1%；當Cd累積量大于0.6 mg／kg時，酸溶態(tài)占比平均為 24.5%。由此可見，隨著Cd累積量的增加，酸溶態(tài)占比也逐漸增大。

表4 Cd不同形態(tài)分配系數(shù) （%）

2.4 Cd酸溶態(tài)含量與種植年限相關性分析

采集的樣品按5年一組劃分，共分為4組（表4）。Cd酸溶態(tài)含量隨著種植年限延長呈拋物線變化趨勢（P＜0.05），如圖4所示。棚齡5年及以下的土壤中Cd酸溶態(tài)含量占全量的比例平均為7.9%；6～10年為 12.5%，11～15年為 19.7%，16～25年為22.6%。由此可見，酸溶態(tài)分配系數(shù)在1～5年和11～15年間增加的最快，平均每年增加1.58個百分點和1.44個百分點，其次是6～10年，平均每年增加0.92個百分點，16～25年酸溶態(tài)含量的增加速度最小，平均每年增加0.29個百分點。因此，在棚齡1～5年和11～15年間，土壤中Cd酸溶態(tài)含量增幅最大，棚齡超過15年后Cd酸溶態(tài)含量增幅變小，基本保持穩(wěn)定。

圖4 種植年限與Cd酸溶態(tài)含量的相關性

3 討論與結論

設施農業(yè)生產過程中普遍存在過量施肥現(xiàn)象，不僅會造成土壤中養(yǎng)分累積，還會帶來重金屬等有毒有害物質的累積，嚴重危害土壤環(huán)境。設施菜地土壤重金屬累積已成為制約設施蔬菜安全生產的重要因素。曾希柏等［6］報道，20世紀 90年代以來中國菜地土壤重金屬含量出現(xiàn)了明顯的富集累積，且以Cd和Hg的累積較為明顯。本研究對設施菜地土壤樣品進行 Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、Cd、As、Hg 8種重金屬元素檢測，發(fā)現(xiàn)只有Cd存在超標現(xiàn)象，超標率為6.76%。這與2014年《全國土壤污染狀況調查公報》結論相似——我國耕地土壤重金屬鎘污染點位超標率達7.0%［14］。此外，本研究還發(fā)現(xiàn)，Cd含量隨種植年限延長呈顯著增加趨勢，推測原因是設施蔬菜種植過程中使用的有機肥、化肥或農藥中可能含有Cd，長期大量投入導致Cd在土壤中不斷累積。

土壤中Cd的生物有效性主要取決于其形態(tài)，酸溶態(tài)Cd雖然占全量的比例較小，但卻是活性最強的組分，尤其是水溶態(tài)和離子交換態(tài)，能夠直接被作物根系吸收。本研究發(fā)現(xiàn)，隨著種植年限的延長，酸溶態(tài)Cd占比逐漸增加，而殘渣態(tài)占比逐漸降低，表明有效態(tài)Cd含量逐漸增大。研究結果還顯示，隨著Cd含量的增加，酸溶態(tài)占比也逐漸增加。郭軍康等［15］的研究也有類似結論，即種植14年的設施土壤Cd含量為0.26 mg／kg，雖然比種植2年的 Cd含量僅高0.06 mg／kg，但是種植14年的設施菜田土壤中Cd的有效態(tài)含量比種植2年的增加1.96倍。由此推測，隨著種植年限的延長，Cd的活性逐漸增大。這主要是由于設施菜地常年處于的高溫、高濕及高投入、高產出、超強度利用狀態(tài)［16，17］，導致土壤理化性質發(fā)生巨大變化，出現(xiàn)土壤酸化、板結、鹽漬化等現(xiàn)象。本研究結果顯示，土壤pH值和種植年限呈負相關，隨著種植年限延長，土壤酸化程度加重，直接影響到 Cd的形態(tài)分布。Ramos-Miras等［18］報道，土壤pH值降低會導致重金屬生物有效性增加。

因此，設施菜地土壤中Cd的累積，以及土壤性質改變對Cd形態(tài)轉化和溶出的影響應引起全面關注，防止栽培過程中土壤和蔬菜重金屬污染。本研究可為設施蔬菜安全生產、可持續(xù)發(fā)展提供理論基礎。