盧維宏,劉 娟,張乃明*,張玉娟,郝康偉,任利娟,于 暢,侯 紅

設施菜地土壤重金屬累積及影響因素研究

盧維宏1,2,3,劉 娟1,2,張乃明1,2*,張玉娟1,2,郝康偉1,2,任利娟1,2,于 暢1,2,侯 紅4

(1.云南農業(yè)大學資源與環(huán)境學院,云南 昆明 650201；2.云南省土壤培肥與污染修復工程實驗室,云南 昆明 650201；3.宿州學院環(huán)境與測繪工程學院,安徽宿州 234099；4.中國環(huán)境科學研究院,環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室,北京 100012)

為了解設施菜地土壤重金屬累積規(guī)律及影響因,通過在全國8個省具有代表性的設施蔬菜產(chǎn)區(qū)采集土壤和肥料樣品,系統(tǒng)研究了設施栽培年限、肥料施用、土壤性質對設施菜地土壤重金屬Cu、Zn、Cd累積量及活度的影響.結果表明:與露天栽培相比,設施條件下隨著栽培年限的延長,土壤Cu、Zn和Cd的全量和有效態(tài)濃度均呈明顯的累積趨勢,栽培年限>15a時的設施土壤Cu、Zn和Cd的全量和有效態(tài)濃度分別是露天栽培土壤的1.57、2.16、1.67、3.28、1.96、2.00倍. Pearson分析表明設施菜地土壤Cu、Zn、Cd均與土壤SOM呈極顯著相關,說明其在來源上較強的相似性,進一步對設施栽培土壤主要投入品中Cu、Zn、Cd含量分析表明,豬糞、商品有機肥及土壤調理劑中Cu、Zn均超過了100mg/kg,Cd超過了1.0mg/kg,且投入量較大,是設施栽培土壤中Cu、Zn、Cd的主要貢獻者,而秸稈和部分化肥(如尿素、硫酸鉀)中的Cu、Zn、Cd含量均極低,對設施栽培土壤累積貢獻微乎其微. pH值和CEC是影響Cu、Zn、Cd在土壤中累積活度的關鍵因素,其中隨著pH值的升高土壤Cu活度表現(xiàn)了先升高后下降的趨勢,而土壤Cd活度則表現(xiàn)了持續(xù)下降的趨勢,僅在pH<6.26時達到了顯著相關水平;土壤CEC的升高對土壤Cu活度表現(xiàn)了先下降后升高再下降的趨勢,土壤Cd活度表現(xiàn)了先升高后緩慢下降再升高的趨勢,而土壤Zn活度僅在CEC<5.83時隨著CEC升高表現(xiàn)下降顯著線性相關趨勢. 因此,防止設施栽培土壤Cu、Zn、Cd的累積與污染,選擇重金屬含量低的肥料和調控土壤理化特性(尤其是pH值、CEC)則是緩解設施栽培土壤重金屬累積速率進而確保蔬菜質量安全的有效途徑.

設施菜地土壤；栽培年限；重金屬累積；活度

統(tǒng)計顯示,2018年全球設施蔬菜覆蓋面積約為560萬hm2[1],其中中國栽培面積達到了467萬hm2,占全世界設施栽培面積的80%以上[2].與露天栽培相比,全年連續(xù)種植、產(chǎn)量高、受南北氣候影響小等是設施栽培的優(yōu)點.然而,設施栽培農業(yè)受人類活動干預劇烈,過量的化肥[3]、有機肥(特別是畜禽糞便)[4]、農藥投入,以及高的復種指數(shù)、高地表蒸發(fā)等特征,導致了設施栽培土壤表現(xiàn)酸化、鹽漬化、養(yǎng)分失衡、重金屬等有害物質累積等系列退化特征,特別是重金屬累積對土壤和作物的環(huán)境效應及其引發(fā)的健康風險問題近年來備受廣泛關注[5-7],不少研究表明,重金屬累積在設施栽培土壤中已呈明顯特征[8].以往關注Pb、Cd、As等毒性較大元素的研究較多[8-10],而對Cu、Zn元素關注較少,特別是Cu、Zn投入較多的設施栽培農業(yè)中,Cd也被認為是累積較明顯,且污染最嚴重、風險區(qū)占比較高的重金屬元素.

重金屬累積是設施栽培土壤質量退化的重要成因,而其有效性則是構成土壤環(huán)境和作物風險效應的最直接的關鍵因素[11].目前,多數(shù)研究均在重金屬累積中增加了有效態(tài)組分的監(jiān)測分析,并提出了土壤重金屬有效態(tài)含量與作物中富集量的關系明顯強于全量,大大增強了土壤重金屬累積污染風險評價的準確性.為此,有效態(tài)重金屬累積將是評價土壤重金屬累積風險的重要指標[12],已有研究表明,通過人為合理施用石灰、生物炭、腐植酸、海泡石等鈍化修復材料,調節(jié)土壤pH、有機質途徑等來降低土壤重金屬生物有效性,以達到緩解環(huán)境脅迫效應,進而實現(xiàn)降低重金屬在作物(尤其是可食用部分)中的富集量和健康風險[13],因此,對土壤重金屬累積下有效態(tài)含量占比(活度)及影響因素(特別是土壤pH等理化特性)[14]進行深入分析顯得尤為必要.目前在大田種植條件下,不少研究者已構建了土壤重金屬有效態(tài)累積與土壤pH值、SOM和CEC的相關關系,也初步得出CEC指標在土壤重金屬有效性的調控中起到了關鍵作用[15].然而,對于化肥和有機肥(特別是畜禽糞便)投入量遠遠超過大田的設施栽培土壤,同時,設施栽培生產(chǎn)過程中的高投入、高產(chǎn)出、高蒸發(fā)及全封閉的種植環(huán)境,導致其中土壤理化特征有別于大田土壤,而目前關于設施栽培中土壤重金屬有效性與理化特性指標的關系尚缺乏研究.為此,針對設施栽培農業(yè)土壤重金屬累積及活度影響因素進行深入研究顯得尤為必要.

為了研究長期過量施肥下設施栽培土壤重金屬(特別是有效態(tài))累積現(xiàn)狀及活度影響因素,本研究以中國8省16州市的設施栽培集中區(qū)域的耕層土壤為研究對象,系統(tǒng)闡述了設施栽培年限下土壤代表重金屬元素Cu、Zn、Cd(全量、有效態(tài))的累積特征,并基于Pearson研究了設施栽培土壤Cu、Zn、Cd累積與長期糞肥施用的關系,并深入探究了三個重金屬元素累積活度與土壤pH值、CEC的分段線性相關模型,為科學防控土壤重金屬累積風險提供依據(jù),為確保設施栽培農業(yè)健康可持續(xù)發(fā)展提供參考.

1 材料與方法

1.1 采樣區(qū)域及方法

2019年5 ～11月,分別在遼寧省(采樣區(qū)集中于41.50～42.57°N,121.86～123.99°E,涉及鐵嶺市、新民市、北鎮(zhèn)市)、河北省(采樣區(qū)集中于38.36～ 38.66°N,115.51～116.73°E,涉及滄州市、保定市)、山東省(采樣區(qū)集中于36.23～36.86°N,115.56～118.91°E,涉及聊城市、濰坊市)、河南省(采樣區(qū)集中于35.17～35.35°N,113.88～113.92°E,主要涉及新鄉(xiāng)市)、陜西省(采樣區(qū)集中于34.62～36.71°N,108.85～ 109.83°E,主要涉及延安市、咸陽市)、寧夏回族自治區(qū)(采樣區(qū)集中于37.96～38.43°N,106.23～106.37°E,主要涉及銀川市、吳忠市)、江蘇省(采樣區(qū)集中于32.06～32.19°N,120.98～121.19°E,主要涉及南通市)、云南省(采樣區(qū)集中于23.42～25.70°N,E101.88～ 103.25,主要涉及昆明市、紅河州、楚雄州)8個省16個州市的設施栽培集中區(qū)進行樣品采集,基本涵蓋了我國設施栽培的東北溫帶區(qū)(約占全國栽培面積的4.0%)、西北溫帶干旱及青藏高寒區(qū)(約占10.7%)、黃淮海及環(huán)渤海暖溫區(qū)(約占50.7%)、長江流域亞熱帶多雨區(qū)(約占23.6%),輻射了我國設施栽培的主要代表區(qū)域[16].

按照露天栽培(0a)及設施栽培1～5、6～10、11～15、>15a,在上述區(qū)域分布較為集中且相對離散的大棚中采集耕層(0～20)土樣樣品,共獲得156個供試土壤樣品.每個大棚按照“Z”形5點取樣法進行土樣采集,混合均勻后再按照四分法取混合土樣,裝清潔牛皮紙袋標記后作為1個供試土壤,帶回實驗室進行去雜、風干、粉碎并分別過2.0mm、1.0mm、0.149mm尼龍篩,裝清潔自封袋,標記后備用.同時,在相對應設施栽培區(qū)域采集了含有機質的主要糞肥(包括畜禽糞便、商品有機肥、秸稈及部分化肥等)52個樣品一并帶回進行分析.

1.2 樣品測定方法

土壤重金屬全量Cu、Zn參照《GB/T 17138- 1997》、全量Cd參照《GB/T 17141-1997》用硝酸-氫氟酸-高氯酸法提取,火焰原子吸收分光光度法(儀器型號為日本島津AA-6880)測定.土壤有效態(tài)Cu、Zn參照農業(yè)行業(yè)標準《NY/T 890-2004二乙三胺五乙酸(DTPA)浸提法》、有效態(tài)Cd參照《GB/T 23739-2009 土壤質量有效態(tài)鉛和鎘的測定-原子吸收法》,用火焰原子吸收分光光度法(儀器型號為日本島津 AA-6880)測定.Cu、Zn和Cd測定過程用國家有色金屬及電子材料分析測試中心生產(chǎn)的國家標準樣品GSB04-1725-2004、GSB04-1761-2004進行質量控制.糞肥中全量Cu、Zn、Cd均參照《HJ 766-2015》中電感耦合等離子體質譜法進行測定.

土壤理化特性中的pH采用電極法(土水質量比為1:2.5),通過酸度計(Starter-3C,奧豪斯儀器有限公司)進行測定;有機質含量(SOM)采用低溫外加熱重鉻酸鉀氧化-滴定法測定,土壤陽離子交換容量(CEC)采用乙酸銨法測定[17-18].

1.3 重金屬活度分析

土壤重金屬活度是表征設施栽培土壤中重金屬有效態(tài)濃度在土壤全量濃度中所占的比例,代表著設施土壤中具有生物有效性那部分重金屬的量,綜合了土壤重金屬累積全量和有效態(tài)的優(yōu)勢,其計算公式如下:

式中:s,i為土壤中重金屬元素的活度;ACs,i為土壤中重金屬元素的有效態(tài)累積濃度,mg/kg;TCs,i為土壤中元素的全量濃度,mg/kg.

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計及分析

所有數(shù)據(jù)均通過Microsoft Excel 2010和OriginPro 9.1軟件進行整理分析和制圖,并用IBM SPASS Statistics 26進行正態(tài)分布及雙變量Pearson雙尾顯著相關性統(tǒng)計分析.采用SigmaPlot 10.0及OriginPro 9.1對設施栽培土壤重金屬活度與土壤理化特性進行分段模型構建和作圖[12].

2 結果與分析

2.1 栽培年限對設施土壤重金屬累積及理化特性的影響

2.1.1 栽培年限對重金屬全量累積的影響 以附近露天栽培為對照(0a),按照栽培年限(1～5、6～10、11～15、>15a)對設施栽培土壤樣品中全量Cu、Zn、Cd含量進行分析(圖1).結果表明,隨著設施栽培年限的延長,土壤中全量Cu、Zn、Cd的含量整體上均表現(xiàn)了明顯的升高態(tài)勢,特別是在由露天栽培轉變?yōu)樵O施栽培后的1～5a內,土壤全量Cu、Zn、Cd的平均濃度累積升高趨勢最為明顯.之后,土壤全量Cu的平均濃度在6～10、11～15a栽培時間內表現(xiàn)了輕微的連續(xù)下降趨勢,>15a后再次累積升高;土壤全量Zn則在6～10a內先表現(xiàn)了輕微的下降趨勢,繼而在11～15a內再次表現(xiàn)了急劇的累積升高趨勢;土壤全量Cd的平均濃度表現(xiàn)了與土壤Cu較為一致的趨勢.

2.1.2 栽培年限對重金屬有效態(tài)累積的影響 按照栽培年限(0,1～5,6～10,11～15,>15a)對設施土壤中Cu、Zn、Cd的有效態(tài)含量進行對比分析(圖2).結果表明,隨著栽培年限的延長,設施土壤有效態(tài)Cu、Zn、Cd平均含量均有不同程度的升高,特別是從露天栽培(0a)轉變?yōu)樵O施栽培后的1～5a內,土壤中有效態(tài)Cu、Zn、Cd的平均濃度累積升高態(tài)勢最明顯.之后,有效態(tài)Cu的平均濃度在設施栽培年限達到6～10a時先后輕微的降低,繼而在11～15、>15a時均又表現(xiàn)了持續(xù)的升高趨勢;有效態(tài)Zn則先隨著栽培年限的延長表現(xiàn)持續(xù)升高趨勢,到栽培年限>15a時表現(xiàn)了輕微的降低趨勢;而有效態(tài)Cd在設施栽培年限達到6～10、11～15a時表現(xiàn)了持續(xù)的下降趨勢,達到>15a時又表現(xiàn)了輕微的累積升高趨勢.

圖1 不同種植年限對土壤全量重金屬累積量的影響

圖2 不同種植年限對設施栽培土壤重金屬有效態(tài)累積量的影響

2.1.3 栽培年限對土壤理化特性的影響 按照栽培年限(0,1～5,6～10,11～15,>15a)對設施土壤pH值、有機質及陽離子交換容量進行對比分析(表1).結果表明,與露天栽培(0a)相比,設施栽培土壤理化指標(除pH值外)均表現(xiàn)了明顯的升高,特別是土壤有機質指標,在由露天栽培模式轉化為設施栽培模式后,土壤有機質提高了65.2%,且隨著設施栽培年限的延長表現(xiàn)了持續(xù)的升高趨勢,這可能與露天栽培轉為設施栽培后,有機肥的大量投入有關.

表1 不同栽培年限對設施土壤理化特性的影響

2.2 不同有機肥施用對設施栽培土壤重金屬累積的影響

2.2.1 重金屬累積與土壤理化特性的關系 由表2可見,設施栽培土壤中全量Cu、Zn和Cd的累積濃度之間均相互具有極顯著(<0.01)的相關性,且與土壤SOM之間也均表現(xiàn)了極顯著的(<0.01)正相關關系,初步說明設施栽培土壤中全量Cu、Zn、Cd與土壤SOM均具有相似的來源;同時有效態(tài)Cu、Zn、Cd與有機質也表現(xiàn)了較為一致的趨勢.這與設施栽培土壤有機質的來源主要為畜禽糞便及商品有機肥等材料長期連續(xù)投入相一致.

2.2.2 不同有機肥施用對土壤重金屬累積的影響 從圖3設施栽培土壤主要有機肥品種的52個樣品中的Cu含量分析來看,其含量(以均值計)由高到低排序為豬糞(范圍31.3～338.0mg/kg,平均值142.6mg/ kg)>商品有機肥及土壤調理劑(范圍2.4～818.0mg/ kg,平均值107.9mg/kg)>雞糞(范圍41.1～203.0mg/kg,平均值86.2mg/kg)>沼渣(范圍52.9～54.6mg/kg,平均值53.8mg/kg)>羊糞(范圍20.2～84.3mg/kg,平均值40.5mg/kg)>牛糞(范圍19.7～33.5mg/kg,平均值24.4mg/kg)>驢糞(范圍21.0～25.0mg/kg,平均值23.3mg/kg)>化肥(范圍1.3～54.6mg/kg,平均值14.8mg/kg)>秸稈(范圍7.9～24.4mg/kg,平均值14.4mg/kg).綜合看來,以豬糞、商品有機肥及土壤調理劑中的Cu含量較高,均超過了100mg/kg,雞糞次之,達到了86.2mg/kg,而化肥和秸稈中的Cu含量相對較低,均低于20mg/kg,說明這些豬糞、商品有機肥及土壤調理劑、雞糞等是設施栽培土壤Cu累積的主要貢獻者,而化肥對其累積的貢獻較小.

表2 重金屬累積量與設施土壤理化特性與的Pearson相關關系

注:表中**表示在<0.01水平上差異極顯著;*表示在<0.05水平上差異顯著.下同.

從圖4設施栽培土壤主要投入品的52個樣品中的Zn含量分析來看,其含量(以均值計)由高到低排序為豬糞(范圍182.0～979.7mg/kg,平均值576.4mg/kg)>雞糞(范圍108.0～853.0mg/kg,平均值513.9mg/kg)>沼渣(范圍430.0～541.0mg/kg,平均值488.0mg/kg)>商品有機肥及土壤調理劑(范圍25.4～705.6mg/kg,平均值186.4mg/kg)>羊糞(范圍61.3～412.0mg/kg,平均值177.5mg/kg)>驢糞(范圍156.0～180.0mg/kg,平均值171.3mg/kg)>牛糞(范圍74.8～211.0mg/kg,平均值127.2mg/kg)>化肥(范圍13.2～255.3mg/kg,平均值93.5mg/kg)>秸稈(范圍46.0～73.0mg/kg,平均值58.3mg/kg). 綜合看來,畜禽糞便中的Zn含量均超過了100mg/kg,以豬糞、雞糞中的Zn含量較高,均超過了500mg/kg,其次是沼渣,平均含量達到了488.0mg/kg,而化肥和秸稈中的Zn含量均低于100mg/kg,說明畜禽糞便(尤其是豬糞、雞糞)對設施栽培土壤Zn累積的貢獻為主,而化肥、秸稈還田對其造成的影響甚微.

圖3 設施栽培土壤主要投入品中Cu含量

圖4 設施栽培土壤主要投入品中Zn含量

從圖5設施栽培土壤主要投入品的52個樣品中的Cd含量分析來看,其含量(以均值計)由高到低排序為豬糞(范圍0.23～2.36mg/kg,平均值1.19mg/kg)>商品有機肥及土壤調理劑(范圍0.15～3.72mg/kg,平均值為1.16mg/kg)>化肥(范圍0.04～1.72mg/kg,平均值0.53mg/kg)>牛糞(范圍0.16～0.91mg/kg,平均值0.51mg/kg)>沼渣(范圍0.33～0.39mg/kg,平均值0.36mg/kg)>雞糞(范圍0.14～1.06mg/kg,平均值0.35mg/kg)>羊糞(范圍0.13～0.43mg/kg,平均值0.29mg/kg)>秸稈(范圍為0.17～0.36mg/kg,平均值為0.29mg/kg)>驢糞(范圍為0.21～0.29mg/kg,平均值為0.24mg/kg).綜合看來,以豬糞中的平均Cd含量最高,達到了1.19mg/kg,其次是商品有機肥及土壤調理劑,平均含量達到了1.16mg/kg,化肥(主要過磷酸鈣)、牛糞、沼渣、雞糞中的Cd平均含量也均超過了0.3mg/kg,而化肥中的尿素、硫酸鉀及部分復合肥中的Cd含量均小于0.01mg/kg,牛糞、秸稈、驢糞中的Cd含量也均小于0.30mg/kg.

圖5 設施栽培土壤主要投入品中Cd含量

2.3 pH及CEC對設施栽培土壤重金屬活度的影響

圖6 設施栽培土壤Cu活度與土壤酸堿度pH值的關系

2.3.1 土壤pH對土壤重金屬活度的影響 進一步對設施栽培土壤Cu、Zn和Cd活度與土壤pH建立分段線性相關模型,僅元素Cu、Cd(pH<6.26)活度可與土壤pH建立顯著的分段線性相關關系.從圖6來看,土壤Cu活度與土壤pH表現(xiàn)了三段趨勢不同的線性相關模型,當pH<7.50時,土壤Cu活度隨著土壤pH值升高表現(xiàn)了升高趨勢,當7.50￡pH<7.99時,土壤Cu活度隨著pH值升高表現(xiàn)了較為急劇的下降趨勢,當pH37.99時,土壤Cu活度隨著pH的升高表現(xiàn)了較為緩慢的下降趨勢,均達到了顯著相關水平(<0.05);從圖7來看,土壤Cd活度僅在pH<6.26時可與土壤pH建立顯著(<0.05)線性模型,且隨著土壤pH值升高表現(xiàn)了急劇的下降趨勢,而當pH36.26時,均不能建立顯著的相關線性關系.

圖7 設施栽培土壤Cd活度與土壤酸堿度pH的關系

2.3.2 土壤CEC對土壤重金屬活度的影響 進一步對設施栽培土壤Cu、Zn和Cd活度與土壤陽離子交換容量CEC直接的關系構建分段線性相關模型(圖8、圖9、圖10). 其中,從圖8分析來看,土壤Cu活度與土壤CEC可建立三種不同趨勢的分段線性相關模型,當CEC<6.23時,土壤Cu活度隨著CEC的升高表現(xiàn)了急劇的下降趨勢,當6.23￡CEC<11.03時,土壤Cu活度隨著CEC的升高表現(xiàn)了急劇的升高趨勢,當CEC311.03時,土壤Cu活度隨著CEC的升高表現(xiàn)了緩慢的下降趨勢,且均達到了顯著相關水平(<0.05);從圖9分析來看,土壤Zn活度僅在CEC< 5.83時可與土壤CEC建立顯著相關的線性模型,且當CEC<5.83時,土壤Zn活度隨著CEC升高表現(xiàn)了急劇的下降趨勢,而當CEC35.83時,這種關系則不具有顯著相關性;從圖10分析來看,土壤Cd活度與CEC之間可建立了三種不同趨勢的線性相關模型,當CEC<15.99時,土壤Cd活度隨著土壤CEC的升高表現(xiàn)了急劇的升高趨勢,當15.99￡CEC<20.84時,土壤Cd活度隨著土壤CEC的升高表現(xiàn)了下降趨勢,當CEC320.84時,土壤Cd活度隨著CEC的升高表現(xiàn)了升高趨勢,且均達到了顯著相關水平(<0.05).

圖8 設施栽培土壤Cu活度與土壤陽離子交換容量CEC的關系

圖9 設施栽培土壤Zn活度與土壤陽離子交換容量CEC的關系

圖10 設施栽培土壤Cd活度與土壤陽離子交換容量CEC的關系

3 討論

3.1 設施栽培年限對土壤重金屬累積的影響

設施栽培生產(chǎn)系統(tǒng)完全不同于露天栽培生產(chǎn)系統(tǒng),長期處于薄膜覆蓋、高溫高濕、高投入高產(chǎn)出的封閉狀態(tài),也是人為干擾劇烈的一種種植模式.研究表明,設施栽培中化肥用量是露天菜地和糧食田地的2.76、5.91倍,有機肥是露天菜地和糧食田地的1.25倍、4.08倍[19-20].同時,也已有研究表明設施栽培土壤重金屬全量累積隨著種植年限的延長表現(xiàn)了遞增趨勢,尤其全量Cd、Cu、Zn的超標和高風險占比最為嚴重[13],這與本研究中全量Cu、Zn、Cd的累積趨勢相一致,而有效態(tài)則表現(xiàn)了不同的趨勢,特別是Zn、Cd兩種元素均在種植一定年限時有效態(tài)出現(xiàn)了輕微的降低趨勢,這可能與長期種植過程中土壤理化特性改變所致.也有不少研究表明,土壤重金屬累積隨著種植年限的延長的遞增趨勢與過量的含高磷、畜禽糞便復合肥(含水溶肥)投入[21-22]、含Cu和Zn農藥的大量使用以及雞糞、豬糞等的直接還田[23].本研究中的pearson相關性結果也表明,設施栽培土壤Cu、Zn、Cd全量和有效態(tài)均與SOM之間具有極顯著(<0.01)的相關關系,且三個元素的濃度累積特征也存在著極顯著(<0.01)的相關關系,均表明了Cu、Zn、Cd和SOM在來源上存在著極度相似的同源性.進一步考慮到設施栽培過程中土壤SOM的來源較為單一,主要是商品有機肥及畜禽糞便,本研究中的設施栽培土壤主要投入品分析中,也進一步證實了畜禽糞便(特別是豬糞、雞糞)、商品有機肥及土壤調理劑中的Cu、Zn和Cd含量相對最高,對設施土壤的重金屬累積貢獻最為突出,而秸稈、部分化肥(如尿素、K2SO4)中的重金屬含量極低,對土壤累積的貢獻微乎其微,因此,畜禽糞便需要經(jīng)過科學合理的資源化處理及選擇質量安全的商品有機肥/生物有機肥則是延緩設施栽培土壤質量退化速率,確保設施農業(yè)安全可持續(xù)的有效途徑.

3.2 設施栽培土壤理化特性對重金屬累積活度的效應

理化特性及生物指標是土壤健康狀況評價的關鍵指標[24-26],也是影響土壤重金屬有效性的關鍵指標.已有不少學者同感研究土壤生物酶活性特征與土壤重金屬含量的相關性,構建了土壤關鍵酶活(如過氧化氫酶、脲酶等)與Cu、Zn、Pb之間存在著顯著相關的線性、S曲線、冪函數(shù)等模型方程,在一定程度上說明通過關鍵生物指標判斷土壤重金屬污染程度具有一定的可行性[27-29].因此,構建土壤理化指標與重金屬累積活度的關系有助于更好的防控設施栽培土壤重金屬累積風險,研究者也曾對設施栽培條件下土壤重金屬全量與土壤基本理化性質(pH值、SOM)進行了回歸分析[30].本研究在pearson相關性的基礎上,進一步構建了設施栽培土壤Cu、Zn、Cd累積活度與土壤pH值、CEC互作效應的分段線性相關模型,其中Cu活度與土壤pH值可建立極顯著的分段線性模型,在pH<7.50時,Cu活度表現(xiàn)了隨pH升高而升高的趨勢(2=0.044,< 0.05),這與黃治平等[10]的研究結果存在差異,這可能與Cu主要是以強酸弱堿鹽(如SO2 -4或Cl-)等形式進入土壤,在土壤溶液中易發(fā)生電離,繼而與設施栽培土壤中過量的NH+ 4[29]或弱堿環(huán)境形成可溶性絡合物有關[31-32],而pH37.50時,隨著土壤pH值的升高,Cu活度表現(xiàn)了兩個不同斜率的下降趨勢,這與堿性條件下土壤Cu2+會形成難容的殘渣態(tài)有關. 同時,隨著pH值的升高,土壤Cd活度僅在pH<6.26時表現(xiàn)了顯著相關的負線性相關模型,當pH36.26時,土壤Cd活度隨pH值升高的下降趨勢不構成顯著相關關系,而土壤Zn則與pH值也不構成顯著相關性,這與復雜的土壤環(huán)境有關.進一步的分析結果表明三種重金屬元素與土壤陽離子交換容量(CEC)間表現(xiàn)了較強的分段線性相關模型,且整體相關性均優(yōu)于與土壤pH的擬合關系,特別是對于土壤Zn,與土壤pH變化未構成顯著的線性相關性,而與土壤CEC在<5.83cmol/kg時達成了顯著的線性相關模型,同時,管偉豆等[33]、宋文恩等[34]的研究中也發(fā)現(xiàn)農田土壤中溶解性的Cd含量隨著土壤CEC的增大而增大,即土壤CEC是表征土壤離子吸附與解吸關系的重要指標,也是土壤肥力和污染評估的的重要預測指標[35],這與本研究結果基本一致,也進一步說明土壤CEC能較好的反映土壤重金屬活度(即有效態(tài)占比)累積特性,可通過土壤CEC調控來改善因重金屬累積造成的土壤質量退化.

綜合來看,露天栽培轉化設施栽培后,重金屬累積引發(fā)的土壤污染與質量退化速率加快,且這種趨勢隨著栽培年限的延長而加重,畜禽糞便(特別是豬糞、雞糞)直接還田及部分不合格商品有機肥和土壤調理劑的大量使用是主要成因,土壤理化特性(特別是CEC)是影響其累積活性的關鍵因素.因此,選擇優(yōu)質糞肥及合理調控土壤理化性質(特別是CEC)是緩解和防止菜地土壤重金屬進入食物鏈的有效途徑.

4 結論

4.1 與露天栽培相比,設施栽培土壤Cu、Zn和Cd的全量和有效態(tài)濃度均呈明顯的累積趨勢,當栽培年限>15a時,設施栽培土壤中Cu、Zn和Cd的全量濃度分別達到了露天栽培的1.57、2.16、1.67倍,有效態(tài)濃度分別達到了3.28、1.96、2.00倍;其中,隨著栽培年限的延長,全量Cu、Zn、Cd均表現(xiàn)了先升高后下降,繼而再升高的趨勢,有效態(tài)含量(除了Cd完全與全量Cd一致,Cu在6-10a時輕微下降外)則表現(xiàn)了持續(xù)升高的態(tài)勢,且10a后的累積速率明顯高于10a前.

4.2 Pearson分析表明,設施栽培土壤全量Cu、Zn、Cd及SOM之間均存在著極顯著(<0.01)相關性,說明其在來源上具有極為相似的同源性,進一步基于設施栽培土壤主要投入品分析,以畜禽糞便(特別是豬糞、雞糞)、商品有機肥及土壤調理劑中的Cu、Zn和Cd含量均偏高,其中Cu、Zn均超過了100mg/kg,Cd超過了1.0mg/kg,而秸稈、部分化肥(如尿素、K2SO4)中對應元素的含量極低.

4.3 設施栽培土壤Cu、Zn、Cd活度均可與土壤pH、CEC建立不同程度的顯著分段線性相關模型,以與土壤CEC的相關性更好.對于土壤Cu活度,當CEC<6.23cmol/kg時,表現(xiàn)了隨著CEC升高而顯著下降的趨勢(2=0.423,<0.05),當6.23￡CEC<11.03時,表現(xiàn)了升高趨勢(2=0.119,<0.05),當CEC311.03時,表現(xiàn)了緩慢下降趨勢(2=0.063,<0.05);對于Zn活度,則僅在CEC<5.83cmol/kg時表現(xiàn)了隨土壤CEC升高而顯著下降的趨勢(2=0.205,<0.05);土壤Cd活度則當CEC<15.99時,表現(xiàn)了隨著土壤CEC升高而急劇升高的趨勢(2=0.476,<0.05),當15.99￡CEC<20.84時,表現(xiàn)了下降趨勢(2=0.024,<0.05),當CEC320.84時,表現(xiàn)了顯著升高的趨勢(2=0.249,<0.05).

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Study on the accumulation of heavy metals and influencing factors in the soil of facility vegetable fields.

LU Wei-hong1,2,3, LIU Juan1,2, ZHANG Nai-mming1,2*, ZHANG Yu-juan1,2, HAO Kang-wei1,2, REN Li-juan1,2, YU Chang1,2, HOU Hong4

(1.College of Resource and Environmental Science, Yunnan Agricultural University, Kunming 650201, China；2.Yunnan Soil Fertility and Pollution Restoration Laboratory, Kunming 650201, China；3.School of Environment and Surveying Engineering, Suzhou University, Suzhou 234099, China；4. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Science, Beijing 100012, China)., 2022,42(6)：2744～2753

The accumulation of heavy metals in facility cultivation soil has become a prominent environmental problem. In this study, by collecting soil and fertilizer samples from representative facility vegetable production areas in eight provinces across the country, we systematically studied the effects of facility cultivation years, fertilizer application, and soil properties on the accumulation and activity of heavy metals Cu, Zn, and Cd in facility vegetable soils. The results showed that compared with open-air cultivation, the total and available concentration of Cu, Zn and Cd in the soil showed an obvious accumulation trend with the extension of planting years under facility conditions; when the years of cultivation were more than 15a, the total and available Cu, Zn, and Cd concentration in the facility soils were 1.57, 2.16, 1.67, 3.28, 1.96, and 2.00 times higher than that of the open-air cultivation soil, respectively. Pearson analysis revealed that the Cu, Zn, and Cd concentrations in the facility soil were associated with the soil SOM at an extremely significant level, indicating a high similarity in source among the heavy metals. Further analysis of the content of Cu, Zn, Cd, and soil SOM reached a very significant correlation, indicating a strong similarity in source, and further analyses on the contents of Cu, Zn, and Cd sourced from main agromaterials, showed the concentrations of both Cu and Zn in pig manure, commercial organic fertilizer and soil conditioner were greater than 100mg/kg, and that of Cd exceeded 1.0mg/kg. These agromaterial-sourced Cu, Zn and Cd could be considered the main contributors to the total amount of the heavy metals in the facility soil due to their large inputs to the soil. While the Cu, Zn, and Cd in straw and some chemical fertilizers (such as urea and K2SO4) were at an extremely low level, and their contributions to the accumulated heavy metals in the facility soil were basically neglectable; Both pH and CEC were confirmed as key factors influencing the cumulative activities of Cu, Zn, and Cd in the soil. As the pH increased, the soil Cu activity showed a trend of rising at first and then decreasing, while the soil Cd activity showed a continuous downtrend, reaching a significant correlation level only when pH<6.26; As the increase of soil CEC, the acidity of soil Cu showed a downtrend at first, followed by rising and then downtrend again; and the activity of soil Cd showed rising first, followed by slight downtrend and then rising again. While the activity of soil Zn only showed a significant linear correlation trend when CEC was lower than 5.83 as CEC increased. Therefore, preventing the accumulation and pollution of Cu, Zn, and Cd in the facility cultivation soil, choosing fertilizers with low heavy metal content and regulating the physical and chemical properties of the soil (especially pH and CEC) are effective means to alleviate the accumulation velocity of heavy metals in the facility cultivation soil and ensure the quality and safety of vegetables.

facility vegetable field soil；cultivation years；heavy metals accumulation；activity

X53

A

1000-6923(2022)06-2744-11

盧維宏(1984-),男,山西運城人,博士,高級農藝師,主要從事土壤環(huán)境污染修復與植物營養(yǎng).發(fā)表論文12篇.

2021-11-08

云南省重大科技專項計劃項目(202002AE320005);云南省重點研發(fā)計劃項目(2018BC003)

* 責任作者, 教授, zhangnaiming@sina.com