馬武生,李 霖,薛 梅,張占軍

1.揚州職業(yè)大學(xué)生物與化工工程學(xué)院,江蘇 揚州 225009 2.江南大學(xué)環(huán)境與土木工程學(xué)院,江蘇 無錫 214122 3.揚州市農(nóng)產(chǎn)品智能測控與清潔生產(chǎn)工程技術(shù)研究中心,江蘇 揚州 225009

經(jīng)過十多年的發(fā)展,中國規(guī)模化生豬養(yǎng)殖逐漸形成了南方的“豬-沼-菜/稻”、北方的“四位一體”、西北的“五配套”等循環(huán)農(nóng)業(yè)模式[1]。重金屬Cu、Zn被廣泛用作刺激畜禽生長的飼料添加劑,高劑量的礦物質(zhì)元素不能被豬腸道有效吸收,大部分通過糞便排出,造成環(huán)境重金屬污染。研究發(fā)現(xiàn),豬糞或沼渣中Zn含量高達(dá)100.26～4 638.72 mg/kg,Cu含量也達(dá)到72.66～1 288.00 mg/kg[2-4],這些重金屬在厭氧消化物(沼肥)或堆肥中得到富集濃縮,其濃度通常比農(nóng)田土壤背景濃度高出若干倍[5-6]。沼肥常常作為有機肥回用農(nóng)田,但其含有的重金屬和鹽分卻一直沒有得到足夠的重視。隨著生態(tài)鏈的延伸,長期施用沼肥所造成的土壤重金屬累積,可能給農(nóng)產(chǎn)品安全和人體健康帶來風(fēng)險。

重金屬的環(huán)境行為和生物有效性不僅受土壤中重金屬總量的影響,在更大程度上由重金屬在環(huán)境中的賦存形態(tài)所決定[7-9]。沼肥農(nóng)用造成土壤重金屬積累,同時還存在重金屬的吸附-解吸、沉淀-溶解、配位等復(fù)雜物理化學(xué)過程,影響重金屬的化學(xué)形態(tài)分布。只有綜合了解重金屬在環(huán)境中的全量及存在形態(tài),才能更有效地估測重金屬在土壤中的生態(tài)毒性。

筆者對連續(xù)7—10年灌施豬糞源沼肥的農(nóng)田土壤開展重金屬積累與賦存形態(tài)研究。主要目的是 ①選取有代表性規(guī)?；B(yǎng)豬場農(nóng)田土壤,測定8種重金屬(Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni、Hg和As)全量和Cu、Zn各形態(tài)含量,研究重金屬全量和形態(tài)變化特性; ②通過與空白對照比較,估算重金屬在土壤中的累積速率及年通量; ③通過與區(qū)域調(diào)查資料或標(biāo)準(zhǔn)比較,評估持續(xù)灌施豬糞沼渣所造成的污染情況及潛在環(huán)境風(fēng)險。

1 實驗部分

1.1 研究區(qū)域及樣品采集

選取江蘇某市3家規(guī)?；B(yǎng)豬場農(nóng)田土壤作為研究對象。土壤類型均為潴育型水稻土,長期進行水稻-小麥輪作。于2019年3—10月使用網(wǎng)格布點法分4批次采集0～15 cm耕層土壤,樣品去除植物殘體后冷凍干燥(儀器型號為LyoQuest-55,西班牙Telstar),研磨后過0.18 mm尼龍篩,保證土樣的代表性及消解完全。自封袋低溫保存?zhèn)溆?。為客觀反映該區(qū)域土壤中污染物含量的變化趨勢,同時采集養(yǎng)殖場附近未施用沼渣的土壤作為對照(CK)。研究區(qū)域及采樣點位基本信息見圖1和表1。

表1 養(yǎng)殖場及農(nóng)田土壤基本信息Table 1 Basic information on pig farms and soils

圖1 研究區(qū)域及采樣點Fig.1 Study area and sampling sites

1.2 實驗方法

1.2.1 土壤理化性質(zhì)

pH采用電位法測定(水、土比為2.5∶1),電導(dǎo)率(EC)采用電極法測定(水、土比為2.5∶1,25 ℃),土壤有機質(zhì)采用K2Cr2O7氧化法測定,總磷(TP)采用NaOH熔融法測定,有效磷采用NaHCO3浸提-鉬銻抗分光光度法測定,總氮(TN)采用凱氏定氮法測定,堿解氮采用堿解擴散法測定,全鉀(TK)和速效鉀分別采用硫酸-過氧化氫消煮和中性乙酸銨浸提原子吸收分光光度法(美國PerkinElmer,PinAAcle 900Z)測定[10]。

1.2.2 重金屬全量及殘渣態(tài)含量

稱取凍干后土樣0.2～2 g置于聚四氟乙烯消解罐,采用SH230型石墨消解儀程序消解。其中,Hg和As采用HCl-HNO3消解體系,其他元素采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解。Cu、Zn、Cr、Cd、Pb和Ni采用原子吸收法測定,Hg和As采用原子熒光法(北京海光,AFS-9730)測定。

1.2.3 重金屬形態(tài)

選取Cu、Zn濃度大于《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)中風(fēng)險篩選值的土壤樣品,采用改進BCR法[11]連續(xù)提取。每次提取后在轉(zhuǎn)速為5 500 r/min下離心20 min,過0.45 μm濾膜后測定。依次獲得酸溶態(tài)(F1)、可還原態(tài)(F2)、可氧化態(tài)(F3)和殘渣態(tài)(F4)重金屬。F1包括水溶態(tài)、離子可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合形式金屬,F2為鐵氧化物、錳氧化物、鋁氧化物結(jié)合形式,F1和F2活性較高,較易被植物吸收。F3包括有機質(zhì)結(jié)合態(tài)和硫化物結(jié)合態(tài)金屬,較為穩(wěn)定,不易被生物吸收利用。F4包括硅酸鹽結(jié)合態(tài)、難分解有機質(zhì)結(jié)合態(tài)金屬,在自然條件下不易釋放,在土壤中能夠長期穩(wěn)定存在。

1.3 數(shù)據(jù)處理與質(zhì)量控制

數(shù)據(jù)統(tǒng)計采用Excel軟件,顯著性分析(S-N-K法)、正態(tài)檢驗(K-S法)和Pearson相關(guān)分析采用SPSS 23.0軟件,圖形繪制采用Origin Pro軟件。使用蒙特卡洛仿真軟件(Oracle Crystal Ball)模擬土壤重金屬元素的積累速率、相對變化率、年通量和濃度倍增時間。蒙特卡洛法以概率統(tǒng)計理論為基礎(chǔ),通過對樣本進行多次重抽樣,解決二維隨機變量的不確定性或風(fēng)險性問題。

一般認(rèn)為,重金屬在土壤環(huán)境中的短期積累符合線性關(guān)系[12],土壤環(huán)境中重金屬元素的積累速率(k)可采用公式(1)計算[13],土壤重金屬相對變化率(A)可采用公式(2)計算,土壤重金屬元素積累通量(M)可采用公式(3)計算,施用沼肥后土壤重金屬濃度倍增時間(T)可采用公式(4)計算。

k=(Ct-C0)/t

(1)

A=k/C0×100

(2)

M年通量=k×10-6×ρ×D×10-2×104

(3)

(4)

式中:k為土壤中重金屬元素的積累速率,mg/(kg·年);C0和Ct分別為初始時和時間t時的土壤重金屬含量,mg/kg;t為積累時長,年;A為土壤重金屬相對變化率,%;M為土壤重金屬元素積累通量,kg/(hm2·年);ρ為土壤容重,取1.2×103kg/m3;D為樣品所代表的耕層深度(該研究取15 cm);T為施用沼肥后土壤重金屬濃度倍增時間,年。

測定全過程按照質(zhì)量控制要求操作。所用器皿在體積比為1∶9的硝酸中浸泡過夜,使用前再用蒸餾水、超純水分別沖洗,樣品制備全過程做空白實驗。形態(tài)測定中,采用標(biāo)準(zhǔn)樣品GBW07429(GSS-15)進行質(zhì)量控制,分別將測定的Cu、Zn各形態(tài)質(zhì)量總和與全量對比,回收率均為90.13%～107.37%。樣品質(zhì)量及基于質(zhì)量的量值均以干重計。

1.4 農(nóng)田重金屬污染評價

1.4.1 評價標(biāo)準(zhǔn)

為準(zhǔn)確反映多年灌施沼肥農(nóng)田的重金屬污染狀況,該研究選用江蘇省土壤背景值調(diào)查數(shù)據(jù)和對照點含量作為研究對象的環(huán)境背景值,選取《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)中風(fēng)險篩選值作為污染程度的評價依據(jù)。

1.4.2 評價方法

分別采用單因子指數(shù)(Pi[14])、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)(PN[14])和潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI[14])對養(yǎng)殖園農(nóng)田重金屬分布特征進行評價。

式中:Cni為調(diào)查點位土壤中污染物i的實測濃度;C0i為污染物i的評價基準(zhǔn)或參考值。Pi≤1表示未污染(清潔),13表示重污染。

式中:PN≤0.7表示土壤清潔,污染等級為安全;0.73.0則表示土壤受到重污染。PN計算公式中含有評價參數(shù)中最大的單項污染分布指數(shù)(PiMAX),凸顯了污染指數(shù)最大的重金屬元素對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響和作用。

表2 污染物毒性響應(yīng)系數(shù)Table 2 Toxic response factors of different pollutants

表3 單一重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險系數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)Table 3 The grade criteria of

根據(jù)HAKANSON的RI第一級界限值(150)與污染物毒性系數(shù)總值得到單位毒性系數(shù)RI值(1.13),然后乘以該研究所有參評污染物毒性系數(shù)總值(98),并取十位整數(shù)得到第一級界限值(110),獲得RI分級標(biāo)準(zhǔn)(表4)。潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法根據(jù)重金屬性質(zhì)及環(huán)境行為的特點,從沉積學(xué)角度提出對土壤或沉積物中重金屬污染進行評價的方法。與其他評價方法相比,該法不但考慮到土壤重金屬的含量,而且把重金屬生態(tài)效應(yīng)、環(huán)境效應(yīng)與毒理學(xué)相結(jié)合進行評價。

表4 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)Table 4 The grade criteria of RI

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤基本性質(zhì)

土壤基本理化性質(zhì)見表5。與對照相比,灌施沼肥使酸性土壤pH顯著上升0.19～0.39 (P<0.05)。施用沼肥也增加了土壤EC值(如S2施用沼肥10年,土壤的EC值達(dá)到1 539 μS/cm,與對照相比升高了8.15%,有鹽漬化的趨勢)。土壤有機質(zhì)含量較高,沼肥施用對土壤有機質(zhì)的貢獻(xiàn)并不非常顯著,這可能與農(nóng)場多年采取的秸稈還田有關(guān)。同時,灌施沼肥使土壤TP、有效磷、TK、速效鉀和TN均值分別增加了8.33%、16.22%、11.68%、19.41%和9.15%,達(dá)到了顯著差異水平(P<0.05)。但堿解氮含量的差異并不顯著,這可能與堿解氮在土壤中不穩(wěn)定,易受土壤水熱條件和生物活動的影響有關(guān)[16-17]。綜上,沼肥的持續(xù)灌施改變了土壤的理化性質(zhì),造成土壤速效養(yǎng)分的顯著累積。土壤理化性質(zhì)的變化也會導(dǎo)致土壤中重金屬形態(tài)和生物利用度存在不確定性。

表5 養(yǎng)殖場農(nóng)田土壤基本理化性質(zhì)Table 5 Basic physicochemical properties of farmland soil in pig farm

2.2 土壤重金屬總量

農(nóng)田土壤重金屬總量結(jié)果見表6。103份土壤樣品中Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni、Hg和As的濃度范圍分別為30.16～251.38、82.53～458.65、58.16～94.53、0.20～0.42、24.08～48.52、19.48～34.86、0.07～0.13、9.78～22.33 mg/kg。應(yīng)用K-S對數(shù)據(jù)進行正態(tài)檢驗,Cu、Zn和As元素的漸進顯著性(雙尾)均小于0.05,呈正偏態(tài)分布(圖2),這可能與沼肥灌施方式和沼渣沉降造成的不均勻性及樣本量有關(guān)。8種重金屬的平均濃度大小依次為Zn>Cu>Cr>Pb>Ni>As>Cd>Hg(表6,圖2)。

表6 養(yǎng)殖場農(nóng)田土壤中8種重金屬濃度的匯總統(tǒng)計與積累Table 6 Summary statistics of 8 heavy metals concentration in farmland soil of pig farm

注:盒子實心矩形代表平均值,盒子中間、頂部和底部的3條線分別對應(yīng)數(shù)據(jù)的中位數(shù)、上四分位數(shù)(75%)和下四分位數(shù)(25%);上下須線分別代表1.5倍四分位距范圍的數(shù)據(jù)(溫和異常值),須線外的數(shù)據(jù)是極端異常值,繪制為星形。圖2 灌施沼肥土壤中重金屬濃度的盒須圖(n=103)Fig.2 Box-and-Whisker plots of heavy metal concentration in soil with biogas manure(n=103)

長期施用沼肥土壤中Cu和Zn濃度(平均值分別為86.92、191.97 mg/kg)遠(yuǎn)高于對照(平均值分別為37.20、79.33 mg/kg)。樣點S2(灌施沼肥10年)中Cu、Zn含量分別增加164%和200%。由施肥時長及元素含量的分析可得,Cu、Zn的平均積累速率分別為5.70～6.15、12.13～18.70 mg/(kg·年),年變化率分別為15.33%～16.54%和15.29%～23.57%。與對照相比,S2土壤中Pb和As有微弱富集現(xiàn)象,這可能與S2臨近高速公路,使Pb、As沉降或地質(zhì)形成有關(guān)。可見,連續(xù)施用沼肥可使表層土壤Cu、Zn累積。

此外,該研究樣品中Cu、Zn和Cd含量遠(yuǎn)高于江蘇省土壤背景值(平均含量分別是背景值的3.94、3.14、2.49倍)。同時,也有28.15%、17.47%和67.96%的樣品含量分別超過了Cu、Zn和Cd的污染風(fēng)險篩選值。與對照相比,養(yǎng)殖場樣點Cu、Zn富集顯著,而Cd含量并無顯著差異,說明連續(xù)多年灌施沼肥造成Cu、Zn累積,而高含量Cd可能源于風(fēng)化成土過程中高重金屬含量的巖石(石灰?guī)r類)在土壤中的釋放。LIAO等[19]的研究支持了這一推測,他們對土壤重金屬的空間分布研究表明,成土母質(zhì)的貢獻(xiàn)最大,工業(yè)活動、交通排放、大氣沉降、化肥和灌溉對表層土壤重金屬含量均有顯著影響。

Pearson相關(guān)系數(shù)矩陣如表7所示。在103個樣品中,Cu和Zn濃度之間(r=0.931,P<0.01)呈極顯著的正相關(guān),Cu與Cd、Hg之間,Zn與Cd、Ni、Hg之間存在弱正相關(guān)性。重金屬之間顯著正相關(guān)表明它們具有相似的來源。相關(guān)分析表明,Cu和Zn主要受飼料添加劑的控制,其他元素則與人類生活、生產(chǎn)史有關(guān)。

表7 沼肥灌施土壤中重金屬濃度的Pearson相關(guān)矩陣(n=103)Table 7 Pearson’s correlation matrix of total heavy metal concentrations in soil irrigated with biogas manure (n=103)

2.3 土壤中銅、鋅形態(tài)分布

選取全Cu或全Zn濃度大于《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)中風(fēng)險篩選值的共47個樣品開展形態(tài)分析(樣點S1、S2和S3樣品數(shù)分別為13、18、16個),結(jié)果見表8和圖3。由數(shù)據(jù)可知,雖然酸溶態(tài)Cu的比例與對照相比,僅上升0.75%,但施沼肥土壤的平均酸溶態(tài)Cu濃度(9.73 mg/kg)較對照(2.07 mg/kg)增加了3.70倍,Zn平均酸溶態(tài)濃度(61.59 mg/kg)較對照(7.21 mg/kg)增加了7.54倍。其可能原因是沼肥的累積,另外金屬總量的升高使其形態(tài)的轉(zhuǎn)換和擴散具有更大的驅(qū)動力?？蛇€原態(tài)Cu和可氧化態(tài)Cu分別占總量的1.73%和21.51%(分別為2.63、32.68 mg/kg),而對照土壤中兩者分別占總量的7.83%和13.17%(分別為2.91、4.90 mg/kg)。外源的輸入也改變了殘渣態(tài)Cu的比例,較對照下降3.10%。與對照相比,灌施沼肥后,土壤酸溶態(tài)Zn含量由7.21 mg/kg增加到61.59 mg/kg,占比增加了9.74%。而可還原態(tài)Zn和可氧化態(tài)Zn比例則分別下降了6.82%和7.33%。這與沼肥中重金屬形態(tài)分布有關(guān)。據(jù)報道,厭氧發(fā)酵體系中含硫有機物形成H2S,最終與金屬離子反應(yīng)形成金屬硫化物[20],也有相當(dāng)大比例的Cu以有機絡(luò)合態(tài)存在[21-22]。而CK中Fe-Mn氧化物結(jié)合態(tài)具有相對較高的占比。外源輸入的稀釋作用及形態(tài)的轉(zhuǎn)化使原土壤Cu、Zn的形態(tài)構(gòu)成發(fā)生顯著變化。

表8 連續(xù)7—10年灌施沼肥土壤中Cu、Zn各形態(tài)濃度Table 8 Concentrations of various species of Cu and Zn in soil irrigated with biogas manure for 7-10 years mg/kg

圖3 連續(xù)7—10年施用沼肥土壤中Cu、Zn形態(tài)分布Fig.3 Distribution of Cu and Zn species in soil irrigated with biogas manure for 7-10 years

由數(shù)據(jù)還可看出,“非穩(wěn)態(tài)”(酸溶態(tài)和可還原態(tài))Cu、Zn比例分別為7.69%～8.61%和32.12%～34.16%,均大大低于“穩(wěn)定態(tài)”(殘渣態(tài)和可氧化態(tài))形式。但“非穩(wěn)態(tài)”遷移性更強,酸雨淋溶后較易浸出,容易被農(nóng)作物吸收利用,故潛在的生物危險性也較大。必須強調(diào)的是,元素形態(tài)之間的轉(zhuǎn)化存在一個動態(tài)平衡,由植物吸收或淋溶損失造成的“可用池”消耗,必將導(dǎo)致其他組分的連續(xù)釋放,以補充“可用池”[23]。因此,重金屬的生物有效態(tài)及總量均需要給予關(guān)注與控制。

影響土壤重金屬形態(tài)分布的因素是多方面的。KHADHAR等[24]通過研究土壤剖面中Pb、Zn和Cu的運動發(fā)現(xiàn),重金屬在土壤間的轉(zhuǎn)移與形態(tài)組成受pH和TOC的顯著影響,尤其是殘渣態(tài)、酸溶態(tài)和可還原態(tài)組分受到的影響更大。ZHANG等[25]研究表明,Zn、Cu、Cd的穩(wěn)定是通過它們在高pH下以碳酸鹽和氫氧化物的形式沉淀,以及與無定形硅酸鹽形成含Me的硅酸鹽(Me=Zn、Cu、Cd)來實現(xiàn)的。長期施用沼渣,可引起土壤pH、有機質(zhì)含量和氧化還原電位的變化,這些均可造成重金屬形態(tài)的遷移和轉(zhuǎn)化。另外,環(huán)境微生物可通過碳酸鹽誘導(dǎo)沉淀[26]或官能團(多糖、酰胺、蛋白質(zhì)和羧基)與重金屬結(jié)合[27]等生物礦化作用轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定形式。

2.4 土壤重金屬積累的風(fēng)險評估

2.4.1 重金屬污染現(xiàn)狀評價

選擇《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)污染風(fēng)險篩選值作為基準(zhǔn)進行重金屬污染現(xiàn)狀評價,結(jié)果見表9。3家養(yǎng)殖場農(nóng)田土壤重金屬的平均Pi為Cd(1.08)>Cu(0.89)>Zn(0.79)>As(0.51)>Cr(0.37)>Pb(0.28)>Ni(0.26)>Hg(0.19)。農(nóng)田土壤中Cd的污染等級為輕度污染,Cu和Zn等重金屬尚處于清潔等級。從PN來看,3家養(yǎng)殖場均處于警戒水平。PN值體現(xiàn)了污染指數(shù)較大的元素(Cd、Cu和Zn)對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響和作用。

表9 養(yǎng)殖場土壤中重金屬污染指數(shù)Table 9 Heavy metal pollution index in soil of pig farm

潛在生態(tài)危害評價結(jié)果見表10。從表10可知,以對照點含量作為參比值時,RI為106.55～125.09,整體表現(xiàn)為輕微至中等生態(tài)風(fēng)險。而以《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)污染風(fēng)險篩選值作為基準(zhǔn)則表現(xiàn)為輕微生態(tài)風(fēng)險。從潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)來看,無論以哪一種基準(zhǔn)作為參比值,養(yǎng)殖場土壤Hg和Cd對RI的平均貢獻(xiàn)超過65%,而高濃度的Cu和Zn的平均貢獻(xiàn)率分別為9.53%和1.86%。由于RI從某一重金屬的潛在毒性(生態(tài)風(fēng)險程度)及其豐度(含量)2個方面考察污染程度,故潛在生態(tài)危害指數(shù)法與單因子指數(shù)法、綜合污染指數(shù)法的評價結(jié)果存在一定差異。

2.4.2 重金屬積累預(yù)測

根據(jù)研究結(jié)果(表1、表6和圖2),使用蒙特卡洛法模擬沼肥施用后農(nóng)田重金屬濃度倍增時間(T)及超出風(fēng)險篩選值時間(表11)。由數(shù)據(jù)可知,Cu、Zn年積累通量分別為10.26～11.07、21.83～33.66 kg/(hm2·年)。連續(xù)施用沼肥,養(yǎng)殖場農(nóng)田Cu、Zn含量分別經(jīng)過6.06～6.54、4.2～6.48年即可在背景濃度上翻一番,全Cu和全Zn超出風(fēng)險篩選值時間則分別為10.19～11.01、9.16～14.14年。因此,沼肥連續(xù)灌施將導(dǎo)致Cu、Zn的積累,從而對農(nóng)田土壤和食品安全構(gòu)成潛在風(fēng)險。雖《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)風(fēng)險管控值并未規(guī)定Cu、Zn濃度上限,但眾多研究表明[3-6,28],高含量的Cu、Zn對生態(tài)環(huán)境及農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)生負(fù)面影響。故需要對此類養(yǎng)殖場糞污和灌施農(nóng)田進行長期監(jiān)測,采取農(nóng)藝調(diào)控、替代種植等安全利用措施,并輔以農(nóng)產(chǎn)品協(xié)同監(jiān)測,以防止重金屬在糧食作物中積聚,將暴露人群的慢性健康風(fēng)險降至最低。

表11 土壤中重金屬的年通量及濃度倍增時間、超標(biāo)時間Table 11 Annual flux,concentration doubling time and over-standard time of heavy metals in soil

3 結(jié)論

對連續(xù)7—10年灌施豬糞源沼肥的典型養(yǎng)殖場農(nóng)田土壤養(yǎng)分及重金屬含量、形態(tài)進行研究,獲得如下結(jié)論。

1)持續(xù)灌施沼肥改變了農(nóng)田土壤的理化性質(zhì),土壤pH上升0.19～0.39,土壤TP、有效磷、TK、速效鉀和TN均值分別提高8.33%、16.22%、11.68%、19.41%和9.15%,達(dá)到顯著差異水平。

2)Cu、Zn含量遠(yuǎn)高于對照點含量或江蘇省土壤背景值。Cu、Zn的積累源于沼肥的連續(xù)灌施,具有含量高、分散性和非正態(tài)分布的特點。預(yù)計分別經(jīng)過10.19～11.01、9.16～14.14年,Cu和Zn即可超出風(fēng)險篩選值。

3)單因子指數(shù)法評價結(jié)果顯示,農(nóng)田土壤中Cd為輕度污染,其他重金屬的污染等級為清潔。內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)結(jié)果顯示,3家養(yǎng)殖場均處于警戒水平。潛在生態(tài)危害指數(shù)法評價結(jié)果表明,養(yǎng)殖場為輕微至中等生態(tài)風(fēng)險(以對照點作為參比)或輕微生態(tài)風(fēng)險(以GB 15618—2018作為基準(zhǔn))。

4)沼肥灌施對Cu、Zn形態(tài)分布和生物利用度存在較大影響。施沼肥土壤“非穩(wěn)態(tài)”Cu、Zn比例分別為7.69%～8.61%和32.12%～34.16%,酸溶態(tài)Cu、Zn平均濃度較對照分別增加了3.70、7.54倍。