淹水条件下有机肥对土壤重金属形态转化及迁移的影响

姚桂华，吴东涛，胡杨勇，柳 丹；姚 芳；叶雪珠，叶正钱

(1. 浙江农林大学 环境与资源学院，浙江 临安 311300； 2. 浙江省农业科学院 农产品质量标准研究所，浙江 杭州 310021)



淹水条件下有机肥对土壤重金属形态转化及迁移的影响

姚桂华，吴东涛，胡杨勇，柳 丹；姚 芳；叶雪珠，叶正钱

(1. 浙江农林大学 环境与资源学院，浙江 临安 311300； 2. 浙江省农业科学院 农产品质量标准研究所，浙江 杭州 310021)

采用土柱模拟试验，利用欧共体参比司提出的BCR连续提取法，探讨了重金属Zn，Cu，Pb，Cd在农田土壤中的化学形态及迁移风险。结果表明，施用不同有机肥对重金属向下迁移影响不大，淹水9个月后，Zn，Cu，Pb，Cd从表层土壤(0—20 cm)向下迁移了约2 cm，集中于20—22 cm土层，不易对深层土壤造成污染。添加有机肥后，0—10 cm土层中Zn，Cu，Pb，Cd的酸溶态比例随着淹水时间的增加而降低，而可还原态比例却随之升高，表明有机肥对重金属的有效性有一定的抑制作用。在此期间，可氧化态和残渣态的含量基本保持不变，两者百分比之和在各元素中均小于15%。

淹水；有机肥；土柱；BCR；重金属；土壤

近几年，污水灌溉、污泥回用、有机肥施用等地力培肥措施的运用有力地支撑了农作物增产，但同时也导致部分农田土壤遭受重金属污染[1-2]。虽然土壤中重金属的总量在一定程度上可以反映土壤污染的程度，但无法阐述其迁移能力、生物毒性及对环境的污染风险[3]。重金属在土壤中的迁移性和生物毒性很大程度上取决于其化学形态及分布[4]。因此，要评估重金属在土壤中的迁移风险，必须了解其在土壤中的形态分布特征。在土壤中，重金属的存在形态一般可分为水溶态、交换态或吸附交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残留态等。但是将土壤中重金属元素按上述形态完全分开是不可能的，在一定的条件下，这些形态可以互相转化。目前，重金属形态分析中比较经典的方法是修正的Tessier提取法和BCR提取法。BCR方法能较好地反映土壤中重金属元素的形态分布情况，较Tessier法简单易行，重现性强，易标准化[5-6]，越来越多地应用于农田土壤中重金属形态的分析方面[3,7-8]。

土柱试验是研究溶质在土壤中迁移转化的重要工具[9]。在淹水条件下，因为水体的动力学作用，比较容易使溶质在土壤剖面发生纵向迁移而渗入到深层土壤中，从而造成对深层土壤和地下水的污染。但是现阶段的研究表明，重金属在土壤中很难垂直迁移，主要积累在表层，难以向底层迁移。如Besnard等[10]测定了葡萄园铜污染土壤不同深度土壤剖面的可交换态铜含量，结果发现随土层加深，可交换态铜含量依次下降，0—3 cm处264 mg·kg-1，15 cm处149 mg·kg-1，50 cm处18 mg·kg-1。另有研究显示，土壤可溶性有机质(DOM)可以提高重金属离子在土体中的移动性[11-12]，如谭长银等[13]、王开峰等[14]的研究表明，稻田土壤中长期施用有机肥会提高Zn和Cd的有效性，增加土壤中重金属污染的风险。本试验拟采用BCR连续提取法，通过室内土柱试验，模拟长期淹水的稻田土壤中有机肥(猪粪)施用对重金属在稻田土壤中的垂直迁移及形态分布的影响，为有机肥施用后土壤中重金属污染风险评估提供理论依据和技术支持。

1 材料与方法

1.1 供试土壤及有机肥

供试土壤分别选取嘉兴市某农场未受重金属污染的农田土壤(以下简称“试验土壤”)和杭州市富阳区受重金属污染的农田土壤(以下简称“污染土壤”)。有机肥分别为采自余杭某有机养殖农场未受重金属污染的猪粪(以下简称“清洁有机肥”)和平湖某规模化养殖农场受重金属铜锌污染的猪粪(以下简称“污染有机肥”)。试验土壤的基本理化性质：pH 5.62，有机质17.15 g·kg-1，碱解氮248.7 mg·kg-1，有效磷35.3 mg·kg-1，速效钾46.0 mg·kg-1；污染土壤的基本理化性质：pH 6.95，有机质22.05 g·kg-1，碱解氮163.7 mg·kg-1，有效磷54.6 mg·kg-1，速效钾32.0 mg·kg-1。供试土壤及有机肥的重金属含量见表1和表2。

1.2 试验设计与样品采集

试验地点位于浙江农林大学东湖校区。为模拟稻田实际状态，将土壤装入高100 cm，直径10 cm的PVC管中，上部20 cm(0—20 cm)采用污染土壤，装土密度为1.0 g·cm-3。并将污染土壤进行不同有机肥的处理，即分别施用污染有机肥和清洁有机肥，有机肥用量均按土壤质量的1%计，将有机肥与土壤混匀后，装入土柱中。下部50 cm(20—70 cm)采用试验土壤，按照1.2 g·cm-3的土壤密度装土(图1)。

表1 供试土壤的重金属含量(mg·kg-1)

Table 1 The contents of heavy metals in the tested soils (mg·kg-1)

样品全Cu全Zn全Pb全Cd有效Cu有效Zn有效Pb有效Cd试验土壤26.986.116.30.324.702.605.900.05污染土壤529.51243.2319.62.64250.2136.7162.11.04

表2 供试有机肥的重金属含量(mg·kg-1)

Table 2 The contents of heavy metals in tested manures (mg·kg-1)

样品ZnCuPbCd污染有机肥3808.5638.30.500.75清洁有机肥256.325.51.250.25

土柱装好后，保持PVC管上部淹水约5 cm，分别淹水3个月、6个月和9个月。每个处理重复3次，共计18个土柱。淹水3，6，9个月后，采集土壤样品，采样时运用土钻采样器从土柱上部垂直采样，摒除土柱壁的影响，分别采集0—10，10—20，20—22，22—24，24—26，26—28，28—30，30—32，32—34，34—36，36—38，38—40 cm土壤样品。样品经自然风干后，粉碎、过筛。土样过10目筛用于土壤pH、速效养分和有效态重金属的测定，过100目筛供土壤有机质、重金属全量及形态分级分析用。

图1 土柱淋溶试验示意图Fig.1 Schematic diagram for soil column experiment

1.3 分析方法

土壤pH、有机质以及速效养分均采用常规分析方法测定[15]。

土壤重金属全量参照国家行业标准NY/T 1613—2008方法，用电感耦合等离子发射光谱仪(ICP-OES，PerkinElmer 7000 DV)进行测定。

土壤重金属形态分析采用BCR三步连续提取法，将土壤重金属分为4种形态：酸溶态(包括水溶态、交换态及部分碳酸盐结合较弱的金属)、可还原态(较易还原的Fe-Mn氧化物结合态、锰氧化物及小部分铁氧化物结合态)、可氧化态(有机物及一些易氧化的硫化物结合态)和残渣态。其中，残渣态分析用王水(HNO3和HCl体积比为1∶3)消解，ICP-OES测定。提取方法详见表3。

分析过程中采用平行样、加标(国家标准土壤样品GSS-4)等方法进行质量控制。

1.4 数据处理

采用Excel 2007和Origin 8.0进行数据处理和作图，利用SPSS 18.0进行方差分析及显著性检验(P<0.05)。

表3 BCR连续提取法

Table 3 BCR sequential extraction procedure

步骤形态名称浸提剂及条件1酸溶态称取1.0000g土样,加入40mL0.11mol·L-1CH3COOH;(22±5)℃(室温)下振荡16h(180r·min-1)后,离心20min(4000r·min-1),过滤,取上清液;2可还原态在步骤1的残留物中加入40mL0.1mol·L-1NH2OH·HCl(HNO3调pH为2);室温下振荡16h(180r·min-1),离心20min(4000r·min-1),过滤,取上清液;3可氧化态在步骤2的残留物中加入20mL8.8mol·L-1H2O2,分两次在室温下消化1h后,(85±2)℃恒温水浴消化1h,冷却至室温后,加50mL1mol·L-1NH4OAc(pH2.0)提取上清液;4残渣态王水法消解

2 结果与讨论

2.1 淹水对重金属在土柱中迁移的影响

由图2可知，经过9个月淹水处理后，重金属Zn，Cu，Pb，Cd在土柱中都向下迁移，迁移趋势集中在20—22 cm土层，即4种重金属向下迁移了2 cm左右。土层22—40 cm之间，土壤中重金属含量并未受到污染土壤的影响，基本接近试验土壤本底值。说明清洁有机肥和污染有机肥对污染土壤中重金属向下迁移的影响基本一致。此外，污染有机肥处理的表土中Zn，Cu，Pb，Cd的含量均高于清洁有机肥处理，这是由污染有机肥中重金属带入所致。

施用清洁有机肥后，10—20 cm土层中Zn的含量均略低于0—10 cm层，且随着淹水时间的增加，表层土壤(0—20 cm)中Zn的含量逐渐减少。在淹水9个月时，20—22 cm层Zn的积累量占试验土壤本底值的54.6%，明显高于淹水3个月(13.9%)和6个月(23.2%)的处理。说明清洁有机肥经过一定时间的矿化分解后形成大量的小分子有机酸络合或螯合了污染土壤中的部分重金属使其向下迁移[13-14,16]。但张亚丽等[17]、Covelo等[18]的研究表明有机肥的施用促使交换态Cd通过吸附、络合等作用向更稳定的形态转化，从而降低了土壤中Cd的有效性。此外，22 cm以下土层中Zn含量并未增加，这可能是由于清洁有机肥对重金属活化的作用范围有限，仅靠水分的动力学作用对Zn的迁移影响不大。

而施用污染有机肥后，淹水3个月和淹水6个月的表层土壤中Zn的含量变化规律与添加清洁有机肥的处理并不一致，10—20 cm层土壤中Zn的含量略高于0—10 cm层，且下迁不明显。淹水9个月后，表层土壤中Zn的浓度显著下降(接近污染土壤本底值1 243.2 mg·kg-1)，使得20—22 cm土层中Zn浓度上升，增幅达61.6%。出现这一结果的原因，可能是由于淹水初期污染有机肥中的大分子有机酸对重金属有一定的络合固定作用，随着淹水时间的增加，大分子有机酸被分解成小分子有机酸，既释放了原来固定的重金属，又活化了土壤中的部分重金属[19-20]，在水分动力学作用下向下迁移。

在添加不同有机肥后，重金属Cu，Pb，Cd的迁移规律和Zn基本保持一致。每种重金属的含量随着土层深度的增加逐级递减。并且淹水9个月时，在20—22 cm处的累积量远高于淹水3个月和6个月，增幅均超过50%。这表明两种有机肥对重金属的作用趋于一致，配合水分的作用，随着淹水时间的增加使得重金属下迁的速率增加。由于4种重金属活性的差异，在淹水9个月时，Zn和Cd在22—24 cm土层中有一定量的积累，而在22—24 cm土层并未发现Cu，Pb积累，这反映了在相同条件下Zn，Cd的移动性要大于Cu，Pb。

2.2 淹水对0—10 cm土层重金属全量的影响

由表4可知，淹水条件下，重金属Zn，Cu，Pb，Cd在0—10 cm土层中表现出的规律一致。随时间增加，施用不同的有机肥，0—10 cm土层中4种重金属的含量均逐渐降低，但只有Cd的降低程度达到了显著性水平(P<0.05)。这可能是由于污染土壤中重金属本底值含量很高，少量重金属的向下迁移占本底值的比例很小(约为1%)。而土壤中Cd的本底值相比Zn，Cu，Pb小很多，当迁移相似数量级的Cd时，Cd的迁移幅度较其他3种重金属更易达到显著水平。

淹水6个月后，土壤中重金属的含量开始逐渐降低，至9个月时趋于稳定。以施用污染有机肥处理的Cu和Cd为例，淹水6个月后，其含量降幅明显，分别达2.7%和37.5%，淹水9个月时含量趋于稳定。这可能是由于随着时间的推移，与可溶性有机质络合(或螯合)的重金属向下迁移后，微溶或难溶有机质螯合的重金属比例逐渐升高，Cu和Cd下迁速率降低，在表层土壤中趋于稳定。但是，随着淹水时间进一步延长(大于9个月)，土壤中重金属含量将如何变化仍有待进一步研究。

此外，施用不同有机肥未对污染土壤中重金属的迁移规律产生影响，同时对污染土壤中重金属的含量影响也较小。这与Burgos等[21]研究表明添加有机物质对重金属总量影响不明显的结论一致。

综上，本试验表明，在淹水条件下，稻田土壤中的重金属能够向下迁移，但迁移的距离有限，在淹水9个月的时间内，大约只向下迁移了2 cm。因此，在短时间内，不会对深层土壤造成污染风险。但是，若仅从重金属总量问题入手，无法全面反映有机肥添加对稻田土壤中重金属迁移的影响，需要对重金属的形态分布做进一步的分析。

2.3 淹水对土壤重金属各形态的影响

图3、图4是有机肥处理下，淹水3，6，9个月后，0—10 cm土壤中重金属的化学形态分布情况。通常用土壤中重金属各形态所占总量的百分比来描述重金属的形态组成，即各形态百分比[22]。

2.3.1 酸溶态

由图3可知，添加清洁有机肥后，Pb的酸溶态百分比随着淹水时间的增加逐渐递减，而对于Zn，Cu，Cd来说，淹水3～6个月，酸溶态百分比开始降低，至淹水9个月时基本趋于稳定。这可能是由于在清洁有机肥和淹水(还原条件下)的双重作用下，Pb更易于与有机酸官能团(羟基、羧基、氨基)、粘粒矿物等形成稳定的结合物而转化成其他形态。黄丹丹等[23]、Kashem等[24]研究表明，在淹水条件下，交换态的Cd转化成活性更低的氧化态Cd和有机结合态Cd。

而从图4可以看出，添加污染有机肥后，随着淹水时间的增加，4种重金属的酸溶态百分比均逐渐降低，表明污染有机肥可以降低重金属有效性，在一定程度上可以降低环境风险。这可能是因为污染有机肥对重金属酸溶态的作用比清洁有机肥更强，抵消了4种重金属本身性质间的差异而呈现出相似的变化规律。此外，Cd，Zn，Cu，Pb酸溶态的比例平均分别为73%，58%，46%，18%，由此可知，4种重金属的有效性依次为Cd>Zn>Cu>Pb。

图2 不同淹水时间重金属全量在土柱中的分布Fig.2 Distribution of heavy metals in soil columns with different flooding time

表4 不同处理0—10 cm土层的重金属全量(mg·kg-1)

Table 4 Contents of soil heavy metals in 0—10 cm soil layer under different treatments (mg·kg-1)

处理ZnCuPbCd清洁有机肥+淹水3个月1245.8a528.8ab317.6bcd2.38b清洁有机肥+淹水6个月1242.1a524.8ab310.5cd2.24c清洁有机肥+淹水9个月1232.9a517.2b309.3d2.04d污染有机肥+淹水3个月1276.2a538.4a337.3a2.86a污染有机肥+淹水6个月1282.7a524.2ab332.6ab2.08d污染有机肥+淹水9个月1249.2a522.7ab324.9abc2.11d

注：表中同列数据后无相同小写字母表示差异显著(P<0.05)。

图3 淹水状态下清洁有机肥处理的重金属各形态百分比变化Fig.3 Changes of the percentages of various fractions of soil heavy metals with clean organic fertilizers under different flooding time

图4 淹水状态下污染有机肥处理的重金属各形态百分比变化Fig.4 Changes of the percentages of various fractions of soil heavy metals with contaminated organic fertilizers under different flooding time

2.3.2 可还原态与酸溶态的规律不同，在添加清洁有机肥的处理中，除了Zn和Cd在淹水9个月时略有下降外，4种重金属的可还原态(主要是铁锰氧化物结合态)百分比均随淹水时间的增加呈上升趋势。同样地，在添加污染有机肥的处理中，随着淹水时间的增加，Zn，Cu，Pb，Cd的可还原态百分比亦逐步升高。出现这一现象的原因，可能是由于淹水过程中部分的酸溶态和可氧化态重金属转化为可还原态重金属[7]。这也印证了水稻田在淹水时土壤中会出现大量的铁锰氧化物[25-26]。

2.3.3 可氧化态施用不同有机肥后，土壤中Pb的可氧化态百分比随着淹水时间的增加而降低。这可能是由于淹水时间的增加，部分活性重金属向下迁移，为了维持活性重金属在土壤溶液中的吸附解吸平衡[27]，使得可氧化态的重金属逐步向可还原态、酸溶态转化，从而降低了重金属可氧化态的百分比。对于Cd，在添加清洁有机肥后，可氧化态百分比随着淹水时间的增加而减小，而在添加污染有机肥后，淹水9个月时，Cd的可氧化态百分比增加。出现这一现象的原因，可能是由于污染有机肥中可氧化态Cd释放进入土壤所致。

对于Zn，Cu而言，在整个处理过程中可氧化态一直表现出很好的稳定性，所占百分比波动不大。相比Pb和Cd，这可能是由于土壤中Cu，Zn的总量很高，远大于Pb和Cd，使得淹水9个月期间，对Cu，Zn的有机结合态影响并不明显。另外，有研究表明，通过施用有机肥或污泥等可增加土壤有机质，从而可使土壤中有机结合态的重金属(如Cu，Zn等)有所增加[28-30]；但本次试验却得出了不同的结论，可能是由于本次试验的土壤一直处于淹水状态下(前人的研究中并未出现长期淹水)，使得原本在添加有机肥后土壤中重金属有机结合态增加的效应受淹水作用的影响而抵消。Zn和Cu有机结合态表现出的稳定性，可能是受有机肥与淹水作用相互抵消的影响，而对于Pb和Cd，可能是由于淹水的作用效果强于有机肥。

2.3.4 残渣态在淹水3，6，9个月后，Zn，Cu，Pb，Cd的残渣态基本保持不变，说明短时间的处理对原生相重金属的影响不大。4种重金属各形态中均以残渣态的百分比最低，特别是Cu和Cd。一般情况下，原状土中重金属交换态所占比例较低，残渣态所占比例较高，但是在污染土壤中残渣态重金属含量较低，这是由于外源重金属更具活性[31-32]。4种重金属中以Zn的残渣态百分比最高。由于本身土壤中Cd的含量很低，故在分析测定Cd的残渣态时，因其含量过低而未被检测出来。

3 小结

(1)清洁有机肥和污染有机肥的添加对重金属向下迁移影响不大，淹水9个月后，Zn，Cu，Pb，Cd从表层土壤(0—20 cm)向下迁移了约2 cm，对深层土壤污染有限。Zn，Cd在22—24 cm土层有少量积累，表明其迁移性大于Cu，Pb。

(2)从0—10 cm土层中重金属全量变化和形态分布特征可知，随着淹水时间的增加，Zn，Cu，Pb，Cd都存在向下迁移的趋势。酸溶态百分比的降低是部分酸溶态重金属向下迁移的结果，可还原态百分比逐步增加，为重金属继续向下迁移提供了潜在的可能。

[1] 陈怀满, 郑春荣, 涂从, 等. 中国土壤重金属污染现状与防治对策[J]. AMBIO-人类环境杂志, 1999 (2): 130-134.

[2] ADRIANO D C, WENZEL W W, VANGRONSVELD J, et al. Role of assisted natural remediation in environmental cleanup[J].Geoderma, 2004, 122(2): 121-142.

[3] 曹会聪, 王金达, 张学林. BCR法在污染农田黑土重金属形态分布研究中的应用[J]. 水土保持学报, 2006, 20(6): 163-166.

[4] GLEYZES C, TELLIER S, ASTRUC M. Fractionation studies of trace elements in contaminated soils and sediments: a review of sequential extraction procedures[J].TrACTrendsinAnalyticalChemistry, 2002, 21(6/7): 451-467.

[5] PUEYO M, MATEU J, RIGOL A, et al. Use of the modified BCR three-step sequential extraction procedure for the study of trace element dynamics in contaminated soils[J].EnvironmentalPollution, 2008, 152(2): 330-341.

[6] NEMATI K, ABU BAKAR N K, BIN ABAS M R, et al. Comparison of unmodified and modified BCR sequential extraction schemes for the fractionation of heavy metals in shrimp aquaculture sludge from Selangor, Malaysia[J].EnvironmentalMonitoringandAssessment, 2011, 176(1): 313-320.

[7] HUANG Z, XIE H, CAO Y, et al. Assessing of distribution, mobility and bioavailability of exogenous Pb in agricultural soils using isotopic labeling method coupled with BCR approach[J].JournalofHazardousMaterials, 2014, 266: 182-188.

[8] 王美, 李书田, 马义兵, 等. 长期不同施肥措施对土壤铜、锌、镉形态及生物有效性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2014, 33(8): 1500-1510.

[9] 杨林章. 模拟土柱试验在水田土壤系统研究中的意义[J]. 土壤, 1985 (2): 99-100.

[10] BESNARD E, CHENU C, ROBERT M. Influence of organic amendments on copper distribution among particle-size and density fractions in Champagne vineyard soils[J].EnvironmentalPollution, 2001, 112(3): 329-337.

[11] 王浩, 章明奎. 有机质积累和酸化对污染土壤重金属释放潜力的影响[J]. 土壤通报, 2009, 40(3): 538-541.

[12] 王艮梅, 周立祥, 占新华, 等. 水田土壤中水溶性有机物的产生动态及对土壤中重金属活性的影响:田间微区试验[J]. 环境科学学报, 2004, 24(5): 858-864.

[13] 谭长银, 吴龙华, 骆永明, 等. 不同肥料长期施用下稻田镉、铅、铜、锌元素总量及有效态的变化[J]. 土壤学报, 2009, 46(3): 412-418.

[14] 王开峰, 彭娜, 王凯荣, 等. 长期施用有机肥对稻田土壤重金属含量及其有效性的影响[J]. 水土保持学报, 2008, 22(1): 105-108.

[15] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000.

[16] 刘景, 吕家珑, 徐明岗, 等. 长期不同施肥对红壤Cu和Cd含量及活化率的影响[J]. 生态环境学报, 2009, 18(3): 914-919.

[17] 张亚丽, 沈其荣, 姜洋. 有机肥料对镉污染土壤的改良效应[J]. 土壤学报, 2001, 38(2): 212-218.

[18] COVELO E F, VEGA F A, ANDRADE M L. Competitive sorption and desorption of heavy metals by individual soil components[J].JournalofHazardousMaterials, 2007, 140(1): 308-315.

[19] 郭微, 戴九兰, 王仁卿. 溶解性有机质影响土壤吸附重金属的研究进展[J]. 土壤通报, 2012, 43(3): 761-768.

[20] 黄泽春, 陈同斌, 雷梅. 陆地生态系统中水溶性有机质的环境效应[J]. 生态学报, 2002, 22(2): 259-269.

[21] BURGOS P, MADEJN E, PÉREZ-DE-MORA A, et al. Spatial variability of the chemical characteristics of a trace-element-contaminated soil before and after remediation[J].Geoderma, 2006, 130(1): 157-175.

[22] SAHUQUILLO A, LPEZ-SNCHEZ J F, RUBIO R, et al. Use of a certified reference material for extractable trace metals to assess sources of uncertainty in the BCR three-stage sequential extraction procedure[J].AnalyticaChimicaActa, 1999, 382(3): 317-327.

[23] 黄丹丹, 葛滢, 周权锁. 淹水条件下土壤还原作用对镉活性消长行为的影响[J]. 环境科学学报, 2009, 29(2): 373-380.

[24] KASHEM M A, SINGH B R. Transformations in solid phase species of metals as affected by flooding and organic matter[J].CommunicationsinSoilScienceandPlantAnalysis, 2004, 35(9): 1435-1456.

[25] 邵兴华. 水稻土淹水过程铁氧化物转化对磷饱和度和磷、氮释放的影响[D]. 杭州: 浙江大学, 2005.

[26] 章永松, 林咸永. 淹水对两种水稻土氧化层和还原层铁氧化物转化和磷吸附的影响(英文)[J]. 浙江大学学报(农业与生命科学版), 2002, 28(5): 16-22.

[27] 张磊, 宋凤斌. 土壤吸附重金属的影响因素研究现状及展望[J]. 土壤通报, 2005, 36(4): 628-631.

[28] BOLAN N, KHAN M, DONALDSON J, et al. Distribution and bioavailability of copper in farm effluent[J].TheScienceoftheTotalEnvironment, 2003, 309(1/2/3): 225-236.

[29] 李宗利, 薛澄泽. 污灌土壤中Pb、Cd形态的研究[J]. 农业环境保护, 1994, 13(4): 152-157.

[30] SHUMAN L. Effect of organic matter on the distribution of manganese, copper, iron, and zinc in soil fractions[J].SoilScience, 1988, 146(3): 192-198.

[31] NYAMANGARA J. Use of sequential extraction to evaluate zinc and copper in a soil amended with sewage sludge and inorganic metal salts[J].Agriculture,EcosystemsandEnvironment, 1998, 69(2): 135-141.

[32] 周婷, 南忠仁, 王胜利, 等. 干旱区绿洲土壤Cd/Pb复合污染下重金属形态转化与生物有效性[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(6): 1089-1096.

(责任编辑 高 峻)

Effects of organic fertilizers on transformation and migration of soil heavy metals under flooded condition

YAO Gui-hua1， WU Dong-tao1， HU Yang-yong1， LIU Dan1， YAO Fang1， YE Xue-zhu2， YE Zheng-qian1,*

(1.SchoolofEnvironmentalandResourcesScience，ZhejiangA&FUniversity，Lin’an311300，China; 2.InstituteofQualityandStandardforAgro-Products，ZhejiangAcademyofAgriculturalSciences，Hangzhou310021，China)

A soil column experiment and BCR sequential extraction were applied together to investigate the chemical forms and migration risk of zinc (Zn)， copper (Cu)， lead (Pb) and cadmium (Cd) in the farm land soil. It was shown that application of different organic fertilizers had minimal effect on migration of heavy metals. After 9 months flooding， Zn， Cu， Pb and Cd migrated from the topsoil (0—20 cm) down about 2 cm (focusing on 20—22 cm soil layer)， which indicated limited pollution to the deep soil layers. After adding organic fertilizers， with the increase of flooded time， the percentage of acid-extractable fraction decreased， while the reducible fraction increased， which indicated that organic fertilizers had certain inhibition effect on availability of heavy metals. The content of oxidizable and residual fraction remained substantially constant during this process， and the total percentage of oxidizable and residual fraction was less than 15%.

flooding; organic fertilizer; soil column; BCR; heavy metal; soil

http://www.zjnyxb.cn

10.3969/j.issn.1004-1524.2016.01.21

2015-04-10

浙江省科技厅公益项目(2103C33016；2014C32036)；种养废弃物循环和利用与污染防控技术创新团队项目(20137D12)；浙江农村大学科技基金项目(2005FR053)

姚桂华(1987—)，男，浙江嘉兴人，在读硕士研究生，主要研究方向为环境修复。E-mail：steamedbread@126.com

*通信作者，叶正钱，E-mail: yezhq@zafu.edu.cn

S153

A

1004-1524(2016)01-0127-07

浙江农业学报ActaAgriculturaeZhejiangensis， 2016，28(1):127-133

姚桂华，吴东涛，胡杨勇，等.淹水条件下有机肥对土壤重金属形态转化及迁移的影响[J].浙江农业学报，2016，28(1)：127-133.