沼肥对污灌区棕壤土重金属Cd和As的影响

李 轶， 巩俊璐， 卢丹妮， 曲壮壮， 于嘉琪， 谷士艳， 张 镇

(沈阳农业大学 工程学院， 辽宁 沈阳 110866)

土壤重金属污染是土壤污染的一个重要方面，主要由Pb，Cu，Zn，Cd，Cr，As等元素引起。土壤中Cd，As含量过高，会抑制根系生长，造成植物生理障碍而降低产量[1-4]经畜禽粪便等有机物厌氧发酵后产生的沼肥是一种的优质有机肥[5-7]。畜禽粪便中还有大量的重金属，畜禽粪便在沼气发酵过程中主要是碳-氢间的转化，导致粪便中的重金属直接转移至沼肥中[8]。目前沼肥中的重金属以Cu和Zn居多，同时，还有其它的元素，如 As，Hg，Cd，Cr，Pb等[9-11]。沼肥中的重金属会破坏土壤理化性质和自净能力，并抑制作物的生长，同时由于作物对重金属元素的富集作用，作物体内重金属元素的浓度超过一定标准，最终影响人类的健康[12-13]。所以，需要研究沼肥中的重金属对土壤和作物产生不利影响。

重金属的生物有效性不仅与其总量有关，更主要由其存在的形态和各形态的比例关系决定[14-16]。重金属在土壤中各种形态存在的数量比例，直接影响重金属在土壤中的迁移、转化以及对植物的毒性[17]。重金属的形态和分配比例不同，其活化迁移能力和生物有效性不同，对环境的效应也不同[18]。但是，对于施用沼肥后土壤中重金属各形态含量变化却少有研究。因此本文在研究重金属总量的基础上，着重研究了施用沼肥对污灌区土壤中重金属形态上的变化，探讨施用沼肥是否能缓解重金属污染，以期为土壤重金属污染的修复治理提供科学依据，为沼肥的有效利用提供技术支撑。

1 试验材料与方法

1.1 试验材料

试验中所种植的作物选用抗病苏州青油菜；所用土壤取自沈阳张士污灌区棕壤土，多年采用污水灌溉。污灌区棕壤土重金属各形态含量及其总含量如表1所示，根据土壤环境质量标准(GB15618-1995)，Cd含量超过国家三级标准，As含量低于国家一级标准。肥料包括：沼肥，以猪粪为发酵原料，在沼气池正常发酵3个月以上的沼肥(包括沼渣和沼液)；猪粪，采用养殖场腐熟的猪粪；化肥，选用尿素、硫酸钾、磷酸二氢钾。污灌区土壤中养分含量为总固体(TS)76.87%，pH值6.52，有机质143.61 g·kg-1,碱解氮640.50 mg·kg-1,速效磷55.56 mg·kg-1，速效钾373.56 mg·kg-1，各肥料养分含量情况如表2所示。各肥料中重金属Cd和As含量如表3所示。

表1 污灌区棕壤土重金属及其形态含量 (mg·kg-1)

注：平均值±标准误(n=5)。

表2 肥料养分含量

表3 肥料重金属含量 (mg·kg-1)

1.2 试验方案

试验采用盆栽处理，试验用盆规格为直径20 cm，高14 cm。每盆装土样1 kg，试验共设5个处理，每个试验处理重复5次，猪粪和沼渣为底肥，化肥和沼液为追肥；保证用于底肥的猪粪和沼渣的有机质含量相同，保证用于追肥的化肥和沼液有等量的氮、磷、钾。5个试验处理分别为：(1)CK：空白处理，油菜从种植到收获期间只浇灌水；(2)ZF1：沼渣(3%)为基肥，沼液为追肥，追肥量为正常施肥量(250 mL)；(3)ZF2：沼渣(3%)为基肥，沼液为追肥，追肥量为正常施肥量的1.2倍(300 mL)；(4)HF1：猪粪(3.6%)为基肥，化肥为追肥，追肥量为正常施肥量(250 mL)；(5)HF2：猪粪(3.6%)为基肥，化肥为追肥，追肥量为正常施肥量的1.2倍(300 mL)。

1.3 样品采集

污灌区土样采集采取多点随机分布的原则，取样深度为0～20 cm，充分混合后带回实验室风干备用。把相应量的肥料底肥，分别与过2 mm筛的污灌区土样反复混合均匀，每盆装土1 kg。待作物出苗后，选取3株长势较好的保留，剩余植株移除，油菜成熟后将植株移除。将盆中土壤自然风干，碾碎后过孔径为2 mm的网筛，取样后测定重金属Cd和As总量及各形态的含量。

1.4 分析方法

重金属Cd和As含量采用ICP-MS电感耦合等离子质谱仪进行测定；土壤中重金属Cd和As各形态含量采用改进的BCR三步提取法测定。

试验数据采用Excel2010和SPSS Statistics 20进行统计分析和LSD多重比较。

2 结果与分析

2.1 不同施肥方式对污灌区土壤重金属Cd的影响

试验前后污灌区棕壤土重金属Cd各形态含量的测定结果如表4所示。

表4 试验前后污灌区棕壤土重金属Cd各形态含量 (mg·kg-1)

注：同行不同字母表示差异显著(P<0.05)，下同。

从表4可以看出，各个试验处理的污灌区棕壤土重金属Cd的各形态含量所占总量的比例大小均为：残渣态>可还原态>可氧化态>酸提取态。这就说明，在试验前后污灌区棕壤土中重金属Cd各个形态所占其总量的比重没有变化。

从重金属Cd的总量来看，土壤中Cd在常量沼渣+沼液处理中下降，在常量猪粪+化肥处理中大幅增加，在过量施肥处理中略有增加。对土壤中Cd的总含量进行SPSS统计LSD检验可知，原土样，CK，ZF2，HF2之间差异不显著，ZF1和HF1均与CK 差异显著，且ZF1与HF1差异显著(p<0.05)，LSD方差分析结果表明，常量施用沼渣+沼液会显著降低土壤中Cd的含量，常量施用猪粪+化肥会显著增加土壤中Cd的含量，过量施肥对土壤中Cd含量影响不大。

从Cd各形态变化来看，土壤中有效Cd在各处理中均有不同程度的降低，在ZF1处理中有效Cd含量降幅最大，约为25.36%。沼渣+沼液处理中有效Cd含量均低于猪粪+化肥处理，说明施用沼肥可以降低土壤中有效Cd的含量。过量沼渣+沼液处理中有效Cd含量增加，说明过量施用沼渣+沼液会增加土壤中有效Cd的含量。土壤中残渣态Cd含量在HF1处理中有所增加，在其余处理中均有所降低，其中ZF2降幅最大，达到12.89%。说明施用猪粪+化肥会增加土壤中残渣态Cd含量，施用沼渣+沼液会促进残渣态Cd向其他形态转化。

2.2 不同施肥方式对土壤重金属As的影响

不同施肥方式对污灌区棕壤土中重金属As形态的影响如表5所示。

表5 试验前后污灌区棕壤土中重金属As各形态含量 (mg·kg-1)

由表5可以看出，各个试验处理的污灌区棕壤土重金属As的各形态含量所占总量的比例大小均为：残渣态>可还原态>可氧化态>酸提取态。这就说明，在试验前后污灌区棕壤土中重金属As各个形态所占其总量的比重没有变化。

从重金属As的总量来看，土壤中重金属As在施用沼肥和施用猪粪化肥后有所增加，其中HF1含量最高，达到14.52 mg·kg-1，在过量施肥处理中As含量反而有所降低，其中HF2含量最低，为9.46 mg·kg-1。对土壤中As的总含量进行SPSS统计LSD检验可知，原土样，CK，ZF2处理之间差异不显著，ZF1和ZF2差异显著，HF1和HF2差异显著，ZF1和HF1差异显著(p<0.05)。LSD方差分析结果表明，施用沼渣+沼液和施用猪粪+化肥后，土壤中AS含量均增加，其中HF1中含量最高。过量施用猪粪+化肥后，土壤中As含量降低，达到9.46 mg·kg-1，过量施用沼渣+沼液对As含量无明显影响。

从As的各形态变化看，常量施肥处理中土壤有效态As含量均有所增加，过量施肥处理中有效As含量均有所降低，不同施肥方式处理间土壤有效As含量差异不大。说明施用沼渣+沼液和施用猪粪+化肥均可以增加土壤中有效As含量。土壤中残渣态As含量在HF1处理中增加，达到5.34 mg·kg-1，在其余各处理中均有所降低。过量施用沼渣+沼液后，土壤中残渣态As含量与常量施肥相比变化不大，过量施用猪粪+化肥后，土壤中残渣态As含量相比于常量施肥大幅降低。说明施用沼渣+沼液可以降低土壤中As含量，不同施肥量之间差异不大，施用猪粪+化肥会增加土壤中残渣态As含量，过量施肥后，残渣态含量有所降低。

3 讨论与结论

施用沼渣+沼液后土壤中重金属Cd含量降低，As含量增加。施用猪粪+化肥后土壤中Cd、As含量均增加。因此对污灌区土壤来说，使用沼肥可以降低土壤中Cd含量，但会增加土壤中As含量。过量施用沼肥则会增加土壤中Cd含量，降低As的含量。因此，从对重金属的总量来看，施用沼渣+沼液可以降低污灌区土壤中Cd含量，虽然会增加土壤中As含量，但仍低于国家一级标准(GB15618-1995)。施用沼渣+沼液和猪粪+化肥后土壤中有效Cd含量降低，有效As含量增加。土壤中有效Cd含量在过量施用沼渣+沼液后含量增加，过量施用猪粪+化肥后含量变化不大。土壤中有效As含量在过量施肥处理中均降低。随着施肥量的增加，土壤中有效Cd含量增加，有效As含量却有所减少。对于有效Cd来说，施用沼渣+沼液效果优于施用猪粪+化肥。对有效As来说，两种施肥方式对土壤中有效As含量无明显影响。施用沼渣+沼液后，土壤中残渣态Cd和As含量均降低，说明施用沼渣+沼液可以促进残渣态Cd和As向有效态转化，过量施用沼渣+沼液后，残渣态Cd含量进一步降低，残渣态As含量有所增加。施用猪粪+化肥后，残渣态Cd和As含量有不同程度增加，过量施用猪粪+化肥会降低土壤中残渣态Cd、As的含量。因此，对于残渣态Cd和As来说，施用猪粪+化肥可以有效增加污灌区棕壤土中残渣态的含量。

综合考虑沼肥施用和猪粪化肥配合施用对污灌区棕壤土中重金属Cd和As全量、有效态和残渣态影响可以得出，施用沼肥可以在一定程度上缓解污灌区棕壤土中Cd对土地和环境造成的风险；施用沼肥虽然会增加土壤中As的含量，但仍低于国家一级标准(GB15618-1995)。

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