猪场沼液对不同pH土壤中重金属有效性的影响

韩金，范弟武，郭俨辉，申建华，韩建刚*

（1. 南京林业大学南方现代林业协同创新中心，江苏 南京 210037；2. 南京林业大学生物与环境学院，江苏 南京 210037；3. 中粮肉食（江苏）有限公司，江苏 东台 224200）

沼液是禽畜粪污等厌氧发酵产沼气后的副产物，富含植物生长所需的氮、磷、钾等营养物质，在改善土壤肥力、抗虫抑菌、提升作物产量等方面均具有积极作用，是现代农业发展中化肥的高效替代品[1]。近年来，沼液长期施用对土壤-作物体系中重金属的累积研究广受关注[2-3]。另一方面，沼液用量对土壤的生态环境风险同样值得关注，大量研究证实重金属污染风险随着沼液用量的增加不断增加[4-5]。因此，进一步围绕沼液施用下的土壤重金属污染风险研究显得极为重要。

沼液中离子浓度较高，进入土壤后土壤理化性质（pH、EC、有机质等）发生显著改变，这些变化会对重金属有效性产生显著影响[6]。其中，土壤pH是影响重金属有效性最重要的因素之一[7]。目前，有关沼液对土壤pH的影响不一致。沼液一般呈中性至弱碱性[8]，研究发现沼液施用后会使土壤pH升高[9-10]。但林少华等[11]、郑健等[12]研究表明，沼液可显著降低土壤pH。此外，孙国峰等[13]认为沼液施用不会引起土壤pH的显著变化。沼液对土壤pH的不同影响很大程度上与土壤本身的pH有关。以往研究表明沼液对土壤pH的影响可能是导致重金属有效性变化的关键。陈婕等[14]认为碱性土壤施用沼液后，土壤pH升高，土壤中Cr有效性下降。然而，董翠敏等[15]研究表明，沼液施用后，碱性土壤pH下降，酸性土壤pH上升，酸性土壤中Cu和Zn有效性的增幅高于碱性土壤。可见，沼液施用后土壤pH的变化与重金属有效性不是单一的递增关系。同一沼液相同用量下对不同pH土壤中土壤pH及重金属有效性的影响不同，但目前这方面的研究还未见报道。值得一提的是，陈佳芮等[16]研究指出沼液可用于治理修复Cd污染的碱性土壤。这表明沼液在土壤重金属污染控制领域具有很大的潜力。因此，针对不同pH土壤系统研究沼液对重金属有效性的影响显得尤为必要。

本文选取pH分别为3.62、7.23和7.89的酸、中和碱性三种土壤，外源添加含Pb、Cu和Zn溶液，模拟重金属污染土壤，施加大型猪场厌氧发酵后的猪场沼液，研究不同用量下土壤重金属形态的变化，采用活性系数法对重金属有效性进行评价，旨在为沼液对土壤重金属污染调控提供理论与实践依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

1.1.1 供试土壤及理化性质分析 分别选取酸性、中性和碱性三种土壤进行试验，其中酸性土壤取自江苏省农业科学院蔬菜研究所的设施土（AcS）；中性土壤取自新疆伊犁的农田土（NeS）；碱性土壤取自江苏省金东台农场稻麦两熟田（AlS）。土壤均取自土层0～20 cm，风干后备用。土壤基本理化性质见表1。土壤酸碱度使用pH计（PHSJ-5）测定；EC（电导率）采用电导率仪（FE30 Plus）测定；土壤有机碳采用（Multi N/C 3100）TOC仪测定；土壤颗粒组成采用比重计法测定。

1.1.2 供试沼液及理化性状分析 沼液来自中粮肉食（江苏）有限公司金东台猪场沼气工程。猪场粪污经水泡粪工艺收集，通过匀浆池后（总固体含量为2.0%～3.0%）进入发酵罐，36～38 ℃下全混合厌氧反应器（CSTR）发酵15 d。产生的沼气并网发电，液体进入存储池；存储池中的液体稳定1～2个月后，形成沼液原液，底部为沼渣。沼液用于灌溉农田作物。沼液理化性质以及重金属含量见表2。沼液NO3--N、PO43-测定采用离子色谱法；NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法；HCO3-采用酸碱滴定容量法；重金属总量采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解法。

1.2 试验方案

1.2.1 试验设计 土壤重金属污染模拟：向AcS、NeS和AlS三种土壤中分别加入Pb(NO3)2、CuSO4、ZnSO4溶液（表3），使土壤重金属含量达到国标风险管控（试行）（GB15618-2018）基准值的2倍。

表1 土壤基础理化性质Table 1 Basic physical and chemical properties of soils

表2 沼液的理化性状及重金属含量Table 2 Chemical properties and heavy metal content of biogas slurry

表3 土壤重金属污染模拟Table 3 Simulation of heavy metal pollution in soils

沼液处理：向上述土样中分别加入0、750、1 500 ml/kg的三种用量水平沼液（相当于田间施用量0、1 350、2 700 m3/hm2），依次对应不添加沼液对照处理（CK）、沼液低用量处理（BS1）、沼液高用量处理（BS2）。总共27个处理。不添加沼液的以去离子水代替，每个处理各重复3次。

1.2.2 试验步骤 分别称取20.00 g的AcS、NeS、AlS风干样品各9等份放入锥形瓶（100 ml）中，按土壤类型分为3组。先向每份土样中均匀加入4 ml去离子水，再向每组土样中分别加入2 ml上述配置好的Pb(NO3)2、CuSO4、ZnSO4溶液，保持土壤含水率为30%，静置24 h。随后进行沼液处理，向土样中加15 ml沼液和15 ml去离子水形成BS1处理；加30 ml沼液形成BS2处理，对照（CK）添加去离子水30 ml。接着将所有试样置于恒温振荡仪中振荡培养（（25±2） ℃，（180±20）r/min）3 d。再将培养瓶中的土样封装进行冷冻干燥，最后取适量干燥后的土样分析重金属总量及各形态含量，同步测定土壤pH和EC。

1.2.3 重金属形态分析 采用BCR连续提取法[17]分析。称取1.000 g过100目筛的土壤于50 ml离心管中，加入40 ml冰醋酸后，振荡16 h （40 r/min，（25±2）℃），然后以6 000 r/min转速离心20 min，取上清液测定可交换态含量F1；接着离心清洗后加入40 ml盐酸羟胺（pH=1.5），按上述步骤震荡离心，取上清液测定可还原态含量F2；接着加入10 ml H2O2室温消解1 h，再水浴消解1 h至溶液体积少于3 ml，冷却后加入10 ml H2O2（pH=2）继续水浴消解至体积少于1 ml，冷却后加入50 ml醋酸胺，振荡离心，取上清液测定可氧化态含量F3，加水清洗后将离心管中样品置于80 ℃烘箱中烘干，使用HCl-HNO3-HF-HClO4消解即得残渣态含量F4。消解液使用电感耦合等离子体质谱仪（NeXion 300X）和原子吸收光谱仪（AA900T）进行测定。

1.3 数据统计方法

1.3.1 重金属回收率计算 BCR法连续提取的重金属回收率按式1计算：

式中：W表示回收率，CF1表示土壤中重金属可交换态的量，CF2表示土壤中重金属可还原态的量，CF3表示土壤中重金属可氧化态的量，CF4表示土壤中重金属残渣态的量，CT表示土壤中重金属全量。重金属回收率如表4，结果表明回收率符合标准[18]。

1.3.2 重金属有效性评估 BCR法提取的可交换态重金属极易被植物吸收利用，生物有效性最强。引入重金属活性系数（MF）[19]对有效性进行表征（式2）。

式中：F1为可交换态含量，F2为可还原态含量，F3为可氧化态含量，F4为残渣态含量。MF比值越小，表示重金属有效性越低，对环境的危害越小。

1.3.3 统计方法 采用SPSS Statistics 2.3进行数据处理和统计分析，使用Origin 8.0完成相关作图。采用单因素方差（ANOVA）和多重比较（Duncan法，显著性水平设置95%）对不同处理间重金属各形态含量、活性系数、土壤pH和EC进行方差分析。重金属各形态含量与土壤pH、EC进行Spearman显著性分析，并使用R-corrplot程序包作图。

2 结果与分析

2.1 不同pH土壤中重金属形态含量的变化

2.1.1 酸性土壤中重金属各形态的变化 对酸性土壤而言，与CK相比，沼液低用量下，Pb、Cu和Zn可交换态含量均有所降低，降幅分别达59.2%、87.7%和55.1%，其中Pb和Cu可还原态含量无显著变化，Zn可还原态含量增加256.2%（图1）。Pb可氧化态和残渣态含量分别增加63.3%和86.4%，相对应的Cu分别增加502.1%，28.1%。Zn可氧化态含量显著降低25.6%，残渣态则无显著变化（图1）。结果表明酸性土壤中，沼液低用量使得Pb主要由活泼态（F1）向稳定态（F3和F4）转化，Cu和Zn主要由活泼态向稳定态（F2）转化。沼液高用量下，Pb、Cu、Zn可交换态含量分别增加31.0%、84.6%、14.3%。Pb可还原态含量显著降低17.2%，可氧化态和残渣态则无显著变化。Cu可还原态和残渣态含量分别降低48.4%和80.9%。Zn可氧化态含量显著降低24.4%，而可还原态和残渣态无显著变化。这说明随着沼液用量的增加，酸性土壤中重金属更趋向活泼态转化。

2.1.2 中性土壤中重金属各形态的变化 对中性土壤来说，与CK相比，沼液低用量下，Pb可交换态含量降低50.3%，可还原态含量降低37.0%，可氧化态含量显著增加19.6%，而残渣态则无显著变化。Cu可还原态含量增加79.2%，残渣态含量降低40.0%，而可交换态和可氧化态无显著变化（图2）。Zn可交换态含量降低76.0%，可氧化态含量降低78.4%，残渣态含量显著增加15.8%，可还原态无显著变化（图2）。说明沼液低用量下，中性土壤中Pb和Zn主要由活泼态向稳定态转化（F3），Cu趋向活泼态转化，其中Zn的稳定态转化量最高。沼液高用量下，Pb可交换态含量增加60.9%，可还原态含量降低25.8%，可氧化态和残渣态无显著变化。Cu可交换态含量增加221.8%，可还原态含量显著增加55.2%，而残渣态含量降低94.9%。Zn可交换态和残渣态含量无显著变化，可还原态和可氧化态含量分别显著降低7.1%和40.0%。这表明沼液用量增大有助于中性土壤中Pb和Cu活性态增强，Zn的稳定态有增强的趋势。

2.1.3 碱性土壤中重金属各形态的变化 对于碱性土壤，与CK相比，沼液低用量下，Pb、Cu和Zn可交换态含量分别降低78.9%、80.8%和56.8%（图3）。Pb可还原态含量降低91.6%，可氧化态和残渣态含量分别增加731.3%、228.5%。Cu可还原态含量降低50.2%，可氧化态含量增加200.6%，残渣态含量降低60.2%。Zn可还原态含量增加128.1%，可氧化态含量显著降低35.9%，残渣态无显著变化。由此可见，沼液低用量使碱性土壤中重金属趋向更稳定的形态转化。沼液高用量下，Pb、Cu和Zn可交换态含量分别增加122.2%、101.7%和46.1%。Pb可还原态含量显著降低24.2%，可氧化态和残渣态无显著变化。Zn可还原态和可氧化态含量分别降低58.6%和69.1%，残渣态无显著差异。Cu可还原态含量无显著变化，而可氧化态和残渣态含量分别降低86.6%和70.2%。结果显示，沼液用量增加，碱性土壤中重金属更趋于向活泼态转化，以Pb和Cu的转换量最高，Zn最低。

2.2 不同pH土壤中重金属有效性的变化

酸性土壤中，与CK相比，沼液低用量下，Pb、Cu和Zn活性系数均降低，降幅分别达60.6%、86.5%和54.9%；对中性土壤而言，Pb和Zn活性系数分别降低了39.9%和75.5%，而Cu无显著变化；在碱性土壤中，Pb、Cu和Zn活性系数均降低，降幅分别为78.5%、81.3%和57.9%。酸性和碱性土壤中重金属有效性降幅高低次序依次为Cu ＞ Pb ＞ Zn，而中性土壤中重金属有效性降幅高低次序为Zn ＞Pb ＞ Cu（图4）。

沼液高用量下，Pb和Cu在三种土壤中的活性系数均有所增加，Pb的增幅依次为22.9%、67.4%和119.4%，Cu的增幅分别为83.3%、230.0%和79.2%，酸性和碱性土壤中Zn的增幅分别为14.2%和41.4%，而在中性土壤中无显著变化（图4）。

2.3 土壤pH和EC的变化及其与各形态重金属含量之间的相关性

2.3.1 沼液施用后土壤pH和EC的变化 沼液施加使得三种土壤的pH分别增加3.03～3.52、0.49～0.51和0.92～1.07个单位（图5）。相比较而言，酸性土壤pH的增幅高于中性和碱性土壤。另一方面，施加沼液使土壤EC均呈上升趋势（图5）。酸性土壤的增幅为92.6%～154.4%，中性土壤的增幅为17.8%～26.1%，碱性土壤的增幅为66.1%～131.2%。酸性和碱性土壤中EC的增幅显著高于NeS。沼液增加了土壤pH和EC，随着沼液用量的增加，pH增幅减小。土壤EC一直呈上升趋势，且酸性和碱性土壤的增幅高于中性土壤。

2.3.2 重金属各形态含量与土壤pH和EC之间的相关性 如图6所示，Pb的不同形态中，可交换态、可还原态和残渣态均与EC呈显著负相关性（P＜0.05），残渣态与pH呈极显著正相关性（P＜ 0.01）；Cu仅可还原态与pH呈显著正相关性，各形态与EC均无显著相关性；Zn的各形态与pH均无显著相关性，但可交换态和可还原态与EC呈极显著正相关性，残渣态与EC呈极显著负相关性。Pb和Zn各形态与土壤EC的相关性较pH强，而Cu各形态与土壤pH具有较强的相关性。

3 讨论

3.1 不同酸碱度土壤中重金属有效性的变化

施加沼液对土壤pH的显著影响是导致土壤重金属有效性发生改变的重要原因。本文发现沼液添加后三种土壤pH均显著增加，但增幅存在明显差异，酸性土壤pH增幅最大，其次是碱性土壤，中性土壤pH变化幅度最小。该变化的原因在于土壤本身pH的差异导致沼液添加后的响应不同。以往研究发现，沼液施用后酸性土壤pH无显著变化，但土壤中Zn的有效性增加，Cu和Pb有效性则无显著性差异[20]。对于中性土壤而言，杨晓桐[21]发现沼肥（沼液+沼渣）施用后棕壤土pH增加，促进了土壤中的Pb、Cu和Zn由活性态向残渣态转化，重金属有效性降低。对于碱性土壤而言，Walker等[22]研究表明有机肥施用后，土壤pH升高，有效态Cu含量降低。本文发现，无论酸性、中性还是碱性土壤，低量沼液均有助于可交换态Pb、Cu和Zn向可还原态、氧化态和残渣态转化。酸性土壤中Cu的有效性降幅最高（87.7%），碱性土壤中Pb的有效性降幅最高（78.9%），但中性土壤中Zn的有效性降幅（76%）明显高于酸性和碱性土壤。可见，重金属有效性在酸性土壤中的降幅效果优于中性和碱性土壤，这很大程度上与酸性土壤pH较大的增幅量密不可分。重金属有效性对土壤pH具有较高的敏锐性，土壤酸碱度差异产生的影响因重金属类型不同而存在较大的变化。本文重金属的敏锐性依次为：Cu ＞ Pb ＞ Zn。相比较而言，沼液高用量增加了重金属污染风险可能归因于土壤EC发生了显著变化。例如，沼液施用后Pb和Zn的有效性与EC显著相关（图6）。沼液对土壤离子强度的增加可能促进了重金属从土壤中的释放[23]。

3.2 沼液不同用量对重金属有效性的影响

沼液用量是土壤重金属有效性变化的另一个主要原因。李轶等[24-25]发现，沼肥低量施用（450 m3/hm2）使污灌区棕壤土中Pb、Cu、Zn和Cd的有效性降低，As有效性增加；过量施用（540 m3/hm2）则会增加Cu和Zn的有效性，降低Pb和As的有效性，Cd有效性无显著变化。杨军芳等[26]认为沼液高用量（1.8×105kg/hm2）能够显著降低碱性土壤有效态Cd含量，且追施沼液（0.9×105kg/hm2～1.8×105kg/hm2）不会显著增加Cr、Zn和As的有效性；但当沼液用量大于0.90×105kg/hm2时，Cu有效性则显著提高。尽管以往研究中的沼液用量存在差异，但对重金属有效性的影响均表现出低抑高促的效应，这与本文研究结果一致。即，沼液施用对土壤Pb、Cu和Zn有效性的影响主要取决于其用量。沼液低用量施用有助于降低重金属的有效性，但高量施用会增加其污染风险。这一变化的主要原因可能在于，沼液本身含有大量溶解性有机物（DOM）[27-28]，适量添加时，其有机组分促使重金属向惰性形态转化[29]。当用量增加时，土壤EC值显著增加，DOM的影响可能降为其次，整体表现为重金属有效性反而增加。另一方面，土壤本身的有机碳（TOC）含量差异也可能对重金属有效性产生显著影响。例如，本文中性土壤较高的TOC（表1）可能是Zn稳定性高于其在酸性和碱性土壤中的原因之一。

4 结论

1）土壤酸碱度差异对有效性产生的影响因重金属类型不同而存在较大变化。酸性土壤中Cu和碱性土壤中Pb有效性显著降低，Zn有效性在中性土壤中的降幅明显高于酸性和碱性土壤。

2）沼液施用对土壤Pb、Cu和Zn有效性的影响还取决于其用量。沼液低用量有助于降低重金属的有效性，高用量则会提高三种重金属的有效性，增加环境污染风险。