2. 北京桑德环境工程有限公司, 北京 101102
2. Beijing Sound Environmental Group Ltd., Beijing 101102, China
有研究表明, 我国农田土壤受重金属污染的耕地面积约占耕地总面积的1/5[1-2], 农田污染的主要来源为畜禽粪便有机肥的施用, 由于在集约化养殖饲料中大量施用添加剂, 使得畜禽粪便中的重金属严重超标[3-6]。施用畜禽粪便有机肥在改善土壤结构、提高土壤肥力的同时可能会带来土壤重金属的污染[7]。有研究表明, 伴随着猪粪、鸡粪等有机肥的添加, 土壤中Pb和Zn等重金属含量增加, 重金属活性增强, 向植物中迁移的量也增加[8-12]。
植物中重金属含量的高低主要取决于土壤中该元素的生物有效态含量[13], 而以草类植物为主要饲料产生的鹿粪有机肥不仅含有酵母菌、乳酸菌等微生物菌群, 同时含有氮、磷、钾及各类微量元素, 不仅可以为蔬菜、果苗及果树的生长营造良好的生长环境, 而且具有增加作物产量、改善土壤结构、有效保护土地等作用。作为一种微生物肥料, 菌肥具有提高化肥利用率、环保、改良土壤等功效, 并可在形成菌群后将土壤中部分惰性营养成分活化; 菌肥中含有的有益微生物产生的糖类会与植物黏液、矿物胚体以及有机胶体结合在一起, 改善土壤团粒结构, 增强土壤物理性能, 减少土壤颗粒的损失, 改善土壤物理性状, 提高土壤肥力; 还可以形成菌根、参与腐殖质形成, 对重金属进行有效的钝化及融合。此外, 菌肥中的微生物可以对土壤重金属的转化产生影响, 并通过分解、吸收等行为降低土壤重金属毒性, 同时对重金属毒性具有免疫和抵抗能力, 可修复重金属污染[14-17]。因此, 选择合适的有机肥可以降低菜地土壤重金属有效态含量, 对农产品的安全评价及人体健康具有重要意义。
笔者通过室内盆栽试验, 研究不同添加量的鹿粪和菌肥处理对土壤中Pb和Zn的生物有效性、各分级形态变化及对植物吸收重金属的影响, 可为重金属污染土壤的食品安全保障提供科学依据。
1 材料与方法 1.1 试验材料供试土壤采自长春市某蔬菜大棚, 土壤类型为黑土, 采样深度0~20 cm, 去除杂物并自然风干、研磨过2 mm孔径筛。供试土壤按照HJ/T 333—2006《温室蔬菜产地环境质量评价标准》添加Pb(NO3)2(分析纯)和Zn(NO3)2(分析纯)配制成的溶液模拟污染土壤, 混合均匀后, 保持含水率φ为40%~60%, 在室温条件下稳定2周。
供试肥料为鹿粪和微生物菌肥, 鹿粪取自吉林农业大学鹿场, 并进行了腐熟处理; 微生物菌肥购自山东京青农业科技有限公司。供试化肥选用CH4N2O(尿素)、(NH4)2HPO4(磷酸二铵)和KCl(氯化钾)。污染土壤中Pb和Zn的生物有效态含量w分别为8.05和72.81 mg·kg-1, 阳离子交换量(CEC)为20.60 cmol·kg-1; 污染土壤及有机肥的其他性质见表 1。
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表 1 污染土壤及有机肥的主要性质 Table 1 The main properties of contaminated soil and organic fertilizer |
试验在室内进行, 试验用盆为花盆(底部直径为9.5 cm, 上部直径为13 cm, 高度为10.5 cm), 每盆盛土量为0.5 kg。有机肥分别设置高、中、低3个添加量, 鹿粪的添加量为土壤质量的0.5%(LF1), 3%(LF2)和5%(LF3), 菌肥的添加量为土壤质量的3%(JF1), 5%(JF2)和10%(JF3)，并设置3组平行, 同时设置对照(CK)组, 共7个处理, 每个处理设置3次重复。CK组添加化肥, 分别为CH4N2O(尿素)、(NH4)2HPO4(磷酸二铵)和KCl(氯化钾); 添加有机肥处理组中氮、磷和钾含量不足的部分用化肥补齐。装盆前将污染土壤与化肥或添加的肥料充分混匀, 装盆后置于室内培养。试验期盆中需保持田间体积含水率的60%左右。分别于室内熟化后30、60和90 d取样测定。土壤熟化处理90 d后移栽长势一致的小白菜幼苗, 每盆移栽3株。播种45 d后收获取样。
1.3 样品分析试验土壤样品采用HF-HNO3-HClO4消煮, 植物样品采用HNO3-HClO4湿法消解, 采用二乙三胺五乙酸-CaCl2-三乙醇胺(DTPA-TEA)法提取土壤中Pb和Zn的生物有效态, 土壤中Pb和Zn的分级形态测定采用改进BCR连续提取法提取[18], 并用TAS-火焰原子吸收分光光度计(北京普析通用仪器有限责任公司)测定Pb和Zn的含量; 采用电位法(水土体积比为1:2.5)测定土壤pH值; 采用碱性扩散法测定土壤碱解氮含量; 采用NH4F-HCl法测定土壤速效磷含量; 采用NH4OAc法测定土壤速效钾含量; 采用高温外热K2Cr2O7氧化-容重法测定有机质含量; 采用乙酸铵法(适用于酸性和中性土壤)测定土壤阳离子交换量(CEC)。具体试验方法参照文献[19]。
1.4 数据处理采用Excel 2003软件进行数据统计, 采用DPS 12.01数据处理系统进行显著性差异分析, 采用Tukey法进行多重比较, 差异显著性水平取0.05。
2 结果与分析 2.1 鹿粪与菌肥对土壤中Pb和Zn有效态的影响不同添加量的鹿粪和菌肥对土壤中Pb和Zn有效态(DTPA-Pb和DTPA-Zn)含量的影响见表 2。由表 2可知, 随着熟化时间的延长, CK和6个处理组土壤中DTPA-Pb含量均呈不同程度降低, 且在90 d时达最低。在3个熟化时间段内, LF1处理土壤中DTPA-Pb含量与CK处理相比均无显著差异, LF2和LF3与CK处理呈显著差异(P < 0.05)。其中, 熟化30 d时LF2和LF3处理的DTPA-Pb含量较CK处理分别显著降低8.66%和21.20%(P < 0.05), 熟化60 d时分别降低7.87%和20.60%(P < 0.05), 熟化90 d时分别降低10.48%和25.81%(P < 0.05)。添加菌肥对土壤中DTPA-Pb含量的影响与添加鹿粪略有不同。添加菌肥熟化30 d时JF1和JF2与CK处理无显著性差异, JF3处理显著降低26.46%;熟化60 d时JF1、JF2和JF3较CK处理分别显著降低5.77%、12.60%和18.77%(P < 0.05);熟化90 d时分别显著降低11.56%、17.07%和26.48%(P < 0.05), 表明鹿粪和菌肥的添加均能降低污染土壤中DTPA-Pb含量。
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表 2 不同处理对污染土壤中Pb和Zn生物有效态含量的影响 Table 2 Effect of different treatments on bioavailability of Pb and Zn in contaminated soil |
不同添加量的鹿粪和菌肥对土壤中DTPA-Zn含量的影响与对DTPA-Pb含量的影响不同。CK处理土壤中DTPA-Zn含量随着熟化时间的延长略有升高, LF2处理呈先降低后升高的趋势, 其他处理与土壤中DTPA-Pb含量的变化趋势一致, 即随着熟化时间的延长呈现不同程度的降低。在3个熟化段内, LF1、LF2和LF3处理的土壤DTPA-Zn含量与CK相比均呈显著差异, 但LF2和LF3处理之间无显著差异。说明土壤中DTPA-Zn含量随着添加量的增加均呈先降低后平稳的趋势, 即当鹿粪添加到一定量时, 即使进一步增加鹿粪含量, 土壤中DTPA-Zn含量并无显著性变化。添加菌肥对土壤中DTPA-Zn含量的影响与添加鹿粪也略有不同。在菌肥添加熟化30、60和90 d时, JF1、JF2和JF3处理土壤中DTPA-Zn含量与CK相比均显著降低(P < 0.05);但在熟化90 d时3个处理间DTPA-Zn含量无显著差异, 表明鹿粪和菌肥的添加均对土壤中DTPA-Zn含量有一定的降低作用。
2.2 鹿粪与菌肥对土壤中Pb和Zn形态的影响 2.2.1 鹿粪与菌肥对土壤中Pb分级形态的影响鹿粪和菌肥对土壤中Pb分级形态的影响如图 1所示。CK处理土壤中可还原态Pb、可氧化态Pb和残渣态Pb的含量均较高, 而酸可提取态Pb含量较低。添加鹿粪和菌肥后, LF和JF处理均显著提高残渣态Pb含量, 显著降低可氧化态Pb含量; 而LF3和JF1处理可还原态Pb含量显著低于CK处理, LF2和JF3与CK处理间则无显著差异。
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CK—对照, LF1—土壤+0.5%鹿粪, LF2—土壤+3%鹿粪, LF3—土壤+5%鹿粪, JF1—土壤+3%菌肥, JF2—土壤+5%菌肥, JF3—土壤+10%菌肥。 同一组直方柱上方英文小写字母不同表示各处理间Pb含量差异显著(P < 0.05)。 图 1 不同处理对土壤中Pb分级形态的影响 Fig. 1 Effect of different treatments on Pb fractionation forms in soil |
从图 2可知, 添加鹿粪和菌肥后的6个处理均为残渣态Pb含量所占比例最高, 为45.8%~53.1%; LF1、LF2和LF3处理土壤中残渣态Pb含量所占比例较CK分别提高19.2%、16.3%和19.4%, JF1、JF2和JF3处理分别提高20.1%、18.2%和12.8%。6个处理中可氧化态Pb含量所占比例次之, 为20.7%~26.5%;LF1、LF2和LF3处理土壤中可氧化态Pb所占比例比CK分别降低9.7%、9.0%和9.0%, LF1、LF2和LF3处理分别降低11.8%、10.2%和6.0%。与CK相比, 添加鹿粪和菌肥后可还原态Pb含量所占比例降低3.7%~8.2%, 酸可提取态Pb含量降低1.2%~3.6%。一般认为, 酸可提取态和可还原态生物活性较高, 可氧化态次之, 残渣态为稳定态; 可见, 添加鹿粪和菌肥后促进了酸可提取态、可还原态和可氧化态Pb向残渣态Pb转化, 使土壤中Pb的活性降低。
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CK—对照, LF1—土壤+0.5%鹿粪, LF2—土壤+3%鹿粪, LF3—土壤+5%鹿粪, JF1—土壤+3%菌肥, JF2—土壤+5%菌肥, JF3—土壤+10%菌肥。 图 2 不同处理土壤中Pb各分级形态所占比例 Fig. 2 The proportion of Pb grading forms in soils under different treatments |
图 3为不同处理对土壤中Zn各形态的影响。
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CK—对照, LF1—土壤+0.5%鹿粪, LF2—土壤+3%鹿粪, LF3—土壤+5%鹿粪, JF1—土壤+3%菌肥, JF2—土壤+5%菌肥, JF3—土壤+10%菌肥。 同一组直方柱上方英文小写字母不同表示各处理间Zn含量差异显著(P < 0.05)。 图 3 不同处理对土壤中Zn分级形态的影响 Fig. 3 Effect of different treatments on Zn fractionation form in soil |
添加鹿粪和菌肥后, LF1和JF3处理的酸可提取态Zn含量与CK相比无显著差异, 其他处理显著降低; LF2处理可还原态Zn含量与CK相比无显著性变化, 其他处理均有显著差异; LF1和LF2处理可氧化态Zn含量与CK相比有显著变化, 其他处理均无显著差异; 而JF2和JF3处理残渣态Zn含量显著高于CK处理, 其他处理与CK间均无显著差异。
由各处理土壤中Zn分级形态所占比例(图 4)来看, CK和6个处理中残渣态Zn含量最高, 其次是酸可提取态Zn和可还原态Zn含量, 可氧化态Zn含量较低。6个处理中JF2和JF3处理残渣态Zn含量所占比例较高, 分别为57.0%和56.1%, 其他处理均低于50%。酸可提取态和可还原态Zn含量所占比例均在20%左右, 而可氧化态Zn含量所占比例均低于9%。与CK处理相比, 各处理残渣态Zn含量所占比例最大提高11.4%, 最低提高1.8%;可氧化态Zn含量所占比例最大降低1.3%;可还原态Zn最大降低7.0%;酸可提取态Zn最大降低4.7%。
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CK—对照, LF1—土壤+0.5%鹿粪, LF2—土壤+3%鹿粪, LF3—土壤+5%鹿粪, JF1—土壤+3%菌肥, JF2—土壤+5%菌肥, JF3—土壤+10%菌肥。 图 4 不同处理土壤中Zn各分级形态所占比例 Fig. 4 The proportion of Zn grading forms in soils under different treatments |
由图 5可知, 添加鹿粪和菌肥后, 6个处理小白菜植株中的Pb含量均较CK显著降低。其中, LF1、LF2和LF3处理与CK相比分别降低12.36%、13.82%和48.50%;JF1、JF2和JF3处理分别降低22.94%、37.37%和45.55%。可见, 随着鹿粪和菌肥添加量的增加, 植株中的Pb含量呈降低趋势, 且5%鹿粪添加量效果最佳。
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CK—对照, LF1—土壤+0.5%鹿粪, LF2—土壤+3%鹿粪, LF3—土壤+5%鹿粪, JF1—土壤+3%菌肥, JF2—土壤+5%菌肥, JF3—土壤+10%菌肥。 同一幅图中同一组直方柱上方英文小写字母不同表示各处理间某指标差异显著(P < 0.05)。 图 5 不同处理对植物Pb和Zn含量的影响 Fig. 5 Effects of different treatments on Pb and Zn content in plants |
添加鹿粪和菌肥后, 6个处理小白菜植株中Zn含量均较CK显著降低。其中, LF1、LF2和LF3处理与CK相比分别降低6.98%、18.31%和20.73%;JF1、JF2和JF3处理分别降低27.78%、31.45%和32.51%。可见, 随着鹿粪和菌肥添加量的增加, 植株中Zn含量呈降低趋势, 且10%菌肥添加量效果最佳。
3 讨论通过室内盆栽试验研究了施用鹿粪和菌肥后土壤中Pb和Zn的形态变化及对小白菜植株中Pb和Zn富集的影响。有机物料等有机肥不仅可以原位修复重金属污染土壤, 而且具有改良土壤的功能[20]。
图 6为不同处理的土壤扫描电镜图。由图 6可知，添加鹿粪和菌肥后土壤的孔隙结构和比表面积均有较明显改善, 增加了金属的吸附点位, 降低了重金属在土壤中的生物活性[21-22]。鹿粪与菌肥中含有大量的有机质和有益微生物, 有机质进入土壤后会转化分解成含有不同羟基、羧基等具有活性功能基团的腐殖质, 与金属具有较好的结合作用[23-26]; 且金属结合物的稳定性会随着pH值的增加而增加[27-29]; 有机肥同时又可以改善土壤物理性状, 刺激土壤中微生物活性, 从而使土壤微生物量碳显著增加[30-32]。添加鹿粪和菌肥熟化90 d后土壤pH值均略有增加, 土壤中微生物量碳含量明显增加。可见土壤微生物量碳的增加是降低土壤中Pb和Zn活性的原因之一。土壤阳离子交换量(CEC)是指土壤胶体所能吸附各种阳离子的总量, 它可以反映土壤缓冲能力的大小。添加鹿粪和菌肥后, 土壤的CEC分别增加2.25和3.46 cmol·kg-1, 表明土壤对阳离子的吸附能力增强, 这也是降低土壤中Pb和Zn活性的原因之一。
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图 6 扫描电镜图 Fig. 6 Scanning electron micrograph(SEM) |
土壤重金属的形态分布对其生物有效性有一定的影响。活性最大的为酸可提取态, 且迁移性很强, 易被植物吸收; 而可还原态和可氧化态在一定的环境中可转为酸可提取态, 从而被植物利用; 残渣态为稳定态, 植物不能吸收[33-35]。
土壤Pb和Zn生物有效态含量均随鹿粪和菌肥添加量的增加明显降低, 其主要存在形态为残渣态, 且各处理组明显高于CK组, 进一步说明鹿粪和菌肥改变了土壤中Pb和Zn形态所占总量的比例, 即土壤中生物活性强的形态比例降低, 土壤重金属活性减弱, 部分转化为生物有效性弱的残渣态, 提高了土壤难溶性结合态的比例。但Pb和Zn的形态变化规律存在差异, 即各形态Pb的含量分布为残渣态>可还原态>可氧化态>酸可提取态; 而各形态Zn的含量分布为残渣态>酸可提取态>可还原态>可氧化态。有研究显示, 在同一类型土壤中, Pb和Zn的形态变化规律既有一致的, 也有不同的[36-38]。如李影等[39]研究Pb和Zn形态变化时发现, Pb主要是以可还原态和残渣态存在, Zn主要以残渣态存在, 这可能与土壤的吸附、络合能力及熟化过程中的生物化学反应等有关, 具体原因仍需研究。
添加鹿粪和菌肥的小白菜植株中Pb和Zn的含量明显低于CK组(P < 0.05), 这可能是因为鹿粪和菌肥改善了土壤孔隙结构和比表面积, 增加了土壤中有机质和微生物数量, 进而改变了土壤中金属的存在形态, 使生物活性较大的酸可提取态、可还原态、可氧化态均向无活性的残渣态转化, 降低了金属的生物毒性, 同时也抑制小白菜对重金属的吸收。在李影等[39]研究中, 土壤中施用有机肥后, 酸可提取态Pb向残渣态Pb转化的量较大, 金属稳定性增加, 向植物中迁移的风险明显降低, 土壤重金属的污染程度也降低。
周贵宇等[40]研究发现, 番茄植株中Pb含量与土壤中除残渣态Pb以外的3种形态均呈极显著正相关关系。通过对小白菜与土壤有效态Pb和Zn含量的直线回归分析发现:小白菜植株中的Pb和Zn含量均随着土壤有效态Pb和Zn含量的增加而增加, 与后者均达极显著相关(P < 0.01), 相关系数r分别为0.969 7和0.951 4, 说明降低土壤效态Pb和Zn含量可以有效降低对小白菜的毒害。
添加鹿粪和菌肥的小白菜植株中Pb和Zn的含量虽明显低于CK组, 但与GB 2762—2017《食品中污染物限量》[41]中Pb含量限值(0.3 mg·kg-1)相比仍然超标2倍, 说明鹿粪和菌肥的添加虽然降低小白菜植株中Pb含量, 但没有达到改良效果; 土壤中Pb含量为HJ/T 333—2006《温室蔬菜产地环境质量评价标准》[42]的2倍左右, 因此当土壤中Pb含量超标时, 应该慎种叶类蔬菜。试验土壤中Zn含量为标准限值的1.4倍左右, 由于Zn同时是植物生长所必需的营养元素, 在GB 2762—2017中并无此元素的限制要求; 但有研究发现, 当植物中Zn的含量超出50 mg·kg-1时, 会使植物产生中毒现象, 不利于植物的生长[43-44]。该研究的CK和6个处理中小白菜植株中Zn含量为1.0~1.7 mg·kg-1, 说明鹿粪和菌肥的添加在降低小白菜植株中Zn的含量同时并未对其产生毒害作用。
4 结论(1) 添加鹿粪和菌肥均可以降低菜地土壤中Pb和Zn生物有效态的含量, 其中添加土壤质量比为5%鹿粪和10%菌肥的处理对降低Pb生物有效态效果最佳。
(2) 土壤中Pb和Zn的酸可提取态、可氧化态和可还原态均向残渣态转化, 说明添加鹿粪和菌肥均可改变金属的赋存形态, 降低生物活性较高的形态含量。
(3) 添加鹿粪和菌肥后, 小白菜植株中的Pb和Zn含量与土壤有效态Pb和Zn含量均达极显著相关, 说明降低土壤有效态Pb和Zn含量可以有效降低其对小白菜的毒害; 但小白菜中Pb含量仍高于GB 2762—2017中的限值, 因此在Pb污染土壤中应慎种叶类蔬菜。
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