长期秸秆配施鸡粪对棉田土壤重金属累积的影响及生态风险评价

席凯鹏，席吉龙，杨苏龙，张建诚

（山西农业大学棉花研究所，山西 运城 044000）

我国是世界上的棉花生产和消费大国。 2020年中国棉花种植面积317 万hm2， 单位面积皮棉产量1 864.5 kg·hm－2，棉花总产量591 万t[1]，总需求量约780 万t，年度缺口约185 万t[2]。在目前耕地面积减少、植棉效益偏低的条件下，增加棉花播种面积相对困难，只有在稳定种植面积的基础上提高棉花生产技术水平，通过提高棉花单产从而增加棉花总产量。 保护和提升棉花耕地质量是提高棉花单产的基本途径。 畜禽粪便和作物秸秆是培肥地力的主要有机肥资源。 合理使用有机肥能显著改善土壤结构、增加土壤有机质及养分含量、改善土壤微生物结构，是保护耕地质量和实现农业可持续发展的重要措施[3-4]。 但是快速发展的畜禽养殖业超标使用添加剂，加上不科学的粪便处理方法，可能造成畜禽粪便中残留的重金属超标，其中鸡粪和猪粪的超标率最高[5-8]，在农业废弃物资源化利用中进入土壤，导致土壤重金属累积。 秸秆还田也是目前农业废弃资源利用的重要形式之一，棉花秸秆量大，养分资源丰富，但连续长期的秸秆还田及超量施肥，使棉田土壤重金属输入增多，而输出减少，给棉田土壤质量安全带来潜在的巨大风险。 虽然棉花纤维和棉籽中重金属含量相对较低[9-12]，且主产品棉纤维不进入食物链， 可用作土壤重金属污染区的修复植物，但是研究表明棉花根、茎、叶、棉絮的重金属随土壤中重金属含量的增加呈上升趋势，吸收过量重金属如铅（Pb）、镉（Cd）、锌（Zn）会抑制棉花生长发育[9-10]。

前人研究表明，我国农用地土壤重金属污染形势日益严重[12-15]，表层土壤重金属污染面积占全国耕地面积的15.87%[16]。长期合理施用氮磷钾化肥对土壤中各种重金属富集作用不显著[17]，而长期施用重金属含量高的磷肥和低质量有机肥是农用地土壤重金属富集的重要原因[18-20]。 长期连作棉田由于磷肥长期大量投入， 使土壤中砷（As）、镉明显富集[21]，土壤中磷素含量与重金属砷、镉、铬（Cr）、铜（Cu）、镍（Ni）含量显著相关[22]。

不同畜禽粪便中残留超标的重金属元素不同，鸡粪中主要是锌、铜、铬超标，而猪粪中普遍是锌、铜超标[6]。 施用重金属含量超标的鸡粪，土壤中全锌、铜、铬、镉、铅含量随着鸡粪用量的增加均明显增加[23]。另有研究发现，连续10 年的氮、磷、钾化肥配施发酵鸡粪处理的土壤及玉米籽粒中重金属含量均未超标[24]。综上，不同的有机肥来源及发酵处理均能影响有机肥的重金属残留[25]，加之不同作物对土壤重金属吸收能力也存在差异[26]，给土壤重金属污染研究带来困难。 目前，国内关于施肥和秸秆还田对小麦[27-29]、玉米[30-31]、水稻[32-34]等作物的农田土壤重金属富集及风险评价研究较多，但针对长期棉花秸秆还田配施鸡粪对土壤重金属的影响研究报道甚少，尚未明确棉花秸秆长期还田配施鸡粪对土壤重金属含量及土壤质量的影响。 本研究在黄河流域棉区常规种植体系和施肥条件下， 通过连续14 年棉花秸秆还田和配施鸡粪定位试验，探讨长期秸秆还田和配施有机肥对土壤重金属积累的影响， 并评价其生态风险， 明确秸秆配施有机肥在棉田培肥中的应用， 为合理利用有机肥和安全高效施肥提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验时间、地点和材料

试验于2007 年4 月至2020 年10 月在山西农业大学棉花研究所试验农场进行。 试验地位于山西省运城市夏县水头镇 （35°11′22″N，111°05′17″E），属大陆性半湿润季风气候区。 春季干燥多风、气温极不稳定，夏季高温高湿，秋季多连续阴雨天气， 冬季干冷少雪。 试验期间年平均温度13.6 ℃，无霜期211 d，年日照时间为2 293.4 h，年降水量525 mm， 棉花生育期4－10 月平均降水量467 mm。 长期定位试验开始时，0～20 cm土壤养分含量为有机质10.60 g·kg－1、碱解氮0.89 mg·kg－1、全磷1.08 g·kg－1、全钾22.08 g·kg－1、速效磷13.10 mg·kg－1、 速效钾159.60 mg·kg－1、pH 8.4， 重金属含量见表1。 有机肥采用发酵鸡粪，每年春季从当地养鸡场采购，覆膜堆肥发酵，于次年春季棉花播种前施入试验田。 发酵鸡粪连续3 年 的 混 合样 品含 碱解 氮18.6 mg·kg－1、P2O536.7 g·kg－1、K2O 17.4 g·kg－1、pH 为8.4，发酵鸡粪中重金属含量见表1。 试验期间化肥用尿素和过磷酸钙。 棉花品种为转基因抗虫棉科能0518，由山西农业大学棉花研究所提供。

表1 试验初始土壤和鸡粪重金属含量Table 1 The contents of heavy metals in the initial soil sample and chicken manure （mg·kg－1）

1.2 试验设计与方法

试验设4 个处理：氮磷化肥＋秸秆清除（NP）为对照；氮磷化肥＋秸秆还田（NPS）；氮磷化肥＋鸡粪（NPM）；氮磷化肥＋秸秆还田＋鸡粪（NPSM）。每个处理设3 次重复，小区面积120 m2。N 代表棉花生育期施纯氮，用量为172.5 kg·hm－2；P 为P2O5， 施用量为138 kg·hm－2；S 为棉花秸秆全量还田， 年秸秆还田量大约为5 212 kg·hm－2，棉花秸秆氮含量为1.69%；M 为施用发酵鸡粪，用量为25.5 t·hm－2。 试验期间各处理耕作模式相同，秸秆清除处理于棉花采摘结束后将棉花秸秆全部移除；秸秆还田处理于棉花收获后机械粉碎秸秆，全量还田。越冬前将土地深翻25 cm 左右，次年早春旋耕整地；将发酵鸡粪、磷肥、60%的氮肥结合整地均匀施入，另外40%的氮肥于花铃期结合灌水追施。 每年4 月13－15 日覆膜播种棉花，实行宽窄行种植，宽行行距90 cm，窄行行距50 cm， 密度6.75 万株·hm－2左右， 各处理灌水、化控等田间管理措施相同。

1.3 样品采集与测定方法

基础土样于2007 年3 月布置试验前采集。2020 年10 月棉花收获后采集各处理棉田土壤样品，采用五点取样法取0～20 cm 耕层土样，剔除杂物，均匀混合，将混合土样带回实验室，样品风干后分别过孔径为2 mm、0.25 mm 筛备用。

土壤全量镉依据GB/T 17141―1997[35]采用石墨炉原子吸收分光光度法测定；土壤全砷依据GB/T 22105.2―2008 标准[36]采用JC-17003 原子荧光法测定； 土壤中总汞的测定依据GB/T 22105.1―2008 标准[37]采用原子荧光法测定；土壤全量铜、锌、铅、镍、铬依据HJ 491―2019 标准[38]采用火焰原子吸收分光光度法测定（JC-17002）。

1.4 土壤重金属富集度和积累速率的计算。

土壤中重金属元素含量的富集度计算公式：

土壤中重金属元素含量的积累速率的计算公式：

式中f（%）为土壤中重金属元素含量的富集度，wt（mg·kg－1）为t时土壤重金属元素含量；w0（mg·kg－1）为背景含量或起始时土壤重金属含量；t（a）为经历的时间；k（mg·kg－1·a－1）为土壤中重金属元素的积累速率。

1.5 评价标准

本文根据 《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）：GB 15618―2018》[39]的土壤污染风险筛选值对各处理的土壤进行评价。 当监测地土壤中重金属污染物含量等于或者低于风险筛选值时，对土壤生态环境、农作物生长和农产品质量安全造成危害的风险低，一般情况下可以忽略；当土壤中镉、铬、铅、砷、汞高于规定的风险筛选值而等于或者低于规定的风险管制值时，存在土壤污染风险，难以保障食用农产品的质量安全，对耕地土壤采取安全利用措施；土壤中镉、铬、铅、砷、汞高于规定的风险管制值时，土壤污染风险高，禁止种植食用农产品，对耕地土壤采用严格管控措施。

1.6 评价方法

1.6.1土壤重金属污染评价方法。 本研究采用单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法[24,40]，对长期定位试验中重金属含量进行污染评价。

公式中Pi为i重金属元素的污染指数，wi为土壤中i重金属元素含量；Si为土壤中i重金属元素含量评价标准值。Pi≤1，土壤未受污染；Pi＞1时，土壤受到污染；Pi越大污染程度越重[39]。

综合污染指数计算公式为

公式中P综合是采样点综合污染指数；Pimax为i采样点污染物单项污染指数中的最大值；Pave为各单项污染指数平均值。 综合污染指数等级划分标准见表2[17]。

表2 综合污染指数等级划分标准Table 2 Classification criteria of comprehensive pollution index level

1.6.2土壤重金属潜在生态风险评价方法。 利用潜在生态风险指数法[41]评估土壤重金属潜在生态风险，该方法考虑到毒性高的金属对环境造成的生态危害应比毒性低的金属严重，增加了毒性响应系数， 侧重评价重金属对环境的生态效应，计算公式如下：

式中：IR为土壤潜在生态危害综合指数，E为单一重金属元素污染物的潜在生态危害指数；T为i重金属污染物的毒性响应系数为i重金属污染物的污染指数； 考虑到研究区域污染物背景值，结合土壤中重金属毒性的迁移转化规律，参照沃惜慧等[43]研究的分级标准：Eir＜30或IR＜60 为轻微生态危害；30≤E＜60 或60≤IR＜120 为中等生态危害；60≤E＜120 或120≤IR＜240 为强生态危害；120≤E＜240 或IR≥240为很强生态危害。

1.7 数据分析

采用Microsoft Excel 2010 统计分析，用DPS软件进行多重比较（邓肯氏法）。

2 结果与分析

2.1 长期秸秆配施鸡粪对土壤pH 和重金属累积的影响

本研究长期定位试验从2007 年4 月到2020年10 月进行了14 年。由表3 可知，4 个处理土壤的pH 值均大于7.5，为碱性或强碱性土壤。 与初始土壤相比，NP 处理土壤中铅、铬、铜、锌、镍含量有所增加；NPS 处理土壤中铅、铬、铜、锌含量有所增加；NPM 处理土壤的铅、砷、汞、铬、铜、锌含量有所增加；NPSM 处理土壤的铅、汞、铬、铜、锌含量有所增加，但各处理各项指标值均远低于GB 15618―2018[39]中污染风险筛选值，各处理之间铅、镉、砷、铜、镍含量差异不显著；NPS 处理与NP 处理中8 种重金属含量均无显著差异； 增施鸡粪处理NPM 和NPSM 的汞含量分别为0.20 mg·kg－1和0.21 mg·kg－1， 显著高于对照NP， 分别增加81.8%和90.9%；NPSM 处理铬含量为104.67 mg·kg－1， 比对照NP 的97.00 mg·kg－1显著提高了7.9%， 但与NPS 差异不显著；NPSM处理锌含量为152.33 mg·kg－1， 比对照NP 的93.33 mg·kg－1显著提高了63.2%， 与NPS、NPM差异不显著。 综上，14 年的NPS 处理的土壤中，虽然某些重金属元素含量有增加趋势，但有害重金属含量的变化较小，污染风险低；NPM 处理对土壤重金属汞含量影响明显，NPSM 处理对土壤重金属汞、铬、锌含量影响明显，因此采用NPM和NPSM 施肥方案时应对土壤进行保护与监控。

表3 不同施肥处理下土壤pH 及重金属含量比较Table 3 pH and heavy metal contents in soil under different fertilizer inputs

2.2 长期秸秆配施鸡粪对土壤重金属富集度的影响

由表4 可知， 秸秆还田与定位施肥试验14年后，土壤中铅、汞、铬、铜、锌在4 个施肥处理中均呈现富集现象，而镉、砷、镍无富集。 铅富集度为32.75%～43.18%，各处理间无显著差异；汞的富集度为0%～90.91%，NPM 和NPSM 处理中汞富集度显著高于NP 和NPS 处理，增施秸秆和鸡粪处理中汞的富集效应显著； 铬的富集度为4.71%～13.77%，NPSM 处理的富集度最大；铜的富集度为11.54%～17.96%，处理间无显著差异；锌的富集度为46.98%～139.89%，土壤中锌的富集最为明显，NPSM 处理中锌的富集度显著高于对照（表4）。 土壤重金属元素含量的积累速率表示在试验期间重金属元素含量的年平均增长量，若以达到GB 15618―2018[39]风险筛选值为限高标准，根据土壤中重金属元素的测定值和表4 中的积累速率， 计算达到风险筛选值的可利用年限，NPSM 处理土壤铅、汞、铬、铜、锌含量达到风险筛选值的可以利用年限分别为244.9、446.6、160.6、268.5 和23.3 年。

表4 不同肥料处理下土壤Pb、Hg、Cr、Cu、Zn 的富集Table 4 Enrichment of Pb, Hg, Cr, Cu and Zn in soil under different fertilizer treatments

2.3 长期秸秆配施鸡粪对土壤环境质量影响的评价

以GB 15618―2018[39]中的风险筛选值作为评价标准，计算各处理土壤重金属的单项污染指数和内梅罗综合污染指数（表5）。结果表明，各处理重金属单项污染指数在0.03～0.51，远小于1，说明试验区土壤的重金属单项污染程度均为无污染等级。 综合污染指数为0.36～0.79， 其中NPSM 综合污染指数为0.79，其他处理小于0.7，说明NPSM 处理的土壤综合污染等级为警戒级，其他处理土壤综合污染等级为安全，即未受到重金属污染。 NPSM 处理中锌的单项污染指数最大，其他处理都是砷的单项污染指数最大，不同处理间锌的单项污染指数变幅最大。 与NP（CK）相比，NPS 处理使重金属铅、铬、铜、锌的污染指数升高，其中锌的污染指数增幅最大，为22.6%，综合污染指数升高2.8%。NPM 处理使重金属铅、砷、汞、铜、锌的污染指数升高，其中汞的污染指数增幅最大，为100.0%，锌的污染指数升幅次之，升高29.0%，综合污染指数升高8.3%。 NPSM 处理使重金属铅、镉、汞、铬、铜、锌的污染指数升高，其中汞的污染指数增幅最大，为100.0%，锌的污染指数增幅次之，升高64.5%，综合污染指数升高119.4%。说明秸秆还田和施鸡粪在一定程度上影响土壤重金属含量，特别是汞、锌的污染指数大幅升高，说明大量施鸡粪或秸秆还田增加土壤重金属污染的潜在风险。

表5 不同肥料处理下土壤重金属污染指数比较Table 5 Heavy metal pollution index of soil under different fertilizer treatments

2.4 长期秸秆配施鸡粪土壤重金属生态风险评价

土壤重金属潜在生态风险评价结果（表6）显示， 各处理的单项重金属潜在污染指数均小于30，各处理土壤的IR值均小于60，对比分级评价标准[43]，试验区生态危害为轻微生态危害。

表6 不同肥料处理的土壤重金属潜在生态风险评价结果Table 6 Evaluation results of potential ecological risk of heavy metals in soil under different fertilizer treatments

3 讨论

3.1 长期施用有机肥对土壤重金属累积的影响

合理施用秸秆、畜禽粪便等有机肥是当前农业废弃物资源化利用、培肥地力、提高产量的重要措施，在棉花生产中也有广泛应用。 但秸秆、畜禽粪便等有机肥以及化肥可能存在重金属高残留，在再利用的过程中导致土壤中重金属逐渐累积，造成潜在的环境和生态风险。 研究发现施用氮肥和钾肥对土壤造成重金属污染的风险低，长期施用磷肥、复合肥对土壤造成重金属污染的风险增加[20]。对新疆长期连作棉田土壤研究表明，随着棉花连作年限的增加，棉田土壤重金属含量显著增加， 但均未超过国家土壤环境质量二级标准，其中棉田土壤中磷含量与砷、镉、铬、铜、镍含量显著相关，表明连年大量投入磷肥与重金属富集有紧密的关系[21-22]。

前人研究发现长期施用有机肥使土壤重金属污染的风险加大，随着鸡粪用量的增加，土壤中部分重金属元素如铜、锌、铬含量均明显增加[23]。 秸秆还田在短期内对稻田土壤重金属积累的影响较小，但随着时间延长，秸秆还田与无秸秆还田处理的土壤和水稻中重金属积累差异逐渐加大[44]。17 年猪粪结合水稻秸秆还田显著增加了土壤中全量铜、锌、镉和有效态铜、锌、镉含量，且糙米中镉含量超国家食品卫生标准[45]。 长期秸秆、鸡粪单施或两者混合施入均显著增加土壤中重金属含量， 其中20 年持续秸秆还田配施鸡粪及复合肥导致土壤中锌含量超标，造成污染[43]。本研究根据14 年长期田间试验发现， 在本试验中不同施肥、秸秆处理的土壤重金属测定值均远低于国家GB 15618―2018 标准中的污染风险筛选值[39]， 但不同处理间重金属的富集度存在差异。NPS 处理与对照NP 的土壤中8 种重金属含量无明显差异，NPM 处理中土壤汞含量显著高于对照81.8%；NPSM 处理中土壤重金属汞、铬、锌含量分别比对照显著提高了90.9%、7.9%和63.2%。研究结果同时表明不同处理间土壤中汞的富集度差异最大，增施鸡粪显著增加汞富集；土壤中锌的富集最为明显，富集度为46.98%～139.89%，铬富集度为4.71%～13.77%；NPSM 处理中汞、锌、铬富集度显著高于对照，与前人研究结论相近。吴荣等[24]研究发现连续10 年施用发酵鸡粪的土壤中锌的富集度达148.22%， 铬的富集度为20.83%，比对照明显富集。茹淑华等[46]研究发现连续7 年施用鸡粪的处理（15～60 t·hm－2）土壤锌和铬含量， 增幅分别在133.93%～435.73%和33.45%～58.31%，且鸡粪用量超过45～60 t·hm－2时， 土壤锌含量已超过土壤污染风险筛选值，表明过量施用重金属含量超标的鸡粪可能增加土壤重金属污染风险。 由于种植的作物、施用有机无机肥料的种类和施用量、以及重金属在土壤中的迁移能力，均影响土壤重金属累积的具体元素和积累量，因此，应因地制宜因土施策，调整棉田的耕作制度和施肥量， 避免重金属元素在土壤中进一步累积。

3.2 控制重金属的输入源

鸡粪中超标重金属残留主要以铬、铜、锌为主，超标率分别为50%、66.67%和50%[6]。 本研究使用的鸡粪中锌含量为812 mg·kg－1， 高于农田土壤标准的风险筛选值300 mg·kg－1， 在不同处理中其积累速率为2.131～6.345 mg·kg－1·a－1。在NPSM 处理中，其含量仅需23.3 年就会达到风险筛选值（即安全年限），而土壤铅、汞、铬、铜安全年限分别为244.9、446.6、160.6、268.5 年。 从土壤重金属的单项污染指数和内梅罗综合污染指数分析，虽然本试验中各处理的单项污染指数评价均为安全， 但NPSM 综合污染指数已进入警戒级，土壤中锌、汞、铬富集明显。 从土壤重金属潜在生态风险评价结果看，试验区生态危害为轻微生态危害， 即试验区耕作施肥模式可以继续利用，但总体来看NPSM 处理模式下锌的积累速率高，安全利用年限短，不利于棉田的可持续利用。锌虽然是棉花生长的必需微量元素，但超过一定的阈值就会抑制棉花生长发育，甚至导致棉株死亡[9]。

如果要保障棉田生态系统重金属的动态平衡，降低土壤重金属累积，必须控制重金属的输入源。 畜禽粪便有机肥是土壤重金属的主要输入途径之一，从源头上限制使用重金属含量超标的动物饲料，生产使用符合中国农业行业NY/T525―2021[47]标准的有机肥。 在长期施有机肥定位试验基础上，明确有机肥的重金属残留在土壤和作物中的累积量和累积速率，依据食物摄入量和人体重金属健康耐受量，确定有机肥中的重金属限量值。 同时，加快研究粪便生物发酵等生产优质低残留有机肥的技术，利用有机肥改善土壤理化性质，降低重金属有效态含量，推进粪便资源化综合利用； 实行以秸秆还田为主综合利用的措施，在提高作物产量的同时，注意休耕轮作，让农用地休养生息，促进种植业和畜牧业的持续健康发展。

4 结论

在施氮、磷化肥基础上，连续14 年秸秆全量还田、施用发酵鸡粪、秸秆配施鸡粪后，棉田土壤重金属含量均未超国家GB 15618―2018 标准中的污染风险筛选值。 各处理土壤中汞的富集度差异最大；与单施氮磷肥相比，增施鸡粪、秸秆配施鸡粪处理的土壤汞含量分别显著增加81.8%和90.9%；秸秆配鸡粪处理中铬、锌含量分别显著增加7.9%和63.2%，土壤中铬、锌富集明显，锌富集度达139.89%， 铜、 铅有富集但处理间无显著差异；棉田土壤重金属单项污染指数为0.03～0.51，综合污染指数为0.36～0.79， 其中秸秆配施鸡粪的土壤综合污染状况为警戒级；潜在生态风险污染综合指数为20.68～22.66，为轻微生态危害。应控制鸡粪中重金属含量，减缓锌、汞、铬富集，保障土壤的可持续利用。