设施菜地土壤重金属累积及影响因素研究

卢维宏,刘 娟,张乃明*,张玉娟,郝康伟,任利娟,于 畅,侯 红

设施菜地土壤重金属累积及影响因素研究

卢维宏1,2,3,刘 娟1,2,张乃明1,2*,张玉娟1,2,郝康伟1,2,任利娟1,2,于 畅1,2,侯 红4

(1.云南农业大学资源与环境学院,云南 昆明 650201；2.云南省土壤培肥与污染修复工程实验室,云南 昆明 650201；3.宿州学院环境与测绘工程学院,安徽宿州 234099；4.中国环境科学研究院,环境基准与风险评估国家重点实验室,北京 100012)

为了解设施菜地土壤重金属累积规律及影响因,通过在全国8个省具有代表性的设施蔬菜产区采集土壤和肥料样品,系统研究了设施栽培年限、肥料施用、土壤性质对设施菜地土壤重金属Cu、Zn、Cd累积量及活度的影响.结果表明:与露天栽培相比,设施条件下随着栽培年限的延长,土壤Cu、Zn和Cd的全量和有效态浓度均呈明显的累积趋势,栽培年限>15a时的设施土壤Cu、Zn和Cd的全量和有效态浓度分别是露天栽培土壤的1.57、2.16、1.67、3.28、1.96、2.00倍. Pearson分析表明设施菜地土壤Cu、Zn、Cd均与土壤SOM呈极显著相关,说明其在来源上较强的相似性,进一步对设施栽培土壤主要投入品中Cu、Zn、Cd含量分析表明,猪粪、商品有机肥及土壤调理剂中Cu、Zn均超过了100mg/kg,Cd超过了1.0mg/kg,且投入量较大,是设施栽培土壤中Cu、Zn、Cd的主要贡献者,而秸秆和部分化肥(如尿素、硫酸钾)中的Cu、Zn、Cd含量均极低,对设施栽培土壤累积贡献微乎其微. pH值和CEC是影响Cu、Zn、Cd在土壤中累积活度的关键因素,其中随着pH值的升高土壤Cu活度表现了先升高后下降的趋势,而土壤Cd活度则表现了持续下降的趋势,仅在pH<6.26时达到了显著相关水平;土壤CEC的升高对土壤Cu活度表现了先下降后升高再下降的趋势,土壤Cd活度表现了先升高后缓慢下降再升高的趋势,而土壤Zn活度仅在CEC<5.83时随着CEC升高表现下降显著线性相关趋势. 因此,防止设施栽培土壤Cu、Zn、Cd的累积与污染,选择重金属含量低的肥料和调控土壤理化特性(尤其是pH值、CEC)则是缓解设施栽培土壤重金属累积速率进而确保蔬菜质量安全的有效途径.

设施菜地土壤；栽培年限；重金属累积；活度

统计显示,2018年全球设施蔬菜覆盖面积约为560万hm2[1],其中中国栽培面积达到了467万hm2,占全世界设施栽培面积的80%以上[2].与露天栽培相比,全年连续种植、产量高、受南北气候影响小等是设施栽培的优点.然而,设施栽培农业受人类活动干预剧烈,过量的化肥[3]、有机肥(特别是畜禽粪便)[4]、农药投入,以及高的复种指数、高地表蒸发等特征,导致了设施栽培土壤表现酸化、盐渍化、养分失衡、重金属等有害物质累积等系列退化特征,特别是重金属累积对土壤和作物的环境效应及其引发的健康风险问题近年来备受广泛关注[5-7],不少研究表明,重金属累积在设施栽培土壤中已呈明显特征[8].以往关注Pb、Cd、As等毒性较大元素的研究较多[8-10],而对Cu、Zn元素关注较少,特别是Cu、Zn投入较多的设施栽培农业中,Cd也被认为是累积较明显,且污染最严重、风险区占比较高的重金属元素.

重金属累积是设施栽培土壤质量退化的重要成因,而其有效性则是构成土壤环境和作物风险效应的最直接的关键因素[11].目前,多数研究均在重金属累积中增加了有效态组分的监测分析,并提出了土壤重金属有效态含量与作物中富集量的关系明显强于全量,大大增强了土壤重金属累积污染风险评价的准确性.为此,有效态重金属累积将是评价土壤重金属累积风险的重要指标[12],已有研究表明,通过人为合理施用石灰、生物炭、腐植酸、海泡石等钝化修复材料,调节土壤pH、有机质途径等来降低土壤重金属生物有效性,以达到缓解环境胁迫效应,进而实现降低重金属在作物(尤其是可食用部分)中的富集量和健康风险[13],因此,对土壤重金属累积下有效态含量占比(活度)及影响因素(特别是土壤pH等理化特性)[14]进行深入分析显得尤为必要.目前在大田种植条件下,不少研究者已构建了土壤重金属有效态累积与土壤pH值、SOM和CEC的相关关系,也初步得出CEC指标在土壤重金属有效性的调控中起到了关键作用[15].然而,对于化肥和有机肥(特别是畜禽粪便)投入量远远超过大田的设施栽培土壤,同时,设施栽培生产过程中的高投入、高产出、高蒸发及全封闭的种植环境,导致其中土壤理化特征有别于大田土壤,而目前关于设施栽培中土壤重金属有效性与理化特性指标的关系尚缺乏研究.为此,针对设施栽培农业土壤重金属累积及活度影响因素进行深入研究显得尤为必要.

为了研究长期过量施肥下设施栽培土壤重金属(特别是有效态)累积现状及活度影响因素,本研究以中国8省16州市的设施栽培集中区域的耕层土壤为研究对象,系统阐述了设施栽培年限下土壤代表重金属元素Cu、Zn、Cd(全量、有效态)的累积特征,并基于Pearson研究了设施栽培土壤Cu、Zn、Cd累积与长期粪肥施用的关系,并深入探究了三个重金属元素累积活度与土壤pH值、CEC的分段线性相关模型,为科学防控土壤重金属累积风险提供依据,为确保设施栽培农业健康可持续发展提供参考.

1 材料与方法

1.1 采样区域及方法

2019年5 ～11月,分别在辽宁省(采样区集中于41.50～42.57°N,121.86～123.99°E,涉及铁岭市、新民市、北镇市)、河北省(采样区集中于38.36～ 38.66°N,115.51～116.73°E,涉及沧州市、保定市)、山东省(采样区集中于36.23～36.86°N,115.56～118.91°E,涉及聊城市、潍坊市)、河南省(采样区集中于35.17～35.35°N,113.88～113.92°E,主要涉及新乡市)、陕西省(采样区集中于34.62～36.71°N,108.85～ 109.83°E,主要涉及延安市、咸阳市)、宁夏回族自治区(采样区集中于37.96～38.43°N,106.23～106.37°E,主要涉及银川市、吴忠市)、江苏省(采样区集中于32.06～32.19°N,120.98～121.19°E,主要涉及南通市)、云南省(采样区集中于23.42～25.70°N,E101.88～ 103.25,主要涉及昆明市、红河州、楚雄州)8个省16个州市的设施栽培集中区进行样品采集,基本涵盖了我国设施栽培的东北温带区(约占全国栽培面积的4.0%)、西北温带干旱及青藏高寒区(约占10.7%)、黄淮海及环渤海暖温区(约占50.7%)、长江流域亚热带多雨区(约占23.6%),辐射了我国设施栽培的主要代表区域[16].

按照露天栽培(0a)及设施栽培1～5、6～10、11～15、>15a,在上述区域分布较为集中且相对离散的大棚中采集耕层(0～20)土样样品,共获得156个供试土壤样品.每个大棚按照“Z”形5点取样法进行土样采集,混合均匀后再按照四分法取混合土样,装清洁牛皮纸袋标记后作为1个供试土壤,带回实验室进行去杂、风干、粉碎并分别过2.0mm、1.0mm、0.149mm尼龙筛,装清洁自封袋,标记后备用.同时,在相对应设施栽培区域采集了含有机质的主要粪肥(包括畜禽粪便、商品有机肥、秸秆及部分化肥等)52个样品一并带回进行分析.

1.2 样品测定方法

土壤重金属全量Cu、Zn参照《GB/T 17138- 1997》、全量Cd参照《GB/T 17141-1997》用硝酸-氢氟酸-高氯酸法提取,火焰原子吸收分光光度法(仪器型号为日本岛津AA-6880)测定.土壤有效态Cu、Zn参照农业行业标准《NY/T 890-2004二乙三胺五乙酸(DTPA)浸提法》、有效态Cd参照《GB/T 23739-2009 土壤质量有效态铅和镉的测定-原子吸收法》,用火焰原子吸收分光光度法(仪器型号为日本岛津 AA-6880)测定.Cu、Zn和Cd测定过程用国家有色金属及电子材料分析测试中心生产的国家标准样品GSB04-1725-2004、GSB04-1761-2004进行质量控制.粪肥中全量Cu、Zn、Cd均参照《HJ 766-2015》中电感耦合等离子体质谱法进行测定.

土壤理化特性中的pH采用电极法(土水质量比为1:2.5),通过酸度计(Starter-3C,奥豪斯仪器有限公司)进行测定;有机质含量(SOM)采用低温外加热重铬酸钾氧化-滴定法测定,土壤阳离子交换容量(CEC)采用乙酸铵法测定[17-18].

1.3 重金属活度分析

土壤重金属活度是表征设施栽培土壤中重金属有效态浓度在土壤全量浓度中所占的比例,代表着设施土壤中具有生物有效性那部分重金属的量,综合了土壤重金属累积全量和有效态的优势,其计算公式如下:

式中:s,i为土壤中重金属元素的活度;ACs,i为土壤中重金属元素的有效态累积浓度,mg/kg;TCs,i为土壤中元素的全量浓度,mg/kg.

1.4 数据统计及分析

所有数据均通过Microsoft Excel 2010和OriginPro 9.1软件进行整理分析和制图,并用IBM SPASS Statistics 26进行正态分布及双变量Pearson双尾显著相关性统计分析.采用SigmaPlot 10.0及OriginPro 9.1对设施栽培土壤重金属活度与土壤理化特性进行分段模型构建和作图[12].

2 结果与分析

2.1 栽培年限对设施土壤重金属累积及理化特性的影响

2.1.1 栽培年限对重金属全量累积的影响 以附近露天栽培为对照(0a),按照栽培年限(1～5、6～10、11～15、>15a)对设施栽培土壤样品中全量Cu、Zn、Cd含量进行分析(图1).结果表明,随着设施栽培年限的延长,土壤中全量Cu、Zn、Cd的含量整体上均表现了明显的升高态势,特别是在由露天栽培转变为设施栽培后的1～5a内,土壤全量Cu、Zn、Cd的平均浓度累积升高趋势最为明显.之后,土壤全量Cu的平均浓度在6～10、11～15a栽培时间内表现了轻微的连续下降趋势,>15a后再次累积升高;土壤全量Zn则在6～10a内先表现了轻微的下降趋势,继而在11～15a内再次表现了急剧的累积升高趋势;土壤全量Cd的平均浓度表现了与土壤Cu较为一致的趋势.

2.1.2 栽培年限对重金属有效态累积的影响 按照栽培年限(0,1～5,6～10,11～15,>15a)对设施土壤中Cu、Zn、Cd的有效态含量进行对比分析(图2).结果表明,随着栽培年限的延长,设施土壤有效态Cu、Zn、Cd平均含量均有不同程度的升高,特别是从露天栽培(0a)转变为设施栽培后的1～5a内,土壤中有效态Cu、Zn、Cd的平均浓度累积升高态势最明显.之后,有效态Cu的平均浓度在设施栽培年限达到6～10a时先后轻微的降低,继而在11～15、>15a时均又表现了持续的升高趋势;有效态Zn则先随着栽培年限的延长表现持续升高趋势,到栽培年限>15a时表现了轻微的降低趋势;而有效态Cd在设施栽培年限达到6～10、11～15a时表现了持续的下降趋势,达到>15a时又表现了轻微的累积升高趋势.

图1 不同种植年限对土壤全量重金属累积量的影响

图2 不同种植年限对设施栽培土壤重金属有效态累积量的影响

2.1.3 栽培年限对土壤理化特性的影响 按照栽培年限(0,1～5,6～10,11～15,>15a)对设施土壤pH值、有机质及阳离子交换容量进行对比分析(表1).结果表明,与露天栽培(0a)相比,设施栽培土壤理化指标(除pH值外)均表现了明显的升高,特别是土壤有机质指标,在由露天栽培模式转化为设施栽培模式后,土壤有机质提高了65.2%,且随着设施栽培年限的延长表现了持续的升高趋势,这可能与露天栽培转为设施栽培后,有机肥的大量投入有关.

表1 不同栽培年限对设施土壤理化特性的影响

2.2 不同有机肥施用对设施栽培土壤重金属累积的影响

2.2.1 重金属累积与土壤理化特性的关系 由表2可见,设施栽培土壤中全量Cu、Zn和Cd的累积浓度之间均相互具有极显著(<0.01)的相关性,且与土壤SOM之间也均表现了极显著的(<0.01)正相关关系,初步说明设施栽培土壤中全量Cu、Zn、Cd与土壤SOM均具有相似的来源;同时有效态Cu、Zn、Cd与有机质也表现了较为一致的趋势.这与设施栽培土壤有机质的来源主要为畜禽粪便及商品有机肥等材料长期连续投入相一致.

2.2.2 不同有机肥施用对土壤重金属累积的影响 从图3设施栽培土壤主要有机肥品种的52个样品中的Cu含量分析来看,其含量(以均值计)由高到低排序为猪粪(范围31.3～338.0mg/kg,平均值142.6mg/ kg)>商品有机肥及土壤调理剂(范围2.4～818.0mg/ kg,平均值107.9mg/kg)>鸡粪(范围41.1～203.0mg/kg,平均值86.2mg/kg)>沼渣(范围52.9～54.6mg/kg,平均值53.8mg/kg)>羊粪(范围20.2～84.3mg/kg,平均值40.5mg/kg)>牛粪(范围19.7～33.5mg/kg,平均值24.4mg/kg)>驴粪(范围21.0～25.0mg/kg,平均值23.3mg/kg)>化肥(范围1.3～54.6mg/kg,平均值14.8mg/kg)>秸秆(范围7.9～24.4mg/kg,平均值14.4mg/kg).综合看来,以猪粪、商品有机肥及土壤调理剂中的Cu含量较高,均超过了100mg/kg,鸡粪次之,达到了86.2mg/kg,而化肥和秸秆中的Cu含量相对较低,均低于20mg/kg,说明这些猪粪、商品有机肥及土壤调理剂、鸡粪等是设施栽培土壤Cu累积的主要贡献者,而化肥对其累积的贡献较小.

表2 重金属累积量与设施土壤理化特性与的Pearson相关关系

注:表中**表示在<0.01水平上差异极显著;*表示在<0.05水平上差异显著.下同.

从图4设施栽培土壤主要投入品的52个样品中的Zn含量分析来看,其含量(以均值计)由高到低排序为猪粪(范围182.0～979.7mg/kg,平均值576.4mg/kg)>鸡粪(范围108.0～853.0mg/kg,平均值513.9mg/kg)>沼渣(范围430.0～541.0mg/kg,平均值488.0mg/kg)>商品有机肥及土壤调理剂(范围25.4～705.6mg/kg,平均值186.4mg/kg)>羊粪(范围61.3～412.0mg/kg,平均值177.5mg/kg)>驴粪(范围156.0～180.0mg/kg,平均值171.3mg/kg)>牛粪(范围74.8～211.0mg/kg,平均值127.2mg/kg)>化肥(范围13.2～255.3mg/kg,平均值93.5mg/kg)>秸秆(范围46.0～73.0mg/kg,平均值58.3mg/kg). 综合看来,畜禽粪便中的Zn含量均超过了100mg/kg,以猪粪、鸡粪中的Zn含量较高,均超过了500mg/kg,其次是沼渣,平均含量达到了488.0mg/kg,而化肥和秸秆中的Zn含量均低于100mg/kg,说明畜禽粪便(尤其是猪粪、鸡粪)对设施栽培土壤Zn累积的贡献为主,而化肥、秸秆还田对其造成的影响甚微.

图3 设施栽培土壤主要投入品中Cu含量

图4 设施栽培土壤主要投入品中Zn含量

从图5设施栽培土壤主要投入品的52个样品中的Cd含量分析来看,其含量(以均值计)由高到低排序为猪粪(范围0.23～2.36mg/kg,平均值1.19mg/kg)>商品有机肥及土壤调理剂(范围0.15～3.72mg/kg,平均值为1.16mg/kg)>化肥(范围0.04～1.72mg/kg,平均值0.53mg/kg)>牛粪(范围0.16～0.91mg/kg,平均值0.51mg/kg)>沼渣(范围0.33～0.39mg/kg,平均值0.36mg/kg)>鸡粪(范围0.14～1.06mg/kg,平均值0.35mg/kg)>羊粪(范围0.13～0.43mg/kg,平均值0.29mg/kg)>秸秆(范围为0.17～0.36mg/kg,平均值为0.29mg/kg)>驴粪(范围为0.21～0.29mg/kg,平均值为0.24mg/kg).综合看来,以猪粪中的平均Cd含量最高,达到了1.19mg/kg,其次是商品有机肥及土壤调理剂,平均含量达到了1.16mg/kg,化肥(主要过磷酸钙)、牛粪、沼渣、鸡粪中的Cd平均含量也均超过了0.3mg/kg,而化肥中的尿素、硫酸钾及部分复合肥中的Cd含量均小于0.01mg/kg,牛粪、秸秆、驴粪中的Cd含量也均小于0.30mg/kg.

图5 设施栽培土壤主要投入品中Cd含量

2.3 pH及CEC对设施栽培土壤重金属活度的影响

图6 设施栽培土壤Cu活度与土壤酸碱度pH值的关系

2.3.1 土壤pH对土壤重金属活度的影响 进一步对设施栽培土壤Cu、Zn和Cd活度与土壤pH建立分段线性相关模型,仅元素Cu、Cd(pH<6.26)活度可与土壤pH建立显著的分段线性相关关系.从图6来看,土壤Cu活度与土壤pH表现了三段趋势不同的线性相关模型,当pH<7.50时,土壤Cu活度随着土壤pH值升高表现了升高趋势,当7.50£pH<7.99时,土壤Cu活度随着pH值升高表现了较为急剧的下降趋势,当pH³7.99时,土壤Cu活度随着pH的升高表现了较为缓慢的下降趋势,均达到了显著相关水平(<0.05);从图7来看,土壤Cd活度仅在pH<6.26时可与土壤pH建立显著(<0.05)线性模型,且随着土壤pH值升高表现了急剧的下降趋势,而当pH³6.26时,均不能建立显著的相关线性关系.

图7 设施栽培土壤Cd活度与土壤酸碱度pH的关系

2.3.2 土壤CEC对土壤重金属活度的影响 进一步对设施栽培土壤Cu、Zn和Cd活度与土壤阳离子交换容量CEC直接的关系构建分段线性相关模型(图8、图9、图10). 其中,从图8分析来看,土壤Cu活度与土壤CEC可建立三种不同趋势的分段线性相关模型,当CEC<6.23时,土壤Cu活度随着CEC的升高表现了急剧的下降趋势,当6.23£CEC<11.03时,土壤Cu活度随着CEC的升高表现了急剧的升高趋势,当CEC³11.03时,土壤Cu活度随着CEC的升高表现了缓慢的下降趋势,且均达到了显著相关水平(<0.05);从图9分析来看,土壤Zn活度仅在CEC< 5.83时可与土壤CEC建立显著相关的线性模型,且当CEC<5.83时,土壤Zn活度随着CEC升高表现了急剧的下降趋势,而当CEC³5.83时,这种关系则不具有显著相关性;从图10分析来看,土壤Cd活度与CEC之间可建立了三种不同趋势的线性相关模型,当CEC<15.99时,土壤Cd活度随着土壤CEC的升高表现了急剧的升高趋势,当15.99£CEC<20.84时,土壤Cd活度随着土壤CEC的升高表现了下降趋势,当CEC³20.84时,土壤Cd活度随着CEC的升高表现了升高趋势,且均达到了显著相关水平(<0.05).

图8 设施栽培土壤Cu活度与土壤阳离子交换容量CEC的关系

图9 设施栽培土壤Zn活度与土壤阳离子交换容量CEC的关系

图10 设施栽培土壤Cd活度与土壤阳离子交换容量CEC的关系

3 讨论

3.1 设施栽培年限对土壤重金属累积的影响

设施栽培生产系统完全不同于露天栽培生产系统,长期处于薄膜覆盖、高温高湿、高投入高产出的封闭状态,也是人为干扰剧烈的一种种植模式.研究表明,设施栽培中化肥用量是露天菜地和粮食田地的2.76、5.91倍,有机肥是露天菜地和粮食田地的1.25倍、4.08倍[19-20].同时,也已有研究表明设施栽培土壤重金属全量累积随着种植年限的延长表现了递增趋势,尤其全量Cd、Cu、Zn的超标和高风险占比最为严重[13],这与本研究中全量Cu、Zn、Cd的累积趋势相一致,而有效态则表现了不同的趋势,特别是Zn、Cd两种元素均在种植一定年限时有效态出现了轻微的降低趋势,这可能与长期种植过程中土壤理化特性改变所致.也有不少研究表明,土壤重金属累积随着种植年限的延长的递增趋势与过量的含高磷、畜禽粪便复合肥(含水溶肥)投入[21-22]、含Cu和Zn农药的大量使用以及鸡粪、猪粪等的直接还田[23].本研究中的pearson相关性结果也表明,设施栽培土壤Cu、Zn、Cd全量和有效态均与SOM之间具有极显著(<0.01)的相关关系,且三个元素的浓度累积特征也存在着极显著(<0.01)的相关关系,均表明了Cu、Zn、Cd和SOM在来源上存在着极度相似的同源性.进一步考虑到设施栽培过程中土壤SOM的来源较为单一,主要是商品有机肥及畜禽粪便,本研究中的设施栽培土壤主要投入品分析中,也进一步证实了畜禽粪便(特别是猪粪、鸡粪)、商品有机肥及土壤调理剂中的Cu、Zn和Cd含量相对最高,对设施土壤的重金属累积贡献最为突出,而秸秆、部分化肥(如尿素、K2SO4)中的重金属含量极低,对土壤累积的贡献微乎其微,因此,畜禽粪便需要经过科学合理的资源化处理及选择质量安全的商品有机肥/生物有机肥则是延缓设施栽培土壤质量退化速率,确保设施农业安全可持续的有效途径.

3.2 设施栽培土壤理化特性对重金属累积活度的效应

理化特性及生物指标是土壤健康状况评价的关键指标[24-26],也是影响土壤重金属有效性的关键指标.已有不少学者同感研究土壤生物酶活性特征与土壤重金属含量的相关性,构建了土壤关键酶活(如过氧化氢酶、脲酶等)与Cu、Zn、Pb之间存在着显著相关的线性、S曲线、幂函数等模型方程,在一定程度上说明通过关键生物指标判断土壤重金属污染程度具有一定的可行性[27-29].因此,构建土壤理化指标与重金属累积活度的关系有助于更好的防控设施栽培土壤重金属累积风险,研究者也曾对设施栽培条件下土壤重金属全量与土壤基本理化性质(pH值、SOM)进行了回归分析[30].本研究在pearson相关性的基础上,进一步构建了设施栽培土壤Cu、Zn、Cd累积活度与土壤pH值、CEC互作效应的分段线性相关模型,其中Cu活度与土壤pH值可建立极显著的分段线性模型,在pH<7.50时,Cu活度表现了随pH升高而升高的趋势(2=0.044,< 0.05),这与黄治平等[10]的研究结果存在差异,这可能与Cu主要是以强酸弱碱盐(如SO2 -4或Cl-)等形式进入土壤,在土壤溶液中易发生电离,继而与设施栽培土壤中过量的NH+ 4[29]或弱碱环境形成可溶性络合物有关[31-32],而pH³7.50时,随着土壤pH值的升高,Cu活度表现了两个不同斜率的下降趋势,这与碱性条件下土壤Cu2+会形成难容的残渣态有关. 同时,随着pH值的升高,土壤Cd活度仅在pH<6.26时表现了显著相关的负线性相关模型,当pH³6.26时,土壤Cd活度随pH值升高的下降趋势不构成显著相关关系,而土壤Zn则与pH值也不构成显著相关性,这与复杂的土壤环境有关.进一步的分析结果表明三种重金属元素与土壤阳离子交换容量(CEC)间表现了较强的分段线性相关模型,且整体相关性均优于与土壤pH的拟合关系,特别是对于土壤Zn,与土壤pH变化未构成显著的线性相关性,而与土壤CEC在<5.83cmol/kg时达成了显著的线性相关模型,同时,管伟豆等[33]、宋文恩等[34]的研究中也发现农田土壤中溶解性的Cd含量随着土壤CEC的增大而增大,即土壤CEC是表征土壤离子吸附与解吸关系的重要指标,也是土壤肥力和污染评估的的重要预测指标[35],这与本研究结果基本一致,也进一步说明土壤CEC能较好的反映土壤重金属活度(即有效态占比)累积特性,可通过土壤CEC调控来改善因重金属累积造成的土壤质量退化.

综合来看,露天栽培转化设施栽培后,重金属累积引发的土壤污染与质量退化速率加快,且这种趋势随着栽培年限的延长而加重,畜禽粪便(特别是猪粪、鸡粪)直接还田及部分不合格商品有机肥和土壤调理剂的大量使用是主要成因,土壤理化特性(特别是CEC)是影响其累积活性的关键因素.因此,选择优质粪肥及合理调控土壤理化性质(特别是CEC)是缓解和防止菜地土壤重金属进入食物链的有效途径.

4 结论

4.1 与露天栽培相比,设施栽培土壤Cu、Zn和Cd的全量和有效态浓度均呈明显的累积趋势,当栽培年限>15a时,设施栽培土壤中Cu、Zn和Cd的全量浓度分别达到了露天栽培的1.57、2.16、1.67倍,有效态浓度分别达到了3.28、1.96、2.00倍;其中,随着栽培年限的延长,全量Cu、Zn、Cd均表现了先升高后下降,继而再升高的趋势,有效态含量(除了Cd完全与全量Cd一致,Cu在6-10a时轻微下降外)则表现了持续升高的态势,且10a后的累积速率明显高于10a前.

4.2 Pearson分析表明,设施栽培土壤全量Cu、Zn、Cd及SOM之间均存在着极显著(<0.01)相关性,说明其在来源上具有极为相似的同源性,进一步基于设施栽培土壤主要投入品分析,以畜禽粪便(特别是猪粪、鸡粪)、商品有机肥及土壤调理剂中的Cu、Zn和Cd含量均偏高,其中Cu、Zn均超过了100mg/kg,Cd超过了1.0mg/kg,而秸秆、部分化肥(如尿素、K2SO4)中对应元素的含量极低.

4.3 设施栽培土壤Cu、Zn、Cd活度均可与土壤pH、CEC建立不同程度的显著分段线性相关模型,以与土壤CEC的相关性更好.对于土壤Cu活度,当CEC<6.23cmol/kg时,表现了随着CEC升高而显著下降的趋势(2=0.423,<0.05),当6.23£CEC<11.03时,表现了升高趋势(2=0.119,<0.05),当CEC³11.03时,表现了缓慢下降趋势(2=0.063,<0.05);对于Zn活度,则仅在CEC<5.83cmol/kg时表现了随土壤CEC升高而显著下降的趋势(2=0.205,<0.05);土壤Cd活度则当CEC<15.99时,表现了随着土壤CEC升高而急剧升高的趋势(2=0.476,<0.05),当15.99£CEC<20.84时,表现了下降趋势(2=0.024,<0.05),当CEC³20.84时,表现了显著升高的趋势(2=0.249,<0.05).

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Study on the accumulation of heavy metals and influencing factors in the soil of facility vegetable fields.

LU Wei-hong1,2,3, LIU Juan1,2, ZHANG Nai-mming1,2*, ZHANG Yu-juan1,2, HAO Kang-wei1,2, REN Li-juan1,2, YU Chang1,2, HOU Hong4

(1.College of Resource and Environmental Science, Yunnan Agricultural University, Kunming 650201, China；2.Yunnan Soil Fertility and Pollution Restoration Laboratory, Kunming 650201, China；3.School of Environment and Surveying Engineering, Suzhou University, Suzhou 234099, China；4. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Science, Beijing 100012, China)., 2022,42(6)：2744～2753

The accumulation of heavy metals in facility cultivation soil has become a prominent environmental problem. In this study, by collecting soil and fertilizer samples from representative facility vegetable production areas in eight provinces across the country, we systematically studied the effects of facility cultivation years, fertilizer application, and soil properties on the accumulation and activity of heavy metals Cu, Zn, and Cd in facility vegetable soils. The results showed that compared with open-air cultivation, the total and available concentration of Cu, Zn and Cd in the soil showed an obvious accumulation trend with the extension of planting years under facility conditions; when the years of cultivation were more than 15a, the total and available Cu, Zn, and Cd concentration in the facility soils were 1.57, 2.16, 1.67, 3.28, 1.96, and 2.00 times higher than that of the open-air cultivation soil, respectively. Pearson analysis revealed that the Cu, Zn, and Cd concentrations in the facility soil were associated with the soil SOM at an extremely significant level, indicating a high similarity in source among the heavy metals. Further analysis of the content of Cu, Zn, Cd, and soil SOM reached a very significant correlation, indicating a strong similarity in source, and further analyses on the contents of Cu, Zn, and Cd sourced from main agromaterials, showed the concentrations of both Cu and Zn in pig manure, commercial organic fertilizer and soil conditioner were greater than 100mg/kg, and that of Cd exceeded 1.0mg/kg. These agromaterial-sourced Cu, Zn and Cd could be considered the main contributors to the total amount of the heavy metals in the facility soil due to their large inputs to the soil. While the Cu, Zn, and Cd in straw and some chemical fertilizers (such as urea and K2SO4) were at an extremely low level, and their contributions to the accumulated heavy metals in the facility soil were basically neglectable; Both pH and CEC were confirmed as key factors influencing the cumulative activities of Cu, Zn, and Cd in the soil. As the pH increased, the soil Cu activity showed a trend of rising at first and then decreasing, while the soil Cd activity showed a continuous downtrend, reaching a significant correlation level only when pH<6.26; As the increase of soil CEC, the acidity of soil Cu showed a downtrend at first, followed by rising and then downtrend again; and the activity of soil Cd showed rising first, followed by slight downtrend and then rising again. While the activity of soil Zn only showed a significant linear correlation trend when CEC was lower than 5.83 as CEC increased. Therefore, preventing the accumulation and pollution of Cu, Zn, and Cd in the facility cultivation soil, choosing fertilizers with low heavy metal content and regulating the physical and chemical properties of the soil (especially pH and CEC) are effective means to alleviate the accumulation velocity of heavy metals in the facility cultivation soil and ensure the quality and safety of vegetables.

facility vegetable field soil；cultivation years；heavy metals accumulation；activity

X53

A

1000-6923(2022)06-2744-11

卢维宏(1984-),男,山西运城人,博士,高级农艺师,主要从事土壤环境污染修复与植物营养.发表论文12篇.

2021-11-08

云南省重大科技专项计划项目(202002AE320005);云南省重点研发计划项目(2018BC003)

* 责任作者, 教授, zhangnaiming@sina.com