规模猪场环保区土壤重金属检测及生物修复探讨

2022-10-18张建臣张兴国刘建胜杨万郊高凤如

畜牧兽医科技信息 2022年9期

张建臣，张兴国，王静，黄金，刘建胜，杨万郊，高凤如

（山东畜牧兽医职业学院，山东潍坊 261061）

随着人类社会经济的发展需要的不断提高，农业、畜牧业、工业和服务业迎来前作未有新的格局，已不止于量和质的初级要求，对产业间的互动、循环、安全生产提出更高要求，而近些年，国内很多研究发现，土壤重金属污染已由工业污染转向多产业性污染态势；其中养殖生态循环模式中绿色种植是必不可少的环节；矿物质是猪只生长发育、提高生产力必不可少的物质（如Fe、Zn、Mn和Cd等），也可提供猪只所必须微量元素（如Cr、Pb、As和Hg等），因此，此类添加剂仍然广泛使用，而饲料中矿物质添加剂形态多为无机形态和共存性胁迫状态，虽然猪只经消化吸收可进行一定体内利用，但大量重金属还是经过粪便排出体外，粪污虽然经过严格的腐熟过程，但其土壤生物有效性没有显著降低，依然可经食物链危害人类健康。

近些年，我国在土壤污染研究已成为热点话题，土壤重金属污染研究进展迅猛，研究方向主要是工业生产引起的土壤重金属污染。较少有学者对生猪养殖区域内土壤重金属进行研究；据薄录吉等报道，我国规模猪场粪污中Cu、As、Zn、Cd、Cr平均含量超标省市依次占95.20%、33.30%、85.70%、20.00%和5.26%，山东省连续施用腐熟猪粪3～8年的土壤Cd存量已超国家土壤质量二级标准（GB15618-2008）。据史艳财报道，针对不同预先处理的猪粪肥对土壤中四环素类抗生素及抗菌性、重金属有害物质残留进行实验分析，结果表明施用腐熟猪粪的土壤中Cd、Cu和Zn含量显著增加。据黄会前等对贵州地区养猪场调查数据说明，依据内梅罗综合评价结果看，长期施用腐熟猪粪的土壤污染突出的重金属是Zn、Hg和Cd，从土壤潜在生态风险处于低等级。基于前学者的研究发现，猪场粪污带入土壤重金属现象在我国已极为普遍现象，较多研究角度针对的是土壤含量与风险评估，而对如何通过种植作物进行有效降解研究较少；本研究针对山东省内生猪养殖模式极具普遍性和代表性的规模猪场进行种植区土壤重金属特征分析，讨论该猪场由于种植的作物，经作物生物修复后的土壤重金属变化现状，研究结果有显著的地域性特征及对种植作物选择提出参考。

1 材料与方法

1.1 实验场地本研究场地为山东省莱州某标准化猪场种植区，位置坐标37°2′15″N，120°8′12″E。养殖规模3000头基础母猪，年产量65000头商品肥猪；该猪场具有独立环保中心，处理场地面积约2965m2，内置黑膜沼气+UASB厌氧罐，集水调节池，干式双膜贮气柜，UASB反应器，一、二级A/O组合池，沉淀池，气浮池，污泥浓缩池，气浮机设备，干化场，处理过程全自控控制。产出物全部进入种植区，该区占地66668m2，主要种植花生和大豆经济作物。该猪场养殖模式和废弃物处理及资源利用方式具有极强的行业代表性和普遍性。

1.2 土样采集与处理采取蛇形式采土，随机选5个采样点，采样点挖深20.0～30.0cm的坑，采集在标底基础上掘土深度5.0～25.0cm或坑侧面200～300g的土样，去除肉眼可见根、杂草和石块等杂质，每采样点取5份样土混合（1000～1500g），重复5次，标签记录，登记详细信息。

1.3 土壤重金属含量测定土壤重金属测定方法采取硝酸—高氯酸—氢氟酸消解法，硝酸纯度为优级，所用电阻率不小于10.0mΩ的去离子水，电感耦合等离子体谱仪（Icp～Ms）测定土壤重金属含量。样土测定过程使用国家土壤标物Gss-5对检测质量进行保障。

1.4 土壤重金属污染风险评估根据国家土壤质量二级标准为试验的评估标准（GB/T15618-1995），采用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法（Nemerow）对土壤重金属的污染风险进行评估，参照重金属污染等级分别标注（见表1）。

评估方法：Pi=Ci/SkPn=[（Pimax）2/2+（Pimean）2/2]-2

1.5 重金属污染潜在风险评估（Hakanson）采用土壤潜在风险指数评估法对土壤重金属的潜在生态风险评价；参照潜在风险指标值（见表2）。

表2 土壤潜在风险评估指标

表1 污染指数分级标准

评估方法：Eri=TriCfi=TriCsi/CniRI=∑Eri

1.6 数据分析采用Microsoft excel2009对土壤重金属存量数据统计及软件@Risk7.50进行土壤重金属潜在风险评估分析。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属的含量情况猪场环保区生态种植区土壤中重金属含量如表3所示；Cu和Cr土壤含量均值分别为28.18mg/kg和67.82mg/kg，范围分别为26.32～32.28mg/kg和61.03～81.02 mg/kg均超过山东地方土壤背景值，分担率分别为98.25%和48.06%；Cr未超国家土壤背景值，但已接近临界值；Zn土壤含量值均值为102.58mg/kg，范围85.16～172.14mg/kg，明显超国家和地方土壤背景值，分担率100.00%；Pb有检出，全部样本值均不超山东地方背景值。Cd和Hg土壤含量均值分别为0.11mg/kg和9.07mg/kg，范围分别为0.07～0.137mg/kg和6.24～18.62mg/kg，Cd超过国家土壤背景值，接近山东土壤背景值，分担率42.11%，Hg全部样本值均不超山东地方背景值，分担率14.01%。全部样本检出超标率为Zn＞Cu＞Cr＞Cd＞Hg＞Pb。

表3 土壤中重金属含量（mg/kg）

2.2 土壤重金属污染风险评估依据土壤污染风险评估指数分级标准，土壤重金属污染指数见表4所示；Pb最大指数1.03，次指数值0.88，最小指数0.38，综合指标0.64为污染等级安全水平，无污染；Cu和Cr综合指数分别为1.49和1.35为污染等级轻度污染水平，污染物高于地区背景值，轻污染，作物受污染；Cd和Hg综合指数分别为0.72和0.86为污染等级警戒线水平，较清洁；Zn综合指数2.68为污染等级中度污染，中度污染土壤及作物。结果表明环保区土壤污染突出的重金属为Zn，其次依序为Cu、Cr、Cd和Hg，Pb污染为无。

表4 土壤重金属污染风险评估PN

2.3 土壤污染潜在生态风险评估依据潜在生态风险评估指标，如表5所示，环保区土壤重金属污染潜在风险指数Cu最小值38.5，最大值84.27，中等风险占比59.19%，均值71.28，属中等风险等级；Zn最小值51.61，最大值92.24，强风险占比54.57%，均值85.81，属强风险等级；Cr最小值31.09，最大值57.15，轻度风险占比64.98%，均值41.86，属轻度风险等级，中等风险指数占比35.02%；Pb、Hg和Cd所有样本指数值均在40以内，属轻度污染等级。综合潜在生态风险评价结果表明，猪场种植区土壤重金属潜在风险等级排序为Zn＞Cu＞Cr＞Hg＞Pb＞Cd（见图1）。

表5 试验区土壤重金属Eri及占比率(%)

图1 土壤潜在生态风险综合指数

3 讨论

近些年，我国生猪养殖产业发展势头迅猛，已由平面布局的集约化、规模化养殖模式，逐渐向立体楼房养殖模式转型，其粪污产出量可高达日千吨已不是罕闻，进入土地量近60.0%以上，粪污是造成土壤重金属残留的重要原因。近些年，生物修复为研究的热点，该方法具有修复费用低、效果好、增加经济效益和避免二次污染等优势，利用植物对重金属进行吸收，但是植物种类对不同重金属的富集系数和转运率有显著差异。

据于成广等研究表明，花生果实中Cu、Cr、Ni富集量较高，对Pb、As、Hg的富集量较低，植株富集量相反，果实对重金属富集能力依次是Cd＞Cu＞Ni＞Hg＞As＞Pb＞Cr。由蔡葵等研究发现花生果实对Hg和As的富集量分别是0.0467mg/kg和0.0018 mg/kg，植株对其富集量分别是1.018mg/kg和0.049 mg/kg，说明花生作物可对Hg和As低生态风险及无明显污染的土壤进行修复，果实中的Hg和As含量达到国家卫生限量标准。盆栽大豆可使土壤中Cd和Cr含量分别从2.3mg/kg和107.6mg/kg降至1.0mg/kg、和85.1mg/kg，富集率分别是56.0%和20.9%。其长势与土壤污染级别显著差异。因此大豆作物对重金属污染的土壤具有较好的修复表现。据赵本行等研究发现大豆作物对土壤中Cd有极高的特异性，即三种屏障阻隔Cd进入果实，其在植株内富集量为根＞茎＞叶＞果实。据王效国研究对盆栽对大豆单一种植和间作对不同浓度Cd：1.0 mg/kg、5.0 mg/kg和25.0 mg/kg污染土壤的修复作了研究，同时对大豆籽粒中重金属的含量作了测定，研究发现单一Cd污染土壤对大豆的生长产生抑制作用，大豆对Cd的转运率显著大于1.0，在与龙葵间作种植下，明显对大豆生长起促进作用，且促进了龙葵对Cd的吸收，无论单作或间作，大豆果实中Cd的含量都超过国家食品安全标准。因此采取大豆能有效的修复土壤的Cd污染，但大豆果实Cd污染后的利用价值有待研究。

据范丽霞等研究表明，虽然山东省内猪场都对粪污普遍进行了无害化处理，但腐熟猪粪中存在大量重金属，其中Zn、Cr、Cu和Hg存在量显著高于其他类粪污，猪粪农用的潜在风险指数Cu＞Cd＞Zn＞Hg＞As＞Ni＞Cr＞Pb；造成土壤重金属较严重污染。试验猪场环保区土壤重金属Zn、Cu、Cr、Hg、Pb和Cd的存量及污染风险等级分析只有Zn、Cr和Cu含量较高和潜在生态风险等级为中、强级；而Hg、Pb和Cd的存量及污染风险等级均处于安全范围，这与该猪场种植区种植的作物大豆和花生相关度很高。本研究结果与其他学者的研究相关性及相似度极高。