环洞庭湖区典型设施菜地不同种植年限土壤铜锌累积特征

李 进，阳祝庆，何 健，李 波

（1.汉寿县农业农村局，湖南 汉寿 415900；2.中国科学院亚热带农业生态研究所，湖南 长沙 410125）

随着生活水平的不断提升，人们对蔬菜消费的需求日益增加，设施栽培的产能优势使得其在蔬菜生产和供应中的作用越发重要[1-2]。目前，我国已成为世界上最大的设施蔬菜生产国，设施蔬菜栽培面积占全球80%以上[3]。然而，设施栽培复种指数和农用品（化肥、有机肥和农药等）投入强度高，土壤重金属等污染物累积问题逐渐凸显[4-5]。例如，南京市郊设施菜地的土壤镉（Cd）和汞（Hg）含量明显高于露天菜地土壤，其重金属污染主要来源于农药和肥料等农业投入品[6]；江西省赣州市设施蔬菜基地土壤Cd 含量是江西土壤背景值的1.0～5.3 倍，设施菜地土壤重金属综合污染等级和潜在生态危害水平分别达到轻度污染和轻微程度，Cd 是贡献最大的生态风险因子[7]。

铜和锌均是人体必须的微量营养元素，但摄入过量也会产生毒害[8]。土壤中Cu 和Zn 的含量水平从农业科学的角度出发，需要关注其作为微量营养元素的供给能力，而从环境科学的角度则需要关注其超出临界值的风险。然而，大多数情况下由于土壤本底Cu 和Zn 含量远低于环境质量标准限值，关于设施蔬菜土壤重金属累积风险的研究便主要关注Cd、Pb、As、Hg 和Cr 等重金属元素，Cu 和Zn 的累积特征与风险分析未受到重视[9]。前期研究显示，土壤中Cu 和Zn 的累积程度多随设施栽培年限的延长呈加剧的变化趋势[10]，明确设施菜地种植不同年限土壤Cu 和Zn 的累积特征，分析其长期累积风险对于设施蔬菜产业的绿色高质量发展具有重要意义。

湖南是南方蔬菜大省，2020 年蔬菜种植面积约135.43 万hm2，其中塑料大棚、温室和地膜覆盖等设施蔬菜种植面积在38.67 万hm2以上[11]。环洞庭湖区是湖南省设施蔬菜集中生产区之一，其中汉寿县作为国家级蔬菜基地重点县极具代表，已发展蔬菜大棚40 万个，建成了5.33 万hm2“棚海”，全县蔬菜种植常年面积达2.67 万hm2以上，产值占农业总产值的30%以上[11]。笔者选取汉寿县不同种植年限（0、1～5、6～10、11～15 a）设施菜地土壤为研究对象，解析土壤Cu 和Zn 总量与有效态的累积特征及其与种植年限的关系，探讨优化施肥的策略，以期为环洞庭湖区乃至湖南省设施蔬菜产业的绿色发展提供支撑。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

汉 寿 县 （ 地 处 东 经111 ° 42 '～112 °18 ' ，北纬 2 8 ° 36 '～29 ° 6 '）是一个传统蔬菜生产大县，素有“北寿光、南汉寿”之美誉，主产区分布在S205 省道沿线，沅水南北两岸，其大棚春提早、秋延后栽培和露地小拱棚种植极具特色。选择沅水南岸的辰阳街道围堤湖作为研究区域，该区域集中连片蔬菜基地有3 300 hm2以上，设施栽培占比高，地势平坦，土地肥沃，且远离工厂和居民区，无污染源，是湖南省集中连片面积最大的无公害蔬菜生产基地。研究区域属于亚热带湿润季风气候，年均气温17.0℃，年降水量1 415 mm，全年无霜期274 d，年平均日照1 579 h。

1.2 设施菜地概况及取样方法

通过前期勘查与调研访谈，选取汉寿县辰阳街道相对集中且连片的设施菜地进行布点采样，设施类型以塑料大棚为主，以大棚附近露天土壤作为对照（0 a），根据种植年限将棚龄划分为1～5、6～10、11～15 a，共采集51 个土壤样品，其中0 a 的3 个，1～5 a 的21 个、6～10 a 的21 个、11～15 a 的6 个。每个大棚内按照梅花型取样法采集0～20 cm 表层土壤，采用四分法带回约3 kg 土壤进行自然风干，除去土壤中的根系、砾石等杂质，研磨过1 和0.15 mm 筛，保存待测。

1.3 样品测定方法

土壤Cu 和Zn 总量参照“HJ 803—2016 土壤和沉积物12 种金属元素的测定”中的方法测定，准确称取0.100 0 g 土壤样品，采用HCl-HNO3-HClO4方法进行微波消解，消解液淋洗定容后用电感耦合等离子质谱仪（ICP-MS，安捷伦7900，美国）测定Cu 和Zn 等元素含量。土壤Cu 和Zn 有效态含量参照“HJ 804—2016 土壤8 种有效态元素的测定”中的方法测定，准确称取10.00 g 土壤样品，以土水比1 ∶2（m/v）加入20 mL 二乙烯三氨基五乙酸—三乙醇胺（DTPA-TEA）浸提液，160 r/min 振荡2 h，过滤后上清液用电感耦合等离子发射光谱仪（ICPOES，安捷伦720，美国）进行测定。土壤pH 值采用pH 计测定，土水比为1 ∶2.5（m/v）；土壤有机质采用重铬酸钾-外加热法进行测定。

1.4 设施菜地土壤铜锌丰缺状况及污染评价

1.4.1 土壤微量元素丰缺评价土壤微量元素丰缺标准主要参考沈善敏[12]关于中国土壤肥力的分级描述，同时根据前人的研究结果[13-14]并结合本次调研数据，综合评价设施菜地土壤铜锌等有效微量元素的丰缺状况，具体分级标准见表1。

表1 全国农业系统的土壤有效铜锌含量分级标准

1.4.2 土壤铜锌污染指数评价土壤重金属污染评价方法主要采用单因子污指数（Pi）和内梅罗综合污染指数（PN）法对土壤重金属污染程度进行分级，具体污染等级见表2。

表2 重金属污染指数与污染等级关系

式（1）中：Pi代表单因子污染指数；Ci代表某种重金属的实测值（mg/kg）；Si代表某种重金属在土壤环境质量标准中的临界值，参考“GB 15618—2018 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准”中土壤污染筛选值。

式（2）中：PN代表综合污染指数；Pimax代表所有单因子污染指数最大值；Piave代表所有单因子污染指数平均值。

1.5 数据处理

数据采用“平均值”或“平均值±标准差”的形式呈现。采用方差分析（ANOVA）确定不同种植年限对设施菜地土壤重金属累积和土壤理化性质的影响，采用95%置信区间的最小显著性差异（LSD）方法评估均数间的显著性。采用Pearson 相关性分析和线性回归分析分别确定被测指标间及污染指数与种植年限间的关系。采用SPSS 20.0 软件进行数据统计分析，采用Origin 2019 软件作图。

2 结果与分析

2.1 种植年限对设施菜地土壤铜锌总量及理化性质的影响

2.1.1 种植年限对设施菜地土壤铜锌总量累积的影响以设施菜地附近露天土壤为对照土壤（0 a），不同种植年限（1～5、6～10、11～15 a）设施菜地土壤Cu 和Zn 含量变化如表3 所示。随着种植年限延长，土壤总Cu 和Zn 含量均呈上升趋势，尤其是种植超过10 a 的设施菜地土壤，2 种重金属含量累积增加趋势最为明显。土壤总Zn 含量由露天土壤转变为设施菜地土壤的1～5 a 内无明显变化，在6～10 和11～15 a 分别增加了11.0%、29.0%（P＜0.05）；土壤总Cu含量在1～5 和6～10 a 内均无明显变化，在11～15 a 显著增加了28.3%（P＜0.05）。与GB15618—2018 中农用地土壤重金属污染阈值（Cu 50 mg/kg；Zn 200 mg/kg）相比，对照土壤和设施菜地土壤Cu 和Zn 含量均未超标。

表3 不同种植年限设施菜地土壤铜锌总量及理化性质的变化

2.1.2 种植年限对设施菜地土壤理化性质的影响不同种植年限（0、1～5、6～10、11～15 a）设施菜地土壤pH 值、有机质含量及阳离子交换量变化如表3 所示。随着种植年限延长，土壤pH 值呈逐渐降低趋势，而土壤有机质和阳离子交换量均呈不同程度上升趋势。与对照相比，土壤pH 值在1～5 和6～10 a 种植年限内轻微降低，种植超过10 a 的土壤pH 值由露天土壤的6.9 下降到5.0，下降了1.9 个单位（P＜0.05）；土壤有机质含量在1～5 和6～10 a 无明显变化，在11～15 a 显著增加了115.4%（P＜0.05）；土壤阳离子交换量在1～5 a 内无明显变化，在6～10 和11～15 a 分别显著增加了28.0%和41.7%（P＜0.05）。

2.2 设施菜地土壤微量元素丰缺评价

2.2.1 不同种植年限设施菜地土壤有效态铜锌含量的变化不同种植年限（0、1～5、6～10、11～15 a）设施菜地土壤有效态Cu 和Zn 含量变化如表4 所示。随种植年限延长，土壤有效态Cu 和Zn 含量均有不同程度增加，其中种植超过10 a 的设施菜地土壤有效态Cu 和Zn 累积增加趋势最为明显。与对照相比，设施菜地1～5 a 内土壤有效态Zn 含量增加了78.6%， 6～10 和11～15 a 分别增加了92.9%和300.0%（P＜0.05）；土壤有效态Cu含量在1～5和6～10 a种植年限内均略有增加，在11～15 a 显著增加了50.0%（P＜0.05）。

表4 不同种植年限设施菜地土壤有效态铜锌含量及丰缺水平

2.2.2 不同种植年限设施菜地土壤铜锌丰缺评价根据土壤微量元素含量分级标准，不同种植年限（0、1～5、6～10、11～15 a）设施菜地土壤有效态Cu 和Zn 含量均远高于临界值，说明设施菜地土壤Cu 和Zn 含量较高，供应充足。露天土壤的有效Cu 含量100%为极富水平，而有效Zn 含量100%处于丰富水平（表4）；设施栽培1～5 a 后，85%的土壤有效Cu 含量仍为极富水平，而有15%的土壤有效Cu 含量降低到丰富水平，85%的土壤有效Zn 含量仍为丰富水平，而有15%的土壤有效Zn 含量增至极富水平；设施栽培6～10 a 后，71.4%的土壤有效Cu 含量仍为极富水平，而有28.6%的土壤有效Cu 含量降低到丰富水平，66.7%的土壤有效Zn 含量仍为丰富水平，而有33.3%的土壤有效Zn 含量增至极富水平；设施栽培11～15 a 后，土壤有效态Cu 和Zn 含量均100%达到极富水平。

2.3 设施菜地土壤重金属污染评价

根据土壤单项污染程度分级标准，设施菜地土壤Cu 和Zn 单因子污染指数Pi＜1，均为无污染等级。由图1 可知，种植年限与设施菜地土壤Cu 和Zn 污染指数之间均呈极显著正相关关系（R2=0.88 和0.87，n=51），按照目前的趋势发展，预测设施菜地土壤Cu 和Zn 污染等级由无污染上升到轻微污染的年限分别为6 和8 a、轻度污染分别为13 和21 a、中度污染分别为19 和34 a、重度污染分别为33 和59 a，说明设施菜地土壤Cu 和Zn 含量随着种植年限的增长存在潜在污染风险。

图1 单因子污染指数及其与种植年限的关系

重金属综合污染指数（图2）表明，对照组与种植1～5 a 设施菜地土壤样品均处于清洁等级；与对照组相比，种植6～10 a 的设施菜地土壤中约23.8%的样品由清洁转变为尚清洁等级；种植11～15 a 的设施菜地土壤样品全部转变为尚清洁等级；种植年限与综合污染指数之间呈极显著正相关关系（R2=0.88，n=51），推测设施菜地土壤综合污染指数上升至轻度、中度和重度等级的年限分别为6.5、15、23 a，说明综合污染指数上升预测年限早于Zn 污染指数，略晚于Cu 污染指数。因此，设施菜地土壤综合污染风险主要受到Cu 累积的影响。

图2 综合污染指数及其与种植年限的关系

2.4 设施菜地土壤铜锌含量与土壤理化性质的相关性

Pearson 相关性分析结果（表5）指出，设施菜地土壤Cu 和Zn 含量之间及其与土壤有机质、阳离子交换量均具有极显著正相关关系，表明设施菜地土壤Cu 和Zn 含量累积与有机质提升可能具有极大的同源性，而与土壤pH 值具有极显著负相关关系，这可能与长期大量施用化肥有关。

表5 设施菜地土壤重金属含量与土壤理化性质之间的关系

3 结 论

选取环洞庭湖区汉寿县蔬菜大棚为研究对象，分析了种植年限对设施菜地土壤铜锌累积特征的影响，得到以下结论。

（1）随种植年限的延长，土壤Cu 和Zn 含量均呈上升趋势，超过10 a 的设施菜地土壤Cu 和Zn 累积增加趋势最为明显。与露天土壤相比，11～15 a 设施菜地土壤Cu 和Zn 累积量均超过28.0%。

（2）随种植年限的延长，土壤pH 值呈逐渐降低趋势，而土壤有机质和阳离子交换量均呈不同程度上升趋势。与露天土壤相比，11～15 a 设施菜地土壤pH 值下降了1.9 个单位；土壤有机质含量增加了115.4%；超过5 a 的设施菜地土壤阳离子交换量增加了28.0%～41.7%。

（3）设施菜地土壤有效态Cu 和Zn 累积趋势与总量基本一致，有效态Zn 的增幅大于有效态Cu 的增幅。与露天土壤相比，不同种植年限的设施菜地土壤有效态Cu 大部分稳定在极富水平；种植1～5 a和6～10 a 的设施菜地土壤有效态Zn 含量大部分处于丰富水平，而种植11～15 a 后达到极富水平。

（4）污染指数结果表明，设施菜地土壤Cu 和Zn 均为无污染，不同种植年限设施菜地土壤综合污染指数均处于清洁和尚清洁等级，单因子与综合污染指数随种植年限延长呈逐渐上升趋势。Cu 污染指数与综合污染指数预测年限相近，土壤Cu 是该区域污染风险上升的主控因子。

4 讨 论

4.1 种植年限对设施菜地土壤铜锌累积的影响

不同于露天栽培，设施栽培系统处于半封闭状态，具有气温高、湿度大、地表蒸发量大、无雨水淋洗、无沉降、复种指数高等特点，是一种人为干扰剧烈的种植模式。该研究结果指出，设施菜地土壤Cu 和Zn 含量均随种植年限的延长出现不同程度的累积，种植超过10 a 的设施菜地土壤中Cu 和Zn 的累积量分别达到28.3%和29.0%，这与他人的研究结果相似[15]。设施菜地土壤重金属随种植年限延长出现的累积现象可能与长期大量投入农资物品（例如化肥、畜禽粪便、有机肥和农药）有关[16]。据报道，中国每年农田土壤中69%的Cu 来源于畜禽粪便，34%来源于化肥；51%的Zn 来源于畜禽粪便，4%来源于化肥[17]。Pearson 相关性分析结果表明，设施菜地土壤Cu 和Zn 含量之间及其与土壤有机质均具有极显著正相关关系，设施菜地土壤Cu 和Zn 含量累积与有机质提升可能具有极大的同源性，这与卢维宏等[2]的研究结果相似。土壤有机质提升的途径较为单一，主要通过施入有机肥或畜禽粪便，而其中Cu和Zn 含量相对较高，因此有机肥或畜禽粪便的施入对设施菜地土壤重金属累积的贡献最突出[18]。

4.2 不同种植年限设施菜地土壤铜锌丰缺状况评价

微量元素是植物生长发育过程中植物体酶、维生素和生长激素等的重要组成成分[19]，由于设施栽培高强度的耕作、灌溉和施肥等农艺措施，土壤中微量元素的生物有效性及丰缺状况易受人为的影响[20]。该研究结果指出，设施菜地土壤有效态Cu 和Zn 含量随种植年限延长均有不同程度的增加，其中种植超过10 a 的设施菜地土壤有效态Cu 增加了50.0%，不同种植年限设施菜地土壤有效态Zn 增加了78.6%～300.0%。此外，土壤有效态Cu 和Zn 与土壤pH 值之间具有极显著负相关关系，这可能是由于长期栽培过程中，施入了大量的化肥与有机肥，再加上高复种指数，均降低了土壤pH 值，而土壤酸化进一步导致了土壤重金属活化[21]。在实际应用中，通常采用“全国农业系统的土壤速效微量元素丰缺指标”评价方法，以表层土壤有效态微量元素含量的不同范围界定其丰缺度[22]。该研究指出，不同种植年限的设施菜地土壤有效态Cu 含量大部分稳定在极富水平，有效态Zn 随种植年限的增加由丰富水平逐渐上升至极富水平，表明研究区域土壤有效Cu 和Zn 含量均较高，供应充足。

4.3 不同种植年限设施菜地土壤铜锌污染风险评价

土壤重金属累积严重威胁蔬菜质量安全和人民健康[23]。因此，土壤重金属累积量是判定土壤退化的主要标志之一，但其无法体现种植年限对重金属污染风险的影响。土壤污染指数是定量评价土壤环境质量的重要手段，可用于分析不同种植年限设施菜地土壤环境质量的变化状况[24]。单因子污染指数和综合污染指数结果显示，设施菜地土壤Cu 和Zn均为无污染等级，不同种植年限设施菜地土壤综合污染指数均处于清洁和尚清洁等级，单因子与综合污染指数随种植年限延长呈逐渐上升趋势，这与王登启等[24]的研究结果相似。线性回归分析结果显示，设施菜地土壤Cu 和Zn 由无污染上升到轻微污染的预测年限分别为6 和8 a，表明土壤Cu 的潜在污染风险大于Zn；综合污染指数上升至轻度污染预测年限为6.5 a，略晚于Cu 污染指数上升预测年限，表明土壤Cu 累积是该区域综合污染风险上升的主要影响因素。由此推断，研究区域设施菜地土壤Cu 和Zn 污染风险较小，土壤Cu 是污染风险的主控因子。

4.4 设施栽培过程中的对策与建议

（1）研究表明，土壤Cu 和Zn 含量累积与有机质提升具有极大的同源性，土壤有机质提升主要源于有机肥或畜禽粪便的投入。因此，在设施栽培过程中应合理资源化处理畜禽粪便或科学施用有机肥，尤其是要配合其他农艺措施使用，以延缓设施菜地土壤铜锌累积，确保长期设施栽培绿色健康发展。

（2）土壤有效态Cu 和Zn 含量随种植年限延长均有不同程度增加，且土壤pH 值不断降低促进了土壤中Cu 和Zn 的活化；根据土壤有效态铜锌丰缺分级标准，研究区域土壤Cu 和Zn 供应充足，丰缺水平随种植年限保持不变或稳定增加，在设施栽培过程中无需补充Cu 和Zn 的供应，或尽量减少酸性肥料的施用以降低Cu 和Zn 的活化。

（3）设施菜地土壤单因子与综合污染指数随种植年限延长呈逐渐上升趋势，未来6～8 a 内设施菜地土壤Cu 和Zn 污染指数上升到轻微污染等级，综合污染指数上升至轻度污染等级，且Cu 污染指数与综合污染指数预测年限相近，土壤Cu 累积是该区域综合污染风险上升的主要影响因素。为避免Cu 累积污染风险进一步扩大，在设施栽培过程中可适当减少高Cu 含量畜禽粪便的投入[25]。