典型沼肥灌施農田重金屬的時間多尺度特征分析

馬武生,李 霖,薛 梅,張占軍

1.揚州職業大學生物與化工工程學院,江蘇 揚州 225009 2.江南大學環境與土木工程學院,江蘇 無錫 214122 3.揚州市農產品智能測控與清潔生產工程技術研究中心,江蘇 揚州 225009

經過十多年的發展,中國規?；i養殖逐漸形成了南方的“豬-沼-菜/稻”、北方的“四位一體”、西北的“五配套”等循環農業模式[1]。重金屬Cu、Zn被廣泛用作刺激畜禽生長的飼料添加劑,高劑量的礦物質元素不能被豬腸道有效吸收,大部分通過糞便排出,造成環境重金屬污染。研究發現,豬糞或沼渣中Zn含量高達100.26～4 638.72 mg/kg,Cu含量也達到72.66～1 288.00 mg/kg[2-4],這些重金屬在厭氧消化物(沼肥)或堆肥中得到富集濃縮,其濃度通常比農田土壤背景濃度高出若干倍[5-6]。沼肥常常作為有機肥回用農田,但其含有的重金屬和鹽分卻一直沒有得到足夠的重視。隨著生態鏈的延伸,長期施用沼肥所造成的土壤重金屬累積,可能給農產品安全和人體健康帶來風險。

重金屬的環境行為和生物有效性不僅受土壤中重金屬總量的影響,在更大程度上由重金屬在環境中的賦存形態所決定[7-9]。沼肥農用造成土壤重金屬積累,同時還存在重金屬的吸附-解吸、沉淀-溶解、配位等復雜物理化學過程,影響重金屬的化學形態分布。只有綜合了解重金屬在環境中的全量及存在形態,才能更有效地估測重金屬在土壤中的生態毒性。

筆者對連續7—10年灌施豬糞源沼肥的農田土壤開展重金屬積累與賦存形態研究。主要目的是 ①選取有代表性規?；B豬場農田土壤,測定8種重金屬(Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni、Hg和As)全量和Cu、Zn各形態含量,研究重金屬全量和形態變化特性; ②通過與空白對照比較,估算重金屬在土壤中的累積速率及年通量; ③通過與區域調查資料或標準比較,評估持續灌施豬糞沼渣所造成的污染情況及潛在環境風險。

1 實驗部分

1.1 研究區域及樣品采集

選取江蘇某市3家規?；B豬場農田土壤作為研究對象。土壤類型均為潴育型水稻土,長期進行水稻-小麥輪作。于2019年3—10月使用網格布點法分4批次采集0～15 cm耕層土壤,樣品去除植物殘體后冷凍干燥(儀器型號為LyoQuest-55,西班牙Telstar),研磨后過0.18 mm尼龍篩,保證土樣的代表性及消解完全。自封袋低溫保存備用。為客觀反映該區域土壤中污染物含量的變化趨勢,同時采集養殖場附近未施用沼渣的土壤作為對照(CK)。研究區域及采樣點位基本信息見圖1和表1。

表1 養殖場及農田土壤基本信息Table 1 Basic information on pig farms and soils

圖1 研究區域及采樣點Fig.1 Study area and sampling sites

1.2 實驗方法

1.2.1 土壤理化性質

pH采用電位法測定(水、土比為2.5∶1),電導率(EC)采用電極法測定(水、土比為2.5∶1,25 ℃),土壤有機質采用K2Cr2O7氧化法測定,總磷(TP)采用NaOH熔融法測定,有效磷采用NaHCO3浸提-鉬銻抗分光光度法測定,總氮(TN)采用凱氏定氮法測定,堿解氮采用堿解擴散法測定,全鉀(TK)和速效鉀分別采用硫酸-過氧化氫消煮和中性乙酸銨浸提原子吸收分光光度法(美國PerkinElmer,PinAAcle 900Z)測定[10]。

1.2.2 重金屬全量及殘渣態含量

稱取凍干后土樣0.2～2 g置于聚四氟乙烯消解罐,采用SH230型石墨消解儀程序消解。其中,Hg和As采用HCl-HNO3消解體系,其他元素采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解。Cu、Zn、Cr、Cd、Pb和Ni采用原子吸收法測定,Hg和As采用原子熒光法(北京海光,AFS-9730)測定。

1.2.3 重金屬形態

選取Cu、Zn濃度大于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)中風險篩選值的土壤樣品,采用改進BCR法[11]連續提取。每次提取后在轉速為5 500 r/min下離心20 min,過0.45 μm濾膜后測定。依次獲得酸溶態(F1)、可還原態(F2)、可氧化態(F3)和殘渣態(F4)重金屬。F1包括水溶態、離子可交換態和碳酸鹽結合形式金屬,F2為鐵氧化物、錳氧化物、鋁氧化物結合形式,F1和F2活性較高,較易被植物吸收。F3包括有機質結合態和硫化物結合態金屬,較為穩定,不易被生物吸收利用。F4包括硅酸鹽結合態、難分解有機質結合態金屬,在自然條件下不易釋放,在土壤中能夠長期穩定存在。

1.3 數據處理與質量控制

數據統計采用Excel軟件,顯著性分析(S-N-K法)、正態檢驗(K-S法)和Pearson相關分析采用SPSS 23.0軟件,圖形繪制采用Origin Pro軟件。使用蒙特卡洛仿真軟件(Oracle Crystal Ball)模擬土壤重金屬元素的積累速率、相對變化率、年通量和濃度倍增時間。蒙特卡洛法以概率統計理論為基礎,通過對樣本進行多次重抽樣,解決二維隨機變量的不確定性或風險性問題。

一般認為,重金屬在土壤環境中的短期積累符合線性關系[12],土壤環境中重金屬元素的積累速率(k)可采用公式(1)計算[13],土壤重金屬相對變化率(A)可采用公式(2)計算,土壤重金屬元素積累通量(M)可采用公式(3)計算,施用沼肥后土壤重金屬濃度倍增時間(T)可采用公式(4)計算。

k=(Ct-C0)/t

(1)

A=k/C0×100

(2)

M年通量=k×10-6×ρ×D×10-2×104

(3)

(4)

式中:k為土壤中重金屬元素的積累速率,mg/(kg·年);C0和Ct分別為初始時和時間t時的土壤重金屬含量,mg/kg;t為積累時長,年;A為土壤重金屬相對變化率,%;M為土壤重金屬元素積累通量,kg/(hm2·年);ρ為土壤容重,取1.2×103kg/m3;D為樣品所代表的耕層深度(該研究取15 cm);T為施用沼肥后土壤重金屬濃度倍增時間,年。

測定全過程按照質量控制要求操作。所用器皿在體積比為1∶9的硝酸中浸泡過夜,使用前再用蒸餾水、超純水分別沖洗,樣品制備全過程做空白實驗。形態測定中,采用標準樣品GBW07429(GSS-15)進行質量控制,分別將測定的Cu、Zn各形態質量總和與全量對比,回收率均為90.13%～107.37%。樣品質量及基于質量的量值均以干重計。

1.4 農田重金屬污染評價

1.4.1 評價標準

為準確反映多年灌施沼肥農田的重金屬污染狀況,該研究選用江蘇省土壤背景值調查數據和對照點含量作為研究對象的環境背景值,選取《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)中風險篩選值作為污染程度的評價依據。

1.4.2 評價方法

分別采用單因子指數(Pi[14])、內梅羅綜合污染指數(PN[14])和潛在生態風險指數(RI[14])對養殖園農田重金屬分布特征進行評價。

式中:Cni為調查點位土壤中污染物i的實測濃度;C0i為污染物i的評價基準或參考值。Pi≤1表示未污染(清潔),13表示重污染。

式中:PN≤0.7表示土壤清潔,污染等級為安全;0.73.0則表示土壤受到重污染。PN計算公式中含有評價參數中最大的單項污染分布指數(PiMAX),凸顯了污染指數最大的重金屬元素對土壤環境質量的影響和作用。

表2 污染物毒性響應系數Table 2 Toxic response factors of different pollutants

表3 單一重金屬潛在生態風險系數分級標準Table 3 The grade criteria of

根據HAKANSON的RI第一級界限值(150)與污染物毒性系數總值得到單位毒性系數RI值(1.13),然后乘以該研究所有參評污染物毒性系數總值(98),并取十位整數得到第一級界限值(110),獲得RI分級標準(表4)。潛在生態風險指數法根據重金屬性質及環境行為的特點,從沉積學角度提出對土壤或沉積物中重金屬污染進行評價的方法。與其他評價方法相比,該法不但考慮到土壤重金屬的含量,而且把重金屬生態效應、環境效應與毒理學相結合進行評價。

表4 潛在生態風險指數分級標準Table 4 The grade criteria of RI

2 結果與討論

2.1 土壤基本性質

土壤基本理化性質見表5。與對照相比,灌施沼肥使酸性土壤pH顯著上升0.19～0.39 (P<0.05)。施用沼肥也增加了土壤EC值(如S2施用沼肥10年,土壤的EC值達到1 539 μS/cm,與對照相比升高了8.15%,有鹽漬化的趨勢)。土壤有機質含量較高,沼肥施用對土壤有機質的貢獻并不非常顯著,這可能與農場多年采取的秸稈還田有關。同時,灌施沼肥使土壤TP、有效磷、TK、速效鉀和TN均值分別增加了8.33%、16.22%、11.68%、19.41%和9.15%,達到了顯著差異水平(P<0.05)。但堿解氮含量的差異并不顯著,這可能與堿解氮在土壤中不穩定,易受土壤水熱條件和生物活動的影響有關[16-17]。綜上,沼肥的持續灌施改變了土壤的理化性質,造成土壤速效養分的顯著累積。土壤理化性質的變化也會導致土壤中重金屬形態和生物利用度存在不確定性。

表5 養殖場農田土壤基本理化性質Table 5 Basic physicochemical properties of farmland soil in pig farm

2.2 土壤重金屬總量

農田土壤重金屬總量結果見表6。103份土壤樣品中Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni、Hg和As的濃度范圍分別為30.16～251.38、82.53～458.65、58.16～94.53、0.20～0.42、24.08～48.52、19.48～34.86、0.07～0.13、9.78～22.33 mg/kg。應用K-S對數據進行正態檢驗,Cu、Zn和As元素的漸進顯著性(雙尾)均小于0.05,呈正偏態分布(圖2),這可能與沼肥灌施方式和沼渣沉降造成的不均勻性及樣本量有關。8種重金屬的平均濃度大小依次為Zn>Cu>Cr>Pb>Ni>As>Cd>Hg(表6,圖2)。

表6 養殖場農田土壤中8種重金屬濃度的匯總統計與積累Table 6 Summary statistics of 8 heavy metals concentration in farmland soil of pig farm

注:盒子實心矩形代表平均值,盒子中間、頂部和底部的3條線分別對應數據的中位數、上四分位數(75%)和下四分位數(25%);上下須線分別代表1.5倍四分位距范圍的數據(溫和異常值),須線外的數據是極端異常值,繪制為星形。圖2 灌施沼肥土壤中重金屬濃度的盒須圖(n=103)Fig.2 Box-and-Whisker plots of heavy metal concentration in soil with biogas manure(n=103)

長期施用沼肥土壤中Cu和Zn濃度(平均值分別為86.92、191.97 mg/kg)遠高于對照(平均值分別為37.20、79.33 mg/kg)。樣點S2(灌施沼肥10年)中Cu、Zn含量分別增加164%和200%。由施肥時長及元素含量的分析可得,Cu、Zn的平均積累速率分別為5.70～6.15、12.13～18.70 mg/(kg·年),年變化率分別為15.33%～16.54%和15.29%～23.57%。與對照相比,S2土壤中Pb和As有微弱富集現象,這可能與S2臨近高速公路,使Pb、As沉降或地質形成有關?？梢?連續施用沼肥可使表層土壤Cu、Zn累積。

此外,該研究樣品中Cu、Zn和Cd含量遠高于江蘇省土壤背景值(平均含量分別是背景值的3.94、3.14、2.49倍)。同時,也有28.15%、17.47%和67.96%的樣品含量分別超過了Cu、Zn和Cd的污染風險篩選值。與對照相比,養殖場樣點Cu、Zn富集顯著,而Cd含量并無顯著差異,說明連續多年灌施沼肥造成Cu、Zn累積,而高含量Cd可能源于風化成土過程中高重金屬含量的巖石(石灰巖類)在土壤中的釋放。LIAO等[19]的研究支持了這一推測,他們對土壤重金屬的空間分布研究表明,成土母質的貢獻最大,工業活動、交通排放、大氣沉降、化肥和灌溉對表層土壤重金屬含量均有顯著影響。

Pearson相關系數矩陣如表7所示。在103個樣品中,Cu和Zn濃度之間(r=0.931,P<0.01)呈極顯著的正相關,Cu與Cd、Hg之間,Zn與Cd、Ni、Hg之間存在弱正相關性。重金屬之間顯著正相關表明它們具有相似的來源。相關分析表明,Cu和Zn主要受飼料添加劑的控制,其他元素則與人類生活、生產史有關。

表7 沼肥灌施土壤中重金屬濃度的Pearson相關矩陣(n=103)Table 7 Pearson’s correlation matrix of total heavy metal concentrations in soil irrigated with biogas manure (n=103)

2.3 土壤中銅、鋅形態分布

選取全Cu或全Zn濃度大于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)中風險篩選值的共47個樣品開展形態分析(樣點S1、S2和S3樣品數分別為13、18、16個),結果見表8和圖3。由數據可知,雖然酸溶態Cu的比例與對照相比,僅上升0.75%,但施沼肥土壤的平均酸溶態Cu濃度(9.73 mg/kg)較對照(2.07 mg/kg)增加了3.70倍,Zn平均酸溶態濃度(61.59 mg/kg)較對照(7.21 mg/kg)增加了7.54倍。其可能原因是沼肥的累積,另外金屬總量的升高使其形態的轉換和擴散具有更大的驅動力?？蛇€原態Cu和可氧化態Cu分別占總量的1.73%和21.51%(分別為2.63、32.68 mg/kg),而對照土壤中兩者分別占總量的7.83%和13.17%(分別為2.91、4.90 mg/kg)。外源的輸入也改變了殘渣態Cu的比例,較對照下降3.10%。與對照相比,灌施沼肥后,土壤酸溶態Zn含量由7.21 mg/kg增加到61.59 mg/kg,占比增加了9.74%。而可還原態Zn和可氧化態Zn比例則分別下降了6.82%和7.33%。這與沼肥中重金屬形態分布有關。據報道,厭氧發酵體系中含硫有機物形成H2S,最終與金屬離子反應形成金屬硫化物[20],也有相當大比例的Cu以有機絡合態存在[21-22]。而CK中Fe-Mn氧化物結合態具有相對較高的占比。外源輸入的稀釋作用及形態的轉化使原土壤Cu、Zn的形態構成發生顯著變化。

表8 連續7—10年灌施沼肥土壤中Cu、Zn各形態濃度Table 8 Concentrations of various species of Cu and Zn in soil irrigated with biogas manure for 7-10 years mg/kg

圖3 連續7—10年施用沼肥土壤中Cu、Zn形態分布Fig.3 Distribution of Cu and Zn species in soil irrigated with biogas manure for 7-10 years

由數據還可看出,“非穩態”(酸溶態和可還原態)Cu、Zn比例分別為7.69%～8.61%和32.12%～34.16%,均大大低于“穩定態”(殘渣態和可氧化態)形式。但“非穩態”遷移性更強,酸雨淋溶后較易浸出,容易被農作物吸收利用,故潛在的生物危險性也較大。必須強調的是,元素形態之間的轉化存在一個動態平衡,由植物吸收或淋溶損失造成的“可用池”消耗,必將導致其他組分的連續釋放,以補充“可用池”[23]。因此,重金屬的生物有效態及總量均需要給予關注與控制。

影響土壤重金屬形態分布的因素是多方面的。KHADHAR等[24]通過研究土壤剖面中Pb、Zn和Cu的運動發現,重金屬在土壤間的轉移與形態組成受pH和TOC的顯著影響,尤其是殘渣態、酸溶態和可還原態組分受到的影響更大。ZHANG等[25]研究表明,Zn、Cu、Cd的穩定是通過它們在高pH下以碳酸鹽和氫氧化物的形式沉淀,以及與無定形硅酸鹽形成含Me的硅酸鹽(Me=Zn、Cu、Cd)來實現的。長期施用沼渣,可引起土壤pH、有機質含量和氧化還原電位的變化,這些均可造成重金屬形態的遷移和轉化。另外,環境微生物可通過碳酸鹽誘導沉淀[26]或官能團(多糖、酰胺、蛋白質和羧基)與重金屬結合[27]等生物礦化作用轉化為穩定形式。

2.4 土壤重金屬積累的風險評估

2.4.1 重金屬污染現狀評價

選擇《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)污染風險篩選值作為基準進行重金屬污染現狀評價,結果見表9。3家養殖場農田土壤重金屬的平均Pi為Cd(1.08)>Cu(0.89)>Zn(0.79)>As(0.51)>Cr(0.37)>Pb(0.28)>Ni(0.26)>Hg(0.19)。農田土壤中Cd的污染等級為輕度污染,Cu和Zn等重金屬尚處于清潔等級。從PN來看,3家養殖場均處于警戒水平。PN值體現了污染指數較大的元素(Cd、Cu和Zn)對土壤環境質量的影響和作用。

表9 養殖場土壤中重金屬污染指數Table 9 Heavy metal pollution index in soil of pig farm

潛在生態危害評價結果見表10。從表10可知,以對照點含量作為參比值時,RI為106.55～125.09,整體表現為輕微至中等生態風險。而以《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)污染風險篩選值作為基準則表現為輕微生態風險。從潛在生態風險指數(RI)來看,無論以哪一種基準作為參比值,養殖場土壤Hg和Cd對RI的平均貢獻超過65%,而高濃度的Cu和Zn的平均貢獻率分別為9.53%和1.86%。由于RI從某一重金屬的潛在毒性(生態風險程度)及其豐度(含量)2個方面考察污染程度,故潛在生態危害指數法與單因子指數法、綜合污染指數法的評價結果存在一定差異。

2.4.2 重金屬積累預測

根據研究結果(表1、表6和圖2),使用蒙特卡洛法模擬沼肥施用后農田重金屬濃度倍增時間(T)及超出風險篩選值時間(表11)。由數據可知,Cu、Zn年積累通量分別為10.26～11.07、21.83～33.66 kg/(hm2·年)。連續施用沼肥,養殖場農田Cu、Zn含量分別經過6.06～6.54、4.2～6.48年即可在背景濃度上翻一番,全Cu和全Zn超出風險篩選值時間則分別為10.19～11.01、9.16～14.14年。因此,沼肥連續灌施將導致Cu、Zn的積累,從而對農田土壤和食品安全構成潛在風險。雖《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)風險管控值并未規定Cu、Zn濃度上限,但眾多研究表明[3-6,28],高含量的Cu、Zn對生態環境及農產品產生負面影響。故需要對此類養殖場糞污和灌施農田進行長期監測,采取農藝調控、替代種植等安全利用措施,并輔以農產品協同監測,以防止重金屬在糧食作物中積聚,將暴露人群的慢性健康風險降至最低。

表11 土壤中重金屬的年通量及濃度倍增時間、超標時間Table 11 Annual flux,concentration doubling time and over-standard time of heavy metals in soil

3 結論

對連續7—10年灌施豬糞源沼肥的典型養殖場農田土壤養分及重金屬含量、形態進行研究,獲得如下結論。

1)持續灌施沼肥改變了農田土壤的理化性質,土壤pH上升0.19～0.39,土壤TP、有效磷、TK、速效鉀和TN均值分別提高8.33%、16.22%、11.68%、19.41%和9.15%,達到顯著差異水平。

2)Cu、Zn含量遠高于對照點含量或江蘇省土壤背景值。Cu、Zn的積累源于沼肥的連續灌施,具有含量高、分散性和非正態分布的特點。預計分別經過10.19～11.01、9.16～14.14年,Cu和Zn即可超出風險篩選值。

3)單因子指數法評價結果顯示,農田土壤中Cd為輕度污染,其他重金屬的污染等級為清潔。內梅羅綜合污染指數結果顯示,3家養殖場均處于警戒水平。潛在生態危害指數法評價結果表明,養殖場為輕微至中等生態風險(以對照點作為參比)或輕微生態風險(以GB 15618—2018作為基準)。

4)沼肥灌施對Cu、Zn形態分布和生物利用度存在較大影響。施沼肥土壤“非穩態”Cu、Zn比例分別為7.69%～8.61%和32.12%～34.16%,酸溶態Cu、Zn平均濃度較對照分別增加了3.70、7.54倍。