韓金，范弟武，郭儼輝，申建華，韓建剛*

（1. 南京林業(yè)大學(xué)南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京 210037；2. 南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210037；3. 中糧肉食（江蘇）有限公司，江蘇 東臺(tái) 224200）

沼液是禽畜糞污等厭氧發(fā)酵產(chǎn)沼氣后的副產(chǎn)物，富含植物生長(zhǎng)所需的氮、磷、鉀等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，在改善土壤肥力、抗蟲抑菌、提升作物產(chǎn)量等方面均具有積極作用，是現(xiàn)代農(nóng)業(yè)發(fā)展中化肥的高效替代品[1]。近年來，沼液長(zhǎng)期施用對(duì)土壤-作物體系中重金屬的累積研究廣受關(guān)注[2-3]。另一方面，沼液用量對(duì)土壤的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)同樣值得關(guān)注，大量研究證實(shí)重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)隨著沼液用量的增加不斷增加[4-5]。因此，進(jìn)一步圍繞沼液施用下的土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)研究顯得極為重要。

沼液中離子濃度較高，進(jìn)入土壤后土壤理化性質(zhì)（pH、EC、有機(jī)質(zhì)等）發(fā)生顯著改變，這些變化會(huì)對(duì)重金屬有效性產(chǎn)生顯著影響[6]。其中，土壤pH是影響重金屬有效性最重要的因素之一[7]。目前，有關(guān)沼液對(duì)土壤pH的影響不一致。沼液一般呈中性至弱堿性[8]，研究發(fā)現(xiàn)沼液施用后會(huì)使土壤pH升高[9-10]。但林少華等[11]、鄭健等[12]研究表明，沼液可顯著降低土壤pH。此外，孫國(guó)峰等[13]認(rèn)為沼液施用不會(huì)引起土壤pH的顯著變化。沼液對(duì)土壤pH的不同影響很大程度上與土壤本身的pH有關(guān)。以往研究表明沼液對(duì)土壤pH的影響可能是導(dǎo)致重金屬有效性變化的關(guān)鍵。陳婕等[14]認(rèn)為堿性土壤施用沼液后，土壤pH升高，土壤中Cr有效性下降。然而，董翠敏等[15]研究表明，沼液施用后，堿性土壤pH下降，酸性土壤pH上升，酸性土壤中Cu和Zn有效性的增幅高于堿性土壤?？梢姡右菏┯煤笸寥纏H的變化與重金屬有效性不是單一的遞增關(guān)系。同一沼液相同用量下對(duì)不同pH土壤中土壤pH及重金屬有效性的影響不同，但目前這方面的研究還未見報(bào)道。值得一提的是，陳佳芮等[16]研究指出沼液可用于治理修復(fù)Cd污染的堿性土壤。這表明沼液在土壤重金屬污染控制領(lǐng)域具有很大的潛力。因此，針對(duì)不同pH土壤系統(tǒng)研究沼液對(duì)重金屬有效性的影響顯得尤為必要。

本文選取pH分別為3.62、7.23和7.89的酸、中和堿性三種土壤，外源添加含Pb、Cu和Zn溶液，模擬重金屬污染土壤，施加大型豬場(chǎng)厭氧發(fā)酵后的豬場(chǎng)沼液，研究不同用量下土壤重金屬形態(tài)的變化，采用活性系數(shù)法對(duì)重金屬有效性進(jìn)行評(píng)價(jià)，旨在為沼液對(duì)土壤重金屬污染調(diào)控提供理論與實(shí)踐依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 供試土壤及理化性質(zhì)分析 分別選取酸性、中性和堿性三種土壤進(jìn)行試驗(yàn)，其中酸性土壤取自江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院蔬菜研究所的設(shè)施土（AcS）；中性土壤取自新疆伊犁的農(nóng)田土（NeS）；堿性土壤取自江蘇省金東臺(tái)農(nóng)場(chǎng)稻麥兩熟田（AlS）。土壤均取自土層0～20 cm，風(fēng)干后備用。土壤基本理化性質(zhì)見表1。土壤酸堿度使用pH計(jì)（PHSJ-5）測(cè)定；EC（電導(dǎo)率）采用電導(dǎo)率儀（FE30 Plus）測(cè)定；土壤有機(jī)碳采用（Multi N/C 3100）TOC儀測(cè)定；土壤顆粒組成采用比重計(jì)法測(cè)定。

1.1.2 供試沼液及理化性狀分析 沼液來自中糧肉食（江蘇）有限公司金東臺(tái)豬場(chǎng)沼氣工程。豬場(chǎng)糞污經(jīng)水泡糞工藝收集，通過勻漿池后（總固體含量為2.0%～3.0%）進(jìn)入發(fā)酵罐，36～38 ℃下全混合厭氧反應(yīng)器（CSTR）發(fā)酵15 d。產(chǎn)生的沼氣并網(wǎng)發(fā)電，液體進(jìn)入存儲(chǔ)池；存儲(chǔ)池中的液體穩(wěn)定1～2個(gè)月后，形成沼液原液，底部為沼渣。沼液用于灌溉農(nóng)田作物。沼液理化性質(zhì)以及重金屬含量見表2。沼液NO3--N、PO43-測(cè)定采用離子色譜法；NH4+-N采用納氏試劑分光光度法；HCO3-采用酸堿滴定容量法；重金屬總量采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解法。

1.2 試驗(yàn)方案

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 土壤重金屬污染模擬：向AcS、NeS和AlS三種土壤中分別加入Pb(NO3)2、CuSO4、ZnSO4溶液（表3），使土壤重金屬含量達(dá)到國(guó)標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)管控（試行）（GB15618-2018）基準(zhǔn)值的2倍。

表1 土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties of soils

表2 沼液的理化性狀及重金屬含量Table 2 Chemical properties and heavy metal content of biogas slurry

表3 土壤重金屬污染模擬Table 3 Simulation of heavy metal pollution in soils

沼液處理：向上述土樣中分別加入0、750、1 500 ml/kg的三種用量水平沼液（相當(dāng)于田間施用量0、1 350、2 700 m3/hm2），依次對(duì)應(yīng)不添加沼液對(duì)照處理（CK）、沼液低用量處理（BS1）、沼液高用量處理（BS2）?？偣?7個(gè)處理。不添加沼液的以去離子水代替，每個(gè)處理各重復(fù)3次。

1.2.2 試驗(yàn)步驟 分別稱取20.00 g的AcS、NeS、AlS風(fēng)干樣品各9等份放入錐形瓶（100 ml）中，按土壤類型分為3組。先向每份土樣中均勻加入4 ml去離子水，再向每組土樣中分別加入2 ml上述配置好的Pb(NO3)2、CuSO4、ZnSO4溶液，保持土壤含水率為30%，靜置24 h。隨后進(jìn)行沼液處理，向土樣中加15 ml沼液和15 ml去離子水形成BS1處理；加30 ml沼液形成BS2處理，對(duì)照（CK）添加去離子水30 ml。接著將所有試樣置于恒溫振蕩儀中振蕩培養(yǎng)（（25±2） ℃，（180±20）r/min）3 d。再將培養(yǎng)瓶中的土樣封裝進(jìn)行冷凍干燥，最后取適量干燥后的土樣分析重金屬總量及各形態(tài)含量，同步測(cè)定土壤pH和EC。

1.2.3 重金屬形態(tài)分析 采用BCR連續(xù)提取法[17]分析。稱取1.000 g過100目篩的土壤于50 ml離心管中，加入40 ml冰醋酸后，振蕩16 h （40 r/min，（25±2）℃），然后以6 000 r/min轉(zhuǎn)速離心20 min，取上清液測(cè)定可交換態(tài)含量F1；接著離心清洗后加入40 ml鹽酸羥胺（pH=1.5），按上述步驟震蕩離心，取上清液測(cè)定可還原態(tài)含量F2；接著加入10 ml H2O2室溫消解1 h，再水浴消解1 h至溶液體積少于3 ml，冷卻后加入10 ml H2O2（pH=2）繼續(xù)水浴消解至體積少于1 ml，冷卻后加入50 ml醋酸胺，振蕩離心，取上清液測(cè)定可氧化態(tài)含量F3，加水清洗后將離心管中樣品置于80 ℃烘箱中烘干，使用HCl-HNO3-HF-HClO4消解即得殘?jiān)鼞B(tài)含量F4。消解液使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（NeXion 300X）和原子吸收光譜儀（AA900T）進(jìn)行測(cè)定。

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)方法

1.3.1 重金屬回收率計(jì)算 BCR法連續(xù)提取的重金屬回收率按式1計(jì)算：

式中：W表示回收率，CF1表示土壤中重金屬可交換態(tài)的量，CF2表示土壤中重金屬可還原態(tài)的量，CF3表示土壤中重金屬可氧化態(tài)的量，CF4表示土壤中重金屬殘?jiān)鼞B(tài)的量，CT表示土壤中重金屬全量。重金屬回收率如表4，結(jié)果表明回收率符合標(biāo)準(zhǔn)[18]。

1.3.2 重金屬有效性評(píng)估 BCR法提取的可交換態(tài)重金屬極易被植物吸收利用，生物有效性最強(qiáng)。引入重金屬活性系數(shù)（MF）[19]對(duì)有效性進(jìn)行表征（式2）。

式中：F1為可交換態(tài)含量，F(xiàn)2為可還原態(tài)含量，F(xiàn)3為可氧化態(tài)含量，F(xiàn)4為殘?jiān)鼞B(tài)含量。MF比值越小，表示重金屬有效性越低，對(duì)環(huán)境的危害越小。

1.3.3 統(tǒng)計(jì)方法 采用SPSS Statistics 2.3進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析，使用Origin 8.0完成相關(guān)作圖。采用單因素方差（ANOVA）和多重比較（Duncan法，顯著性水平設(shè)置95%）對(duì)不同處理間重金屬各形態(tài)含量、活性系數(shù)、土壤pH和EC進(jìn)行方差分析。重金屬各形態(tài)含量與土壤pH、EC進(jìn)行Spearman顯著性分析，并使用R-corrplot程序包作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同pH土壤中重金屬形態(tài)含量的變化

2.1.1 酸性土壤中重金屬各形態(tài)的變化 對(duì)酸性土壤而言，與CK相比，沼液低用量下，Pb、Cu和Zn可交換態(tài)含量均有所降低，降幅分別達(dá)59.2%、87.7%和55.1%，其中Pb和Cu可還原態(tài)含量無顯著變化，Zn可還原態(tài)含量增加256.2%（圖1）。Pb可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量分別增加63.3%和86.4%，相對(duì)應(yīng)的Cu分別增加502.1%，28.1%。Zn可氧化態(tài)含量顯著降低25.6%，殘?jiān)鼞B(tài)則無顯著變化（圖1）。結(jié)果表明酸性土壤中，沼液低用量使得Pb主要由活潑態(tài)（F1）向穩(wěn)定態(tài)（F3和F4）轉(zhuǎn)化，Cu和Zn主要由活潑態(tài)向穩(wěn)定態(tài)（F2）轉(zhuǎn)化。沼液高用量下，Pb、Cu、Zn可交換態(tài)含量分別增加31.0%、84.6%、14.3%。Pb可還原態(tài)含量顯著降低17.2%，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)則無顯著變化。Cu可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量分別降低48.4%和80.9%。Zn可氧化態(tài)含量顯著降低24.4%，而可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)無顯著變化。這說明隨著沼液用量的增加，酸性土壤中重金屬更趨向活潑態(tài)轉(zhuǎn)化。

2.1.2 中性土壤中重金屬各形態(tài)的變化 對(duì)中性土壤來說，與CK相比，沼液低用量下，Pb可交換態(tài)含量降低50.3%，可還原態(tài)含量降低37.0%，可氧化態(tài)含量顯著增加19.6%，而殘?jiān)鼞B(tài)則無顯著變化。Cu可還原態(tài)含量增加79.2%，殘?jiān)鼞B(tài)含量降低40.0%，而可交換態(tài)和可氧化態(tài)無顯著變化（圖2）。Zn可交換態(tài)含量降低76.0%，可氧化態(tài)含量降低78.4%，殘?jiān)鼞B(tài)含量顯著增加15.8%，可還原態(tài)無顯著變化（圖2）。說明沼液低用量下，中性土壤中Pb和Zn主要由活潑態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化（F3），Cu趨向活潑態(tài)轉(zhuǎn)化，其中Zn的穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化量最高。沼液高用量下，Pb可交換態(tài)含量增加60.9%，可還原態(tài)含量降低25.8%，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)無顯著變化。Cu可交換態(tài)含量增加221.8%，可還原態(tài)含量顯著增加55.2%，而殘?jiān)鼞B(tài)含量降低94.9%。Zn可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量無顯著變化，可還原態(tài)和可氧化態(tài)含量分別顯著降低7.1%和40.0%。這表明沼液用量增大有助于中性土壤中Pb和Cu活性態(tài)增強(qiáng)，Zn的穩(wěn)定態(tài)有增強(qiáng)的趨勢(shì)。

2.1.3 堿性土壤中重金屬各形態(tài)的變化 對(duì)于堿性土壤，與CK相比，沼液低用量下，Pb、Cu和Zn可交換態(tài)含量分別降低78.9%、80.8%和56.8%（圖3）。Pb可還原態(tài)含量降低91.6%，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量分別增加731.3%、228.5%。Cu可還原態(tài)含量降低50.2%，可氧化態(tài)含量增加200.6%，殘?jiān)鼞B(tài)含量降低60.2%。Zn可還原態(tài)含量增加128.1%，可氧化態(tài)含量顯著降低35.9%，殘?jiān)鼞B(tài)無顯著變化。由此可見，沼液低用量使堿性土壤中重金屬趨向更穩(wěn)定的形態(tài)轉(zhuǎn)化。沼液高用量下，Pb、Cu和Zn可交換態(tài)含量分別增加122.2%、101.7%和46.1%。Pb可還原態(tài)含量顯著降低24.2%，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)無顯著變化。Zn可還原態(tài)和可氧化態(tài)含量分別降低58.6%和69.1%，殘?jiān)鼞B(tài)無顯著差異。Cu可還原態(tài)含量無顯著變化，而可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量分別降低86.6%和70.2%。結(jié)果顯示，沼液用量增加，堿性土壤中重金屬更趨于向活潑態(tài)轉(zhuǎn)化，以Pb和Cu的轉(zhuǎn)換量最高，Zn最低。

2.2 不同pH土壤中重金屬有效性的變化

酸性土壤中，與CK相比，沼液低用量下，Pb、Cu和Zn活性系數(shù)均降低，降幅分別達(dá)60.6%、86.5%和54.9%；對(duì)中性土壤而言，Pb和Zn活性系數(shù)分別降低了39.9%和75.5%，而Cu無顯著變化；在堿性土壤中，Pb、Cu和Zn活性系數(shù)均降低，降幅分別為78.5%、81.3%和57.9%。酸性和堿性土壤中重金屬有效性降幅高低次序依次為Cu ＞ Pb ＞ Zn，而中性土壤中重金屬有效性降幅高低次序?yàn)閆n ＞Pb ＞ Cu（圖4）。

沼液高用量下，Pb和Cu在三種土壤中的活性系數(shù)均有所增加，Pb的增幅依次為22.9%、67.4%和119.4%，Cu的增幅分別為83.3%、230.0%和79.2%，酸性和堿性土壤中Zn的增幅分別為14.2%和41.4%，而在中性土壤中無顯著變化（圖4）。

2.3 土壤pH和EC的變化及其與各形態(tài)重金屬含量之間的相關(guān)性

2.3.1 沼液施用后土壤pH和EC的變化 沼液施加使得三種土壤的pH分別增加3.03～3.52、0.49～0.51和0.92～1.07個(gè)單位（圖5）。相比較而言，酸性土壤pH的增幅高于中性和堿性土壤。另一方面，施加沼液使土壤EC均呈上升趨勢(shì)（圖5）。酸性土壤的增幅為92.6%～154.4%，中性土壤的增幅為17.8%～26.1%，堿性土壤的增幅為66.1%～131.2%。酸性和堿性土壤中EC的增幅顯著高于NeS。沼液增加了土壤pH和EC，隨著沼液用量的增加，pH增幅減小。土壤EC一直呈上升趨勢(shì)，且酸性和堿性土壤的增幅高于中性土壤。

2.3.2 重金屬各形態(tài)含量與土壤pH和EC之間的相關(guān)性 如圖6所示，Pb的不同形態(tài)中，可交換態(tài)、可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)均與EC呈顯著負(fù)相關(guān)性（P＜0.05），殘?jiān)鼞B(tài)與pH呈極顯著正相關(guān)性（P＜ 0.01）；Cu僅可還原態(tài)與pH呈顯著正相關(guān)性，各形態(tài)與EC均無顯著相關(guān)性；Zn的各形態(tài)與pH均無顯著相關(guān)性，但可交換態(tài)和可還原態(tài)與EC呈極顯著正相關(guān)性，殘?jiān)鼞B(tài)與EC呈極顯著負(fù)相關(guān)性。Pb和Zn各形態(tài)與土壤EC的相關(guān)性較pH強(qiáng)，而Cu各形態(tài)與土壤pH具有較強(qiáng)的相關(guān)性。

3 討論

3.1 不同酸堿度土壤中重金屬有效性的變化

施加沼液對(duì)土壤pH的顯著影響是導(dǎo)致土壤重金屬有效性發(fā)生改變的重要原因。本文發(fā)現(xiàn)沼液添加后三種土壤pH均顯著增加，但增幅存在明顯差異，酸性土壤pH增幅最大，其次是堿性土壤，中性土壤pH變化幅度最小。該變化的原因在于土壤本身pH的差異導(dǎo)致沼液添加后的響應(yīng)不同。以往研究發(fā)現(xiàn)，沼液施用后酸性土壤pH無顯著變化，但土壤中Zn的有效性增加，Cu和Pb有效性則無顯著性差異[20]。對(duì)于中性土壤而言，楊曉桐[21]發(fā)現(xiàn)沼肥（沼液+沼渣）施用后棕壤土pH增加，促進(jìn)了土壤中的Pb、Cu和Zn由活性態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，重金屬有效性降低。對(duì)于堿性土壤而言，Walker等[22]研究表明有機(jī)肥施用后，土壤pH升高，有效態(tài)Cu含量降低。本文發(fā)現(xiàn)，無論酸性、中性還是堿性土壤，低量沼液均有助于可交換態(tài)Pb、Cu和Zn向可還原態(tài)、氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。酸性土壤中Cu的有效性降幅最高（87.7%），堿性土壤中Pb的有效性降幅最高（78.9%），但中性土壤中Zn的有效性降幅（76%）明顯高于酸性和堿性土壤?？梢姡亟饘儆行栽谒嵝酝寥乐械慕捣Ч麅?yōu)于中性和堿性土壤，這很大程度上與酸性土壤pH較大的增幅量密不可分。重金屬有效性對(duì)土壤pH具有較高的敏銳性，土壤酸堿度差異產(chǎn)生的影響因重金屬類型不同而存在較大的變化。本文重金屬的敏銳性依次為：Cu ＞ Pb ＞ Zn。相比較而言，沼液高用量增加了重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)可能歸因于土壤EC發(fā)生了顯著變化。例如，沼液施用后Pb和Zn的有效性與EC顯著相關(guān)（圖6）。沼液對(duì)土壤離子強(qiáng)度的增加可能促進(jìn)了重金屬?gòu)耐寥乐械尼尫臶23]。

3.2 沼液不同用量對(duì)重金屬有效性的影響

沼液用量是土壤重金屬有效性變化的另一個(gè)主要原因。李軼等[24-25]發(fā)現(xiàn)，沼肥低量施用（450 m3/hm2）使污灌區(qū)棕壤土中Pb、Cu、Zn和Cd的有效性降低，As有效性增加；過量施用（540 m3/hm2）則會(huì)增加Cu和Zn的有效性，降低Pb和As的有效性，Cd有效性無顯著變化。楊軍芳等[26]認(rèn)為沼液高用量（1.8×105kg/hm2）能夠顯著降低堿性土壤有效態(tài)Cd含量，且追施沼液（0.9×105kg/hm2～1.8×105kg/hm2）不會(huì)顯著增加Cr、Zn和As的有效性；但當(dāng)沼液用量大于0.90×105kg/hm2時(shí)，Cu有效性則顯著提高。盡管以往研究中的沼液用量存在差異，但對(duì)重金屬有效性的影響均表現(xiàn)出低抑高促的效應(yīng)，這與本文研究結(jié)果一致。即，沼液施用對(duì)土壤Pb、Cu和Zn有效性的影響主要取決于其用量。沼液低用量施用有助于降低重金屬的有效性，但高量施用會(huì)增加其污染風(fēng)險(xiǎn)。這一變化的主要原因可能在于，沼液本身含有大量溶解性有機(jī)物（DOM）[27-28]，適量添加時(shí)，其有機(jī)組分促使重金屬向惰性形態(tài)轉(zhuǎn)化[29]。當(dāng)用量增加時(shí)，土壤EC值顯著增加，DOM的影響可能降為其次，整體表現(xiàn)為重金屬有效性反而增加。另一方面，土壤本身的有機(jī)碳（TOC）含量差異也可能對(duì)重金屬有效性產(chǎn)生顯著影響。例如，本文中性土壤較高的TOC（表1）可能是Zn穩(wěn)定性高于其在酸性和堿性土壤中的原因之一。

4 結(jié)論

1）土壤酸堿度差異對(duì)有效性產(chǎn)生的影響因重金屬類型不同而存在較大變化。酸性土壤中Cu和堿性土壤中Pb有效性顯著降低，Zn有效性在中性土壤中的降幅明顯高于酸性和堿性土壤。

2）沼液施用對(duì)土壤Pb、Cu和Zn有效性的影響還取決于其用量。沼液低用量有助于降低重金屬的有效性，高用量則會(huì)提高三種重金屬的有效性，增加環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)。