豬場沼液對不同pH土壤中重金屬有效性的影響

韓金，范弟武，郭儼輝，申建華，韓建剛*

（1. 南京林業大學南方現代林業協同創新中心，江蘇 南京 210037；2. 南京林業大學生物與環境學院，江蘇 南京 210037；3. 中糧肉食（江蘇）有限公司，江蘇 東臺 224200）

沼液是禽畜糞污等厭氧發酵產沼氣后的副產物，富含植物生長所需的氮、磷、鉀等營養物質，在改善土壤肥力、抗蟲抑菌、提升作物產量等方面均具有積極作用，是現代農業發展中化肥的高效替代品[1]。近年來，沼液長期施用對土壤-作物體系中重金屬的累積研究廣受關注[2-3]。另一方面，沼液用量對土壤的生態環境風險同樣值得關注，大量研究證實重金屬污染風險隨著沼液用量的增加不斷增加[4-5]。因此，進一步圍繞沼液施用下的土壤重金屬污染風險研究顯得極為重要。

沼液中離子濃度較高，進入土壤后土壤理化性質（pH、EC、有機質等）發生顯著改變，這些變化會對重金屬有效性產生顯著影響[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，有關沼液對土壤pH的影響不一致。沼液一般呈中性至弱堿性[8]，研究發現沼液施用后會使土壤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，孫國峰等[13]認為沼液施用不會引起土壤pH的顯著變化。沼液對土壤pH的不同影響很大程度上與土壤本身的pH有關。以往研究表明沼液對土壤pH的影響可能是導致重金屬有效性變化的關鍵。陳婕等[14]認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。可見，沼液施用后土壤pH的變化與重金屬有效性不是單一的遞增關系。同一沼液相同用量下對不同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Cd污染的堿性土壤。這表明沼液在土壤重金屬污染控制領域具有很大的潛力。因此，針對不同pH土壤系統研究沼液對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，施加大型豬場厭氧發酵后的豬場沼液，研究不同用量下土壤重金屬形態的變化，采用活性系數法對重金屬有效性進行評價，旨在為沼液對土壤重金屬污染調控提供理論與實踐依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 供試土壤及理化性質分析 分別選取酸性、中性和堿性三種土壤進行試驗，其中酸性土壤取自江蘇省農業科學院蔬菜研究所的設施土（AcS）；中性土壤取自新疆伊犁的農田土（NeS）；堿性土壤取自江蘇省金東臺農場稻麥兩熟田（AlS）。土壤均取自土層0～20 cm，風干后備用。土壤基本理化性質見表1。土壤酸堿度使用pH計（PHSJ-5）測定；EC（電導率）采用電導率儀（FE30 Plus）測定；土壤有機碳采用（Multi N/C 3100）TOC儀測定；土壤顆粒組成采用比重計法測定。

1.1.2 供試沼液及理化性狀分析 沼液來自中糧肉食（江蘇）有限公司金東臺豬場沼氣工程。豬場糞污經水泡糞工藝收集，通過勻漿池后（總固體含量為2.0%～3.0%）進入發酵罐，36～38 ℃下全混合厭氧反應器（CSTR）發酵15 d。產生的沼氣并網發電，液體進入存儲池；存儲池中的液體穩定1～2個月后，形成沼液原液，底部為沼渣。沼液用于灌溉農田作物。沼液理化性質以及重金屬含量見表2。沼液NO3--N、PO43-測定采用離子色譜法；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 試驗方案

1.2.1 試驗設計 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到國標風險管控（試行）（GB15618-2018）基準值的2倍。

表1 土壤基礎理化性質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（相當于田間施用量0、1 350、2 700 m3/hm2），依次對應不添加沼液對照處理（CK）、沼液低用量處理（BS1）、沼液高用量處理（BS2）。總共27個處理。不添加沼液的以去離子水代替，每個處理各重復3次。

1.2.2 試驗步驟 分別稱取20.00 g的AcS、NeS、AlS風干樣品各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（（25±2） ℃，（180±20）r/min）3 d。再將培養瓶中的土樣封裝進行冷凍干燥，最后取適量干燥后的土樣分析重金屬總量及各形態含量，同步測定土壤pH和EC。

1.2.3 重金屬形態分析 采用BCR連續提取法[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轉速離心20 min，取上清液測定可交換態含量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，取上清液測定可還原態含量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，取上清液測定可氧化態含量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消解即得殘渣態含量F4。消解液使用電感耦合等離子體質譜儀（NeXion 300X）和原子吸收光譜儀（AA900T）進行測定。

1.3 數據統計方法

1.3.1 重金屬回收率計算 BCR法連續提取的重金屬回收率按式1計算：

式中：W表示回收率，CF1表示土壤中重金屬可交換態的量，CF2表示土壤中重金屬可還原態的量，CF3表示土壤中重金屬可氧化態的量，CF4表示土壤中重金屬殘渣態的量，CT表示土壤中重金屬全量。重金屬回收率如表4，結果表明回收率符合標準[18]。

1.3.2 重金屬有效性評估 BCR法提取的可交換態重金屬極易被植物吸收利用，生物有效性最強。引入重金屬活性系數（MF）[19]對有效性進行表征（式2）。

式中：F1為可交換態含量，F2為可還原態含量，F3為可氧化態含量，F4為殘渣態含量。MF比值越小，表示重金屬有效性越低，對環境的危害越小。

1.3.3 統計方法 采用SPSS Statistics 2.3進行數據處理和統計分析，使用Origin 8.0完成相關作圖。采用單因素方差（ANOVA）和多重比較（Duncan法，顯著性水平設置95%）對不同處理間重金屬各形態含量、活性系數、土壤pH和EC進行方差分析。重金屬各形態含量與土壤pH、EC進行Spearman顯著性分析，并使用R-corrplot程序包作圖。

2 結果與分析

2.1 不同pH土壤中重金屬形態含量的變化

2.1.1 酸性土壤中重金屬各形態的變化 對酸性土壤而言，與CK相比，沼液低用量下，Pb、Cu和Zn可交換態含量均有所降低，降幅分別達59.2%、87.7%和55.1%，其中Pb和Cu可還原態含量無顯著變化，Zn可還原態含量增加256.2%（圖1）。Pb可氧化態和殘渣態含量分別增加63.3%和86.4%，相對應的Cu分別增加502.1%，28.1%。Zn可氧化態含量顯著降低25.6%，殘渣態則無顯著變化（圖1）。結果表明酸性土壤中，沼液低用量使得Pb主要由活潑態（F1）向穩定態（F3和F4）轉化，Cu和Zn主要由活潑態向穩定態（F2）轉化。沼液高用量下，Pb、Cu、Zn可交換態含量分別增加31.0%、84.6%、14.3%。Pb可還原態含量顯著降低17.2%，可氧化態和殘渣態則無顯著變化。Cu可還原態和殘渣態含量分別降低48.4%和80.9%。Zn可氧化態含量顯著降低24.4%，而可還原態和殘渣態無顯著變化。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轉化。

2.1.2 中性土壤中重金屬各形態的變化 對中性土壤來說，與CK相比，沼液低用量下，Pb可交換態含量降低50.3%，可還原態含量降低37.0%，可氧化態含量顯著增加19.6%，而殘渣態則無顯著變化。Cu可還原態含量增加79.2%，殘渣態含量降低40.0%，而可交換態和可氧化態無顯著變化（圖2）。Zn可交換態含量降低76.0%，可氧化態含量降低78.4%，殘渣態含量顯著增加15.8%，可還原態無顯著變化（圖2）。說明沼液低用量下，中性土壤中Pb和Zn主要由活潑態向穩定態轉化（F3），Cu趨向活潑態轉化，其中Zn的穩定態轉化量最高。沼液高用量下，Pb可交換態含量增加60.9%，可還原態含量降低25.8%，可氧化態和殘渣態無顯著變化。Cu可交換態含量增加221.8%，可還原態含量顯著增加55.2%，而殘渣態含量降低94.9%。Zn可交換態和殘渣態含量無顯著變化，可還原態和可氧化態含量分別顯著降低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活性態增強，Zn的穩定態有增強的趨勢。

2.1.3 堿性土壤中重金屬各形態的變化 對于堿性土壤，與CK相比，沼液低用量下，Pb、Cu和Zn可交換態含量分別降低78.9%、80.8%和56.8%（圖3）。Pb可還原態含量降低91.6%，可氧化態和殘渣態含量分別增加731.3%、228.5%。Cu可還原態含量降低50.2%，可氧化態含量增加200.6%，殘渣態含量降低60.2%。Zn可還原態含量增加128.1%，可氧化態含量顯著降低35.9%，殘渣態無顯著變化。由此可見，沼液低用量使堿性土壤中重金屬趨向更穩定的形態轉化。沼液高用量下，Pb、Cu和Zn可交換態含量分別增加122.2%、101.7%和46.1%。Pb可還原態含量顯著降低24.2%，可氧化態和殘渣態無顯著變化。Zn可還原態和可氧化態含量分別降低58.6%和69.1%，殘渣態無顯著差異。Cu可還原態含量無顯著變化，而可氧化態和殘渣態含量分別降低86.6%和70.2%。結果顯示，沼液用量增加，堿性土壤中重金屬更趨于向活潑態轉化，以Pb和Cu的轉換量最高，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活性系數均降低，降幅分別達60.6%、86.5%和54.9%；對中性土壤而言，Pb和Zn活性系數分別降低了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為Zn ＞Pb ＞ Cu（圖4）。

沼液高用量下，Pb和Cu在三種土壤中的活性系數均有所增加，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重金屬含量之間的相關性

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（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，且酸性和堿性土壤的增幅高于中性土壤。

2.3.2 重金屬各形態含量與土壤pH和EC之間的相關性 如圖6所示，Pb的不同形態中，可交換態、可還原態和殘渣態均與EC呈顯著負相關性（P＜0.05），殘渣態與pH呈極顯著正相關性（P＜ 0.01）；Cu僅可還原態與pH呈顯著正相關性，各形態與EC均無顯著相關性；Zn的各形態與pH均無顯著相關性，但可交換態和可還原態與EC呈極顯著正相關性，殘渣態與EC呈極顯著負相關性。Pb和Zn各形態與土壤EC的相關性較pH強，而Cu各形態與土壤pH具有較強的相關性。

3 討論

3.1 不同酸堿度土壤中重金屬有效性的變化

施加沼液對土壤pH的顯著影響是導致土壤重金屬有效性發生改變的重要原因。本文發現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的差異導致沼液添加后的響應不同。以往研究發現，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]。對于中性土壤而言，楊曉桐[21]發現沼肥（沼液+沼渣）施用后棕壤土pH增加，促進了土壤中的Pb、Cu和Zn由活性態向殘渣態轉化，重金屬有效性降低。對于堿性土壤而言，Walker等[22]研究表明有機肥施用后，土壤pH升高，有效態Cu含量降低。本文發現，無論酸性、中性還是堿性土壤，低量沼液均有助于可交換態Pb、Cu和Zn向可還原態、氧化態和殘渣態轉化。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。可見，重金屬有效性在酸性土壤中的降幅效果優于中性和堿性土壤，這很大程度上與酸性土壤pH較大的增幅量密不可分。重金屬有效性對土壤pH具有較高的敏銳性，土壤酸堿度差異產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險可能歸因于土壤EC發生了顯著變化。例如，沼液施用后Pb和Zn的有效性與EC顯著相關（圖6）。沼液對土壤離子強度的增加可能促進了重金屬從土壤中的釋放[23]。

3.2 沼液不同用量對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主要原因。李軼等[24-25]發現，沼肥低量施用（450 m3/hm2）使污灌區棕壤土中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]認為沼液高用量（1.8×105kg/hm2）能夠顯著降低堿性土壤有效態Cd含量，且追施沼液（0.9×105kg/hm2～1.8×105kg/hm2）不會顯著增加Cr、Zn和As的有效性；但當沼液用量大于0.90×105kg/hm2時，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，但對重金屬有效性的影響均表現出低抑高促的效應，這與本文研究結果一致。即，沼液施用對土壤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，但高量施用會增加其污染風險。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物（DOM）[27-28]，適量添加時，其有機組分促使重金屬向惰性形態轉化[29]。當用量增加時，土壤EC值顯著增加，DOM的影響可能降為其次，整體表現為重金屬有效性反而增加。另一方面，土壤本身的有機碳（TOC）含量差異也可能對重金屬有效性產生顯著影響。例如，本文中性土壤較高的TOC（表1）可能是Zn穩定性高于其在酸性和堿性土壤中的原因之一。

4 結論

1）土壤酸堿度差異對有效性產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，高用量則會提高三種重金屬的有效性，增加環境污染風險。