土壤調理劑與有機肥對土壤理化性質的影響

皮 杰，顧祝禹，涂圣梅，唐東海，周志遠，王進文

（1.松滋市農村社會事業發展中心，湖北松滋 434200；2.武漢市秀谷科技有限公司，武漢 430000）

土壤是農業發展之要，糧食安全之基，農民立命之本。土壤是中國最為寶貴的資源，要持續加大土壤保護力度，土壤一旦遭到污染，不僅會影響糧食的品質，而且會通過食物鏈對人民群眾的生產生活和身體健康造成一定影響，并成為制約中國社會經濟持續發展的重大環境問題。

土壤生產力的核心是土壤肥力，土壤中有機質含量的高低對土壤保水保肥、改善土壤環境起到重要作用，是衡量土壤肥力的重要指標之一［1-3］。有機肥作為常見的培肥手段，對土壤中有機質、氮、磷、鉀的含量變化起到決定作用［4-7］。施用有機肥是提升土壤有機質含量最好方式之一，研究表明，與施用單一的氮、磷、鉀肥相比，有機肥能夠提高土壤有機質的含量，同時也能為土壤補充大量的微量元素［8］。有機質能提高土壤腐殖酸的含量，腐殖酸含量的增加對土壤酸堿度變化具有緩沖性能，在一定范圍內穩定酸堿度對于作物生長也是良好的環境［9，10］。土壤調理劑能夠調節土壤pH，改善土壤理化性質和微生物群落結構，降低土壤中重金屬元素的活性，減少農作物對重金屬元素的吸收，提高農產品的產量與品質［11，12］。隨著對糧食經濟作物產量需求的增加，化肥、復合肥等化學肥料投入量大幅增加，土壤肥力呈下降趨勢。人類不合理的活動也會導致土壤中重金屬含量增加，影響土壤的質量與可耕作能力。現有研究大部分都是對土地進行輪作或單一施肥方式來改善土壤理化性質，從不同用量的施肥方法有機組合對理化性質的研究較少。因此，本研究選取荊州紙廠河鎮為研究對象，分析不同用量的有機肥與土壤調理劑對土壤理化性質的改善效果，并對土壤中重金屬的潛在風險進行風險評價，旨在闡明不同用量的有機肥與土壤調理劑對土壤理化性質和重金屬潛在風險的影響，為江漢平原土壤理化性質的改善與生產力的提高提供理論與實踐依據。

1 研究區域概況與研究方法

1.1 研究區域概況

紙廠河鎮位于湖北省荊州市松滋市東南部，該地區地處平原至丘陵過渡地帶，屬亞熱帶過渡性季風氣候，年平均氣溫16 ℃，年平均無霜期270 d，多年降雨量1 050～1 250 mm，4—10 月降水量占全年的80%，有足夠的氣候資源供農作物生長。耕作方式采用旋耕，主要以種植水稻和玉米為主，耕地類型主要包括旱地、水田和水澆地。在研究區內采集0～20 cm 的土壤樣品，分析土壤中有機質、pH、土壤容重、可溶性鹽、交換性鈣、交換性鎂含量，同時對土壤中重金屬鉛、鎘、鉻、砷的含量進行分析。試驗前土壤中有機質為19.2 g/kg、pH 6.09、土壤容重為1.54 g/cm3、可溶性鹽為1.94 g/kg、交換性鈣25.7 cmol/kg、交換性鎂2.12 cmol/kg、鉛15.9 mg/kg、鎘0.34 mg/kg、鉻91.30 mg/kg、砷含量13.40 mg/kg。

1.2 土樣的采集與處理

2021 年初，對研究區域進行了調查。試驗設置3 種不同的處理和空白對照，處理1（T1），土壤調理劑（1 500 kg/hm2）+有機肥（4 500 kg/hm2）；處理2（T2），土壤調理劑（1 500 kg/hm2）+有機肥（2 250 kg/hm2）；處理3（T3），土壤調理劑（750 kg/hm2）+有機肥（2 250 kg/hm2）；處理4（CK），對照區。每個處理3 次重復，共12 個小區，每個小區面積均為50 m2，各小區隨機排列。為防止各小區間相互影響，將每個處理之間進行隔離，并對田埂進行加高加固，防止修復材料、灌溉水等相互影響。蔬菜種植前10 d，將土壤調理劑與有機肥進行1 次性撒施，然后整地翻耕，使土壤調理劑、有機肥與土地充分混合均勻。各處理田間管理一致。研究區域種植蔬菜，土壤樣品按5點取樣法采集耕作層土樣，將其混勻后去除雜質，帶回實驗室風干并進行測定。供試土壤調理劑pH 為10.56，主要成分為二氧化硅、氧化鈣，其中31.67%氧化鈣、25.87%二氧化硅、5%氧化鎂。供試有機肥中有機質含量為52.40%，總養分占6.43%。

1.3 指標測定方法

土壤的理化性質按照常規的測定方法進行檢測［13］。土樣pH 測定采用電位計法，水土比為2.5∶1.0；有機質的測定采用重鉻酸鉀加熱滴定法，土壤容重的測定采用環刀稱重法，可溶性鹽的測定采用重量法，交換性鈣、鎂采用乙酸銨交換-原子吸收分光光度法，鉛、鎘、鉻、砷的測定采用王水提取—電感耦合等離子體質譜法，同時做空白試驗。

1.4 重金屬評價方法

1.4.1 單項污染指數法 單項污染指數法是用于評價某一種重金屬元素的污染程度［14，15］。

式中，Pi為土壤重金屬元素i的單項污染指數；Ci為土壤重金屬元素i實際檢測值；Si為土壤重金屬元素i的評價標準值，選取湖北省土壤重金屬背景值為評價標準值［14］。當Pi≤0.7 時，污染等級為1，表示土壤清潔；當0.7＜Pi≤1.0 時，污染等級為2，表示土壤尚清潔；當1.0＜Pi≤2.0 時，污染等級為3，表示土壤輕度污染；當2.0＜Pi≤3.0 時，污染等級為4，表示土壤中度污染；當Pi＞3.0 時，表示土壤重度污染；且Pi越大表明受重金屬污染程度越嚴重。

1.4.2 潛在生態風險指數法 潛在生態風險指數是比較常用的一種評價重金屬污染風險評估方法，能夠較全面地評價研究區域內土壤中重金屬污染的潛在風險［16］。

潛在生態風險指數法計算公式如下。

式中，Eir為土壤中單項重金屬潛在生態風險指數；T ri為單項重金屬毒性影響系數；Cfi為重金屬單項污染指數。本研究T ri采用Hakanson 制定的標準化重金屬毒性系數［17，18］，鉛、鎘、鉻、砷的毒性系數分別為5、30、2、10。土壤中重金屬生態風險等級評價標準見表1。

表1 土壤中重金屬生態風險等級評價標準

1.5 數據處理

采用Excel、Origin 軟件和SPSS 軟件進行數據的統計和分析，并進行相應的圖表繪制，各處理間采用單因素方差分析（ANOYA）和Duncan 法進行差異顯著性分析。

2 結果與分析

2.1 不同處理對土壤理化性質的影響

不同處理下土壤中pH、有機質、土壤容重、可溶性鹽、交換性鈣、鎂的含量如表2 所示。

2.1.1 不同處理對pH 的影響 土壤pH 是衡量土壤酸堿強度的重要指標，直接影響土壤鈣鎂磷等離子的形態與有效性，同時還影響土壤微生物的種類與分布。由表2 可知，與對照組（CK）相比，T1、T2、T3處理下土壤pH 均有一定程度的提高，分別提高了2.96%、2.30%和0.82%，且與對照組相比均無顯著差異（P＞0.05）。由于長期施用化學肥料導致土壤中pH 偏低，而通過施用有機肥與土壤調理劑能夠有效地調節土壤的pH，使土壤環境能夠更好的適應植物的生長與發育。

2.1.2 不同處理對有機質含量的影響 有機質是評價土壤肥力的重要指標之一，是微生物生命活動能量的來源，為植物的生長發育提供養分［3］。由表2可知，與對照組（CK）相比，T1 至T3 處理有機質含量均有所增加，分別增加了16.40%、10.71%和9.6%，且T1 處理與對照組差異顯著（P＜0.05），表明T1 處理對土壤有機質的提升效果最好。

2.1.3 不同處理對土壤容重的影響 土壤容重是指一定容積內烘干后土壤的重量與同體積水的比值［19］。土壤容重能夠很好地反映土壤的密實程度、透氣性、透水性和土質情況。由表2 可知，與對照組相比，各個處理土壤容重均有所下降，其中T1 處理土壤容重最小，比對照組低0.18 g/cm3，且T1 與對照組差異顯著（P＜0.05），T2、T3 處理與對照組差異不顯著（P＞0.05）。T1 處理效果較好，能有效提高土壤的透氣性、透水性和保水保肥能力，更有利于植物的生長發育。

2.1.4 不同處理對可溶性鹽含量的影響 土壤中可溶性鹽是指在一定的水土比例條件下、一定時間內浸提出土壤中含有的可溶性鹽分。土壤中可溶性鹽含量達到一定數量后，會嚴重影響作物的正常生長。由表2 可知，與對照組相比，T1 至T3 處理土壤可溶性鹽的含量均有所下降，分別下降了4.60%、1.02%、1.53%，但與對照組相比均無顯著差異（P＞0.05）。

2.1.5 不同處理對交換性鈣、鎂含量的影響 鈣、鎂元素是植物生長所需大量元素之一［20］。鈣是細胞代謝的總調節者，維持著植物的正常生長，而鎂是葉綠素的重要組成成分［20，21］。由表2 可知，T1 至T3 處理均能夠有效地增加土壤中交換性鈣、鎂的含量。T1 處理交換性鈣、鎂的含量最高，交換性鈣、鎂較對照組分別增加了19.13%和32.85%，且與對照組差異顯著（P＜0.05）。

表2 不同處理對土壤理化性質的影響

2.2 不同處理養分之間的相關性分析

不同處理土壤理化性質相關性分析結果見表3。由表3 可知，土壤pH 與交換性鎂呈顯著正相關，與可溶性鹽呈顯著負相關，因為試驗區土壤偏弱酸性，通過不同處理能有效提高土壤的pH，使pH 向中性靠近，而增施有機肥與土壤調理劑均增加了土壤的有機質與交換性鈣、鎂的含量，從而導致pH 與交換性鎂呈顯著正相關。有機質與交換性鎂呈極顯著正相關，交換性鈣與交換性鎂呈正相關，有機質與交換性鈣成正相關但不顯著，因為有機質中含有大量的礦質元素，當土壤中有機質含量增加時，交換性鎂與交換性鈣也會相應增加，相互作用共同提高土壤肥力，促進植物的生長發育。

表3 不同處理土壤理化性質之間的相關性分析

2.3 不同處理對土壤鎘、鉛、鉻、砷元素的影響

不同處理下土壤中重金屬含量的變化情況見表4。由表4 可知，T1 至T3 處理土壤中鎘、鉛、鉻、砷含量無明顯差異。與對照組相比，T1 處理鎘、鉛、砷的含量有所下降，鉻含量增加了0.07 mg/kg。該結果表明，不同處理方式不能明顯改變土壤重金屬含量，土壤調理劑、有機肥都只能提高土壤有機質和礦質元素的含量，增強土壤的肥力，同時適當的調節土壤酸堿度，使土壤環境更加適宜作物的生長與發育，但不能有效地降低土壤中重金屬的含量。湖北省土壤中鎘、鉛、鉻和砷背景值分別為0.17、26.70、86.00 mg/kg和12.30 mg/kg，而試驗區、對照組重金屬鎘、鉛、鉻、砷 的 含 量 均 值 分 別 為0.34、16.70、92.70 mg/kg 和13.80 mg/kg，其中鎘、鉻、砷的含量均超過了湖北省土壤的背景值。還需要對試驗區土壤中重金屬元素做進一步生態風險評價，判斷該區域受污染程度。

表4 不同處理對土壤重金屬含量的影響（單位：mg/kg）

2.4 土壤重金屬污染評價

通過單因子指數分析法對土壤中重金屬元素進行分析評價，分析結果見表5。由表5 可知，不同處理Pb 的單因子污染指數均小于0.7，污染等級為清潔，表明研究區域Pb 無污染。Cd 的單因子污染指數T2＞CK＞T3＞T1，其中T2 處理的污染指數為2.12，表現為中度污染，T1、T3、CK 的污染指數為1～2，表現為輕度污染。Cr、As 單因子污染指數在1.00～1.21，且均表現為輕度污染。該結果表明，研究區域內土壤中Cd 污染最嚴重，其中T2 處理表現為重度污染，CK 處于輕度污染與中度污染的臨界值，若在條件合適的情況下，可以采取適當的措施減輕該區域土壤中重金屬的污染風險。

表5 不同處理土壤中重金屬的單因子分析

研究區域內重金屬進行單因子潛在生態風險分析與綜合污染潛在生態風險分析見表6。由表6 可知，不同處理土壤中Pb、Cr、As 的單因子潛在生態風險指數均小于40，屬低潛在生態風險。Cd 的單因子潛在生態風險指數均介于40～80，屬于中生態風險。土壤中單因子潛在生態風險指數順序依次為，Cd＞As＞Pb＞Cr。不同處理土壤重金屬的綜合潛在生態風險指數（RI）分別為T2＞CK＞T3＞T1，且RI均小于150，土壤中重金屬綜合潛在生態風險等級均為低。研究區域內Cd 的潛在生態風險最高，造成該現象的原因可能是由于當地人類不合理的活動。

表6 不同處理土壤中重金屬的潛在生態風險評價

3 討論

中國南方部分地區由于常年大量施用化學肥料，導致土壤呈酸化趨勢，土壤孔隙度小，易板結，肥力逐漸下降［22，23］。研究表明，有機肥含有豐富的有機質、氮磷鉀與礦質元素，對改善土壤肥力和補充土壤養分庫具有重要作用［24，25］。土壤調理劑中含有大量的Si、Ca、Mg 等元素，且自身pH 較高，在一定程度上能夠提升土壤pH，并為土壤提供大量礦質元素［26］。合理施用有機肥與土壤調理劑能有效改善土壤肥力與孔隙度等問題。本研究結果表明，施用有機肥與土壤調理劑后，土壤pH、有機質、容重、可溶性鹽、交換性鈣、交換性鎂均得到改善，其中T1 處理有機質、容重、交換量鈣和交換量鎂與對照差異顯著，這與邱吟霜等［27］研究結果一致。不同養分相關性分析研究表明，土壤pH 與交換性鎂呈顯著正相關，與可溶性鹽呈顯著負相關，有機質與交換性鎂呈極顯著正相關，進一步說明有機肥與土壤調理劑在一定程度上能夠改善土壤結構，增加土壤有機質，調節土壤pH，抑制水溶性鹽上移，降低土壤可溶性鹽的含量［28］。

耕地土壤中重金屬含量受人類活動影響較大，重金屬一旦進入土壤，不能被土壤自凈能力降解而長期存在于土壤環境中，并以食物鏈的形式進入人體，對人體的免疫系統造成嚴重損害［29］。土壤調理劑與有機肥不能改變土壤重金屬含量，而研究區域鎘、鉻、砷的含量均超過了湖北省土壤的背景值，其中研究區域內土壤中Cd 的污染最嚴重，屬于中生態風險，造成這種原因可能存在以下幾點，一是由于當地背景值偏高；二是當地灌溉水受到污染，灌溉水中重金屬含量較高；三是附近工業區對此地造成污染；四是化學肥料的大量施用。因此需要加強對附近灌溉水檢測，防治受重金屬污染的灌溉水進入農田，同時防止工業粉塵對農田土壤的污染。

4 結論

1）通過對研究區域內不同處理下的土壤養分含量進行分析，發現施用1 500 kg/hm2土壤調理劑與4 500 kg/hm2有機肥能夠較好地調節土壤pH，增加土壤有機質、交換性鈣、交換性鎂的含量，改善土質，降低土壤容重，使土壤環境能夠更好的適應植物的生長與發育。

2）土壤pH 與交換性鎂呈顯著正相關，與可溶性鹽呈顯著負相關，有機質與交換性鎂呈極顯著正相關，表明有機肥與土壤調理劑在一定程度上能夠改善土壤結構。

3）不同處理對土壤中鎘、鉛、鉻、砷的影響無明顯差異，研究區域內土壤中Cd 的污染最嚴重，Cd 的單因子潛在生態風險指數均介于40～80，屬于中生態風險。RI均小于150，土壤中重金屬綜合潛在生態風險等級均為低。研究區域內Cd 的潛在生態風險最高，可能是由于當地人類不合理活動。