沼液還田下不同種植模式的重金屬風險評價及安全消納量分析

劉炳妤，王一佩，姚作芳，楊鈣仁,3*，徐曉楠，鄧羽松,3，黃鈺涵,3

1. 廣西大學林學院，廣西 南寧 530004；2. 中國科學院科技創新發展中心，北京 100190；3. 廣西大學林學院/廣西森林生態與保育重點實驗室，廣西 南寧 530004

中國是生豬養殖大國，隨著養殖規模的不斷擴大，畜類糞污排放量也日益增加，年排放量達到4.3×108m3，其中沼液約3.7×108m3（武淑霞等，2018），沼液的產生在一定程度上制約著養殖業的發展，如何利用沼液是目前養豬場面臨的主要難題。

沼液還田是廣西壯族自治區生豬養殖糞污資源化利用和污染治理的主要方式，養豬場糞污經過水解、酸化、產烷等過程后，一部分會轉化為有機物質，富含N、P、K，是優質的有機肥（沈其林等，2014；He et al.，2017；尹曉明等，2019），在農業生產中用途甚廣。與此同時，養豬場沼液中還含有Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 等多種重金屬元素（Sonne et al.，2019）以及抗生素等有害物質（Pu et al.，2018），長期過量施用沼液可能會引起耕地土壤和農林作物重金屬污染（Bian et al.，2014）。

由于不同地區不同種植模式的沼液需求量是不同的（趙麒淋等，2012；羅偉等，2019），而目前國內外對于此類研究開展的比較少，且多采用盆栽實驗方法進行試驗，以期確定土壤對沼液重金屬的安全消納量。但是盆栽實驗沒有考慮到淋失和徑流等養分損失的過程，得出的精確澆灌量比實際消納量小，因此難以有效應用到農業生產中。此外，中國生豬養殖集約化程度越來越高，產生的糞污越來越集中（惠曉紅等，2016；王敏鋒等，2016），為了解決糞污堆積問題，部分養豬場糞污在還田時，并非僅從作物對養分的需求量角度來確定各種耕地沼液施用量，而是增加了提高沼液消納量的想法（毛正榮等，2019；楊琴等，2021；于樂，2022）。

過量施用沼液會造成耕地土壤和農林作物重金屬污染，如何合理有效的利用沼液值得深入探討。鑒于此，本研究通過真實農業種植環境，結合實地調查取樣情況，對土壤重金屬環境容納量和不同種植模式下重金屬輸入輸出平衡分析，研究各種消納沼液模式對土壤產生的環境效應和對植物產生的品質影響。探討符合廣西綠色循環生態農業的最佳沼液消納種植模式，從而為沼液在農業生產中科學化、資源化、無害化利用提供一定的理論依據。

1 研究方法

1.1 供試材料

選取廣西區規模化生豬養殖場附近，沼液澆灌量明確、種植結構穩定的13 個沼液消納地作為調查樣地，所選的13 個樣地土壤類型為赤紅壤。采集空心菜、雜交象草種植模式所澆灌的沼液，分別為容縣恒楚農牧公司（樣點8）、武鳴縣文花養殖場（樣點10）、廣西楊翔公司（樣點9、11）、博白巨浪農牧公司（樣點12、13）等4 家養殖場所產生的沼液，做重金屬含量分析，其Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 含量的平均值分別為3.830、13.520、0.610、0.025、0.211 mg·L-1，且各養殖場沼液的每種重金屬含量之間差異不明顯（養殖場沼液重金屬含量見圖1），因此以該平均值作為計算空心菜種植模式、雜交象草種植模式下的沼液消納容量的沼液重金屬含量值。各樣地位置、沼液澆灌情況和植物結構見表1。

圖1 沼液重金屬含量Figure 1 Heavy metal content in biogas slurry

表1 樣點基本信息Table 1 Basic information of sample points

1.2 采樣及測定方法

于各樣地蔬菜與果實成熟采摘時間，進行土壤與植物樣品的取樣工作，即2018 年8－12 月。土壤樣品采用五點法，采集0－20 cm 土層土壤和20－40 cm 土層土壤。采集土樣后，挑出根系、石粒等雜質，使用四分法分別取0－20 cm 土層土壤混合樣和20－40 cm 土層土壤混合樣各2 kg，裝入自封袋帶回實驗室進行試驗。對照樣地為各實驗樣地周邊不施用沼液澆灌的農田，距離試驗農田最近距離約為50 m。

植物樣品采集按照葉類蔬菜、油料作物、藥材、果樹、牧草、用材林等6 種植物類型分類采樣。葉類蔬菜、油料作物、藥材等植物樣品在各樣地按照“S”形布點，采集整株樣品，混合樣不少于1 kg。果樹類在各樣地隨機選擇5 株樹齡、生長勢一致的正常株，分別采集其根、葉、果。根系于樣木冠層滴水線向內50 cm 的東西南北4 個方位設置4 個采樣點，挖掘0－40 cm 土層的根系并混勻，采樣量約0.2 kg；葉片采集樣木冠層中部的東西南北4 個方位樹枝上的成熟葉片并混合，采樣量約為0.5 kg；果實于每棵樣木上4 個方位進行采摘并混合，選擇大中小形狀的果實組成平均樣，總量不少于1.5 kg。牧草在其樣地按照五點采樣法采集整株牧草，共采集5株。用材林的根、葉與果樹類樣品采集方法相同。

土壤樣品室內自然風干后，全部過0.85 mm 篩，用四分法分成兩份，一份直接用于土壤pH 值分析，另一份過0.15 mm 篩，用于重金屬Cu、Zn、Pb、Cr、Cd 全量分析。植物樣品經蒸餾水淋洗干凈后，在105 ℃條件下殺青，降溫至65－75 ℃烘干至質量恒定，再研磨過0.25 mm 篩，用于養分和重金屬元素分析。土壤pH 值用pH 計（土水比1∶2.5）測定，各樣點pH 值見圖2。沼液樣品、土壤樣品、植物樣品分別用HCl-HNO3-HF-HClO4、HCl-HNO3-HF、HNO3-HClO4消解后，使用電感耦合等離子體質譜法（ICP-MS）測定其重金屬含量（魏復盛，1989；中國環境監測總站，1998；楊劍虹等，2008）。

圖2 各樣點0－40 cm 土層土壤pH 值Figure 2 pH values of 0-40 cm soil layers at various points

1.3 計算和評價方法

單因子污染指數：

式中：

Ipi——土壤（植物）中i污染物的污染指數；

wmi——i種重金屬的實測含量（mg·kg-1）；

wsi——土壤（或植物）的i重金屬的限量標準值（mg·kg-1）。土壤重金屬的限量標準值采用中華人民共和國國家標準GB 15618—2018 中農用地土壤污染風險篩選值（中華人民共和國生態環境部，2018）；植物可食用部分重金屬限量標準值采用中華人民共和國食品安全國家標準GB 2762—2017中的限量值（中華人民共和國國家食品藥品監督管理總局，2017）。

內梅羅綜合污染指數IN：

式中：

Ipimax——土壤重金屬元素中污染指數最大值；

Ipiave——土壤各重金屬污染指數的平均值。

式中：

wmi——i種重金屬的實測含量（mg·kg-1）；

wsi——土壤的i種重金屬的限量標準值（mg·kg-1）；

樣點多個重金屬的潛在生態危害指數Ir：

單因子污染指數法分級標準和多項綜合污染指數法分級標準參考寧曉波等（2009）的標準；潛在生態危害指數法分級標準參考徐晨等（2019）的標準。具體分級標準見表2。

表2 污染指數與污染程度等級劃分Table 2 Pollution Index and classification of pollution degree

沼液消納容量：

式中：

Qi——以i元素為限量指標的耕地0－40 cm 土壤沼液消納容量（m3·hm-2）；

wsi——土壤中i元素的限量標準值（mg·kg-1）；

wbi——土壤中i元素的背景值（mg·kg-1）；

ρbsi——廣西養豬場沼液中i元素含量的平均值（mg·L-1）；

σpi——通過收獲植物而輸出的i元素含量（g·hm-2）；

1.1——土壤的容重（g·cm-3）；

0.4——土壤深度（m）；

104——換算單位系數（m2·hm-2）（夏增祿等，1992。公式中的量符號經修改）。

1.4 數據處理

試驗所得數據采用Excel 2022 進行處理、SPSS 27.0 統計分析軟件進行相關性分析（大小采用Pearson 指數）、OriginPro 2022 進行數據圖繪制。

2 結果與分析

2.1 土壤污染評價

根據圖3 顯示，單因子污染指數（Ipi）方面，在13 個樣點中，Cu 和Zn 在0－20 cm 和20－40 cm土層出現輕微及以上的樣點數相同且最多（圖3a、圖3b），分別為6 個和5 個，占樣點總數的46.2%和38.5%；Pb 和Cr 的污染情況最輕（圖3c、圖3e），13 個樣點的0－20 cm 土層土壤均顯示為清潔，20－40 cm 土層土壤出現輕微級污染的樣點數分別為2 個和1 個。0－20 cm 土層土壤有3 個樣點出現Cd污染，其中2 個為重度污染，在20－40 cm 土層有1 個樣點的Cd 指數為中度污染（圖3d）。0－20 cm土層共有9 個樣點（占總數的69.2%）的IN呈現輕微及以上污染，輕微、中度、重度和極重度占樣點總數的比例分別為30.8%、15.4%、15.4%和7.6%；在20－40 cm 土層，共有7 個樣點（占總數的53.8%）IN出現輕微及以上程度污染，其中，中度污染樣點最多，為5 個，占總數的38.5%（圖3f）。在0－20 cm 土層，有2 個樣點的Ir值呈現輕微的潛在生態危害指示，而20－40 cm 土層的潛在生態危害指示均顯示為清潔（圖3g）。

圖3 不同種植模式下0－40 cm 土層土壤重金屬污染指數和潛在生態危害指數Figure 3 Heavy metal pollution index and potential ecological hazard index of 0-40 cm soil layer under different planting patterns

比較13 個樣點的2 個土層各污染指數平均值，發現0－20 cm 土層土壤Cu 和Zn 的污染指數平均值比20－40 cm 的分別高13.1%和38.6%，均達到輕微污染，而20－40 cm 土層土壤為清潔水平，表明澆灌沼液對0－20 cm 土層土壤的Cu、Zn 污染風險要大于其下層。而0－20 cm 土層土壤的Pb、Cd、Cr 污染指數平均值與其20－40 cm 的基本相同，均為清潔。此外，0－20 cm 土層土壤的IN和Ir值比20－40 cm 的分別高35.5%和49.4%，0－20 cm 和20－40 cm 土層的IN值分別處于中度、輕微污染水平，而Ir值均處于清潔水平，表明IN值比Ir值對污染的響應可能更為靈敏。

由表3 可知，0－20、20－40 cm 土層土壤的Cu、Zn 污染指數和0－20 cm 土層土壤的IN值與沼液澆灌總量存在顯著（P＜0.05）的Pearson 線性正相關關系。0－20 cm 和20－40 cm 土層土壤的Pb、Cd 和Cr 污染指數與沼液澆灌總量的Pearson 線性相關不顯著，而沼液年均澆灌量與所有污染指數的Pearson 線性相關不顯著。

表3 沼液澆灌量與土壤重金屬污染指數的相關性分析Table 3 Correlation analysis between biogas slurry dosage and soil heavy metal pollution index

2.2 植物可食器官污染評價

如圖4 所示，13 個樣點中采集到可供人食用植物器官的樣點有9 個、雜交象草樣點3 個。

圖4 植物可食器官重金屬污染指數Figure 4 Index of heavy metal contamination in edible organs of plants

由于Cu、Zn 是人體需求量較大的有益元素，中國的農產品質量標準中已經移除了Cu、Zn 的限量要求，因此，施用養豬場沼液對作物質量安全的威脅主要是Pb、Cd、Cr。在9 個食品生產樣點中，出現Pb 污染的共6 個，占66.7%，其中，污染等級輕微的為3 個，中度1 個（樣點2，柑橘），重度1 個（樣點9，空心菜葉），極重1 個（樣點4，沙梨），果實類產品中有4 個樣點出現Pb 超標。出現Cd 污染的樣點只有1 個，為樣點7 的南瓜葉片；出現Cr 污染的有4 個，占44.4%，其中輕微污染的1 個（樣點2，柑橘），其余3 個均為極重度污染（樣點6 巴西人參塊根、樣點7 南瓜苗、樣點9 空心菜葉）；IN處于污染的共有8 個，占88.9%，其中中度的有3 個，重度的1 個，極重度的4 個，樣點7 南瓜苗的IN值達12.43，在所有樣點中最高。

在4 個雜交象草樣點中，Pb、Cd 指標均處于清潔狀態，而樣點13 的雜交象草莖稈中的Cr 污染指數與IN值呈現輕微污染，葉片未出現污染。

2.3 不同種植模式下沼液的消納容量

根據中華人民共和國農用地土壤國家標準（GB 15618—2018）規定，Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 的限量值在不同土壤pH 值、不同土地利用類型下是不同的，具體到本研究，其限量值分別為50、200、70、0.3、150 mg·kg-1。根據沼液消納容量公式，在不考慮植物對重金屬的各種輸出情況下，可求出廣西耕地0－40 cm 土壤（容重以1.1 g·cm-3計）Cu 、Zn、Pb、Cd、Cr 含量不超標的理論消納容量（Qi），分別為1.279×104、3.110×104、2.026×105、5.280×103和1.925×106m3·hm-2，Cr 的理論消納容量最大，其次是Pb、Zn、Cu，Cd 的理論消納容量最小。根據表4 所示，如以收獲空心菜、雜交象草重金屬含量作為這兩類耕地土壤重金屬的唯一輸出，則可計算這兩類耕地Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 的沼液最大消納量，空心菜的分別是1.280×104、3.111×104、2.026×105、5.284×103、1.925×106m3·hm-2，雜交象草的分別是1.289×104、3.148×104、2.026×105、5.468×103、1.926×106m3·hm-2，空心菜種植模式的最大沼液消納量與理論值差異不大，而雜交象草種植模式下沼液消納容量得到提升，這可能是因為雜交象草收獲生物量大、輸出重金屬元素含量高的緣故。

表4 土壤重金屬消納容量Table 4 Heavy metal absorption capacity of soil

3 討論

沼液安全高效利用的前提是保證土壤和農林作物重金屬含量不超標。在本研究中，0－20 cm 土層土壤出現Cu、Zn 污染的樣點數最多，Cd 次之，Pb、Cr 均顯示為清潔，這主要是由于Cu、Zn 通過沼液的輸入強度比其余3 種元素大而造成的。當然，土壤重金屬污染程度還受到植物吸收量、沼液澆灌量、土壤本底含量以及該種元素的限量標準等綜合影響（楊軍香等，2016；周靈君等，2017），在不同種植模式下消納沼液，土壤的重金屬污染風險是不同的。如雜交象草（樣點12）與空心菜（樣點8）沼液澆灌量相同的情況下，雜交象草樣地（樣點12）中土壤重金屬各污染指數均顯示為清潔，而空心菜樣地（樣點8）中0－20 cm 土層土壤的Cu、Zn 的污染指數均顯示為輕微及以上，這說明相同沼液澆灌量下，空心菜對重金屬的吸收量較小，雜交象草對土壤重金屬的吸收量較大。而以往研究發現，土壤重金屬污染程度與沼液澆灌總量呈正相關（王一佩，2018），因此即使雜交象草對重金屬吸收量較大，在澆灌量超標的情況下，也會超出土壤環境容量負擔，造成土壤重金屬污染。如雜交象草3 個樣點（11、12、13）中，樣點11、12 的土壤重金屬污染指數均顯示為清潔，樣點13 的0－20 cm 土層土壤的Cu、Zn 污染指數顯示為輕微及以上，主要是由于樣點13 的沼液澆灌量高于樣點11、12，超出了該種植模式下土壤對沼液重金屬的消納能力。

沼液對于農林作物的影響主要在于其可食器官部分，過量施用沼液會導致Pb、Cd、Cr 超標。根據實驗結果顯示，植物器官中重金屬風險水平主要與沼液澆灌量、植物種類以及重金屬限量值有關。具體到本研究中，12 個可食植物樣點中，受Pb 污染的樣點數最多，其次是Cr、Cd。Cd 污染指數顯示只有一個樣點7（南瓜苗莖葉）出現輕微污染，而Pb 污染指數顯示果實類的4 個樣點（2、3、4、5）與蔬菜類2 個樣點（9、10）均出現超標現象。這主要是因為Pb 對人體毒性較高，各國對食品Pb 限量值（≤0.3 mg·kg-1）比較低，加之沼液Pb含量相對較高（遠高于Cd、Cr）。而在3 個雜交象草的樣點（11、12、13）中，牧草葉片與牧草莖的Pb、Cd 污染指數均處于清潔狀態，這主要是因為中華人民共和國飼料衛生標準中牧草的重金屬限量值比蔬菜類重金屬限量值高，Pb 含量限量值（30 mg·kg-1）是新鮮蔬菜的100 倍，Cd 含量限量值比新鮮蔬菜高5 倍以上，并且牧草收獲生物量大，對重金屬輸出量較高，因此，施用沼液不容易引起牧草Pb、Cd 污染。同時根據內梅羅綜合污染指數來看，蔬菜類（樣點7）與牧草類（樣點12）在相同沼液澆灌總量下，蔬菜類（樣點7）的IN值為極重度污染，牧草類（樣點12）IN值顯示為清潔；而果實類4 個樣點（2、3、5、6）的沼液澆灌總量在小于蔬菜類（樣點8）的情況下，果實類IN值均顯示為污染，蔬菜類顯示為清潔，因此沼液重金屬對不同植物可食器官污染的風險水平一般是水果類＞蔬菜類＞牧草類。

綜上所述，施用沼液對土壤的主要污染是Cu、Zn，Cd 次之，而后是Pb，Cr 污染風險最小；對作物污染最嚴重的是Pb，Cr 次之，Cd 污染風險最小。不同種植模式下，土壤和作物重金屬風險不同，其對沼液的消納能力也就不同，因此在進行沼液消納時，為了保證土壤和作物的質量安全，要考慮土壤對重金屬的承載能力和作物受沼液重金屬污染的澆灌臨界值，即沼液安全消納量。在本研究中，木本水果的Pb 含量均出現超標，即使是沼液澆灌量比較少（樣點2，柑橘，90 m3·hm-2·a-1）的情況下果實也出現超標，因此，相對而言，在對木本果樹進行沼液澆灌時需謹慎，其施用量不宜太多（澆灌量＜90 m3·hm-2·a-1）。葉類蔬菜的4 個樣點（7、8、9、10）中在最小年沼液澆灌量（樣點9，年澆灌量135 m3·hm-2）下，土壤0－20 cm 土層Cd 污染指數和IN數值分別顯示為輕度與中度污染，與此同時，上述4 個樣點的植物可食用部分，樣點7（南瓜苗）的Cd 污染指數顯示為輕微污染，Cr 污染指數和IN數值達到極重度污染水平，樣點9（空心菜）的Pb污染指數達到重度污染水平，Cr 污染指數和IN數值亦達到極重度污染水平，因此，在廣西，葉類蔬菜的沼液安全澆灌量應以小于135 m3·hm-2·a-1為宜。

根據表4 所示，種植空心菜的最大沼液消納量與理論值差異不大，而種植雜交象草情況下沼液消納容量得到提升，同時該模式下土壤和作物重金屬污染風險最小，因此在本研究中，雜交象草種植模式對沼液的消納能力以及承載能力最佳。此外，由于用材林、牧草類作物對重金屬沒有限量要求，在對其施用沼液時主要考慮維持土壤環境質量安全。在雜交象草的3 個樣點中，樣點11、12 中土壤的各重金屬污染指數均顯示為清潔，如以本研究中雜交象草沼液年澆灌量最高的樣點11 的年沼液澆灌量（563 m3·hm-2）為計算依據，以表4 中雜交象草耕地的最小的Cd 消納容量為限制因子（5.468×103m3·hm-2），則可計算出，在這種澆灌強度下可連續澆灌9 年而維持土壤重金屬含量不超標，因此廣西地區雜交象草種植模式的沼液適宜安全消納量為560 m3·hm-2·a-1。已有研究發現，每年沼液澆灌量為207 m3·hm-2的桉樹生長良好（李金懷等，2012），本研究中，樣點1 的桉樹在年澆灌量225 m3·hm-2下土壤沒有出現重金屬含量超標，因此桉樹用材林對沼液的適宜安全消納量為225 m3·hm-2·a-1，與李金懷等人研究結果相近。

4 結論

本研究詳細調查和分析了廣西壯族自治區13個樣點的土壤和植物Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 等重金屬在不同沼液澆灌量與沼液澆灌年限下的污染風險程度，以及不同種植模式對沼液的消納容量，得到的結論主要如下：

（1）土壤對5 種重金屬元素的理論消納容量大小為Cr＞Pb＞Zn＞Cu＞Cd，土壤重金屬污染程度主要取決于沼液澆灌量的大小，施用沼液后，土壤最易發生Cu、Zn 的污染，Cd 次之，Cr 污染風險最小。

（2）農林作物受污染程度主要與沼液澆灌量、重金屬限量值有關。澆灌沼液對不同作物不同器官的Pb、Cd、Cr 污染指數亦有明顯差異，葉類蔬菜和木本水果等食品安全風險主要是Pb 的污染，Cr次之，Cd 污染風險最小；對果實類污染最大，蔬菜類莖葉次之，牧草類污染風險最小。

（3）不同種植模式對沼液消納能力不同，木本果樹類對重金屬的限量值較小，因此木本果樹的沼液安全消納量最小，應以小于90 m3·hm-2·a-1為宜，其次是葉類蔬菜，應以小于135 m3·hm-2·a-1為宜，速生用材林沼液安全消納量約為225 m3·hm-2·a-1，而雜交象草的沼液安全消納量較高，約為 560 m3·hm-2·a-1。整體來說，以土壤質量和重金屬為控制目標時，雜交象草種植模式，可以作為消納沼液的首選。