發(fā)布時間：2020-10-25 01:19

　　 菌渣量大且含有豐富的營養(yǎng)成分,施用菌渣能提高土壤質量,改善作物品質。但目前菌渣的循環(huán)利用率較低,造成了資源浪費和環(huán)境污染。菌渣中殘留有一定量的重金屬,長期施用可能造成土壤重金屬污染風險并通過食物鏈危害人體健康。研究表明,重金屬風險更多地取決于其形態(tài)和生物有效性。所以試驗依托成都平原常見的稻麥輪作制度,探究菌渣還田對土壤重金屬形態(tài)及生物有效性的影響。為了使田間試驗與一般施肥管理具有一致性和可比性,便于系統(tǒng)性分析,試驗以常規(guī)施氮量為平衡基準,以菌渣帶入氮量為施肥量的計算基礎,并用菌渣施用量計算重金屬Cu、Cd、Pb、Zn的帶入量。試驗共設8個處理,分別為不施肥對照(CK)、常規(guī)化肥對照(CF)、菌渣提供25%N(M1)、菌渣提供50%N(M2)、菌渣提供75%N(M3)、菌渣提供100%N(M4)、菌渣提供125%N(M5)和菌渣提供150%N(M6)。試驗采集水稻和小麥成熟期的土壤和作物樣品,采用BCR連續(xù)提取法提取土壤中重金屬的弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài),采用原子吸收光譜法測定土壤和作物籽粒中重金屬Cu、Cd、Pb、Zn的總量及土壤重金屬各形態(tài)含量,并對土壤重金屬各化學形態(tài)的生物有效性進行分析。同時進一步對土壤重金屬總量和形態(tài)進行生態(tài)污染評價,對作物進行健康風險評價,以期得到適宜的菌渣還田施肥方案,為成都平原菌渣還田的利用與推廣提供支撐與依據(jù)。得到以下研究結果:(1)水稻季和小麥季土壤重金屬Cu、Pb、Zn的總量隨菌渣施用量增加呈上升趨勢;土壤重金屬Cd的總量隨菌渣施用量增加呈先減少后增加的趨勢。水稻季時土壤Cd含量在M1和M2處理下與常規(guī)化肥CF處理相比顯著降低了6.60%和4.51%;小麥季時土壤Cd含量在M1和M2處理下與常規(guī)化肥CF處理相比顯著降低了7.64%和6.15%。(2)除個別重金屬元素外,施用菌渣后土壤重金屬形態(tài)發(fā)生了惰性轉化,由生物有效性較高的形態(tài)轉化為生物有效性較低的形態(tài)。與常規(guī)化肥對照相比,M2處理能降低水稻季土壤重金屬的活性態(tài)分配系數(shù),菌渣與化肥配施(M1~M3)處理可以降低小麥季土壤重金屬的活性態(tài)分配系數(shù)。(3)小麥籽粒中的重金屬含量高于水稻籽粒。在M1~M6處理下,作物籽粒中的重金屬含量隨菌渣施入量的增加均呈上升趨勢。與常規(guī)化肥對照相比,M1處理顯著降低了水稻籽粒中重金屬Cu、Cd、Pb、Zn的含量和小麥籽粒中重金屬Cd、Pb和Zn的含量。(4)除土壤中重金屬Pb和Zn的活性態(tài)含量和水稻籽粒重金屬含量間無顯著相關性外,其余重金屬活性態(tài)含量與作物籽粒重金屬含量間均有顯著或極顯著相關性,說明可以用活性態(tài)含量來表征土壤重金屬的生物有效性。通過多元線性回歸方程分析可知,在不同的土壤環(huán)境中重金屬各形態(tài)的生物有效性不同。總體來說,可還原態(tài)對水稻籽粒重金屬含量影響大,生物有效性高;弱酸提取態(tài)和可氧化態(tài)對小麥籽粒重金屬含量影響大,生物有效性高。(5)與常規(guī)化肥CF相比,水稻季時和小麥季時,土壤pH在M1處理下顯著提高了0.13和0.16個單位;土壤有機質在M1~M6處理下顯著提高了9.15%~21.19%和8.32%~16.67%;土壤CEC在M1~M6處理下顯著提高了15.58%~20.77%和13.14%~20.52%。相關分析結果表明,影響土壤重金屬活性態(tài)含量的主要因子是pH和OM,其中土壤重金屬生物有效性與土壤pH均呈負相關關系,與OM均呈正相關關系,CEC對土壤重金屬各活性態(tài)生物有效性的影響相對較弱。(6)土壤重金屬內梅羅綜合指數(shù)分析法和潛在生態(tài)風險法表明,水稻季和小麥季土壤在各處理下均處于無污染狀態(tài),且在M1處理下土壤的污染風險最小。土壤重金屬次生相原生相比值法表明,M1和M2處理較常規(guī)化肥對照處理可以降低重金屬次生相所占比例,減少重金屬對環(huán)境的潛在危害。健康安全風險評價法分析表明,菌渣和化肥配施(M1~M3)較常規(guī)化肥對照處理而言可以降低當?shù)厝耸秤妹酌鎸θ梭w健康的威脅,且籽粒的健康風險在M1處理下最低。建議:綜合各評價方法,M1處理即菌渣提供25%N與化肥配施的處理方案帶來的重金屬污染風險最小。因此適宜成都平原稻麥輪作的具體施肥方案為:水稻季施用菌渣2408kg·hm~(-2),尿素245kg·hm~(-2),過磷酸鈣121kg·hm~(-2),鉀肥47kg·hm~(-2);小麥季施用菌渣2890kg·hm~(-2),尿素293kg·hm~(-2),過磷酸鈣146kg·hm~(-2),鉀肥56kg·hm~(-2)。
【學位單位】：四川農(nóng)業(yè)大學
【學位級別】：碩士
【學位年份】：2018
【中圖分類】：X53
【部分圖文】：

圖 3.1 水稻季土壤重金屬活性態(tài)含量與籽粒重金屬含量之間的相關關系Fig.3.1 Correlation between heavy metals active form of soil and heavy metals in rice grain3.3.1.2小麥季土壤重金屬活性態(tài)與作物籽粒重金屬含量的相關分析如圖 3.2，通過線性回歸分析得到土壤重金屬 Cu、Cd、Pb 和 Zn 活性態(tài)含量小麥籽粒重金屬含量之間的關系分別為 yCu= 0.699x-6.530，P =0.015<0.05；yCd=1.0x+0.034，顯著性 P<0.01；yPb= 0.009x-0.056，顯著性 P<0.01；yZn=1.33x-27.25，顯性 P<0.01。表明小麥季時土壤重金屬 Cu 活性態(tài)含量與小麥籽粒重金屬含量之間性回歸關系具有顯著正相關性，土壤 Cd、Pb 和 Zn 活性態(tài)含量與小麥籽粒重金屬量之間線性回歸關系具有極顯著正相關性。

圖 3.1 水稻季土壤重金屬活性態(tài)含量與籽粒重金屬含量之間的相關關系Fig.3.1 Correlation between heavy metals active form of soil and heavy metals in rice grain3.3.1.2小麥季土壤重金屬活性態(tài)與作物籽粒重金屬含量的相關分析如圖 3.2，通過線性回歸分析得到土壤重金屬 Cu、Cd、Pb 和 Zn 活性態(tài)含量與小麥籽粒重金屬含量之間的關系分別為 yCu= 0.699x-6.530，P =0.015<0.05；yCd=1.092x+0.034，顯著性 P<0.01；yPb= 0.009x-0.056，顯著性 P<0.01；yZn=1.33x-27.25，顯著性 P<0.01。表明小麥季時土壤重金屬 Cu 活性態(tài)含量與小麥籽粒重金屬含量之間線性回歸關系具有顯著正相關性，土壤 Cd、Pb 和 Zn 活性態(tài)含量與小麥籽粒重金屬含量之間線性回歸關系具有極顯著正相關性。

.4.1 菌渣還田對土壤理化因子的影響4.1.1 菌渣還田對土壤 pH 的影響由圖 3.3 可知，在 M1 ~ M6 處理下，隨著菌渣施入量的增加，水稻季和小麥土壤 pH 均呈下降趨勢。這可能是由于菌渣施入量的增加使有機肥分解轉化產(chǎn)有機酸增多，從而降低了土壤 pH[152]，而且作物的根系分泌物對土壤 pH 下降一定作用[153]。水稻季和小麥季的土壤 pH 在常規(guī)化肥 CF 處理下較空白處理 CK 分別下降05 和 0.03 個單位，這可能是因為氮肥促進土壤有機質降解，加速硝化作用，降土壤的 pH 值[154]。與常規(guī)化肥 CF 相比，水稻季時土壤 pH 在 M1 處理下顯著了 0.13 個單位；小麥季時土壤 pH 在 M1 和 M2 處理下顯著提高了 0.16 和 0.1位。總體而言，除 M6 處理外，其余處理下的土壤 pH 均高于常規(guī)化肥 CF 處理土壤 pH。說明菌渣和化肥配施可以有效緩解由于施用化肥造成的土壤酸化趨
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本文編號：2855249