不同修復(fù)方式下土壤-稻谷中重金屬含量特征及其評(píng)價(jià)

楊海君，張海濤，劉亞賓，許云海，戴金鵬

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不同修復(fù)方式下土壤-稻谷中重金屬含量特征及其評(píng)價(jià)

楊海君1，張海濤1，劉亞賓1，許云海1，戴金鵬2※

（1. 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)植物保護(hù)學(xué)院，長(zhǎng)沙 410128；2. 長(zhǎng)沙縣農(nóng)業(yè)和林業(yè)局，長(zhǎng)沙 410100）

為探究不同修復(fù)方式對(duì)重金屬污染土壤理化性質(zhì)、土壤-稻谷中總Pb、總Cd、無機(jī)As含量的影響，2016年3月—11月以水稻品種“株兩優(yōu)819”為材料，以長(zhǎng)沙縣黃花鎮(zhèn)某合作社的承包田為試驗(yàn)對(duì)象，設(shè)計(jì)6組不同修復(fù)方式，T1不做任何處理，T2施用生石灰，T3施用生石灰并進(jìn)行優(yōu)化水分管理，T4施用生石灰和楚戈土壤重金屬調(diào)理劑并進(jìn)行優(yōu)化水分管理，T5施用生石灰和噴施葉面阻控劑并進(jìn)行優(yōu)化水分管理，T6施用生石灰和楚戈土壤重金屬調(diào)理劑及葉面阻控劑并進(jìn)行優(yōu)化水分管理。運(yùn)用地累積指數(shù)、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)和危險(xiǎn)指數(shù)法對(duì)土壤及其上生長(zhǎng)的稻谷進(jìn)行重金屬污染評(píng)價(jià)。結(jié)果表明，T1～T6修復(fù)后土壤中的陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)及pH值與修復(fù)前相比均有變化，其中土壤中pH值增幅為0.033～1.017；T1～T6修復(fù)后土壤中的無機(jī)As含量增幅為0.072～1.481 mg/kg，而總Pb和總Cd含量均下降，降幅分別為0.481～3.133、0.038～0.113 mg/kg，且T4修復(fù)后土壤中的總Pb、總Cd含量下降最明顯，分別下降了0.120、3.133 mg/kg；T6修復(fù)后稻谷中的總Cd含量略低于國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，T1～T5修復(fù)后稻谷中的總Cd含量均超出國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，其中T1修復(fù)后稻谷中的總Cd含量超出國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)4.5倍；T1～T6修復(fù)下稻谷的危險(xiǎn)指數(shù)（hazard index, HI）順序?yàn)門1>T2>T3>T5>T4>T6，其中T6修復(fù)危險(xiǎn)指數(shù)最小，說明多種修復(fù)方式的聯(lián)合使用比單獨(dú)種植低鎘水稻品種修復(fù)效果好，更有利于研究區(qū)的稻谷安全與人體健康。

土壤；重金屬；污染；不同修復(fù)方式；稻谷；危險(xiǎn)指數(shù)

0 引 言

土壤是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的基礎(chǔ)，也是農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全的第一道關(guān)口[1]。受到成土母質(zhì)、成土因素、灌溉用水、人為活動(dòng)等因素的影響，各類污染物聚集到土壤中，并通過農(nóng)作物進(jìn)入食物鏈，對(duì)居民身體健康造成嚴(yán)重危害。相對(duì)于酸、堿、鹽類及有機(jī)農(nóng)藥等污染，土壤中重金屬污染具有復(fù)雜性、滯后性、隱蔽性和長(zhǎng)期性等特點(diǎn)，很大程度上增加了土壤重金屬污染的處理難度[2]。

目前農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)的主要方法為物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)、生物修復(fù)、工程技術(shù)措施及農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)[3-6]。其中，施用土壤改良劑、優(yōu)化土壤水分管理、種植低富集植物以及噴灑葉面阻控劑等成為最常用方式[7-9]。已有研究發(fā)現(xiàn)，土壤改良劑能改善土壤結(jié)構(gòu)，調(diào)節(jié)土壤養(yǎng)分[10]；優(yōu)化土壤水分管理模式能改變土壤氧環(huán)境，從而影響植物對(duì)土壤重金屬的吸附量[11]；葉面阻控劑能降低植物對(duì)重金屬的吸附量[12]；還有研究者從水稻的遺傳差異性出發(fā)，開展了種植低鎘水稻品種方面的研究[13]。以上研究者利用各種修復(fù)技術(shù)從不同角度對(duì)農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)進(jìn)行了研究，對(duì)降低土壤重金屬污染有一定的意義，但單一土壤修復(fù)技術(shù)存在修復(fù)不徹底、修復(fù)效果差、適應(yīng)性不強(qiáng)以及難以推廣等缺點(diǎn)。而采用聯(lián)合土壤修復(fù)技術(shù)不僅可以解決單一土壤修復(fù)技術(shù)存在的缺點(diǎn)，同時(shí)也降低了土壤修復(fù)成本提高了修復(fù)效率，已成為目前研究的熱點(diǎn)。

為了探究低鎘水稻品種（株兩優(yōu)819）、土壤改良劑（生石灰、楚戈土壤重金屬調(diào)理劑）、葉面阻控劑以及水分管理等不同修復(fù)方式對(duì)土壤及對(duì)應(yīng)土壤上生長(zhǎng)稻谷中的Pb、Cd、As含量的影響，本項(xiàng)目以長(zhǎng)沙縣黃花鎮(zhèn)某合作社的承包田為對(duì)象，研究了不同修復(fù)方式對(duì)土壤及稻谷中Pb、Cd、無機(jī)As含量的影響，運(yùn)用地累積指數(shù)、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)和危險(xiǎn)指數(shù)等方法對(duì)土壤及稻谷中的Pb、Cd等進(jìn)行了評(píng)價(jià)與分析，以期為土壤中Pb、Cd、無機(jī)As的污染治理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地為長(zhǎng)沙縣黃花鎮(zhèn)某合作社的承包田（北緯28°25′50.33″，東經(jīng)113°02′37.72″），屬于雙季稻生產(chǎn)區(qū)，土壤類型為沙泥土，成土母質(zhì)以花崗巖和河流沉積物為主，灌溉用水全部來源于山塘水。試驗(yàn)區(qū)規(guī)模養(yǎng)殖企業(yè)較多，養(yǎng)殖廢水隨意排放，耕地土壤已受到重金屬Cd的嚴(yán)重污染，土壤中Cd含量為國(guó)家土壤二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)的2倍以上。

1.2 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)過程中使用的生石灰（主要成分為氧化鈣，純度為80%）、楚戈土壤重金屬修復(fù)劑（主要成分為天然礦物材料和人工合成材料）、葉面阻控劑（主要成分為有機(jī)硅）來源于農(nóng)資市場(chǎng)，供試水稻品種為株兩優(yōu)819，試驗(yàn)時(shí)間為2016年03-26—11-26。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)選稻田面積約2 000 m2，平均分成18小塊，栽種低鎘水稻品種“株兩優(yōu)819”，將18個(gè)小塊設(shè)置成6組（即6種修復(fù)方式），每種修復(fù)方式設(shè)3組平行，其中T1為對(duì)照組，具體見表1。

表1 不同修復(fù)方式的試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.4 樣品采集與檢測(cè)

按照五點(diǎn)法采集土壤及其上生長(zhǎng)的稻谷（谷粒）樣品，每組采集1個(gè)樣品，每個(gè)樣品采集3份，每份500 g左右（鮮質(zhì)量），貼好標(biāo)簽，用密封袋帶回實(shí)驗(yàn)室處理。

稻谷樣品用自來水充分沖洗，洗去附著在表面的灰塵和泥垢，然后用去離子水沖洗3次，晾干，70 ℃下烘干至恒質(zhì)量，去殼粉碎，過50目篩。稱取0.5 g干樣至消解管中，加入5 mL硝酸，于通風(fēng)廚中靜置12 h，然后消解至溶液呈淡黃色膠狀。消解完全后將樣品取出，冷卻，加入超純水，定容至25 mL，搖勻、過濾，轉(zhuǎn)入塑料瓶中。消解后的稻谷樣品采用電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS）法測(cè)定重金屬含量。

土壤樣品去除石塊與雜物，測(cè)定pH值，然后將土樣風(fēng)干后搗碎，四分法棄取，研缽研磨至粉碎，過80目篩，乙酸銨交換法測(cè)定土壤中陽離子交換量，低溫外熱重鉻酸鉀氧化—比色法測(cè)定土壤中有機(jī)質(zhì)含量，電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS）法測(cè)定土壤中Pb、Cd、As含量。

1.5 數(shù)據(jù)分析方法

采用SPSS20.0、Excel等進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，對(duì)土壤采用地累積指數(shù)及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)；對(duì)稻谷中總Pb、總Cd和無機(jī)As采用危險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)。

1.6 評(píng)價(jià)方法

1.6.1 地積累指數(shù)法

地積累指數(shù)評(píng)價(jià)法是由德國(guó)海德堡大學(xué)沉積物研究所的科學(xué)家Muller于1979年提出的一種研究水環(huán)境沉積物中污染物污染的定量指標(biāo)，計(jì)算公式如下[14]

式中為樣品中元素的含量，mg/kg。C為土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值，常數(shù)1.5為轉(zhuǎn)換系數(shù)。按照地積累指數(shù)法，土壤重金屬污染可劃分為7個(gè)等級(jí)(見表2)。

表2 地積累指數(shù)(Igeo)及對(duì)應(yīng)污染程度

1.6.2 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法

潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法由瑞典科學(xué)家Hakanson于1980年提出，由于考慮到不同重金屬的毒性差異及環(huán)境對(duì)重金屬污染的敏感程度，能更準(zhǔn)確地表示重金屬對(duì)生態(tài)環(huán)境的影響。其計(jì)算公式為[15]

式中C為樣品實(shí)測(cè)含量，mg/kg；C為土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值，mg/kg；Tr為第種重金屬元素的毒性響應(yīng)系數(shù)；Er為第種重金屬元素潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子；RI為污染物潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)；C為第種重金屬元素污染系數(shù)。潛在生態(tài)危害分級(jí)見表3。

表3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指標(biāo)及對(duì)應(yīng)污染程度

1.6.3 危險(xiǎn)指數(shù)法

重金屬對(duì)人體健康的影響是多種元素共同作用的結(jié)果，因此，將危險(xiǎn)指數(shù)(hazard index，HI)運(yùn)用到全面評(píng)價(jià)Pb、Cd、As對(duì)人體的健康風(fēng)險(xiǎn)中[16]，計(jì)算公式如（5）、（6）、（7）所示

（5）

式中HQ1代表Pb的健康熵?cái)?shù)（health quotient，HQ）；HQ2代表Cd的健康熵?cái)?shù)；HQ3代表As的健康熵?cái)?shù)。如果HI≤1.0，表明對(duì)人體健康沒有明顯的負(fù)面影響；10＞HI>1.0表明對(duì)人體健康產(chǎn)生負(fù)面影響的可能性很大；當(dāng)HI≥10，表明重金屬對(duì)人體健康存在慢性毒性。

式中ADD為重金屬的日攝入量，mg/(kg·d)；RfD為重金屬的口服參考劑量，mg/(kg·d)；Pb、Cd、As的取值分別為0.004、0.001、0.003 mg/(kg·d)。

式中C為稻米中重金屬的含量，mg/kg；IR為農(nóng)村成年人每天的飯量，取值為0.389 kg/(人·d)；FI為攝入食物來自污染源的比例，取值為1，無量綱；EF為暴露頻率，取值為350 d/a；ED為終身暴露時(shí)間，取值為70 a；BW為農(nóng)村成年人的平均體重，取值為62.7 kg；AT為生命期望值，取值為70×365 d。

2 結(jié)果與分析

2.1 未經(jīng)修復(fù)土壤理化性質(zhì)及Pb、Cd、As含量分析與評(píng)價(jià)

未經(jīng)修復(fù)土壤理化性質(zhì)及Pb、Cd、As含量如表4所示。從表4可知，土壤中的平均pH值為6.108，呈弱酸性；有機(jī)質(zhì)平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)為52.881 g/kg；平均陽離子交換量為10.598 cmol/kg；土壤中無機(jī)As、總Pb、總Cd及有效態(tài)Cd的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為6.762、65.850、0.746、 0.411 mg/kg，其中無機(jī)As和總Pb的平均含量均未超出國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，而總Cd及有效態(tài)Cd的平均含量均超出了國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。

表4 未經(jīng)修復(fù)土壤中陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量、 pH值及Pb、Cd、As含量評(píng)價(jià)

地累積指數(shù)法評(píng)價(jià)結(jié)果發(fā)現(xiàn)，土壤中Cd的污染等級(jí)為Ⅰ級(jí)，屬輕度-中度污染程度；土壤中As、Pb及有效態(tài)Cd等重金屬的污染程度都為0級(jí)，處于清潔水平。潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子評(píng)價(jià)結(jié)果發(fā)現(xiàn)，土壤中Cd的污染等級(jí)為Ⅱ級(jí)，屬生態(tài)危害中等程度；土壤中As、Pb及有效態(tài)Cd等重金屬的污染等級(jí)都為Ⅰ級(jí)，即對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境造成了輕微危害。Pb、Cd、As等污染物潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI為78.235，土壤污染屬于低污染程度。

2.2 不同修復(fù)前后土壤中陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量及pH值的變化

T1～T6修復(fù)對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響如圖1所示。從圖1可知，各修復(fù)前后，土壤中陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量及pH值均有一定變化，但T1～T6修復(fù)對(duì)土壤陽離子交換量等的影響存在一定的差異性，其中T2、T5～T6修復(fù)后土壤中的陽離子交換量分別下降0.506、1.320、0.284 cmol/kg，而T1、T3～T4修復(fù)后土壤中的陽離子交換量分別上升1.029、0.324、1.366 cmol/kg；T2、T3修復(fù)后土壤中的有機(jī)質(zhì)含量分別下降1.732、1.627 g/kg，而T1、T4～T6修復(fù)后土壤中的有機(jī)質(zhì)含量分別上升3.734、0.817、4.544、2.790 g/kg；T1～T6修復(fù)后土壤中pH值均上升，增幅為0.033～1.017。以上結(jié)果表明，經(jīng)過不同修復(fù)后，土壤理化性質(zhì)發(fā)生了改變，但是規(guī)律并不明顯，這是由于土壤理化性質(zhì)受到試驗(yàn)溫度、土壤類型、微生物等多種因素的協(xié)同影響，如果要全面揭示溫度、土壤類型、土壤微生物等對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響效果，還有待進(jìn)一步深入研究。

圖1 不同修復(fù)前后土壤中陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量及pH值的變化情況

2.3 不同修復(fù)后土壤中Pb、Cd、As含量的檢測(cè)與評(píng)價(jià)

2.3.1 土壤中總Pb含量的檢測(cè)與評(píng)價(jià)

不同修復(fù)方式對(duì)土壤中總Pb含量影響如表5所示。由表5可知，T1～T6修復(fù)對(duì)土壤中總Pb含量存在一定的差異，與T1修復(fù)相比，T2～T6修復(fù)后土壤中的總Pb含量均下降，降幅為1.065～2.335 mg/kg，其中T4修復(fù)后土壤中Pb含量下降最明顯，總Pb含量下降了2.335 mg/kg。地累積指數(shù)評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后土壤中的總Pb污染等級(jí)均為0級(jí)，處于清潔水平，說明當(dāng)?shù)乜侾b環(huán)境背景值較低，受人類活動(dòng)的影響較小；潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后土壤中的總Pb含量污染等級(jí)均為Ⅰ級(jí)，表明T1～T6修復(fù)后土壤中的總Pb含量雖然較低，但是仍對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境造成了輕微危害。

表5 不同修復(fù)后土壤中總Pb含量及其評(píng)價(jià)

2.3.2 不同修復(fù)后土壤中總Cd含量的檢測(cè)與評(píng)價(jià)

不同修復(fù)方式對(duì)土壤中總Cd含量如表6所示。從表6可知，與T1修復(fù)相比，T2～T6修復(fù)后土壤中總Cd含量均下降，降幅為0.005～0.062 mg/kg，其中T3修復(fù)后土壤中總Cd含量下降最明顯，總Cd下降了0.062 mg/kg。地累積指數(shù)評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后土壤中總Cd污染等級(jí)均為Ⅰ級(jí)，處于輕度-中度污染水平；潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后土壤中的總Cd含量污染等級(jí)均為Ⅱ級(jí)，結(jié)果表明T1～T6修復(fù)后土壤中的總Cd含量仍對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境造成了中等危害。

表6 不同修復(fù)后土壤中總Cd含量及其評(píng)價(jià)

2.3.3 不同修復(fù)后土壤中有效態(tài)Cd含量的檢測(cè)與評(píng)價(jià)

經(jīng)T1～T6修復(fù)后，土壤中有效態(tài)Cd含量如表7所示。從表7可知，T1～T6修復(fù)對(duì)土壤中有效態(tài)Cd含量存在一定的差異。與T1修復(fù)相比，T2～T6修復(fù)后土壤中有效態(tài)Cd含量均下降，降幅為0.009～0.047 mg/kg，T6修復(fù)后土壤中有效態(tài)Cd含量下降最明顯，土壤中有效態(tài)Cd含量下降了0.047 mg/kg。地累積指數(shù)評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后土壤中的有效態(tài)Cd污染等級(jí)均為0級(jí)，處于清潔水平，表明該地區(qū)有效態(tài)Cd背景值較低；潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后土壤中的有效態(tài)Cd污染等級(jí)均為Ⅰ級(jí)，結(jié)果表明T1～T6修復(fù)后土壤中有效態(tài)Cd含量雖然較低，但仍對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境造成了輕微危害。

表7 不同修復(fù)后土壤中有效態(tài)Cd含量及其評(píng)價(jià)

2.3.4 不同修復(fù)后土壤中無機(jī)As含量的檢測(cè)與評(píng)價(jià)

經(jīng)T1～T6修復(fù)后，土壤中無機(jī)As的含量如表8所示。由表8可知，與T1修復(fù)相比，T5～T6修復(fù)后土壤中無機(jī)As含量分別上升0.047、0.131 mg/kg；T2～T4修復(fù)后土壤中無機(jī)As含量分別下降了0.073、0.548、 0.811 mg/kg，其中T4修復(fù)后土壤中無機(jī)As含量下降最明顯。地累積指數(shù)評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后的土壤中無機(jī)As污染等級(jí)均為0級(jí)，處于清潔水平，表明該地區(qū)土壤中無機(jī)As背景值較低；潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后土壤中無機(jī)As污染等級(jí)均為Ⅰ級(jí)，結(jié)果表明T1～T6修復(fù)后土壤中無機(jī)As含量雖然較低，但仍對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境造成了輕微危害。

表8 不同修復(fù)后土壤中無機(jī)As含量及其評(píng)價(jià)

2.3.5 修復(fù)前與修復(fù)后土壤中Pb、Cd、As含量變化

修復(fù)前后土壤中總Pb、總Cd、有效態(tài)Cd、無機(jī)As含量如圖2所示。由圖2可知，經(jīng)T1～T6修復(fù)后土壤中的總Pb、總Cd和有效態(tài)Cd含量較修復(fù)前均有所降低，降幅分別為0.481～3.133、0.038～0.113、0.044～ 0.111 mg/kg，其中T4修復(fù)后土壤中的總Pb、總Cd含量下降最明顯，分別下降了0.120、3.133 mg/kg。對(duì)比T1～T6修復(fù)具體操作規(guī)程（見表1）發(fā)現(xiàn)，T4修復(fù)的操作規(guī)程為“施用生石灰+優(yōu)化水分管理+楚戈土壤重金屬調(diào)理劑”，由此推斷，使用楚戈土壤調(diào)理劑對(duì)降低土壤中Pb、Cd含量具有較好的效果；此外，T1～T6修復(fù)后土壤中的無機(jī)As含量較修復(fù)前均有所上升，增幅為0.072～ 1.481 mg/kg，結(jié)合相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)[17]，土壤類型及灌溉水的pH值對(duì)土壤As的有效態(tài)影響很大，在酸性條件下，土壤中無機(jī)As以H3AsO3的方式存在，隨著pH值的升高，土壤中無機(jī)As以各級(jí)解離形式釋放出來，從而導(dǎo)致土壤及水體中無機(jī)As含量升高。

圖2 不同修復(fù)后土壤中總Pb、總Cd、有效態(tài)鎘及無機(jī)As含量的變化

綜上可知，T1～T6修復(fù)能夠降低土壤中總Pb、總Cd的含量，可在修復(fù)耕地土壤重金屬污染等方面推廣應(yīng)用，但試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤中總Pb、總Cd含量下降的同時(shí)，土壤中無機(jī)As含量卻出現(xiàn)了小幅增加，因此如何在降低土壤中總Pb、總Cd含量的同時(shí)，避免土壤中無機(jī)As污染的增加還有待進(jìn)一步探究。

2.4 不同修復(fù)方式對(duì)稻谷（谷粒）中Pb、Cd、As含量的影響與評(píng)價(jià)

經(jīng)T1～T6修復(fù)之后，稻谷中Pb、Cd、As含量如表9所示。由表9可知，T1～T6修復(fù)后稻谷中的總Pb和無機(jī)As平均含量分別為0.042～0.062、0.122～0.166 mg/kg，均在國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)（≤0.20 mg/kg）之內(nèi)；稻谷中總Cd含量為0.193～0.900 mg/kg，除T6修復(fù)后稻谷中總Cd含量略低于國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)之外，T1～T5修復(fù)后稻谷中總Cd含量均超出國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，其中T1修復(fù)后稻谷中的總Cd含量最高，達(dá)到0.900 mg/kg，超出國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)4.5倍。結(jié)合危險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)得出，T1～T6修復(fù)后稻谷的危險(xiǎn)指數(shù)（HI）均大于1，說明稻谷中總Pb、總Cd及無機(jī)As含量對(duì)人體健康產(chǎn)生危害的可能性很大，各修復(fù)后稻谷的HI排序?yàn)門1>T2>T3>T5> T4>T6。

表9 不同修復(fù)后稻谷中總Pb、總Cd、無機(jī)As含量及評(píng)價(jià)

3 討 論

通過T2～T6修復(fù)后土壤中總Pb、總Cd及有效態(tài)鎘含量較修復(fù)前均下降，而土壤中無機(jī)As含量較修復(fù)前均有所上升，這是由于土壤中pH值對(duì)重金屬的存在形態(tài)有明顯的影響。實(shí)踐中一般采用“施用生石灰”調(diào)節(jié)土壤中的pH值，改變土壤中重金屬有效態(tài)，進(jìn)而控制植物對(duì)重金屬的吸收[18-20]。徐明崗等[21]研究發(fā)現(xiàn)土壤中鎘的生物有效性隨pH升高而降低；陳宏等[22]研究也表明，隨著石灰用量的增加，土壤有效態(tài)鎘含量下降，植物各器官鎘含量降低；王新等[23]研究得到土壤中交換態(tài)Pb隨pH升高而減少，且呈極顯著負(fù)相關(guān)；唐玉朝等[24]研究發(fā)現(xiàn)，無機(jī)As在酸性條件下以H3AsO3的方式存在，隨著pH值的升高，無機(jī)As以各級(jí)解離形式釋放出來，從而使稻田土壤及水體中無機(jī)As含量升高。此外，已有研究發(fā)現(xiàn)溫度對(duì)土壤水分運(yùn)動(dòng)、離子交換、土壤有機(jī)質(zhì)含量以及稻谷根系生長(zhǎng)發(fā)育存在影響，從而改變土壤理化性質(zhì)[25-28]。本研究由于在室外進(jìn)行試驗(yàn)，試驗(yàn)面積大、環(huán)境條件復(fù)雜，因此在試驗(yàn)過程中沒有對(duì)溫度進(jìn)行監(jiān)測(cè)，有待進(jìn)一步研究。

水稻對(duì)土壤中重金屬的吸收受灌溉水、土壤改良劑及葉面阻控劑的影響。本研究中經(jīng)過水分優(yōu)化管理、施用土壤改良劑及噴灑葉面阻控劑修復(fù)后的稻谷明顯要比未經(jīng)過上述修復(fù)的水稻危害指數(shù)低。孫國(guó)紅等[29]研究發(fā)現(xiàn)，土壤處于漬水狀態(tài)，由于物理、化學(xué)及生物的還原作用，各種高價(jià)氧化物被還原，其溶解度不斷提高，使得土壤中重金屬的有效態(tài)濃度增加，農(nóng)作物對(duì)重金屬的吸附量也隨之增加；劉麗娟[30]在其研究中發(fā)現(xiàn)，添加土壤改良劑是降低土壤重金屬有效性和植物吸收量的有效途徑之一，施入改良劑后，土壤理化性質(zhì)會(huì)發(fā)生改變，從而改變重金屬在土壤中的形態(tài)，進(jìn)而影響其遷移活性；龍思斯等[31]通過研究不同葉面阻控劑對(duì)水稻富集Cd的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)5種阻控劑均能顯著提高水稻產(chǎn)量，且對(duì)水稻各部位Cd的積累均有一定抑制作用。

本研究中6種不同修復(fù)方式對(duì)土壤及稻谷中Pb、Cd、無機(jī)As含量均產(chǎn)生了影響，但影響存在差異性，這主要與6種修復(fù)方式不同有關(guān)。其中，T2～T6修復(fù)后的稻谷危險(xiǎn)指數(shù)均低于T1修復(fù)，這是由于T1修復(fù)僅栽種了低鎘水稻品種，而沒有進(jìn)行其他修復(fù)；T6修復(fù)后稻谷的危險(xiǎn)指數(shù)低于T1～T5修復(fù)，這是由于T6修復(fù)采用的聯(lián)合修復(fù)方式更完善；T4修復(fù)與T5修復(fù)相比較，發(fā)現(xiàn)T4修復(fù)土壤重金屬含量和稻谷危險(xiǎn)指數(shù)比T5修復(fù)均要低，說明施用楚戈土壤重金屬調(diào)理劑比噴灑葉面阻控劑能更好的修復(fù)土壤重金屬污染；對(duì)比T4與T6修復(fù)發(fā)現(xiàn)，T4修復(fù)對(duì)土壤重金屬修復(fù)效果較好，而T6修復(fù)后稻谷危險(xiǎn)指數(shù)最低，這是因?yàn)門4修復(fù)沒有噴灑葉面阻控劑，這說明噴灑葉面阻控劑能抑制重金屬通過富集作用進(jìn)入植物體內(nèi)，使重金屬停留在土壤環(huán)境中。以上結(jié)果說明多種修復(fù)技術(shù)的聯(lián)合使用既能很好地改善土壤的理化性質(zhì)和重金屬含量，也能明顯地降低稻谷的危險(xiǎn)指數(shù)，值得在今后的相關(guān)研究和生產(chǎn)中推廣使用。

4 結(jié) 論

1）修復(fù)前土壤中總Cd的背景含量存在輕-中度污染、無機(jī)As和總Pb含量處于清潔水平，但無機(jī)As、總Pb及總Cd的背景含量潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI為78.235，污染等級(jí)為低污染程度，說明當(dāng)?shù)氐咎锿寥来嬖谝欢ǖ闹亟饘傥廴尽?/p>

2）與修復(fù)前相比，經(jīng)T1～T6修復(fù)后土壤中的陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量與pH值等均有一定變化，其中T1～T6修復(fù)后土壤中的pH值受到的影響最明顯，增幅為0.033～1.017，說明T1～T6修復(fù)對(duì)土壤理化性質(zhì)產(chǎn)生了一定影響。

3）與修復(fù)前相比，經(jīng)T1～T6修復(fù)后土壤中的總Pb、總Cd分別下降了0.481～3.133、0.038～0.113 mg/kg，說明不同修復(fù)方式的結(jié)合使用能降低土壤中總Pb、總Cd等重金屬含量；由于T1～T6修復(fù)后土壤pH值升高及陽離子交換量發(fā)生了改變，導(dǎo)致土壤中的無機(jī)As含量較修復(fù)前均上升，增幅為0.072～1.481 mg/kg。

4）T1修復(fù)后稻谷中總Cd含量為0.900 mg/kg，T2～T6修復(fù)后稻谷中總Cd含量為0.193～0.457 mg/kg，T2～T6修復(fù)后稻谷中總Cd含量均低于T1修復(fù)，說明低鎘水稻品種與不同修復(fù)方式的聯(lián)合施用能更好地降低稻谷中總Cd含量；同時(shí)，T1～T6修復(fù)后稻谷的危險(xiǎn)指數(shù)（HI）為1.539～5.681，均大于1，說明當(dāng)?shù)氐竟戎锌侾b、總Cd及無機(jī)As含量對(duì)人體健康產(chǎn)生危害的可能性較大，應(yīng)引起重視。

[1] 趙娜. 吉林省稻田土壤生境惡化問題的研究[D]. 長(zhǎng)春：吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)，2015. Zhao Na. Study on Deterioration of Soil Habitat in Paddy Fields in Jilin Province[D]. Changchun：Jilin Agricultural University, 2015. (in Chinese with English abstract)

[2] Shanke Liu, Huan Li, Cheng Han, et al. Cd inhibition and pH improvement via a nano-submicron mineral based soil cond-itio-ner[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(5): 4942－4949.

[3] 王濤，李惠民，史曉燕. 重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)效果評(píng)價(jià)指標(biāo)體系分析[J]. 土壤通報(bào)，2016，47(3)：725－729. Wang Tao, Li Huimin, Shi Xiaoyan. Analysis of index system for evaluation of soil remediation effect in farmland contaminated by heavy metals [J]. Small Bulletin, 2016, 47 (3): 725－729. (in Chinese with English abstract)

[4] Shao Hongbo, Chu Liye, Ruan Chengjiang, et al. Understan-ding molecular mechanisms for improving phytoremediation of heavy metal-contaminated soils. [J]. Critical Reviews in Biotechnology, 2009, 30(1): 23－30.

[5] 王意錕，張煥朝，郝秀珍，等. 有機(jī)物料在重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)中的應(yīng)用研究[J]. 土壤通報(bào)，2010，41（5）：1275－1280. Wang Yikun, Zhang Huanchao, Hao Xiuzhen, et al. Application of organic materials in soil remediation of heavy metal contaminated farmland [J]. Small Bulletin, 2010, 41 (5): 1275－1280. (in Chinese with English abstract)

[6] Su Chen, Lei Chao, Li Nasun, et al. The study of heavy metal pollution characteristics in soil of typical urban- industrial wasteland[J]. Applied Mechanics and Materials, 2013, 2160(260): 1189－1194.

[7] 李念，李榮華，馮靜，等. 粉煤灰改良重金屬污染農(nóng)田的修復(fù)效果植物甄別[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2015，31(16)：213－219. Li Nian, Li Ronghua, Feng Jing, et al. Screening phy-toremediation of heavy metal contaminated farmland with fly ash [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2015, 31(16): 213-219. (in Chinese with English abstract)

[8] Murtala Umar, Khairul Anuar Kassim, Kenny Tiong, et al. Biological process of soil improvement in civil engineering: A review[J]. Journal of Rock Mechanics and Geotechnical Engineering, 2016.

[9] Xiaomin Zhu, Baoliang Chen, Lizhong Zhu, et al. Effects and mechanisms of biochar-microbe interactions in soil improve-ment and pollution remediation: A review[J]. Environmental Pollution, 2017, 227: 233－259.

[10] Kris Tri Basuki, Deni Swantomo, Sigit, et al. Characteriz-ation of Chitosan-Acrylamide Hydrogels as Soil Condition-er[J]. Advanced Materials Research, 2015, 4041(1112): 877－880.

[11] 呂銀斐，任艷芳，劉冬，等. 不同水分管理方式對(duì)水稻生長(zhǎng)、產(chǎn)量及品質(zhì)的影響[J]. 天津農(nóng)業(yè)科學(xué)，2016，(1)： 106－110. Lü Yinfei, Ren Yanfang, Liu Dong, et al. Effects of different water management ways on rice growth, yield and quality [J]. Tianjin Agricultural Sciences, 2016, (1): 106－110. (in Chinese with English abstract)

[12] Zakaria Man, Ariyanti Sarwono, Mohammad Azmi Bustam, et al. Starch based soil conditioner and slow release system[J]. Applied Mechanics and Materials, 2014, 3345 (625): 414－417.

[13] 徐燕玲，陳能場(chǎng)，徐勝光，等. 低鎘累積水稻品種的篩選方法研究—品種與類型[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2009，(7)：1346－1352. Xu Yanling, Chen Nengchang, Xu Shengguang, et al. Screening method of low cadmium accumulation in rice varieties-varieties and types [J]. Journal of Agricultural and Environmental Sciences, 2009, (7): 1346－1352. (in Chinese with English abstract)

[14] Shen Feng, Liao Renmei, Amjad Ali, et al. Spatial distribution and risk assessment of heavy metals in soil near a Pb/Zn smelter in Feng County, China[J]. Ecotoxicology and Enviro-n-mental Safety, 2017, 139: 254－262.

[15] Gang Wang. Analysis and evaluation of heavy metal pollution of surface soil in baicheng city[J]. Applied Mechanics and Materials, 2013, 2160(260): 786－791.

[16] 蘭砥中. 湖南某典型鉛鋅礦區(qū)農(nóng)業(yè)土壤及農(nóng)作物中重金屬的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[D]. 長(zhǎng)沙：湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)，2014. Lan Dizhong. Risk Assessment of Heavy Metals in Agricultural Soils and Crops in a Typical Lead-zinc Mining Area in Hunan [D]. Changsha：Hunan Agricultural University, 2014. (in Chinese with English abstract)

[17] Wei Meng, Chen Jiajun, Wang Xingwei. Removal of arsenic and cadmium with sequential soil washing techniques using Na2EDTA, oxalic and phosphoric acid: Optimization condi-tions, removal effectiveness and ecological risks[J]. Che-mos-phere, 2016(4): 61－252

[18] Li B, Zhang H T, Ma Y B, et al. Influence of soil properties and leaching on nickel toxicity to barley root elongation[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2011, 74(3): 459－466.

[19] 蔡奎，段亞敏，欒文樓，等. 石家莊農(nóng)田區(qū)土壤重金屬Cd、Cr、Pb、As、Hg形態(tài)分布特征及其影響因素[J]. 地球與環(huán)境，2014，2(6)：742－749. Cai Kui, Duan Yamin, Luan Wenlou, et al. Characteristics and influencing factors of Cd, Cr, Pb, As and Hg contents in soils from farmland in Shijiazhuang [J]. Earth and Environ-ment, 2014, 2(6): 742－749. (in Chinese with English abstract)

[20] 陳宏，陳玉成，楊學(xué)春. 石灰對(duì)土壤中Hg Cd Pb的植物可利用性的調(diào)控研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，(5)： 549－552. Chen Hong, Chen Yucheng, Yang Xuechun. Regulation of lime on the plant availability of Hg, Cd and Pb in soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2003, (5): 549－552. (in Chinese with English abstract)

[21] 徐明崗，李菊梅，張青. pH對(duì)黃棕壤重金屬解吸特征的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境，2004，13(3)：312－315. Xu Minggang, Li Jumei, Zhang Qing. Effects of pH on heavy metal desorption of yellow-brown soil[J]. Chinese Journal of Ecology, 2004, 13(3): 312－315. (in Chinese with English abstract)

[22] 陳宏，陳玉成，楊學(xué)春. 石灰對(duì)土壤中Hg、Cd、Pb的植物可利用性的調(diào)控研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，22(5)：549－552. Chen Hong, Chen Yucheng, Yang Xuechun. Regulation of lime on plant usability of Hg, Cd and Pb in soil[J]. Journal of Agricultural and Environmental Sciences, 2003, 22 (5): 549－552. (in Chinese with English abstract)

[23] 王新，周啟星. 外源鎘鉛銅鋅在土壤中形態(tài)分布特性及改性劑的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，22(5)：541－545. Wang Xin, Zhou Qixing. Morphological distribution charac-teristics of exogenous cadmium, lead, copper and zinc in soils and effects of modifiers[J]. Journal of Agricultural and Environmental Sciences, 2003, 22(5): 541－545. (in Chinese with English abstract)

[24] 唐玉朝，伍昌年，黃顯懷，等. pH值對(duì)介孔TiO2吸附水中低質(zhì)量濃度As(Ⅲ)的影響研究[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2013，(2)：17－22. Tang Yuchao, Wu Changnian, Huang Xianhuai, et al. Studies on the effect of pH on the adsorption of low concentration As (Ⅲ) in mesoporous TiO2[J]. Journal of Safety and En-viron-ment, 2013, (2): 17－22. (in Chinese with English abstract)

[25] 邱芙，姜永靜. 溫度對(duì)不同有機(jī)質(zhì)含量、土壤CO2排放速率的影響[J]. 中國(guó)石油和化工標(biāo)準(zhǔn)與質(zhì)量，2011，31(4)：68. Qiu Fu, Jiang Yongjing. Effect of temperature on different organic matter content and soil CO2emission rate[J]. China Petroleum & Chemical Standards and Quality, 2011, 31 (4): 68. (in Chinese with English abstract)

[26] 程建峰，陳素珍，潘曉云，等. 土壤溫度對(duì)陸稻根系生長(zhǎng)發(fā)育的影響[J]. 江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2000，(1)：6－10. Cheng Jianfeng, Chen Suzhen, Pan Xiaoyun, et al. Effect of soil temperature on the growth and development of the root system of Upland rice [J]. Journal of Jiangxi Agricultural University, 2000, (1): 6－10. (in Chinese with English abstract)

[27] Setia Raj, Smith Pete, Marschner Petra, et al. Introducing a decomposition rate modifier in the Rothamsted Carbon model to predict soil organic carbon stocks in saline soils. [J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(15): 6396－403.

[28] Acar Orhan. Determination of cadmium, copper and lead in soils, sediments and sea water samples by ETAAS using a Sc+-Pd+-NH4NO3chemical modifier[J]. Talanta, 2008, 65(3): 7－672.

[29] 孫國(guó)紅，李劍睿，徐應(yīng)明，等. 不同水分管理下鎘污染紅壤鈍化修復(fù)穩(wěn)定性及其對(duì)氮磷有效性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2015，(11)：2105－2113. Sun Guohong, Li Jianrui, Xu Yingming, et al. Validation and biodegradation stability of red soil polluted by cadmium under different water regimes and their effects on the avail-ability of nitrogen and phosphorus[J]. Acta Agronomica Sinica, 2015, 11 (11): 2105－2113. (in Chinese with English abstract)

[30] 劉麗娟. 不同改良劑對(duì)鎘污染土壤的修復(fù)作用及其機(jī)理研究[D]. 南京：南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，2012. Liu Lijuan. Repair of Different Amendments on Cd Conta-minated Soil and Its Mechanism[D]. Nanjing：Nanjing Agricultural University, 2012. (in Chinese with English abstract)

[31] 龍思斯，宋正國(guó)，雷鳴，等. 不同阻控劑阻控重度Cd污染區(qū)水稻富集Cd的效果[J]. 中國(guó)稻米，2017，(3)：30－34. Long Sisi, Song Zhengguo, Lei Ming, et al. Effects of different inhibitors on the accumulation of Cd in rice in severe Cd pollution[J]. Chinese Journal of Rice, 2017, (3): 30－34. (in Chinese with English abstract)

楊海君，張海濤，劉亞賓，許云海，戴金鵬.不同修復(fù)方式下土壤-稻谷中重金屬含量特征及其評(píng)價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2017，33(23)：164－171. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2017.23.021 http://www.tcsae.org

Yang Haijun, Zhang Haitao, Liu Yabin, Xu Yunhai, Dai Jinpeng.Characteristics and its assessment of heavy metal content in soil and rice with different repair methods[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2017, 33(23): 164－171. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2017.23.021 http://www.tcsae.org

Characteristics and its assessment of heavy metal content in soil and rice with different repair methods

Yang Haijun1, Zhang Haitao1, Liu Yabin1, Xu Yunhai1, Dai Jinpeng2※

(1.410128,; 2.410100,)

Soil is the basis of agricultural production. Heavy metals accumulate in the soil and enter the food chain through crops, causing serious problems to the residents' health. In order to explore the effects of different repair methods on physicochemical properties of heavy metal contaminated soil and the contents of total Pb, total Cd and inorganic As in soil and rice, and find a new way to fix heavy metal in soils and rice, the experiment was carried out in the contract field of a cooperative in Huanghua Town, Changsha County, Hunan Province from March 2016 to November 2017, in which Zhuliangyou-819 was used as the experimental material. In this experiment, 6 different repair methods named T1-T6 were designed. In T1-T6, T1 didn’t have any treatment; quicklime was applied in T2; in T3 quicklime was applied and the optimal water management was conducted; in T4 quicklime and Chuge soil heavy metal conditioner were applied and the optimal water management was conducted; quicklime and foliar spray inhibitor were applied and the optimal water management was conducted in T5; in T6 quicklime and Chuge soil heavy metal conditioner and foliar spray inhibitor were applied and the optimal water management was conducted. Assessment of heavy metal contamination in unrepaired soil and repaired soil was carried out by using the cumulative index and potential ecological risk index, and the hazard index was used to evaluate the rice grown on the repaired soils. The results showed that the average pH value, soil organic matter and cation exchange capacity of unrepaired soil were 6.508, 52.881 g/kg and 10.598 cmol/k, and the potential ecological risk index of background content of inorganic As, total Pb and total Cd in unrepaired soil was 78.235, indicating that there are some heavy metal pollutions in the local paddy soils. Amount of cation exchange, organic matter and pH value in soil were changed after repair. Besides, an increase of 0.033-1.017 was observed for pH value of soil. The content of inorganic As in soil got an increase of 0.072-1.481 mg/kg after repair. However, a decrease of 0.481-3.133 mg/kg and a decrease of 0.038-0.113 mg/kg were observed for total Pb and total Cd, respectively. The maximum removal of total Pb and total Cd was achieved by the repair of T4, which declined by 0.120 and 3.133 mg/kg, respectively. The content of total Cd in rice with the repair of T6 was slightly below the national secondary standard. The total Cd contents in rice with the repair of T1-T5 exceeded the national secondary standard, and the content of total Cd in rice with the repair of T1 was 4.5 times beyond the national secondary standard. Through the comparison of repair specific operating procedures in T1-T6, it was found that T4 repair operating procedure, which used the Chuge soil heavy metal conditioner, was useful to reduce soil Pb and Cd content. The order of hazard index of rice under T1-T6 repair was T1 > T2 > T3 > T5 > T4 > T6. Among them, the hazard index of T6 repair was the smallest. Through the comparison of various repair methods, it was found T6 repair method was more comprehensive, which indicates that the combination of multiple repair methods is more effective and more beneficial to the rice security in study area and human health.

soils; heavy metals; pollution; different repair methods; paddy; risk index

10.11975/j.issn.1002-6819.2017.23.021

X53

A

1002-6819(2017)-23-0164-08

2017-07-17

2017-11-08

湖南省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（2016JJ5015）；2016年湖南省環(huán)保專項(xiàng)資金（湘財(cái)建指[2016]49號(hào)）

楊海君，漢族，湖南長(zhǎng)沙縣人，教授，博士，主要研究方向?yàn)榄h(huán)境污染與治理。

戴金鵬，漢族，湖南長(zhǎng)沙縣人，工程師，主要研究方向?yàn)檗r(nóng)田重金屬污染與治理。