湖南重度鎘污染稻田鈍化管控技術(shù)研究

李少雄 羅波

摘要[目的]研究鈍化管控技術(shù)對重度鎘污染稻田的修復(fù)效果和水稻生長效應(yīng)。[方法]選取湖南省鎘污染稻田作為案例地，并對其進行污染特征分析、風(fēng)險評價，采用鈍化技術(shù)對其進行管控，最后對該管控技術(shù)進行分析與評價。[結(jié)果]采用鈍化管控技術(shù)能使土壤pH顯著提高，水稻稻米中鎘含量顯著降低，稻米中鎘降低29.45%～37.5%；能促進水稻生長并具有增產(chǎn)效果，增產(chǎn)2.51%～6.31%。[結(jié)論]結(jié)合水稻生長和稻米鎘含量的降低率以及鈍化劑成本看，鈍化劑的最佳添加量為3 000 kg/hm2。

關(guān)鍵詞鎘污染稻田；鈍化劑；污染特征；風(fēng)險評價

中圖分類號X53文獻標識碼A

文章編號0517-6611（2019）08-0086-04

doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2019.08.022

Abstract[Objective]To study the effect of remediation on passivator and rice growth in a case of cadmium contaminated rice field in Hunan Province.[Method]Through the analysis of pollution characteristics of the case，passivation technology was used to control the risk assessment，finally，the results of the control technology were analyzed and evaluated.[Result]The passivation control technology could significantly increase the soil pH，significantly reduce the cadmium content in rice，and reduce the cadmium content in rice by 29.45%-37.5%.It could promote the growth of rice and increase the yield，which was 2.51%-6.31%.[Conclusion]Considering the growth rate of rice，the reduction rate of cadmium content in rice and the cost of passivating agent，the optimal addition amount of passivating agent in this case study was 3 000 kg/hm2.

Key wordsCadmium contaminated rice fields；Passivator；Pollution characteristics；Risk assessment

由于長期、無序的有色金屬開采、冶煉，導(dǎo)致湖南稻田土壤污染嚴重，成為我國耕地土壤優(yōu)先管控和治理的示范區(qū)。然而2013—2015年遭遇嚴重的“鎘大米”污染事件，致使湖南省上萬噸大米重金屬鎘含量超標。

目前，鎘污染稻田的管控技術(shù)有單項管控技術(shù)，如水分調(diào)控、噴施葉面阻控劑、撒石灰、撒土壤調(diào)理劑、種植鎘低累積品種等；組合技術(shù)包括這幾種單項措施的相互組合，其中在湖南應(yīng)用較廣泛的技術(shù)為vip+n（v為種植鎘低累積品種、i為淹水灌溉，p為調(diào)pH，n為噴施葉面阻控劑、撒施土壤調(diào)理劑等）管控技術(shù)。不管是哪種管控技術(shù)，降低稻米中鎘的途徑包括減少鎘從土壤向植株的輸送；阻斷鎘從植株根部向稻米的轉(zhuǎn)運。

該研究主要采用鈍化管控技術(shù)來減少土壤中鎘的有效態(tài)從而減少鎘從土壤向植株的輸送。該技術(shù)的關(guān)鍵在于選擇合適的鈍化劑，常用的鈍化劑種類包括含磷材料、堿性材料、黏土礦物、鐵錳氧化物以及有機物質(zhì)等[1]。這些材料能夠通過離子交換、沉淀、吸附等機理改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，降低重金屬在土壤中的移動性及生物有效性[2-5]。

采用鈍化技術(shù)修復(fù)重金屬污染稻田土壤的研究較多[6-8]，但選取一塊案例地對其進行污染特征分析、風(fēng)險評價、技術(shù)管控及成效評價的系統(tǒng)研究較少。筆者選取常寧市重度鎘污染區(qū)域稻田作為案例研究地，對其進行污染特征調(diào)查、風(fēng)險評價，采用鈍化技術(shù)對其進行管控，最后對管控技術(shù)進行分析與評價，旨在為鎘污染稻田鈍化技術(shù)的系統(tǒng)性評估提供實踐基礎(chǔ)。

1材料與方法

1.1試驗材料

供試水稻品種：選取適合湖南種植的水稻品種——玉針香。供試土壤：湖南省常寧市0～20 cm的耕層土壤。其理化性質(zhì)：pH 7.12，速效磷47.2 mg/kg，速效鉀129.3 mg/kg，堿解氮130.6 mg/kg，有機質(zhì)41.3 g/kg，總鎘18.03 mg/kg，速效鎘1.15 mg/kg。

供試鈍化劑主要成分為氧化鈣、海泡石、氧化鎂、氧化硅，重金屬含量：Pb<0.001%，As<0.000 5%，Cr為0.002 1%，Cd為0.000 2%，Hg<0.000 5%，均低于《水溶肥汞、砷、鎘、鉛、鉻的限量要求》（NY1110）中標準限值要求。鈍化劑理化性質(zhì)：pH 10.1，CaO 30.24%，SiO2 7.18%，MgO 19.85%，水分5.18%，粒度（≤5.00 mm）≥92%。

1.2試驗設(shè)計

在犁田完后分成3個區(qū)：空白區(qū)（CK）、鈍化劑施加量3 000 kg/hm2處理區(qū)（T1）、鈍化劑施加量6 000 kg/hm2處理區(qū)（T2）。每個區(qū)面積為50 m2，隨機區(qū)組排列，各小區(qū)用泥梗隔開，單排單灌，避免水肥相互串混，整個生育期其他田間管理與農(nóng)戶種植保持一致。

1.3樣品采集與分析

（1）樣品采集。按照隨機布點法進行布點采樣，在犁田前采集土壤樣品，測定其理化性質(zhì)；水稻成熟期，嚴格按照5點法一對一采集土壤和植物樣品。土壤檢測指標為pH；稻米檢測指標為全鎘。

（2）樣品分析。土壤樣品：土壤pH、有機質(zhì)、堿解氮、速效鉀、速效磷等理化性質(zhì)均采用土壤農(nóng)化分析與環(huán)境監(jiān)測中的方法進行分析[9]；土壤中速效態(tài)鎘采用鹽酸（0.1 mol/L）法[10]提取后采用火焰原子吸收分光光度儀測定；土壤總鎘采用HFHClO4HNO3消解后，用火焰原子吸收分光光度儀測定。

鈍化劑：pH按HG/T 4219—2011《磷石膏土壤調(diào)理劑》標準規(guī)定的方法執(zhí)行；汞、砷、鎘、鉛、鉻、鐵、鉀、鈉按照NY/T 1978—2010 肥料汞、砷、鎘、鉛、鉻含量的測定方法執(zhí)行；氧化硅按照NY/T 2272—2012中硅含量的測定執(zhí)行；氧化鎂、氧化鈣按照NY/T 2272—2012中（原子吸收分光光度法）氧化鎂、氧化鈣含量的測定執(zhí)行；粒度按GB/T 20412—2006鈣鎂磷肥標準執(zhí)行。

水稻：葉綠素、株高和葉面積在抽穗期進行測定，其中株高、葉面積用卷尺進行測定，葉綠素用葉綠素測定儀進行測定。百粒重、有效穗、結(jié)實率、生物量和產(chǎn)量在水稻成熟期測定，其中百粒重、有效穗、結(jié)實率采用人工觀測法進行測定，生物量及產(chǎn)量采用自然風(fēng)干法進行風(fēng)干后用稱量法測定。

稻米：水稻稻米鎘是在105 ℃烘箱中烘干后采用人工去殼法對其分離，采用《食品中鎘的測定》GB 5009.15—2014預(yù)處理后采用石墨爐-原子吸收分光光度儀測定。

1.4數(shù)據(jù)分析試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2007及SPSS 16.0進行統(tǒng)計和分析。

2結(jié)果與分析

2.1污染特征分析案例地位于湖南省常寧市某農(nóng)戶稻田，該地域?qū)賮啛釒Ъ撅L(fēng)性濕潤氣候，四季分明，雨量充沛，土壤類型為中堿性紅黃壤，主要糧食作物為水稻，主要污染源為上游廢渣堆放導(dǎo)致地表水徑流引起的污染。

針對該案例地土壤進行了污染特征調(diào)查，共采集表層土壤樣品5個，該案例地主要污染因子為鎘，其總量為18.3～26.3 mg/kg，有效態(tài)含量為0.81～1.44 mg/kg。污染狀況見1～2。案例地水稻稻米重金屬含量：Cu 1.03 mg/kg，Cr 1.4 mg/kg，Ni 0.75 mg/kg，Cd 1.41 mg/kg。

2.2風(fēng)險評價

土壤重金屬評價臨界值以我國《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》（GB 15618—1995）二級標準為參照，采用單項污染指數(shù)法對土壤重金屬污染狀況進行評價。計算公式：Pi=Ci/Si。式中，Pi為單項污染指數(shù)；Ci為土壤污染物實測濃度；Si為污染物的評價標準值或參考值。Pi≤1，表示無污染；15，表示重度污染。該案例地土壤鎘Pi平均值為71，因此為重度鎘污染土壤。

采用雙因子污染指數(shù)評價方法對案例區(qū)污染狀況進行風(fēng)險評價，土壤安全水平劃分依據(jù)見表3，Pimax為87.6，農(nóng)產(chǎn)品污染指數(shù)Ei為7.05，土壤安全水平處于極高風(fēng)險。

2.3成效評價案例地通過農(nóng)業(yè)部雙指標法評價為高風(fēng)險案例地，選取黏土類、鈣基類及堿性物質(zhì)作為鈍化劑進行管控，鈍化劑用量設(shè)置3個梯度，分別為（0、3 000和6 000 kg/hm2），試驗分區(qū)見圖1。

2.3.1鈍化技術(shù)對土壤pH的影響。

通過采集鎘污染稻田土壤對其pH進行測定，結(jié)果見圖2，案例地重度鎘污染稻田土壤呈中堿性，采用鈍化技術(shù)管控后，土壤pH顯著提高，隨著鈍化劑添加量的增加，pH呈增大趨勢。

2.3.2鈍化技術(shù)對稻米鎘含量的影響。

通過采集鎘污染稻田土壤中水稻，并對其稻米中總鎘含量進行測定，結(jié)果顯示（圖3），較空白相比，重度鎘污染土壤中稻米總鎘在施加鈍化劑后顯著降低，T1處理下的稻米總鎘降低了29.45%，T2處理下稻米總鎘降低了37.50%，但由于案例地屬于高風(fēng)險案例地，稻米中總鎘在施加鈍化劑處理后均未達到《食品安全國家標準食品污染物限值標準》，即鎘≤0.2 mg/kg。

2.3.3鈍化技術(shù)對水稻生長的影響。

為了研究和考察重度鎘污染稻田采用鈍化管控技術(shù)后對水稻生長效應(yīng)的影響，測定了水稻的百粒重、有效穗、結(jié)實率、生物量、產(chǎn)量、葉綠素、株高和葉面積。

施加鈍化劑對水稻百粒重、有效穗、結(jié)實率和生物量的影響見圖4。由圖4可知，較空白相比，施加鈍化劑后百粒重和生物量呈增加趨勢，而有效穗和結(jié)實率略呈下降趨勢，但均無顯著差異。

施加鈍化劑后對水稻產(chǎn)量的影響見表4。由表4可知，與空白相比，施加鈍化劑后水稻產(chǎn)量有所增加，T1處理水稻增產(chǎn)6.31%，T2處理水稻增產(chǎn)2.51%。

鈍化劑對水稻株高、葉綠素和生長指標的影響見表5。由表5可知，與空白相比，施加鈍化劑后水稻株高、葉綠素及葉面積均有所提高，提高幅度分別為5.65%～8.91%、1.16%～6.72%、12.63%～13.36%。

3結(jié)論與討論

通過污染特征分析與風(fēng)險評價，該案例地為高風(fēng)險案例地，采用鈍化管控模式后，水稻稻米中鎘含量顯著降低，其中

鈍化劑施加量為3 000 kg/hm2的稻米中鎘降低29.45%，施加量6 000 kg/hm2的稻米中鎘降低37.50%，由此可見，施加量6 000 kg/hm2的稻米中鎘降幅大于施加量3 000 kg/hm2的稻米中鎘降幅，這與其他研究者的結(jié)果基本一致[11-12]。這是由于施加鈍化劑后一方面提高了稻田土壤中的pH，促進對重金屬陽離子的吸附，從而降低土壤重金屬的遷移性和有效性；另一方面，鈍化劑是由海泡石、氧化鈣和赤泥復(fù)配而成，王林等[13]研究表明，施用海泡石可提高土壤pH、物理化學(xué)吸附以及生成礦物沉淀等作用，促進污染土壤中鎘活性高的交換態(tài)向活性低的殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，從而達到鈍化修復(fù)鎘污染土壤的目的。同時通過觀察和測算水稻百粒重、有效穗、結(jié)實率、生物量、產(chǎn)量、葉綠素、株高和葉面積可知，采用鈍化管控模式能增加水稻產(chǎn)量、葉綠素、株高、葉面積、百粒重和生物量，對水稻生長無負面影響。這是由于鈍化劑中含有一定成分的硅、鈣能促進植物的正常生長，有增優(yōu)質(zhì)、增強作物抗脅迫的能力[14]。

該研究采用鈍化管控模式后，稻米鎘含量顯著降低，有增產(chǎn)效果，對水稻生長無負面影響，但未達到《食品安全國家標準食品污染物限值標準》，即鎘≤0.2 mg/kg，結(jié)合水稻生長和稻米鎘含量的降低率以及成本看，該研究鈍化劑的最佳添加量為3 000 kg/hm2，下一步擬采用組合修復(fù)管控模式進一步研究。

參考文獻

[1]黃益宗，郝曉偉，雷鳴，等. 重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)及其修復(fù)實踐[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2013，32（3）：409-417.

[2] IKSONG HAM，胡林飛，吳建軍，等.泥炭對土壤鎘有效性及鎘形態(tài)變化的影響[J].土壤通報，2009，40（6）：1436-1441.

[3] MUSTAFA G，SINGH B，KOOKANA R S，et al.Cadmium adsorption and desorption behaviour on goethite at low equilibrium concentrations：Effects of pH and index cations[J]. Chemosphere，2004，57（10）：1325-1333.

[4] 賈樂，朱俊艷，蘇德純.秸稈還田對鎘污染農(nóng)田土壤中鎘生物有效性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2010，29（10）：1992-1998.

[5] 王凱榮.農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)鎘污染研究[D].武漢：華中農(nóng)業(yè)大學(xué)，2004.

[6] 鄧騰灝博，谷海紅，仇榮亮.鋼渣施用對多金屬復(fù)合污染土壤的改良效果及水稻吸收重金屬的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2011，30（3）：455-460.

[7] 高衛(wèi)國，黃益宗，孫晉偉，等.赤泥和堆肥對土壤鋅形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2008，27（3）：879-883.

[8] 郝曉偉，黃益宗，崔巖山，等.赤泥和骨炭對污染土壤As化學(xué)形態(tài)及其生物可給性的影響[J].環(huán)境化學(xué)，2010，29（3）：383-387.

[9] 楊劍虹，王成林，代亨林.土壤農(nóng)化分析與環(huán)境監(jiān)測[M].北京：中國大地出版社，2008.

[10] 熊婕，朱奇宏，黃道友，等.南方稻田土壤有效態(tài)鎘提取方法研究[J].農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化研究，2018，39（1）：170-177.

[11] RAO Z X，HUANG D Y，ZHU Q H，et al. Effects of amendments on the available of Cd in contaminated paddy soil：A three-year field experiment[J].Journal of food，agriculture&environment，2013，11（3/4）：2009-2014.

[12] 范美蓉，羅琳，廖育林，等.赤泥對重金屬污染稻田土壤Pb、Zn和Cd的修復(fù)效應(yīng)研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，40（6）：3298-3300，3330.

[13] 王林，徐應(yīng)明，孫國紅，等.海泡石和磷酸鹽對鎘鉛污染稻田土壤的鈍化修復(fù)效應(yīng)與機理研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2012，21（2）：314-320.

[14] GRAY C W，DUNHAM S J，DENNIS P G，et al.Field evaluation of in situ remediation of a heavy metal contaminated siol using lime and red mud[J].Environmental pollution，2006，142（3）：530-539.