錳改性豬糞炭對水稻吸收累積土壤中汞鎘的影響①

王月梅，王作鵬，李承駿，趙 玲*，滕 應，駱永明

錳改性豬糞炭對水稻吸收累積土壤中汞鎘的影響①

王月梅1,2，王作鵬1,2，李承駿1,2，趙 玲1,2*，滕 應1,2，駱永明1,2

(1 中國科學院土壤環(huán)境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 中國科學院大學，北京 100049)

為了探明KMnO4改性豬糞炭對水稻吸收累積復合污染土壤中汞(Hg)、鎘(Cd)的阻控效果，通過盆栽試驗研究添加不同量的錳改性豬糞炭(MZC)對水稻中Hg、Cd累積分布特征，根際土壤有效態(tài)Hg、Cd含量和土壤理化性質的影響，并探討了MZC阻控水稻籽粒吸收累積Hg、Cd的可能機制。結果表明：與空白對照相比，添加0.5% 的MZC使水稻籽粒的總汞(THg)、甲基汞(MeHg)和總鎘(TCd)含量分別降低了50.4%、58.4% 和79.3%，同時降低了31.1% 和39.9% 根際土壤有效態(tài)Hg、Cd的含量，但增加了70.3% 根際土壤總錳含量；且添加0.5% 的原始豬糞炭對水稻籽粒中THg、MeHg和TCd含量的降幅顯著小于MZC，表明經過KMnO4改性可以顯著增強豬糞炭對土壤Hg、Cd的鈍化能力。水稻籽粒和莖葉中的Hg、Cd含量和根際土壤有效態(tài)Hg、Cd含量都隨著MZC添加量的增加呈明顯的降低趨勢。相關分析顯示，水稻籽粒和莖葉中的THg、MeHg、TCd含量與根際土壤中有效態(tài)Hg、Cd含量呈顯著正相關，而土壤中有效態(tài)Hg、Cd含量與土壤pH、CEC呈負相關。添加MZC使土壤pH、CEC升高，降低了根際土壤中Hg、Cd的生物有效性，從而減少了水稻地上部分對Hg、Cd的吸收累積。因此，錳改性豬糞炭是一種具有應用潛力的能保障Hg、Cd復合污染農田水稻安全生產的土壤修復劑。

錳改性豬糞炭；水稻；汞；鎘；復合污染土壤

當前，我國部分地區(qū)農田土壤遭受了嚴重的重金屬污染，且多為重金屬復合污染。如貴州省銅仁市由于長期從事的汞礦開采及冶煉活動，造成周邊農田土壤汞(Hg)鎘(Cd)復合污染較為嚴重，Hg和Cd的平均含量達到14.15和0.87 mg/kg[1]，均超過GB 15618— 2018《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》[2]的風險篩選值。農田土壤重金屬污染不僅會降低農產品的產量，還會通過農產品可食部位累積重金屬，使其進入食物鏈，進而對人體健康造成嚴重危害。研究表明，Hg、Cd復合污染土壤種植的水稻籽粒中Hg、Cd的含量最高可達0.027、1.48 mg/kg[3]，均超出了GB 2762—2017《食品安全國家標準食品中污染物限量》[4]規(guī)定的Hg、Cd含量限值。因此，探究經濟可行的重金屬復合污染農田的修復方法，保障農產品安全生產尤為重要。

生物質炭具有比表面積大、孔隙多、性質穩(wěn)定等特點，常被用于改善土壤質量或降低土壤重金屬的生物有效性。研究表明，添加生物質炭改善了土壤性質和微生物代謝活性[5]，使玉米粒中Cd含量下降47.3%[6]；添加水稻秸稈炭可以明顯降低水稻籽粒中的甲基汞含量[7-8]。但是這些都是基于3% ～ 5% 生物質炭添加量的研究結果，其對應的田間修復成本遠大于5 000元/畝(1畝≈667 m2)，很難實際應用于農田重金屬污染修復。因此，研究人員開展了一系列改性生物炭的研究。如經硫脲改性的生物質炭增強了對Cd的吸附能力，最大吸附量增加了近3倍[9]；硒改性生物質炭可以抑制土壤甲基汞的產生和減少水稻籽粒富集甲基汞，且生物質炭組成及用量對汞甲基化影響的差異較大[10]；錳改性生物質炭對Hg[11]和Cd[12]表現(xiàn)出較高的吸附容量。然而，目前大多數(shù)研究還是基于單一重金屬污染土壤的修復，對于Hg、Cd復合污染土壤的修復研究較少。

豬糞生物質炭是畜禽糞污處置利用的新途徑。豬糞炭比其他原料制成的生物質炭含有更多易降解有機質、養(yǎng)分元素和微量元素，能顯著提高土壤中微生物的活性，是一種應用前景廣泛的生物質炭有機肥。而對豬糞炭進行錳改性處理，可以通過錳氧化物將重金屬離子還原[13]或與重金屬形成穩(wěn)定的絡合物[14]，提高其對重金屬的吸附能力。為了考察錳改性豬糞炭對復合重金屬污染土壤的修復潛力，本文通過盆栽試驗，研究KMnO4改性豬糞炭對Hg、Cd復合污染農田水稻安全生產的實際應用效果，并初步探究錳改性豬糞炭對水稻籽粒吸收累積重金屬的阻控機制，為評估錳改性豬糞炭在Hg、Cd復合污染農田水稻安全生產上應用的可行性提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 錳改性豬糞炭的制備

原始豬糞生物質炭(ZC)在N2氣氛條件下550℃熱解6 h制得。將500 g原始豬糞炭在1 000 ml 0.1 mol/L 的KMnO4溶液中超聲浸泡2 h后抽濾，將固體部分用去離子水沖洗數(shù)次，置于烘箱內80℃干燥24 h，再置于管式爐內通入N2，550℃復燒0.5 h 制成錳改性豬糞炭(MZC)。

兩種豬糞炭的理化性質如表1所示，經過KMnO4改性之后，MZC的比表面積是ZC的10倍。同樣，MZC的總孔容約是ZC的5倍，平均孔徑從9.03 nm減小到3.84 nm。MZC的C、N含量降低，O含量增加，由36.2% 增加到38.9%，pH由改性前的7.97降為7.55。豬糞炭中總汞(THg)、總鎘(TCd)含量都遠低于NY884—2012《生物有機肥》[15]要求的THg≤ 2 mg/kg和TCd≤3 mg/kg的限值。

表1 原始和錳改性豬糞炭的組成和性質

1.2 供試土壤準備

試驗所用土壤取自貴州省銅仁市，土壤的Hg和Cd總量分別為8.30 mg/kg和1.23 mg/kg，其有效態(tài)含量分別為0.084 mg/kg和0.63 mg/kg，pH為6.92，有機質含量為21.48 g/kg，全氮含量為1.46 g/kg，全磷含量為0.58 g/kg，全鉀含量為18.27 g/kg，堿解氮含量為142.11 mg/kg，有效磷含量為8.18 mg/kg，速效鉀含量為257.41 mg/kg，陽離子交換量(CEC)為8.51 cmol/kg。試驗前，采集到的農田表層土(0 ～ 20 cm)自然風干后挑除石塊、根系等雜物，過10目篩混勻備用。

1.3 盆栽試驗

于南京土壤研究所溫室中進行盆栽試驗。MZC設置3個添加量處理，分別為土壤質量的0.125%、0.25% 和0.5%(對應田間用量為2 812.5、5 625和11 250 kg/hm2，分別記作0.125%MZC、0.25%MZC 和0.5%MZC)，同時設置ZC添加量為土壤質量的0.5% 處理(記作0.5%ZC)，以及空白對照處理(記作CK)，共5個處理，每個處理3個重復。所有盆栽在溫室中隨機擺放，以減少試驗誤差。試驗使用自制的PVC材質塑料盆，底部鋪一塊尼龍網，將4.0 kg污染土壤與設置的生物質炭混勻后裝入盆中，并添加0.14 g/kg CO(NH2)2和0.44 g/kg K2HPO4作為氮磷鉀基肥。

采用銅仁本地水稻品種“晶兩優(yōu)·華占”作為試驗用水稻品種。水稻種子用30.0% H2O2消毒15 min后，采用營養(yǎng)液育苗25 d至水稻幼苗高度約10 ～ 15 cm后移栽入盆，每盆3株。在水稻幼苗期(移栽后15 d內)保持淹水狀態(tài)，其余生長期保持間歇淹水狀態(tài)，淹水時盆栽水面高于土壤約1 cm。

在水稻收獲期，將整個植株從盆中取出，抖掉根系周圍松散的土壤后，收集附著于植物根表面的土壤，作為根際土。土壤樣品采集后冷凍干燥，再經研磨后過100目篩保存?zhèn)溆谩Ｖ参飿悠凡杉镜母?、莖葉、籽粒3部分，將采集的植物樣品先用自來水沖洗去除表面灰塵，再用去離子水沖洗3遍后，冷凍干燥、研磨、過60目篩，放在4℃條件下保存?zhèn)溆谩?/p>

1.4 測定項目與方法

土壤THg測定：參照HJ 923—2017《土壤和沉積物總汞的測定催化熱解–冷原子吸收分光光度法》[16]。土壤TCd和TMn(總錳)測定：參照HJ 803—2016《土壤和沉積物12種金屬元素的測定王水提取–電感耦合等離子體質譜法》[17]。土壤有效態(tài)Hg測定：參照《土壤中有效態(tài)汞的測定方法》[18]。土壤有效態(tài)Cd、Mn測定：參照HJ 804—2016《土壤8種有效態(tài)元素的測定二乙烯三胺五乙酸浸提–電感耦合等離子體發(fā)射光譜法》[19]。植物樣品THg測定參照：GB 5009.17—2021《食品安全國家標準食品中總汞及有機汞的測定》[20]。植物樣品TCd測定：參照GB 5009.15—2014《食品安全國家標準食品中鎘的測定》[21]。甲基汞(MeHg)的測定：參照《貴州典型汞污染區(qū)土壤–稻米汞分布特征及農藝調控效果》[22]，即稱取籽粒樣品0.2 g于50 ml離心管中，加入250 g/L KOH-CH3OH溶液，80℃條件下水浴消解3 h，消解液再用 CH2Cl2萃取、濃縮后采用乙基化試劑處理，用Tenax管氮吹富集后經氣相色譜–冷原子熒光檢測儀聯(lián)用測定含量。

土壤理化性質的測定：參照魯如坤編《土壤農業(yè)化學分析方法》[23]，采用電位法測定土壤pH；采用水合熱重鉻酸鉀氧化–比色法測定土壤有機質；采用開氏消煮法測定土壤全氮；采用碳酸鈉熔融法測定土壤全磷；采用氫氧化鈉熔融法測定土壤全鉀；采用堿解擴散法測定土壤堿解氮；采用碳酸氫鈉法測定土壤有效磷；采用乙酸銨提取法測定土壤速效鉀。

1.5 數(shù)據分析

文中數(shù)據采用SPSS 28進行統(tǒng)計分析，Pearson相關系數(shù)法進行相關性分析，LSD法進行多重比較差異顯著性檢驗；采用OriginPro 2019進行繪圖。

2 結果與討論

2.1 添加豬糞炭對水稻各部位Hg、Cd含量的影響

如圖1所示，添加豬糞炭的處理，水稻籽粒中總汞(THg)、甲基汞(MeHg)和總鎘(TCd)的含量均低于CK處理，且MZC處理效果明顯優(yōu)于ZC處理。同時，隨著MZC添加量從0.125% 增加到0.5%，籽粒中THg、MeHg、TCd的含量分別降低了28.9% ～ 50.4%、40.9% ～ 58.4% 及53.4% ～ 79.3%。徐振濤等[24]施用5% 的污泥生物質炭也使水稻籽粒中的無機Hg和MeHg含量分別下降了81.9% 和73.4%；而張麗等[25]卻發(fā)現(xiàn)，水稻糙米中的Cd含量隨生物質炭用量的增加呈先降低后升高的趨勢。本研究發(fā)現(xiàn)，MZC對稻米中THg、MeHg和TCd的含量降低效果顯著，且隨用量增加其降低效果穩(wěn)定。

水稻莖葉中的THg、TCd分布情況(圖2)與籽粒中的結果相似。與CK處理相比，添加豬糞炭處理都顯著降低了莖葉中THg、TCd含量；但0.5%MZC與0.5%ZC處理的莖葉中THg含量無顯著差異，而TCd含量存在顯著差異。同時隨著MZC添加量的增加，水稻莖葉中THg含量降低了15.1% ～ 35.7%，TCd含量降低了47.6% ～ 83.6%。與CK處理相比，0.5% ZC和0.125%MZC處理水稻根中THg含量有所增加，但隨著MZC添加量的增加，水稻根中THg含量明顯降低；而0.5%ZC處理和3個用量的MZC處理都增加了水稻根中TCd含量。這與劉沖[26]在油麥菜生長過程中施加鈣鎂磷肥和桉樹炭發(fā)現(xiàn)其根部重金屬Cd含量升高的研究結果一致。綜上可知，添加0.5%的MZC能有效降低水稻地上部對Hg、Cd的富集能力，降低水稻籽粒中Hg、Cd含量。

(柱圖上方不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)，下同)

圖2 不同處理下水稻根和莖葉中重金屬含量

2.2 添加豬糞炭對根際土壤有效態(tài)汞、鎘含量和土壤理化性質的影響

相比CK處理，ZC和MZC處理都降低了土壤Hg、Cd的總量和有效態(tài)含量，且隨著MZC添加量的增加，降低效果更明顯(圖3)。其中，MZC處理的土壤中THg含量顯著下降，而TCd含量略微下降；0.5% MZC處理對土壤有效態(tài)Hg、Cd含量的降低效果明顯強于0.5%ZC處理。但是，0.125%MZC處理土壤有效Hg含量略微增加，徐振濤[27]也觀察到低量的生物質炭提高了土壤中Hg的有效性。MZC處理對有效態(tài)Cd的降低率為31.1% ～ 39.9%，相比于文獻報道的濕潤和淹水條件下生物質炭施用降低了20.0%[28]和37.5%[29]的土壤有效態(tài)Cd，本試驗所用的MZC對土壤Cd有效性的降低效果更好。

同時，與CK及ZC處理相比，MZC處理顯著增加了根際土壤TMn、有效態(tài)Mn含量，其中0.5%MZC處理較CK處理TMn含量提高了70.3%；而隨著土壤中TMn的增加，有效Mn的比例也顯著升高；。

生物質炭能改變土壤的pH、CEC、有機質等理化性質，進而改變重金屬在土壤中的有效性。不同處理下土壤的理化性質如表2所示。與CK處理相比，MZC和ZC處理增加了土壤pH、CEC、有效磷和速效鉀含量，且隨著MZC添加量增加而呈現(xiàn)明顯上升趨勢；0.5%ZC和0.125%MZC處理對土壤有機質含量的影響不顯著，而0.25%MZC、0.5%MZC處理明顯增加土壤有機質含量。

已有的研究表明，生物炭在施入土壤后，通過改善土壤理化性質及本身具有的多孔徑結構和巨大的比表面積，使其具有強大的吸附能力，豐富的官能團與重金屬離子發(fā)生絡合反應和共沉淀反應，降低土壤中Hg、Cd的生物有效性，影響水稻對Hg、Cd的吸收，進而降低水稻各部位中Hg、Cd的含量[30-31]。重金屬在水稻各部位的分布與生物質炭的性質密切相關，還受到生物炭的原材料、土壤理化性質及水稻生長環(huán)境等多種因素影響，其影響的關鍵因素還需進一步探討。

圖3 不同處理下土壤重金屬含量及有效性

表2 不同處理下土壤的理化性質變化

注：同行不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(<0.05)。

2.3 影響水稻各部位Hg、Cd分布的關鍵因素

2.3.1 水稻各部位Hg、Cd含量的相關性 水稻各部位Hg、Cd含量的相關性分析結果如表3所示。水稻籽粒 THg、MeHg和TCd含量與水稻莖葉THg和TCd含量有顯著的正相關性，說明水稻莖葉中的Hg、Cd轉移到籽粒中的較多。不同的是，水稻莖葉和籽粒中的THg、TCd含量與其在水稻根部的含量有微弱的負相關性，可能是水稻根部作為一種天然的屏障阻止了Hg、Cd的向上遷移。有研究表明，根表鐵膜有阻礙根部重金屬向上部轉移的作用[32]。

為了探究Hg、Cd共存對其在水稻各部位分布的影響，本文進行了交叉相關性分析，發(fā)現(xiàn)水稻莖葉中Hg、Cd分布與籽粒中Cd、Hg分布存在極顯著的正相關性，二者在累積過程中存在協(xié)同作用。

2.3.2 水稻各部位Hg、Cd含量與土壤重金屬含量的相關性 如表4所示，水稻籽粒、莖葉中THg、MeHg含量與土壤中THg含量存在極顯著正相關性，說明水稻主要吸收累積土壤中的Hg；水稻籽粒和莖葉中的TCd含量與土壤中有效態(tài)Cd含量存在極顯著的正相關性，說明水稻中Cd的累積受土壤中Cd有效性的強烈影響。從相關性分析還可以看出，土壤中THg含量與水稻籽粒、莖葉TCd含量，土壤有效態(tài)Cd含量與水稻籽粒、莖葉THg含量之間存在顯著的相關性，但這種相關性需要進一步研究。

表3 水稻各部位Hg、Cd含量的相關性(n=15)

注：*表示在<0.05水平相關性顯著(雙尾)；**在<0.01水平相關性顯著(雙尾)；下同。

表4 水稻各部位Hg、Cd含量與土壤重金屬含量的相關性(n=15)

對土壤中Mn分析發(fā)現(xiàn)，水稻籽粒和莖葉THg、MeHg、TCd含量與TMn、有效態(tài)Mn含量呈明顯的負相關性，說明土壤中的Mn抑制了水稻各部位對Hg、Cd的累積，這可能是由于MZC中的錳氧化物對Hg、Cd的吸附作用降低了水稻對Hg、Cd的生物可利用性。已有的研究也表明，增加土壤中Mn含量，能夠抑制水稻對Hg、Cd的吸收累積[33-34]。

2.3.3 水稻各部位Hg、Cd含量與土壤理化性質的相關性 如表5所示，水稻籽粒、莖葉中THg、MeHg、TCd分布與土壤pH呈極顯著負相關關系。相關研究表明，土壤中有效Hg含量只有在pH 4.82 ～ 7.11范圍內隨著pH的升高而增加[35]；水稻組織中Cd含量隨pH的變化呈拋物線型，pH為6.5時，Cd吸收能力最強[36]。本試驗中，土壤樣品pH>6.5，水稻中Cd累積隨著土壤pH增加而減少。表5結果還顯示，水稻籽粒各部位THg、MeHg、TCd含量與土壤CEC的相關性與pH的結果相一致。

在對堿解氮、有效磷、速效鉀含量和水稻各部位Hg、Cd含量進行相關性分析后發(fā)現(xiàn)，水稻籽粒和莖葉中THg、MeHg、TCd含量與有效磷、速效鉀含量存在顯著負相關性，而僅有籽粒TCd含量與堿解氮含量存在顯著正相關性，這與已有報道的土壤溶液中Cd濃度隨著施氮量增加而顯著增加的結果一致[37]。

表5 土壤性質與水稻各部位Hg、Cd含量的相關性(n=15)

2.4 影響土壤Hg、Cd有效性的關鍵因素

如表6所示，土壤有效Hg含量與土壤CEC呈顯著負相關，而土壤有效Cd含量與土壤pH、CEC、TMn含量和有效態(tài)Mn含量呈顯著負相關，表明MZC施用提高了土壤pH、CEC、有效磷、速效鉀、TMn和有效Mn含量，進而降低了土壤中有效態(tài)Hg、Cd含量，從而抑制了水稻籽粒對土壤Hg、Cd的吸收累積?；谝陨蠈ν寥?、水稻籽粒和莖葉Hg、Cd分布影響因素的相關性分析，MZC阻控對水稻籽粒Hg、Cd累積的可能機制包括：①施加ZC，尤其是MZC增加了土壤pH、CEC和有效磷、速效鉀的含量，進而降低了土壤中有效態(tài)Hg、Cd的含量，從而減少水稻籽粒對Hg、Cd的吸收；②MZC的施用，增加了土壤中有效Mn含量，由于Mn和Cd在水稻中的轉運蛋白相同[34]，因此Mn與Cd的競爭作用促使水稻減少了對Cd的吸收。

表6 土壤Hg、Cd有效性與土壤性質的相關性(n=15)

3 結論

1)添加錳改性豬糞炭，能顯著提高土壤pH、CEC、有效磷和速效鉀含量，進而降低了土壤中有效態(tài)Hg和Cd的含量，從而減少了水稻地上部對Hg、Cd的吸收累積。

2)錳改性豬糞炭的施用還能增加土壤中TMn和有效Mn含量，并通過Mn與Cd在水稻吸收轉運中的競爭作用，進一步提高了錳改性豬糞炭對水稻吸收累積土壤中Cd的阻控效果。本研究結果表明，錳改性豬糞炭是一種潛在的能保障Hg、Cd污染農田水稻安全生產的土壤修復劑。

[1] 胡國成, 張麗娟, 齊劍英, 等. 貴州萬山汞礦周邊土壤重金屬污染特征及風險評價[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2015, 24(5): 879–885.

[2] 生態(tài)環(huán)境部, 國家市場監(jiān)督管理總局. 土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行): GB 15618—2018[S]. 北京: 中國標準出版社, 2018.

[3] 張庭艷, 何騰兵, 田茂苑, 等. 貴州喀斯特山區(qū)水稻土與稻米重金屬含量的關聯(lián)性探究[J]. 山地農業(yè)生物學報, 2021, 40(2): 60–66.

[4] 國家衛(wèi)生和計劃生育委員會, 國家食品藥品監(jiān)督管理總局. 食品安全國家標準食品中污染物限量: GB 2762—2017[S].北京: 中國標準出版社, 2017.

[5] Qi X, Gou J L, Chen X M, et al. Application of mixed bacteria-loaded biochar to enhance uranium and cadmium immobilization in a co-contaminated soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 401: 123823.

[6] Xu P, Sun C X, Ye X Z, et al. The effect of biochar and crop straws on heavy metal bioavailability and plant accumulation in a Cd and Pb polluted soil[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 132: 94–100.

[7] 趙偉, 丁弈君, 孫泰朋, 等. 生物質炭對汞污染土壤吸附鈍化的影響[J]. 江蘇農業(yè)科學, 2017, 45(11): 192–196.

[8] Shu R, Wang Y J, Zhong H. Biochar amendment reduced methylmercury accumulation in rice plants[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 313: 1–8.

[9] 宋佳穎, 劉君, 宗海英, 等. 硫脲改性豬糞生物質炭對模擬農田徑流中鎘和草甘膦吸附特征[J]. 環(huán)境科學研究, 2021, 34(2): 356–364.

[10] 王明星. 不同改性生物炭的反應活性特性及其對水稻汞積累的影響[D]. 重慶: 西南大學, 2021.

[11] Shi Y J, Ma W B, Wang D Y. Study on mercury adsorption and desorption on different modified biochars[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2022, 108(4): 629–634.

[12] Liang J, Li X M, Yu Z G, et al. Amorphous MnO2modified biochar derived from aerobically composted swine manure for adsorption of Pb(II) and Cd(II)[J]. ACS Sustainable Chemistry & Engineering, 2017, 5(6): 5049–5058.

[13] Lin L N, Qiu W W, Wang D, et al. Arsenic removal in aqueous solution by a novel Fe-Mn modified biochar composite: Characterization and mechanism[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 144: 514–521.

[14] Wu Y, Li W, Sparks D L. The effects of iron(II) on the kinetics of arsenic oxidation and sorption on manganese oxides[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2015, 457: 319–328.

[15] 中華人民共和國農業(yè)部. 生物有機肥: NY884—2012[S]. 北京: 中國農業(yè)出版社, 2012.

[16] 中華人民共和國環(huán)境保護部. 土壤和沉積物總汞的測定催化熱解–冷原子吸收分光光度法: HJ 923—2017[S]. 北京: 中國環(huán)境科學出版社, 2017.

[17] 中華人民共和國環(huán)境保護部. 土壤和沉積物 12種金屬元素的測定王水提取–電感耦合等離子體質譜法: HJ 803—2016[S]. 北京: 中國環(huán)境科學出版社, 2016.

[18] 王宏康, 王征, 李萍. 土壤中有效態(tài)汞的測定方法[J]. 環(huán)境科學, 1983, 4(4): 61–62, 76.

[19] 中華人民共和國環(huán)境保護部. 土壤8 種有效態(tài)元素的測定二乙烯三胺五乙酸浸提–電感耦合等離子體發(fā)射光譜法: HJ 804—2016[S]. 北京: 中國環(huán)境科學出版社, 2016.

[20] 中華人民共和國國家衛(wèi)生健康委員會, 國家市場監(jiān)督管理總局. 食品安全國家標準食品中總汞及有機汞的測定: GB 5009.17—2021[S]. 北京: 中國標準出版社, 2021.

[21] 國家衛(wèi)生和計劃生育委員會. 食品安全國家標準食品中鎘的測定: GB 5009.15—2014[S]. 北京: 中國標準出版社, 2015.

[22] 杜靜靜. 貴州典型汞污染區(qū)土壤—稻米汞分布特征及農藝調控效果[D]. 貴陽: 貴州大學, 2021.

[23] 魯如坤. 土壤農業(yè)化學分析方法[M]. 北京: 中國農業(yè)科技出版社, 1999.

[24] 徐振濤, 梁鵬, 吳勝春, 等. 不同生物質炭對土壤中有效態(tài)汞的影響及其吸附特征分析[J]. 環(huán)境化學, 2019, 38(4): 832–841.

[25] 張麗, 侯萌瑤, 安毅, 等. 生物炭對水稻根際微域土壤Cd生物有效性及水稻Cd含量的影響[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2017, 36(4): 665–671.

[26] 劉沖. 生物炭基肥對水稻土中Cd、Cu、Pb和Zn的鈍化效應研究[D]. 蘭州: 蘭州大學, 2016.

[27] 徐振濤. 生物質炭對水稻富集汞的效應研究[D]. 杭州: 浙江農林大學, 2019.

[28] Wang T, Sun H W, Mao H J, et al. The immobilization of heavy metals in soil by bioaugmentation of a UV-mutant38 assisted by NovoGro biostimulation and changes of soil microbial community[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 278: 483–490.

[29] Wang Q, Chen L, He L Y, et al. Increased biomass and reduced heavy metal accumulation of edible tissues of vegetable crops in the presence of plant growth-promotinghuautlense T1-17 and biochar[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 228: 9–18.

[30] Uchimiya M, Bannon D I, Wartelle L H. Retention of heavy metals by carboxyl functional groups of biochars in small arms range soil[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2012, 60(7): 1798–1809.

[31] 劉晶晶, 楊興, 陸扣萍, 等. 生物質炭對土壤重金屬形態(tài)轉化及其有效性的影響[J]. 環(huán)境科學學報, 2015, 35(11): 3679–3687.

[32] Higueras P, Oyarzun R, Biester H, et al. A first insight into mercury distribution and speciation in soils from the Almadén mining district, Spain[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2003, 80(1): 95–104.

[33] Huang Y, Wang M X, Li Z J, et al.remediation of mercury-contaminated soil using thiol-functionalized graphene oxide/Fe-Mn composite[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 373: 783–790.

[34] Sasaki A, Yamaji N, Yokosho K, et al. Nramp5 is a major transporter responsible for manganese and cadmium uptake in rice[J]. The Plant Cell, 2012, 24(5): 2155–2167.

[35] Yang Y K, Zhang C, Shi X J, et al. Effect of organic matter and pH on mercury release from soils[J]. Journal of Environmental Sciences, 2007, 19(11): 1349–1354.

[36] Zhang Q, Chen H F, Xu C, et al. Heavy metal uptake in rice is regulated by pH-dependent iron plaque formation and the expression of the metal transporter genes[J]. Environmental and Experimental Botany, 2019, 162: 392–398.

[37] Mitchell L G, Grant C A, Racz G J. Effect of nitrogen application on concentration of cadmium and nutrient ions in soil solution and in durum wheat[J]. Canadian Journal of Soil Science, 2000, 80(1): 107–115.

Effect of Mn Modified Pig Manure Biochar on Uptake and Accumulation of Hg and Cd in Rice

WANG Yuemei1,2, WANG Zuopeng1,2, LI Chengjun1,2, ZHAO Ling1,2*, TENG Ying1,2, LUO Yongming1,2

(1 CAS Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

In order to determine the inhibitory effect of the application of KMnO4-modified pig manure biochar (MZC) on the uptake and accumulation of Hg and Cd in rice from a combined pollution soil, pot experiments were carried out to investigate the effects of different dosages of MZC on the accumulation and distribution characteristics of Hg and Cd in rice, the concentrations of available Hg and Cd in soil and soil physiochemical properties, and the possible inhibitory mechanism of MZC on the heavy metals in rice grains was also discussed. Results show that compared to the blank control, the addition of 0.5% MZC reduces the concentrations of total Hg, methyl Hg and total Cd in rice grains by 50.4%, 58.4% and 79.3%, respectively, and the concentrations of available Hg and Cd in rhizosphere soil also are decreased by 31.1% and 39.9%, respectively; however, the concentration of total Mn in rhizosphere soil is increased by 70.3%. Furthermore, the addition of 0.5% pristine pig manure biochar decreases total Hg, methyl Hg and total Cd in rice grains significantly less than the addition of 0.5% MZC, indicating that the modification of KMnO4can significantly enhance the ability of pristine pig manure biochar to passivate Hg and Cd in soil. The concentrations of Hg and Cd in rice grains, stems and leaves and the concentrations of available Hg and Cd in rhizosphere soil are decreased significantly with increasing the addition dosage of MZC. Correlation analysis shows that the concentrations of THg, MeHg and TCd in rice grains, stems and leaves are significantly positively correlated with the concentrations of available Hg and Cd in soil, but the concentrations of available Hg and Cd in soil show negative correlation with soil pH and CEC. The addition of MZC increases soil pH and CEC, which decreases the bioavailability of Hg and Cd in rhizosphere soil, and thereby reduces the uptake or accumulation of Hg and Cd by the aboveground parts of rice from polluted soil. Therefore, MZC is a promising remediation agent to ensure the safe production of rice in the Hg and Cd contaminated paddy.

Mn-modified pig manure biochar; Rice; Hg; Cd; Combined pollution soil

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2022.06.017

王月梅, 王作鵬, 李承駿, 等. 錳改性豬糞炭對水稻吸收累積土壤中汞鎘的影響. 土壤, 2022, 54(6): 1225–1232.

國家重點研發(fā)計劃項目(2019YFC1803705)資助。

通訊作者(zhaoling@issas.ac.cn)

王月梅(1995—)，女，內蒙古烏蘭察布人，碩士研究生，主要從事農田重金屬污染修復研究。E-mail:wangyuemei@issas.ac.cn