有機肥和土壤調理劑對土壤重金屬的鈍化作用及其對水稻吸收重金屬的影響

陳 儀，李 泉，劉 莉，夏國平，杜 凡，李治剛

（1.湖北省地質四隊資源環(huán)境勘查有限責任公司，湖北 咸寧 437100；2.湖北省地質局第四地質大隊，湖北 咸寧 437100）

隨著工業(yè)的高速發(fā)展、城市化進程的加劇、工業(yè)產生的“三廢”和人類不合理的社會活動等一系列因素，導致土壤環(huán)境受到各種不同類型的污染，其中以重金屬污染最嚴重［1-3］。土壤重金屬污染是人類活動將重金屬引入土壤中致使其有害元素含量超過背景值，并造成土壤污染的現象［4］。常見的耕地重金屬污染主要為Cd、As、Cr 等，其中Cd 元素的遷移性、生物毒性和隱蔽性問題嚴峻，Cd 嚴重超標地區(qū)對土壤質量、糧食作物安全、人類健康和生態(tài)環(huán)境構成嚴重的威脅［5］，容易對植物產生毒害效應，而土壤pH 影響土壤重金屬的有效性，其中土壤酸堿度又與土壤類型與土壤成土母質有關［6］。相關文獻報道［7］，中國19.4%耕地中重金屬超標，其中Cd超標嚴重，達7.0%。農村環(huán)境污染日益嚴重，制約了農業(yè)的可持續(xù)發(fā)展［8］。研究表明，Cd 在土壤環(huán)境中對植物的影響與其所存在的形態(tài)具有密切關系［9-11］。土壤中Cd 的有效形態(tài)對土壤環(huán)境具有較大的影響，在pH 偏低時容易游離出來，被植物吸收利用，進而通過食物鏈進入人體，導致人體的腎功能不全、高血壓和骨質疏松等疾病［12，13］。根據《湖北省受污染耕地安全利用技術手冊（試行）》中推薦的安全利用類技術，常用的包括土壤調理劑、葉面阻控劑、水分調控技術和肥料替代技術等。鄉(xiāng)村振興、美麗鄉(xiāng)村建設等政策都強調綠色環(huán)保型肥料施用，實行有機肥代替化肥行動。有機肥修復重金屬污染農田是研究熱點，有機肥通過絡合和螯合作用改變重金屬的行為和有效性，從而影響植物的吸收。在重金屬污染土壤治理中，針對土壤中重金屬的特征和土壤理化性質，通過施用不同的調理劑進行化學鈍化修復是國內外常用的方法［14］。該方法因經濟適用、效果突出等特點，通過土壤調理劑阻控水稻吸收累積重金屬受到廣泛關注和應用。滿志勇［15］在雙季稻連續(xù)施用有機肥、土壤調理劑的第4～5 年，與對照相比，早稻糙米Cd 含量分別降低了40%～57%和56%～84%；晚稻糙米Cd 含量分別降低了43%～60%和53%～62%；與對照相比，施用有機肥和土壤調理劑，雙季稻各生育期土壤有效態(tài)Cd 含量平均下降8%和14%。王涌泉等［16］通過試驗研究了復合型調理劑對土壤pH、鎘有效態(tài)含量、鎘的形態(tài)轉化、小白菜生物量和品質安全的影響，結果表明復合型調理劑對鎘污染農田土壤的鈍化修復效果明顯大于單一調理劑，不同配比調理劑降低土壤中有效態(tài)鎘的含量為44.47%～86.53%。馬顥榴［17］研究表明，連續(xù)3 年施用有機肥，早稻、晚稻土壤有效態(tài)Cd 含量分別降低3%～12% 和4%～14%。駱文軒等［18］的研究表明，隨著水稻生育期的延長，有機肥處理土壤有效態(tài)Cd 含量呈先下降后上升的趨勢，水稻吸收積累Cd 的重要時期是灌漿期，有機肥的施用均能降低灌漿期土壤中有效態(tài)Cd 含量，有機肥用量高的成熟期土壤有效態(tài)Cd 含量顯著減少24%（P＜0.05）。段海芹等［19］研究表明，長期施用有機肥會提高土壤表層有效態(tài)Cd 含量，特別是0～10 cm 土壤有效態(tài)Cd 含量顯著高于對照。研究表明，有機肥能提高土壤pH，一般能提高0.06～0.90 個pH 單位，與化肥相比，早稻施用雞糞有機肥，晚稻收獲時土壤pH上升0.2～0.4 個單位［20］。

對于輕度污染農田，實行單一的治理措施效果較差。對于安全利用類及以上的重金屬污染農田，通常需要多種措施聯合施用、相互補充，才能取得預期效果，由于中國南方地區(qū)長期使用化學肥料，導致土壤呈酸性［21］。因此，本研究主要從有機肥、調理劑施入農田后對土壤pH、重金屬的不同賦存形態(tài)變化入手，針對有機肥、調理劑單一和聯合施用效果作研究，為有機肥和調理劑的合理施用提供支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗地設在湖北省襄陽市谷城縣盛康鎮(zhèn)劉家畈村，該區(qū)域地處北緯30°53′—32°29′、東經111°07′—111°52′，西部屬武當山余脈，南部屬荊山余脈，屬于亞熱帶季風氣候，雨量充沛、光照充足、氣候溫和、四季分明，年均降水量為8 000～12 000 mm，年均氣溫15.4 ℃，年日照時數1 894.2 h，日照率43%，無霜期234 d。地塊周邊大多為山地，旋耕機械進出不便，當地耕作采用牛耕，以種植水稻和玉米為主，研究于2021 年在劉家畈村某安全利用類耕地進行，土壤為水稻土，肥力水平中等，呈酸性，pH 在5.5～6.5。

1.2 供試材料

供試作物為湖北華占種業(yè)科技有限公司生產的常規(guī)水稻，品種為荃優(yōu)259 號，秈型三系雜交水稻。

供試土壤調理劑由環(huán)保橋（湖南）生態(tài)環(huán)境工程股份有限公司提供，產品技術指標CaO≥34%，SiO2≥5.5%，pH 在11.0～13.0。產品經農業(yè)農村部登記備案。產品主要功能為提高土壤pH、降低土壤中重金屬活性、降低農產品中重金屬含量。

供試有機肥產品由老河口市綠美生物科技有限公司提供，是以雞糞和農作物秸稈、米糠為主要原料，添加多種益生菌等腐熟劑經過深槽發(fā)酵除臭、高溫滅菌殺卵、干燥、代謝產生的抗生素、多種氨基酸、腐殖酸、多種活性生物酶、分解作物必需的氮、磷、鉀、鈣、鎂、硫、鋅、硼等多種營養(yǎng)元素，組配成營養(yǎng)全、功能多、肥效長的生物聚能增效肥料。

1.3 試驗設計

試驗區(qū)于2021 年按當地種植習慣播種水稻，修復模式采用“有機肥+土壤調理劑”，分區(qū)組設計，共分9 個處理組，各小區(qū)間開溝筑埂隔離。田間小區(qū)試驗排列分布見圖1。

圖1 田間小區(qū)試驗排列分布

設置A、B、C 三個處理組，分別施加有機肥、調理劑、有機肥+調理劑。每個處理組3 塊田，施加不同濃度梯度的添加劑。施用的有機肥和土壤調理劑按照專家指導意見，在經驗值范圍內每區(qū)域施撒有機肥或調理劑1 500、2 250、3 000 kg/hm2，具體見表1。空白對照試驗采取在野外各試驗小區(qū)施撒藥劑前采集空白土壤及農產品樣品作對比。

表1 各處理的技術措施

田塊犁田平整后對各地塊進行筑梗，田埂寬度不低于20 cm，修筑獨立灌溉溝，寬度不小于30 cm，各田塊灌溉水進出通過獨立灌溉溝，避免各小區(qū)肥水串流。在灌溉溝上覆一層農用白膜，起到一定隔水作用。

在水稻移栽前按照試驗設計布置小區(qū)，分別添加不同量有機肥、調理劑、有機肥+調理劑，通過多次旋耕使其混合均勻，7 d 后進行水稻移栽，應注意各小區(qū)種植密度一致，施肥按農戶種植習慣施撒，田間管理按照當地常規(guī)方式進行，小區(qū)保持長期淹水狀態(tài)。

1.4 測定項目與方法

每塊田實施前和實施后分別按照“五點采樣法”采集土壤樣品和稻谷樣品。樣品量分別為200 g和500 g。實施前采集1 個土壤樣品和1 個對應的稻谷樣品，實施后采集了2 個土壤樣品和1 個對應的稻谷樣品。土壤自然風干（不直接放在太陽下暴曬），稻谷谷粒（實粒，不帶稻穗）樣品曬干后脫殼研磨，按照《食品安全國家標準食品中多元素的測定》（GB 5009.268—2016）測定土壤和稻谷樣品中的重金屬含量，土壤樣品重金屬全量用HF-HNO3-HClO4法消解，水稻糙米樣品用HNO3-HClO4法消解，前處理后的溶液均采用ICP-MS 進行測定。土壤pH 采用《森林土壤pH 值的測定》（LY/T 1230—1999）法測定。

按照《生態(tài)地球化學評價樣品分析技術要求》（DD2005-03）提取土壤重金屬形態(tài)。包括水溶態(tài)、離子交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)、腐殖酸結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)、強有機結合態(tài)和殘渣態(tài)7 種形態(tài)。

數據分析中將水溶態(tài)、離子交換態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)劃分為生物易利用態(tài)，將腐殖酸結合態(tài)和鐵錳氧化物結合態(tài)劃分為中等利用態(tài)，將強有機結合態(tài)與殘渣態(tài)劃分為生物惰性態(tài)，其在環(huán)境中很難釋放出重金屬離子。

1.5 數據處理

采用Excel 2019 和Origin2017 軟件進行分析與繪圖。

2 結果與分析

2.1 土壤樣品分析測試結果

1）添加劑對土壤pH 的影響。添加劑對土壤pH的影響結果如圖2 所示。A1 至A3 施加不同濃度的有機肥后，pH 基本保持不變；B1 至B3 和C1 至C3 施加不同濃度的調理劑、有機肥+調理劑后，pH 均有不同程度的升高。所有處理組中B2 增幅最大。以上結果表明調理劑對土壤pH 變化起主要影響作用。

2）添加劑對土壤中鎘（Cd）賦存形態(tài)的影響。添加劑對土壤中鎘賦存形態(tài)的影響結果如圖3 所示，施加不同濃度的有機肥（A1 至A3），易利用態(tài)鎘含量均呈下降趨勢，A3 降幅最大，為20.45%。中等利用態(tài)、惰性態(tài)鎘含量總體呈上升趨勢。表明有機肥對土壤重金屬具有鈍化作用，這是由于有機質與易利用態(tài)重金屬離子絡合使其移動性減弱，活性降低，使土壤中的中等利用態(tài)和惰性態(tài)鎘含量增加。

圖3 實施前后各處理組易利用態(tài)、中等利用態(tài)、惰性態(tài)鎘含量對比

施加不同濃度的調理劑（B1 至B3），易利用態(tài)鎘含量均呈下降趨勢，下降幅度最大的為B2，降幅達21.97%；中等利用態(tài)鎘含量均呈上升趨勢。惰性態(tài)鎘含量B1、B2 呈下降趨勢，B1 降幅最大，降幅為23.70%，B3 呈上升趨勢，增幅為33.90%。

施加不同濃度的有機肥+調理劑（C1 至C3），易利用態(tài)鎘含量均呈下降趨勢，下降幅度最大的為C3，降幅為11.54%，中等利用態(tài)和惰性態(tài)鎘含量總體呈上升趨勢。說明有機肥+調理劑可降低土壤中鎘的活性，使其易利用態(tài)降低，中等利用態(tài)和惰性態(tài)上升。

3）添加劑對土壤中砷（As）賦存形態(tài)的影響。添加劑對土壤中砷賦存形態(tài)的影響結果如圖4 所示。其中施加不同濃度的有機肥（A1 至A3）使土壤易利用態(tài)砷含量下降幅度最大的為A1，降幅為58.23%。中等利用態(tài)砷含量基本保持不變，惰性態(tài)砷含量總體呈上升趨勢，上升幅度最大的為A1，增幅為35.64%。表明有機肥對砷具有明顯的鈍化作用。

圖4 實施前后各處理組易利用態(tài)、中等利用態(tài)、惰性態(tài)砷含量對比

施加不同濃度的調理劑（B1 至B3），易利用態(tài)砷含量均呈下降趨勢，下降幅度最大的為B1，降幅達79.07%；中等利用態(tài)砷含量基本持平不變。惰性態(tài)砷含量均呈上升趨勢，B2 增幅最大，為30.55%。

施加不同濃度的有機肥+調理劑（C1 至C3），易利用態(tài)砷含量均呈下降趨勢，下降幅度最大的為C1，降幅為68.89%；中等利用態(tài)砷含量基本持平不變。惰性態(tài)砷含量均呈上升趨勢，C2 增幅最大，為32.94%。

4）添加劑對土壤中鉻（Cr）賦存形態(tài)的影響。添加劑對土壤中鉻賦存形態(tài)的影響結果如圖5 所示，施加不同濃度的有機肥（A1 至A3），易利用態(tài)鉻含量均呈下降趨勢，下降幅度最大的為A3，降幅為44.04%，其次為A1，降幅為43.21%，再次為A2，降幅為30.00%。中等利用態(tài)、惰性態(tài)鉻含量基本保持不變。說明有機肥顯著抑制了土壤中鉻的活性。

圖5 實施前后各處理組易利用態(tài)、中等利用態(tài)、惰性態(tài)鉻含量對比

施加不同濃度的調理劑（B1 至B3），調理劑添加量與易利用態(tài)鉻含量呈負相關，下降幅度最大的為B3，降幅達55.51%，其次為B2，降幅為55.38%，再次為B1，降幅為48.27%；中等利用態(tài)、惰性態(tài)鉻含量基本保持不變。說明調理劑顯著抑制了土壤中鉻的活性。

施加不同濃度的有機肥+調理劑（C1 至C3），易利用態(tài)鉻含量均呈下降趨勢，下降幅度最大的為C1，降幅為53.66%，其次為C2，降幅為46.04%，再次為C3，降幅為37.70%；中等利用態(tài)、惰性態(tài)鉻含量基本保持不變。

2.2 農產品樣品分析測試結果

由圖6 可以看出，與實施前相比，稻谷中重金屬含量均有所下降，鎘、砷、鉻分別下降了63.00%、58.49%、34.88%。

圖6 實施前后農產品樣品檢測數據對比

3 小結與討論

對生長于鎘污染土壤中的水稻作物施加有機肥和調理劑，考察有機肥和調理劑對土壤重金屬的鈍化作用及其對水稻吸收重金屬的影響，研究得出以下結論。

1）施加有機肥對土壤pH 影響不大，土壤調理劑對土壤pH 調節(jié)起主要作用。

2）施加有機肥和調理劑均可鈍化土壤中的重金屬鎘、砷、鉻，使其易利用態(tài)減少，活性降低，且土壤調理劑鈍化土壤重金屬比有機肥效果好，對砷的鈍化效果最明顯。施加2 250、1 500、3 000 kg/hm2調理劑之后，土壤中鎘、砷、鉻易利用態(tài)效果分別降低了21.97%、79.07%和55.51%。

3）施加有機肥和調理劑均可有效降低稻谷中的重金屬鎘、砷、鉻含量。

綜上可知，施加有機肥和調理劑對土壤中的重金屬均有鈍化作用，降低了土壤中重金屬的易利用態(tài)，減少了水稻對重金屬的吸附量，強化了修復效果，本研究為重金屬污染土壤的修復技術提供了理論基礎和技術支持。