2. 河南省豫北水利勘察设计院, 河南 郑州 450000
2. Henan Yubei Survey and Design Institute of Water Conservancy, Zhengzhou 450000, China
据2014年全国土壤污染调查公报显示, 我国耕地土壤污染物点位超标率达19.4%, 其中最主要污染物为重金属[1]。然而由于耕地资源紧缺, 许多重金属污染地区仍开展农业生产活动[2]。重金属(尤其是Cd)易随农产品进入食物链, 致使居民重金属暴露风险增加, 威胁人体健康[3]。中国每年有超过1 000万t的农产品重金属含量超标[4]。因此, 重金属污染农田修复与农产品安全问题备受关注。
传统重金属污染土壤修复技术包括物理修复、化学修复和生物修复技术等, 其中钝化重金属的化学修复是目前研究热点之一[5]。碳酸钙等碱性物质、黏土矿物、磷矿粉和生物质炭等通过吸附、络合和沉淀等作用用于降低土壤重金属植物有效性, 通过抑制植物吸收转运重金属过程来修复重金属污染农田, 降低农作物重金属富集[6-7]。近年来有机肥成为农业生产的热门肥料, 但有机肥对土壤重金属有效性及重金属作物富集的影响尚有争议。一方面有机肥富含腐殖酸等大分子, 可与重金属结合形成稳态化合物, 降低其生物有效性, 抑制植物富集[8-9]; 另一方面有机肥本身及腐解过程释放的溶解性有机质可与重金属螯合, 提高其植物有效性[10-11]。因此探讨有机肥与钝化剂配施对土壤重金属有效性及作物富集的影响具有重要现实意义。
以云南省昆明市某重金属污染农田土壤为研究对象, 通过盆栽试验研究生物质炭、磷矿粉、碳酸钙和凹凸棒4种典型钝化剂与有机肥配施对土壤有效态Cu和Cd及其在生菜中累积的影响, 以期为以有机肥为作物栽培主要肥料条件下, 降低重金属暴露风险并保证农产品安全提供参考。
1 材料与方法 1.1 供试材料土壤采自云南省昆明市某重金属污染农田(0~20 cm), 经风干、磨碎和过4 mm孔径筛后用于盆栽。由表 1可知, 供试土壤Cu和Cd含量均超过国家标准土壤风险筛选值(Cu和Cd有效态含量分别为8.93和0.191 mg·kg-1)[12]。
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表 1 土壤和有机肥化学性质 Table 1 The chemical properties of soil and organic fertilizer |
试验用生物质炭购于江苏艾格尼丝环境科技有限公司, 由水稻秸秆在500 ℃缺氧条件下炭化而成。磷矿粉购于济南骐源化工有限公司, 碳酸钙和凹凸棒购于灵寿县华辰矿产品贸易有限公司。牛粪有机肥购于江阴市联合生物科技有限公司。有机肥化学性质见表 1。试验用意大利生菜苗购于仪征江扬有机农场, 培育20 d后用于盆栽。
1.2 试验设计试验设7种处理(表 2), 每种设9个平行。将添加物与土壤充分混匀后装入塑料花盆中(d=17 cm, h=12 cm, 1.75 kg·盆-1), 平衡20 d。于2017年4月5日将培育20 d的生菜苗按2株·盆-1移栽到盆中, 置于温室(自然光照, 环境温度为20~35 ℃)条件下培养。定期观察植株长势, 并根据盆中缺水情况, 补充自来水。
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表 2 盆栽试验设计 Table 2 Experimental design for treatments of the pot experiment |
分别在20、40和60 d时, 采集土壤(2~10 cm)和植物样品, 每种处理随机取3盆。土壤采集后, 经风干、粉碎, 过0.15 mm孔径筛后用于分析土壤性质。植物收集(分成地上部和根部)后, 采用去离子水清洗干净, 烘干、称重、粉碎, 过0.15 mm孔径筛, 备用。
生菜样品中Cu和Cd含量分别参照GB/T 5009.13—2003《食品中铜的测定》和GB 5009.15—2014《食品安全国家标准食品中镉的测定》, 采用原子吸收光谱法测定。土壤有效态Cu和Cd含量分别参照GB/T 17138—1997《土壤质量铜、锌的测定火焰原子吸收分光光度法》和GB/T 17141—1997《土壤质量铅、镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法》, 采用二乙烯三胺五乙酸浸提-电感耦合等离子体发射光谱法测定。土壤理化性质的测定:土壤pH参照NY/T 1121.2—2006《土壤检测第2部分:土壤pH的测定》采用电位法测定(土液质量比为1:2.5);土壤有机质含量参照NY/T 1121.6—2006《土壤检测第6部分:土壤有机质的测定》采用重铬酸钾氧化法测定; 全氮、全磷和全钾含量分别参照NY/T 53—1987《土壤全氮测定法(半微量开氏法)》、NY/T 88—1988《土壤全磷测定法》和NY/T 87—1988《土壤全钾测定法》采用半微量开氏法、分光光度法和火焰光度法测定。
采用土壤标准物质GBW07417a为土壤重金属测量质控样品, 与测试样品同批萃取测量, 有效态Cu和Cd回收率分别为94.3%~101.9%和93.2%~105.7%。采用灌木枝叶标准物质GBW07603为生菜样品重金属测量质控样品, 与测试样品同批消解测量, Cu和Cd回收率分别为91.2%~97.3%和85.9%~96.8%。上述结果均符合质控要求。
1.4 统计分析试验数据采用Microsoft Excel 2007软件整理, 采用SPSS 20.0软件进行单因素方差分析(one-way ANOVA)。数据均为平均值。
2 结果与讨论 2.1 钝化剂与有机肥配施对土壤pH及有效态重金属的影响土壤pH为有效态重金属最重要的影响因素之一[13]。表 3显示, 在生菜生长阶段土壤pH呈先升高后降低趋势, 并在40 d时达到最大。这可能是由于钝化剂和有机肥均呈碱性, 施用后提高土壤pH, 随钝化剂熟化, pH在40 d时进一步增加。随后有机肥腐解导致根系分泌的有机酸增多[14], 土壤pH随之降低。此外, 40 d时土壤pH上升还可能与土壤产生的铵根离子有关, 后期铵根离子硝化亦会导致土壤pH降低[15]。
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表 3 不同时间土壤pH以及有效态Cu和Cd含量 Table 3 Soil pH and concentrations of available Cu and Cd in soil |
生菜生长周期内, 与对照相比, M处理土壤平均pH值提高0.1, 表明单施有机肥能提高土壤pH。除BM处理外, 有机肥与钝化剂配施处理土壤平均pH提高0.26~0.83, 且均达显著水平(P < 0.05), 其中, BPCAM处理土壤pH最高, CM处理次之。各阶段PM、CM和AM处理土壤pH始终高于M处理, 且CM处理显著高于M处理(P < 0.05), 这表明磷矿粉、碳酸钙和凹凸棒均能提高土壤pH, 以碳酸钙提高效果为最好。这是因为碳酸钙本身pH较高, 且碳酸钙能促进土壤中Al3+的水解, 中和水解产生的H+, 提高土壤碱性[16]。多种钝化剂输入造成土壤碱性累加, 因此BPCAM处理土壤pH高于CM处理。总体而言, 各处理土壤平均pH由大到小为BPCAM>CM>AM>PM>M>BM>CK。
土壤有效态Cu和Cd含量见表 3。与pH变化趋势相反, 在生菜生长阶段土壤有效态Cu和Cd含量均呈先降低后增加趋势。生菜生长周期内, M处理土壤有效态Cu和Cd含量均高于CK(20、40和60 d时有效态Cu含量分别提高3.6%、19%和20%;有效态Cd含量分别提高9.2%、17%和19%), 且60 d时均达显著水平(P < 0.05), 表明施加有机肥能促进土壤Cu和Cd浸出。这可能是由于:(1)有机肥本身及腐解过程中释放的可溶性有机质能够抑制土壤对Cu和Cd的吸附, 从而提高其有效态含量; (2)有机肥能提高土壤根系及微生物活动, 促进根系及微生物分泌物的分泌, 而分泌物可活化重金属[17-19]。钝化剂与有机肥配施处理土壤有效态Cu和Cd含量高于CK，但小于M处理, 其中BPCAM和CM处理最小, 表明钝化剂与有机肥对土壤有效态重金属的作用相反, 且有机肥起主要作用, 即钝化剂因提高土壤pH而起到钝化土壤重金属的作用, 而有机肥能起到活化土壤重金属的作用, 且有机肥活化效应大于钝化剂钝化作用。
如图 1所示, 相关分析表明土壤pH与土壤有效态Cu和Cd含量均呈显著负相关(P < 0.05)。土壤pH升高能改变土壤理化性质, 进而可能对土壤有效态重金属产生影响, 这是由于:(1)土壤pH升高能增加土壤表面胶体负电荷, 提高土壤对重金属离子的电性吸附。(2)土壤pH升高能促进重金属—OH+的形成, 其与土壤的亲和力较强, 易于被土壤吸附。(3)土壤pH升高使H+减少, H+竞争作用削弱, 土壤有机质、铁锰氧化物与重金属的结合更稳固。(4)土壤pH升高使OH-增加, 则重金属以氢氧化物形式沉淀的量增加, 导致有效态重金属含量降低[20-23]。郭利敏等[24]发现土壤有效态重金属含量与土壤有机质呈正相关, 与土壤pH呈负相关, 且有机质的正效应大于pH的负效应。笔者研究发现各处理土壤有效态Cu和Cd含量由小到大顺序均为CK < BPCAM < CM < AM < PM < BM < M, 与各处理土壤pH顺序总体相反, 这表明土壤pH越高, 钝化作用越强, 受有机肥活化作用的影响越弱, 其中, 碳酸钙和多种钝化剂与有机肥配施处理受有机肥活化作用的影响最弱, 其有效态重金属含量也相对较低。
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图 1 土壤pH与土壤有效态Cu和Cd含量相关性 Fig. 1 Correlations between the soil pH and the concentrations of available Cu and Cd in soil |
如图 2所示, 在生菜生长阶段各处理生菜地上部Cu含量变化趋势与土壤有效态含量类似, 也为先降低后升高。40 d时, 生菜地上部Cu含量急剧降低, 比20 d时下降46%~93%, 这可能与生菜生物量快速增加有关[25](40 d时生菜干重比20 d时增加118%~467%)。生菜生物量不断增加(60 d时生菜干重比20 d时增加213%~680%)亦可能是生菜地上部Cd含量一直下降的原因之一。总体而言, 与CK相比, 各配施处理能降低地上部Cu和Cd累积, 但不同处理降低效果有所不同。
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图 2 生菜地上部Cu和Cd含量变化 Fig. 2 Concentrations of Cu and Cd in aboveground part of romaine |
如图 2所示, 20 d时, M处理生菜地上部Cu含量小于CK, 但未达显著水平(P>0.05), CM和AM处理则显著小于CK(P < 0.05)。这表明碳酸钙和凹凸棒与有机肥配施处理在盆栽前期能有效抑制生菜Cu累积, 而单施有机肥处理抑制效果不明显。同时, 与CK相比, 20 d时各处理生菜地上部Cd含量变化不显著(P>0.05)。种植40~60 d为生菜可收获期。40 d时, M处理生菜地上部Cu和Cd含量均最低, 其次为CM处理。各处理生菜地上部Cu含量由小到大依次为M < CM < BPCAM < AM < BM < PM < CK, 各处理生菜地上部Cd含量由小到大依次为M < CM < PM < AM < BPCAM < BM < CK。这表明40 d时, 单施有机肥处理对生菜地上部Cu和Cd富集的抑制效果最佳, 碳酸钙与有机肥配施处理次之。60 d时, 与CK相比, 各配施处理生菜地上部Cu和Cd含量分别下降4%~28%和2%~35%, 其中CM处理下降最多, M处理次之, BM处理下降最少。上述结果表明, 单施有机肥以及钝化剂与有机肥配施处理均能抑制生菜地上部Cu和Cd累积, 其中碳酸钙和有机肥配施处理抑制效果最佳, 单施有机肥处理次之, 生物质炭与有机肥配施处理的抑制效果则不明显。
植物富集重金属受重金属植物有效性和植物本身吸收及转运能力的影响[10, 26]。如图 3所示, 土壤有效态Cu含量与生菜地上部Cu含量呈显著正相关(P < 0.05), 而有效态Cd含量与地上部Cd含量相关不显著(P>0.05), 这表明生菜地上部Cu含量受土壤有效态Cu含量影响较大, 而地上部Cd含量受土壤有效态Cd含量影响较小。植物吸收及转运重金属的能力可以采用生物富集因子(BAF)表征, 其值为生菜地上部重金属含量与土壤有效态重金属含量的比值。如图 4所示, 生菜地上部Cu和Cd的BAF值分别与生菜地上部Cu和Cd含量呈显著正相关(P < 0.05), 这表明植物吸收转运作用是影响生菜重金属富集的重要因素。值得注意的是, BAF值与生菜地上部重金属含量的相关性优于土壤有效态重金属与生菜地上部重金属的相关性, 这表明有机肥单施以及钝化剂与有机肥配施处理对生菜重金属吸收转运的抑制是其降低生菜重金属富集的关键原因。
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图 3 生菜地上部重金属含量与土壤有效态重金属含量的相关性 Fig. 3 Correlations between the concentrations of heavy metals in aboveground part of romaine and the concentrations of soil available heavy metals |
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图 4 生菜地上部重金属含量与BAF的相关性 Fig. 4 Correlations between heavy metal concentrations in aboveground part of romaine and the BAF of heavy metals |
如表 4所示, 在生菜生长阶段各处理生菜地上部Cu的BAF值先降低后轻微上升, Cd的BAF值先升高后降低。在生菜生长相同阶段, 各处理Cd的BAF值均大于Cu的BAF值, 这表明Cd比Cu更易被生菜吸收转运。总体而言, 与CK相比, 各配施处理都能降低生菜地上部重金属的BAF值, 但降低效果有所不同。具体来说, 20 d时, CM处理Cu和Cd的BAF值显著小于CK(P < 0.05), 而M处理与CK无显著差异, 这表明碳酸钙在前期可抑制生菜对Cu和Cd的吸收转运。此外, 凹凸棒与有机肥配施处理亦可显著降低生菜地上部Cu的BAF值(P < 0.05)。40 d时, 各处理生菜地上部Cu的BAF值由小到大为CM < M < AM < BM < BPCAM < PM < CK, 但与CK相比均未达显著水平(P>0.05)。M处理Cd的BAF值为最小, CM处理其次, 均显著小于CK(P < 0.05), 除CK外各处理间无显著差异(P>0.05)。60 d时, 生菜地上部Cu和Cd的BAF值均以CM处理为最低, M处理次之。上述结果表明, 钝化剂与有机肥配施处理能抑制生菜吸收转运Cu和Cd, 其中以碳酸钙与有机肥配施处理抑制效果为最好, 单施有机肥处理次之。
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表 4 生菜地上部Cu和Cd生物富集因子(BAF) Table 4 The Cu and Cd bioaccumulation factor (BAF) of aboveground part of romaine |
吸收和转运是生菜富集重金属的两个关键过程。有机肥和钝化剂(尤其是碳酸钙)可能对植物生理产生影响, 从而抑制重金属的吸收和转运。吸收因子(AF)可用于评估生菜根部吸收重金属的能力, 其值为植物根部重金属含量与土壤有效态重金属含量的比值。如表 5所示, 在40~60 d时, 与CK相比, 各配施处理Cu的AF值比CK小16.9%~56.8%, 而Cd的AF值比CK大9.04%~60.1%, 这表明钝化剂和有机肥均能抑制生菜根部对Cu的吸收, 却促进对Cd的吸收。其他研究[19, 27]也发现类似结果, 其原因可能是Cd为植物非必需营养元素, 需与Cu、Zn、Fe和Mo等营养元素竞争跨膜运输载体而进入根细胞, 而钝化剂与有机肥配施处理能促进植物根系生长(40~60 d时, 钝化剂与有机肥配施处理生菜根部干重比CK处理大17.1%~76.9%), 增加营养物质的吸收, 促进跨膜运输载体的产生, 进而提高根系对Cd的吸收。Cd吸收增加则会抑制Cu的吸收。此外, 肥料施用组Cu的AF值小于CK, 还可能与钝化剂和有机肥配施处理能提高根部生物量有关。40 d时, 单施有机肥处理Cu和Cd的AF值最小; 60 d时, 碳酸钙与有机肥配施处理AF值最小。但除CK处理外, 各处理间AF值差异均不显著(P>0.05)。
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表 5 Cu和Cd的吸收因子(AF)及转运因子(TF) Table 5 The Cu and Cd absorption factor (AF) and translocation factor (TF) |
转运因子(TF)可用于评估重金属从植物根部到地上部的迁移, 其值为植物地上部重金属含量与植物根部重金属含量的比值。如表 5所示, 40 d时, 与CK相比, 各处理Cu和Cd的TF值分别下降8.46%~51.1%和38.5%~55.9%, 其中M处理下降最多, CM处理次之。60 d时, 配施处理Cu和Cd的TF值分别下降3.62%~54.3%和60.3%~75.3%, 其中以CM处理Cu和Cd的TF值为最低。
与CK相比, 各处理均能抑制生菜根部Cu和Cd的向上迁移, 其中碳酸钙与有机肥配施处理抑制效果最佳。LI等[28]亦报道如石灰、猪粪堆肥等添加剂可抑制水稻根部Cu和Cd的向上运输, 其原因可能是有机肥能够提高植物体内有机酸含量, 有机酸在根部与重金属形成的螯合物可抑制重金属向上迁移[27, 29-30]; 而施加碳酸钙可能提高根部Ca2+含量, Ca2+会与重金属转运蛋白竞争结合位点, 从而降低重金属在植物体内的迁移能力[19, 31]。有机肥与碳酸钙配施处理能够抑制Cu和Cd从生菜根部向地上部的吸收转运，尚需进一步深入研究。
3 结论(1) 与CK相比, 各处理(除生物质炭与有机肥配施处理外)均能提高土壤pH, 土壤pH与土壤有效态Cu和Cd含量呈显著负相关(P < 0.05)。尽管如此, 由于有机肥的活化作用, 钝化剂与有机肥配施处理土壤有效态Cu和Cd含量均有不同程度提高。其中, 单施有机肥处理土壤有效态Cu和Cd含量最高, 碳酸钙与有机肥配施处理最低。土壤有效态Cu含量与生菜地上部Cu含量呈显著正相关(P < 0.05), 而有效态Cd含量与生菜地上部Cd含量不相关。
(2) 有机肥单施和钝化剂与有机肥配施处理能抑制生菜根部Cu吸收, 并促进根部Cd吸收, 但均能抑制根部Cu和Cd的向地上部转运, 从而降低生菜地上部Cu和Cd的累积。其中，碳酸钙与有机肥配施处理效果最好, 单施有机肥处理次之, 生物质炭和有机肥配施处理效果不明显。因此, 碳酸钙与有机肥配施是抑制作物富集重金属的良好措施。
(3) 施用有机肥能活化土壤重金属, 同时还能抑制重金属向生菜地上部分转运富集, 其中机制需要进一步研究。
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