施用水溶性有機肥條件下水稻對稻田土壤砷鎘的提取效能

喻惠玲，嚴 露，王 欣，張睿媛，彭 渤，譚長銀

湖南師范大學地理科學學院，湖南 長沙 410081

水稻在生長過程中具有較強的吸收和積累As、Cd的能力. 水稻攝取As、Cd會影響稻米的產量和質量，從而對大米的安全生產構成威脅，食用As、Cd含量超標的大米已被證明具有潛在的健康風險[1-3].湖南省作為我國水稻主要產區之一，同時又是有色金屬開采與冶煉的中心地帶[4]，部分稻田所生產的大米中無機As占總As的比例高達84.4%，約是我國其他省份的3倍[5]. Lei等[6]研究表明，湖南省受礦區影響的稻田土中總Cd含量為0.26～37 mg/kg，超過了GB 15618-2018《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》的標準限值(0.3 mg/kg)，其中水稻籽粒中Cd含量為0.21～0.27 mg/kg，超過了GB 2715-2016《食品安全國家標準糧食》的標準限值(0.2 mg/kg). 因此，為了實現稻米的安全生產并保障人類健康，As、Cd污染稻田土壤的修復與治理刻不容緩.

植物提取法作為降低土壤污染的生態友好且經濟有效的方法得到了眾多學者的認可，其最大優勢是能夠在去除污染物的同時不會造成二次污染，但目前以水稻作為提取植物的研究較少. Wang等[7]研究了利用稻田中自發性生長的濕生植物去除淹水稻田土壤中As的效果，結果表明，經過151 d周期性排水后，0～14 cm土壤中擴散梯度薄膜提取態As(DGT-As)從最初的292 μg/L降至遠低于稻米安全生產所需的閾值水平(57～77 μg/L)，土壤中22.9%的總As被去除.該結果得益于淹水環境下稻田土壤氧化還原電位下降，促使鐵氧化物還原溶解，導致水溶態As濃度顯著升高，這為利用稻田原生濕生植物提取土壤As創造了有利條件. He等[8]進一步研究利用水稻作為修復植物提取淹水稻田土壤As，結果表明，帶根移除水稻植株使土壤DGT-As平均濃度從幼苗階段的331 μg/L急劇降至抽穗揚花期的136 μg/L，在收獲期進一步降至118 μg/L，比對照組(160 μg/L)降低了26%.

我國南方稻田土壤普遍偏酸性，較低的pH和水稻生長過程中根系的持續泌酸泌氧條件可同時促進土壤Cd的活化和水稻對Cd的吸收[9-10]. 在此基礎上，有研究表明，水溶性有機肥處理可顯著增加土壤溶解性有機碳(DOC)含量，促使土壤穩定態As、Cd向非穩態轉化，增加水稻對As、Cd的積累量[11-12]. 可見，為了提高水稻作為修復稻提取土壤As、Cd的效率，施用水溶性有機肥可能是一種可行的輔助手段.

綜上，筆者提出了在施加水溶性有機肥條件下，利用高度適應水田環境的水稻作為修復稻，專性提取并去除稻田土壤作物有效態As、Cd，實現對As、Cd復合污染水稻土的清潔修復. 為了驗證這一策略的修復效果，該研究在湖南省瀏陽市永和鎮As、Cd復合污染稻田間開展了田間試驗，施加水溶性有機肥并種植水稻，在水稻生長期間采用擴散梯度薄膜技術(DGT)原位監測土壤有效態As、Cd含量的變化；水稻成熟后拔除根系，對水稻和土壤As、Cd的積累量與賦存形態進行提取分析，以期為As、Cd復合污染稻田安全利用提供技術支撐.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗田位于湖南省瀏陽市永和鎮(28°17′07′′N、113°53′13′′E)，屬典型的亞熱帶季風氣候，年均降水量為907～1 698 mm，雙季稻種植區. 采集適量試驗田0～20 cm耕層土，在自然條件下風干，研磨過100目(0.149 mm)篩用于基本理化性質分析. 水稻種植前用土鉆采集適量耕作土，自然風干，混合均勻后保存備用，水稻生長期間，分別在分蘗期、抽穗期和灌漿成熟期使用土鉆多點位采集適量根際土后混合均勻，自然風干，保存備用；水稻成熟后，收獲水稻植株用自來水和超純水沖洗干凈，并將其分為根部、莖葉、籽粒三部分，分別裝入信封，放入烘箱于105 ℃下殺青30 min，再于60 ℃下烘干72 h至恒質量，保存備用；另外，將適量新鮮植株保存于超低溫冰箱中，備用. 有機肥購于安琪酵母股份有限公司，是以酵母濃縮液為主要原料的水溶性有機肥. 供試土壤及有機肥的基本理化性質見表1.

表1 供試材料基本理化性質Table 1 Basic physicochemical properties of the material

1.2 田間試驗設計

于2019年6月25日-11月26日開展田間試驗，為了驗證水溶性有機肥對As、Cd溶出的促進作用，以及施用水溶性有機肥條件下水稻對As、Cd污染的提取修復效能，分別設置了3個處理：①CK，無人為干預，自發生長濕生植物；②OF，僅施加水溶性有機肥；③R+OF，種植水稻并施加水溶性有機肥. 水稻種植品種為深兩優5814. 為了突出水稻根系的移除對降低土壤As、Cd有效性的作用，針對R+OF處理田塊，在水稻收獲后分為2個處理：①R+OF-root，收獲水稻后去除水稻根系(水稻根系的去除采取人工拔除的方式)；②R+OF+root，收獲水稻后保留水稻根系于田間土壤. 以上每個處理均包含3次重復. 在水稻整個生育期，水肥管理與病蟲害防治等均采取了當地傳統的農藝措施.

1.3 指標分析

土壤pH以1∶2.5(m/V)的固液比，攪拌靜置后用ORP去極化自動分析儀(FJA-6，南京傳滴儀器設備有限公司)進行測量；對于土壤As、Cd總量，用US EPA3051A法消解樣品，分別用液相色譜-原子熒光光譜儀(LC-AFS6500，北京海光儀器有限公司)、原子吸收分光光度計(Aanalyst 900T，Peekin Elmer，美國)測定；有效N、P、K和有機質含量均采用土壤分析標準方法[13]測定. 風干后的土壤樣品剔除雜物，研磨過100目(0.149 mm)篩，取0.25 g樣品加入9 mL濃HNO3和3 mL濃HCl于微波消解儀(CEM MARS6，Matthews，美國)中進行消解，再分別利用液相色譜-原子熒光光譜儀和原子吸收分光光度計測定As、Cd含量. 為了分析水稻提取前后土壤中As、Cd形態的變化情況，采集適量根際土，根據Wenzel等[14]所建立的土壤As賦存形態分級提取法和Tessier等[15]所建立的土壤Cd賦存形態分級提取法進行提取分析(見表2). 土壤As形態包括非專性吸附態As(As-F1)、專性吸附態As(As-F2)、無定型和弱結晶水合鐵鋁氧化物結合態As(As-F3)、結晶水合鐵鋁氧化物結合態As(As-F4)和殘渣態As(As-F5)；土壤Cd形態分別包括可交換態Cd(Cd-F1)、碳酸鹽結合態Cd(Cd-F2)、鐵氧化物結合態Cd(Cd-F3)、有機質結合態Cd(Cd-F4)和殘渣態Cd(Cd-F5). 以往研究[16-17]表明，土壤As、Cd的F1與F2組分較易被植物吸收，可將F1+F2態As、Cd歸納為作物易利用態. 對于水稻植株樣品，取適量新鮮水稻根系根據連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-碳酸氫鈉(DCB)法提取根表鐵膜[18]，將提取過根表鐵膜后的白根于60 ℃下烘干至恒質量，研磨消解. 將烘干后的莖葉、稻殼和籽粒粉碎并研磨后消解，消解方法參考美國環境保護局的標準方法(US EPA3051a).以上提取液和消解液均利用液相色譜-原子熒光光譜儀和原子吸收分光光度計測定As、Cd和Fe含量.

表2 土壤As、Cd形態的分級提取Table 2 The sequential extraction procedure for soil As and Cd

為了獲得在水稻生長期間土壤有效態As、Cd含量的變化情況，分別在分蘗期、抽穗揚花期和灌漿成熟期采用板式擴散梯度薄膜(Zr-oxide DGT)(Easysensor，南京智感環境科技有限公司)裝置，原位測定不同深度耕作層土壤的有效態As、Cd含量. 將板式DGT裝置垂直插入土壤靜置穩定24 h，期間每隔6 h監測一次土壤溫度，計算擴散速率，取回裝置后應立即用超純水將其沖洗干凈，并在分析前用超純水保持濕潤狀態. 拆卸裝置取出ZrO-Chelex高分辨率凝膠，小心將其切成1 cm×2 cm的小片，利用兩步連續提取法分別提取DGT-As和DGT-Cd. 先用1 mol/L HNO3提取16 h，將提取液取出，待測定Cd含量；再向裝有DGT凝膠的離心管中加入超純水清洗2 h，將水倒出，用1 mol/L NaOH提取24 h，最后將DGT凝膠取出，測定提取液中As含量. 詳細的試驗步驟和計算過程見文獻[19-21].

1.4 質量控制與數據分析

在土壤和植株樣品消解過程中，均包含至少一個標準土壤樣品(GBW07404)或標準米樣(GBW10010)，每批樣品上機測定的標準曲線的校準系數r≥0.999，每10個樣品的測定過程中插入一個標準樣品以確保數據的準確性. 所用液相色譜-原子熒光光譜儀和原子吸收分光光度計的檢出限分別為0.01 μg/L和0.001 5 mg/L，用液相色譜-原子熒光光譜儀測定As的相對標準偏差(RSD)為0.8%，加標回收率為90%～110%；用原子吸收分光光度計測定Cd和Fe的相對標準偏差為1%，加標回收率為90%～100%.

所有數據均采用3個平行樣的平均值，利用Excel 2016軟件整理數據并計算平均值與標準差，利用Origin 2018軟件繪圖，利用SPSS 25軟件進行數據的單因素方差(ANOVA)顯著性差異分析.

2 結果與討論

2.1 土壤剖面DGT-As、DGT-Cd濃度的動態變化及水溶性有機肥的作用

OF處理使土壤剖面DGT-As濃度較CK出現不同程度的升高〔分蘗期至抽穗揚花期，見圖1(a)(b)〕，如39 d后土壤DGT-As平均濃度較空白對照升高了34.2%，且OF處理下DGT-As濃度峰值出現的土壤深度由6 cm逐級下移至18 cm. 在淹水土壤中，有機質被微生物分解，消耗土壤溶液中的氧氣，同時產生低分子有機酸，增加DOC濃度. 水溶性有機肥加劇了土壤還原程度，從而促進土壤鐵氧化物的還原溶解，這表明水溶性有機肥的向下遷移可通過誘導土壤Fe溶出而增加As釋放[22-24]，同時稻田原生植物根系的向下生長可吸收As并降低有效態As濃度. 此外，DOC還可能與砷酸根、亞砷酸根離子競爭鐵氧化物表面的吸附位點，從而進一步加劇As的溶出. 在還原條件下有機質發生降解時，土壤As還可能與DOC結合，通過形成DOC配合物，從而加強其遷移率(見圖2). 與OF相比，R+OF處理下水稻生長可對土壤剖面DGT-As產生顯著的提取去除效果，且差異顯著區隨水稻由分蘗期至成熟期的生長而逐步下移，由此證實水稻根系的延伸生長可對OF施用下土壤As的大量溶出產生有效吸收.

圖1 水稻生長期原位測定各處理下土壤中DGT-As、DGT-Cd含量的動態變化Fig.1 Dynamic profile of DGT-As and DGT-Cd in paddy soil throughout the entire rice growth period

圖2 水溶性有機肥-土壤-水稻根系之間As、Cd的遷移轉化機理示意Fig.2 Mechanism of migration and transformation of As and Cd between soluble organic fertilizer-soil-rice root

OF處理下分蘗期DGT-Cd濃度較CK平均升高了54.9%，表明水溶性有機肥的施用可通過輸入DOC來提高土壤有效態Cd濃度[25-26]. 一方面，DOC可能通過競爭吸附的方式促進土壤膠體中Cd的溶解，導致Cd從土壤釋放到土壤溶液中，增強Cd的流動性和生物利用度；另一方面，很可能是由于水溶性有機肥的施用使土壤DOC濃度顯著增加，大量DOC通過絡合作用使土壤Cd水溶性升高，而有機絡合的Cd比離子形式更具流動性. 此外，鐵錳氧化物組分在控制水稻-土壤系統中Cd的遷移性方面發揮一定作用，DOC濃度的增加會導致鐵錳氧化物配合物中Cd的溶解(見圖2). R+OF處理下水稻生長使DGT-Cd濃度進一步升高，該規律在淺層土壤(0～10 cm)中表現尤為顯著〔見圖1(d)〕，指示該時期水稻根系較強的泌酸泌氧能力可對淹水土壤Cd產生明顯的活化作用. 抽穗揚花期，R+OF處理下DGT-Cd濃度在土壤深度0～12 cm內最低〔見圖1(e)〕，相比于CK降低了62.2%，表明該時期水稻根系的快速生長可對活化態Cd產生明顯吸收. 在灌漿成熟期，R+OF處理下土壤DGT-Cd濃度顯著升高〔見圖1(f)〕，這很可能是由該時期曬田使土壤處于好氧狀態，同時水稻根系對Cd的吸收效率降低所導致[27-28].

綜上，水稻對As、Cd的吸收主要集中于分蘗期與抽穗揚花期，因此，后續大田清潔實踐中對修復稻的收獲可在灌漿成熟期之前完成，由此可縮短提取周期并避免超標稻谷流入口糧市場.

2.2 水稻對As、Cd積累的特征分析

針對R+OF處理，對成熟水稻植株各部分進行As、Cd積累量分析，結果表明：白根、莖葉和糙米中As(Ⅲ)含量分別占無機As含量的37.0%、55.7%和66.0%(見表3)，提示As(Ⅲ)在水稻體內具有較強的可移動性，導致As(Ⅲ)向地上部的轉運系數更高[29-31].根表鐵膜、白根、莖葉和糙米中總As含量依次降低，分別占總As含量的59.6%、38.0%、2.2%和0.2%，其中根系(根表鐵膜+白根)As含量占比高達97.6%；值得注意的是，根表鐵膜中As含量約為白根的2倍，可通過形成Fe-O-As絡合物成為As氧化沉積的匯[32].因此，去除水稻根系能有效去除土壤As，同時會損失一定量的鐵，因此有必要向清潔后的水稻土中補充適量鐵氧化物.

表3 R+OF處理下水稻各部位As形態含量Table 3 The concentration of As species in rice tissues at R+OF mg/kg

與As類似，根系、莖葉和糙米中Cd積累量依次降低，分別占植株總Cd含量的81.2%、11.9%和6.9%，其中根系Cd含量高達地上部的7.70～13.20倍，但與As不同，根表鐵膜中Cd含量低于白根(見表4).雖然根表鐵膜對As、Cd均具有固持能力，但對砷酸根離子的吸附作用明顯強于Cd[33]. 根據上述結果，水稻對As、Cd的富集主要集中于根系，因此，移除根系對于去除水稻有效態As、Cd具有重要意義. 田間單株水稻As、Cd的積累量分別為12.63和1.18 mg，國家統計局2018年水稻產量統計數據顯示，我國水稻種植密度為121 052株/hm2，生長季為1～3季，據此估算，As、Cd的年去除量分別為1.53～4.60和0.15～0.42 kg/hm2，即0.15～0.46和0.01～0.04 g/m2. 后續研究中，可篩選As、Cd高積累水稻品種，以達到更高效的清潔修復效果.

表4 R+OF處理下水稻各部位As、Cd含量Table 4 The concentration of As and Cd in rice tissues at R+OF mg/kg

值得注意的是，經提取修復過后的水稻谷粒(糙米)中As、Cd含量分別高達1.56和2.37 mg/kg，均遠超GB 2762-2017《食品安全國家標準 食品中污染物限量》標準限值，對于As、Cd高富集水稻應當采取合理的手段進行處理. 安全處理富含As、Cd的生物質是植物提取技術面臨的一個常見問題，可根據當地條件采取林地覆蓋、燃燒發電和紙箱制造等措施進行處置.

2.3 去除水稻根系有效降低土壤As、Cd含量

與保留根系(R+OF+root)相比，去除根系(R+OF-root)土壤中DGT-As、DGT-Cd濃度顯著降低，平均DGT-As濃度從4.49 μg/L降至2.61 μg/L，平均DGT-Cd濃度從6.48 μg/L降至2.82 μg/L，分別降低了41.9%、56.5%(見圖3). 該結果表明，去除根系有效地將根系積累的As、Cd從土壤中去除，這一方面說明根系能夠吸收大量的As、Cd，另一方面也強調了利用水稻提取As、Cd最終去除根系的重要性. 去除水稻根系有助于降低稻田土壤As、Cd的利用率，這是減少稻田土壤As、Cd積累和生物利用度的有效途徑.

圖3 收獲水稻去除根系和保留根系后1個月原位測定的土壤DGT-As、DGT-Cd濃度Fig.3 In situ measurement of DGT-As and DGT-Cd was carried out after one month of the rice harvest with the treatments of R+OF-root and R+OF+root

該田間試驗是通過人工拔除的方式去除水稻根系，該過程是勞動密集型的，但并不是一個技術瓶頸，可參考水稻行間除草專用機械，通過專門設計“除根機”實現高效除根. 另外，水稻對淹水稻田環境的高度適應性，以及農戶對水稻種植技術的廣泛熟悉，使得該策略在土壤修復實踐中具有較強的可行性.

2.4 水稻收獲后土壤As、Cd賦存形態及總量的變化

水稻收獲并移除根系(R+OF-root)后，土壤總As較CK和OF分別降低了5.0%、3.5%. OF處理使吸附態As(F1+F2)含量增加了20.0%，表明有機肥對土壤As具有活化作用，促使As向較易被植物利用的形態轉化. 這可能是由于DOC作為微生物氧化代謝底物，其含量的升高促使淹水土壤中厭氧微生物對良好結晶態鐵/鋁氧化物的還原轉化強度增大，導致穩定結合態As向非穩態轉化，使吸附態As含量升高. 與OF相比，移除水稻根系(R+OF-root)使吸附態As(F1+F2)含量降低了24.9%(見表5、6).

與CK和OF相比，水稻收獲并移除根系(R+OF-root)使土壤總Cd含量分別降低了10.0%、9.7%. 與As類似，OF處理使有效態Cd(F1+F2)含量增加了6.9%，而F3+F4+F5形態Cd含量略有所降低(見表5)，表明有機肥對Cd也具有活化作用，促使Cd向作物有效態轉化. 這與嚴露等[34-35]研究結果一致，其原因在于，作為微生物氧化代謝底物，土壤DOC含量的顯著增加促進了淹水條件下鐵氧化物的還原溶解，從而導致鐵氧化物結合態As、Cd的釋放.與OF相比，R+OF-root處理使有效態Cd(F1+F2)含量降低了12.1%(見表6). 綜上，利用水稻生長提取并移除根系對于去除稻田土壤中作物有效態As、Cd是有效的，且水溶性有機肥的施加可產生促進作用.

表5 水稻收獲后土壤As、Cd形態分布Table 5 The distribution of soil As and Cd fractions after rice harvest

表6 水稻收獲后As(F1+F2)和Cd(F1+F2)含量的變化Table 6 The change of As(F1+F2) and Cd (F1+F2)concentration after rice harvest mg/kg

需要強調的是，清潔修復后的稻田土壤是否能安全生產稻米，還需進一步種植水稻進行驗證，對于污染較嚴重的稻田土可進行多次提取修復或聯合農藝措施進行管理和安全利用.

3 結論

a) 施用水溶性有機肥促進了土壤As、Cd的溶出釋放，使土壤DGT-As和DGT-Cd平均濃度分別較空白對照升高了34.2%、54.9%；此外，還促使土壤穩定態As向非專性吸附與專性吸附態轉化，穩定態Cd向交換態與碳酸鹽結合態轉化，促進了水稻對As、Cd的吸收，有利于提取去除土壤作物有效態As、Cd.

b) 去除水稻根系可有效去除土壤As、Cd. 水稻對As、Cd的積累主要集中于根系，與保留根系相比，去除根系后土壤剖面DGT提取態As、Cd平均濃度降低了41.9%、56.4%；去除水稻根系可有效去除土壤中的As、Cd，其中As、Cd總量分別降低了5.0%、10.0%，作物易利用態As(F1+F2)和Cd(F1+F2)的濃度分別降低了9.8%、6.1%.

c) 單株水稻吸收提取As、Cd總量分別為12.63和1.18 mg，As、Cd的年去除量分別為0.15～0.46和0.01～0.04 g/m2；水稻對稻田環境的廣泛適應性和技術易操作性使利用水稻作為修復稻，清潔提取水稻土As、Cd具有較強的可行性.

d) 在施用水溶性有機肥強化As、Cd溶出的條件下，利用水稻提取As、Cd并移除根系這一策略更適用于As、Cd污染程度較高的稻田土壤，以降低土壤作物有效態As、Cd負荷為首要目標，在此基礎上再進行農藝調控，可為實現嚴格管控區稻田土壤的清潔修復與安全利用提供技術路徑.