原位鈍化對稻田鎘污染土壤修復(fù)效果及土壤酶活性的影響

程通 王小兵，2* 董君能 陳悅 王海潮 付寬寬

（1 揚(yáng)州大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 揚(yáng)州 225127；2 江蘇省有機(jī)固體廢棄物資源化協(xié)同創(chuàng)新中心，南京 210095；第一作者：2859692705@qq.com；*通訊作者：xbwang@yzu.edu.cn）

由于人類不合理的工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動日益增加，導(dǎo)致大量重金屬通過不同途徑進(jìn)入土壤中，造成嚴(yán)重的土壤重金屬污染[1]。土壤重金屬污染具有長期性、隱蔽性與不可逆性，給人類的生產(chǎn)生活帶來嚴(yán)重影響[2-3]。鎘（Cd）是一種有毒的重金屬痕量元素，遷移性強(qiáng)，極易被植物吸收和利用，對人體健康產(chǎn)生危害[4]。水稻是我國主要的糧食作物之一，極易吸收土壤中的Cd 元素[5]。近年來，國內(nèi)外有關(guān)“鎘大米”的報道頻繁出現(xiàn)，引起人們對糧食安全的關(guān)注[6]。

原位鈍化修復(fù)技術(shù)指通過調(diào)節(jié)Cd 污染農(nóng)田土壤中Cd 形態(tài)分布以及遷移轉(zhuǎn)化，降低Cd 在土壤環(huán)境中的生物有效性和遷移性，從而減少Cd 對動植物的毒害性[7]。原位修復(fù)技術(shù)特點(diǎn)是周期時間短、修復(fù)效果好、運(yùn)行成本低、局限性小等，適用于農(nóng)田中輕度Cd 污染修復(fù)[8]。原位鈍化對不同土壤類型修復(fù)效果不一致。周影等[9]在酸性土壤中施用12 000 kg/hm2生物有機(jī)肥，水稻產(chǎn)量較對照增加13.29%。方克明等[10]在偏酸性Cd 全量為0.465 mg/kg 土壤中施用石灰3 000 kg/hm2，比未施用石灰的處理水稻籽粒Cd 含量降低0.21 mg/kg，降幅為37.8%。張迪等[11]施用2.5%海泡石處理土壤種植蘿卜，土壤有效態(tài)Cd 含量與對照相比降低71.88%。

土壤中酶的活性常被用作表征土壤修復(fù)效果的重要指標(biāo)，它能夠較敏感反映出土壤環(huán)境受到外界影響發(fā)生的變化，通過比較治理前后土壤中酶的活性以及土壤環(huán)境質(zhì)量變化，從而來表征土壤環(huán)境修復(fù)效果。土壤中酶的活性與土壤重金屬污染程度之間存在相關(guān)性[12-15]，如蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶等對于重金屬污染比較敏感[16-18]。但目前農(nóng)田Cd 污染土壤原位鈍化對土壤酶活性的影響尚不是很清楚。

本研究選擇海泡石、生石灰、弱堿性生物有機(jī)肥和鐵改性木本泥炭等4 種鈍化劑為材料，在江蘇省南方某鎘污染農(nóng)田，研究了4 種鈍化劑對Cd 污染農(nóng)田鈍化修復(fù)效果以及對土壤酶活性的影響，以期為Cd 污染農(nóng)田原位鈍化修復(fù)技術(shù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)田概況

選取江蘇省蘇南地區(qū)某鎘污染農(nóng)田作為試驗(yàn)田，土壤基本理化性質(zhì)為：pH 6.14，有機(jī)質(zhì)含量32.8 g/kg，Cd 總量0.883 mg/kg，有效態(tài)Cd 含量0.556 mg/kg。有效態(tài)Cd 含量超過《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618-2018）中風(fēng)險篩選值0.3 mg/kg（5.5＜pH≤6.5）。

1.2 試驗(yàn)材料

選用海泡石、石灰、鐵改性木本泥炭和弱堿性生物有機(jī)肥作為鈍化材料。海泡石pH 值為8.87，Cd 為0.160 mg/kg，SiO256.2%，MgO 23.6%，Al2O37.4%，由湖南天捷海泡石有限公司提供；石灰pH 值為12.35，Cd為0.132 mg/kg，由南京寶熱化工有限公司提供；鐵改性木本泥炭pH 值為8.97，Cd 為0.108 mg/kg，有機(jī)質(zhì)含量≥35.0%，鐵含量2.0%，由南京土壤研究所提供；弱堿性生物有機(jī)肥pH 值為7.82，Cd 為0.113 mg/kg，有效活菌0.2 億/g 左右，有機(jī)質(zhì)含量45%，N 含量30%，P2O5含量23%，K2O含量17%, 由金葉眾望肥料有限公司提供。4 種鈍化劑中Cd 含量均滿足《肥料中汞、鉛、鎘、砷生態(tài)指標(biāo)》（GB/T23349-2009）中規(guī)定的要求。

參試水稻品種為南粳46，是當(dāng)?shù)刂魍破贩N，由當(dāng)?shù)剞r(nóng)場統(tǒng)一育苗。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計

試驗(yàn)共設(shè)置5 個處理：CK，不添加鈍化材料；HPS，海泡石1 125 kg/hm2；SSH，生石灰1 200 kg/hm2；MBT，鐵改性木本泥炭2 500 kg/hm2；SWF，弱堿性生物有機(jī)肥1 500 kg/hm2。按照常規(guī)推薦用量設(shè)定鈍化劑的施用量，每個處理3 次重復(fù)，共15 個小區(qū)，小區(qū)面積25 m2（5 m×5 m），隨機(jī)排列，小區(qū)間田埂寬50 cm，田埂包薄膜防止塌陷和滲透。

2020 年5 月，采用人工撒施方式將鈍化材料均勻施入小區(qū)中，人工翻耕20 cm 耕作土層，均勻翻耕3次。6 月移栽秧苗，日常水分管理與施肥均與當(dāng)?shù)乇３忠恢拢?1 月中旬收割水稻。

1.4 樣品采集與測定

在水稻成熟期用“五點(diǎn)法”采集每個小區(qū)0～20 cm耕作土層，將其混合成1 份土樣，土樣經(jīng)過自然風(fēng)干，磨碎，過2 mm 尼龍篩制成待測樣品。

在水稻成熟期用“五點(diǎn)法”采集長勢基本一致的植株，每個小區(qū)5 個點(diǎn)均勻混合，將采集的稻谷樣品用去離子水清洗干凈，放入105 ℃烘箱中殺青30 min，再經(jīng)過70 ℃烘干至恒質(zhì)量后取出。水稻籽粒經(jīng)脫殼、研磨后，過孔徑為0.15 mm 的尼龍篩制成待測樣品。每個小區(qū)單獨(dú)脫粒，分區(qū)測產(chǎn)。

根據(jù)《土壤pH 值的測定電位法》（HJ962-2018）測定土壤pH；根據(jù)《土壤質(zhì)量有效態(tài)鉛和鎘的測定 原子吸收法》（GB/T23739-2009）測定土壤有效態(tài)Cd；采用《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中鎘的測定》（GB5009.15-2014）中的干灰法測定水稻籽粒Cd 含量。本實(shí)驗(yàn)采用國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土樣（GBW07460）和小麥粉標(biāo)準(zhǔn)樣品[GBW(E)100495]進(jìn)行質(zhì)量控制；采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定土壤蔗糖酶活性；采用靛酚藍(lán)比色法測定土壤脲酶活性；采用高錳酸鉀滴定法測定土壤過氧化氫酶活性。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同鈍化劑對土壤pH 的影響

從圖1 可見，施用鈍化劑后土壤pH 均顯著提升，增幅為5.3%～13.2%，具體效果表現(xiàn)為：SWF＞MBT＞HPS＞SSH。SWF 處理使土壤pH 值從6.07 升至7.00，提升0.93個單位，增幅為13.2%，效果最好；其次是MBT 處理。

圖1 不同鈍化劑處理對土壤pH 影響

2.2 不同鈍化劑對土壤有效態(tài)Cd 的影響

從圖2 可見，施用鈍化劑后土壤有效態(tài)Cd 含量均顯著降低，降幅為44.4%～56.8%。MBT 處理效果最好，土壤有效態(tài)Cd 含量為0.232 mg/kg，降幅56.8%；其次為SWF 處理，降幅為54.4%。

圖2 不同鈍化劑處理對土壤有效態(tài)Cd 含量的影響

2.3 不同鈍化劑對水稻糙米中Cd 含量影響

從圖3 可見，施用鈍化劑后糙米Cd 含量均顯著降低。MBT、SWF、SSH 和HPS 處理糙米Cd 含量較CK 分別下降70.8%、50.0%、57.7%和30.0%，分別降低至0.076、0.130、0.110 和0.182 mg/kg，均低于《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB2762-2017）糙米的規(guī)定限值（0.2 mg/kg)。其中，MBT 處理效果最好。

圖3 不同鈍化劑處理對糙米Cd 含量的影響

2.4 不同鈍化劑對水稻產(chǎn)量影響

從圖4 可見，施用鈍化劑后水稻產(chǎn)量均有增加。SWF、MBT、SSH 和HPS 處理水稻產(chǎn)量分別為7 718.59、7 466.05、7 532.74 和7 329.75 kg/hm2，較CK 分別增加6.6%、3.4%、4.2%和1.6%。SWF 處理水稻產(chǎn)量增幅最高，可能與弱堿性生物有機(jī)肥的養(yǎng)分含量高于其他鈍化劑有關(guān)。

圖4 不同鈍化劑處理對水稻產(chǎn)量的影響

2.5 不同鈍化劑對土壤酶活性的影響

從圖5 可見，施用鈍化劑后土壤酶活性均有提高。其中，SSH 和SWF 處理對土壤蔗糖酶活性的提升效果較好，分別較CK 顯著提高51.8%和44.2%；MBT、SSH和SWF 處理的土壤脲酶活性分別為0.523、0.452 和0.333 mg/（g·24 h），較CK 分別顯著提高58.1%、51.5%和36.2%，HPS 處理土壤脲酶活性為0.243 mg/（g·24 h），較CK 提高9.8%，差異不顯著；SWF、MBT、SSH 和HPS處理的土壤中過氧化氫酶活性均顯著高于CK，SWF 處理效果最好，過氧化氫酶活性為2.92 mL/（g·h），較CK提高15.4%。

圖5 不同鈍化劑處理對土壤蔗糖酶、脲酶及過氧化氫酶活性的影響

2.6 糙米Cd 含量與水稻產(chǎn)量及土壤酶活性的相關(guān)性

由表1 可見，糙米Cd 含量與水稻產(chǎn)量、土壤蔗糖酶、脲酶及過氧化氫酶活性呈顯著或極顯著負(fù)相關(guān)，水稻產(chǎn)量與土壤蔗糖酶和過氧化氫酶活性呈極顯著正相關(guān)。可見，施用弱堿性生物有機(jī)肥、鐵改性木本泥炭、生石灰和海泡石可以降低糙米Cd 含量，提高土壤酶活性，進(jìn)而提高水稻產(chǎn)量。

表1 糙米Cd 含量與水稻產(chǎn)量及土壤酶活性的相關(guān)性分析

3 討論

添加不同鈍化劑對土壤pH 值會產(chǎn)生不同影響[19]。在本研究中，弱堿性生物有機(jī)肥、鐵改性木本泥炭、石灰和海泡石等4 種鈍化劑均是堿性材料，施入土壤中后可能與土壤溶液中的H+發(fā)生中和反應(yīng)，導(dǎo)致土壤中OH-、CO2-3、PO2-3等陰離子增加，進(jìn)而提高土壤pH 值[20]。其中，弱堿性生物有機(jī)肥對土壤pH 的提高效果最好。因?yàn)樯镉袡C(jī)肥中有機(jī)質(zhì)含量高且含有土壤有益微生物，如固氮細(xì)菌、磷細(xì)菌和硅酸鹽細(xì)菌等，這些微生物在生命活動周期過程中，會釋放出土壤中的遲效態(tài)氮、磷、鉀，對土壤酸堿度產(chǎn)生緩沖作用，進(jìn)而提高土壤pH值[21]。

土壤pH 是影響土壤有效態(tài)Cd 含量的重要因素，與土壤有效態(tài)Cd 含量有顯著相關(guān)性[22]。鈍化劑通過調(diào)節(jié)土壤pH 值來改變土壤中Cd 的生物有效性[23]。參試的4 種鈍化材料對土壤有效態(tài)Cd 含量均有降低作用，其中鐵改性木本泥炭效果最好。鐵改性木本泥炭自身具有較高的pH，對土壤pH 提高作用較好，促進(jìn)了土壤膠體對土壤溶液中Cd2+吸附，促進(jìn)土壤中游離態(tài)Cd 向更穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)Cd 轉(zhuǎn)化，從而降低土壤中Cd 的毒性和遷移性[24]。此外，鐵改性木本泥炭施入土壤中后，負(fù)載零價鐵將成為土壤中最活躍的氧化還原性元素，在土壤中迅速氧化并消耗土壤中的H+，從而導(dǎo)致土壤中的礦物表面負(fù)電荷增加，有利于吸附固定土壤溶液中的Cd2+，減少Cd 的生物有效性[25]。

土壤中有效Cd 含量對糙米中Cd 含量有直接影響，鐵改性木本泥炭施入土壤中，負(fù)載零價鐵成為活躍的氧化還原性元素并迅速氧化消耗土壤中H+，土壤pH值提升，從而實(shí)現(xiàn)鎘的鈍化[25]。另外，水稻根系徑向分泌氧氣會與Fe（Ⅱ）發(fā)生Fenton 反應(yīng)，促進(jìn)水稻根部鐵膜形成，鐵膜對土壤中的Cd 有強(qiáng)烈吸附和固定能力，抑制水稻根部對Cd 的吸收，減少糙米對Cd 的富集[26]。有研究表明，生石灰主要成分是CaO，施入土壤中后，土壤溶質(zhì)中的Ca2+與Cd2+共存時產(chǎn)生離子吸收拮抗作用，Ca 的生物性增加，進(jìn)而使得Ca2+競爭吸收性更強(qiáng)，減少水稻根系對Cd 吸收，降低Cd 在水稻植株體內(nèi)積累[27]。

4 種鈍化劑對水稻產(chǎn)量的影響效果不一，其中，弱堿性生物有機(jī)肥的增產(chǎn)效果最好。這可能有兩個原因：一是弱堿性生物有機(jī)肥本就具有較高pH，對土壤pH有提升作用，并且土壤有效態(tài)Cd 含量與土壤pH 呈負(fù)相關(guān)，從而減少土壤中Cd 對水稻的脅迫和危害[28]；另外，弱堿性生物有機(jī)肥是一種由農(nóng)業(yè)廢棄物經(jīng)過堆置發(fā)酵和工藝加工制成的，含有植物所需養(yǎng)分，如有機(jī)質(zhì)、N、P、K 等，可提升土壤總養(yǎng)分肥力，滿足水稻對養(yǎng)分的需求，從而使水稻產(chǎn)量增加[29]。施用石灰不僅可以改善土壤pH，還可以改善水稻根系的生長環(huán)境，促進(jìn)水稻根系對土壤中營養(yǎng)物質(zhì)的吸收，有利于植物生長，此外，石灰可促進(jìn)土壤中速效氮釋放，促進(jìn)水稻根系對土壤養(yǎng)分吸收，從而促進(jìn)水稻生長，進(jìn)而達(dá)到水稻增產(chǎn)效果[30]。鐵改性木本泥炭中腐殖質(zhì)含量和賦存形態(tài)對土壤結(jié)構(gòu)形成和穩(wěn)定性有重要影響，其中，腐殖質(zhì)以游離態(tài)酸和鹽類的形式存在于土壤中，在土壤中可構(gòu)建土壤養(yǎng)分層，提升土壤中水溶性有機(jī)碳（DOC）和易氧化碳（EOC）含量，刺激土壤中微生物生長和微生物群落多樣性變化，從而促進(jìn)植物生長所需養(yǎng)分源循環(huán)轉(zhuǎn)化，進(jìn)而促進(jìn)水稻生長[25]。而海泡石屬于無機(jī)黏土礦物，本身沒有肥效作用，主要可能是海泡石施用能提高土壤pH，并降低土壤有效態(tài)Cd 含量，從而減少對水稻的危害性，達(dá)到增產(chǎn)水稻效果[31]。

土壤中酶的活性常被用作表征土壤修復(fù)效果的重要指標(biāo)，能夠較敏感反映出土壤環(huán)境受到外界影響所發(fā)生的變化。經(jīng)過4 種鈍化劑處理后，土壤中的蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶均有不同程度提升。生石灰處理后，土壤蔗糖酶活性提升效果最好，土壤中蔗糖酶活性可以反映土壤中有機(jī)質(zhì)含量的動態(tài)變化，可以作為表征土壤中有機(jī)質(zhì)含量的養(yǎng)分指標(biāo)之一[32]。鐵改性木本泥炭處理后，土壤脲酶活性提升效果最明顯，研究表明，土壤中脲酶對土壤中尿素分解起重要作用，水解產(chǎn)物是植物生長所需氮素的重要來源[33]，是土壤氮循環(huán)中的關(guān)鍵酶，其活性反應(yīng)土壤中無機(jī)氮供應(yīng)能力和有機(jī)氮向有效態(tài)氮之間轉(zhuǎn)化的能力[34]。弱堿性生物有機(jī)肥處理后，土壤中過氧化氫酶恢復(fù)效果最好，過氧化氫酶是由土壤中微生物或植物產(chǎn)生的一種氧化還原酶，可以催化很多反應(yīng)，以過氧化氫為底物將土壤中產(chǎn)生的廢棄物迅速轉(zhuǎn)化為無毒或毒性小的物質(zhì)，減小對土壤中生物的危害性，同時釋放出氧氣，其活性高低反映了土壤生物化學(xué)氧化還原能力的大小[35-36]。

4 結(jié)論

4 種鈍化劑對土壤pH 均有不同程度提升效果，且降低了土壤有效態(tài)Cd 和糙米Cd 含量，并具有一定的增產(chǎn)作用。其中，施用2 500 kg/hm2鐵改性木本泥炭的土壤有效Cd 含量和糙米Cd 含量降幅最大，土壤有效Cd 含量從0.538 mg/kg 下降至0.232 mg/kg，糙米Cd 含量從0.260 mg/kg 下降至0.076 mg/kg，糙米Cd 含量低于《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762-2017）中糙米的規(guī)定（Cd≤0.2 mg/kg）。

4 種鈍化劑均有不同程度提升土壤蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶活性的作用。其中，施用1 200 kg/hm2生石灰的處理蔗糖酶活性提升效果最好，施用2 500 kg/hm2鐵改性木本泥炭的處理脲酶活性提升效果最明顯，施用1 500 kg/hm2弱堿性生物有機(jī)肥的處理過氧化氫酶恢復(fù)效果最好。

綜合考慮4 種鈍化材料對土壤有效態(tài)Cd 和糙米Cd 含量的降低作用及對土壤酶活性的恢復(fù)效果，以2 500 kg/hm2鐵改性木本泥炭的處理修復(fù)效果最好，可用于江蘇省蘇南地區(qū)Cd 污染水稻田修復(fù)治理。