土壤調理劑對土壤鎘含量及小麥鎘積累的影響

晁建立,董 彰,李永革,王喜民

(1.許昌市農村能源管理工作站,河南許昌 461000;2.漯河市農業農村局,河南漯河462000;3.安陽市農業環境監測站,河南安陽 455000;4.許昌市建安區經濟作物推廣站,河南許昌 461000)

隨著我國工業的快速發展,由于保護不當,個別農業作物種植區出現廢水、廢渣和廢氣排放對空氣、土壤及生態環境造成的重金屬污染問題。由于重金屬的難降解性,進入土壤后,很難被土壤微生物或化學方法快速降解,若不加預防和治理,會在土壤中長期滯留,從而造成嚴重的土壤重金屬污染[1]。土壤重金屬污染主要有鉻、鎘、汞、砷、鉛5種元素。研究表明,土壤受到污染的根本原因是土壤中污染物的含量超出了土壤自凈能力的界限,從而使土壤的理化性質、生態環境質量和土壤自身的肥力和土壤健康受到嚴重損害,進而影響農作物的產量[2],且重金屬污染物可通過食物鏈進行富集,對人體造成健康風險。近年來,河南新鄉市[3]、河北省石家莊市[4]等多地已有報道并證實了農田土壤Cd污染導致小麥籽粒Cd含量超標的問題,農田土壤鎘污染形勢日益嚴峻,對我國糧食安全及人體健康構成了潛在威脅。目前,鈍化修復是農田土壤重金屬污染常用的方法之一,其中物理、化學修復技術鈍化效果較好,但對物力、人力和技術的要求較高,多適用于小面積的土壤修復,因此在一定程度上限制了大面積推廣應用[5]。復合微生物肥和重金屬鈍化劑由于能夠與重金屬發生吸附、有機絡合、氧化還原等反應,且成本較低、使用方便,是目前土壤修復的主要方式之一。研究發現與單一鈍化劑相比,組合鈍化劑對重金屬污染農田修復效果更佳,也是目前修復土壤重金屬污染較為理想的方法之一[6]。鑒于此,筆者以2個鎘積累吸收差異較大的冬小麥品種周麥18(高Cd積累)和鄭麥366(低Cd積累)為供試材料,選用微生物肥和重金屬鈍化劑2種土壤改良劑進行大田試驗,分析不同土壤改良劑處理對土壤Cd有效態、Cd形態、小麥籽粒Cd含量和產量及其構成因素的影響,旨在驗證不同土壤改良劑處理對鎘輕度污染麥田土壤有效鎘含量、不同鎘吸收類型小麥品種籽粒鎘含量與產量的影響,為鎘輕度污染農田土壤修復及冬小麥安全高效生產提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況試驗在許昌市建安區選擇重金屬鎘污染農田進行,該試驗點因20世紀80年代河流上游建有化工廠往河流排放廢水,當地農戶常利用被污染河水灌溉農田而導致土壤Cd污染,Cd總量為0.536 mg/kg,接近GB 15618—2018土壤環境質量標準風險篩選值(pH>7.5,Cd=0.6 mg/kg),播前土壤基礎養分如表1。

表1 播前土壤基礎養分狀況

1.2 供試材料試驗選用的冬小麥品種為周麥18(高Cd積累)、鄭麥366(低Cd積累),施用的土壤改良劑如表2所示。

表2 不同土壤改良劑比較

1.3 試驗設計試驗采用裂區設計,土壤改良劑處理為主區,分別為CK(空白對照)、WSW(微生物肥)、JBR(重金屬鈍化劑)和WSW+JBR(微生物肥和重金屬鈍化劑各計各量配施),品種為副區。為防止小麥生育期內灌溉時不同處理小區串水,將試驗地灌溉水污染源進行截斷,以保證灌溉用水中Cd含量不超標,其他管理依照當地傳統生產模式進行。

1.4 樣品處理

1.4.1土壤樣品。在各處理小區采用五點取樣法采集土壤0～20 cm土層樣品,混勻后裝入對應自封袋中,在室內自然風干,去除土中雜質后研磨并過20和100目篩備用。

1.4.2小麥籽粒樣品。成熟期采用五點法采集各處理100單穗,曬干脫粒后研磨備用。

1.5 測定項目與方法

1.5.1土壤Cd有效態。采用二乙基三胺五乙酸(DTPA)法浸提。

1.5.2土壤Cd全量。采用分析純HNO3和HF消解。

1.5.3土壤Cd形態分級。采用Tessier五步連續提取法,將土壤重金屬分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機態、殘渣態。

1.5.4小麥籽粒Cd含量。優級純HNO3消解;消解液以及土壤有效態和各形態提取液的Cd含量采用電感耦合等離子體質譜儀測定。

1.5.5產量及其構成因素。于小麥成熟期,選取各小區1 m雙行進行穗數調查,并隨機選取50穗進行穗粒數調查和脫粒曬干后進行千粒重的測定。每處理小區隨機收割1 m2脫粒測產并測定籽粒含水量,按13%的含水量折算實際產量,每個小區重復3次。

1.6 數據處理采用Excel 2019處理試驗數據和作圖;通過SPSS 21.0軟件在0.05水平下,對試驗數據進行統計分析和差異顯著性檢驗(Duncan’s新復極差法)。

2 結果與分析

2.1 不同土壤改良劑對土壤Cd有效態的影響由圖1可知,在越冬期3種土壤改良劑處理均使土壤有效態Cd含量降低。與CK處理相比,WSW、JBR和WSW+JBR 3種處理分別降低了0.023、0.046、0.056 mg/kg,JBR和WSW+JBR處理的效果顯著,其降幅分別高達18.05%、22.07%,WSW處理的降低效果比JBR和WSW+JBR處理弱,但也明顯低于CK。由此說明,除CK外各土壤改良劑在短期內均能有效降低土壤Cd有效態,其中微生物有機肥與重金屬鈍化劑等量配施的降低效果較為明顯。成熟期土壤Cd有效態整體低于越冬期,說明土壤中Cd的有效態含量具有隨小麥生育時期推進而減少的趨勢,這可能是由于小麥植株對土壤Cd有效態的吸收導致,與CK相比,WSW、WSW與JBR和WSW+JBR 3種土壤改良劑處理均能顯著降低Cd有效態含量,其中JBR處理與WSW處理、WSW與WSW+JBR處理之間差異不顯著,但WSW+JBR處理的Cd有效態含量顯著低于WSW處理,相差0.028 mg/kg,WSW+JBR處理與CK相比,降低0.050 mg/kg,降幅達23.85%,比越冬期的降幅效果增加1.68%,WSW處理較CK降低10.54%,比越冬期的降幅效果增加了1.59%,JBR處理較CK降低了18.58%,比越冬期的降低效果增加0.53%。這說明微生物肥、重金屬鈍化劑,以及微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施均可有效降低土壤中Cd有效態含量,且持效期長,在小麥成熟期對土壤Cd有效態含量仍具有持效性。

注:相同生育期不同小寫字母表示在0.05水平差異。Note:Different lowercases of the same growth period indicated significant differences at 0.05 level.圖1 不同土壤改良劑對土壤Cd有效態含量的影響Fig.1 Effects of different soil conditioners on soil Cd effective states

2.2 不同土壤改良劑對土壤Cd形態分級的影響由表3可知,與CK相比,越冬期WSW、JBR和WSW+JBR這3種土壤改良劑處理均能顯著降低土壤Cd的可交換態,分別降低了0.018、0.027和0.046 mg/kg;WSW+JBR處理還可使土壤Cd碳酸鹽結合態顯著降低,但WSW、JBR處理與CK間無顯著差異;WSW+JBR處理的土壤Cd鐵錳氧化物結合態顯著高于另外3種處理,較CK提高35.45%;WSW和JBR處理間的土壤Cd有機態含量與CK和WSW+JBR處理間無明顯差異,但CK處理顯著低于WSW+JBR處理,兩者相差0.005 mg/kg;WSW+JBR的土壤Cd殘渣態分別比CK、WSW、JBR這3種處理多0.019、0.007、0.006 mg/kg。由此說明,施用微生物肥、重金屬鈍化劑和微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施具有減少土壤Cd可交換態、碳酸鹽結合態,增加土壤Cd鐵錳氧化物結合態、有機態和殘渣態的能力,其中微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施的效果最優。隨著小麥生育時期推進,成熟期土壤中Cd的可交換態和碳酸鹽結合態含量整體較越冬期下降,其中WSW、JBR和WSW+JBR處理對土壤Cd可交換態的降低效果基本相同,均明顯低于CK處理中土壤Cd可交換態含量;與對照相比,WSW處理仍不能降低土壤中Cd碳酸鹽結合態,但JBR處理顯著低于CK。由此說明,JBR對土壤Cd碳酸鹽結合態具有長期降低效果,WSW+JBR處理仍為最低值,且與CK相比降低了0.028 mg/kg,降幅高達63.64%;土壤中Cd鐵錳氧化物結合態不同處理的含量變化趨勢大致與越冬期相同,WSW+JBR處理的含量較高,但與JBR處理間無顯著差異,進一步證明重金屬鈍化劑具有持效性;3個土壤改良劑處理的土壤Cd有機態含量間無顯著差異,且均顯著高于CK處理;土壤Cd殘渣態在各處理間含量的趨勢與越冬期完全保持一致,CK、WSW、JBR、WSW+JBR處理分別比越冬期增加了0.005、0.007、0.007、0.009 mg/kg。綜上可知,土壤中Cd分布形態易被生物吸收的可交換態、碳酸鹽結合態隨時間變化可向殘渣態方向移動,微生物肥和重金屬鈍化劑均可加速轉移速率且具有持效性,其中微生物肥和重金屬鈍化劑等量配施的效果最為明顯。

表3 不同土壤改良劑對土壤Cd形態分級的影響

2.3 不同鈍化劑對小麥籽粒中Cd含量的影響由圖3可知,周麥18和鄭麥366籽粒Cd含量的不同處理均未超過《食品安全國家標準食品中污染物限量》(GB 2762—2017)(谷物Cd限值0.1 mg/kg),WSW、JBR和WSW+JBR這3種土壤改良劑處理均能降低2種冬小麥籽粒Cd含量。周麥18的WSW、JBR、WSW+JBR處理的籽粒Cd含量分別為0.075、0.067、0.061 mg/kg,但WSW與CK處理間無顯著差異,JBR、WSW+JBR處理與CK間存在顯著差異,JBR處理的降低幅度為16.25%,WSW+JBR處理比CK處理的籽粒Cd含量降低了0.019 mg/kg,降幅為23.75%,WSW+JBR處理與JBR處理間有顯著差異。WSW和JBR處理也對鄭麥366籽粒Cd含量具有降低效果,分別為0.049、0.051 mg/kg,與CK處理相比降低了9.82%和5.52%,但降低效果不明顯,WSW+JBR處理下的鄭麥366籽粒Cd含量為0.037 mg/kg,相比CK處理降低了31.29%,與其他處理間均有顯著差異,且為2個品種間籽粒Cd含量最低處理。由此說明,微生物肥單施效果對冬小麥籽粒Cd的降低效果不明顯,重金屬鈍化劑可有效降低高Cd積累冬小麥品種籽粒Cd含量,但對低Cd積累品種效果不明顯,微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施的效果最好。

注:不同小寫字母表示在0.05水平差異。Note:Different lowercases indicated significant differences at 0.05 level.圖3 不同土壤改良劑對小麥籽粒Cd含量的影響Fig.3 Effects of different soil conditioners on wheat grain Cd content

2.4 不同土壤改良劑對小麥產量及其構成因素的影響由表4可知,土壤改良劑對周麥18和鄭麥366的單位面積穗數、穗粒數、千粒重和產量均具有調控效應。與CK相比,WSW和WSW+JBR處理的周麥18穗數分別提高2.40%、6.82%,JBR處理降低了2.22%;對于鄭麥366,僅WSW+JBR處理提高了5.11%,而且除了WSW+JBR處理的鄭麥366與WSW處理間有顯著差異,但與其余處理間差異不顯著。與CK相比,WSW、JBR和WSW+JBR處理中周麥18的穗粒數分別提高9.11%、4.80%和10.53%,WSW、JBR和WSW+JBR處理對鄭麥366的穗粒數提高幅度分別為9.02%、6.92%和14.16%。周麥18在JBR處理下千粒重最高,為56.91 g,分別比CK、WSW和WSW+JBR多了4.98、1.91、2.11 g,WSW處理的鄭麥366的千粒重最高,為56.37 g。周麥18在WSW+JBR處理下的產量最高,為6 405.07 kg/hm2,與CK相比增產了906.13 kg/hm2,增幅高達16.48%,鄭麥366的WSW+JBR處理產量在2個品種的所有處理中為最高,WSW和JBR處理對2個品種的增產效果略有不同。這說明單一配施一種土壤改良劑的提升效果有限,微生物肥主要可提高冬小麥千粒重,可使鄭麥366的千粒重提至其處理最高水平,但不利于其單位面積成穗數,JBR鈍化劑可使高Cd積累品種周麥18的千粒重達到所有處理最高值,WSW+JBR處理可有效提高單位面積成穗數和穗粒數,并使產量達到最高。

表4 不同土壤改良劑對小麥產量及其構成因素的影響

3 討論

3.1 土壤改良劑對土壤Cd有效態的影響效應植物受重金屬的毒害程度由土壤的重金屬有效態含量決定[7],一般認為,植物對Cd的吸收程度與農產品對人類健康造成的安全風險問題受土壤中Cd的有效態含量的直接影響,因為土壤中Cd的自由態離子決定了Cd對動植物造成危害的程度,土壤中包含的Cd有效態越高則越容易被植物吸收[8]。徐明崗[9]研究發現,農田土壤重金屬的有效態含量受土壤重金屬全量、土壤pH、陽離子交換量、有機質含量、養分狀況、存在時間和土地利用方式等諸多因素的影響。該研究發現,微生物肥、重金屬鈍化劑、微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施處理均能有效降低鎘污染農田中Cd的有效態含量,其中重金屬鈍化劑、微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施在施用短期內效果較好,隨著小麥生育時期的發展,3個處理間Cd有效態含量仍顯著低于對照,說明土壤改良劑可持效降低土壤Cd有效態含量,且微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施對鎘污染農田中Cd的有效態的降低效果最好且具有持效性。崔紅標等[10]研究表明,土壤改良劑的添加可以使土壤交換性酸和交換性鋁的含量降低,從而導致了土壤Cd有效態含量的下降。張亞麗等[11]通過向Cd污染土壤添加有機肥,發現了施用有機肥后,土壤有效態Cd含量與對照相比顯著降低,降幅約為40%,這與該試驗結果土壤改良劑可顯著降低Cd有效態含量的結果一致。

3.2 土壤改良劑對土壤Cd不同形態轉化的影響效應對重金屬的形態分級研究發現,土壤中作物吸收重金屬的難易程度取決于重金屬在土壤中的不同形態,Cd交換態和碳酸鹽結合態活躍性高,易被生物吸收,相比之下鐵錳氧化物結合態、有機態和殘渣態活性逐漸降低,不易被生物吸收[12]。Liu等[13]通過向土壤中增施雞糞堆肥發現,在其作用下土壤中Cd可交換態與碳酸鹽結合態含量可有效降低,以及作物對Cd的積累量也具有顯著降低效果,其作用機理是雞糞堆肥的有機物質含量與土壤中Cd發生一系列化學反應,包括絡合、吸附、共沉淀等導致了土壤中Cd形態發生轉變。該試驗研究發現,土壤自身具有一定的凈化能力,隨著生育期推進,土壤Cd生物有效性高的形態(可交換態、碳酸鹽結合態)會向Cd生物有效性低的形態(有機態、殘渣態)緩慢轉移。Martin等[14]通過對Cd污染土壤添加化學鈍化劑發現,鈍化劑會對土壤中的Cd發生吸附、絡合和共沉淀等一系列物理化學反應,造成土壤Cd形態中生物活性高的部分向殘渣態方向進行轉變。該試驗中,3種土壤改良劑處理均可加速轉移速率,且具有持效性,微生物肥和重金屬鈍化劑等量配施提高形態轉移速率的效果最好。

3.3 土壤改良劑對冬小麥籽粒Cd含量的影響土壤改良劑能夠降低小麥籽粒中Cd含量[15-16]。陳友民等[17]通過向重金屬污染土壤中添加600、750、1 125、1 500 kg/hm2復合微生物肥處理發現,施用量超過750 kg/hm2時可顯著降低稻谷籽粒Cd含量,且降低效果隨復合微生物肥的增加而增加。楊夢麗等[18]的研究表明,鈍化劑的添加可有效降低鎘輕度污染土壤中小麥籽粒的Cd積累量,最大降低幅度達40.0%。陳亮妹等[19]通過選用不同Cd積累特性品種與生物有機肥等量,發現生物有機肥可有效降低小麥籽粒Cd含量,且隨不同品種變化而具有差異性。該試驗研究證明,高Cd積累冬小麥品種(周麥18)與低Cd積累冬小麥品種(鄭麥366)在鎘污染農田上籽粒Cd含量均未超過國家安全標準,仍可安全生產。微生物肥、重金屬鈍化劑、微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施處理均能降低冬小麥籽粒Cd含量,對于高Cd積累品種,除微生物肥對冬小麥籽粒Cd含量的降低效果較弱外,重金屬鈍化劑、微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施處理均能顯著降低其籽粒Cd含量,微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施處理的降低效果更為明顯;對于低Cd積累冬小麥品種,微生物肥或重金屬鈍化劑單一施用效果不明顯,微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施的效果最為明顯,可最大程度減少低Cd積累冬小麥籽粒Cd含量。

3.4 土壤改良劑對冬小麥產量及其構成因素的影響穗數、穗粒數和千粒重對Cd脅迫條件下的冬小麥產量具有直接影響作用[20]。陳娟等[21]研究發現,Cd污染會對小麥籽粒儲藏物質合成能力和胚乳細胞的分裂能力產生影響,從而造成小麥籽粒重的降低。小麥穗數、穗粒數和千粒重均受Cd含量的影響,該研究中微生物肥、重金屬鈍化劑、微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施3種處理均能提高周麥18和鄭麥366的穗數、穗粒數、千粒重,進而實現增產,但是土壤改良劑的單一施用效果對冬小麥的產量及其構成因素較弱,微生物肥與重金屬鈍化劑等量配施對不同Cd積累類型的冬小麥品種籽粒產量及其構成因素提高的效果最為明顯,從正面分析了施用土壤改良劑增產的原因。

4 結論

綜合考慮施用土壤改良劑對不同Cd積累冬小麥品種的籽粒Cd含量、產量及其構成因素和土壤Cd有效態、土壤形態分級的影響,該試驗生態條件下,微生物肥和重金屬鈍化劑等量配施有利于冬小麥籽粒Cd含量降低,提高鎘輕度污染農田冬小麥產量構成因素,實現增產,降低農田中Cd有效態含量及促進土壤中Cd向殘渣態方向轉移。綜上所述,微生物肥和重金屬鈍化劑2個土壤改良劑配施可配合低Cd積累品種實現鎘輕度污染農田中冬小麥的安全、高產栽培。