鎬污染農田土壤的鈍化修復技術及其修復實踐研究

0 引言

水稻作為我國主要糧食作物，在保障國家糧食安全中發揮著重要作用。水稻的食用安全是確保糧食安全的前提，然而，當前全球的農田正面臨嚴重的重金屬污染問題1，其中稻田土壤鎘（Cd）污染較為突出[2]，水稻吸收土壤中的Cd后，經過食物鏈侵入人體，從而對人體健康產生極大危害[3-4]。因此，采取有效措施治理稻田土壤Cd污染是當前亟待解決的重要問題。

1相關研究

目前，稻田土壤的Cd污染問題已經得到廣泛關注，成為國內外學者研究的熱點方向[5]。當前，Cd污染土壤修復技術主要有物理化學修復法、生物修復法及植物修復法等[，其中，土壤原位鈍化修復技術被認為是一種簡單有效的土壤修復技術[]，該技術主要通過施用改良劑改變土壤pH值、CEC、Eh等土壤理化性質，同時與重金屬發生一系列反應，減少土壤中有效態重金屬含量，削弱土壤中Cd的遷移能力，進而降低植物對重金屬的吸收[8]。堿性物質石灰（CaO）具備易獲取、成本低等優點，被廣泛應用于稻田土壤的Cd污染治理[9]。朱真令等[10]發現，施用石灰能夠提高土壤pH值，促使土壤中的有效Cd向還原態和殘渣態轉化，降低作物對Cd的富集能力。陳艷秋等\"研究發現，在受Cd污染的稻田土壤中施用石灰后，能夠顯著降低土壤中有效態Cd含量和稻米中的Cd含量，同時對水稻產量不造成影響。史磊等2研究發現，將石灰石、海泡石和鈣鎂磷肥等3種材料進行不同組配方式和配比后，用于受Cd污染的稻田土壤的修復，生產出的稻米符合檢測標準。此外，丁軍等[13]研究發現，采用\"低鎘品種 + 優化水分管理 + 施用生石灰 + 土壤調理劑 + 葉面阻控劑\"這一復合修復組合技術，對降低水稻中的Cd含量效果最顯著。但是，長時間且不間斷地施用大量石灰會引起土壤中鈣、鉀、鎂等物質的失調，容易導致土壤出現板結[14]。因此，選擇價格更低廉且修復效果更好的改良劑與石灰組配，用于農田土壤重金屬原位鈍化修復具有重要意義。

生物炭是通過高溫加熱精選的天然木材、甘蔗渣、稻殼、花栗殼等生物質材料制成的，其主要成分是固體炭和微孔炭[15]。生物炭具有保水保肥、調節王壤酸堿度、改良土壤結構等作用，還能提高作物抗旱和抗病能力，促進作物生長[16]。同時，張麗等[17]研究發現，生物炭配施氮肥能降低土壤中Cd的有效性，從而抑制水稻對Cd的富集和轉運作用，提高稻米安全性。馬建偉等[18]研究發現，將新型竹炭施加到Cd污染土壤后，能夠有效降低土壤中可交換態Cd含量。BEESLEY等[19]發現，施用硬木生物炭可使土壤孔隙水中鎘（Cd）和鋅（Zn）的含量降低。但是生物炭質地硬、密度大，本身不含營養元素，不易發揮肥效，且價格偏高，認可度較低，加上生物炭與其他材料配施對重金屬復合污染土壤的修復研究較少，因此，亟須開發多種形式的生物炭復合材料[20]。生物炭基肥則是在生物炭的基礎上，添加了其他養分元素和微生物菌種，具有高孔隙度，并能滿足肥效需求，不僅能夠提高土壤肥力、改善土壤理化性質，還能有效提升農作物的產量[2I]。ELSHARKAWI等[22]通過制備炭基復合肥實現了肥料的緩釋作用，顯著提高了肥效利用率。劉沖等[23]研究發現，生物炭基肥可以降低土壤中可交換態重金屬含量，顯著減少油麥菜地上部和地下部對鎘（Cd）銅（Cu）鉛（Pb）和鋅（Zn）的吸收。

目前，研究多集中在單一改良劑對重金屬污染土壤的修復效果[24]，且大多是通過盆栽試驗開展研究，而對于受不同程度Cd污染的農田土壤條件下，施用石灰組配生物炭基肥的田間試驗研究相對較少，且鮮有通過實際應用推廣來驗證研究可行性的案例。研究在信陽某典型區域稻田地塊開展田間試驗，并將試驗結果應用到修復實踐，通過深入分析施加生石灰 + 生物炭基肥下的稻田土壤pH值，以及水稻對Cd吸收和累積的響應特征，以期為我國南方地區受Cd污染的稻田土壤的安全利用和治理修復提供技術支撐和科學依據。

2試驗材料與設計

2.1試驗區域與供試材料

試驗田位于河南省信陽市新縣某農田，該地區為亞熱帶季風氣候，四季分明、雨量充沛，供試王壤為水稻土，供試田塊土壤基本理化性質見表1。供試水稻品種為當地村民自留品種。田間試驗供試材料均為市售商品，其中生石灰為產自當地的粉末狀生石灰，購自信陽市新縣千斤鄉；生物炭基肥購自鶴壁市人元生物技術發展有限公司；鈣鎂磷肥購自荊門市高園磷肥有限公司。

2.2 試驗設計

試驗共設計5個處理。對照處理：CK（常規施肥）；T1：常規施肥 + 生物炭基肥，每 施用生物炭基肥 150kg；T2 ：常規施肥 + 生石灰 + 生物炭基肥，每 施用生石灰 100kg 、生物炭基肥 150kg T3：常規施肥 + 生石灰 + 鈣鎂磷肥，每 施用生石灰 100kg 鈣鎂磷肥 50kg ；T4：常規施肥 .+ 生石灰，每 施用生石灰 100kg 。每個處理為1個小區，各小區隨機排列。

各小區水稻均采用移栽種植，對試驗田翻耕、耙碎、整平、施基肥后，將田塊劃分為小區，并在田間設置田埂，防止小區間串肥串水，并設置單獨進水口與排水口。在水稻移栽前，按照不同處理方式將供試材料均勻撒施在對應的小區內，隨即耙勻，7d之后進行移栽。水稻的田間管理，包括施肥、除蟲、除草等，均與當地常規做法保持一致。

2.3樣品采集與分析

水稻與土壤樣品的采集。在水稻收割前，分小區采用五點采樣法采集混合稻谷樣品 1.5kg ，送至指定檢測機構測定稻米中Cd含量；在水稻收獲后，分小區采用五點采樣法采集耕作層（ 混合土壤樣品 1.5kg ，充分風干，送至指定檢測機構測定土壤pH值。其中，水稻Cd含量的測定，按照《食品安全國家標準食品中鎘的測定》（GB5009.15—2023）第二法進行。土壤pH值的測定，采用去離子水浸提（水土質量比為2.5：1），并采用pH計（上海雷磁，PXSJ-226型）進行測定。最后，采用Excel2010軟件進行數據處理和分析。

3試驗結果與分析

3.1土壤pH值

由圖1可知，與處理前的土壤pH值相比，除CK處理外，4種處理均顯著提高了土壤pH值。其中，生石灰 + 生物炭基肥處理（T2）的土壤pH值為5.81，提高了 19.1% ；生石灰處理（T4）的土壤pH值為5.77，提高了 18.2% ；生石灰 + 鈣鎂磷肥處理（T3）的土壤pH值為5.61，提高了 15.0% ；生物炭基肥處理（T1）的土壤pH值為5.53，提高了 13.3% 。

3.2 水稻Cd含量

由圖2可知，與CK處理相比，4種處理均降低了水稻Cd含量。其中，生石灰 + 生物炭基肥處理（T2）對水稻中Cd含量的降低效果最顯著，達77.9% ；生石灰處理（T4）和生物炭基肥處理（T1）對水稻中Cd含量的降低效果次之，分別達 76.9% 和76.2% ；生石灰 + 鈣鎂磷肥處理（T3）對水稻中Cd含量的降低效果最差，僅為 33.3% 。

3.3小結

試驗結果表明，4種處理均可提高土壤pH值，其中，生石灰 + 生物炭基肥處理下的土壤pH值提高幅度最大；同時，4種處理均可降低水稻Cd含量，其中，生石灰 + 生物炭基肥處理對降低水稻Cd含量效果最好。綜上所述，綜合考慮修復效果、修復成本及后期推廣應用可行性，最終確定了生石灰 + 生物炭基肥這一組合作為有效手段，用于治理修復受Cd污染的稻田土壤。

4石灰組配生物炭基肥修復鎬污染稻田實踐研究

4.1實踐應用區域與修復材料

應用推廣區選擇信陽市新縣吳陳河鎮和千斤鄉，總面積為 ，地屬亞熱帶季風氣候，四季分明、雨量充沛，土壤類型主要為黃棕壤和水稻土，耕作方式主要為水稻單季種植和水稻一油菜輪作種植。應用推廣材料為大田試驗所選用的生石灰和生物炭基肥。

4.2 實踐應用方案設計

應用推廣區域分別位于新縣吳陳河鎮和千斤鄉，方案實施時間為 2a 。第一年，對吳陳河鎮和千斤鄉的試驗稻田不采取任何治理修復措施，其間水稻種植與田間管理與當地保持一致，在水稻收割前采集水稻樣品，在水稻收割后采集土壤樣品；第二年，對吳陳河鎮和千斤鄉的試驗稻田進行生石灰 + 生物炭基肥撒施，其間水稻種植與田間管理與當地保持一致，在水稻收割前采集水稻樣品，在水稻收割后采集土壤樣品。

4.3樣品采集與分析

按照《農、畜、水產品污染監測技術規范》（NY/T398—2000）的規定設計治理區域的采樣密度，在治理區域內或附近布設治理效果評價點位10個。

樣品采集方法：在水稻收割前，采用“S\"形采樣法采集混合稻谷樣品 1.5kg ，送至指定檢測機構測定稻米中Cd含量；在水稻收獲后，采用“S\"形采樣法采集耕作層（ 混合土壤樣品 1.5kg ，將其充分風干，送至指定檢測機構測定土壤pH值。

4.4 應用結果與分析

通過分析2個鄉鎮的土壤pH值和水稻Cd含量（圖3），吳陳河鎮和千斤鄉土壤pH值相較于施用生石灰 + 生物炭基肥之前均有明顯提高。其中，吳陳河鎮土壤pH值提高幅度最高可達 18.13% ，千斤鄉土壤pH值提高幅度最高可達 29.01% ；兩個鄉鎮水稻Cd含量均有所降低，部分點位的水稻Cd含量下降到檢出限以下，其中，吳陳河鎮2個水稻Cd含量超標點位和千斤鄉4個水稻Cd含量超標點位的水稻Cd含量均下降至國家食品中污染物限量標準0.20mg/kg 以下。這表明在實際水稻種植過程中，施加生石灰 + 生物炭基肥能夠有效提高土壤pH值，并降低水稻Cd含量。

4.5小結

在實際水稻種植過程中，針對不同土壤類型與種植模式的水稻田，撒施生石灰和生物炭基肥均可以提高土壤pH，同時降低水稻中的Cd含量，使水稻中Cd含量下降至國家食品中污染物限量標準 以下。

5討論

酸性農田土壤會抑制土壤微生物繁殖，降低土壤酶活性，同時，酸性環境下土壤中重金屬的可交換性增強，導致重金屬極易向周圍環境釋放和遷移，從而使重金屬容易被作物吸收[25]。研究發現，對于酸性土壤重金屬超標問題，提高土壤pH值可以降低重金屬在土壤中的遷移率和生物有效性，從而抑制植物對重金屬的富集作用[26]。本研究發現，大田試驗下，添加生石灰和生物炭基肥可以顯著提高稻田土壤pH值，降低水稻中Cd含量，在實際種植過程中，向農田撒施生石灰和生物炭基肥，不僅可以提高農田土壤pH值，還使水稻中Cd含量下降到國家食品中污染物限量標準 0.20mg/kg 以下。

生石灰和生物炭基肥對土壤重金屬的影響也被學術界廣泛研究。例如，康宏宇等[2發現，通過室內模擬試驗，當石灰用量為 50g/kg 時，其對土壤中Cu、Zn、Pb、Cd等4種重金屬元素的浸出量分別減少 61.75%.25.57%.38.45%.20.75% ；袁興超等[28]研究發現，施加石灰可以提高土壤pH值，促進重金屬由高活性形態向低活性形態轉換；喻成龍等29研究發現，在生物炭基肥添加量為 30% 時，水稻對Cd的轉運能力最小，同時糙米中Cd含量最低。

生石灰和生物炭基肥是應用范圍比較廣泛的南方酸性土壤重金屬修復材料，目前關于生石灰降低植物Cd含量的機理也已經闡明。一方面，生石灰可以提高土壤pH值，減少 ，削弱 與重金屬的競爭作用，使得有機質與重金屬的結合更穩固[30]，同時，土壤中多余的OH和 會與 陽離子型重金屬發生反應，生成難溶性沉淀31；另一方面，石灰進入土壤中，釋放出一定的 與 的離子半徑相近，能同時被植物吸收，因此，兩者形成離子競爭關系，從而降低植物對 的富集作用[32]。生物炭基肥降低植物Cd含量的機理也已經闡明。一方面，生物炭基肥中的生物炭具有較大比表面積和孔隙率，同時，其表面含有豐富的官能團，能夠吸附和固定土壤中的 [33]；另一方面，生物炭基肥通過離子交換、陽離子 -π 作用和沉淀作用等機制對土壤中 進行吸附[34]

生石灰和生物炭基肥兩種材料具有較高的應用價值。生石灰作為較為常見的材料，價格低廉、獲取容易、接受度高，在土壤重金屬修復中具有極高的性價比。同時，生物炭基肥中添加了一定量的有益微生物菌，能夠調節土壤微生物環境，增強土壤中微生物的數量和整體活性，緩沖生石灰對土壤的殺菌效果，提高作物抗逆能力，改善作物品質。相較于目前常用的生物炭，生物炭基肥價格相對較低，同時生物炭基肥兼具生物炭和有機肥特性，能夠在吸附重金屬的同時促進作物生長，施用生物炭基肥還可減少基肥用量，減低經濟成本[35]

6結論

通過大田試驗發現，每 撒施 100kg 的生石灰和 150kg 的生物炭基肥可以提高土壤pH值，并顯著降低水稻中的Cd含量。通過后期修復實踐發現，生石灰組配生物炭基肥可以提高土壤pH值，同時可以使水稻中Cd含量下降至國家食品中污染物限量標準 以下。因此，針對我國南方地區酸性土壤重金屬污染修復，生石灰搭配生物炭基肥具有較高的性價比和可操作性，能夠較好地實現修復目標。

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