沼液施用对土壤Cd形态及水稻吸收Cd的影响

陈佳芮， 杨 刚， 石庆怡， 邓红艳， 都琳玉

(1.四川农业大学 环境学院， 成都 611130； 2.四川农业大学 生态环境研究所， 成都 611130)

近年来，随着城市工业化进程的不断发展，环境污染的现状越发严峻，其中土壤污染尤其突出。据2014年《全国土壤污染状况调查公报》结果显示，重金属Cd污染加重，有93%的地区的土壤被认定为轻度污染土壤(0.3～1.5 mg·kg-1)[1]，同时《四川省土壤污染状况调查公报》调查发现，四川省耕地土壤的点位超标率为34.3%，其中镉是土壤污染的主要特征污染物[1]。镉是一种非必需且生物毒性最强的重金属元素。它在地壳中的平均浓度约为 0.1 mg·kg-1[2]。它是一种容易通过水稻的富集作用进入食物链的重金属元素。近年来“镉大米”事件频发，其对人体机体的呼吸系统、肝脏、肾脏，骨骼、生殖系统等都会造成严重的伤害[3]；另外，镉的遗传毒性也会对人体健康造成不同程度的损害，危及生态安全，从而引起政府的高度重视，因此对于土壤镉污染的修复与治理已到了刻不容缓的地步[4]。目前，对于土壤重金属Cd的修复主要有物理修复法、化学修复法、生物修复法[5]，其中利用钝化剂原位修复重金属污染土壤因使用便利且有效并且不会改变土壤的理化性质而被广泛应用[6]。

沼液作为良好的有机肥，含有大量植物生长发育所需的营养元素，如氮、磷、钾、钙、镁以及有机质、腐植酸等[7]，在改良土壤、提高肥力、保护植被、增加粮食产量等方面都有积极作用[8]。目前研究发现，施用沼液肥对油菜生学特性以及对油菜养分吸收的影响，均起到促进作用，并且对土壤肥效也有明显的增加[9]。并且厌氧沼气发酵可使沼液中重金属从可移动态转变为更加稳定的形态，利于沼液的资源化利用。另外，高的沼液施用量能显著降低土壤有效态Cd含量[10]。有研究证明，施用沼液有利于修复污灌区棕壤土重金属危害，污灌区棕壤土重金属综合污染水平由中度污染下降到轻度污染[11]。但由于沼液是由有机物料发酵而成，其原料中重金属是否会随土壤-作物体系而进入食物链，从而影响人类健康成为目前沼液农用最大的争议之一[12]。目前沼液对土壤重金属迁移转化作用研究较少，现有研究主要集中于沼液农用的安全性与生态风险上，而沼液施用对中重度镉污染土壤的治理效果以及其生长作物的影响与机理有待深入研究。基于此，本文通过盆栽试验研究了沼液施用对原状Cd污染土壤中镉形态、潜在生态风险以及水稻吸收累积Cd的影响，以期明确沼液施用是否会引入环境风险或对重金属污染土壤具有一定的修复效果，进而为沼液科学利用提供参考。

1 沼液材料与方法

1.1 试验材料

供试水稻品种为香粳3号(云南省农科院粳稻育种中心)。

供试土壤为水稻土，土壤基本理化性质及重金属含量为：pH值8.30，全氮0.124 g·kg-1，碱解氮0.28 g·kg-1，速效磷0.057 mg·kg-1，速效钾6.08 mg·kg-1，全钾0.796 g·kg-1，全磷12.254 g·kg-1，有机质3.5 g·kg-1，阳离子交换量49.40 cmol·kg-1，全镉2.668 mg·kg-1。依据土壤环境质量标准(GB15618-1995)可知，土壤为中重度Cd污染土壤。

供用沼液由四川正农农业有限公司提供，系牛粪尿料厌氧发酵产物。基本理化性质及重金属含量为：全氮0.29 g·kg-1，全钾0.13 g·kg-1，全磷0.011 g·kg-1，全镉 0.0042 mg·kg-1。

表1 供试土壤及沼液的基本理化性质

1.2 试验方法

试验于2016年5～9月在四川农业大学实验大棚中进行，共设6个处理，其中1个常规施肥处理(CK)和5个纯沼液处理(BS1～BS5)，详见表2，每个处理设置3次重复。

试验水稻种子经30%的H2O2消毒30 min，再用0.1%的次氯酸钠浸种1 d后，撒播于秧田进行育苗，当苗龄45 d后移栽于盆栽桶中。每个盆栽桶加入10 kg土样，随后分别加入沼液和化肥与土壤混匀，灌水平衡1周后进行移栽，移栽时一穴一苗，共36株，整个生长期均用去离子水浇灌，整个水稻生长过程按照大田种植习惯方法进行管理。

表2 肥料沼液施用 (g·kg-1)

1.3 样品处理与分析

1.3.1 样品采集

水稻成熟期采样，采用5点取样法取长势均匀的水稻6株，样品用自来水冲洗干净后，用蒸馏水清洗，并于105℃下杀青0.5 h，于75℃烘干至恒量，称量。不锈钢粉碎机粉碎，分籽粒、茎、叶测定水稻不同器官Cd含量。对应采集土壤样品，风干后过100目尼龙筛，测定土壤Cd全量、土壤各形态Cd含量。

1.3.2 样品分析

土壤 Cd全量：称过 100 目筛土样 0.25 g于聚四氟乙烯坩埚中，采用HCl-HNO3-HClO4全消解的方法，定容后过滤，用 ICP-MS 测定溶液 Cd 浓度。

土壤Cd形态：采用BCR 连续提取法处理样品，具体步骤如下： 1)可交换态:称取1 g样品于50 mL聚丙烯离心管中,加入40 mL 0.11 mol·L-1HAC提取液,在室温下震荡16 h后,离心分离(5000 r·min-1,10 min)；将上层清液倒入聚乙烯瓶中，加入20 mL去离子水洗涤残余物,振荡20 min,离心,弃去清洗液。2)可还原态:向第1步的残余物中加入40 mL 0.5 mol·L-1NH2OH·HCl提取液,在室温下震荡16 h,离心分离。其余操作同第1步。3)可氧化态:向第2步的残余物中加入10 mL H2O2,盖上离心管盖,在室温下消解1 h,然后去盖置于85 ℃水浴锅中消解1 h,加热至溶液蒸发近干,再加入10 mL H2O2,加热至溶液近干。冷却后,加入50 mL 1 mol·L-1NH4OAc提取液,在室温下震荡16 h。其余操作同第1步。4)残渣态:将经过第3步提取后的残渣称取0.1 g，转移到50 mL聚四氟乙烯烧杯中,然后加入10 mL HNO3，1 mL HF和1 mL HClO4,加盖后于电热板上消解至澄清透明。可交换态及可还原态的重金属为可移动态重金属，可氧化态与残渣态为稳定态重金属含量。

水稻糙米及根茎叶Cd含量：称样 0.3 g于消煮管中，分别加入 HNO35 mL，H2O21 mL，微波消解，定容后过滤，用 ICP-MS 测定Cd 含量。以上所有样品均做平行样。

1.3.3 施肥后土壤Cd含量降低率分析

施肥后土壤Cd含量降低率计算方程为：

降低率(%)=(m1-mo)×100/m0

式中：m1为施肥前土壤Cd含量；m0为施肥后土壤Cd含量。

1.3.4 土壤重金属生态风险评价

采用由Hakanson提出的潜在生态风险指数法[13]来评价沼液施加后土壤中的重金属生态风险:

Cf=Ci/Cn

Er=TrCf

RI= ∑Er

式中：RI为沉积物中重金属的综合潜在生态风险指数;Er是单个重金属i的潜在生态风险系数;Cf为重金属i的污染指数;Ci与Cn为分别为可移动态重金属含量与稳定态重金属含量。Cd毒性系数Tr为30[14]。重金属的潜在生态风险分级标准见表3。

1.3.5 数据统计与分析

采用Excel和SPSS软件对沼液进行数据统计处理，比较采用 LSD 法。

表3 土壤重金属的潜在生态风险分级标准

2 结果与分析

2.1 沼液和化肥施用对土壤Cd总量的影响

从图1可知，与原土相比，各处理均不同程度地减少了重金属镉的含量。其中，CK处理土壤Cd含量最高，为1.484 mg·kg-1，降低了44.02%，明显低于各沼液处理(p<0.05)。而各沼液处理下土壤中重金属镉含量均降低了53.16%，51.57%，48.88%，61.57%，63.16%。说明沼肥的施用可以在一定程度上降低土壤Cd含量，并且随着沼液施用量的增加，土壤Cd含量呈先增加后减少的趋势。BS3处理下土壤Cd含量最高，为1.321 mg·kg-1，CK处理土壤相比处理BS3增加了8.77%，说明当沼液施用量在32～38 g·kg-1时，可使土壤Cd含量处于相对较低的水平，降低污染风险。由于试验土壤Cd含量本底值较高，为中重度Cd污染土壤，在此基础上根据土壤环境质量标准(GB15618-1995)的二级标准(Cd mg·kg-1≤0.6)，各沼液处理组和CK处理的土壤Cd含量均高于土壤限定二级标准。

图1 收获后土壤中Cd含量及施肥后土壤Cd含量的降低率

2.2 施用沼液和化肥对土壤Cd形态的影响

重金属的形态分为4类，分别是可交换态(F1)、可还原态(F2)、可氧化态(F3)、残渣态(F4)。由图2可知，随着沼液的施加，F1与F2的总量大体成下降趋势，而F3与F4的含量成上升趋势。这说明沼液对于重金属Cd的钝化作用是通过把不稳定态的重金属Cd(F1和F2)转化为较为稳定态的重金属Cd(F3和F4)。

由上述图2可知，常规化肥处理组土壤中Cd各形态含量的分配顺序为可还原态>可交换态> 残渣态>可氧化态。原土样中Cd各形态含量所占总量的比例为：可还原态>可交换态>可氧化态>残渣态，这与原土样中各形态所占比例大致相同，这说明施肥前后化肥处理中各形态所占其总量的比重没有太大变化。根据图2，处理组BS1和BS3土壤中Cd各形态含量的分配顺序均为：残渣态>可还原态>可交换态>可氧化态。处理组BS4和BS5土壤中Cd各形态含量的分配顺序均为：残渣态>可交换态>可还原态>可氧化态。与原土样相比，沼液试验组可交换态(F1)、可还原态含量(F2)及其所占比例有所降低，可氧化态(F3)、残渣态含量(F4)及其所占比例有所上升，其中残渣态含量提高较为明显。与原土样相比较，处理组BS1和BS5的残渣态含量分别增加了99.8%，112.9%，97.5%，92.1%，96.5%；与常规化肥组相比，分别增加了25.6%，33.8%，24.1%，20.7%，23.5%。与常规化肥组相比，沼液处理组的非有效态Cd含量(F3+F4)分别增加了32.68%，37.22%，31.42%，32.46%，34.61%。说明一定量沼液的施加可以减少可吸收态Cd的含量，增加土壤Cd残渣态含量，促进重金属Cd的形态由有效性向非有效性转化。进一步作各形态之间的相关关系分析，土壤可交换态Cd含量在不同处理间显著性不明显。不同处理间土壤可还原态Cd含量差异不显著。说明沼液的施用量对土壤可交换态Cd和可还原态Cd的含量影响不大。土壤中可氧化态Cd含量在不同处理间存在极显著差异(F=6.731，p=0.003)，常规化肥处理与其它处理间的可氧化态和残渣态差异均达到显著水平。由此说明，沼液处理相比常规化肥处理对中重度镉污染土壤中可氧化态和残渣态Cd含量有显著影响，在一定程度上可以增加可氧化态和残渣态Cd的含量。因此，沼液的施加在一定程度上增加了较为稳定的可氧化态(F3)和残渣态Cd(F4)的含量，达到了一定的钝化效果。

图2 不同处理下土壤Cd形态的分布情况

2.3 沼液施加后土壤中重金属的生态风险

Cf和Er的值决定了重金属的风险水平，由表4可以看出，CK处理组中Cd的Cf值为3.17，为轻度金属污染；沼液处理组BS1～BS5中Cd的Cf值分别为2.32，2.11，2.36，2.32，2.37，为轻微金属污染，表明沼液处理后金属污染降低,由轻度金属污染降为轻微金属污染。同样，CK处理组的Cd潜在风险指数(Er)值为94.95，为较强生态风险程度；沼液处理组(BS1-BS5)的潜在风险指数(Er)值分别为69.52，63.40，70.68，69.58，71.18，均处于中等生态风险程度。经过沼液处理，生态风险程度由CK处理组的较强生态风险程度降低到中等生态风险程度，说明与施用常规化肥相比，沼液的施用降低了该土壤中重金属的生态风险。同时，未经处理的土壤的潜在风险指数(Er)值为51.24，为中等生态风险程度，说明沼液的施用并未增加其生态风险。

表4 重金属Cd潜在污染评价

2.4 施用沼液和化肥对水稻重金属Cd含量的影响

由表5可见，处理组BS1～BS5水稻器官Cd含量为根部>糙米>根茎叶>稻米壳，以根部为主，且随着沼液量的增加有所上升，籽粒对Cd的积累量相对较低。这与CK组中Cd在各器官中分配情况相同，这说明沼液的施加不会影响重金属Cd在各器官中的分配情况。随着沼液量的增加，各处理组中的水稻茎叶部分、糙米以及根部的Cd含量均成增加趋势，但处理组BS1～BS5均小于CK组的Cd含量。在沼液处理组中，处理组BS3的稻米中Cd含量最高，达0.356 mg·kg-1。其变化趋势与施肥后土壤中Cd含量的变化趋势大致相同，均表现为先升高后降低。CK与处理组BS3相比，其糙米Cd含量增加了1.69%。

水稻地下部分Cd含量在不同沼液施用量处理之间差异显著(F=25.867，p=0.000)，常规化肥处理与沼液处理组BS3和BS5差异不显著(p>0.05)，与处理组BS1和BS2差异显著(p<0.05)说明沼液施用量对水稻地下部分Cd含量的影响显著。水稻地上部分Cd含量在不同沼液施用量处理之间差异不显著(F=2.694，p=0.103)，说明沼液施用量对水稻地上部分Cd含量的影响不大。稻米壳Cd含量在不同沼液施用量处理之间差异不显著(p>0.05)，常规化肥处理与沼液处理间差异不显著(p>0.05)，说明沼液施用量对稻米壳Cd含量的影响不明显。糙米Cd含量在不同沼液施用量处理之间差异显著(p<0.05)，常规化肥处理与处理组BS4和BS5间差异显著(p<0.05)，说明与施用化肥相比，沼液施用量对糙米Cd含量的影响较大且存在差异。糙米中Cd含量均表现为随沼液用量增加呈下降趋势。籽粒Cd含量以CK最高，其次为BS2和BS1，BS3处理，均显著高于BS4和BS5处理。

表5 不同处理下水稻重金属的含量 (mg·kg-1)

3 讨论

随着沼气技术的快速发展，在全国范围内建设了大量沼气工程，在产生沼气的同时伴随着大量副产物的产生，即沼液，沼液的资源化利用是沼气工程综合应用的关键之一。沼液作为一种具有大量的氨基酸、B族维生素、水解酶等营养全面、肥效稳定的有机肥[23]，其有效利用可以解决当前复合肥料滥用的问题。本试验结果仅为在中重度Cd污染土壤上，不同量沼液灌溉对水稻吸收积累Cd含量、土壤养分含量和重金属Cd含量与形态分析的初步结论。由于沼液成分的复杂性和沼液对土壤-作物体系重金属的迁移与积累的影响的多样性，因此沼液的长期农用对作物中重金属积累迁移的影响应进一步研究，从而真正使养殖业所产生的副产物达到生态化、无害化、再利用的目的。

4 结论

(1)与施加常规化肥相比，沼液的施加能显著降低土壤Cd含量，降低土壤重金属污染风险，其降幅为48.88%～61.6%，且随着施用沼液量的增加，土壤Cd含量呈降低的趋势，当沼液施用量在32～34 g·kg-1时，土壤Cd含量处于较低水平。

(2)沼液的施加能有效降低有效态Cd含量，增加非有效态Cd含量，达到了一定的钝化重金属Cd的效果。采用Hakanson的潜在生态风险指数法对种植后土壤的重金属Cd生态风险进行了评价，处理组BS1和BS5的潜在生态风险指数的范围为63.40～71.18，为中等生态风险程度，与原土相比，并未增加土壤的潜在生态风险。

(3)沼液的施加能降低糙米中的Cd含量，从而降低重金属Cd在水稻糙米中的积累量。