中药渣生物有机肥对镉-汞复合污染土壤的钝化效果

2021-01-11陈芬余高吴涵茜侯建伟赵成刚

浙江大学学报（农业与生命科学版） 2020年6期

陈芬，余高*，吴涵茜，侯建伟，赵成刚

（1.铜仁学院农林工程与规划学院，贵州铜仁554300；2.农业农村部产地环境污染防控重点实验室/天津市农业环境与农产品安全重点实验室，天津300191）

随着快速工业化、城镇化和高强度农业利用等人为活动的进行，我国部分区域土壤重金属污染问题越来越严重[1]。2014年环境保护部和国土资源部联合发布的《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国耕地土壤污染点位超标率达19.4%，其中重金属超标点位数占全部超标点位数的82.8%。由于土壤重金属具有移动性差、滞留时间长和不能被微生物降解等特点[2]，对自然环境和人体健康危害极大，因此，土壤重金属污染已成为当前人类面临的重大生态环境问题之一[3]。

中药渣富含丰富的粗纤维、蛋白质、氨基酸及多种微量元素，是一种可循环利用的可再生物质资源[4]。据统计，我国每年中药渣排放量为6 000～7 000 万t[5]，其处理方式主要以“露天堆放”为主，不仅造成资源浪费，还会带来环境污染问题，更为严重的是，如果废弃中药渣被不良商家用于制造假冒伪劣药物，不但会影响中药生产企业的品牌信誉，而且会给消费者带来不可预测的危害和损失。因此，对中药渣进行资源化利用已成为目前研究的热点，而将其制成生物有机肥是中药渣高效资源化利用的有效途径之一[6]。生物有机肥含有丰富的有机质和有益微生物，可以通过吸附、固定土壤中的重金属离子，降低土壤重金属的生物有效性，进而减少作物对重金属的吸收富集。因此，生物有机肥作为一种新型的重金属钝化材料而备受研究者的关注[7-8]。郭碧林等[2]研究发现，施用生物有机肥可以降低土壤中总镉（Cd）、二乙基三胺五乙酸（diethylene triamine pentaacetic acid, DTPA）-Cd 和DTPA-铅（Pb）含量。SHAHEEN 等[9]研究表明，施用生物有机肥可有效降低土壤Cd 和镍（Ni）的迁移性，进而降低高粱对Cd和Ni的吸收。LIU等[10]研究表明，施加生物有机物可提高土壤pH，降低土壤溶液中Cd2+的浓度，进而降低小麦对Cd 的吸收。然而，目前用于土壤重金属钝化修复的生物有机肥原料主要是畜禽粪便或作物秸秆，以中药渣为主要原料制备的生物有机肥对土壤重金属的钝化修复研究报道还较少。为此，本研究制备了一种功能性中药渣生物有机肥，通过土培试验，研究其对同一土壤类型的3 个不同Cd 污染水平农田土壤理化性质及土壤中Cd、汞（Hg）钝化效果的影响，并通过土壤有机质含量、pH、阳离子交换量（cation exchange capacity,CEC）与不同形态重金属之间的相关性分析，初步探讨中药渣生物有机肥对重金属污染土壤的钝化修复机制，以期为中药渣资源化利用和土壤重金属钝化修复提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

前期调查发现，贵州省6个地级市及3个自治州均遭受了Cd 污染，其含量均已达到或超过《土壤环境质量标准》（GB 15618—2018）中的风险筛选值（除水田以外的其他农用地土壤，pH≤5.5，Cd质量分数为0.3 mg/kg），给安全食品生产及人类生存环境带来严重威胁。因此，本研究按照贵州省农田土壤中Cd污染程度（高、中、低），选取3个典型污染区域的黄壤土，通过五点法采集不同区域0～20 cm耕层土壤，开展中药渣生物有机肥对农田土壤重金属的钝化效果及机制研究。其中：高污染土样取自黔南布依族苗族自治州龙里县；中污染土样取自黔北铜仁市万山区，此区域有大量的Hg矿，农田土壤中Hg污染也十分严重；低污染土样取自黔东南苗族侗族自治州丹寨县。将采集的样品于实验室自然风干，过2 mm筛后备用。供试土壤的理化性质见表1。

表1 供试土壤的理化性质Table 1 Physiochemical properties of experimental soil

1.2 中药渣生物有机肥的制备

中药渣生物有机肥的制备由湖南省宁乡丰裕生物科技有限公司完成。具体步骤：将中药渣、牛粪、菜籽饼、鱼骨粉分别粉碎后按质量比5∶3∶1∶1混合，调节含水量至60%左右，混匀，按3%用量添加有机肥发酵菌剂（该菌剂以酵素菌群为根本，配以多种功能菌，主要包含胶冻样芽孢杆菌、巨大芽孢杆菌、酵母菌以及固氮、解磷、解钾菌等），然后将混合物料置于5 L 发酵罐中进行发酵，发酵温度在65 ℃以上，发酵周期10 d。发酵过程中每2 天翻堆一次混合物料，控制混合物料的pH在6～8之间；发酵完成后进行造粒、干燥、过滤，得到中药渣生物有机肥。制得的中药渣生物有机肥的理化性质如下：pH 7.24，有机质53.87%，全氮1.94%，P2O52.27%，K2O 1.34%，全Cd 0.13 mg/kg，全Hg 0.07 mg/kg，有效活菌数≥0.2亿g－1。

1.3 土培试验

为明确中药渣生物有机肥不同施用比例对土壤重金属的钝化修复效果，参照已有关于生物有机肥对土壤重金属修复的最佳用量范围的报道[11-12]，设生物有机肥施用比例（以风干土计）分别为0（CK）、1.5%、3.0%和6.0%，每个梯度3 次重复，共12 个处理。分别称取3 种Cd 污染水平的土壤2 kg 于塑料盆内，依次添加不同比例的中药渣生物有机肥，充分混匀后，采用重量法[13]喷施去离子水，在室温下保持田间持水量的60%进行培养，分别于7、15、30、45和60 d取样进行分析；每个处理3次重复。

对施用不同比例中药渣生物有机肥处理的土壤进行取样，于室内自然风干、研磨、过筛后进行分析。土壤样品的基本理化性质参照土壤农化常规分析方法测定[14]。土壤总Cd和有效态Cd含量分别采用HNO3-HClO4-HF（体积比5∶1∶1）消解[1]和DTPA 试剂提取（GB/T 23739—2009），然后用电感耦合等离子体质谱法（inductively coupled plasma mass spectrometry,ICP-MS）进行测定；总Hg和有效态Hg 分别采用王水（1+1）消解和0.1mol/L HCl 浸提，并用原子荧光光度法进行测定[15]。Cd、Hg 形态分析采用TESSIER等[16]提出的连续萃取法测定，该方法将土壤重金属分成5 种存在形态：可交换态（F1）、碳酸盐结合态（F2）、铁锰氧化态（F3）、有机结合态（F4）和残渣态（F5）。

采用钝化率（immobilization efficiency,IE）评价中药渣生物有机肥对土壤中Cd、Hg的钝化效果，计算公式[17]如下：

式中：w0为钝化前土壤样品中Cd、Hg的有效态质量分数，mg/kg；w1为钝化后土壤样品中Cd、Hg的有效态质量分数，mg/kg。

采用土壤重金属迁移率指数（mobility index,MI）描述土壤重金属的生物可利用性和迁移能力，计算公式[17]如下：式中F代表不同形态的Cd、Hg质量分数。

1.4 数据处理

将试验数据经Excel 2013整理后，用Excel 2013和SPSS 25.0 统计软件进行数理统计，采用线性拟合方程和多项式拟合方程对数据进行拟合，并进行相关性分析。

2 结果与分析

2.1 中药渣生物有机肥对土壤部分理化参数的影响

由图1 可见：3 种不同Cd 污染水平下，土壤有机质含量、pH 和CEC 与中药渣生物有机肥施用比例均呈直线正相关（P＜0.05）；且土壤有机质含量、pH 和CEC 增值基本与Cd 污染水平无关，中药渣生物有机肥每增加1 百分点，有机质含量平均增加2.97 g/kg，pH 平均提高0.06 个单位，CEC 平均增加0.30 cmol(+)/kg。说明施用中药渣生物有机肥可以有效提高土壤有机质含量、pH 和CEC，且施用比例越高，作用越明显。

2.2 中药渣生物有机肥对土壤Cd、Hg 赋存形态的影响

连续提取土壤中不同形态的重金属，能够定性区分重金属在土壤多相体系中的结合状态、结合能量大小以及相应的生物有效性[1,16]。钝化前，3 种不同Cd污染水平下土壤中Cd、Hg形态主要以残渣态为主（图2），这符合土壤自然形成过程中大部分重金属形态被结合在土壤矿物中并以残渣态形式存在的结论[18]。然而，中药渣生物有机肥对3种Cd污染水平下土壤中重金属的转化行为存在差异：施用不同比例中药渣生物有机肥可有效降低3 种Cd 污染水平下土壤中可交换态及碳酸盐结合态的Cd、Hg含量，增加有机结合态和残渣态的Cd、Hg含量，且可交换态及碳酸盐结合态含量的降幅以及有机结合态和残渣态含量的增幅均以6.0%处理最高，3.0%处理次之，1.5%处理最低。说明中药渣生物有机肥的施用比例是影响土壤Cd、Hg 形态转化的主要因素。钝化60 d 后，与CK 处理相比，土壤Cd 形态变化如下：高、中、低Cd污染水平下土壤中可交换态平均降幅分别为9.62%、11.16%、12.51%；碳酸盐结合态平均降幅分别为3.74%、2.47%、2.76%；铁锰氧化态平均增幅分别为2.39%、1.95%、1.45%；有机结合态平均增幅分别为4.85%、5.01%、5.81%；残渣态平均增幅分别为6.12%、6.67%、8.02%（图2A）。说明施用中药渣生物有机肥可促进Cd 由活性较高的可交换态和碳酸盐结合态向活性较低的铁锰氧化态、有机结合态和残渣态转化。同样，钝化60 d后，与CK处理相比，土壤Hg形态变化如下：高、中、低Cd 污染水平下土壤中可交换态平均降幅分别为7.09%、4.25%、8.27%；碳酸盐结合态平均降幅分别为2.72%、2.21%、3.25%；有机结合态平均增幅分别为5.24%、8.26%、6.82%；残渣态平均增幅分别为5.32%、4.98%、5.84%（图2B）。说明施用中药渣生物有机肥可促进Hg由活性较高的可交换态和碳酸盐结合态向活性较低的有机结合态和残渣态转化，但对铁锰氧化态作用不明显。

图1 中药渣生物有机肥不同施用比例下土壤中有机质含量、pH及CEC变化Fig.1 Changes of organic matter content, pH and CEC in soils under different application ratios of bio-organic fertilizer made from Chinese traditional herb residues(BOFCTHR)

迁移率指数（MI）值的大小可有效反映重金属在土壤中的稳定性：MI值越小，其生物有效性越低，越不易被植物吸收，危害性越小；反之，MI 值越大，移动性越强，危害性越大[17]。根据重金属赋存形态分析结果，计算出Cd、Hg的MI，其与中药渣生物有机肥不同施用比例的关系见图3。Cd、Hg 的MI 值与施用比例相关性显著（P＜0.05），两者的关系可用一元二次方程拟合，说明中药渣施用比例可显著影响Cd、Hg 的迁移性，且存在重金属迁移率最低值。钝化前，3 种Cd 污染水平下土壤中Cd 的MI 值均高于Hg的MI值，说明Cd的迁移率明显高于Hg，其流动性更强，对生态环境和人体健康存在较大的威胁。钝化后，土壤中Cd、Hg 的MI 值均有不同程度的降低，但其降低值基本与Cd 污染水平无关；中药渣生物有机肥每增加1 百分点，土壤Cd 的MI 值平均降低0.05，Hg的MI值平均降低0.03。

2.3 中药渣生物有机肥对土壤Cd、Hg的钝化效果

重金属有效态含量和植物生长最为密切，可代表重金属的植物可给性[17,19]。根据式（1），以有效态重金属含量计算出土壤Cd、Hg的钝化率（IE），其随时间的变化如图4 所示。可以看出：除CK 处理外，土壤Cd、Hg 的钝化率与钝化时间相关性显著（P＜0.05）；随着钝化时间的延长，土壤Cd、Hg的IE均呈先逐渐增加后降低的趋势，可用一元二次方程拟合。说明钝化时间可显著影响Cd、Hg的钝化率，且存在最佳钝化时间。本试验中，高、中、低3种Cd污染水平下土壤中Cd 的最佳钝化时间分别为第30天、第30天和第45天；Hg的最佳钝化时间分别为第30天、第45天和第30天。

图2 不同Cd污染水平下中药渣生物有机肥对土壤重金属形态的影响Fig.2 Effect of the BOFCTHR on the morphological transformation of heavy metals in soils characterized by different levels of Cd pollution

图3 中药渣生物有机肥不同施用比例下土壤中Cd、Hg的迁移率指数Fig.3 Mobility indexes(MI)of Cd and Hg in soils under different application ratios of BOFCTHR

钝化后土壤Cd、Hg的钝化率如图5所示。可以看出：土壤Cd、Hg的钝化率明显受到中药渣生物有机肥施用比例的影响，均以6.0%中药渣生物有机肥处理最高，3.0%处理次之，1.5%处理最低。钝化60 d后，与CK 处理相比：高、中、低Cd 污染土壤中Cd 的钝化率平均提高14.58%、16.05%、20.00%；Hg的钝化率平均提高22.03%、19.35%、25.50%。比较土壤Cd、Hg钝化率的平均增幅可知，Cd、Hg钝化率明显受到土壤自身Cd、Hg污染水平的影响，其中以低Cd、Hg污染水平下中药渣生物有机肥高施用比例处理的钝化效果最佳：当土壤中Cd、Hg 质量分数分别为0.41和0.23 mg/kg（表1）时，6.0%中药渣生物有机肥处理对土壤中Cd、Hg的钝化效果最佳，其钝化率分别为35.00%和41.97%。而高Cd、Hg 污染水平下中药渣生物有机肥低施用比例处理的钝化效果最差：当土壤中Cd、Hg质量分数分别为4.99和8.65 mg/kg（表1）时，1.5%中药渣生物有机肥处理对土壤中Cd、Hg的钝化效果最差，其钝化率分别为12.85%和22.30%。

图4 中药渣生物有机肥对不同Cd污染水平下土壤Cd、Hg的钝化效果Fig.4 Immobilization effects of the BOFCTHR on Cd and Hg in soils characterized by different levels of Cd pollution

2.4 土壤有机质、pH和CEC与Cd、Hg各形态含量的相关性分析

如表2 所示：3 种Cd 污染水平下土壤有机质含量、pH和CEC与可交换态Cd、Hg含量均呈显著负相关（P＜0.05），与有机结合态Cd 含量呈显著或极显著正相关（P＜0.05 或P＜0.01）；土壤有机质含量和CEC 与有机结合态Hg 含量均呈显著正相关（P＜0.05）。低Cd污染土壤pH与残渣态Hg含量呈显著正相关（P＜0.05）；高、低Cd污染土壤pH与碳酸盐结合态Cd含量呈显著负相关（P＜0.05）；中、低Cd污染土壤pH与碳酸盐结合态Hg含量呈显著负相关（P＜0.05）；高Cd污染土壤CEC与残渣态Cd含量、中Cd污染土壤CEC与残渣态Hg含量呈显著正相关（P＜0.05）。说明土壤有机质含量、pH 和CEC 是影响土壤不同形态Cd、Hg间相互转化的重要因素。

图5 钝化后土壤Cd、Hg的钝化率Fig.5 Immobilization efficiency(IE)of Cd and Hg in soils after passivation

表2 土壤有机质、pH和CEC与Cd、Hg各形态含量的相关系数Table 2 Coefficients of correlation of soil organic matter content,pH and CEC with the concentrations of Cd and Hg in different forms

3 讨论

本试验的供试土壤取自贵州省，土壤类型为黄壤。贵州作为中国的矿产资源大省，目前已发现矿产110种以上（含亚矿种），矿床和矿点3 000余处[20]。由于没有采取相关的环境保护措施或者已采取的环境保护措施不合理，导致矿产开采和冶炼中产生的废气、废渣、废液对周围的自然生态环境和人体健康产生了严重的威胁，而土壤重金属污染尤其是土壤Cd、Hg污染问题最为严重。黄壤是贵州省分布最广、面积最大的地带性土壤，占全省土壤总面积的46.4%，是贵州省旱地粮食作物的主要生产基地[21]。但黄壤具有质地黏重、比水容量小、养分含量低和酸性强等特点，严重制约了该地区农业的可持续发展[22]，而土壤重金属污染程度的加深导致这种作用更加明显。生物有机肥是利用腐熟后的有机物料与特定功能微生物复合而成的一类兼具微生物肥料和有机肥效应的肥料[23]。施用生物有机肥不仅可以改变土壤理化性质，提高土壤肥力，还可以改善土壤微生物生存环境，提高土壤酶活性，以及改善土壤的重金属污染状况[24]，对实现当地农业的可持续发展至关重要。

3.1 土壤部分理化参数的变化

土壤有机质、pH和阳离子交换量（CEC）等是影响土壤重金属有效性的重要因素，对土壤重金属的迁移转化具有重要作用[25]。本研究结果表明，施用中药渣生物有机肥可显著提高土壤有机质含量，且随施用比例的增加而增大，这与郭碧林等[2]、臧小平等[26]的研究结果一致。其原因是腐熟后的中药渣生物有机肥含有丰富且稳定的有机碳，这些有机碳难以在土壤中被迅速分解而积累下来，从而使土壤有机质含量增加[23]。本研究结果还表明，施用中药渣生物有机肥可显著提高土壤pH，且随施用比例的增加而升高，这与张龙辉等[27]、赵佳等[28]的研究结果相似。而于秀丽等[23]的研究结果表明，施用生物有机肥可有效降低土壤pH，与本研究结果相反。这可能与研究对象的不同有关：于秀丽等[23]是以吉林省西部盐碱土为研究对象，土壤偏碱性（pH 为8.97～9.28），而所施用的生物有机肥偏酸性，施入后可与土壤中的碱发生中和，导致土壤pH降低；而本研究以贵州黄壤为研究对象，土壤偏酸性（pH 为4.92～5.89），施用的中药渣生物有机肥偏碱性（pH 为7.24），能中和土壤中的部分酸性物质，对土壤酸碱度有一定的缓冲能力，同时，生物有机肥中的有益微生物能够分泌多种氨基酸，其两性电解质性质也具有一定的酸碱缓冲作用，这些因素均在一定程度上促使土壤pH 值升高[23]。此外，本研究结果还表明，施用中药渣生物有机肥可显著提高土壤CEC，且其随施用比例的增加而增大，这与郭碧林等[2]的研究结果一致。这主要与土壤有机质含量的增加和pH值的升高有关。土壤有机质的主要部分腐殖质具有较大的比表面积和含氧活性官能团，能够增加土壤胶体的交换点位和负电荷密度，是CEC的主要贡献因子[29]；同时，土壤有机质中的有机胶体带有大量负电荷，能吸附大量的阳离子。而土壤pH值升高则增加了土壤中水合氧化物、黏土矿物以及有机质表面的负电荷数量，从而导致土壤中CEC增加[2]。

3.2 土壤Cd、Hg 赋存形态的变化

土壤重金属形态特征是揭示重金属迁移转化规律和生物有效性的重要指标[30]，按照TESSIER等[16]提出的5 级分组法可将重金属分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化态、有机结合态和残渣态。其中，可交换态和碳酸盐结合态的重金属较易在环境中溶出，铁锰氧化态的重金属容易在还原的条件下溶出，而有机结合态和残渣态的重金属则相对稳定[31]。本研究结果表明，施用中药渣生物有机肥可通过提高土壤有机质含量、pH 和CEC，进而降低土壤可交换态和碳酸盐结合态Cd、Hg含量，增加有机结合态和残渣态Cd、Hg含量以及铁锰氧化态Cd含量，但对铁锰氧化态Hg含量作用不明显，这与其他学者[30,32-33]的研究结果相似。如：刘巍等[30]研究发现，施用生物有机肥可通过提高土壤有机质含量、CEC和pH，进而促进酸溶态Cd向可还原态转化；刘秀珍等[32]研究表明，不同有机肥可通过提高土壤有机质含量进而减少土壤Cd有效态含量。其机制为：1）施用中药渣生物有机肥可直接提高土壤有机质含量，而含有各种官能团（—COOH、—OH、—C═O等）和具有较大比表面积的有机质，可以通过与重金属络合形成不溶性金属-有机复合物，增强对重金属的吸附[33]；同时，从有机质中分解出的小分子酸类和胡敏酸、富啡酸等均能有效地络合Cd2+、Hg2+，降低重金属的生物有效性，增加有机结合态Cd、Hg含量。土壤有机质还具有还原作用，铁锰氧化物态的重金属在还原条件下可被释放出来，导致铁锰氧化物态Cd 含量增加；而铁锰氧化态Hg 含量变化不明显，则说明铁锰氧化态Hg 对中药渣生物有机肥的响应较弱。这与郑顺安等[34]利用稳定同位素202Hg稀释技术判定不同来源有机肥施用对土壤Hg形态分布的影响结果相似，其原因可能是铁锰氧化物结合Cd 的能力比Hg 强。另外，有机质还可以改善土壤结构，从而间接改变Cd、Hg 在土壤中的形态分配[33]。2）施用中药渣生物有机肥提高了土壤pH，而土壤pH的升高能明显抑制土壤中黏土矿物与水合氧化物对有机质表面H+的竞争作用，增加氧化物表面的负电荷数量，从而增强Cd、Hg 的固相吸附能力，并同时发生离子交换反应[33]，降低可交换态Cd、Hg含量。此外，土壤中的铁锰为两性胶体，pH升高可增加铁锰氧化态Cd含量。碳酸盐结合态对pH变化较为敏感，pH 升高有利于碳酸盐结合态的生成；而本研究中，pH升高，碳酸盐结合态Cd、Hg却有不同程度的降低，这与刘千钧等[17]的研究结果相似。这可能与钝化时间、钝化过程中土壤微生物活性及群落组成变化有关，但其具体机制有待进一步研究。3）施用中药渣生物有机肥提高了土壤pH 和CEC，而土壤pH 和CEC 的提高可以改变土壤的导水率和渗透系数，加强土壤对Cd2+、Hg2+的吸附固定作用，降低Cd、Hg 在土壤中的迁移性。综上所述，中药渣生物有机肥可通过改变土壤有机质含量、pH 和CEC 等理化性质而产生一系列改变土壤重金属赋存形态的反应，如吸附、沉降、拮抗、离子交换和氧化还原等，进而降低重金属生物有效性和可迁移性，最终达到钝化修复的目的。

3.3 对土壤Cd、Hg 的钝化效果

本研究结果表明，土壤Cd、Hg的钝化率均随中药渣生物有机肥施用比例的增加而升高，且在3 种不同Cd 污染水平下，均以低Cd、Hg 污染土壤中高生物有机肥（6.0%）处理的钝化效果最佳，高Cd、Hg污染土壤中低生物有机肥（1.5%）处理的钝化效果最差，这与刘文拔等[15]对不同种类有机肥及施用量对土壤Hg污染、迁移和累积影响的研究结果相似。而路克国[35]研究生物有机肥对土壤Cd 生物有效性的影响发现，土壤Cd 含量越高，生物有机肥的钝化修复效果越明显，这一结论与本试验结果相反。由此可见，虽然同为研究生物有机肥对土壤重金属钝化修复效应的影响，但由于制备生物有机肥的原材料不同、处理方式和试验条件的差异以及研究对象的不同，导致试验结果不同。本试验中，低污染土壤中高比例生物有机肥处理的钝化效果最佳，高污染土壤中低比例生物有机肥处理的钝化效果最差的原因可能是：当土壤中Cd、Hg 含量较高时，中药渣生物有机肥只能部分吸附或者络合土壤中的Cd、Hg，而未被吸附和络合的Cd、Hg将以游离态的形式存在于土壤中；当土壤中Cd、Hg含量较低时，生物有机肥几乎可以吸附、络合土壤中大部分的Cd、Hg。