硫肥对伴矿景天修复镉污染土壤的影响

2022-07-04吴佳玲陈喆游少鸿李茂林周红燕李侃麒黄晓曼

农业环境科学学报 2022年6期

吴佳玲，陈喆，2*，游少鸿，李茂林，周红燕，李侃麒，黄晓曼

（1.桂林理工大学环境科学与工程学院，广西环境污染控制理论与技术重点实验室，广西桂林 541004；2.广西师范大学生命科学学院，广西漓江流域景观资源保育与可持续利用重点实验室，广西桂林 541006）

Cd 通常是铅锌矿开采过程中产生的伴生金属元素，矿区上游常年粗放式矿冶活动使得矿区下游大面积农田遭受到不同程度的Cd 污染。Cd 可以通过食物链富集于人体中，从而对人体造成不可逆转的伤害，Cd 已被国际癌症研究机构（IARC）归类为致癌物，这使得对Cd 污染土壤的治理与修复迫在眉睫。基于超积累植物的植物提取技术是一种绿色友好的农田土壤修复技术，在削减和根除土壤重金属污染过程中呈现出较大的潜力。迄今为止，世界上发现的超积累植物有700 多种，其中在中国发现的Cd 超积累植物有 9 种。伴矿景天（）是一种在我国浙江省铅锌矿周边发现的Cd/Zn 超积累植物，其比某些Cd 超积累植物如遏蓝菜（）、宝山堇菜（）的生物量更大，且具有很好的土壤Cd、Zn 提取能力。在铅锌矿区周边自然生长的伴矿景天地上部Cd含量高达1 470 mg·kg，地上部 Z n 含量高达 1 4 600 mg·kg。伴矿景天也是目前在Cd污染农田土壤修复工程中应用较多的超积累植物之一。现主要通过添加微生物、化学强化剂及调控农艺措施来强化伴矿景天修复重金属污染土壤。但对于一些偏中碱性重金属污染土壤，其较低的重金属生物有效性在一定程度上限制了植物提取效率，而土壤pH 是影响土壤重金属迁移率和生物有效性的主要因素，适当降低偏中碱性土壤的pH 可有效提高植物提取效率。近年来，也有研究表明伴矿景天在偏酸性土壤中的Cd提取能力大于在偏中碱性土壤中。因此，对于偏中碱性重金属污染土壤，适当降低土壤pH，提高重金属生物有效性，是强化景天提取Cd的有效手段之一。

目前调节土壤pH 的方法主要是添加酸碱调节剂、螯合剂、表面活性剂等化学强化剂。但部分化学强化剂易导致环境二次污染，且存在价格昂贵、不易推广等问题。如乙二胺四乙酸（Ethylene diamine tetraacetic acid，EDTA）合成螯合剂虽可使重金属削减率增加高达200 倍，但其在环境中难降解、残留时间长，存在二次污染风险。近年来，一些可生物降解的强化剂如乙二胺二琥珀酸（S，S-ethylenediamine disuccinic acid，EDDS）被越来越多的学者研究，但因其价格较贵而难以广泛应用于实际工程中。同时，目前添加强化剂的方式大多为基施，但此添加方式易使强化剂施加过量，从而抑制植物生长甚至引起重金属淋溶污染地下水。因此有必要探索出高效、绿色、廉价的强化剂及施用方式。硫粉和硫酸亚铁作为常见、廉价的酸碱调节剂，不仅可调节土壤pH、活化土壤重金属，同时也可作为肥料供植物吸收。硫是植物生长所需的大量元素之一，土壤中的硫主要以SO的形式被植物根系吸收。近年来，硫在重金属污染土壤中的形态转化和在提高植物对重金属的耐受性等方面受到广泛关注。在好氧条件下，硫粉可以被土壤中的氧化细菌或化学过程氧化成SO，从而释放H，降低土壤pH，提高土壤重金属有效性。前人通过土培或田间试验研究表明，向偏中碱性土壤基施适量的硫粉可有效提高伴矿景天地上部Cd 含量及提取量。但伴矿景天的根须主要分布在3～10 cm 处，基施硫粉易引起土壤过度酸化，使土壤肥力下降或重金属淋溶。因此有必要在伴矿景天生长旺盛期穴施硫粉，实现精准施肥。铁作为植物生长必需元素之一，参与叶绿素合成、呼吸作用及氧化还原反应等生理过程，常作为肥料穴施或喷施在果树等作物上以改善植株缺铁症状。硫酸亚铁在土壤中会被氧化成FeO并形成HSO，降低土壤pH，提高土壤重金属有效性。但目前利用硫酸亚铁强化超积累植物提取Cd的研究尚未见报道。

因此，本研究以中性Cd 污染农田土壤为研究对象，利用田间小区试验方法，探讨穴施不同种类及不同浓度的硫肥（硫粉和硫酸亚铁）对强化伴矿景天修复Cd 污染农田土壤的影响，以期找到适用于伴矿景天的强化植物提取技术，为伴矿景天修复中性Cd 污染农田土壤提供科学支持和技术指导。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试植物：伴矿景天扦插苗取自中国科学院南京土壤研究所广东省韶关市仁化县试验基地，剪取长度8 cm 以上、直径3 mm 以上的侧枝或分枝作为一株扦插苗。

供试土壤：试验区位于广西壮族自治区桂林市阳朔县兴坪镇思的村，该区土壤属于上游金属矿区污染土壤（目前已闭矿多年），其基本理化性质和重金属背景值为pH 6.90、有机质12.98 g·kg、全氮1.63 g·kg、全磷 0 .65 g·kg、全钾 1 8.47 g·kg、全 C d 0.65 mg·kg、全Zn 173 mg·kg、DTPA-Cd 0.28 mg·kg、DTPAZn 3.11 mg·kg。与《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618—2018）中的筛选值相比，试验区土壤全Cd 含量超标1.2 倍。

供试硫肥：硫粉（纯度≥99.9%）购于湖南全鑫化工有限公司；硫酸亚铁（纯度≥98%）购于安徽金秋肥业有限公司。

1.2 试验设计

设置21个长 5 m、宽1.2 m、高0.3 m 的田垄试验小区，排水沟深0.3 m、宽0.3 m。每公顷基施750 kg含氮、磷、钾均为17% 的复合肥料，并覆黑色地膜，于2019年11 月15日将伴矿景天扦插苗以株距25 cm、行距25 cm 移植于试验区，每个小区大约种植125 株伴矿景天（2.1×10株·hm）。由于伴矿景天的根须主要分布在3～10 cm 处且适合生长在最大田间持水量为70% 左右的土壤中，而南方土壤最大田间持水量约为25%，通过计算可得本研究每株需穴施200 mL 溶液，土壤质量约为1.2 kg。已有研究表明，基施0.5～2.0 g·kg硫粉可有效提高景天地上部Cd 含量与提取量，施加浓度为0.2%～0.5% 的硫酸亚铁肥可达到农作物增产的目的。因此，本研究设计了低、中、高浓度的硫粉、硫酸亚铁共7个处理，每个处理重复3 次，具体处理的操作规程见表1。待景天扦插苗返青、长至壮苗时（2020年4 月25日）将硫肥穴施于伴矿景天根围土壤中，于2020年5月25日与6月25日分别采集伴矿景天与土壤样品待测。

表1 不同硫肥强化剂施用方法Table 1 Application methods of different sulfur fertilizer intensifiers

1.3 样品采集与前处理

伴矿景天：分别在添加不同硫肥强化剂30、60 d后对每个小区采用等距采样法随机采集3 株景天，放于对应编号的网袋中，带回实验室。将植物分为地上部和根部，先用流动的自来水将植物表面杂质冲洗干净，其中根部洗净后泡于20 mmol·L的 N a-EDTA 溶液15 min，再用超声波清洗仪超声清洗10 min，最后用去离子水反复漂洗3 次。样品晾干装于对应编号信封袋中，再放入烘箱105 ℃杀青2 h、70 ℃烘干至质量恒定，取出后称量生物干质量，最后用搅拌机粉碎后贮存于密封袋中用于后续Cd含量的测定。试验区剩余的伴矿景天统一收割晒干后，交于有资质的单位对其进行无害化处置。

土壤：分别在添加不同硫肥强化剂前和添加后10、30、60 d 对每个处理小区采集 5个点位深度为 0 ～15 cm 的耕作层土壤制成混合样，土样装于对应编号的布袋中带回实验室，自然风干，去除石头、树叶等杂质后粉碎，过20 目和100 目的尼龙筛，分别贮存于密封袋中用于测定土壤pH、有效态Cd 含量和Cd 全量等指标。

1.4 测定方法与数据分析

土壤有机质采用重铬酸钾氧化-外加热法测定；全氮采用半微量开氏法，用流动注射仪测定；全磷采用NaOH 熔融-钼锑抗显色法，用紫外分光光度计测定；全钾采用NaOH 熔融法，用ICP-OES 测定；土壤pH 按照水土比 2.5∶1，使用 pH 计测定；植物、土壤重金属含量采用HNO-HO消解，用ICP-OES 测定植物消解液Cd含量，ICP-MS测定土壤Cd全量；土壤Cd有效态含量采用DTPA 浸提法，用ICP-MS 测定。测定分析过程中所用试剂均为优级纯，土壤、植物分别采用国家标准物质 GBW - 07404（GSS - 4）、GBW -07603（GSV-2）进行质量控制，样品回收率控制在96.6%～102.5%。

不同处理间效果差异性分析采用SPSS 25 中One-way ANOVA 检验，同一浓度水平不同硫肥品种效果差异性分析采用独立样本检验。在检验差异之前，对所有数据进行正态性和方差齐性检查，＜0.05表示差异显著。采用Origin 2017绘图。

本文涉及到的计算公式如下：

原污染土壤 Cd 总量（g）=修复前土壤 Cd 全量（mg·kg）×耕地层深度（15 cm）×容重（1.2 g·cm）×面积（10 000 m）

植物Cd 提取量（g）=单株植物地上部Cd 提取量（mg·株）×株数/1 000

植物Cd 提取率=植物Cd 提取量（g·hm）/原污染土壤Cd总量（g·hm）×100%

2 结果与分析

2.1 穴施不同硫肥后土壤pH与DTPA-Cd含量

穴施不同硫肥前（2020年4 月24日），土壤pH 为5.99、DTPA-Cd 含量为 0.09 mg·kg。从表 2 可知，穴施不同硫肥10 d 后，与CK 相比，各处理组土壤pH 显著降低，且随着穴施浓度的提高与时间的延长，土壤pH 不断降低，最终趋于稳定。穴施60 d 后，与CK 相比，处理组土壤pH 降低0.29～1.13个单位：硫粉处理中SRH 降低幅度最大，达1.13个单位；硫酸亚铁处理中FeRH 降低幅度最大，达0.67个单位；同时在同一浓度水平下，硫粉处理土壤pH 显著低于硫酸亚铁处理。

与 CK 相比，穴施硫肥 10 d 后，除 SRL 外，其他处理土壤DTPA-Cd含量显著升高，具体见表2。穴施硫粉0～30 d 过程中，DTPA-Cd 含量随着穴施浓度和时间的增加不断提高，30 d 后SRH 达到最高，较CK 提高350.0%，60 d 后呈降低趋势。穴施硫酸亚铁10 d后，DTPA-Cd 含量随着穴施浓度的增加而增加，FeRH 处理达到最高，较CK 提高333.3%；同时随着时间的增加DTPA-Cd 含量呈不同的动态变化趋势。穴施60 d 后，同一浓度水平下，硫粉处理土壤DTPA-Cd含量显著低于硫酸亚铁处理。

表2 不同时期土壤pH与DTPA-Cd变化情况Table 2 Changes of soil pH and DTPA-Cd in different periods

2.2 穴施不同硫肥后伴矿景天生物量

在伴矿景天生长旺盛期穴施不同硫肥强化剂，对伴矿景天地上部、根部生物量的影响如图1 所示。穴施硫粉 30 d 后，与 CK 相比，SRL、SRH 干质量显著提高；同时随着穴施时间的延长与浓度的提高，干质量呈升高的趋势。60 d后伴矿景天地上部、根部干质量较30 d 时分别提高了33.1%～113.8%、16.1%～66.4%；SRH 地上部、根部干质量最高，分别为23.0、4.1 g·株，较CK 分别提高了42.0%、57.1%。穴施硫酸亚铁30 d 后，与CK 相比，各处理无显著提高；但随着穴施时间的延长与浓度的提高，干质量呈升高的趋势，60 d 时FeRM、FeRH 地上部干质量较 CK 显著提高（图1c）。60 d 后伴矿景天地上部、根部干质量较30 d 时分别提高了17.7%～133.8%、16.5%～56.6%；在FeRH处理下地上部、根部干质量最高，分别为22.8、3.7 g·株，较 CK 分别提高了40.7%、44.0%。除 SRL 外，在同一浓度水平下，硫粉、硫酸亚铁处理地上部干质量无显著差异。综上所述，穴施不同硫肥60 d对伴矿景天具有较为明显的促生作用，其中高浓度硫肥处理促生效果最为明显。

图1 穴施不同硫肥后伴矿景天地上部、根部生物量Figure 1 The shoot and root biomass of S. plumbizincicola after applying different sulfur fertilizers to the holes

2.3 穴施不同硫肥后伴矿景天Cd含量

从表3 可知，与CK 相比，伴矿景天地上部Cd 含量显著提高。穴施硫粉30 d 后，与CK 相比，地上部、根部Cd 含量分别提高了66.0%～130.1%、32.1%～48.2%；随着穴施时间的延长，地上部Cd 含量呈降低的趋势，根部Cd 含量呈升高的趋势。与穴施30 d 相比，60 d 后伴矿景天地上部Cd 含量降低了5.4%～33.8%，根部Cd 含量提高了20.6%～37.5%；且SRH 地上部、根部Cd 含量较高，较CK 分别提高了44.3%、12.0%。穴施硫酸亚铁30 d 后，与CK 相比，地上部、根部（除FeRM 外）Cd 含量分别提高了50.9%～156.2%、38.5%～70.0%；随着穴施时间的延长，除FeRM 处理地上部外，其他处理地上部、根部Cd 含量均呈升高的趋势。与穴施30 d 相比，60 d 后伴矿景天地上部、根部Cd 含量分别提高了25.5%～39.4%、41.5%～117.8%；且 FeRH 处理地上部、根部Cd 含量较高，较CK 分别提高了132.1%、29.7%。同时，在同一浓度水平处理下，硫酸亚铁处理地上部Cd 含量显著高于硫粉处理。

表3 不同时期伴矿景天Cd含量（mg·kg-1）Table 3 Cd content of S. plumbizincicola in different periods（mg·kg-1）

2.4 穴施不同硫肥后伴矿景天Cd提取量

穴施不同硫肥强化剂对伴矿景天地上部、根部Cd 提取量的影响如图2 所示。穴施硫粉30 d 后，与CK 相比，地上部、根部Cd 提取量显著提高；同时随着时间的延长，除SRL 外，其他处理地上部、根部Cd 提取量呈升高的趋势。60 d 后伴矿景天地上部、根部Cd 提取量较30 d 时分别提高了41.3%～56.9%、40.2%～129.1%；且SRH 处理的地上部、根部Cd 提取量最高，分别为1.56、0.26 mg·株，较CK 分别提高了105.3%、73.3%。穴施硫酸亚铁30 d 后，与CK 相比，地上部、根部（除FeRM 外）Cd 提取量显著提高；同时随着时间的延长与浓度的提高，地上部、根部提取量呈升高的趋势。60 d 后伴矿景天地上部、根部Cd 提取量较30 d 时分别提高了47.8%～154.5%、85.3%～154.0%；且FeRH 地上部、根部Cd 提取量最高，分别为 2.48、0.27 mg·株，较 CK 提高了 226.3%、80.0%。穴施60 d 后，低浓度水平硫粉处理地上部Cd 提取量显著高于硫酸亚铁处理，中、高浓度水平硫酸亚铁处理地上部Cd 提取量显著高于硫粉处理，而同一浓度水平下，硫粉、硫酸亚铁处理根部Cd提取量无显著差异。从总体上看，施加适量不同硫肥60 d可有效提高伴矿景天地上部、根部Cd 提取量，其中FeRH 提取效果最好。

图2 穴施不同硫肥后伴矿景天地上部、根部Cd提取量Figure 2 Cd extraction from the shoot and root of S. plumbizincicola with different sulfur fertilizers

2.5 穴施不同硫肥后土壤Cd全量

穴施不同硫肥强化剂60 d 后，土壤Cd 全量较CK显著降低（表4），植物Cd提取率较CK显著提高，土壤Cd 含量由修复前 0.65 mg·kg降到 0.21～0.49 mg·kg。在硫粉处理60 d 后，植物Cd 提取率达19.3%～27.9%，其中SRH 的植物Cd 提取率最高。在硫酸亚铁处理60 d 后，植物Cd 提取率达19.3%～44.5%，其中FeRH 的植物Cd 提取率最高。同时，FeRH 的植物Cd提取率显著高于SRH 的。总之，穴施不同硫肥60 d可有效提高伴矿景天对土壤Cd 的提取与修复，其中FeRH修复效果最好。

表4 施加不同硫肥对土壤重金属Cd的修复效果Table 4 Remediation effect of applying sulfur and iron fertilizer on soil heavy metal Cd

3 讨论

3.1 穴施不同硫肥对土壤pH与DTPA-Cd的影响

土壤pH和重金属有效态是影响植物提取率的重要因素，有研究表明伴矿景天更适合修复土壤pH 为4.5～5.5 的偏酸性 Cd 污染土壤。在本研究中，土壤pH 较种植前下降0.91个单位。前人研究表明经过伴矿景天或东南景天提取，土壤pH 可降低0.1～0.8个单位，这可能与景天根系分泌有机酸或根际存在大量阳离子诱导根际酸化有关。硫粉、硫酸亚铁作为酸性肥料，穴施于土壤后经化学或微生物作用产生H，可明显降低土壤pH。通常情况下，土壤pH 是影响土壤重金属沉淀溶出和吸附-解吸过程的关键因素。有研究表明随着土壤pH的降低，土壤胶体负电荷减少，H竞争效应增强，从而减弱金属离子在土壤固相上的吸附并提高土壤重金属有效性。硫粉在好氧条件下30 d内可被快速氧化成硫酸盐，释放质子，酸化土壤。在本研究中，穴施硫粉30 d土壤DTPA-Cd含量最高，并随着提取量的增加，60 d后含量减少（表2、图2）。而在硫酸亚铁处理下，土壤DTPA-Cd 含量的动态变化（表2）可能是因为随着H的添加，土壤重金属呈很慢→缓慢→迅速释放规律，也可能是穴施30 d 后植物Cd 提取量大于期间土壤Cd 活化量，60 d后植物Cd 提取量小于期间土壤Cd 活化量，使得穴施60 d时的DTPA-Cd含量大于30 d时造成的。

3.2 穴施不同硫肥对伴矿景天生物量和Cd含量的影响

3.3 穴施不同硫肥对伴矿景天Cd提取率的影响

植物Cd 提取率是体现植物修复效果的关键指标。穴施不同硫肥60 d 后，除SRM 外，其他处理随着穴施浓度的提高，植物地上部Cd 提取率及提取量逐渐提高。植物Cd 提取量不仅受土壤pH 与DTPACd 含量的影响，同时也受土壤特性、微生物群落等影响。SRM 处理较低的Cd 提取量可能是由于土壤不均匀造成土壤特性差异所致，但这还有待进一步研究验证。

在每公顷穴施79～315 kg 硫粉处理下，SRL、SRH处理的植物Cd 提取率、提取量较高，提取率分别为22.6%、27.9%，提取量较CK分别提高65.8%、105.3%。考虑到经济与生态效益，SRL 处理效果较好，其在保证较好提取效果的同时，相对于SRH 处理每公顷可节省约6 000元。土培试验研究表明，基施0.5～2.0 g·kg硫粉可使伴矿景天地上部Cd 提取量较不施硫粉处理提高41.8%～82.6%。显然，在伴矿景天旺盛期穴施硫粉不仅每公顷可节省585～3 521 kg 硫粉，而且地上部Cd提取量更高，修复效果更好，这可能是因为在生长旺盛期根系微生物活性较高，可更好地促进植物对重金属的吸收。在每公顷穴施63～252 kg硫酸亚铁处理下，FeRH 处理植物Cd提取率、提取量最高，提取率达44.5%，提取量较CK提高226.3%。且FeRH处理植物Cd提取率、提取量显著高于SRH处理，这可能是因为硫酸亚铁不仅有效提高土壤DTPA-Cd 含量，而且在根围形成的铁锰氧化物胶体可吸附更多的Cd。虽然FeRH 处理每公顷成本约为3 900 元，大约比SRL 处理每公顷高出2 025 元，但FeRH 处理修复效率高出1倍。而每年种植经济作物每公顷利润约为12 000～15 000元，由此可见，FeRH处理修复效果显著优于SRL处理。目前施加强化剂的方式大多为基施，而基施强化剂施用量远大于穴施，且更易引起强化剂的过量施加，造成土壤过度酸化，降低土壤肥力并引发二次污染；而采用穴施进行精准控量施加，不仅降低了强化剂使用成本，同时也降低或避免了基施可能产生的不利影响。从总体看，该修复模式不仅有效提高了伴矿景天提取率，缩短修复周期，而且其经济绿色的强化剂及简单高效的施用方式也易被农民接受应用，是一种强化伴矿景天提取偏中碱性土壤Cd的潜在方法，具有实际应用价值。