施用水溶性有机肥条件下水稻对稻田土壤砷镉的提取效能

喻惠玲，严 露，王 欣，张睿媛，彭 渤，谭长银

湖南师范大学地理科学学院，湖南 长沙 410081

水稻在生长过程中具有较强的吸收和积累As、Cd的能力. 水稻摄取As、Cd会影响稻米的产量和质量，从而对大米的安全生产构成威胁，食用As、Cd含量超标的大米已被证明具有潜在的健康风险[1-3].湖南省作为我国水稻主要产区之一，同时又是有色金属开采与冶炼的中心地带[4]，部分稻田所生产的大米中无机As占总As的比例高达84.4%，约是我国其他省份的3倍[5]. Lei等[6]研究表明，湖南省受矿区影响的稻田土中总Cd含量为0.26～37 mg/kg，超过了GB 15618-2018《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》的标准限值(0.3 mg/kg)，其中水稻籽粒中Cd含量为0.21～0.27 mg/kg，超过了GB 2715-2016《食品安全国家标准粮食》的标准限值(0.2 mg/kg). 因此，为了实现稻米的安全生产并保障人类健康，As、Cd污染稻田土壤的修复与治理刻不容缓.

植物提取法作为降低土壤污染的生态友好且经济有效的方法得到了众多学者的认可，其最大优势是能够在去除污染物的同时不会造成二次污染，但目前以水稻作为提取植物的研究较少. Wang等[7]研究了利用稻田中自发性生长的湿生植物去除淹水稻田土壤中As的效果，结果表明，经过151 d周期性排水后，0～14 cm土壤中扩散梯度薄膜提取态As(DGT-As)从最初的292 μg/L降至远低于稻米安全生产所需的阈值水平(57～77 μg/L)，土壤中22.9%的总As被去除.该结果得益于淹水环境下稻田土壤氧化还原电位下降，促使铁氧化物还原溶解，导致水溶态As浓度显著升高，这为利用稻田原生湿生植物提取土壤As创造了有利条件. He等[8]进一步研究利用水稻作为修复植物提取淹水稻田土壤As，结果表明，带根移除水稻植株使土壤DGT-As平均浓度从幼苗阶段的331 μg/L急剧降至抽穗扬花期的136 μg/L，在收获期进一步降至118 μg/L，比对照组(160 μg/L)降低了26%.

我国南方稻田土壤普遍偏酸性，较低的pH和水稻生长过程中根系的持续泌酸泌氧条件可同时促进土壤Cd的活化和水稻对Cd的吸收[9-10]. 在此基础上，有研究表明，水溶性有机肥处理可显著增加土壤溶解性有机碳(DOC)含量，促使土壤稳定态As、Cd向非稳态转化，增加水稻对As、Cd的积累量[11-12]. 可见，为了提高水稻作为修复稻提取土壤As、Cd的效率，施用水溶性有机肥可能是一种可行的辅助手段.

综上，笔者提出了在施加水溶性有机肥条件下，利用高度适应水田环境的水稻作为修复稻，专性提取并去除稻田土壤作物有效态As、Cd，实现对As、Cd复合污染水稻土的清洁修复. 为了验证这一策略的修复效果，该研究在湖南省浏阳市永和镇As、Cd复合污染稻田间开展了田间试验，施加水溶性有机肥并种植水稻，在水稻生长期间采用扩散梯度薄膜技术(DGT)原位监测土壤有效态As、Cd含量的变化；水稻成熟后拔除根系，对水稻和土壤As、Cd的积累量与赋存形态进行提取分析，以期为As、Cd复合污染稻田安全利用提供技术支撑.

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验田位于湖南省浏阳市永和镇(28°17′07′′N、113°53′13′′E)，属典型的亚热带季风气候，年均降水量为907～1 698 mm，双季稻种植区. 采集适量试验田0～20 cm耕层土，在自然条件下风干，研磨过100目(0.149 mm)筛用于基本理化性质分析. 水稻种植前用土钻采集适量耕作土，自然风干，混合均匀后保存备用，水稻生长期间，分别在分蘖期、抽穗期和灌浆成熟期使用土钻多点位采集适量根际土后混合均匀，自然风干，保存备用；水稻成熟后，收获水稻植株用自来水和超纯水冲洗干净，并将其分为根部、茎叶、籽粒三部分，分别装入信封，放入烘箱于105 ℃下杀青30 min，再于60 ℃下烘干72 h至恒质量，保存备用；另外，将适量新鲜植株保存于超低温冰箱中，备用. 有机肥购于安琪酵母股份有限公司，是以酵母浓缩液为主要原料的水溶性有机肥. 供试土壤及有机肥的基本理化性质见表1.

表1 供试材料基本理化性质Table 1 Basic physicochemical properties of the material

1.2 田间试验设计

于2019年6月25日-11月26日开展田间试验，为了验证水溶性有机肥对As、Cd溶出的促进作用，以及施用水溶性有机肥条件下水稻对As、Cd污染的提取修复效能，分别设置了3个处理：①CK，无人为干预，自发生长湿生植物；②OF，仅施加水溶性有机肥；③R+OF，种植水稻并施加水溶性有机肥. 水稻种植品种为深两优5814. 为了突出水稻根系的移除对降低土壤As、Cd有效性的作用，针对R+OF处理田块，在水稻收获后分为2个处理：①R+OF-root，收获水稻后去除水稻根系(水稻根系的去除采取人工拔除的方式)；②R+OF+root，收获水稻后保留水稻根系于田间土壤. 以上每个处理均包含3次重复. 在水稻整个生育期，水肥管理与病虫害防治等均采取了当地传统的农艺措施.

1.3 指标分析

土壤pH以1∶2.5(m/V)的固液比，搅拌静置后用ORP去极化自动分析仪(FJA-6，南京传滴仪器设备有限公司)进行测量；对于土壤As、Cd总量，用US EPA3051A法消解样品，分别用液相色谱-原子荧光光谱仪(LC-AFS6500，北京海光仪器有限公司)、原子吸收分光光度计(Aanalyst 900T，Peekin Elmer，美国)测定；有效N、P、K和有机质含量均采用土壤分析标准方法[13]测定. 风干后的土壤样品剔除杂物，研磨过100目(0.149 mm)筛，取0.25 g样品加入9 mL浓HNO3和3 mL浓HCl于微波消解仪(CEM MARS6，Matthews，美国)中进行消解，再分别利用液相色谱-原子荧光光谱仪和原子吸收分光光度计测定As、Cd含量. 为了分析水稻提取前后土壤中As、Cd形态的变化情况，采集适量根际土，根据Wenzel等[14]所建立的土壤As赋存形态分级提取法和Tessier等[15]所建立的土壤Cd赋存形态分级提取法进行提取分析(见表2). 土壤As形态包括非专性吸附态As(As-F1)、专性吸附态As(As-F2)、无定型和弱结晶水合铁铝氧化物结合态As(As-F3)、结晶水合铁铝氧化物结合态As(As-F4)和残渣态As(As-F5)；土壤Cd形态分别包括可交换态Cd(Cd-F1)、碳酸盐结合态Cd(Cd-F2)、铁氧化物结合态Cd(Cd-F3)、有机质结合态Cd(Cd-F4)和残渣态Cd(Cd-F5). 以往研究[16-17]表明，土壤As、Cd的F1与F2组分较易被植物吸收，可将F1+F2态As、Cd归纳为作物易利用态. 对于水稻植株样品，取适量新鲜水稻根系根据连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-碳酸氢钠(DCB)法提取根表铁膜[18]，将提取过根表铁膜后的白根于60 ℃下烘干至恒质量，研磨消解. 将烘干后的茎叶、稻壳和籽粒粉碎并研磨后消解，消解方法参考美国环境保护局的标准方法(US EPA3051a).以上提取液和消解液均利用液相色谱-原子荧光光谱仪和原子吸收分光光度计测定As、Cd和Fe含量.

表2 土壤As、Cd形态的分级提取Table 2 The sequential extraction procedure for soil As and Cd

为了获得在水稻生长期间土壤有效态As、Cd含量的变化情况，分别在分蘖期、抽穗扬花期和灌浆成熟期采用板式扩散梯度薄膜(Zr-oxide DGT)(Easysensor，南京智感环境科技有限公司)装置，原位测定不同深度耕作层土壤的有效态As、Cd含量. 将板式DGT装置垂直插入土壤静置稳定24 h，期间每隔6 h监测一次土壤温度，计算扩散速率，取回装置后应立即用超纯水将其冲洗干净，并在分析前用超纯水保持湿润状态. 拆卸装置取出ZrO-Chelex高分辨率凝胶，小心将其切成1 cm×2 cm的小片，利用两步连续提取法分别提取DGT-As和DGT-Cd. 先用1 mol/L HNO3提取16 h，将提取液取出，待测定Cd含量；再向装有DGT凝胶的离心管中加入超纯水清洗2 h，将水倒出，用1 mol/L NaOH提取24 h，最后将DGT凝胶取出，测定提取液中As含量. 详细的试验步骤和计算过程见文献[19-21].

1.4 质量控制与数据分析

在土壤和植株样品消解过程中，均包含至少一个标准土壤样品(GBW07404)或标准米样(GBW10010)，每批样品上机测定的标准曲线的校准系数r≥0.999，每10个样品的测定过程中插入一个标准样品以确保数据的准确性. 所用液相色谱-原子荧光光谱仪和原子吸收分光光度计的检出限分别为0.01 μg/L和0.001 5 mg/L，用液相色谱-原子荧光光谱仪测定As的相对标准偏差(RSD)为0.8%，加标回收率为90%～110%；用原子吸收分光光度计测定Cd和Fe的相对标准偏差为1%，加标回收率为90%～100%.

所有数据均采用3个平行样的平均值，利用Excel 2016软件整理数据并计算平均值与标准差，利用Origin 2018软件绘图，利用SPSS 25软件进行数据的单因素方差(ANOVA)显著性差异分析.

2 结果与讨论

2.1 土壤剖面DGT-As、DGT-Cd浓度的动态变化及水溶性有机肥的作用

OF处理使土壤剖面DGT-As浓度较CK出现不同程度的升高〔分蘖期至抽穗扬花期，见图1(a)(b)〕，如39 d后土壤DGT-As平均浓度较空白对照升高了34.2%，且OF处理下DGT-As浓度峰值出现的土壤深度由6 cm逐级下移至18 cm. 在淹水土壤中，有机质被微生物分解，消耗土壤溶液中的氧气，同时产生低分子有机酸，增加DOC浓度. 水溶性有机肥加剧了土壤还原程度，从而促进土壤铁氧化物的还原溶解，这表明水溶性有机肥的向下迁移可通过诱导土壤Fe溶出而增加As释放[22-24]，同时稻田原生植物根系的向下生长可吸收As并降低有效态As浓度. 此外，DOC还可能与砷酸根、亚砷酸根离子竞争铁氧化物表面的吸附位点，从而进一步加剧As的溶出. 在还原条件下有机质发生降解时，土壤As还可能与DOC结合，通过形成DOC配合物，从而加强其迁移率(见图2). 与OF相比，R+OF处理下水稻生长可对土壤剖面DGT-As产生显著的提取去除效果，且差异显著区随水稻由分蘖期至成熟期的生长而逐步下移，由此证实水稻根系的延伸生长可对OF施用下土壤As的大量溶出产生有效吸收.

图1 水稻生长期原位测定各处理下土壤中DGT-As、DGT-Cd含量的动态变化Fig.1 Dynamic profile of DGT-As and DGT-Cd in paddy soil throughout the entire rice growth period

图2 水溶性有机肥-土壤-水稻根系之间As、Cd的迁移转化机理示意Fig.2 Mechanism of migration and transformation of As and Cd between soluble organic fertilizer-soil-rice root

OF处理下分蘖期DGT-Cd浓度较CK平均升高了54.9%，表明水溶性有机肥的施用可通过输入DOC来提高土壤有效态Cd浓度[25-26]. 一方面，DOC可能通过竞争吸附的方式促进土壤胶体中Cd的溶解，导致Cd从土壤释放到土壤溶液中，增强Cd的流动性和生物利用度；另一方面，很可能是由于水溶性有机肥的施用使土壤DOC浓度显著增加，大量DOC通过络合作用使土壤Cd水溶性升高，而有机络合的Cd比离子形式更具流动性. 此外，铁锰氧化物组分在控制水稻-土壤系统中Cd的迁移性方面发挥一定作用，DOC浓度的增加会导致铁锰氧化物配合物中Cd的溶解(见图2). R+OF处理下水稻生长使DGT-Cd浓度进一步升高，该规律在浅层土壤(0～10 cm)中表现尤为显著〔见图1(d)〕，指示该时期水稻根系较强的泌酸泌氧能力可对淹水土壤Cd产生明显的活化作用. 抽穗扬花期，R+OF处理下DGT-Cd浓度在土壤深度0～12 cm内最低〔见图1(e)〕，相比于CK降低了62.2%，表明该时期水稻根系的快速生长可对活化态Cd产生明显吸收. 在灌浆成熟期，R+OF处理下土壤DGT-Cd浓度显著升高〔见图1(f)〕，这很可能是由该时期晒田使土壤处于好氧状态，同时水稻根系对Cd的吸收效率降低所导致[27-28].

综上，水稻对As、Cd的吸收主要集中于分蘖期与抽穗扬花期，因此，后续大田清洁实践中对修复稻的收获可在灌浆成熟期之前完成，由此可缩短提取周期并避免超标稻谷流入口粮市场.

2.2 水稻对As、Cd积累的特征分析

针对R+OF处理，对成熟水稻植株各部分进行As、Cd积累量分析，结果表明：白根、茎叶和糙米中As(Ⅲ)含量分别占无机As含量的37.0%、55.7%和66.0%(见表3)，提示As(Ⅲ)在水稻体内具有较强的可移动性，导致As(Ⅲ)向地上部的转运系数更高[29-31].根表铁膜、白根、茎叶和糙米中总As含量依次降低，分别占总As含量的59.6%、38.0%、2.2%和0.2%，其中根系(根表铁膜+白根)As含量占比高达97.6%；值得注意的是，根表铁膜中As含量约为白根的2倍，可通过形成Fe-O-As络合物成为As氧化沉积的汇[32].因此，去除水稻根系能有效去除土壤As，同时会损失一定量的铁，因此有必要向清洁后的水稻土中补充适量铁氧化物.

表3 R+OF处理下水稻各部位As形态含量Table 3 The concentration of As species in rice tissues at R+OF mg/kg

与As类似，根系、茎叶和糙米中Cd积累量依次降低，分别占植株总Cd含量的81.2%、11.9%和6.9%，其中根系Cd含量高达地上部的7.70～13.20倍，但与As不同，根表铁膜中Cd含量低于白根(见表4).虽然根表铁膜对As、Cd均具有固持能力，但对砷酸根离子的吸附作用明显强于Cd[33]. 根据上述结果，水稻对As、Cd的富集主要集中于根系，因此，移除根系对于去除水稻有效态As、Cd具有重要意义. 田间单株水稻As、Cd的积累量分别为12.63和1.18 mg，国家统计局2018年水稻产量统计数据显示，我国水稻种植密度为121 052株/hm2，生长季为1～3季，据此估算，As、Cd的年去除量分别为1.53～4.60和0.15～0.42 kg/hm2，即0.15～0.46和0.01～0.04 g/m2. 后续研究中，可筛选As、Cd高积累水稻品种，以达到更高效的清洁修复效果.

表4 R+OF处理下水稻各部位As、Cd含量Table 4 The concentration of As and Cd in rice tissues at R+OF mg/kg

值得注意的是，经提取修复过后的水稻谷粒(糙米)中As、Cd含量分别高达1.56和2.37 mg/kg，均远超GB 2762-2017《食品安全国家标准 食品中污染物限量》标准限值，对于As、Cd高富集水稻应当采取合理的手段进行处理. 安全处理富含As、Cd的生物质是植物提取技术面临的一个常见问题，可根据当地条件采取林地覆盖、燃烧发电和纸箱制造等措施进行处置.

2.3 去除水稻根系有效降低土壤As、Cd含量

与保留根系(R+OF+root)相比，去除根系(R+OF-root)土壤中DGT-As、DGT-Cd浓度显著降低，平均DGT-As浓度从4.49 μg/L降至2.61 μg/L，平均DGT-Cd浓度从6.48 μg/L降至2.82 μg/L，分别降低了41.9%、56.5%(见图3). 该结果表明，去除根系有效地将根系积累的As、Cd从土壤中去除，这一方面说明根系能够吸收大量的As、Cd，另一方面也强调了利用水稻提取As、Cd最终去除根系的重要性. 去除水稻根系有助于降低稻田土壤As、Cd的利用率，这是减少稻田土壤As、Cd积累和生物利用度的有效途径.

图3 收获水稻去除根系和保留根系后1个月原位测定的土壤DGT-As、DGT-Cd浓度Fig.3 In situ measurement of DGT-As and DGT-Cd was carried out after one month of the rice harvest with the treatments of R+OF-root and R+OF+root

该田间试验是通过人工拔除的方式去除水稻根系，该过程是劳动密集型的，但并不是一个技术瓶颈，可参考水稻行间除草专用机械，通过专门设计“除根机”实现高效除根. 另外，水稻对淹水稻田环境的高度适应性，以及农户对水稻种植技术的广泛熟悉，使得该策略在土壤修复实践中具有较强的可行性.

2.4 水稻收获后土壤As、Cd赋存形态及总量的变化

水稻收获并移除根系(R+OF-root)后，土壤总As较CK和OF分别降低了5.0%、3.5%. OF处理使吸附态As(F1+F2)含量增加了20.0%，表明有机肥对土壤As具有活化作用，促使As向较易被植物利用的形态转化. 这可能是由于DOC作为微生物氧化代谢底物，其含量的升高促使淹水土壤中厌氧微生物对良好结晶态铁/铝氧化物的还原转化强度增大，导致稳定结合态As向非稳态转化，使吸附态As含量升高. 与OF相比，移除水稻根系(R+OF-root)使吸附态As(F1+F2)含量降低了24.9%(见表5、6).

与CK和OF相比，水稻收获并移除根系(R+OF-root)使土壤总Cd含量分别降低了10.0%、9.7%. 与As类似，OF处理使有效态Cd(F1+F2)含量增加了6.9%，而F3+F4+F5形态Cd含量略有所降低(见表5)，表明有机肥对Cd也具有活化作用，促使Cd向作物有效态转化. 这与严露等[34-35]研究结果一致，其原因在于，作为微生物氧化代谢底物，土壤DOC含量的显著增加促进了淹水条件下铁氧化物的还原溶解，从而导致铁氧化物结合态As、Cd的释放.与OF相比，R+OF-root处理使有效态Cd(F1+F2)含量降低了12.1%(见表6). 综上，利用水稻生长提取并移除根系对于去除稻田土壤中作物有效态As、Cd是有效的，且水溶性有机肥的施加可产生促进作用.

表5 水稻收获后土壤As、Cd形态分布Table 5 The distribution of soil As and Cd fractions after rice harvest

表6 水稻收获后As(F1+F2)和Cd(F1+F2)含量的变化Table 6 The change of As(F1+F2) and Cd (F1+F2)concentration after rice harvest mg/kg

需要强调的是，清洁修复后的稻田土壤是否能安全生产稻米，还需进一步种植水稻进行验证，对于污染较严重的稻田土可进行多次提取修复或联合农艺措施进行管理和安全利用.

3 结论

a) 施用水溶性有机肥促进了土壤As、Cd的溶出释放，使土壤DGT-As和DGT-Cd平均浓度分别较空白对照升高了34.2%、54.9%；此外，还促使土壤稳定态As向非专性吸附与专性吸附态转化，稳定态Cd向交换态与碳酸盐结合态转化，促进了水稻对As、Cd的吸收，有利于提取去除土壤作物有效态As、Cd.

b) 去除水稻根系可有效去除土壤As、Cd. 水稻对As、Cd的积累主要集中于根系，与保留根系相比，去除根系后土壤剖面DGT提取态As、Cd平均浓度降低了41.9%、56.4%；去除水稻根系可有效去除土壤中的As、Cd，其中As、Cd总量分别降低了5.0%、10.0%，作物易利用态As(F1+F2)和Cd(F1+F2)的浓度分别降低了9.8%、6.1%.

c) 单株水稻吸收提取As、Cd总量分别为12.63和1.18 mg，As、Cd的年去除量分别为0.15～0.46和0.01～0.04 g/m2；水稻对稻田环境的广泛适应性和技术易操作性使利用水稻作为修复稻，清洁提取水稻土As、Cd具有较强的可行性.

d) 在施用水溶性有机肥强化As、Cd溶出的条件下，利用水稻提取As、Cd并移除根系这一策略更适用于As、Cd污染程度较高的稻田土壤，以降低土壤作物有效态As、Cd负荷为首要目标，在此基础上再进行农艺调控，可为实现严格管控区稻田土壤的清洁修复与安全利用提供技术路径.