陳佳芮， 楊 剛， 石慶怡， 鄧紅艷， 都琳玉

(1.四川農(nóng)業(yè)大學 環(huán)境學院， 成都 611130； 2.四川農(nóng)業(yè)大學 生態(tài)環(huán)境研究所， 成都 611130)

近年來，隨著城市工業(yè)化進程的不斷發(fā)展，環(huán)境污染的現(xiàn)狀越發(fā)嚴峻，其中土壤污染尤其突出。據(jù)2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》結(jié)果顯示，重金屬Cd污染加重，有93%的地區(qū)的土壤被認定為輕度污染土壤(0.3～1.5 mg·kg-1)[1]，同時《四川省土壤污染狀況調(diào)查公報》調(diào)查發(fā)現(xiàn)，四川省耕地土壤的點位超標率為34.3%，其中鎘是土壤污染的主要特征污染物[1]。鎘是一種非必需且生物毒性最強的重金屬元素。它在地殼中的平均濃度約為 0.1 mg·kg-1[2]。它是一種容易通過水稻的富集作用進入食物鏈的重金屬元素。近年來“鎘大米”事件頻發(fā)，其對人體機體的呼吸系統(tǒng)、肝臟、腎臟，骨骼、生殖系統(tǒng)等都會造成嚴重的傷害[3]；另外，鎘的遺傳毒性也會對人體健康造成不同程度的損害，危及生態(tài)安全，從而引起政府的高度重視，因此對于土壤鎘污染的修復與治理已到了刻不容緩的地步[4]。目前，對于土壤重金屬Cd的修復主要有物理修復法、化學修復法、生物修復法[5]，其中利用鈍化劑原位修復重金屬污染土壤因使用便利且有效并且不會改變土壤的理化性質(zhì)而被廣泛應用[6]。

沼液作為良好的有機肥，含有大量植物生長發(fā)育所需的營養(yǎng)元素，如氮、磷、鉀、鈣、鎂以及有機質(zhì)、腐植酸等[7]，在改良土壤、提高肥力、保護植被、增加糧食產(chǎn)量等方面都有積極作用[8]。目前研究發(fā)現(xiàn)，施用沼液肥對油菜生學特性以及對油菜養(yǎng)分吸收的影響，均起到促進作用，并且對土壤肥效也有明顯的增加[9]。并且厭氧沼氣發(fā)酵可使沼液中重金屬從可移動態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)楦臃€(wěn)定的形態(tài)，利于沼液的資源化利用。另外，高的沼液施用量能顯著降低土壤有效態(tài)Cd含量[10]。有研究證明，施用沼液有利于修復污灌區(qū)棕壤土重金屬危害，污灌區(qū)棕壤土重金屬綜合污染水平由中度污染下降到輕度污染[11]。但由于沼液是由有機物料發(fā)酵而成，其原料中重金屬是否會隨土壤-作物體系而進入食物鏈，從而影響人類健康成為目前沼液農(nóng)用最大的爭議之一[12]。目前沼液對土壤重金屬遷移轉(zhuǎn)化作用研究較少，現(xiàn)有研究主要集中于沼液農(nóng)用的安全性與生態(tài)風險上，而沼液施用對中重度鎘污染土壤的治理效果以及其生長作物的影響與機理有待深入研究?；诖?，本文通過盆栽試驗研究了沼液施用對原狀Cd污染土壤中鎘形態(tài)、潛在生態(tài)風險以及水稻吸收累積Cd的影響，以期明確沼液施用是否會引入環(huán)境風險或?qū)χ亟饘傥廴就寥谰哂幸欢ǖ男迯托Ч?，進而為沼液科學利用提供參考。

1 沼液材料與方法

1.1 試驗材料

供試水稻品種為香粳3號(云南省農(nóng)科院粳稻育種中心)。

供試土壤為水稻土，土壤基本理化性質(zhì)及重金屬含量為：pH值8.30，全氮0.124 g·kg-1，堿解氮0.28 g·kg-1，速效磷0.057 mg·kg-1，速效鉀6.08 mg·kg-1，全鉀0.796 g·kg-1，全磷12.254 g·kg-1，有機質(zhì)3.5 g·kg-1，陽離子交換量49.40 cmol·kg-1，全鎘2.668 mg·kg-1。依據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量標準(GB15618-1995)可知，土壤為中重度Cd污染土壤。

供用沼液由四川正農(nóng)農(nóng)業(yè)有限公司提供，系牛糞尿料厭氧發(fā)酵產(chǎn)物?；纠砘再|(zhì)及重金屬含量為：全氮0.29 g·kg-1，全鉀0.13 g·kg-1，全磷0.011 g·kg-1，全鎘 0.0042 mg·kg-1。

表1 供試土壤及沼液的基本理化性質(zhì)

1.2 試驗方法

試驗于2016年5～9月在四川農(nóng)業(yè)大學實驗大棚中進行，共設(shè)6個處理，其中1個常規(guī)施肥處理(CK)和5個純沼液處理(BS1～BS5)，詳見表2，每個處理設(shè)置3次重復。

試驗水稻種子經(jīng)30%的H2O2消毒30 min，再用0.1%的次氯酸鈉浸種1 d后，撒播于秧田進行育苗，當苗齡45 d后移栽于盆栽桶中。每個盆栽桶加入10 kg土樣，隨后分別加入沼液和化肥與土壤混勻，灌水平衡1周后進行移栽，移栽時一穴一苗，共36株，整個生長期均用去離子水澆灌，整個水稻生長過程按照大田種植習慣方法進行管理。

表2 肥料沼液施用 (g·kg-1)

1.3 樣品處理與分析

1.3.1 樣品采集

水稻成熟期采樣，采用5點取樣法取長勢均勻的水稻6株，樣品用自來水沖洗干凈后，用蒸餾水清洗，并于105℃下殺青0.5 h，于75℃烘干至恒量，稱量。不銹鋼粉碎機粉碎，分籽粒、莖、葉測定水稻不同器官Cd含量。對應采集土壤樣品，風干后過100目尼龍篩，測定土壤Cd全量、土壤各形態(tài)Cd含量。

1.3.2 樣品分析

土壤 Cd全量：稱過 100 目篩土樣 0.25 g于聚四氟乙烯坩堝中，采用HCl-HNO3-HClO4全消解的方法，定容后過濾，用 ICP-MS 測定溶液 Cd 濃度。

土壤Cd形態(tài)：采用BCR 連續(xù)提取法處理樣品，具體步驟如下： 1)可交換態(tài):稱取1 g樣品于50 mL聚丙烯離心管中,加入40 mL 0.11 mol·L-1HAC提取液,在室溫下震蕩16 h后,離心分離(5000 r·min-1,10 min)；將上層清液倒入聚乙烯瓶中，加入20 mL去離子水洗滌殘余物,振蕩20 min,離心,棄去清洗液。2)可還原態(tài):向第1步的殘余物中加入40 mL 0.5 mol·L-1NH2OH·HCl提取液,在室溫下震蕩16 h,離心分離。其余操作同第1步。3)可氧化態(tài):向第2步的殘余物中加入10 mL H2O2,蓋上離心管蓋,在室溫下消解1 h,然后去蓋置于85 ℃水浴鍋中消解1 h,加熱至溶液蒸發(fā)近干,再加入10 mL H2O2,加熱至溶液近干。冷卻后,加入50 mL 1 mol·L-1NH4OAc提取液,在室溫下震蕩16 h。其余操作同第1步。4)殘渣態(tài):將經(jīng)過第3步提取后的殘渣稱取0.1 g，轉(zhuǎn)移到50 mL聚四氟乙烯燒杯中,然后加入10 mL HNO3，1 mL HF和1 mL HClO4,加蓋后于電熱板上消解至澄清透明。可交換態(tài)及可還原態(tài)的重金屬為可移動態(tài)重金屬，可氧化態(tài)與殘渣態(tài)為穩(wěn)定態(tài)重金屬含量。

水稻糙米及根莖葉Cd含量：稱樣 0.3 g于消煮管中，分別加入 HNO35 mL，H2O21 mL，微波消解，定容后過濾，用 ICP-MS 測定Cd 含量。以上所有樣品均做平行樣。

1.3.3 施肥后土壤Cd含量降低率分析

施肥后土壤Cd含量降低率計算方程為：

降低率(%)=(m1-mo)×100/m0

式中：m1為施肥前土壤Cd含量；m0為施肥后土壤Cd含量。

1.3.4 土壤重金屬生態(tài)風險評價

采用由Hakanson提出的潛在生態(tài)風險指數(shù)法[13]來評價沼液施加后土壤中的重金屬生態(tài)風險:

Cf=Ci/Cn

Er=TrCf

RI= ∑Er

式中：RI為沉積物中重金屬的綜合潛在生態(tài)風險指數(shù);Er是單個重金屬i的潛在生態(tài)風險系數(shù);Cf為重金屬i的污染指數(shù);Ci與Cn為分別為可移動態(tài)重金屬含量與穩(wěn)定態(tài)重金屬含量。Cd毒性系數(shù)Tr為30[14]。重金屬的潛在生態(tài)風險分級標準見表3。

1.3.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

采用Excel和SPSS軟件對沼液進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計處理，比較采用 LSD 法。

表3 土壤重金屬的潛在生態(tài)風險分級標準

2 結(jié)果與分析

2.1 沼液和化肥施用對土壤Cd總量的影響

從圖1可知，與原土相比，各處理均不同程度地減少了重金屬鎘的含量。其中，CK處理土壤Cd含量最高，為1.484 mg·kg-1，降低了44.02%，明顯低于各沼液處理(p<0.05)。而各沼液處理下土壤中重金屬鎘含量均降低了53.16%，51.57%，48.88%，61.57%，63.16%。說明沼肥的施用可以在一定程度上降低土壤Cd含量，并且隨著沼液施用量的增加，土壤Cd含量呈先增加后減少的趨勢。BS3處理下土壤Cd含量最高，為1.321 mg·kg-1，CK處理土壤相比處理BS3增加了8.77%，說明當沼液施用量在32～38 g·kg-1時，可使土壤Cd含量處于相對較低的水平，降低污染風險。由于試驗土壤Cd含量本底值較高，為中重度Cd污染土壤，在此基礎(chǔ)上根據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量標準(GB15618-1995)的二級標準(Cd mg·kg-1≤0.6)，各沼液處理組和CK處理的土壤Cd含量均高于土壤限定二級標準。

圖1 收獲后土壤中Cd含量及施肥后土壤Cd含量的降低率

2.2 施用沼液和化肥對土壤Cd形態(tài)的影響

重金屬的形態(tài)分為4類，分別是可交換態(tài)(F1)、可還原態(tài)(F2)、可氧化態(tài)(F3)、殘渣態(tài)(F4)。由圖2可知，隨著沼液的施加，F(xiàn)1與F2的總量大體成下降趨勢，而F3與F4的含量成上升趨勢。這說明沼液對于重金屬Cd的鈍化作用是通過把不穩(wěn)定態(tài)的重金屬Cd(F1和F2)轉(zhuǎn)化為較為穩(wěn)定態(tài)的重金屬Cd(F3和F4)。

由上述圖2可知，常規(guī)化肥處理組土壤中Cd各形態(tài)含量的分配順序為可還原態(tài)>可交換態(tài)> 殘渣態(tài)>可氧化態(tài)。原土樣中Cd各形態(tài)含量所占總量的比例為：可還原態(tài)>可交換態(tài)>可氧化態(tài)>殘渣態(tài)，這與原土樣中各形態(tài)所占比例大致相同，這說明施肥前后化肥處理中各形態(tài)所占其總量的比重沒有太大變化。根據(jù)圖2，處理組BS1和BS3土壤中Cd各形態(tài)含量的分配順序均為：殘渣態(tài)>可還原態(tài)>可交換態(tài)>可氧化態(tài)。處理組BS4和BS5土壤中Cd各形態(tài)含量的分配順序均為：殘渣態(tài)>可交換態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)。與原土樣相比，沼液試驗組可交換態(tài)(F1)、可還原態(tài)含量(F2)及其所占比例有所降低，可氧化態(tài)(F3)、殘渣態(tài)含量(F4)及其所占比例有所上升，其中殘渣態(tài)含量提高較為明顯。與原土樣相比較，處理組BS1和BS5的殘渣態(tài)含量分別增加了99.8%，112.9%，97.5%，92.1%，96.5%；與常規(guī)化肥組相比，分別增加了25.6%，33.8%，24.1%，20.7%，23.5%。與常規(guī)化肥組相比，沼液處理組的非有效態(tài)Cd含量(F3+F4)分別增加了32.68%，37.22%，31.42%，32.46%，34.61%。說明一定量沼液的施加可以減少可吸收態(tài)Cd的含量，增加土壤Cd殘渣態(tài)含量，促進重金屬Cd的形態(tài)由有效性向非有效性轉(zhuǎn)化。進一步作各形態(tài)之間的相關(guān)關(guān)系分析，土壤可交換態(tài)Cd含量在不同處理間顯著性不明顯。不同處理間土壤可還原態(tài)Cd含量差異不顯著。說明沼液的施用量對土壤可交換態(tài)Cd和可還原態(tài)Cd的含量影響不大。土壤中可氧化態(tài)Cd含量在不同處理間存在極顯著差異(F=6.731，p=0.003)，常規(guī)化肥處理與其它處理間的可氧化態(tài)和殘渣態(tài)差異均達到顯著水平。由此說明，沼液處理相比常規(guī)化肥處理對中重度鎘污染土壤中可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量有顯著影響，在一定程度上可以增加可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cd的含量。因此，沼液的施加在一定程度上增加了較為穩(wěn)定的可氧化態(tài)(F3)和殘渣態(tài)Cd(F4)的含量，達到了一定的鈍化效果。

圖2 不同處理下土壤Cd形態(tài)的分布情況

2.3 沼液施加后土壤中重金屬的生態(tài)風險

Cf和Er的值決定了重金屬的風險水平，由表4可以看出，CK處理組中Cd的Cf值為3.17，為輕度金屬污染；沼液處理組BS1～BS5中Cd的Cf值分別為2.32，2.11，2.36，2.32，2.37，為輕微金屬污染，表明沼液處理后金屬污染降低,由輕度金屬污染降為輕微金屬污染。同樣，CK處理組的Cd潛在風險指數(shù)(Er)值為94.95，為較強生態(tài)風險程度；沼液處理組(BS1-BS5)的潛在風險指數(shù)(Er)值分別為69.52，63.40，70.68，69.58，71.18，均處于中等生態(tài)風險程度。經(jīng)過沼液處理，生態(tài)風險程度由CK處理組的較強生態(tài)風險程度降低到中等生態(tài)風險程度，說明與施用常規(guī)化肥相比，沼液的施用降低了該土壤中重金屬的生態(tài)風險。同時，未經(jīng)處理的土壤的潛在風險指數(shù)(Er)值為51.24，為中等生態(tài)風險程度，說明沼液的施用并未增加其生態(tài)風險。

表4 重金屬Cd潛在污染評價

2.4 施用沼液和化肥對水稻重金屬Cd含量的影響

由表5可見，處理組BS1～BS5水稻器官Cd含量為根部>糙米>根莖葉>稻米殼，以根部為主，且隨著沼液量的增加有所上升，籽粒對Cd的積累量相對較低。這與CK組中Cd在各器官中分配情況相同，這說明沼液的施加不會影響重金屬Cd在各器官中的分配情況。隨著沼液量的增加，各處理組中的水稻莖葉部分、糙米以及根部的Cd含量均成增加趨勢，但處理組BS1～BS5均小于CK組的Cd含量。在沼液處理組中，處理組BS3的稻米中Cd含量最高，達0.356 mg·kg-1。其變化趨勢與施肥后土壤中Cd含量的變化趨勢大致相同，均表現(xiàn)為先升高后降低。CK與處理組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處理之間差異顯著(F=25.867，p=0.000)，常規(guī)化肥處理與沼液處理組BS3和BS5差異不顯著(p>0.05)，與處理組BS1和BS2差異顯著(p<0.05)說明沼液施用量對水稻地下部分Cd含量的影響顯著。水稻地上部分Cd含量在不同沼液施用量處理之間差異不顯著(F=2.694，p=0.103)，說明沼液施用量對水稻地上部分Cd含量的影響不大。稻米殼Cd含量在不同沼液施用量處理之間差異不顯著(p>0.05)，常規(guī)化肥處理與沼液處理間差異不顯著(p>0.05)，說明沼液施用量對稻米殼Cd含量的影響不明顯。糙米Cd含量在不同沼液施用量處理之間差異顯著(p<0.05)，常規(guī)化肥處理與處理組BS4和BS5間差異顯著(p<0.05)，說明與施用化肥相比，沼液施用量對糙米Cd含量的影響較大且存在差異。糙米中Cd含量均表現(xiàn)為隨沼液用量增加呈下降趨勢。籽粒Cd含量以CK最高，其次為BS2和BS1，BS3處理，均顯著高于BS4和BS5處理。

表5 不同處理下水稻重金屬的含量 (mg·kg-1)

3 討論

隨著沼氣技術(shù)的快速發(fā)展，在全國范圍內(nèi)建設(shè)了大量沼氣工程，在產(chǎn)生沼氣的同時伴隨著大量副產(chǎn)物的產(chǎn)生，即沼液，沼液的資源化利用是沼氣工程綜合應用的關(guān)鍵之一。沼液作為一種具有大量的氨基酸、B族維生素、水解酶等營養(yǎng)全面、肥效穩(wěn)定的有機肥[23]，其有效利用可以解決當前復合肥料濫用的問題。本試驗結(jié)果僅為在中重度Cd污染土壤上，不同量沼液灌溉對水稻吸收積累Cd含量、土壤養(yǎng)分含量和重金屬Cd含量與形態(tài)分析的初步結(jié)論。由于沼液成分的復雜性和沼液對土壤-作物體系重金屬的遷移與積累的影響的多樣性，因此沼液的長期農(nóng)用對作物中重金屬積累遷移的影響應進一步研究，從而真正使養(yǎng)殖業(yè)所產(chǎn)生的副產(chǎn)物達到生態(tài)化、無害化、再利用的目的。

4 結(jié)論

(1)與施加常規(guī)化肥相比，沼液的施加能顯著降低土壤Cd含量，降低土壤重金屬污染風險，其降幅為48.88%～61.6%，且隨著施用沼液量的增加，土壤Cd含量呈降低的趨勢，當沼液施用量在32～34 g·kg-1時，土壤Cd含量處于較低水平。

(2)沼液的施加能有效降低有效態(tài)Cd含量，增加非有效態(tài)Cd含量，達到了一定的鈍化重金屬Cd的效果。采用Hakanson的潛在生態(tài)風險指數(shù)法對種植后土壤的重金屬Cd生態(tài)風險進行了評價，處理組BS1和BS5的潛在生態(tài)風險指數(shù)的范圍為63.40～71.18，為中等生態(tài)風險程度，與原土相比，并未增加土壤的潛在生態(tài)風險。

(3)沼液的施加能降低糙米中的Cd含量，從而降低重金屬Cd在水稻糙米中的積累量。