馬雙進(jìn)，陳啟敏，張永利，胡亞虎，南忠仁，王厚成

蘭州大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院 甘肅省污染預(yù)警與控制重點(diǎn)實驗室，蘭州 730000

位于西北干旱半干旱地區(qū)的馬蘭黃土為風(fēng)積黃土的代表，以粉狀土為主，pH值和碳酸鹽含量高，有機(jī)質(zhì)含量低(0.7%～1.5%)，營養(yǎng)缺乏且易被侵蝕產(chǎn)生水土流失，難以滿足植物的生長需求。堆肥污泥中含有豐富的營養(yǎng)物質(zhì)和植物生長所需微量元素，施入黃土后可以增強(qiáng)黃土肥力、改善黃土土質(zhì)、增加植物產(chǎn)量[1]。但由于城市污泥中含有大量的重金屬成為污泥大規(guī)模土地利用的主要限制因素[2],有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，城市污泥中Cd的超標(biāo)率最高，應(yīng)在土地利用(尤其是堿性土壤)中優(yōu)先關(guān)注[3]。人體攝入Cd的主要來源為農(nóng)作物，而農(nóng)作物的生產(chǎn)與土壤污染緊密相連[4-5]，因此如何緩解和抑制農(nóng)田土壤中Cd污染對農(nóng)作物和人體的危害引起學(xué)者的廣泛關(guān)注。

重金屬在土壤中的賦存形態(tài)能夠很好地反映其生物可利用性[6]，進(jìn)而決定土壤中各種重金屬對環(huán)境的影響[7]。重金屬生物有效形態(tài)的含量和分布、存在比例及其富集遷移轉(zhuǎn)化能力在很大程度上決定了重金屬在環(huán)境中的行為和生態(tài)毒理學(xué)意義[8]。因此研究重金屬在土壤中的形態(tài)分布特征和生物有效性對于研究堆肥污泥施入黃土后對土壤污染及作物的種植有著重要的參考價值。

目前，國內(nèi)外關(guān)于污泥土地利用的研究已經(jīng)比較多，Venegas等[9]和Parraga-Aguado等[10]學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)堆肥污泥通過改變土壤的物理、化學(xué)和生物特性，在恢復(fù)缺乏營養(yǎng)的貧瘠土壤方面顯示出積極的效果。但堆肥污泥中存在的有毒重金屬(Cd、Cu和Zn)，植物通過根部吸收并將這些金屬運(yùn)輸?shù)接酌纾罱K導(dǎo)致植物中毒[11-12]，是目前應(yīng)用于土壤最大的環(huán)境問題[13-15]。國內(nèi)研究大多數(shù)集中在我國東部的發(fā)達(dá)地區(qū)[16-18]，西北地區(qū)施加污泥改性黃土的研究相對比較少，在改性后的土壤上種植苜蓿的研究還鮮有報道。紫花苜蓿是一種抗逆性強(qiáng)、生物產(chǎn)量高、氣候適應(yīng)性極強(qiáng)、營養(yǎng)豐富的豆科牧草，有較好的固氮和保水能力[19-20]，在我國西北黃土高原地區(qū)種植紫花苜蓿具有顯著的生態(tài)經(jīng)濟(jì)效益[21]。本文通過苜蓿盆栽實驗和Tessier五步提取法，研究了不同比例的堆肥污泥施入黃土后，土壤中Cd的形態(tài)分布和生物有效性及重金屬在施污土壤-苜蓿中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律。以期為西北干旱區(qū)施污黃土中重金屬Cd安全評價及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試材料

實驗供試土壤為馬蘭黃土，采自榆中縣蘭州大學(xué)榆中校區(qū)萃英山周邊郊區(qū)，采樣點(diǎn)坐標(biāo)為35°57′07.4″N，104°08′49.4″E。土樣取回后置于塑料膜上陰涼處自然風(fēng)干，壓碎，剔除植物殘體、石頭等異物，過2 mm尼龍篩，裝袋備用。

實驗供試堆肥污泥，是由取自蘭州市七里河污水處理廠曝氣池的脫水污泥和農(nóng)田麥稈(干質(zhì)量比為7∶1)混合后，進(jìn)行2個月的人工翻堆，通過靜態(tài)好氧堆肥化的穩(wěn)定化污泥，然后將堆肥污泥碾碎裝袋備用。供試黃土和堆肥污泥理化性質(zhì)及Cd含量見表1。

表1 供試黃土和堆肥污泥理化性質(zhì)及Cd含量Table 1 Physico-chemical properties and concent of Cd of tested loess and sewage sludge

注：EC表示土壤電導(dǎo)率；CEC表示土壤陽離子交換量；TCd表示總Cd。

Note: EC represents the soil electrical conductivity; CEC represents the soil cation exchange capacity; TN represents total nitrogen; TP represents total phosphorus; TCd represents the total Cd.

實驗供試植物為紫花苜蓿(Medicagosativa)，購自于甘肅省農(nóng)科院。

1.2 實驗設(shè)計

根據(jù)對該試驗區(qū)域黃土Cd污染水平的長期調(diào)查，并結(jié)合《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置 農(nóng)用污泥》(GJ/T 309—2009)和《農(nóng)用污泥中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)》(GB 4284—1984)，根據(jù)污泥與黃土不同配比設(shè)7個處理方案(具體的實驗方案設(shè)計見表2)，每個處理方案設(shè)3個重復(fù)。污泥按干質(zhì)量0%、0.5%、1.5%、3%、6%、10%和15%的比例與黃土充分混合，裝于塑料盆中(高25.5 cm，內(nèi)徑26.2 cm)，每盆裝入均勻混合土壤16 kg，加去離子水保持含水率為田間持水量的60%，穩(wěn)定30 d，然后按照農(nóng)作制度于2014年7月8日在每個實驗盆中播下10顆苜蓿種子，待苜蓿盛花期沿土面上方5 cm處剪取苜蓿地上莖葉部分，同時進(jìn)行澆灌。根據(jù)苜蓿屬多年生植物的特性，視其日照情況，自2014年7月8日種后到2015年9月共刈割苜蓿4批，于第4次刈割時分離植物根系，并采集相應(yīng)的土壤樣品，以四分法分取50 g待測。每次刈割的植物莖葉部測定苜蓿的主枝長度，于實驗室用清水沖洗干凈，將紫花苜蓿根部用大量自來水沖洗。于烘箱中先105 ℃烘1 h殺青，75 ℃連續(xù)烘24 h至恒重，測其生物量(干質(zhì)量)。然后使用粉碎機(jī)粉碎，過60目尼龍篩后裝袋備測。

1.3 分析方法

土壤的理化性質(zhì)指標(biāo)的測定采用土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法中的常規(guī)分析方法[22]。

土壤樣品中Cd的形態(tài)含量采用Tessier五步提取法進(jìn)行測定[23]，土壤樣品Cd含量的消解采用HNO3-HCl-HF-H2O2(3∶1∶1∶1,V/V)用微波消解儀(Anton Paar, Multiwave PRO)中180 ℃消解25 min。Cd的濃度采用石墨爐原子吸收光譜(GF-AAS) (Thermo Fisher iCE 3000, India)進(jìn)行測定。植物樣品的消解采用HNO3-H2O2(5∶1,V/V)混合酸法消解。消解完成后過濾并用5%的HNO3轉(zhuǎn)移至50 mL的容量瓶中，待測。

1.4 質(zhì)量控制與保證

試驗中均采用20%平行樣、GSS-8標(biāo)準(zhǔn)土樣和GSV-2灌木枝葉標(biāo)準(zhǔn)樣品進(jìn)行質(zhì)控，誤差控制在5%以內(nèi)。試劑均為優(yōu)級純，所用器皿在使用前均用10%硝酸浸泡24 h以上。

1.5 數(shù)據(jù)處理

本文采用Excel 2007軟件對土壤的理化性質(zhì)、苜蓿各部位重金屬含量和形態(tài)比例等數(shù)據(jù)進(jìn)行計算整理；采用SPSS 17.0統(tǒng)計軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性和線性逐步回歸分析；采用Origin 8.0軟件進(jìn)行圖形的繪制。文中所有的數(shù)據(jù)均為平均值標(biāo)準(zhǔn)差(n=3)。

重金屬形態(tài)相對變化率為苜蓿種植后與種植前施污根際土壤中重金屬Cd各形態(tài)所占比例的差值；

Cd富集系數(shù)(BCF)：苜蓿不同部位的Cd濃度與土壤中相應(yīng)濃度的比值，計算公式如下：

CCd p為苜蓿各器官中重金屬Cd的含量(mg·kg-1)；CCds為土壤中重金屬Cd的含量(mg·kg-1)。

Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)為苜蓿地上不同部位的Cd濃度與根中相應(yīng)濃度的比值，計算公式如下：

CCd s為苜蓿地上部位各器官中重金屬Cd的含量(mg·kg-1)；CCdr為苜蓿根部重金屬Cd的含量(mg·kg-1)。

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 施加污泥后土壤中重金屬Cd的形態(tài)含量變化與分布特征

堆肥污泥中重金屬Cd的Tessier五步提取形態(tài)如表3所示，堆肥污泥中Cd主要以T3為主，占60.15%；T2和T4次之，分別占14.52%和14.55%。

表2 實驗設(shè)計方案Table 2 Design of experiments

堆肥污泥施入黃土后土壤中重金屬Cd的含量與分布情況如表4所示，與對照組(P0)相比，隨著黃土中施加堆肥污泥比例的增加，土壤中Cd形態(tài)的總含量呈現(xiàn)出顯著的增加趨勢。但各形態(tài)之間的變化不盡相同，其中T2、T3、T4形態(tài)的含量隨著污泥施加比例的增加而顯著增加，T1、T5形態(tài)的含量隨著污泥添加比例的增加不斷減少。由表4可知，對照組中(P0)Cd形態(tài)含量為T5 > T2 > T3 > T4 > T1，施加污泥后Cd形態(tài)含量為T3 > T2 > T4 > T5 > T1，隨著污泥施加量的增加，T3形態(tài)的含量不斷增加，T5形態(tài)的含量不斷減少。由此可見堆肥污泥施入黃土后可引起Cd形態(tài)含量的變化，產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因可能是堆肥污泥中含有較高的T3形態(tài)的Cd所致(表3)。宋琳琳等[24]研究發(fā)現(xiàn)，不同污泥處理后土壤中Cd的存在形態(tài)主要為可還原態(tài)。

重金屬的形態(tài)直接影響著重金屬的移動性和生物利用率[25]，張朝升等[26]根據(jù)各形態(tài)生物利用性的大小，將重金屬的形態(tài)劃分為：T1、T2易被植物所吸收為有效態(tài)；T3、T4是有效態(tài)重金屬的直接提供者為潛在有效態(tài)；T5不易被生物吸收為不可利用態(tài)。為了研究污泥施入黃土后土壤中重金屬Cd的形態(tài)組成，本實驗利用形態(tài)分配系數(shù)K即各形態(tài)所占百分比來反映Cd各形態(tài)在土壤中的分布規(guī)律。從表4可以看出，對照組中Cd的形態(tài)分布特征為：KT5(30.81%) >KT2(28.99%) >KT3(23.40%) >KT4(12.87%) >KT1(3.93%)，說明T5和T2為黃土中Cd的主要存在形態(tài)，T1的含量很少，此結(jié)果與金誠[27]的研究結(jié)果相一致。污泥施入黃土后Cd的形態(tài)分布特征為：KT3(42.78%) >KT2(32.02%) >KT4(12.43%) >KT5(11.34%) >KT1(1.34%)，表明污泥施入黃土后增加了土壤中T3的含量即潛在有效態(tài)的含量，相對提高了土壤中Cd的活性，隨著污泥施入量的持續(xù)增加，各處理水平下KT3、KT2和KT4均呈增加趨勢，而KT5和KT1則不斷減少。說明堆肥污泥的施入促進(jìn)了實驗土壤中Cd活性的釋放，增強(qiáng)了土壤中Cd的毒性，加大了對農(nóng)作物的潛在危害。

施污黃土中T3、T2、T4態(tài)的Cd含量隨著污泥施入量的增加而增加，可能是因為堆肥污泥中含有較高的T3態(tài)Cd所致。當(dāng)堆肥污泥施入黃土?xí)r，能夠引起土壤中有機(jī)質(zhì)等物質(zhì)的含量發(fā)生變化，進(jìn)而影響土壤環(huán)境中重金屬的賦存形態(tài)、遷移轉(zhuǎn)化趨勢及生物有效性[28]。

表3 堆肥污泥中重金屬Cd各形態(tài)所占的比例Table 3 The proportion of various forms of heavy metal Cd in compost sludge

注：1)T1表示可交換態(tài)，T2表示碳酸鹽結(jié)合態(tài)，T3表示鐵錳氧化態(tài)，T4表示有機(jī)結(jié)合態(tài)，T5表示殘渣態(tài)。下同。2)括號內(nèi)的數(shù)字代表各形態(tài)占總量的百分比(%)。

Note: 1) T1 represents exchangeable; T2 represents carbonate bound; T3 represents Fe-Mn oxide bound; T4 represents organic bound; T5 represents residual. The same below. 2) The numbers in parentheses represent the percentage of each form (%).

表4 施加污泥對土壤重金屬含量的影響Table 4 Effect of sewage sludge application on heavy metal Cd content in soil

注：1)括號內(nèi)的數(shù)字代表各形態(tài)占總量的百分比(%)。2)同列不同字母表示各處理之間的差異性顯著(P< 0.05)。

Note: 1) The numbers in parentheses represent the percentage of each form (%). 2) Different letters in the same column indicate significant differences between treatments (P< 0.05).

圖1 苜蓿種植前后根際土壤中Cd各形態(tài)的相對變化率Fig. 1 Relative change rate of Cd in rhizosphere soil before and after alfalfa planting

2.2 苜蓿的種植對施污土壤中重金屬Cd形態(tài)分布的影響

為了研究苜蓿的種植對土壤中重金屬Cd各形態(tài)的影響，本實驗對苜蓿種植后施加污泥的土壤中的Cd各形態(tài)的含量進(jìn)行分析，可以看出苜蓿種植后根際土壤中重金屬Cd的含量較種前有所降低，這可能是苜蓿在生長的過程中吸收了具有較強(qiáng)生物活性的重金屬所致。重金屬Cd的各形態(tài)所占的比例較種前發(fā)生了顯著的變化，種植苜蓿前后施污土壤中Cd各形態(tài)所占比例的相對變化率如圖1所示。苜蓿的種植使施污黃土中鐵錳氧化態(tài)Cd的比例減少，降低幅度為7.14%～18.04%；增加了根際土壤中殘渣態(tài)Cd的比例，增加幅度為5.17%～14.11%，碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)的增加幅度為0.82%～1.95%和1.89%～4.79%。說明在苜蓿生長的過程中根際土壤中部分潛在有效態(tài)(T3)的Cd主要向不可利用態(tài)(T5)的Cd轉(zhuǎn)化，同時也有一部分轉(zhuǎn)化為活性較高的形態(tài)(T2和T4)。因此苜蓿的種植在一定的程度上鈍化了土壤中Cd的活性。

植物能夠通過根際作用來改變根部周圍的土壤環(huán)境，從而對根際土壤中重金屬的形態(tài)分布產(chǎn)生一定的影響[24]。有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，在施加污泥的土壤中種植小白菜會使土壤中不可利用態(tài)Cd向潛在有效態(tài)Cd轉(zhuǎn)化，本研究中苜蓿種植后根際土壤中部分潛在有效態(tài)Cd主要向不可利用態(tài)的Cd轉(zhuǎn)化[29]。產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因可能與堆肥污泥的pH(6.83)較低有關(guān)，隨著污泥施加比例的增加，土壤的pH不斷降低，導(dǎo)致土壤中T3的形成減少[30]。

2.3 土壤中Cd的生物有效性2.3.1 不同處理組苜蓿各部位重金屬Cd的含量和分布

堆肥污泥施入黃土后苜蓿各部位重金屬Cd的含量與分布情況如表5所示，隨著黃土中施加堆肥污泥比例的增加，苜蓿根部和莖葉部對重金屬Cd的吸收量呈現(xiàn)出不顯著(P< 0.05)的“低促高抑”現(xiàn)象。隨著施加污泥比例增加，苜蓿根部和莖葉部對土壤中Cd的吸收量較對照組分別增加了3～5.4和1～3.5倍，并且在污泥施加水平為P5時達(dá)到最大，分別為0.78、0.20、0.19、0.14和0.14 mg·kg-1。

但由于植物根部對重金屬的吸收有特殊的機(jī)制，使得苜蓿對重金屬Cd的吸收大多積累在根部，而在莖葉部的積累較少。在較低污泥施加比例(P1～P2)的土壤中，苜蓿莖葉部對Cd的吸收量與對照組(P0)無顯著差異。在較高污泥施加比例(P4～P6)的土壤中，苜蓿莖葉部對Cd的吸收量與對照組(P0)之間差異顯著，但各處理水平之間沒有顯著性差異。因此，從苜蓿對重金屬Cd的吸收可以看出，較低比例的堆肥污泥施入黃土后莖葉中重金屬Cd含量均低于我國《飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB13078—2017)限值(Cd≤1 mg·kg-1)，不會對苜蓿產(chǎn)生毒害作用。

2.3.2 苜蓿不同部位Cd含量與土壤中Cd各形態(tài)含量的關(guān)系

為了探究堆肥污泥施入黃土后土壤中重金屬Cd的各生物有效態(tài)含量對苜蓿吸收Cd含量的影響程度，將苜蓿不同部位重金屬總吸收量與具有生物有效性的各形態(tài)的含量做多元線性逐步回歸分析，尋找出對苜蓿吸收重金屬貢獻(xiàn)最大的一種或幾種有效形態(tài)。結(jié)果見表6。

表6中結(jié)果顯示，苜蓿莖葉和根系對Cd的吸收量與施污土壤中T2(碳酸鹽結(jié)合態(tài))Cd的含量呈顯著(P< 0.01)正相關(guān)；即苜蓿莖葉部和根部吸收Cd貢獻(xiàn)最大的形態(tài)為T2(碳酸鹽結(jié)合態(tài))，周婷等[31]的研究結(jié)果也表明T2(碳酸鹽結(jié)合態(tài))為油菜根系吸收重金屬Cd貢獻(xiàn)最大的形態(tài)。

產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因可能是苜蓿的種植和堆肥污泥的施入造成了土壤pH的減小，導(dǎo)致T2(碳酸鹽結(jié)合態(tài))釋放到土壤溶液中，進(jìn)而使苜蓿根部周圍有機(jī)酸等分泌物的組成與數(shù)量在重金屬的脅迫作用下發(fā)生了改變，導(dǎo)致根際土壤的氧化還原電位(Eh)、pH、有機(jī)酸等的含量發(fā)生改變[32]。反過來這種變化又將調(diào)節(jié)重金屬Cd在苜蓿根部的化學(xué)過程以及在苜蓿莖葉部位的遷移[31]。

2.3.3 Cd的生物富集與轉(zhuǎn)移能力

苜蓿作為一種抗逆性強(qiáng)、生物產(chǎn)量高、氣候適應(yīng)性極強(qiáng)、營養(yǎng)豐富的豆科牧草類飼料。其地上部分可供動物食用，而且Cd在苜蓿莖葉部位的富集量及Cd從苜蓿根部向地上部分的轉(zhuǎn)移量將直接影響到動物的健康以及間接地危害人類的生命健康。因此引入重金屬富集系數(shù)(bioconcentraction factor, BCF)和轉(zhuǎn)移系數(shù)(transfer factor, TF)來評價苜蓿對重金屬的富集能力和重金屬向地上部位的遷移能力。

表5 堆肥污泥施入黃土后苜蓿體內(nèi)重金屬的分布Table 5 Distribution of heavy metals in the alfalfa after application of sludge into loess

注：第一茬、第二茬、第三茬、第四茬分別表示苜蓿莖葉的剎割次數(shù)。同列不同字母表示各處理之間的差異性顯著(P< 0.05)。

Note: The first, the second, the third, and the fourth represent the number of times that the stalks and leaves are braked. Different letters in the same column indicate significant differences between treatments (P< 0.05).

表6 苜蓿各部位重金屬含量與土壤中重金屬形態(tài)含量的逐步回歸方程Table 6 The stepwise regression equation between heavy metal content in the alfalfa and their concentration in the soil

注：**P< 0.01。

Note: **P< 0.01.

表7 苜蓿—土壤系統(tǒng)中重金屬Cd富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)Table 7 BCFs and TFs of heavy metals Cd in alfalfa-soil system

注：第一茬、第二茬、第三茬、第四茬分別表示苜蓿莖葉的剎割次數(shù)。BCF表示富集系數(shù)，TF表示轉(zhuǎn)移系數(shù)。

Note: The first, the second, the third, and the fourth represent the number of times that the stalks and leaves are braked. BCF represents bioconcentration factor; TF represents transfer factor.

苜蓿—土壤系統(tǒng)中重金屬Cd富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)如表7所示，在苜蓿的莖葉部和根部，隨著堆肥污泥使用量的增加Cd的BCF值顯著增大，且根部的BCF值顯著大于莖葉部，說明重金屬Cd主要富集在苜蓿的根部，在莖葉部較少；TF值均小于對照組(P0)，且隨著污泥施加量的增加在不斷增大；其中Cd的BCF值和TF值均在P5(10%)處理水平下達(dá)到最大值。產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因可能是：堆肥污泥施入黃土后，其中的有毒有害物質(zhì)對苜蓿的生長產(chǎn)生了抑制現(xiàn)象，且隨著污泥施入量的增加，抑制作用越來越明顯，影響了苜蓿根部絡(luò)合物的分泌以及重金屬向植物體內(nèi)轉(zhuǎn)移所需載體的產(chǎn)生，進(jìn)而導(dǎo)致重金屬Cd在苜蓿各部位的BCF值和TF值與污泥的施入量之間沒有明顯的相關(guān)性[33]。

綜上所述重金屬Cd可以在苜蓿體內(nèi)富集和遷移，重金屬Cd容易被苜蓿的根部富集，然后轉(zhuǎn)移到莖葉部，最后進(jìn)入食物鏈危害動物和人體健康。雖然本研究中污泥按比例施入黃土后苜蓿體內(nèi)的Cd含量未超過我國《飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB13078—2017)，但在實際中堆肥污泥施入黃土?xí)r，須嚴(yán)格控制施用量，以避免Cd在苜蓿體內(nèi)富集危害動物和人體健康。

綜上所述：(1)苜蓿各部位重金屬Cd含量的分布規(guī)律為：根部>莖葉部，各部位Cd含量(Cd < 1 mg·kg-1)均符合我國《飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB13078—2017)的相關(guān)限值。

(2)污泥施入黃土后增加了土壤中T3(鐵錳氧化態(tài))Cd的含量即潛在有效態(tài)的含量，相對提高了土壤中Cd的活性，增強(qiáng)了土壤中Cd的毒性，加大了對農(nóng)作物的潛在危害。

(3)苜蓿的種植使施污黃土根際土壤中部分潛在有效態(tài)Cd主要向不可利用態(tài)的Cd轉(zhuǎn)化。增加了根際土壤中殘渣態(tài)Cd的比例，因此苜蓿的種植在一定的程度上鈍化了施污根際土中Cd的活性。

(4)苜蓿各器官對Cd均有不同程度的富集，BCF值：根部 > 莖葉部，可見重金屬Cd容易被苜蓿富集而進(jìn)入食物鏈，因此在實際中使用堆肥污泥施入黃土?xí)r，須嚴(yán)格控制施用量，以避免Cd在苜蓿體內(nèi)富集危害動物和人體健康。