朱文彬，王慎強(qiáng)，趙 旭，汪 玉

（土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點(diǎn)實驗室，中國科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008）

秸稈資源還田是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)提高資源利用效率的主要措施，在改善土壤質(zhì)量、提高土壤肥力以及作物生產(chǎn)力等方面應(yīng)用廣泛[1-2]，同時也可降低土壤重金屬的遷移性及有效性，從而減少作物吸收[3]。因此目前較多應(yīng)用于農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)，包括秸稈還田[4]以及秸稈炭化后再還田[5]等。然而對于清潔農(nóng)田土壤，秸稈資源長期施用后是否會對未污染農(nóng)田土壤產(chǎn)生重金屬污染風(fēng)險鮮見報道。

對于重金屬污染風(fēng)險，已有研究表明重金屬的生物有效性是影響其毒性大小的關(guān)鍵因素[6-7]。因此許多研究者利用不同的技術(shù)手段和分析方法來預(yù)測重金屬生物有效性，然而大多數(shù)方法往往都是操作定義，如何能得到反映土壤重金屬的真實形態(tài)至今仍備受關(guān)注。近幾年有研究表明梯度擴(kuò)散薄膜技術(shù)（Dif?fusive Gradients in Thin films，DGT）可通過模擬植物或其他生物對土壤重金屬的吸收，有效反映土壤重金屬的動態(tài)反應(yīng)過程[8]。目前該技術(shù)已應(yīng)用于沉積物和土壤中重金屬的生物有效性研究[9-10]。如Dai等[11]的研究結(jié)果表明，相較于傳統(tǒng)方法，DGT技術(shù)可排除土壤理化性質(zhì)（如土壤pH、有機(jī)碳含量等）干擾，更好地評價土壤Cd的生物有效性。

因此，本文以中國科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗站宜興基地稻麥輪作農(nóng)田長期秸稈及秸稈生物質(zhì)炭還田試驗作為研究對象，分析秸稈炭化物施用7年后對土壤Cd污染風(fēng)險和小麥Cd吸收的影響，以期為清潔土壤秸稈資源長期還田是否會產(chǎn)生風(fēng)險提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗小區(qū)設(shè)計

試驗地位于中國科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實驗站宜興基地（31°07′～31°37′N，119°31′～120°03′E），太湖西北岸約1 km，傳統(tǒng)稻-麥輪作模式。試驗始于2010年稻季，共設(shè)4個處理：分別為不添加秸稈源的BC0處理，BC11.25處理（生物質(zhì)炭施入量11.25 t·hm-2），BC22.5處理（生物質(zhì)炭施入量 22.5 t·hm-2）和Straw2.25處理（秸稈還田量2.25 t·hm-2）。每個處理設(shè)置3個重復(fù)，并按隨機(jī)區(qū)組排列，每個小區(qū)面積為15 m2。秸稈全量還田按7.5 t·hm-2計算，試驗中BC11.25處理和BC22.5處理分別為5倍和10倍秸稈全量制備的生物質(zhì)炭后再還田。所用生物質(zhì)炭和秸稈于上季作物收獲后將地整平，人工均勻翻入土中。供試生物質(zhì)炭為秸稈在高溫爐中經(jīng)連續(xù)階段升溫至500℃（5℃·min-1）燒制而成，其主要理化性質(zhì)為[12]：pH 9.16，陽離子交換量18.9 cmol·kg-1，總有機(jī)碳和氮含量分別為 620 g·kg-1和 13.3 g·kg-1，灰分為 276 g·kg-1，Mehlich Ⅲ試劑浸提的Ca、P、K、Na、Mg、Fe、Mn、Cu和Zn元素含量分別為2.63、1.06、18.43、3.94、1.41、0.01、0.55、0.001 6 g·kg-1和0.05 g·kg-1，其中秸稈和生物質(zhì)炭中Cd濃度分別為0.70 mg·kg-1和0.20 mg·kg-1。所有處理均按照當(dāng)?shù)靥镩g管理進(jìn)行常規(guī)施肥，麥季施肥量為氮肥（尿素）240 kg N·hm-2；鉀肥（氯化鉀）60 kg K2O·hm-2；磷肥（過磷酸鈣）60 kg P2O5·hm-2；氮肥按照3∶4∶3分別用作基肥∶分蘗肥∶拔節(jié)肥，磷肥和鉀肥均用作基肥一次性施入。

1.2 樣品采集與分析

本研究供試土壤和植株為2017年麥季收獲期土壤和植株樣品，即試驗進(jìn)行到第7年的土壤和植株樣品。取部分整株小麥植株帶回實驗室分析小麥籽粒、秸稈和根部Cd含量。小麥?zhǔn)斋@后，在小區(qū)內(nèi)按照非系統(tǒng)布點(diǎn)法（S型）隨機(jī)取5點(diǎn)采集0～20 cm耕層土壤，土壤樣品風(fēng)干，研磨，過0.841 mm和0.149 mm篩，測定其基本理化性質(zhì)及重金屬Cd含量，測定方法參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[13]。土壤基本理化性質(zhì)為：pH 6.05，有機(jī)碳含量15.4 g·kg-1，全氮含量為1.79 g·kg-1，砂粒（＞0.05 mm）8.3%，粉粒（0.02～0.05 mm）81.5%，黏粒（＜0.02 mm）10.2%[12]，試驗前土壤Cd含量為 0.23 mg·kg-1。土壤 Cd 全量采用 HNO3∶HCl∶HF=9 mL∶3 mL∶1 mL，小麥籽粒、秸稈及根部Cd含量采用HNO39 mL微波消解（Ethos ONE），ICP-MS（Agilent 7700x）測定。

1.3 DGT提取態(tài)Cd含量（DGT-Cd）

1.3.1 DGT-Cd的提取與測定

稱取20 g土（過0.841 mm篩）于25 mL燒杯中，并加水至最大持水量的60%，平衡48 h，繼續(xù)加水至土壤最大持水量的80%～100%，充分?jǐn)噭颉⑸鲜鐾寥擂D(zhuǎn)移至培養(yǎng)皿中，蓋蓋，放置24 h后取少量土壤，小心均勻涂抹在DGT裝置采樣口的濾膜上，然后將DGT采樣口朝下輕輕按到土壤中，水平放置24 h。取出DGT裝置，用去離子水洗去濾膜表面土壤，取出吸附膜，放入加有1 mL 1 mol·L-1HNO3的2 mL離心管中，振蕩8 h[14]。吸取提取液若干，ICP-MS（Agilent 7700x）測定。

1.3.2 DGT濃度計算

（1）吸附膜上目標(biāo)物的質(zhì)量

M：DGT吸附離子總量；Ce：洗脫液中目標(biāo)物濃度；Vacid：所用提取液體積；Vgel：單片吸附膜的體積，Chelex吸附膜=0.15 mL；fe：目標(biāo)物的提取效率（0.8）。

（2）溶液中被DGT測定濃度（CDGT）

Δg：擴(kuò)散層厚度；D：目標(biāo)物在擴(kuò)散層中的擴(kuò)散系數(shù)，6.09 cm2·s-1（Cd，25℃）；t：放置時間，s；A：DGT裝置的采樣口面積，2.54 cm2。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Origin 8.5進(jìn)行數(shù)據(jù)繪圖，SPSS 16.0軟件對不同試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計分析。采用ANOVA進(jìn)行方差分析，LSD和Duncan分析法檢驗處理間顯著性差異；采用單指數(shù)方程擬合土壤DGT-Cd含量和小麥吸收Cd含量之間的相關(guān)性（P＜0.05）。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤總Cd含量

該試驗初始土壤中Cd含量為0.23 mg·kg-1，稻麥輪作農(nóng)田秸稈源生物質(zhì)炭還田實施7年后，BC0、Straw2.25、BC11.25、BC22.5各處理土壤總Cd含量分別為0.18、0.23、0.22 mg·kg-1和0.24 mg·kg-1（圖1）。相較于試驗初始土壤中Cd含量，Straw2.25、BC11.25和BC22.5各處理土壤中Cd含量并無顯著差異，而BC0處理土壤中Cd含量顯著降低（P＜0.05）。與BC0處理相比，Straw2.25、BC11.25、BC22.5各處理土壤總Cd含量分別顯著高出28.5%、27.5%和33.8%（P＜0.05）。試驗至目前為止，土壤總Cd含量為0.18～0.24 mg·kg-1，低于國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)[15]（pH＜7.5的農(nóng)田土壤Cd濃度限量為0.3 mg·kg-1）。

圖1秸稈炭化物還田7年后麥季土壤總Cd含量變化Figure 1 The concentration of cadmium in soil after the application of carbonization straw in the seventh year

2.2 小麥體內(nèi)Cd含量

圖2 所示為不同處理下小麥籽粒、秸稈和根部Cd含量。BC0處理下小麥籽粒、秸稈和根部Cd含量分別為0.076、0.100 mg·kg-1和0.300 mg·kg-1。BC11.25處理小麥籽粒、秸稈和根部Cd含量分別為0.070、0.086 mg·kg-1和0.260 mg·kg-1；BC22.5處理小麥籽粒、秸稈和根部 Cd含量分別為 0.009、0.025 mg·kg-1和 0.140 mg·kg-1；Straw2.25處理小麥籽粒、秸稈和根部Cd含量分別為0.091、0.140 mg·kg-1和0.340 mg·kg-1。通過以上數(shù)據(jù)可知，不同處理下小麥對Cd的吸收主要集中在根部（占小麥體內(nèi)Cd吸收量的59.5%～80.4%）；且相較于BC0處理，BC22.5處理顯著降低小麥籽粒、秸稈和根部Cd含量88.7%、75.3%和52.8%（P＜0.05），而BC11.25處理和Straw2.25處理均未出現(xiàn)顯著性差異。試驗至目前為止，宜興試驗區(qū)小麥籽粒中Cd含量為0.009～0.091 mg·kg-1，低于國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)[16]（小麥籽粒中Cd濃度限量為0.1 mg·kg-1）。

2.3 土壤pH變化

圖3為Straw2.25及施加生物質(zhì)炭處理下麥季土壤pH變化情況。相對于BC0處理（pH 5.50），BC11.25、BC22.5和Straw2.25各處理均顯著提高土壤pH（P＜0.05）；其pH分別為6.26、6.70和6.18。

2.4 土壤DGT提取態(tài)Cd含量（DGT-Cd）

圖4為Straw2.25處理和施加生物質(zhì)炭處理DGT提取態(tài) Cd含量變化。BC0、BC11.25、BC22.5和Straw2.25處理 DGT-Cd濃度分別為 0.51、0.13、0.08 μg·L-1和 0.15 μg·L-1。相對于 BC0 處理，BC11.25、BC22.5和Straw2.25處理下DGT-Cd含量分別顯著降低74.6%、83.4%和71.2%（P＜0.05）。

圖2 秸稈炭化物還田7年后小麥各器官Cd含量變化Figure 2 The concentration of cadmium in wheat after the application of carbonization straw in the seventh year

2.5 DGT-Cd與小麥Cd含量的相關(guān)性分析

采用指數(shù)方程擬合DGT提取態(tài)Cd含量與小麥籽粒、秸稈和根部中Cd含量的相關(guān)性如圖5a、圖5b、圖5c所示，擬合結(jié)果為指數(shù)方程關(guān)系，均呈顯著相關(guān)性（P＜0.01）；秸稈、籽粒、根的R2值分別為0.331、0.118和0.218。

3 討論

圖3 秸稈炭化物還田7年后麥季土壤pH變化Figure 3 The variation of soil pH after the application of carbonization straw in the seventh year

圖4 秸稈炭化物還田7年后麥季土壤DGT提取態(tài)Cd含量Figure 4 The concentration of DGT-Cd in soil after the application of carbonization straw in the seventh year

宜興稻麥輪作農(nóng)田秸稈及生物質(zhì)炭還田實施7年后，土壤總Cd含量顯著增加。這可能由于秸稈自身或者生物質(zhì)炭在高溫裂解碳化制備過程中，Cd等重金屬在生物質(zhì)炭中的濃縮并通過還田進(jìn)入土壤導(dǎo)致[17]。Shen等[18]研究表明土壤中Cd含量升高與添加生物質(zhì)炭中的重金屬含量密切相關(guān)。Wang等[19]也曾報道添加含Cd秸稈顯著增加土壤Cd含量。此外，本文發(fā)現(xiàn)秸稈與BC11.25處理下小麥Cd吸收量無顯著性差異，而BC22.5處理下小麥Cd吸收量顯著降低，這主要是因為生物質(zhì)炭可通過調(diào)節(jié)土壤pH來降低土壤重金屬的有效性：相對于空白對照處理pH 5.50，BC22.5處理下土壤pH顯著增加至6.70。Shi等[20]的研究結(jié)果表明，土壤pH增加可顯著降低土壤中Cd的生物有效性，從而降低Cd在水稻中的富集。Bradl[21]和Zheng等[22]的研究結(jié)果亦表明，添加生物質(zhì)炭可提高土壤pH，其表面攜帶大量負(fù)電荷，有利于吸附土壤中重金屬等金屬陽離子。不僅如此，生物質(zhì)炭較大的比表面積也有利于降低重金屬的遷移性與有效性[23]。本文試驗結(jié)果表明秸稈還田處理下土壤pH顯著升高，可能是添加秸稈后土壤交換性酸顯著降低導(dǎo)致的[24-25]；也可能是秸稈中有機(jī)陰離子的去羧基過程（R-CO-COO-+H+→RCHO+CO2）或在秸稈腐解過程中有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成（有機(jī)氮→+OH-）造成的[26]。但也有研究表明秸稈還田主要通過影響土壤有機(jī)質(zhì)含量和形態(tài)來影響土壤重金屬的遷移性、溶解性及其生物有效性，進(jìn)而影響土壤中重金屬含量變化及其在作物中的遷移累積[27-28]。Tang等[29]最近通過添加水稻秸稈對Cd的植物有效性影響機(jī)理的研究結(jié)果表明，添加秸稈主要通過影響土壤和孔隙水中有機(jī)質(zhì)與Cd的相互作用方式，如固定作用或絡(luò)合作用，來降低土壤中生物有效態(tài)Cd含量。

土壤中重金屬的生物毒性很大程度上取決于其生物有效態(tài)含量而非總量[30]。以往評價土壤中重金屬生物毒性常采用化學(xué)提取方法，例如喬顯亮[31]和章明奎[32]等就污染土壤中重金屬的生物有效性進(jìn)行了較為系統(tǒng)的方法比較，表明DGT技術(shù)可作為研究土壤重金屬生物有效性的有效且可靠的方法。相較于傳統(tǒng)方法，DGT技術(shù)優(yōu)勢明顯，如可模擬土壤動態(tài)反應(yīng)過程、原位定量化測定土壤中有效態(tài)重金屬濃度以及降低因土壤理化性質(zhì)變化對重金屬提取效率的干擾等，可較為準(zhǔn)確地表征土壤重金屬的生物有效性[33-34]。本文采用DGT技術(shù)測定土壤有效態(tài)Cd含量，結(jié)果表明秸稈或秸稈炭化后還田均可顯著降低土壤Cd生物有效性。類似結(jié)果亦有所報道，如Moreno-Jiménez等[35]采用DGT技術(shù)進(jìn)行有效態(tài)重金屬含量測定，結(jié)果表明添加生物質(zhì)炭可顯著降低大麥籽粒中Cd和Pb的濃度。Lomaglio等[36]的研究結(jié)果表明生物質(zhì)炭可顯著提高土壤pH、降低土壤中活性Pb的濃度。然而，本文進(jìn)一步通過指數(shù)方程擬合發(fā)現(xiàn)土壤DGT-Cd含量與小麥籽粒、秸稈和根部Cd含量均具有顯著相關(guān)性，但相關(guān)性不高。Yao等[37]和宋寧寧等[38]的研究結(jié)果表明DGT提取的土壤有效態(tài)Cd含量與植物組織中的Cd含量呈顯著相關(guān)關(guān)系。推測本試驗DGT-Cd含量與小麥組織中Cd含量相關(guān)性不高的原因可能是由于土壤Cd含量較低，采用秸稈炭化還田后由于土壤pH的增加以及吸附作用導(dǎo)致土壤DGT-Cd含量下降顯著；此外，也有文獻(xiàn)表明，小麥對于營養(yǎng)元素（例如磷）的吸收也會影響Cd在小麥體內(nèi)的轉(zhuǎn)移及吸收量[39-40]。因此，本試驗采用DGT技術(shù)表征土壤有效態(tài)Cd含量，可為秸稈源生物質(zhì)炭長期還田的重金屬風(fēng)險評價提供一種技術(shù)參考。

4 結(jié)論

通過對宜興稻麥輪作農(nóng)田實施秸稈或秸稈生物質(zhì)炭連續(xù)還田試驗7年后土壤和小麥中重金屬Cd的含量分析，發(fā)現(xiàn)長期秸稈或秸稈生物質(zhì)炭還田下土壤總Cd含量增加，但均顯著降低DGT提取態(tài)Cd含量，同時高倍生物質(zhì)炭處理顯著降低小麥各部位對Cd的吸收量。DGT提取態(tài)Cd與小麥Cd吸收量具有顯著相關(guān)性。因此本試驗中長期秸稈資源還田短期內(nèi)土壤總Cd含量存在潛在的生態(tài)風(fēng)險較小，同時可顯著降低土壤有效態(tài)Cd含量及小麥各組織中Cd含量。