立體修復技術對鎘鉛復合污染麥田土壤的作用效果研究

華桂麗，李鼎豪，馬信澤，趙全利，耿麗平，劉文菊，薛培英

（1.河北農業大學 資源與環境科學學院/華北作物改良與調控國家重點實驗室/河北省農田生態環境重點實驗室，河北 保定 071000；2.保定市農產品質量監督管理站，河北 保定 071000；3.河北農業大學 教學實驗場，河北 保定 071000）

《全國土壤污染狀況調查公報》的調查結果顯示，我國耕地土壤鎘（Cd）、鉛（Pb）的點位超標率分別為7.0%、1.5%［1］。長期污灌、金屬冶煉是導致農田土壤重金屬的重要來源［2-4］。小麥作為我國主要糧食作物，其安全生產對人類健康風險有重要意義［2］。而農田土壤污染勢必會降低農作物產量和品質，并通過食物鏈遷移，危害人體健康。由此可見，農田土壤重金屬污染問題亟待解決。

生物炭（Biochar）具有疏松多孔結構、獨特的表面特性及化學性質，可通過吸附、絡合、調節土壤pH 值等方式降低農田土壤重金屬有效性［5-6］。有研究表明盆栽試驗添加1.5%～4.5%桑樹枝稈生物炭，使水稻籽粒Cd 含量降低69.48%～74.70%［7］；添加1%～2%生物炭使小麥籽粒Cd 含量顯著降低29%～57%［8］。此外，葉面調理劑可抑制作物體內重金屬的轉運［9-10］。Zn、Mg 為作物必需的營養元素，在其生長發育中具有不可替代的作用，由于與Cd、Pb 化學性質相似，均能以二價陽離子的形式被作物吸收，因此可以通過元素間的拮抗作用抑制作物對Cd、Pb 的吸收轉運。研究表明，冬小麥拔節期、孕穗期和灌漿初期各進行1 次Zn+Mg+Mn（0.2% ZnSO4+0.4% MgSO4+0.2% MnSO4）葉面噴施處理使小麥籽粒中Cd 和Pb 含量顯著降低18.96%和51.31%［11］。氨基酸葉面調理劑可以通過影響酶的合成（如谷氨酸合酶等）、活性基因表達和氧化還原穩態，抵御重金屬對作物的脅迫［12］。研究表明于水稻開花期葉面噴施10 mmol/L 的L-半胱氨酸，使籽粒Cd 含量降低59.20%［13］。綜上所述，目前采用生物炭、葉面調理劑修復農田土壤重金屬污染的研究大多針對單一污染農田的修復，且多局限于室內盆栽研究，對于石灰性Cd、Pb 復合污染土壤的田間修復技術較缺乏，且重金屬復合污染增加了修復難度。

基于此，本研究以Cd、Pb 復合污染農田石灰性土壤為研究對象，開展大田試驗，選用Cd、Pb低積累小麥品種‘濟麥22’，研究土壤施用生物炭配合噴施不同葉面調理劑對Cd、Pb 復合污染麥田的修復效果，以期篩選出適用于北方石灰性Cd、Pb復合污染農田的修復措施，為該地區小麥安全生產提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

河北省保定市某Cd、Pb 復合污染農田（N 38°47′36″，E 115°44′13″），主要種植制度為冬小麥-夏玉米。該試驗區為受污水灌溉-冶煉廠-道路交通共同影響的典型農田，東側緊鄰道路，北側與污灌河流和冶煉廠相距約500 m。該區域農田污水灌溉始于1958 年，1998 年改為地下水噴灌，歷時40 年。冶煉廠為煉銅廠，于2005 年建廠，2016 年停產，歷時11 年［2］。

1.2 供試材料

1.2.1 供試土壤 土壤類型為中壤質潮土，其表層土壤的基本理化性質如下：pH 值7.78±0.02，堿解氮含量87.80±6.1mg/kg，有效磷含量31.47±5.2mg/kg，速效鉀含量341.33±4.00mg/kg，有機質含量21.10±0.20g/kg，CEC 含 量23.07±0.23cmol/kg。土壤總Cd 含量為3.09±0.12mg/kg，總Pb 含量為194.65±7.67mg/kg，土壤有效態Cd 含量為1.38±0.07mg/kg，有效態Pb 含量為68.29±2.34mg/kg，按照我國《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》（GB15618—2018）規定，該區域土壤Cd、Pb 總含量高于我國農用地土壤污染風險篩選值，低于土壤污染風險管控制，為重度Cd、Pb 復合污染土壤。

1.2.2 供試修復劑 杏核殼生物炭，由河北承德華凈活性炭有限公司提供，pH 值10.42，有機碳含量為73.13%；葉面調理劑采用硫酸鋅、硫酸鎂、氨基酸復合菌劑，其中硫酸鋅（ZnSO4·7H2O）、硫酸鎂（MgSO4·7H2O）均由國藥集團化學試劑有限公司提供，氨基酸復合菌劑由河北閏沃生物技術有限公司提供，以天然源酶解氨基酸多肽濃縮液作為菌種載體，有效成分包括多肽、游離左旋L-氨基酸、有機氮及被負載的巨大芽孢桿菌、膠凍樣類芽孢桿菌2 類菌種，產品有效活菌數≥2.0×108CFU/mL。

1.2.3 供試小麥品種 ‘濟麥22’，為本課題組前期篩選出的籽實Cd、Pb 低積累品種［14］。

1.3 試驗設計

1.3.1 單獨施用生物炭修復 于2020 年開展田間試驗，本試驗共設2 個不同生物炭添加量處理，分別為C1 處理（5 t/hm2）和C2 處理（10 t/hm2），并設置不添加生物炭的對照。每個處理設4 個重復，小區面積為10 m2（2 m×5 m），共12 個小區，所有小區隨機排列。小麥播種前基施生物炭，并進行2 次翻耕，翻耕深度為20 cm，平衡7 d 后播種，播種量為375 kg/hm2，底肥采用復合肥（N-P2O5-K2O：18-18-6），施肥量為500 kg/hm2，N 肥（尿素）基追比為4∶6，其他田間管理以當地農民管理習慣為準。

1.3.2 生物炭+葉面調理劑立體修復 由于單獨施用生物炭對于降低Cd、Pb 在小麥籽粒累積的效果有限，因此在施用10 t/hm2生物炭基礎上聯合葉面調理劑處理研究其修復效果。共設3 個處理（見表1），每個處理4 個重復，小區面積為10 m2（2 m×5 m），共16 個小區，所有小區隨機排列。生物炭施用方法同1.3.1，并分別于拔節期、抽穗期、灌漿初期噴施去離子水、硫酸鋅、硫酸鎂噴施和氨基酸復合菌劑，噴施濃度和噴施量見表1［2］。葉面噴施處理時，需在無風條件下進行，噴施程度以液滴不滴入土壤為準。施肥和田間管理方法同1.3.1。

表1 修復劑處理Table 1 Repair agent treatments

1.4 樣品采集與測定

1.4.1 土壤樣品的采集 于小麥成熟期采用抖根法收集根際土。土壤風干后研磨并分別過1 和0.149 mm 尼龍網篩，用于土壤Cd、Pb 全量和有效態含量的測定。

1.4.2 植株樣品的采集 于小麥成熟期進行取樣，小麥籽粒依次用自來水、蒸餾水、超純水進行清洗，洗凈后置于烘箱中85 ℃殺青15 min，然后65 ℃烘干至恒重［15］，用不銹鋼微型粉碎機粉碎后用于Cd、Pb 含量的測定。

1.4.3 土壤有效Cd 和有效Pb 測定 土壤有效態Cd、Pb 的測定采用DTPA 浸提［16］，土∶浸提液=1∶2，震蕩2 h，浸提液過0.45 μm 濾膜后采用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS，PerkinElmer，NexION350X，USA）測 定。以國家 標準物 質（GBW07442）進行準確度和精密度控制，Cd 回收率為90%～105%，Pb 回收率為95%～100%，均符合質量控制要求。

1.4.4 土壤總Cd 和總Pb 含量測定 土壤Cd、Pb全量采用X 射線熒光光譜儀（XRF，E-Max500）測定，以國家標準物質（GBW08401）進行準確度和精密度控制，Cd 回收率為100%～105%，Pb 回收率為95%～105%，均符合質量控制要求。

1.4.5 植株樣品Cd、Pb 及鐵錳鋅鎂含量測定 植株樣品采用優級純硝酸消煮后使用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS，PerkinElmer，NexION350X，USA）測定消煮液中Cd、Pb 含量［17］，使用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP-OES）測定小麥籽粒中鐵銅鋅鎂含量。以國家標準物質小麥粉（GBW07603）進行準確度和精密度控制，各元素回收率均在80%～110%之間，均符合質量控制要求。

1.4.6 小麥產量測定 收獲時采集1 m 雙行的小麥地上部樣品，進行產量計算。

1.5 數據統計分析

采用Origin 2021 及Excel 2021 制作圖表，使用SPSS 19.0 進行數據分析，采用LSD 方法進行顯著性檢驗分析，差異顯著水平為5%，小麥籽粒Cd、Pb 及其營養元素與根際土Cd、Pb 有效態含量之間采用Pearson 進行相關性分析。

2 結果與分析

2.1 單施生物炭對Cd、Pb 復合污染麥田的修復效果

2.1.1 生物炭對小麥根際土壤Cd、Pb 有效性的影響 土壤Cd、Pb 有效態含量占土壤中總Cd、Pb含量的比值如圖1 所示。對照（CK）土壤中Cd 和Pb 有效態含量占總Cd 和Pb 比值分別為44.59%和35.22%。添加5 t/hm2生物炭處理（C1）根際土有效態Cd 含量占全量比值比CK 降低6.03 個百分點，但是各處理Cd 和Pb 有效態含量占全量的比值與CK 比均無顯著差異（P＞0.05）。

圖1 生物炭處理根際土壤有效態Cd、Pb 含量占總Cd、Pb 含量比值Fig. 1 Ratios of available Cd and Pb content to total Cd and Pb content in rhizosphere soil treated with biochar

2.1.2 生物炭對小麥籽粒Cd、Pb 含量的影響 各處理小麥籽粒中Cd、Pb 含量如圖2 所示。CK 小麥籽粒中Cd、Pb 含量分別為0.32 mg/kg 和0.33 mg/kg，均高于國家食品安全標準值（Cd 0.1 mg/kg，Pb 0.2 mg/kg，GB 2762—2017）。對于Cd 而言，添加5 和10 t/hm2生物炭，小麥籽粒Cd 含量分別比CK 降低4.25%和1.25%，但差異均不顯著（P＞ 0.05），小麥籽粒Cd 含量分別為國家食品安全標準限值的3.10和3.20 倍。對于Pb 而言，添加5 t/hm2生物炭，小麥籽粒Pb 含量比CK 高16.64%，添加10 t/hm2生物炭，小麥籽粒Pb 含量比CK 低11.02%，但是各處理與CK 相比差異均不顯著（P＞ 0.05）?？稍诖嘶A上開展聯合修復研究。

圖2 生物炭處理小麥籽粒Cd、Pb 含量Fig. 2 Cd and Pb contents in wheat grains treated with biochar

可見對于Cd、Pb 重度復合污染土壤，單獨生物炭處理對于降低小麥籽粒Cd、Pb 含量有效果，但效果不顯著，因此可進一步通過添加生物炭配合葉面阻控技術來降低籽粒Cd、Pb 含量。

2.2 生物炭+葉面調理劑聯施對Cd、Pb 復合污染麥田的修復效果

2.2.1 生物炭+葉面調理劑聯施對小麥根際土壤Cd、Pb 有效性的影響 各處理根際土壤Cd 和Pb有效態含量占土壤中總Cd、Pb 含量的比值如圖3所示。對照（C2）土壤中Cd 和Pb 有效態含量占總Cd 和Pb 含量的比值分別為41.30%和35.68%。其余各處理根際土壤Cd 和Pb 有效態含量占總量的比值與對照（C2）相比差異均不顯著（P＞0.05）。

圖3 不同修復措施下根際土壤有效態Cd、Pb 含量占總Cd、Pb 含量比值Fig. 3 Ratios of available Cd and Pb contents to total Cd and Pb contents in thizosphere soil under different remediation treatments

2.2.2 生物炭+葉面調理劑聯施對小麥籽粒Cd、Pb 含量的影響 各處理小麥籽粒中Cd、Pb 含量如圖4 所示。單施生物炭的對照（C2）小麥籽粒中Cd、Pb 含量分別為0.24 mg/kg 和0.21 mg/kg，均高于國家食品安全標準值（Cd 0.1 mg/kg，Pb 0.2 mg/kg，GB 2762—2017）。對Cd 而言，只有生物炭+氨基酸復合菌劑處理（C2+A）小麥籽粒Cd 含量比對照（C2）降低22.56%（P＞0.05），但仍高于國家食品安全標準限值，是標準限值的1.8 倍，其余各處理小麥籽粒Cd 含量與對照（C2）相比差異均不顯著（P＞0.05）。對Pb 而言，生物炭+ZnSO4處理（C2+Zn）及生物炭+氨基酸復合菌劑處理（C2+A）小麥籽粒Pb 含量與對照（C2）相比，分別降低了27.36%和28.06%（P＞0.05），且均低于國家食品安全標準限值（0.2 mg/kg，GB 2762—2017）。綜上所述，生物炭+氨基酸復合菌劑處理（C2+A）效果最佳，能夠有效地降低Cd、Pb 在小麥籽粒的累積。

圖4 不同修復措施下小麥籽粒Cd、Pb 含量Fig. 4 Cd and Pb contents in wheat grains under different remediation treatments

2.2.3 “生物炭+葉面調理劑”聯合修復措施對小麥產量的影響 各處理小麥產量如圖5 所示。與對照（C2）相比，噴施各葉面調理劑后，均不同程度增加了小麥產量，分別增加18.64%、6.4%、23.23%，其中生物炭+氨基酸復合菌劑處理（C2+A）顯著提高了小麥產量（P＜0.05）。

圖5 不同修復措施下小麥產量Fig. 5 Wheat yield under different remediation treatments

2.3 小麥籽粒Cd、Pb 及其營養元素與根際土有效態Cd、Pb 的相關性

進一步分析成熟期小麥籽粒Cd、Pb 含量與根際土有效態Cd、Pb 含量及小麥籽粒其它營養元素含量的相關性（圖6），結果表明，小麥籽粒Cd含量與根際土有效態Cd、Pb 含量呈極顯著正相關（P＜0.01），而小麥籽粒Pb 含量與根際土有效態Pb 含量無顯著相關性，這說明小麥籽粒中的Cd 主要來源于土壤，而籽粒中的Pb 除了來自土壤還存在其它來源。籽粒Cd 含量除與Fe 含量存在顯著負相關外，與其它營養元素含量均無顯著相關性。

圖6 小麥籽粒Cd、Pb 及其營養元素與根際土有效態Cd、Pb 的Pearson 相關性Fig. 6 Correlation between Cd,Pb and nutrient elements in wheat grains and available Cd,Pb in rhizosphere soil

3 討論與結論

3.1 單獨施用生物炭處理對Cd、Pb 復合污染麥田的影響

前人研究表明，生物炭可通過吸附、絡合、陽離子交換、沉淀等作用有效降低土壤中重金屬有效性，進而降低重金屬在作物可食部位累積［5-6］。研究表明，添加5.0%水稻秸稈生物炭，土壤有效態Cd、Pb 含量分別降低22.22%～31.71%、35.47%～41.94%［18］；添加3%杏核殼生物炭使小麥籽粒中Cd含量降低19.25%［19］。而本研究的結果表明，5 t/hm2生物炭處理（C1）根際土有效態Cd 含量占比降低6.03個百分點，可見單施生物炭修復效果有限。一方面可能是由于本研究區域土壤重金屬污染程度較重，為重度Cd、Pb 復合污染土壤，且重金屬Cd、Pb 有效態含量較高，分別占全量的44.59%和35.22%，因此修復效果有限。有研究同樣表明，土壤中添加6 t/hm2花生殼生物炭可使輕度Cd 污染土壤（pH 8.01；總Cd 含量1.61 mg/kg）中水稻糙米Cd 含量顯著降低57.14%，而添加13 t/hm2生物炭對重度Cd 污染土壤（pH 4.73；總Cd 含量5.60 mg/kg）進行修復，對籽粒Cd 含量無顯著影響［20］；另一方面可能是由于本研究中生物炭施用量較低，研究表明土壤重金屬有效性降低程度隨著生物炭施加量的增加而增加，于盆栽中施用1.5%、3.0%和5.0%稻稈生物炭，土壤有效態Cd 含量分別降低21%、41%和56%［21］，本課題組前期研究同樣表明，在Cd、As 復合污染土壤中添加3%、6%的杏核殼生物炭，可使小麥季土壤Cd有效性顯著降低42.52%、79.02%［19］，而本研究中生物炭用量最高為10 t/hm2（相當于0.4%），遠低于盆栽生物炭用量，因此修復效果有限。此外，還可能與小麥對Cd、Pb 有較強的吸收轉運能力有關。研究表明，由于小麥根中缺少定位于液泡膜的Cd轉運蛋白TaHMA3，因此無法將根吸收的Cd 貯存在液泡中，導致根中的Cd 更容易轉運至地上部［22］；而對于Pb 而言，雖然小麥根系對Pb 的固定能力較強，向上轉運能力較低，僅5%的Pb 能從根系向地上部轉運［23］，但是其地上部可以直接從大氣顆粒物中吸收Pb，大氣顆粒物沉降對小麥籽粒Pb 的貢獻率＞50%［4,24］，因此單獨土壤調理劑處理對于降低重度重金屬污染土壤小麥籽粒Cd、Pb 含量的效果有限。

3.2 生物炭+葉面調理劑立體修復措施對Cd、Pb復合污染麥田的影響

由于本研究土壤Cd、Pb 污染程度較重，且同時存在土壤和大氣污染，選用Cd、Pb 低積累品種基礎上單獨進行生物炭處理無法有效降低小麥籽粒中Cd、Pb 的累積，因此進一步配施葉面調理劑來提高修復效果。研究表明，葉面調理劑噴施到葉片表面可以通過角質層或外質連絲進入葉片表皮細胞，也可通過氣孔直接進入葉片細胞，再由葉片轉移到韌皮部［9,25］，通過提高葉片等營養器官對Cd、Pb 的固定作用，抑制莖葉中Cd、Pb 的轉運，進而降低籽粒中的Cd、Pb 含量。由于Cd、Pb、Zn、Mg 均以二價陽離子形式在植物體內轉運，因此噴施ZnSO4、MgSO4可以通過元素間的拮抗作用抑制Cd、Pb 的吸收轉運，從而降低可食部位Cd、Pb 的累積。本研究結果表明生物炭+ZnSO4（C2+Zn）和生物炭+MgSO4（C2+Mg）處理小麥籽粒Cd 含量與單施生物炭的對照相比差異均不顯著（圖4），只有C2+Zn 處理小麥籽粒Pb 含量降低27.36%，降至國家食品安全標準限值以下（0.2 mg/kg，GB 2762—2017），這與他人研究結果一致，于小麥拔節期、孕穗期、灌漿初期分別噴施0.2% ZnSO4和0.4% MgSO4，小麥籽粒Cd 含量與對照相比差異不顯著，但是籽粒Pb 含量比對照分別低26%和29%［2］，可見噴施葉面調理劑對于Pb 的修復效果優于Cd?？赡苡捎诒狙芯客寥繡d、Pb 污染程度較高，因此C2+Mg 處理并未降低籽粒中Pb 含量。但是有研究表明，于輕度Cd 污染麥田小麥孕穗期葉面噴施0.05% ZnSO4·7H2O 使小麥籽粒Cd 降低74%［26］，這可能是由于供試小麥品種差異所致，本研究采用的Cd 低積累小麥品種‘濟麥22’，可能對外源營養元素的響應不敏感。研究表明小麥不同品種對Cd 的耐受性和對外源Zn 的響應有較大差異，在相同條件下‘Zincol-2016’籽粒Cd 含量顯著高于‘Faisalabad-2008’，在孕穗期噴施0.5% ZnSO4后，‘Zincol-2016’籽粒Cd 含量顯著降低44%，而‘Faisalabad-2008’與對照相比無顯著差異［27］。

本研究中，生物炭+氨基酸復合菌劑處理（C2+A）可有效降低籽粒中Cd、Pb 含量，與單施生物炭（C2）相比，分別降低22.56%、28.06%，并且小麥籽粒Pb 含量同樣降至國家食品安全標準限值以下（0.2 mg/kg，GB 2762—2017）。其原因主要包括以下兩個方面：首先，由于氨基酸和巨大芽孢桿菌、膠質芽孢桿菌均具有良好的促生作用［28］，因此可通過生物稀釋作用降低籽粒中Cd、Pb 的累積；其次，研究表明氨基酸多肽物質可以與作物體內重金屬離子進行螯合并隔離在液泡中，從而阻控重金屬向籽粒中轉運［29-30］，葉面噴施氨基酸能夠降低Cd 由水稻穗下節向穗軸的轉運，提高穗下節對Cd的攔截能力，最終降低Cd 在籽粒的累積［13］，但是這一作用機制還有待進一步研究?？傊?，生物炭施用基礎上葉面噴施氨基酸復合菌劑調理劑可有效阻控Cd、Pb 在籽粒的累積。

有意思的是，本研究發現采用生物炭+葉面調理劑聯合修復措施對于降低小麥籽粒Pb 含量的效果優于Cd，這可能是由于研究表明小麥葉片可以通過氣孔、表皮毛等途徑吸收顆粒物中Pb 并有效轉運至籽粒部位［4］，小麥籽粒中的Pb 主要來自大氣顆粒物沉降（貢獻率＞50%）［23-24］，本研究結果同樣表明，小麥籽粒Cd 含量與根際土有效態Cd 含量成極顯著正相關（P≤0.01），但是小麥籽粒Pb 含量與根際土有效態Pb 含量無顯著相關性（圖6），也說明小麥籽粒中Pb 除來自土壤外還來會受大氣沉降影響，因此，葉面噴施調理劑可以直接作用于葉片阻控顆粒物中Pb 由葉片向籽粒的轉運。

綜上所述，對于石灰性Cd、Pb 復合污染麥田土壤，通過“生物炭+低積累品種+氨基酸復合菌劑”的立體聯合修復措施可有效降低小麥籽粒Cd、Pb 含量，其中Pb 含量低于國家食品安全限值，該結果可為中重度Cd、Pb 復合污染石灰性麥田的修復提供依據，但是籽粒Cd 含量仍然高于國家食品安全標準限值，因此，仍然需要進一步采取其他修復措施來保證Cd、Pb 復合污染區小麥安全生產。