黃 皓，周 通，吳龍華*，李 華，李加迅

滇西某油用牡丹種植區(qū)鎘鉛污染及鈍化修復(fù)效果評(píng)估①

黃 皓1, 2，周 通2，吳龍華2*，李 華1*，李加迅3

(1 山西大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，太原 030006；2 中國(guó)科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(南京土壤研究所)，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部重金屬污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008；3 蘭坪縣農(nóng)業(yè)農(nóng)村局農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，云南怒江 673100)

油用牡丹是一種新型的木本食用油料植物，其在重金屬污染耕地上的生產(chǎn)安全性鮮有報(bào)導(dǎo)。本文對(duì)云南西部某礦區(qū)周邊油用牡丹種植區(qū)的土壤和植物鎘(Cd)、鉛(Pb)污染狀況進(jìn)行調(diào)查，并結(jié)合田間小區(qū)試驗(yàn)探討中重度污染耕地化學(xué)鈍化修復(fù)的可行性。結(jié)果表明，油用牡丹種植區(qū)的土壤和植物可食部分存在嚴(yán)重的Cd、Pb污染，土壤全量Cd、Pb較風(fēng)險(xiǎn)篩選值(GB 15618—2018)的超標(biāo)率分別為100% 和82.8%；油用牡丹籽粒中Cd和Pb含量超標(biāo)率高達(dá)100% 和82.1%(GB 2762—2017)，中藥材牡丹皮中Cd超標(biāo)率也高達(dá)77.1% 以上。鈍化修復(fù)顯著提高了中重度污染耕地上油用牡丹根系生物量和根長(zhǎng)，但對(duì)其成活率和株高無(wú)顯著影響。生石灰和海泡石復(fù)合鈍化劑施用顯著降低了土壤CaCl2提取態(tài)Cd、Pb含量，降幅在56% 和59% 以上，且隨著鈍化劑用量的增加鈍化效果顯著增強(qiáng)。雖然鈍化修復(fù)顯著降低了重度污染土壤上牡丹皮Cd含量，但牡丹皮Cd含量仍存在較高的超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)。為保證中重度污染耕地的油用牡丹生產(chǎn)安全性，應(yīng)提高鈍化劑施用量以持續(xù)降低污染土壤中重金屬有效性，并加強(qiáng)土壤和農(nóng)產(chǎn)品Cd、Pb的協(xié)同監(jiān)測(cè)。

重金屬污染；油用牡丹；化學(xué)鈍化修復(fù)；黏土礦物

耕地是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的重要資源，對(duì)當(dāng)?shù)鼐用裆a(chǎn)生活具有不可替代的作用。云南省屬山地高原地形，平原、臺(tái)地、丘陵和山地面積分別占全省國(guó)土面積的4.85%、1.55%、4.96% 和88.64%，滇西區(qū)域的耕地面積僅占全省4.64%[1]。受到多金屬礦區(qū)采選活動(dòng)的影響，滇西礦區(qū)周邊的土壤均存在不同程度的鎘(Cd)、鉛(Pb)污染，并對(duì)當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全和人體健康產(chǎn)生較大的危害[2-3]。油用牡丹作為一種新型的木本食用油料植物，由于其觀賞價(jià)值、藥用價(jià)值、生態(tài)效益、經(jīng)濟(jì)效益和社會(huì)效益較高，而被廣泛地在山東、河南、湖北等地種植[4-5]。目前，油用牡丹籽已制定了行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)[6]且牡丹籽油被衛(wèi)生部批準(zhǔn)作為新資源食品[7]，而牡丹皮也是收錄于《中國(guó)藥典》的一味傳統(tǒng)中藥。在全國(guó)油用牡丹種植蓬勃發(fā)展的大形勢(shì)下，自2013年起油用牡丹種植在云南興起，并成為高寒山區(qū)貧困群眾脫貧致富的扶貧產(chǎn)業(yè)和環(huán)保生態(tài)產(chǎn)業(yè)[8-9]。劉嘉[9]的研究認(rèn)為，油用牡丹種植可改善某鋼廠生活區(qū)內(nèi)的土壤環(huán)境質(zhì)量，但并未考慮到油用牡丹種植可能存在的可食部分重金屬污染狀況。趙曉菊等[10]則發(fā)現(xiàn)，礦區(qū)周邊的土壤Cu含量過(guò)高會(huì)影響牡丹籽油品質(zhì)。因此，需要探明油用牡丹在滇西重金屬污染耕地上的生產(chǎn)安全性，并針對(duì)可能存在的Cd、Pb污染風(fēng)險(xiǎn)提出可行的修復(fù)技術(shù)。

我國(guó)當(dāng)前重金屬污染耕地修復(fù)技術(shù)主要有工程修復(fù)、化學(xué)淋洗修復(fù)、生物修復(fù)、化學(xué)鈍化修復(fù)、農(nóng)藝調(diào)控、替代種植以及聯(lián)合修復(fù)等[11-12]。土壤重金屬污染修復(fù)需要考慮多種因素，修復(fù)方案通常根據(jù)重金屬類型、污染程度、土壤性質(zhì)，以及土地用途等來(lái)制定?；瘜W(xué)鈍化修復(fù)技術(shù)一般具有成本低廉、操作簡(jiǎn)單、見(jiàn)效快、邊生產(chǎn)邊治理的特點(diǎn)，適合于原位修復(fù)大面積的重金屬污染農(nóng)田。常用的鈍化修復(fù)材料主要有黏土礦物、有機(jī)物料、含磷物質(zhì)[13]、生物質(zhì)炭[14]、堿性物質(zhì)和氧化物等，而不同材料的結(jié)構(gòu)成分、修復(fù)效果以及作用機(jī)制并不一致[15]。施用生石灰是一項(xiàng)經(jīng)濟(jì)有效的土壤污染修復(fù)措施，通過(guò)提高土壤pH來(lái)增加土壤對(duì)重金屬離子的專性吸附或形成難溶性沉淀，降低重金屬有效性；但大量或長(zhǎng)期施用石灰又易造成土壤板結(jié)和肥力下降等障礙因子，影響植物生長(zhǎng)[11, 16]。海泡石則是一種來(lái)源廣泛、價(jià)格低廉且比表面積大的纖維狀多孔富鎂硅酸鹽黏土礦物，通過(guò)吸附、離子交換、配位反應(yīng)和共沉淀等反應(yīng)鈍化土壤中重金屬，并改善土壤環(huán)境質(zhì)量[15, 17-19]。湖南某地的Cd污染農(nóng)田鈍化修復(fù)后發(fā)現(xiàn)，石灰與海泡石配施對(duì)土壤有效態(tài)Cd和水稻Cd吸收的鈍化效果顯著優(yōu)于單施海泡石和單施石灰處理，且對(duì)水稻產(chǎn)量無(wú)明顯影響[11, 20]。但在田間條件下，有關(guān)生石灰和海泡石應(yīng)用于油用牡丹種植區(qū)土壤Cd、Pb污染修復(fù)方面的報(bào)道還很鮮見(jiàn)。

本研究擬對(duì)滇西某礦區(qū)周邊已種植兩年的油用牡丹種植區(qū)進(jìn)行土壤和植物的采樣調(diào)查，并選取調(diào)查區(qū)部分中、重度污染耕地開(kāi)展化學(xué)鈍化修復(fù)對(duì)油用牡丹生長(zhǎng)影響的試驗(yàn)，通過(guò)對(duì)土壤全量和有效態(tài)Cd、Pb濃度，以及油用牡丹生長(zhǎng)性狀和Cd、Pb吸收特征變化的分析，評(píng)估油用牡丹種植區(qū)的Cd、Pb污染狀況，探討污染耕地化學(xué)鈍化修復(fù)對(duì)油用牡丹安全生產(chǎn)的可行性，指導(dǎo)地方政府的農(nóng)業(yè)扶貧產(chǎn)業(yè)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

油用牡丹種植區(qū)地處云南省西部某縣(26° 22￠17￠￠N，99°23￠16￠￠E)，屬低緯山地季風(fēng)氣候，多年平均氣溫13.7 ℃，年均降水量為1 008 mm，但時(shí)空分布不均。油用牡丹種植區(qū)上游約4 km處有一座鉛鋅礦，從20世紀(jì)80年代初起的無(wú)序采選、冶煉活動(dòng)導(dǎo)致大量重金屬隨著灌溉水、大氣沉降等途徑進(jìn)入周邊農(nóng)田，造成了嚴(yán)重的土壤重金屬污染。2016年12月依據(jù)地方政府的有關(guān)工作部署，通過(guò)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整，在礦區(qū)周邊的污染耕地推廣了約300畝的油用牡丹種植項(xiàng)目。研究區(qū)的土壤類型為紫色砂巖發(fā)育的紫色土，其基本性質(zhì)見(jiàn)表1。

1.2 污染調(diào)查

本研究針對(duì)約100畝的油用牡丹種植區(qū)域，開(kāi)展土壤和植物的采樣調(diào)查工作。2018年8月在油用牡丹生長(zhǎng)兩年后采集成熟的油用牡丹籽粒和牡丹皮(去除木質(zhì)部后的牡丹根表皮)樣品，以及對(duì)應(yīng)點(diǎn)位的表層土壤樣品(0 ~ 20 cm)，共設(shè)35個(gè)采樣點(diǎn)位。

1.3 鈍化修復(fù)試驗(yàn)

2017年12月，在油用牡丹種植項(xiàng)目推廣一年后，首先選擇緊鄰調(diào)查區(qū)的約2畝中度污染耕地(全量Cd和Pb分別為2.23 ~ 3.59 mg/kg和100 ~ 165 mg/kg)開(kāi)展化學(xué)鈍化修復(fù)對(duì)油用牡丹生長(zhǎng)和重金屬吸收影響的小區(qū)試驗(yàn)。中度污染耕地鈍化劑為海泡石和生石灰按質(zhì)量比9:1進(jìn)行混合，設(shè)置對(duì)照1(CK1)，10.1 t/hm2海泡石+1.12 t/hm2生石灰(LS1)，20.2 t/hm2海泡石+2.24 t/hm2生石灰(LS2)和40.4 t/hm2海泡石+4.48 t/hm2生石灰(LS3)共4個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)3次重復(fù)，共計(jì)12個(gè)試驗(yàn)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)面積100 m2。在中度污染耕地試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，2018年12月繼續(xù)選擇緊鄰調(diào)查區(qū)約4畝的重度污染耕地(全量Cd和Pb分別為25.0 ~ 68.5 mg/kg和710 ~ 3 098 mg/kg)開(kāi)展化學(xué)鈍化修復(fù)試驗(yàn)，設(shè)置對(duì)照2(CK2)和22.4 t/hm2海泡石+4.50 t/hm2生石灰的鈍化劑處理(LS4)，每處理設(shè)置3次重復(fù)，每小區(qū)面積400 m2。由于調(diào)查區(qū)的土壤重金屬污染變異程度較大，試驗(yàn)小區(qū)均采用隨機(jī)區(qū)組的排列方式。每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)鈍化劑施用后，機(jī)械翻耕使鈍化劑與土壤混合均勻。每個(gè)小區(qū)施肥、起壟后，移栽油用牡丹種苗，每畝施用60 kg的復(fù)合肥做基肥(N:P2O5:K2O=13:5:7)。鈍化劑施用前(鈍化前)，采集試驗(yàn)小區(qū)的土壤表層樣品(0 ~ 20 cm)。2018年8月和2019年8月，分別采集中度和重度污染耕地試驗(yàn)小區(qū)的土壤以及油用牡丹皮、細(xì)根等樣品(種植一年的植株未開(kāi)花結(jié)籽，鈍化后)，并測(cè)定油用牡丹的成活率與株高等指標(biāo)。

表1 供試土壤基本性質(zhì)

1.4 樣品分析與測(cè)定

土壤樣品風(fēng)干后分別過(guò)10目和100目網(wǎng)篩，供土壤有效態(tài)和全量Cd、Pb濃度測(cè)定。油用牡丹的籽粒、牡丹皮和細(xì)根樣品用自來(lái)水、去離子水分別洗凈，烘干后稱重，然后把烘干的植物樣品用不銹鋼粉碎機(jī)粉碎后待測(cè)。土壤和植物樣品全量Cd、Pb采用高壓罐密閉消解法，其中土壤樣品采用10 ml 1:1的HCl- HNO3混合液，植物樣品采用8 ml 1:3的H2O2-HNO3混合液。土壤有效態(tài)Cd、Pb采用0.01 mol/L CaCl2進(jìn)行提取，土液比為1︰10。消解液和提取液中Cd和Pb濃度使用ICP-MS(NexIon 2000，美國(guó)PerkinElmer)儀器進(jìn)行測(cè)定。土壤pH用電位法測(cè)定，土水比為1︰2.5。細(xì)根長(zhǎng)度利用ImageJ軟件的插件SmartRoot計(jì)算。樣品分析過(guò)程中采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)(土壤：GBW07405(GSS-5)；植物：GBW(E)100348)進(jìn)行分析質(zhì)量控制，兩種標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)中，全量Cd和Pb的實(shí)測(cè)濃度均在標(biāo)準(zhǔn)值的允許誤差范圍內(nèi)。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2016及SPSS 22.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，中度污染土壤上不同處理間的差異性分析通過(guò)單因素方差分析和多重比較(LSD)實(shí)現(xiàn)，重度污染土壤上不同處理間的差異性通過(guò)成對(duì)樣本T檢驗(yàn)進(jìn)行分析，顯著性水平定為0.05。如果數(shù)據(jù)是呈非正態(tài)分布，進(jìn)行對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后再統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 油用牡丹種植區(qū)土壤鎘鉛污染狀況

如表2所示，油用牡丹種植區(qū)的土壤pH范圍介于4.66 ~ 7.47，酸性至中性。中重度污染耕地土壤全量Cd和Pb介于0.93 ~ 157mg/kg和61.6 ~ 3 948mg/kg，變異系數(shù)分別高達(dá)181% 和169%，說(shuō)明油用牡丹種植區(qū)的土壤污染變異度極大，污染分布極不均勻。與GB15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》比較，土壤全量Cd和Pb超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)篩選值的比例為100%和82.8%，超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)管制值的比例也高達(dá)97.1% 和20.0%?？傮w來(lái)看，油用牡丹種植區(qū)存在著嚴(yán)重的土壤Cd和Pb污染，且土壤Cd污染程度高于Pb。

表2 油用牡丹種植區(qū)土壤pH和全量 Cd、Pb統(tǒng)計(jì)分析

注：“–”表示無(wú)數(shù)據(jù)。

2.2 油用牡丹籽粒和牡丹皮中鎘鉛含量

連續(xù)生長(zhǎng)兩年后，中重度污染耕地上油用牡丹籽粒的Cd和Pb含量范圍介于1.10 ~ 6.99mg/kg和0.15 ~ 0.69mg/kg，牡丹皮的Cd和Pb含量范圍則介于0.89 ~ 7.44mg/kg和0.20 ~ 5.32mg/kg(表3)。與土壤全量Cd、Pb變異系數(shù)比較(表2)，籽粒和牡丹皮的Cd、Pb含量變異系數(shù)較小。油用牡丹籽屬于油料類糧食(LS/T 3120—2019)，在GB2762—2017 《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》食品類別說(shuō)明中油料類食品則屬于堅(jiān)果及籽類，而堅(jiān)果及籽類的Pb和Cd限量標(biāo)準(zhǔn)分別為0.2mg/kg和0.5mg/kg。與上述標(biāo)準(zhǔn)比較，油用牡丹籽粒中Pb和Cd含量超標(biāo)率分別為82.1% 和100%。ISO 18664：2015《中醫(yī)藥—中藥材重金屬限量》中規(guī)定中藥材的Cd和Pb限值分別為2.0mg/kg和10 mg/kg，2015年版的《中國(guó)藥典》則規(guī)定中藥材的Cd和Pb限值分別是0.3mg/kg和5mg/kg。依據(jù)上述標(biāo)準(zhǔn)，中藥材牡丹皮中Cd濃度較《中醫(yī)藥—中藥材重金屬限量》和《中國(guó)藥典》的超標(biāo)率分別為77.1% 和100%，Pb含量則不超標(biāo)。因此，油用牡丹種植區(qū)的籽粒和牡丹皮Cd均超標(biāo)嚴(yán)重，Pb僅在籽粒中超標(biāo)嚴(yán)重。

表3 油用牡丹籽粒和牡丹皮的Cd、Pb含量變化

2.3 中度污染土壤鈍化修復(fù)

如圖1所示，不同用量的鈍化劑施用后土壤pH均顯著上升，但土壤CaCl2提取態(tài)Cd和Pb含量顯著下降。與鈍化前土壤比較，LS1、LS2和LS3鈍化劑施用量下，土壤pH升高了1.35、1.46和1.94個(gè)單位，土壤CaCl2提取態(tài)Cd含量顯著降低55.8%、63.3% 和71.5%，土壤CaCl2提取態(tài)Pb含量則顯著降低59.2%、60.1% 和80.6%。隨著鈍化劑施用量的增加，中度污染土壤的pH增加量和CaCl2提取態(tài)Cd、Pb含量降低率顯著上升。

如表4所示，不同用量鈍化劑對(duì)中度污染土壤上油用牡丹成活率和株高均無(wú)明顯的抑制作用，但牡丹皮和細(xì)根生物量(干重)以及細(xì)根長(zhǎng)度顯著增加了113% ~ 176%、794% ~ 1838% 和442% ~ 714%，且LS3處理的細(xì)根生物量和根長(zhǎng)最高。與CK1比較，鈍化處理對(duì)牡丹皮Cd和Pb含量以及細(xì)根Cd含量均無(wú)顯著影響，但顯著降低了細(xì)根Pb含量的45.3% ~ 63.0%。綜上所述，LS3處理下土壤有效態(tài)Cd、Pb含量以及油用牡丹的細(xì)根生物量最大，但LS1和LS2處理也具有較高的土壤有效態(tài)Cd和Pb鈍化效率且差異較小。結(jié)合成本分析，中度污染耕地施用10.1 t/hm2海泡石+1.12 t/hm2生石灰(LS1)即可取得較好的修復(fù)效果。

2.4 重度污染土壤鈍化修復(fù)

參考中度污染土壤的鈍化修復(fù)結(jié)果，重度污染土壤鈍化劑(LS4)用量提高至22.4 t/hm2海泡石+4.5 t/hm2生石灰。試驗(yàn)結(jié)果表明，鈍化處理對(duì)重度污染土壤上油用牡丹成活率和株高也無(wú)顯著影響，但顯著提高了牡丹皮和細(xì)根生物量(干重)以及細(xì)根長(zhǎng)度的8.08%、275% 和514%(表5)。與對(duì)照2(CK2)比較，鈍化修復(fù)顯著降低牡丹皮和細(xì)根Cd含量的60.1% 和59.6%，但對(duì)牡丹皮和細(xì)根Pb含量無(wú)顯著影響。與鈍化前土壤比較，22.4 t/hm2海泡石+4.5 t/hm2生石灰(LS4)鈍化處理后的土壤pH提高了0.92個(gè)單位，土壤CaCl2提取態(tài)Cd和Pb含量則從3.91 mg/kg和0.81 mg/kg下降至1.46 mg/kg和0.21 mg/kg，顯著降低了62.6% 和73.6%。

(圖中小寫(xiě)字母不同表示處理間差異達(dá)P<0.05顯著水平)

表4 不同用量鈍化劑對(duì)中度污染土壤油用牡丹生長(zhǎng)和Cd、Pb吸收的影響

注：結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示。同一列不同小寫(xiě)字母表示處理間一元方差分析差異顯著(<0.05)。

表5 鈍化處理對(duì)重度污染土壤油用牡丹生長(zhǎng)和Cd、Pb 吸收的影響

注：結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示。同一行不同小寫(xiě)字母表示處理間配對(duì)樣本T檢驗(yàn)差異顯著(<0.05)；“–”表示無(wú)數(shù)據(jù)。

3 討論

受礦區(qū)長(zhǎng)期采選活動(dòng)的影響，100畝油用牡丹種植區(qū)的耕地土壤已受到嚴(yán)重的Cd和Pb污染，土壤Cd和Pb超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)篩選值(GB15618—2018)的比例高達(dá)100% 和82.8%。趙筱青等[21]采集同一個(gè)礦區(qū)周邊農(nóng)田的14個(gè)土壤樣品，以國(guó)家GB15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅱ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)衡量，土壤Cd 和Pb的超標(biāo)率為 100% 和 66.7%，本研究結(jié)果與此較為一致。即使與風(fēng)險(xiǎn)管制值比較(GB15618—2018)，油用牡丹種植區(qū)的土壤Cd和Pb超標(biāo)率也高達(dá)97.1% 和20.0%。進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn)，油用牡丹籽粒Cd和Pb含量的超標(biāo)率高達(dá)100% 和82.1%(GB2762—2017)，牡丹皮Cd含量也較ISO 18664：2015《中醫(yī)藥—中藥材重金屬限量》和《中國(guó)藥典》的限量超標(biāo)高達(dá)77.1% 和100%。油用牡丹可食部分Cd和Pb含量嚴(yán)重超標(biāo)，一方面與土壤嚴(yán)重污染有關(guān)，另一方面也與油用牡丹較高的Cd和Pb吸收能力有關(guān)。與調(diào)查區(qū)周邊農(nóng)田種植的油料作物以及發(fā)表文獻(xiàn)中的油料作物比較(表6)，本研究油用牡丹籽粒Cd和Pb生物富集系數(shù)分別為0.97和0.002 1，均高于調(diào)查區(qū)周邊農(nóng)田種植的油菜、蘇麻等油料植物。油用牡丹籽粒的Cd生物富集系數(shù)高達(dá)0.97，與積累植物的生物富集系數(shù)(> 1)相近[22]。除花生果仁外[23]，油用牡丹籽粒的Cd生物富集系數(shù)同樣也高于文獻(xiàn)資料報(bào)道的油菜、大豆等油料植物可食部分的Cd生物富集。除了籽粒外，牡丹皮的Cd生物富集系數(shù)也高于山東、安徽等地采集的牡丹皮[24]。因此，油用牡丹是一種對(duì)土壤Cd、Pb具有較強(qiáng)富集能力的油料植物。牡丹皮的Cd生物富集系數(shù)顯著高于Pb，這也可解釋調(diào)查區(qū)的牡丹皮Cd含量超標(biāo)率較高但Pb含量并未超標(biāo)的現(xiàn)象。鑒于油用牡丹較高的Cd、Pb富集能力，采用鈍化修復(fù)技術(shù)降低污染土壤的重金屬有效性則是抑制油用牡丹Cd、Pb吸收的重要途徑，以確保其可以安全利用。

表6 研究區(qū)以及文獻(xiàn)報(bào)道的不同油料植物可食部分的Cd、Pb 生物富集系數(shù)

注：生物富集系數(shù)=植物可食部分含量(mg/kg)/土壤中含量(mg/kg)；“–”表示無(wú)數(shù)據(jù)。

不同用量鈍化劑均顯著提高了土壤pH并降低有效態(tài)Cd和Pb含量，這一結(jié)果與朱奇宏等[20]和Cao等[30]的報(bào)道結(jié)果基本一致。土壤pH的升高一方面會(huì)引起土壤顆粒表面負(fù)電荷的增加，提高重金屬的吸附能力；另一方面也利于金屬氧化物的存在，降低土壤可交換態(tài)Cd含量的同時(shí)提高可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量[20, 31]。此外，海泡石擁有較大的比表面積，通過(guò)對(duì)土壤溶液中重金屬的吸附也可降低其有效性[32]。中度污染土壤有效態(tài)Cd和Pb的鈍化修復(fù)效率隨著鈍化劑用量的增加效果增強(qiáng)，這與朱奇宏等[20]和孫約兵等[17]的研究結(jié)果也一致。鈍化修復(fù)對(duì)污染耕地上油用牡丹的成活率和株高均無(wú)顯著影響，但卻顯著提高了牡丹皮和細(xì)根生物量以及細(xì)根長(zhǎng)度，說(shuō)明鈍化修復(fù)對(duì)種植一年的油用牡丹根部生長(zhǎng)的影響顯著高于地上部。這一方面與鈍化修復(fù)降低土壤Cd和Pb的生物毒性有關(guān)，另一方面也與黏土礦物海泡石改善了污染土壤結(jié)構(gòu)差、生物活性低等性質(zhì)相關(guān)[17-18]，進(jìn)而促進(jìn)油用牡丹根系的生長(zhǎng)。本研究中，牡丹皮主要采自油用牡丹的主根系，這些主根系是隨著種苗一同移栽入土壤，而細(xì)根主要為移栽一年內(nèi)從種苗主根系重新生長(zhǎng)出的根系。與牡丹皮比較，細(xì)根生物量和根長(zhǎng)的增加效果更顯著，這進(jìn)一步說(shuō)明鈍化修復(fù)可促進(jìn)污染耕地上油用牡丹根系的生長(zhǎng)。朱奇宏等[20]和Cao等[30]的研究結(jié)果表明，鈍化修復(fù)條件下水稻、小青菜等植物體內(nèi)的Cd含量與土壤有效態(tài)Cd存在顯著的正相關(guān)。雖然鈍化修復(fù)顯著降低了土壤CaCl2提取態(tài)Cd和Pb含量，但中度污染土壤上牡丹皮Cd和Pb含量以及重度污染土壤上牡丹皮Pb含量并未出現(xiàn)顯著下降，這說(shuō)明土壤有效態(tài)重金屬并不是影響本研究中油用牡丹Cd、Pb吸收的主要因素。因?yàn)殁g化修復(fù)促進(jìn)油用牡丹根系生長(zhǎng)的同時(shí)，反而可能會(huì)導(dǎo)致根系從污染土壤中吸收更多的Cd和Pb。

無(wú)論是中度還是重度污染土壤，雖然鈍化修復(fù)后的牡丹皮Cd含量(1.63 ~ 1.87 mg/kg)略低于ISO 18664：2015《中醫(yī)藥—中藥材重金屬限量》中2.0mg/kg的Cd限量，但仍高于2015年版《中國(guó)藥典》的中藥材Cd限值(0.3mg/kg)。因此，污染耕地鈍化修復(fù)后的牡丹皮仍存在較高Cd超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)。GB15618—2018 《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》中指出，當(dāng)土壤中Cd、Pb含量高于風(fēng)險(xiǎn)管制值時(shí)，食用農(nóng)產(chǎn)品不符合質(zhì)量安全標(biāo)準(zhǔn)等農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)高，且難以通過(guò)安全利用措施降低食用農(nóng)產(chǎn)品不符合質(zhì)量安全標(biāo)準(zhǔn)等農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)，原則上應(yīng)當(dāng)采取禁止種植食用農(nóng)產(chǎn)品、退耕還林等嚴(yán)格管控措施。為了實(shí)現(xiàn)礦區(qū)周邊中重度污染耕地的安全利用，一方面可提高鈍化劑的施用量來(lái)進(jìn)一步降低土壤Cd和Pb的生物有效性，減少重金屬向油用牡丹可食部分的遷移，并加強(qiáng)土壤和農(nóng)產(chǎn)品重金屬的協(xié)同監(jiān)測(cè)；另一方面則建議采取污染耕地禁止種植食用農(nóng)產(chǎn)品的嚴(yán)格管控措施，用非食用的經(jīng)濟(jì)植物替代油用牡丹的種植，降低重金屬通過(guò)食物鏈傳遞對(duì)人體健康的威脅。

4 結(jié)論

1)油用牡丹種植區(qū)的耕地土壤Cd和Pb污染嚴(yán)重，與風(fēng)險(xiǎn)篩選值(GB15618—2018)相比超標(biāo)率高達(dá)100% 和82.8%。油用牡丹生長(zhǎng)兩年后，籽粒與牡丹皮的Cd和Pb含量也存在較高的超標(biāo)率，這一方面與土壤污染嚴(yán)重有關(guān)，另一方面也與油用牡丹較高的Cd和Pb吸收能力有關(guān)。

2)田間試驗(yàn)結(jié)果表明，鈍化劑施用對(duì)污染耕地上油用牡丹成活率和株高無(wú)顯著影響，但顯著提高了其根部生物量和根系長(zhǎng)度。不同用量鈍化劑均可顯著降低土壤CaCl2提取態(tài)Cd和Pb含量，但對(duì)牡丹皮Pb含量影響不顯著。鈍化修復(fù)后，牡丹皮中Cd含量仍存在較高的超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)。因此，中重度污染耕地上應(yīng)加大鈍化修復(fù)的強(qiáng)度以保證油用牡丹的生產(chǎn)安全，或者考慮非食用植物的替代種植技術(shù)。

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Assessment on Cd and Pb Pollution and Remediation by Chemical Stabilization in Oil Peony Planting Land in West Yunnan Province

HUANG Hao1, 2, ZHOU Tong2, WU Longhua2*, LI Hua1*, LI Jiaxun3

(1 College of Environmental & Resource Sciences of Shanxi University, Taiyuan 030006, China; 2 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Key Laboratory of Heavy Metal Pollution Control, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Nanjing 210008, China; 3 Agricultural Technology Extension Center, Lanping County Agricultural and Rural Bureau, Nujiang, Yunnan 673100, China)

Oil peony (Andr) is the new woody edible oil plant in China, but the safe production of oil peony growing in heavy metal polluted soil is still unclear. In this study, a survey of cadmium (Cd) and lead (Pb) pollution in oil peony planting land around a mining area in west of Yunnan Province was conducted, and the field experiments were also carried out to study the feasibility of chemical stabilization remediation for safe production of oil peony in moderately and severely polluted soils. The survey results showed that Cd and Pb pollution were very serious in the soils and plant edible parts of oil peony planting land, and there were 100% and 82.8% soil samples with Cd and Pb concentrations exceeding the risk screening value (GB 15618—2018), respectively. Due to the serious soil pollution, Cd and Pb concentrations in oil peony seeds and Cd concentration in peony barks sampled from the polluted soils all had high exceeding rates. In the moderately and severely polluted soils, chemical stabilization remediation had no significant effects on the survival rate and plant height of oil peony, but increased the root biomass and root length of oil peony. The combined application of lime and sepiolite decreased soil CaCl2extracted Cd and Pb concentrations by 55.8% and 59.2%, respectively, and the efficiency of stabilization increased with the dosage of stabilizing agents. No significant differences was found in Pb concentrations in peony bark, but soil remediation decreased Cd concentration in peony bark significantly. However, Cd concentration in peony bark was still high in the severely polluted soils after remediation. Thus, more stabilizing agent should be applied to ensure the safe production of oil peony in moderately and severely polluted soils, and the cooperative monitoring of Cd and Pb in soil and agricultural products should be enhanced.

Heavy metal pollution; Oil peony; Chemical stabilization; Clay minerals

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2020.05.008

黃皓, 周通, 吳龍華, 等. 滇西某油用牡丹種植區(qū)鎘鉛污染及鈍化修復(fù)效果評(píng)估. 土壤, 2020, 52(5): 927–934.

云南省科技廳重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2018BC003、2018BB017)和國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2018YFC1802600)資助。

黃皓(1994—)，男，江蘇揚(yáng)州人，碩士研究生，主要從事土壤重金屬修復(fù)工作。E-mail: 1575907496@qq.com