馬建芳，周瓊，周穎杰，董苾莉

(寧波市奉化區(qū)農(nóng)業(yè)技術服務總站，浙江 寧波 315500)

土壤重金屬污染一直是我國土壤環(huán)境安全面臨的最主要的問題之一，隨著工業(yè)化和城市化的快速發(fā)展，生活污水、工業(yè)三廢及農(nóng)田污水灌溉等人類活動都導致土壤重金屬污染日益嚴重[1-2]。鎘(Cd)是一種重金屬元素，對人體腎臟、生殖器官、大腦等多種臟器都特別有害，目前仍然缺乏能夠抵消鎘毒性的治療方法。食物攝入是人接觸鎘的主要來源之一[3]。土壤重金屬修復可分為物理、化學或生物方法、隔離法、土壤原位鈍化修復法等。物理、化學或生物的方法成本高，隔離法工程技術要求高，原位鈍化修復法是采用各種鈍化材料，通過對重金屬的吸附沉淀、絡合等作用，將重金屬固定在土壤中，降低其在環(huán)境中的遷移性和生物可利用性，是投入較低、操作簡便、環(huán)境友好的土壤修復方法[4-5]。原位鈍化技術因其鈍化速率快、效果顯著、穩(wěn)定性好、價格適中、操作簡單等特點而廣泛地應用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中[6-7]。奉化區(qū)根據(jù)《浙江省農(nóng)田土壤污染監(jiān)測預警體系建設實施方案》要求，從2017年開始對區(qū)內(nèi)農(nóng)用地設立20個省控土壤污染監(jiān)測預警點，其中西塢街道監(jiān)測點農(nóng)田土壤、籽粒鎘臨界。2019年在該地開展以Cd作為目標污染物，以實現(xiàn)治理區(qū)域內(nèi)農(nóng)產(chǎn)品可食用部位中目標污染物含量降低到GB 2762—2022規(guī)定的衛(wèi)生標準以下為目標重金屬污染耕地土壤治理，從而研究篩選水稻籽粒產(chǎn)品中重金屬合格的藥劑配比，以降低農(nóng)田土壤重金屬污染風險、提高水稻安全性。

1 材料與方法

1.1 試驗時間和地點

試驗于2019年4—11月在寧波市奉化區(qū)西塢街道廟后周村進行，試驗面積13 333 m2。種植前，每6 667 m2采集0～20 cm的農(nóng)田土壤，采集10個土壤點樣，均勻混合制成2個混合樣后由實驗室檢測分析。

檢測結果為，該農(nóng)田土壤pH值在4.79～5.44，農(nóng)田土壤已經(jīng)有一定程度的酸化，8項重金屬指標均有檢出，其中鎘含量為0.23～0.27 mg·kg-1，接近0.3 mg·kg-1標準值。根據(jù)《土壤環(huán)境質量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)，評價模式常用污染指數(shù)法或者與其有關的評價方法，對土壤原始檢測值進行單因子污染、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)對土壤重金屬存在的風險進行綜合評價，內(nèi)梅羅綜合指數(shù)P為0.83，土壤污染程度為：警戒線。

前茬該農(nóng)田種植品種為甬優(yōu)15，籽粒樣品經(jīng)檢測分析，檢測結果以《食品安全國家標準食品中污染物限量》(GB 2762—2017)標準對比，稻谷籽粒重金屬含量達標，其中鎘含量0.18 mg·kg-1，臨近標準值，占標率90%。

1.2 試驗材料

鈍化劑種類眾多，大致可分為無機類和有機類[8]。試驗的鈍化劑采用3種不同成分的藥劑。I藥劑主要成分為MgO 81.67%、CaO 8.14%、SiO210.19%，pH值13.0，呈灰色粉末狀，主要原料為活性氧化鎂、鈣礦粉混合物，水分含量≤5%；Ⅱ藥劑主要成分為SiO244.45%、FeSO418.75%、Al2O317.50%、K2O 1.39%、CaO 1.36%、MgO 1.19%，灰色粉末狀，主要原料為二氧化硅、硫酸亞鐵、氧化鋁的天然礦粉混合物，水分含量≤15%，pH值7～8。 Ⅲ藥劑主要成分為SiO250.19%、Al2O320.33%、FeSO411.25%、K2O 1.52%、CaO 1.49%、MgO 1.31%，灰色粉末狀，主要原料為二氧化硅、氧化鋁、硫酸亞鐵的天然礦粉混合物，水分含量≤15%，pH值7～8。

1.3 試驗設計

本試驗直接采用不同的鈍化劑不同的劑量對Cd(鎘)鈍化作用。鈍化的機理主要是通過改變土壤性狀來降低土壤中重金屬的活性，以鎂基、硅基鈍化劑處理并篩選適用本試點項目土壤的鈍化劑配比，形成以“拒吸、鈍化、去除”為核心的重金屬聯(lián)合阻控技術模式，有效控制重金屬從土壤向作物體內(nèi)轉移，保障農(nóng)產(chǎn)品安全。

農(nóng)田種植品種仍為甬優(yōu)15，大區(qū)試驗，各小區(qū)平均667 m2，鈍化藥劑施用量見表1。各試驗小區(qū)用農(nóng)田土壤起壟合圍，壟高25～30 cm，壟寬20 cm。設置進出水口，單灌單排，避免串灌串排。土壤鈍化劑施入土壤后7 d，正常進行插秧。所有小區(qū)按照常規(guī)農(nóng)事操作進行田間管理(化肥、農(nóng)藥施用種類、施用量確保一致)。水稻成熟收獲后，采集各小區(qū)土壤、水稻稻米樣品。分析土壤pH值、重金屬總量；分析稻米中重金屬含量。

2 結果與分析

2.1 施用鈍化劑后籽粒中重金屬含量

將收獲的籽粒檢測結果與《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762—2017)標準對比見表2，各試驗組籽粒中鎘含量均達到限值要求。

表2 水稻籽粒中重金屬檢測結果 單位：mg·kg-1

農(nóng)用地污染治理效果評價點位的農(nóng)產(chǎn)品可食部位中目標污染物的單因子污染指數(shù)算術平均值和農(nóng)產(chǎn)品樣本超標率判定治理區(qū)域的治理效果。水稻籽粒中各重金屬單因子指數(shù)詳見表3。

表3 水稻籽粒中各重金屬單因子指數(shù)

由表3可知，水稻成熟期籽粒樣品8項重金屬單因子指數(shù)在0.11～0.95，單因子污染指數(shù)均值為0.72。其中Cd單因子指數(shù)在0.42～0.89，單因子污染指數(shù)均值為0.60。

由表2、表3可知，樣本均達標(即超標率為0)，因此，依據(jù)《耕地污染治理效果評價準則》采樣農(nóng)產(chǎn)品可食部位中目標污染(Cd)的單因子污染指數(shù)算術平均值和農(nóng)產(chǎn)品超標率判定試點項目的治理效果，本期試驗結果達標。

2.2 施用鈍化劑對土壤pH值的影響

藥劑施用前土壤樣品pH值在4.79～5.44，土壤呈酸性。2019年水稻成熟期3個空白對照點土壤樣品檢測表明pH值在5.04～5.35，試驗組1鈍化劑施加后的pH值在5.31～6.07，試驗組2鈍化劑施加后的pH值在5.01～5.27，試驗組3鈍化劑施加后的pH值在5.01～5.40。從試驗結果來看，施用土壤鈍化劑后土壤酸堿度略有改善。

2.3 施用鈍化劑對土壤Cd重金屬的影響

2.3.1 鈍化劑Ⅰ試驗結果

施加Ⅰ鈍化劑后土壤中有效態(tài)鎘變化情況見表4、表5。試驗組1施用鈍化劑后，1-2～1-4、4-1～4-3土壤中有效態(tài)Cd的含量平均值為0.096 mg·kg-1，與2018年土壤有效態(tài)Cd的含量0.133 mg·kg-1對比，平均下降值0.037 mg·kg-1，下降率為27.94%。由表5可見：Ⅰ鈍化劑對土壤中鎘具有一定鈍化效果，具有一定程度的阻控效果，較上一年度下降27.94%；Ⅰ鈍化劑添加量280 kg·hm-2時對鎘的鈍化效果最好，其次為220 kg·hm-2添加量，Ⅰ鈍化劑對土壤中鎘的鈍化效果為280 kg·hm-2>220 kg·hm-2>240 kg·hm-2>80 kg·hm-2>(160 kg·hm-2=200 kg·hm-2)，可見Ⅰ鈍化劑對鎘有效態(tài)的鈍化效果與藥劑添加量無明顯關聯(lián)性；添加鈍Ⅰ化劑后，對水稻籽粒中鎘含量阻控效果，280 kg·hm-2時最好，其次為200 kg·hm-2時，Ⅰ鈍化劑對鎘的阻控效果為280 kg·hm-2>200 kg·hm-2>240 kg·hm-2>160 kg·hm-2>80 kg·hm-2>200 kg·hm-2，可見Ⅰ鈍化劑對鎘的阻控效果與藥劑添加量無明顯關聯(lián)性。

表4 試驗組1土壤中有效態(tài)鎘變化情況

2.3.2 鈍化劑Ⅱ試驗結果

施加Ⅱ鈍化劑后試驗組2土壤中有效態(tài)鎘變化情況見表6。試驗組2施用鈍化劑后，處理2-2～2-4土壤中有效態(tài)Cd的含量平均值為0.088 mg·kg-1，與2018年土壤有效態(tài)Cd的含量0.133 mg·kg-1對比，平均下降值0.045 mg·kg-1，下降率為33.58%。

表6 試驗組2土壤中有效態(tài)鎘變化情況

由表6、表7可見：Ⅱ鈍化劑對土壤中鎘具有一定鈍化效果，具有一定程度的阻控效果，較上一年度下降33.58%；Ⅱ鈍化劑添加量160 kg·hm-2時對鎘的鈍化效果最好，其次為240 kg·hm-2添加量，Ⅱ鈍化劑對土壤中鎘的鈍化效果為160 kg·hm-2>240 kg·hm-2>80 kg·hm-2，可見Ⅱ鈍化劑對鎘有效態(tài)的鈍化效果與藥劑添加量無明顯關聯(lián)性；添加Ⅱ鈍化劑后，對水稻籽粒中鎘含量阻控效果，240 kg·hm-2時最好，其次為160 kg·hm-2時，Ⅱ鈍化劑對鎘的阻控效果為240 kg·hm-2>80 kg·hm-2>160 kg·hm-2，可見Ⅱ鈍化劑對鎘的阻控效果與藥劑添加量無明顯關聯(lián)性。

表7 試驗組2不同鈍化劑添加量對土壤、籽粒中鎘含量的影響

2.3.3 鈍化劑 Ⅲ試驗結果

施用鈍化劑 Ⅲ后，3-2～3-4土壤中有效態(tài)Cd的含量平均值為0.067 mg·kg-1，與2018年土壤有效態(tài)Cd的含量0.133 mg·kg-1對比，平均下降值0.066 mg·kg-1，下降率為49.37%。

由表8、表9可見：Ⅲ鈍化劑對土壤中鎘具有一定鈍化效果，具有一定程度的阻控效果，有效鎘含量較上一年度下降49.37%、籽粒中鎘含量下降50.19%、籽粒中汞含量下降38.89%。Ⅲ鈍化劑添加量344 kg·hm-2時對鎘的鈍化效果最好，其次為264 kg·hm-2添加量，Ⅲ鈍化劑對土壤中鎘的鈍化效果為344 kg·hm-2>264 kg·hm-2>184 kg·hm-2，可見 Ⅲ鈍化劑對鎘有效態(tài)的鈍化效果與藥劑添加量成正比；添加 Ⅲ鈍化劑后，對水稻籽粒中鎘含量阻控效果，344 kg·hm-2時最好，其次為264 kg·hm-2時，Ⅲ鈍化劑對鎘的阻控效果為344 kg·hm-2>264 kg·hm-2>184 kg·hm-2，可見 Ⅲ鈍化劑對鎘的阻控效果與藥劑添加量成正比。

表8 試驗組3土壤中有效態(tài)鎘變化情況

表9 試驗組3不同鈍化劑添加量對土壤、籽粒中鎘含量的影響

3 結論與討論

土壤pH值是土壤環(huán)境質量調(diào)查與評價中最關鍵的土壤性質之一。對于重金屬污染的土壤，土壤pH值是影響土壤重金屬有效性的關鍵因素，土壤pH值升高會明顯增強土壤對陽離子的吸附能力，降低土壤中重金屬活性[9-10]。有研究表示，當土壤pH值升高時，土壤中有效態(tài)Cd含量相比對照最高降低幅度達到70%[11]。試驗農(nóng)田土壤呈酸化趨勢，所用鈍化劑施用后減緩了土壤酸化趨勢，農(nóng)田土壤pH值略有提高(提高了0.22～0.63)。實驗組Ⅰ鈍化劑、Ⅱ鈍化劑、 Ⅲ鈍化劑，土壤中有效態(tài)鎘含量較2018年分別平均下降27.94%、33.58%、49.37%，實驗組Ⅰ、Ⅱ鈍化劑下降程度與藥劑施用量關聯(lián)性不明顯，Ⅲ鈍化劑下降程度與藥劑施用量成正比；水稻籽粒中鎘含量較2018年分別平均下降38.08%、36.11%、50.19%，各實驗組阻控效果較明顯；Ⅰ藥劑施用量280 kg·hm-2時土壤中有效態(tài)鎘鈍化(達36.22%)、藥劑施用量280 kg·hm-2時籽粒中鎘阻控效果最佳(達41.24%)；Ⅱ藥劑施用量240 kg·hm-2時籽粒中鎘阻控效果最佳(達33.33%)；Ⅲ藥劑施用量344 kg·hm-2時土壤中有效態(tài)鎘鈍化效果最明顯(達49.59%)、籽粒中鎘阻控效果最佳(達50.60%)。 Ⅲ鈍化劑對土壤鎘的鈍化效果、籽粒中鎘含量的阻控作用均較好，從藥劑添加量(成本)角度考慮，將 Ⅲ鈍化劑184 kg·hm-2作為推薦藥劑組合，提高農(nóng)產(chǎn)品安全利用的保證。同時加強對試驗區(qū)跟蹤監(jiān)測，進一步驗證治理效果的時效性，為后續(xù)技術推廣應用提供更為翔實的技術參數(shù)。