生物降解高分子缓释肥在多金属污染土壤中的固定化研究

师巾国，向 阳，茹旭东，赵贵哲，刘亚青

（中北大学山西省高分子复合材料工程技术研究中心/中北大学材料科学与工程学院，山西 太原 030051）

我国经济近几十年来迅速发展，但同时也带来了严重的环境问题。例如废气、污水和固体废物的排放，以及肥料、农药的不适当使用，使受重金属污染的农田占全国耕地总面积将近16%［1-2］。重金属污染不仅导致土壤肥力下降，而且还可能使农产品重金属含量超出国家标准，危害人畜健康，严重影响环境质量和经济的可持续发展。因此研究重金属在土壤中的有效性、迁移性以及对植物生长的影响势在必行。

重金属污染土壤修复技术主要分为原位治理和异位治理两大类［1，3］。原位治理更为经济，设备简单，操作方便，但治理周期比较长；异位治理的环境风险低，系统处理预测性比较高，但成本高且操作复杂。总的来看，原位治理中的化学稳定修复是最节省人力物力财力的方法。

目前，国内外常用的改良重金属污染土壤的材料主要包括纳米铁、碱性物质、无机粘土矿物、含磷化合物［4］（如纳米羟基磷灰石、磷酸盐矿石等）、植物残体、生物炭、碳黑/改性碳黑、污泥、堆肥［5］、高分子聚合物等。研究者们常用的有机改良剂基本都是含有氨基、多羧基化合物、腐殖酸富里酸。此外还有少量的生物聚合物［6-7］；余贵芬等通过室内盆栽实验发现应用腐殖酸可以很大程度转化红壤中Cd和Pb形态，实验结果显示重金属从残渣态向有机态转化，还发现胡敏酸可以抑制和固化可交换态的Cd和Pb［8］；有研究发现应用紫云英、稻草等天然有机材料可以通过改变土壤的理化性质如pH值、氧化还原电位等，从而使土壤中重金属有效态含量显著降低等等［9］。生物降解高分子材料可以改善人们生活质量、提高环境相容性、减少“白色污染”，目前已成为相当热门的研究课题。然而，到目前为止，生物降解高分子材料对重金属固定影响的研究还鲜有报道。

针对上述问题，我们通过番茄盆栽试验对含有营养元素氮磷钾的生物降解高分子缓释肥（SRPFNPK）和具有吸水功能的生物降解高分子缓释肥（SRPFWA）进行了重金属污染土壤修复研究，重点研究了两种缓释肥处理后的土壤养分含量（全氮、有效磷，速效钾）和有机质含量以及重金属的有效态含量、番茄各组织积累的重金属含量、番茄产量等，以进一步验证高分子聚合物的治理效果，为污染农田的原位化学修复提供可靠的科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

土壤样品采自山西省太原市的耕地，供试土壤风干后过2 mm筛，复合污染土壤处理中Cd、Cu、Pb、Zn分别投加相当于国家土壤环境质量标准（GB15618，1995）三级标准值 10、1、2、1.5倍的量。重金属形态分别为 CdCl2·2.5H2O、CuSO4·5H2O、Pb(CH3COO)2·3H2O、ZnSO4·7H2O，均为分析纯试剂。分别以固态加入到土壤中，混匀，含水率调节到40%，室内培养30 d，自然风干，得到试验用重金属复合污染土壤。土壤基本理化性状为砂粒38%、粉粒50%、粘粒12%，pH 8.2，有机质含量17.69 g/kg，全氮含量190 mg/kg、有效磷含量15.73 mg/kg、速效钾含量73.09 mg/kg，实测得到重金属的含量分别为Cd 15.22 mg/kg、Cu 385.96 mg/kg、Pb 1245.78 mg/kg、Zn 712.87 mg/kg。

生物降解高分子缓释肥，由中北大学山西省高分子复合材料工程技术研究中心提供。制备生物降解高分子缓释肥SRPFNPK的原料为尿素、甲醛、磷酸二氢钾等［10］；制备生物降解高分子缓释肥SRPFWA的原料为尿素、甲醛、磷酸二氢钾、高岭土、丙烯酸、丙烯酰胺等［11］。两种缓释肥N-P2O5-K2O 的含量为22-20-13。

供试作物番茄品种为白果强丰。

1.2 试验方法

试验于2017年5～9月在山西太原中北大学复合材料工程技术研究中心进行。盆栽试验选用规格60 cm×38 cm×28 cm的塑料箱，每箱装入高为25 cm的土壤，重45 kg。污染土壤装箱时，首先装入高度为5 cm的土壤（按照体积和容重换算重量，然后称重装入），然后再将20 cm的土壤称出（按体积和容重换算），与所施缓释肥混合均匀，再装入箱中，表层土壤铺平，然后浇入相当于25 cm土壤的最大持水量，即浇透，24 h后在日照强度小的时候进行番茄幼苗移栽。选取生长一致的5叶1心幼苗定植，每箱定植1株，沿箱中心种植，以后定期并定量浇水，使土壤相对含水量保持在40%～80%，每个处理浇水量均相同。

试验设生物降解高分子缓释肥SRPFNPK、SRPFWA和空白对照3个处理，3次重复。肥料添加量按照番茄的需肥规律N∶P2O5∶K2O=1∶1∶2，具体为每公顷施N 240 kg、P2O5219 kg、K2O 460.5 kg。

土壤样品采集：在苗期、开花期、结果期避开植物根系按S型法在垂直面取土。土样风干后，过筛保存，用于土壤基本理化性质和重金属的测定。

植株样品采集：植株样品先用自来水洗去粘附的泥土，然后用去离子水洗净，105℃杀青后80℃烘干至恒重，分成根、茎、叶片、果实4个部分，分别称重、粉碎、装瓶备用。

1.3 测试项目及方法

土壤样品基本理化性质：土壤砂粒、粉粒、粘粒、pH、有机质、全氮、有效磷、速效钾按照常规方法测试［12］。过氧化氢酶活性的测定采用高锰酸钾滴定法［13］。脲酶活性的测定采用次氯酸钠-苯酚钠比色法［14］。重金属全量用盐酸、硝酸、高氯酸、氢氟酸消煮、定容、过滤上清液［15］，用电感耦合等离子体质谱仪（ICP 6300，Thermo，USA）测试。重金属有效态含量测定采用0.01 mol/L CaCl2浸提，水土比为5∶1，室温下180 r/min震荡2 h，离心，0.45 μm滤膜过滤［16］，用电感耦合等离子体质谱仪（ICP 6300，Thermo，USA）测试。

植株各组织重金属含量：称取0.5 g植物样品，采用HNO3-HClO4混合酸（5∶1）进行湿式消解［17］，定容，过滤上清液，用电感耦合等离子体质谱仪（ICP6300，Thermo，USA）测试。

生物学产量：番茄果实收获后按照处理收集入塑封袋中并标记，分别用电子天平称重，记录产量，并记录结果数。

数据统计分析采用SPSS 24软件，作图采用Origin 8.0软件。

2 结果与分析

2.1 不同处理对土壤养分含量的影响

2.1.1 土壤全氮（TN） 土壤氮和有机质的消长共同决定微生物的分解作用。氮含量是土壤培肥的一个重要方面。由表1可知，SRPFNPK和SRPFWA处理土壤的全氮含量比空白处理高，原因在于SRPFNPK和SRPFWA中的氮主要以聚酰胺形式存在，酰胺结构在酶作用下水解成含氮小分子有机物，最终被植物吸收利用。氮含量也与2.4中酶活性是相关的，高分子缓释肥的施入使重金属活性降低，从而增加酶活性，提高酰胺键的水解速度，使土壤全氮含量明显增加。

2.1.2 土壤有效磷（AP） 磷是植物生长必需的三大营养元素之一，对植物的生长至关重要，有效磷是反应土壤磷素养分水平高低的重要指标。表1显示，SRPFNPK和SRPFWA处理的有效磷含量先增加后降低，而空白对照的有效磷含量一直降低，原因在于：高分子缓释肥先是缓慢释放出P，一方面用于开花期提高作物光合速率，供植物生长，另一方面释放的P主要是PO43-，会对重金属离子有一定的吸持作用，这与2.3中土壤有效态重金属含量明显减少结果一致。此外，在结果期，番茄需要大量吸收土壤中的有效磷为结果提供充足的养分，所以有效磷含量在结果期降低。相关性分析显示，土壤有效磷含量与土壤中Cu、Zn、Cd、Pb的有效态含量均呈负相关关系，相关系数分别为-0.811**、-0.763*、-0.578、-0.797*。

表1 不同处理对土壤理化特性以及有效态重金属含量的影响

2.1.3 土壤速效钾（AK） 番茄是需钾量较大的蔬菜作物，土壤中的速效钾是容易被植株吸收利用的。从表1可以看出，SRPFNPK和SRPFWA处理的速效钾含量先增加后减少，而空白对照的速效钾含量一直在减少。原因在于：SRPFNPK和SRPFWA先是缓慢释放出K，但在开花期释放速度加快，在结果期由于植物吸收量增大而有所降低［15］。此外，钾离子是高分子缓释肥表面最主要的阳离子，可能会与土壤中的重金属离子发生离子交换，从而导致重金属与高分子缓释肥表面官能团发生反应而形成沉淀等。

2.2 不同处理对土壤OM的影响

土壤有机质含量与土壤肥力密切相关，而且土壤有机质是微生物生命活动所需养分和能量的主要来源。从表1可以看出，SRPFNPK和SRPFWA处理的土壤有机质含量明显高于空白对照，说明高分子缓释肥的施入增加了土壤中的有机质含量，这样就会增加与重金属离子发生络合作用的位点，从而减少重金属离子的活性。这与2.3中土壤有效态重金属含量明显减少结果是一致的。相关性分析显示，土壤有机质含量与土壤中Cu、Zn、Cd、Pb的有效态含量均呈显著负相关，相关系数分别为-0.901**、-0.865**、-0.673*、-0.911**。

2.3 不同处理对土壤重金属有效态含量的影响

从表1可以看出，施用SRPFNPK后，土壤中重金属有效态含量极显著降低。与对照土壤相比，SRPFNPK处理的有效态Pb含量在苗期、开花期和结果期分别下降94.27%、94.87%和98.85%；同样，在苗期、开花期和结果期有效态Cd、Cu、Zn的浓度分别下降53.95%、71.07%和70.83%，92.32%、97.42%和98.80%，81.15%、94.26%和95.17%；与对照土壤相比，SRPFWA处理的有效态Pb浓度在苗期、开花期和结果期分别下降95.11%、95.57%和99.05%；同样，在苗期、开花期和结果期有效态Cd、Cu、Zn浓度分别下降63.72%、78.51%和77.08%，93.44%、97.89%和99.10%，81.85%、95.06%和96.06%。有机质含量是影响土壤重金属有效性的重要因素之一，SRPFNPK和SRPFWA施入土壤后，土壤有机质含量升高，促使有机质与重金属发生吸附、络合作用固定重金属，从而降低重金属的有效性［18］。此外，土壤速效磷含量也是影响因素之一，因为SRPFNPK和SRPFWA施入土壤后速效磷含量增加，从而增加了土壤表面负电荷（H2PO4-）的含量，使重金属以静电吸附方式吸附在土壤颗粒周围，此外产生的PO43-会与土壤中的重金属离子反应形成沉淀，从而降低重金属毒性［19］。

2.4 不同处理对土壤微生物酶活性的影响

脲酶是一种酰胺酶，能促进有机物分子中酰胺键的水解。从图1土壤脲酶活性的变化来看，空白对照的脲酶活性出现降低的趋势，而SRPFNPK和SRPFWA处理的脲酶活性先升高后降低，但均比空白对照高。原因在于：一方面，施入SRPFNPK和SRPFWA可以增加土壤有机质的含量，从而增强脲酶底物的作用，增加土壤微生物数量，促进有机物分子中酰胺键的水解；另一方面，可以减少重金属的有效态含量，降低重金属活性，从而减少重金属对脲酶活性的抑制［20-21］。结果期显著降低是因为在这个时期番茄根系对养分的吸收速度减慢，番茄生长代谢活动减缓，根系活动减弱，分泌物减少，代谢能力下降，致使土壤脲酶活性降低。

土壤过氧化氢酶促进过氧化氢的分解，有利于防止其对生物体的毒害作用。过氧化氢酶活性与土壤有机质含量有关，与微生物数量也有关。从图1土壤过氧化氢酶活性的变化来看，没有脲酶活性变化那么显著，但SRPFNPK和SRPFWA处理的也有微弱的先升高后降低的趋势且均比空白处理高，有研究发现土壤中的Cd、Zn对过氧化氢酶活性的作用主要为抑制，可能Cd、Zn与酶分子中活性部位巯基和含咪唑的配体等结合形成较稳定的络合物，从而产生与底物的竞争性抑制作用［22］，并最终导致土壤酶活性下降，而Pb对土壤过氧化氢酶活性的影响表现为激活作用。但是有研究发现在复合污染土壤中，过氧化氢酶活性明显降低［23］。

图1 不同处理对土壤微生物酶活性的影响

2.5 不同处理对植株各组织重金属积累的影响

图2 不同处理对番茄植株各组织重金属含量的影响

从图2可以看出，与对照番茄相比，SRPFNPK处理果实中Zn和Pb的浓度分别下降76.45%、90.63%并且在果实中没有可检测到的Cu和Cd；SRPFNPK处理叶片中Cu、Zn、Cd、Pb含量分别下降3.67%、35.84%、10.92%、39.12%；茎杆中Cu、Zn、Cd、Pb含量分别下降6.33%、5.64%、49.89%、5.28%；根部Cu、Zn、Cd、Pb含量分别下降26.81%、18.50%、43.65%、17.16%。SRPFWA处理果实中Zn和Pb浓度分别下降78.92%、93.80%，并且在果实中没有可检测到的Cu和Cd；叶片中Cu、Zn、Cd、Pb含量分别下降20.78%、41.66%、28.10%、52.20%；茎杆中Cu、Zn、Cd、Pb含量分别下降16.93%、13.99%、60.88%、15.95%；根部Cu、Zn、Cd、Pb含量分别下降36.97%、27.49%、49.55%、26.40%。由此可见，应用高分子缓释肥处理的番茄各组织中的重金属含量明显减少，而且SRPFWA处理的效果明显优于SRPFNPK处理，原因在于：SRPFWA中含有更多的羧酸官能团，对重金属的吸附以及络合效应更明显，所以SRPFWA处理土壤重金属有效态含量明显低于SRPFNPK处理，且转移到植株中的含量也明显低于SRPFNPK处理。更重要的是，高分子缓释肥处理的番茄果实中均没有检测到Cu和Cd，达到食品安全标准和食品污染物限量标准［24］。

2.6 不同处理对番茄产量的影响

由图3可知，SRPFNPK和SRPFWA处理的产量明显高于空白对照。番茄均重可以反映果实的大小，SRPFNPK和SRPFWA都是缓慢降解的高分子缓释肥，在番茄生长的整个时期均可供应养分，尤其是在后期仍然能够持续供应养分促进果实发育。从产量和均重两方面来看，SRPFWA处理的优势最明显。因为SRPFWA具有吸水保水功能，在番茄生长过程中能够保证其需水量，说明水分是植物生长必要的因素之一；而且SRPFWA含有更多与重金属离子发生络合作用的羧酸官能团，对番茄的生长抑制作用就更小。总的来说，空白对照受重金属的影响显著，果实大小明显受到抑制，且产量也很低。

图3 不同处理对番茄产量的影响

3 结论与讨论

在多重重金属污染土壤中，重金属是抑制作物生长的主要因素之一［25］，两种生物降解高分子缓释肥SRPFNPK和SRPFWA的施入能够降低土壤有效态重金属的含量，这主要归功于土壤有效磷和有机质含量的增加［26-27］。试验结果表明，SRPFNPK和SRPFWA对于改善土壤肥力，提高土壤微生物活性，降低重金属活性以及减少番茄组织内重金属的累积量、提高番茄产量具有重要意义。

与空白对照土壤相比，SRPFNPK和SRPFWA处理显著提高了土壤中氮磷钾养分的含量，促进作物生长，增加了有效磷对重金属的吸持作用，之前有研究发现，释放的PO43-会与土壤中的OH-离子和土壤中的重金属形成沉淀［28］，尤其是 Pb。 Hettiarachchi研究磷酸盐改良剂修复重金属污染土壤发现，Pb的固定主要是通过溶解-沉淀过程形成羟基亚磷酸盐沉淀而减少其移动性［29］，而且本研究中有效态Pb的减少也是比较显著的，且相关分析显示有效磷与重金属有效态含量之间是负相关关系。

土壤中的有机质含量越高，对金属的结合能力就越强［21］，而且有机质含量也反映土壤质量的好坏。林和陈的研究发现，随着有机质含量的增加，对重金属的吸附能力增强［26］。本试验结果显示，SRPFNPK和SRPFWA处理的有效态重金属含量相比于空白对照明显降低，且相关分析显示，有机质含量与有效态重金属含量之间显著负相关。

在本研究中，空白对照土壤中番茄生长严重受到抑制，添加SRPFNPK和SRPFWA后能够提高土壤有效磷和有机质的含量，而土壤中的PO43-可以与重金属离子形成沉淀、有机质可以与重金属离子发生络合作用而显著降低其毒性，从而使番茄各组织内重金属的积累量明显降低并且产量提升。

酶是土壤生态系统中的重要角色，其活性是评价土壤肥力的重要指标之一［30］。本研究中，SRPFNPK和SRPFWA处理较空白对照土壤显著提高了脲酶和过氧化氢酶的活性，说明SRPFNPK和SRPFWA改善了土壤环境，这主要与降低土壤中有效态重金属的含量有关［27］，同时酶活性的高低也与微生物的生长繁殖有关，这与李清飞的研究结果一致［31］。说明生物降解高分子缓释肥对污染土壤有明显改善作用。

本研究结果表明，施用SRPFNPK和SRPFWA处理番茄果实中重金属含量较空白对照显著降低，且Cd和Cu的含量均未检出，与食品中污染物限量标准以及食品卫生标准中的限量值相比，Cd和Cu的含量均达标，但Zn和Pb的含量均未达标。说明应用高分子缓释肥在混合高浓度重金属污染土壤上种植农作物时，还需要与其他改良剂结合使用，以进一步提高修复效果，从而达到国家食品污染物限量标准。

目前缓释肥在重金属修复方面的研究还比较浅显，通过本研究对其应用在重金属污染土壤中的稳定化研究，发现缓释肥不仅可以减少土壤环境效应，而且可以持续提供养分增加作物产量，在农业方面具有深远意义。

参考文献：

［1］ Yoon J K，Cao X，Ma L Q. Application methods affect phosphorus-induced lead immobilization from a contaminated soil［J］. Journal of Environmental Quality，2007，36（2）：373-378.

［2］ Li H，Ye X，Geng Z，et al. The influence of biochar type on long-term stabilization for Cd and Cu in contaminated paddy soils［J］. Journal of Hazardous Materials，2016，304：40-48.

［3］ 王洪才. 重金属污染土壤淋洗修复技术和固化/稳定化修复技术研究［D］. 杭州：浙江大学，2014.

［4］ Mignardi S，Corami A，Ferrini V. Evaluation of the effectiveness of phosphate treatment for the remediation of mine waste soils contaminated with Cd，Cu，Pb，and Zn［J］. Chemosphere，2012，86（4）：354-360.

［5］ Shen Z，Som A M，Wang F，et al. Long-term impact of biochar on the immobilisation of nickel（Ⅱ）and zinc（Ⅱ）and the revegetation of a contaminated site［J］. Science of the Total Environment，2016，542：771-776.

［6］ 于红艳，张昕欣. 腐殖酸与活性污泥对污染土壤联合修复研究［J］. 水土保持通报，2012，32（5）：248-252.

［7］ 刘洪军，刘新伟. 用有机修复剂实时修复受金属污染土壤：腐植酸在铜生物有效性中的作用［J］. 腐植酸，2011（6）：29-36.

［8］ 余贵芬，蒋新，和文祥，等. 腐殖酸对红壤中铅镉赋存形态及活性的影响［D］. 南京：南京理工大学，2002.

［9］ 陈怀满，熊毅. 紫云英和稻草对土壤溶液 pH 和Eh 的影响［J］. 土壤，1984（5）：189.

［10］ Cheng D，Zhao G，Bai T，et al. Preparation and nutrient release mechanism of a polymer as slowrelease compound fertilizer［J］. Journal of the Chemical Society of Pakistan，2014，36（4）：647-653.

［11］ Xiang Y，Ru X，Shi J，et al. Preparation and properties of a novel semi-IPN slow-release fertilizer with the function of water retention［J］.Journal of Agricultural and Food Chemistry，2017，65（50）：10851-10858.

［12］ 鲍士旦. 土壤农化分析［M］. 北京：中国农业出版社，2002：14-114.

［13］ Kumpiene J，Lagerkvist A，Maurice C. Stabilization of As，Cr，Cu，Pb and Zn in soil using amendments-a review［J］. Waste Management，2008，28（1）：215-225.

［14］ Sun Y，Sun G，Xu Y，et al. Assessment of sepiolite for immobilization of cadmium-contaminated soils［J］. Geoderma，2013，193：149-155.

［15］ Hseu Z Y. Evaluating heavy metal contents in nine composts using four digestion methods［J］.Bioresource Technology，2004，95（1）：53-59.

［16］ Houba V J G，Temminghoff E J M，Gaikhorst G A，et al. Soil analysis procedures using 0.01 M calcium chloride as extraction reagent［J］.Communications in Soil Science and Plant Analysis，2000，31（9-10）：1299-1396.

［17］ Hseu Z Y. Evaluating heavy metal contents in nine composts using four digestion methods［J］.Bioresource Technology，2004，95（1）：53-59.

［18］ 孙花，谭长银，黄道友，等. 土壤有机质对土壤重金属积累，有效性及形态的影响［J］. 湖南师范大学学报（自然科学版），2011，34（4）：82-87.

［19］ 李波，周正宾. 肥料中氮磷和有机质对土壤重金属行为的影响及在土壤治污中的应用［J］.农业环境保护，2000，19（6）：375-377.

［20］ He H，Tam N F Y，Yao A，et al. Effects of alkaline and bioorganic amendments on cadmium，lead，zinc，and nutrient accumulation in brown rice and grain yield in acidic paddy fields contaminated with a mixture of heavy metals［J］. Environmental Science and Pollution Research，2016，23（23）：23551-23560.

［21］ Bolan N，Kunhikrishnan A，Thangarajan R，et al.Remediation of heavy metal（loid）s contaminated soils-to mobilize or to immobilize［J］. Journal of Hazardous Materials，2014，266：141-166.

［22］ 韩桂琪，王彬，徐卫红，等. 重金属 Cd，Zn，Cu，Pb 复合污染对土壤微生物和酶活性的影响［J］. 水土保持学报，2010（5）：238-242.

［23］ 杨志新，冯圣东，刘树庆. 镉，锌，铅单元素及其复合污染与土壤过氧化氢酶活性关系的研究［J］. 中国生态农业学报，2005，13（4）：138-141.

［24］ 邹富桢，龙新宪，余光伟，等. 混合改良剂钝化修复酸性多金属污染土壤的效应—— 基于重金属形态和植物有效性的评价［J］. 农业环境科学学报，2017，36（9）：1787-1795.

［25］ Kabata-Pendias A，Pendias H. Trace elements in soils and plants［M］. 3rd ed. Boca Raton：CRC Press，2001：155-161.

［26］ Lin J G，Chen S Y. The relationship between adsorption of heavy metal and organic matter in river sediments［J］. Environment International，1998，24（3）：345-352.

［27］ 李江遐，关强，黄伏森，等. 不同改良剂对矿区土壤重金属有效性及土壤酶活性的影响［J］.水土保持学报，2014，28（6）：211-215.

［28］ Wan J，Zhang C，Zeng G，et al. Synthesis and evaluation of a new class of stabilized nanochlorapatite for Pb immobilization in sediment［J］. Journal of Hazardous Materials，2016，320：278-288.

［29］ Hettiarachchi G M，Pierzynski G M，Ransom M D.In situ stabilization of soil lead using phosphorus［J］. Journal of Environmental Quality，2001，30（4）：1214-1221.

［30］ 邵文山，李国旗. 土壤酶功能及测定方法研究进展［J］. 北方园艺，2016（9）：188-193.

［31］ 李清飞，王世香，邹法俊. 有机肥对 Cd，Pb 复合污染酸性土壤生物特性和油菜生长的影响［J］. 河南农业科学，2017，46（3）：71-74，106.