沼渣腐殖质对Cd污染土壤的淋洗效果及性质影响

王胜　季蒙蒙　阮文权　汪光　刘双月　薛卫杰　张长波　邓芸

摘要：針对湖南水稻田土壤Cd污染问题，用沼渣中提取的腐殖质作为土壤淋洗剂，研究沼渣腐殖质溶液对农田土壤中重金属Cd的淋洗效果。通过室内模拟试验，采用振荡淋洗方式研究沼渣腐殖质溶液对不同含量Cd污染土壤中Cd去除效果和土壤性质的影响，并对淋洗过程中的土壤重金属含量进行动力学分析，最后初步探讨沼渣腐殖质溶液淋洗去除土壤中Cd的机理。结果表明：当液土比为4∶1（质量比），淋洗时间为120 min时，沼渣腐殖质溶液淋洗低含量和高含量Cd污染土壤对土壤中Cd去除率分别为57.73%和54.66%。沼渣腐殖质淋洗土壤的过程为非均相扩散过程。淋洗后土壤中可提取态Cd去除效果明显，同时有机质、氮、磷、钾等营养元素含量有所提高，酶活性先下降后上升。与淋洗前土壤上种植的水稻相比，淋洗后2种土壤上水稻种子发芽率以及幼苗株高、鲜质量和干质量都有所提高。沼渣腐殖质溶液淋洗Cd污染土壤可破坏土壤中的O-Cd键。说明沼渣腐殖质在Cd污染农田修复和Cd污染工业场地修复领域具有一定的应用潜力。

关键词：Cd污染农田；沼渣腐殖质溶液；土壤淋洗

中图分类号：TE991.3文献标识码：A文章编号：1000-4440（2023）05-1169-10

Effects of biogas residue humus on the leaching efficiency and properties of Cd contaminated soilWANG Sheng1，JI Meng-meng1，RUAN Wen-quan1，WANG Guang2，LIU Shuang-yue3，XUE Wei-jie3，ZHANG Chang-bo3，DENG Yun1

（1.School of Environment and Civil Engineering， Jiangnan University， Wuxi 214122， China;2.National Key Laboratory of Water Environment Simulation and Pollution Control， South China Institute of Environmental Sciences， Ministry of Ecology and Environment， Guangzhou 510665， China;3.Key Laboratory of Original Agro-Environmental Pollution Prevention and Control， Agro-Environmental Protection Institute， Ministry of Agriculture and Rural Affairs， Tianjin 300191， China）

Abstract：Aiming at the problem of Cd pollution in the paddy soil in Hunan province， the effect of biogas residue humus on heavy metal Cd in farmland soil was studied by using humus extracted from biogas residue as soil leaching agent. Through indoor simulation experiments， the effects of biogas residue humus solution on Cd removal effect and soil properties in contaminated soil with different contents of Cd were studied by oscillating washing method， and the kinetics analysis of heavy metals content in soil was performed. Finally， the mechanism of removing Cd in soil by leaching with biogas residue humus solution was preliminarily discussed. The results showed that when the liquid-to-soil ratio was 4∶1 and the washing time was 120 min， the Cd removal rates of low Cd contaminated soil and high Cd contaminated soil by washing with biogas residue  humus solution were 57.73% and 54.66%， respectively. The leaching of biogas residue humus solution was a heterogeneous diffusion process. After washing， the extractable Cd in the soil was obviously removed， the contents of nutrients such as organic matter， nitrogen， phosphorus and potassium were improved， and the enzyme activity decreased first and then increased. Compared with rice planted on the soil before leaching， the seed germination rate， plant height， fresh weight and dry weight of rice planted on both soils after leaching were also increased. In addition， leaching Cd contaminated soil with biogas residue humus solution could destroy the O-Cd bonds in the soil. The results of this study proved that biogas residue humus had certain application potential in the field of Cd contaminated farmland and industrial site remediation.

Key words：Cd polluted farmland；biogas residue humus solution；soil leaching

土壤镉污染是全球面临的严重环境问题之一[1]，中国重金属污染土壤中重金属镉（Cd）含量以7%的超标率排在首位[2]。此外，农田土壤镉污染造成的膳食镉暴露是人类摄入镉的最主要途径之一，中国有56%～59%的膳食镉暴露来自大米[3]。镉具有高毒性、迁移性强和生物累积性。因此，修复镉污染农田土壤是关系中国生态环境保护、粮食安全和农业发展的重大问题[4]。

然而，目前可用于农田镉污染土壤修复的技术非常有限。传统的换土、土壤隔离、固化等方式，都会影响作物生产。目前农田镉污染土壤修复应用最多的方法是原位化学稳定和农艺管理，这2种方法都难以降低土壤镉的总量，长期风险也没有得到解决。土壤淋洗通过淋洗剂对重金属的溶解、螯合、解吸等达到永久去除土壤中重金属的目的[5-6]。然而，常用的淋洗剂虽然能有效去除土壤重金属[7-8]，但都存在一些不足，如盐酸和氯化钙等无机淋洗剂不仅会降低土壤肥力，且淋洗后土壤中氯离子的残留会造成土壤盐渍化[9]；螯合剂乙二胺四乙酸（EDTA）难以生物降解[10]，容易造成土壤二次污染[11]。因此，开发一种高效且环境友好型的淋洗剂对重金属污染土壤修复具有重要意义。

研究结果表明，腐殖质中含有的醇羟基、羧基和酚羟基等多种电子供体，可以和重金属形成配位键[12]，可作为淋洗剂去除土壤中的重金属。腐殖质是土壤中存在的一类天然有机质，可以增加土壤肥力。此外，腐殖质的原材料来源广泛，胡梦凌等[13]研究结果表明，从风化褐煤中提取的腐殖质能有效淋洗去除重金属污染土壤中的Cd。张思宇[14]利用秸秆堆肥中提取的腐殖质对底泥进行淋洗试验，发现底泥中镉、镍的去除率分别达到86.88%和43.84%，且淋洗后土壤中营养物质含量增加。Kulikowska等[15]研究发现，从污泥堆肥中提取的腐殖质在最佳淋洗条件下对土壤中的Cd有较高去除率（82.6%）。Dorota等[16]研究结果表明，从活性污泥中提取的腐殖质对铜锌复合重金属污染土壤有较好的淋洗效果，土壤中铜、锌去除率均超过50%。蒋鹏等[17]通过原位土柱淋洗试验，发现猪场沼液和稻草腐解液对土壤中铬的去除率可达90%以上。

随着中国沼气工程的迅速发展，沼渣年产量超过108 t[18]，沼渣不仅富含腐殖质，还含有氮、磷、钾等植物所需的营养元素，以及蛋白质、氨基酸、激素、维生素等。沼渣的资源化利用符合中国循环经济发展和低碳发展的要求。然而利用沼渣腐殖质溶液淋洗作用修复镉污染土壤的研究报道鲜见。

本研究从秸秆厌氧发酵沼渣中提取腐殖质作为淋洗剂，对湖南Cd污染稻田土壤开展淋洗作用研究，分析液土比和淋洗时间两个淋洗参数对土壤Cd去除率的影响以及淋洗对土壤理化性质的影响，初步揭示从秸秆厌氧发酵沼渣中提取的腐殖质淋洗土壤中Cd的潜在机理，为Cd污染农田土壤修复技术提供数据支持。

1材料与方法

1.1供试材料

1.1.1试验用沼渣取自江苏省厌氧生物技术重点实验室。沼渣风干磨碎，过100目筛后储存于塑料箱中备用。沼渣基本理化性质如表1所示，沼渣pH值为9.25±0.34，为弱碱性，沼渣中有机质含量为73.75%±2.75%，总氮含量为（1.83±0.26） g/kg，总磷含量为（0.33±0.09） g/kg，总钾含量为（3.91±0.31） g/kg，重金属Cd在沼渣中未检出。

1.1.2供试土壤试验所用2种土壤均采自湖南省湘潭市水稻田，采样深度為0～20 cm，去除杂质后，自然风干研磨过2 mm筛网，并储存于塑料桶中，2种土壤标记为土样1和土样2。2种土壤均为弱酸性砂质壤土，2种土壤中Cd含量分别为1.25 mg/kg和16.33 mg/kg，超过中国土壤环境质量标准（GB 15618-2018）中Cd的含量标准（Cd≤0.30 mg/kg）。2种土壤理化性质如表2所示。

1.2试验设计

1.2.1沼渣腐殖质的提取在风干后沼渣中加入20倍沼渣质量的碱性焦磷酸钠溶液（0.10 mol/L NaOH+0.10 mol/L Na₄P₂O₇），60 ℃恒温以160 r/min振荡2 h，离心10 min（转速为4 000 r/min），上清液即为沼渣腐殖质溶液[19]。通过测定，沼渣腐殖质溶液pH为12.53，总有机碳为5.70 g/L。

1.2.2淋洗参数对土壤中Cd去除率的影响在固定质量的土壤样品中加一定量的沼渣腐殖质溶液，在25 ℃恒温条件下150 r/min振荡一定时间，然后将10份土壤样品在4 000 r/min转速下离心10 min，弃去上清液后土壤样品部分再按照上述操作重复淋洗3次。经重复淋洗的土壤样品离心后去掉上清液后风干，并磨碎过100目筛，测定风干后土壤Cd含量。在其他参数不变的情况下，依次取液土比（质量比）和振荡时间2个因素，研究各因素对土壤中Cd去除率的影响，确定各变量的最佳值。以碱性焦磷酸钠溶液淋洗为对照，每组试验做3个平行样品，报告值为样品的平均值。

1.2.3水稻种植试验利用0.1 mol/L NaHCO3和0.1 mol/L HCl调节淋洗后的土壤pH为6.0～6.5。称取2种原始土壤和淋洗后的土壤各100 g于培养皿中，向培养皿中加入去离子水，保持土壤含水量大于80%，向每个培养皿中放入25粒已浸种24 h的水稻种子，最后撒上一层2 cm左右的土壤样品完全覆盖水稻种子，放置于27 ℃恒温培养箱中，观察7 d，记录发芽情况，计算出发芽率。然后继续培养14 d，从每个培养皿中随机取10株水稻幼苗，洗净后测量株高并称量鲜质量，放入105 ℃烘箱，烘干1 h后，然后在50 ℃烘箱中烘干至恒质量，烘干后并放入干燥器中冷却，最后称量干质量。每组试验做3个平行样品。

1.3测定项目及方法

沼渣各项指标测定参照有机肥料测定标准方法[20]测定。沼渣腐殖质溶液中可溶性物质含量三维荧光光谱采用荧光光度计进行测定；土壤pH采用水提取（水土比为2.5，质量比）测定；土壤粒径分布采用激光粒度分布仪测定；土壤电导率采用电导法测定；土壤有机质含量采用重铬酸钾外加热法测定；土壤交换性盐含量采用乙酸铵提取法测定；土壤总氮含量采用凯氏定氮法测定；土壤总磷含量采用H₂SO₄-HNO₃消解-钒钼黄比色法测定；土壤速效钾含量采用醋酸铵提取法测定；土壤和沼渣中Cd和总钾含量采用三酸消解-火焰原子吸收光谱法（AAS）测定。采用扫描电子显微镜-能谱仪（SEM-EDS）对土壤颗粒表面形态和元素组成进行分析；采用BCR连续提取法对土壤重金属形态进行分析[21]；土壤脱氢酶和β-葡萄糖苷酶活性采用试剂盒分光光度法测定[11]。土壤和沼渣中官能团种类采用傅里叶红外光谱仪（FT-IR）测定，扫描范围为400～4 000 cm^-1。

1.4数据处理

2结果与讨论

2.1淋洗参数对土壤中Cd的去除率

液土比和淋洗时间是淋洗方法在工程应用中尤为重要的2个因素，制约了淋洗的成本和效率，以及后处理的难易程度。如图1A所示，液土比为2～8时，土样1和土样2的Cd去除率分别为27.78%～69.16%和24.76%～71.23%。Cd去除率随液土比增加而升高，是由于更多的淋洗剂提供了更多结合位点[22]。液土比为2～4时，Cd去除率提高的斜率大于液土比为5～8时。由于液土比增加会使水和能源的消耗量增加，并产生更多的含Cd废水，增加后续处理的难度和成本，因此在后续的研究中，将液土比设置为4。岳松涛等[23]利用氯化镁淋洗镉污染土壤，当液土比为20时，对镉的去除率为69.54%。与之相比，腐殖质溶液淋洗可以减少大量后续废水处理成本。

由图1B可知，0～120 min为淋洗反应的快速反应阶段，土壤中Cd去除率随淋洗时间的增加而剧增，分别达到57.73%和54.66%。120～720 min为慢速反应阶段，去除率仅提高了3.13%和2.38%，说明淋洗基本达到平衡。Zhang等[24]从有机废物秸秆中提取腐殖质淋洗土壤中Cd、Ni时，Cd的平衡时间也为120 min。当液土比和淋洗时间与腐殖质溶液淋洗相同时，碱性焦磷酸钠溶液（CK）淋洗2种土样对Cd的去除率分别仅为3.68%和3.71%。由此可见，腐殖质是沼渣提取液淋洗去除土壤中Cd的关键。

当液土比为4时，用沼渣腐殖质溶液淋洗不同时间，对2种土样的Cd淋洗动力学数据进行一级动力学方程和二级动力学方程拟合，结果如表3、图2所示。土样1和土样2的一级动力学方程决定系数（R²₁）分别为0.991 6和0.991 7，二级动力学方程决定系数（R²₂）分别为0.999 1和0.997 1，说明2种淋洗动力学模型均可以较好地拟合沼渣腐殖质溶液对Cd的淋洗动力学过程。相比之下，二级动力学方程R2更高，拟合度更好，说明沼渣腐殖质溶液对Cd的淋洗过程是非均相扩散过程[25]。

2.2土壤中Cd形态

由表4可知，淋洗前，土样1和土样2中，各形态重金属Cd的含量从高到低依次为酸可提取态、可还原态、可氧化态、残渣态，酸可提取态Cd含量最多，分别为0.490 mg/kg和10.288 mg/kg，残渣态最少，分别为0.046 mg/kg和0.432 mg/kg。淋洗后，2种土样中4种形态的Cd均有不同程度地减少，其中酸可提取态Cd的去除率最高，分别为63.06%和59.71%，可还原态Cd的去除率分别达到69.57%和46.41%，对可氧化态Cd的去除率分别为45.59%和51.52%，对残渣态Cd的去除率分别为26.09%和33.1%。这是由于酸可提取态是土壤中较易淋洗去除的形态导致酸可提取态镉去除率最高，而残渣态是土壤中移动性较弱且难以去除的形态，这使得残渣态镉去除率较低[26]。

2.3淋洗前后土壤性质变化

2.3.1淋洗前后土壤物理性质变化淋洗可能破坏土壤结构从而改变土壤的性质[27]。采用扫描电子显微镜（SEM）对淋洗前后的土壤进行了扫描，图3为淋洗前后2种土样的表观结构图。淋洗前土样1呈片状结构，结构较密，大颗粒数量较多。经沼渣腐殖质溶液淋洗后土样1颗粒表面更为粗糙，颗粒细碎。淋洗前土样2呈平铺状，片状结构较大，经沼渣腐殖质溶液淋洗后的土样2由分散的片状结构转变为较大的片状结构，可能是由于腐殖质的引入使土壤团粒结构变大。

淋洗前后2种土样的能谱仪（EDS）分析结果如表5所示。2种土壤中均检测到了O、C、Al、Si、Fe、K、Mg、N、Ca、P、Cd，土样2中还检测出Na。2种土壤中含量最多的元素均为O、C、Al、Si。经淋洗处理后，2种土壤的Fe、Mg、K、Ca含量均有不同程度的下降，这说明沼渣腐殖质溶液可能溶解了土壤中的铁镁化合物。采用EDS未能检测出淋洗后土壤中的Cd，一方面是由于淋洗后土壤中Cd含量下降，残留的Cd大多位于土壤矿物晶格内部，土壤团聚体将其包裹，不利于检测；还可能是由于在Cd测定的过程中受到其他金属峰彼此重叠的干扰[28]。

土壤粒径分布不仅是土壤重要物理性质，还是土壤质地分类的重要依据，其与土壤肥力密切相关。国际制土壤质地三角图将土壤粒径分成砂粒（2.000～0.020 mm）、粉粒（0.021～0.002 mm）和黏粒（＜0.002 mm）三大类[29]。土壤淋洗前后土壤的粒径分布如图4所示，淋洗前，2种土样均属于砂质壤土，经沼渣腐殖质溶液淋洗后，2種土壤黏粒占比分别为18.81%和17.82%，2种土样黏粒占比均有所上升，这是由于淋洗过程中水力冲击作用以及化学作用使得土壤颗粒更为细碎，从而提高了黏粒占比。

2.3.2淋洗前后土壤化学性质变化表6显示，淋洗前，2种土壤的pH值分别为6.40和6.53，2者均属于弱酸性土壤。经沼渣腐殖质溶液淋洗后，土样1和土样2的pH值分别提高了1.21和1.01，这主要是由于沼渣腐殖质溶液呈碱性，淋洗过程中会对土壤的酸碱平衡系统产生冲击，从而提高pH值[30]，使土壤呈中性至弱碱性。

交换性Ca和交换性Mg是土壤肥力的重要监测指标之一[31]。经沼渣腐殖质溶液淋洗后，土样1中交换性Ca和交换性Mg分别下降了6.93 g/kg和32.63%；土样2中交换性Ca和交换性Mg分别下降了6.90 g/kg和28.93%。这表明在淋洗过程中可能造成土壤中钙镁的流失。

土壤浸出液电导率常被用来描述土壤中盐分状况，经沼渣腐殖质溶液淋洗后，2种土壤中电导率分别提高了2.02倍和1.94倍，土壤中盐含量过高，导致土壤盐渍化。因此，在实际操作中，对于淋洗后的土壤需多次冲洗。

土壤有机质不仅是评价土壤肥力的重要指标，还是植物所需营养的主要来源。沼渣腐殖质溶液淋洗后的2种土壤中有机质含量均有增高，土样1和土样2中有机质分别提高了19.15%和8.92%。姚萍等[32]利用EDTA对土壤淋洗，结果表明EDTA会使得土壤中有机质含量降低。

土壤中总氮、总磷、速效钾含量是土壤养分的重要参数。2种土壤淋洗前后的总氮、总磷和速效钾含量变化如图5所示。淋洗前，2种土壤中总氮含量分别为0.29 mg/kg和0.27 mg/kg。经沼渣腐殖质溶液淋洗后，土样1和土样2中总氮含量分别为0.35 mg/kg和0.41 mg/kg，分别上升了20.6%和51.85%。可以看出，沼渣腐殖质溶液淋洗对土壤中总氮含量影响较小。土壤中总磷含量的变化趋势与总氮含量的变化趋势相似。淋洗前，2种土样的总磷含量分别为0.33 mg/kg和0.35mg/kg。经沼渣腐殖质溶液淋洗后，土样1和土样2中总磷含量分别为3.56 mg/kg和3.22mg/kg，分别提高了9.79倍和8.20倍。土壤中总磷含量显著提高，可能是残留的淋洗剂所致。淋洗前后2种土样中速效钾变化如图5C所示，淋洗后，土样中速效钾含量提高。淋洗前，土样1和土样2中的速效钾含量分别为29.80 mg/kg和31.45 mg/kg，经沼渣腐殖质溶液淋洗后，土样1和土样2中速效钾含量分别上升至30.04 mg/kg和32.12 mg/kg，分别提高了0.81%和2.13%，由于沼渣腐殖质溶液中含有钾离子从而导致土样中速效钾含量升高。

沼渣腐殖质溶液中富含有机质、氮、磷和钾等营养元素，有利于植物生长，此外，这些营养物质在淋洗的过程中进入土壤，补充了因淋洗而流失的营养元素。

2.3.3淋洗前后土壤生物性质变化土壤酶参与催化土壤中有机物分解和养分循环等过程，其活性是评价土壤肥力和土壤质量的重要依据之一[33]。土壤脱氢酶（DHA）是氧化还原酶，可以反映土壤微生物的氧化还原能力[34]。土壤β-葡萄糖苷酶（β-GC）可以催化纤维素的降解，将纤维素分解为多糖，为土壤微生物生长提供能量。这2种酶是常见的土壤酶，它们与土壤C、N、P循环密切相关。淋洗后土壤酶活性随时间变化如图6所示。经沼渣腐殖质溶液淋洗后，两种酶活性呈现出先下降后上升的趋势，淋洗后第28 d时，2种土样中脱氢酶活性分别增加了82.62%和68.74%，β-葡萄糖苷酶活性分别增加了45.22%和29.78%。Meng等[35]利用褐煤中提取的腐殖质溶液淋洗土壤后，酶活性也呈现出先下降后上升的趋势，本试验结果与之相似。酶活性的下降可能是由于刚淋洗后土壤中残留的淋洗剂抑制土壤酶活性，之后淋洗剂逐渐被生物降解导致土壤的酶活性又升高[11]。

为评估沼渣腐殖质溶液淋洗后土壤种植作物的能力，比较水稻的各项生长指标。结果（表7）表明，经沼渣腐殖质溶液淋洗后播种于土样1和土样2中的水稻种子发芽率分别提高了15.79%和10.00%，幼苗株高分别提高了24.63%和21.53%，鲜质量分别增加了69.70%和39.02%，干质量分别增加了35.29%和20.34%。淋洗后土壤种植的水稻各项生长指标均好于淋洗前，这是由于淋洗剂的残留使土壤肥力提高，从而促进了水稻的生长，也有可能是淋洗使土壤中Cd含量减少，Cd对植物生长的抑制作用降低。

2.4沼渣腐殖质淋洗机理分析

2.4.1沼渣腐殖质分析沼渣中含有大量腐殖质，红外光谱分析结果表明：在3 428 cm^-1是-OH的伸缩振动峰，1 633 cm^-1是C=C伸缩，1 516 cm^-1是氨基化合物的C=N伸缩峰，1 421 cm^-1是羧酸的COO-伸缩峰，1 121 cm^-1是C-O的吸收峰[36-37]（见图7a）。

沼渣腐殖质溶液的三维荧光图谱如图7b所示，对三维荧光图谱中不同激发波长（E_X）、发射波长（E_M）区域进行分区[38]，沼渣腐殖质溶液中可溶性物质主要分布在Ⅴ区腐植酸类有机物（E_X：250～400 nm；E_M：380～550 nm）[39]，少量分布在Ⅲ区（E_X：200～250 nm；E_M：380～550 nm）和Ⅳ区（E_X：250～280 nm；E_M：200～380 nm），这两个区域分别为富里酸类有机物和溶解性微生物代谢产物。

2.4.2淋洗前后土壤的红外光谱分析淋洗前后土壤的FT-IR图谱如图8所示，淋洗前，土样1在3 808～3 434 cm^-1内出现3处振动峰，分别为3 741 cm^-1、3 698 cm^-1、3 617 cm^-1处，土样2在3 756～3 427 cm^-1内出现2处振动峰，分别为3 695 cm^-1和3 623 cm^-1处，这几处振动峰为羟基的振动峰[40]。淋洗后，羟基的振动峰发生蓝移，土样1中3 617 cm^-1处的振动峰偏移至3 623 cm^-1处，3 741 cm^-1处的振动峰偏移至3 743 cm^-1处，这可能是因为土壤中的Cd于-OH形成配位键[41]。淋洗前土样1中1 641 cm^-1出现振动峰，淋洗后该峰偏移至1 645 cm-1，此特征峰为羰基伸缩振动峰，土样2中的羰基振动峰也由淋洗前1 637 cm^-1处偏移至淋洗后1 633 cm^-1处，表明与羰基相连的化学键也发生了变化，可能是O-Cd断裂[40]。470～1 367 cm^-1內的峰是土壤矿物中Si-O-Al、Si-O-Si、Si-O和Si-O-Fe的特征峰。2种土样在此区间的峰没有发生明显变化，说明土壤的矿物性质没发生变化。

3结论

（1）沼渣腐殖质溶液对土壤中Cd有较好的淋洗效果，且随着液土比和淋洗时间的增加，其对Cd的去除率呈现逐渐增高的趋势。当液土比为4，淋洗时间为120 min时，土样1和土样2的Cd去除率分别为57.73%和54.66%。二级动力学方程能更好地描述沼渣腐殖质溶液对Cd的淋洗动力学特征。

（2）沼渣腐殖质溶液淋洗后土样1和土样2中酸可提取态、可还原态Cd含量明显降低。

（3）总体上，沼渣腐殖质溶液淋洗对土壤性质影响较小，淋洗后土样1和土样2的黏粒占比、电导率、pH和有机质含量均有所提高，交换性Ca和交换性Mg含量降低。淋洗后土壤中的酶活性先下降后上升，经沼渣腐殖质溶液淋洗28 d后，土样1和土样2中脱氢酶活性分别增加了82.62%和68.74%，β-葡萄糖苷酶活性分别增加了45.22%和29.78%。淋洗后土样1和土样2上种植的水稻各项生长指标均有所提高。

（4）沼渣腐殖质溶液淋洗可以破坏土壤中的O-Cd键，此外淋洗没有导致土壤矿物性质的变化。

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（责任编辑：成纾寒）