立体修复技术对镉铅复合污染麦田土壤的作用效果研究

华桂丽，李鼎豪，马信泽，赵全利，耿丽平，刘文菊，薛培英

（1.河北农业大学 资源与环境科学学院/华北作物改良与调控国家重点实验室/河北省农田生态环境重点实验室，河北 保定 071000；2.保定市农产品质量监督管理站，河北 保定 071000；3.河北农业大学 教学实验场，河北 保定 071000）

《全国土壤污染状况调查公报》的调查结果显示，我国耕地土壤镉（Cd）、铅（Pb）的点位超标率分别为7.0%、1.5%［1］。长期污灌、金属冶炼是导致农田土壤重金属的重要来源［2-4］。小麦作为我国主要粮食作物，其安全生产对人类健康风险有重要意义［2］。而农田土壤污染势必会降低农作物产量和品质，并通过食物链迁移，危害人体健康。由此可见，农田土壤重金属污染问题亟待解决。

生物炭（Biochar）具有疏松多孔结构、独特的表面特性及化学性质，可通过吸附、络合、调节土壤pH 值等方式降低农田土壤重金属有效性［5-6］。有研究表明盆栽试验添加1.5%～4.5%桑树枝秆生物炭，使水稻籽粒Cd 含量降低69.48%～74.70%［7］；添加1%～2%生物炭使小麦籽粒Cd 含量显著降低29%～57%［8］。此外，叶面调理剂可抑制作物体内重金属的转运［9-10］。Zn、Mg 为作物必需的营养元素，在其生长发育中具有不可替代的作用，由于与Cd、Pb 化学性质相似，均能以二价阳离子的形式被作物吸收，因此可以通过元素间的拮抗作用抑制作物对Cd、Pb 的吸收转运。研究表明，冬小麦拔节期、孕穗期和灌浆初期各进行1 次Zn+Mg+Mn（0.2% ZnSO4+0.4% MgSO4+0.2% MnSO4）叶面喷施处理使小麦籽粒中Cd 和Pb 含量显著降低18.96%和51.31%［11］。氨基酸叶面调理剂可以通过影响酶的合成（如谷氨酸合酶等）、活性基因表达和氧化还原稳态，抵御重金属对作物的胁迫［12］。研究表明于水稻开花期叶面喷施10 mmol/L 的L-半胱氨酸，使籽粒Cd 含量降低59.20%［13］。综上所述，目前采用生物炭、叶面调理剂修复农田土壤重金属污染的研究大多针对单一污染农田的修复，且多局限于室内盆栽研究，对于石灰性Cd、Pb 复合污染土壤的田间修复技术较缺乏，且重金属复合污染增加了修复难度。

基于此，本研究以Cd、Pb 复合污染农田石灰性土壤为研究对象，开展大田试验，选用Cd、Pb低积累小麦品种‘济麦22’，研究土壤施用生物炭配合喷施不同叶面调理剂对Cd、Pb 复合污染麦田的修复效果，以期筛选出适用于北方石灰性Cd、Pb复合污染农田的修复措施，为该地区小麦安全生产提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

河北省保定市某Cd、Pb 复合污染农田（N 38°47′36″，E 115°44′13″），主要种植制度为冬小麦-夏玉米。该试验区为受污水灌溉-冶炼厂-道路交通共同影响的典型农田，东侧紧邻道路，北侧与污灌河流和冶炼厂相距约500 m。该区域农田污水灌溉始于1958 年，1998 年改为地下水喷灌，历时40 年。冶炼厂为炼铜厂，于2005 年建厂，2016 年停产，历时11 年［2］。

1.2 供试材料

1.2.1 供试土壤 土壤类型为中壤质潮土，其表层土壤的基本理化性质如下：pH 值7.78±0.02，碱解氮含量87.80±6.1mg/kg，有效磷含量31.47±5.2mg/kg，速效钾含量341.33±4.00mg/kg，有机质含量21.10±0.20g/kg，CEC 含 量23.07±0.23cmol/kg。土壤总Cd 含量为3.09±0.12mg/kg，总Pb 含量为194.65±7.67mg/kg，土壤有效态Cd 含量为1.38±0.07mg/kg，有效态Pb 含量为68.29±2.34mg/kg，按照我国《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB15618—2018）规定，该区域土壤Cd、Pb 总含量高于我国农用地土壤污染风险筛选值，低于土壤污染风险管控制，为重度Cd、Pb 复合污染土壤。

1.2.2 供试修复剂 杏核壳生物炭，由河北承德华净活性炭有限公司提供，pH 值10.42，有机碳含量为73.13%；叶面调理剂采用硫酸锌、硫酸镁、氨基酸复合菌剂，其中硫酸锌（ZnSO4·7H2O）、硫酸镁（MgSO4·7H2O）均由国药集团化学试剂有限公司提供，氨基酸复合菌剂由河北闰沃生物技术有限公司提供，以天然源酶解氨基酸多肽浓缩液作为菌种载体，有效成分包括多肽、游离左旋L-氨基酸、有机氮及被负载的巨大芽孢杆菌、胶冻样类芽孢杆菌2 类菌种，产品有效活菌数≥2.0×108CFU/mL。

1.2.3 供试小麦品种 ‘济麦22’，为本课题组前期筛选出的籽实Cd、Pb 低积累品种［14］。

1.3 试验设计

1.3.1 单独施用生物炭修复 于2020 年开展田间试验，本试验共设2 个不同生物炭添加量处理，分别为C1 处理（5 t/hm2）和C2 处理（10 t/hm2），并设置不添加生物炭的对照。每个处理设4 个重复，小区面积为10 m2（2 m×5 m），共12 个小区，所有小区随机排列。小麦播种前基施生物炭，并进行2 次翻耕，翻耕深度为20 cm，平衡7 d 后播种，播种量为375 kg/hm2，底肥采用复合肥（N-P2O5-K2O：18-18-6），施肥量为500 kg/hm2，N 肥（尿素）基追比为4∶6，其他田间管理以当地农民管理习惯为准。

1.3.2 生物炭+叶面调理剂立体修复 由于单独施用生物炭对于降低Cd、Pb 在小麦籽粒累积的效果有限，因此在施用10 t/hm2生物炭基础上联合叶面调理剂处理研究其修复效果。共设3 个处理（见表1），每个处理4 个重复，小区面积为10 m2（2 m×5 m），共16 个小区，所有小区随机排列。生物炭施用方法同1.3.1，并分别于拔节期、抽穗期、灌浆初期喷施去离子水、硫酸锌、硫酸镁喷施和氨基酸复合菌剂，喷施浓度和喷施量见表1［2］。叶面喷施处理时，需在无风条件下进行，喷施程度以液滴不滴入土壤为准。施肥和田间管理方法同1.3.1。

表1 修复剂处理Table 1 Repair agent treatments

1.4 样品采集与测定

1.4.1 土壤样品的采集 于小麦成熟期采用抖根法收集根际土。土壤风干后研磨并分别过1 和0.149 mm 尼龙网筛，用于土壤Cd、Pb 全量和有效态含量的测定。

1.4.2 植株样品的采集 于小麦成熟期进行取样，小麦籽粒依次用自来水、蒸馏水、超纯水进行清洗，洗净后置于烘箱中85 ℃杀青15 min，然后65 ℃烘干至恒重［15］，用不锈钢微型粉碎机粉碎后用于Cd、Pb 含量的测定。

1.4.3 土壤有效Cd 和有效Pb 测定 土壤有效态Cd、Pb 的测定采用DTPA 浸提［16］，土∶浸提液=1∶2，震荡2 h，浸提液过0.45 μm 滤膜后采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，PerkinElmer，NexION350X，USA）测 定。以国家 标准物 质（GBW07442）进行准确度和精密度控制，Cd 回收率为90%～105%，Pb 回收率为95%～100%，均符合质量控制要求。

1.4.4 土壤总Cd 和总Pb 含量测定 土壤Cd、Pb全量采用X 射线荧光光谱仪（XRF，E-Max500）测定，以国家标准物质（GBW08401）进行准确度和精密度控制，Cd 回收率为100%～105%，Pb 回收率为95%～105%，均符合质量控制要求。

1.4.5 植株样品Cd、Pb 及铁锰锌镁含量测定 植株样品采用优级纯硝酸消煮后使用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，PerkinElmer，NexION350X，USA）测定消煮液中Cd、Pb 含量［17］，使用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES）测定小麦籽粒中铁铜锌镁含量。以国家标准物质小麦粉（GBW07603）进行准确度和精密度控制，各元素回收率均在80%～110%之间，均符合质量控制要求。

1.4.6 小麦产量测定 收获时采集1 m 双行的小麦地上部样品，进行产量计算。

1.5 数据统计分析

采用Origin 2021 及Excel 2021 制作图表，使用SPSS 19.0 进行数据分析，采用LSD 方法进行显著性检验分析，差异显著水平为5%，小麦籽粒Cd、Pb 及其营养元素与根际土Cd、Pb 有效态含量之间采用Pearson 进行相关性分析。

2 结果与分析

2.1 单施生物炭对Cd、Pb 复合污染麦田的修复效果

2.1.1 生物炭对小麦根际土壤Cd、Pb 有效性的影响 土壤Cd、Pb 有效态含量占土壤中总Cd、Pb含量的比值如图1 所示。对照（CK）土壤中Cd 和Pb 有效态含量占总Cd 和Pb 比值分别为44.59%和35.22%。添加5 t/hm2生物炭处理（C1）根际土有效态Cd 含量占全量比值比CK 降低6.03 个百分点，但是各处理Cd 和Pb 有效态含量占全量的比值与CK 比均无显著差异（P＞0.05）。

图1 生物炭处理根际土壤有效态Cd、Pb 含量占总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 生物炭对小麦籽粒Cd、Pb 含量的影响 各处理小麦籽粒中Cd、Pb 含量如图2 所示。CK 小麦籽粒中Cd、Pb 含量分别为0.32 mg/kg 和0.33 mg/kg，均高于国家食品安全标准值（Cd 0.1 mg/kg，Pb 0.2 mg/kg，GB 2762—2017）。对于Cd 而言，添加5 和10 t/hm2生物炭，小麦籽粒Cd 含量分别比CK 降低4.25%和1.25%，但差异均不显著（P＞ 0.05），小麦籽粒Cd 含量分别为国家食品安全标准限值的3.10和3.20 倍。对于Pb 而言，添加5 t/hm2生物炭，小麦籽粒Pb 含量比CK 高16.64%，添加10 t/hm2生物炭，小麦籽粒Pb 含量比CK 低11.02%，但是各处理与CK 相比差异均不显著（P＞ 0.05）。可在此基础上开展联合修复研究。

图2 生物炭处理小麦籽粒Cd、Pb 含量Fig. 2 Cd and Pb contents in wheat grains treated with biochar

可见对于Cd、Pb 重度复合污染土壤，单独生物炭处理对于降低小麦籽粒Cd、Pb 含量有效果，但效果不显著，因此可进一步通过添加生物炭配合叶面阻控技术来降低籽粒Cd、Pb 含量。

2.2 生物炭+叶面调理剂联施对Cd、Pb 复合污染麦田的修复效果

2.2.1 生物炭+叶面调理剂联施对小麦根际土壤Cd、Pb 有效性的影响 各处理根际土壤Cd 和Pb有效态含量占土壤中总Cd、Pb 含量的比值如图3所示。对照（C2）土壤中Cd 和Pb 有效态含量占总Cd 和Pb 含量的比值分别为41.30%和35.68%。其余各处理根际土壤Cd 和Pb 有效态含量占总量的比值与对照（C2）相比差异均不显著（P＞0.05）。

图3 不同修复措施下根际土壤有效态Cd、Pb 含量占总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+叶面调理剂联施对小麦籽粒Cd、Pb 含量的影响 各处理小麦籽粒中Cd、Pb 含量如图4 所示。单施生物炭的对照（C2）小麦籽粒中Cd、Pb 含量分别为0.24 mg/kg 和0.21 mg/kg，均高于国家食品安全标准值（Cd 0.1 mg/kg，Pb 0.2 mg/kg，GB 2762—2017）。对Cd 而言，只有生物炭+氨基酸复合菌剂处理（C2+A）小麦籽粒Cd 含量比对照（C2）降低22.56%（P＞0.05），但仍高于国家食品安全标准限值，是标准限值的1.8 倍，其余各处理小麦籽粒Cd 含量与对照（C2）相比差异均不显著（P＞0.05）。对Pb 而言，生物炭+ZnSO4处理（C2+Zn）及生物炭+氨基酸复合菌剂处理（C2+A）小麦籽粒Pb 含量与对照（C2）相比，分别降低了27.36%和28.06%（P＞0.05），且均低于国家食品安全标准限值（0.2 mg/kg，GB 2762—2017）。综上所述，生物炭+氨基酸复合菌剂处理（C2+A）效果最佳，能够有效地降低Cd、Pb 在小麦籽粒的累积。

图4 不同修复措施下小麦籽粒Cd、Pb 含量Fig. 4 Cd and Pb contents in wheat grains under different remediation treatments

2.2.3 “生物炭+叶面调理剂”联合修复措施对小麦产量的影响 各处理小麦产量如图5 所示。与对照（C2）相比，喷施各叶面调理剂后，均不同程度增加了小麦产量，分别增加18.64%、6.4%、23.23%，其中生物炭+氨基酸复合菌剂处理（C2+A）显著提高了小麦产量（P＜0.05）。

图5 不同修复措施下小麦产量Fig. 5 Wheat yield under different remediation treatments

2.3 小麦籽粒Cd、Pb 及其营养元素与根际土有效态Cd、Pb 的相关性

进一步分析成熟期小麦籽粒Cd、Pb 含量与根际土有效态Cd、Pb 含量及小麦籽粒其它营养元素含量的相关性（图6），结果表明，小麦籽粒Cd含量与根际土有效态Cd、Pb 含量呈极显著正相关（P＜0.01），而小麦籽粒Pb 含量与根际土有效态Pb 含量无显著相关性，这说明小麦籽粒中的Cd 主要来源于土壤，而籽粒中的Pb 除了来自土壤还存在其它来源。籽粒Cd 含量除与Fe 含量存在显著负相关外，与其它营养元素含量均无显著相关性。

图6 小麦籽粒Cd、Pb 及其营养元素与根际土有效态Cd、Pb 的Pearson 相关性Fig. 6 Correlation between Cd,Pb and nutrient elements in wheat grains and available Cd,Pb in rhizosphere soil

3 讨论与结论

3.1 单独施用生物炭处理对Cd、Pb 复合污染麦田的影响

前人研究表明，生物炭可通过吸附、络合、阳离子交换、沉淀等作用有效降低土壤中重金属有效性，进而降低重金属在作物可食部位累积［5-6］。研究表明，添加5.0%水稻秸秆生物炭，土壤有效态Cd、Pb 含量分别降低22.22%～31.71%、35.47%～41.94%［18］；添加3%杏核壳生物炭使小麦籽粒中Cd含量降低19.25%［19］。而本研究的结果表明，5 t/hm2生物炭处理（C1）根际土有效态Cd 含量占比降低6.03个百分点，可见单施生物炭修复效果有限。一方面可能是由于本研究区域土壤重金属污染程度较重，为重度Cd、Pb 复合污染土壤，且重金属Cd、Pb 有效态含量较高，分别占全量的44.59%和35.22%，因此修复效果有限。有研究同样表明，土壤中添加6 t/hm2花生壳生物炭可使轻度Cd 污染土壤（pH 8.01；总Cd 含量1.61 mg/kg）中水稻糙米Cd 含量显著降低57.14%，而添加13 t/hm2生物炭对重度Cd 污染土壤（pH 4.73；总Cd 含量5.60 mg/kg）进行修复，对籽粒Cd 含量无显著影响［20］；另一方面可能是由于本研究中生物炭施用量较低，研究表明土壤重金属有效性降低程度随着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%稻秆生物炭，土壤有效态Cd 含量分别降低21%、41%和56%［21］，本课题组前期研究同样表明，在Cd、As 复合污染土壤中添加3%、6%的杏核壳生物炭，可使小麦季土壤Cd有效性显著降低42.52%、79.02%［19］，而本研究中生物炭用量最高为10 t/hm2（相当于0.4%），远低于盆栽生物炭用量，因此修复效果有限。此外，还可能与小麦对Cd、Pb 有较强的吸收转运能力有关。研究表明，由于小麦根中缺少定位于液泡膜的Cd转运蛋白TaHMA3，因此无法将根吸收的Cd 贮存在液泡中，导致根中的Cd 更容易转运至地上部［22］；而对于Pb 而言，虽然小麦根系对Pb 的固定能力较强，向上转运能力较低，仅5%的Pb 能从根系向地上部转运［23］，但是其地上部可以直接从大气颗粒物中吸收Pb，大气颗粒物沉降对小麦籽粒Pb 的贡献率＞50%［4,24］，因此单独土壤调理剂处理对于降低重度重金属污染土壤小麦籽粒Cd、Pb 含量的效果有限。

3.2 生物炭+叶面调理剂立体修复措施对Cd、Pb复合污染麦田的影响

由于本研究土壤Cd、Pb 污染程度较重，且同时存在土壤和大气污染，选用Cd、Pb 低积累品种基础上单独进行生物炭处理无法有效降低小麦籽粒中Cd、Pb 的累积，因此进一步配施叶面调理剂来提高修复效果。研究表明，叶面调理剂喷施到叶片表面可以通过角质层或外质连丝进入叶片表皮细胞，也可通过气孔直接进入叶片细胞，再由叶片转移到韧皮部［9,25］，通过提高叶片等营养器官对Cd、Pb 的固定作用，抑制茎叶中Cd、Pb 的转运，进而降低籽粒中的Cd、Pb 含量。由于Cd、Pb、Zn、Mg 均以二价阳离子形式在植物体内转运，因此喷施ZnSO4、MgSO4可以通过元素间的拮抗作用抑制Cd、Pb 的吸收转运，从而降低可食部位Cd、Pb 的累积。本研究结果表明生物炭+ZnSO4（C2+Zn）和生物炭+MgSO4（C2+Mg）处理小麦籽粒Cd 含量与单施生物炭的对照相比差异均不显著（图4），只有C2+Zn 处理小麦籽粒Pb 含量降低27.36%，降至国家食品安全标准限值以下（0.2 mg/kg，GB 2762—2017），这与他人研究结果一致，于小麦拔节期、孕穗期、灌浆初期分别喷施0.2% ZnSO4和0.4% MgSO4，小麦籽粒Cd 含量与对照相比差异不显著，但是籽粒Pb 含量比对照分别低26%和29%［2］，可见喷施叶面调理剂对于Pb 的修复效果优于Cd。可能由于本研究土壤Cd、Pb 污染程度较高，因此C2+Mg 处理并未降低籽粒中Pb 含量。但是有研究表明，于轻度Cd 污染麦田小麦孕穗期叶面喷施0.05% ZnSO4·7H2O 使小麦籽粒Cd 降低74%［26］，这可能是由于供试小麦品种差异所致，本研究采用的Cd 低积累小麦品种‘济麦22’，可能对外源营养元素的响应不敏感。研究表明小麦不同品种对Cd 的耐受性和对外源Zn 的响应有较大差异，在相同条件下‘Zincol-2016’籽粒Cd 含量显著高于‘Faisalabad-2008’，在孕穗期喷施0.5% ZnSO4后，‘Zincol-2016’籽粒Cd 含量显著降低44%，而‘Faisalabad-2008’与对照相比无显著差异［27］。

本研究中，生物炭+氨基酸复合菌剂处理（C2+A）可有效降低籽粒中Cd、Pb 含量，与单施生物炭（C2）相比，分别降低22.56%、28.06%，并且小麦籽粒Pb 含量同样降至国家食品安全标准限值以下（0.2 mg/kg，GB 2762—2017）。其原因主要包括以下两个方面：首先，由于氨基酸和巨大芽孢杆菌、胶质芽孢杆菌均具有良好的促生作用［28］，因此可通过生物稀释作用降低籽粒中Cd、Pb 的累积；其次，研究表明氨基酸多肽物质可以与作物体内重金属离子进行螯合并隔离在液泡中，从而阻控重金属向籽粒中转运［29-30］，叶面喷施氨基酸能够降低Cd 由水稻穗下节向穗轴的转运，提高穗下节对Cd的拦截能力，最终降低Cd 在籽粒的累积［13］，但是这一作用机制还有待进一步研究。总之，生物炭施用基础上叶面喷施氨基酸复合菌剂调理剂可有效阻控Cd、Pb 在籽粒的累积。

有意思的是，本研究发现采用生物炭+叶面调理剂联合修复措施对于降低小麦籽粒Pb 含量的效果优于Cd，这可能是由于研究表明小麦叶片可以通过气孔、表皮毛等途径吸收颗粒物中Pb 并有效转运至籽粒部位［4］，小麦籽粒中的Pb 主要来自大气颗粒物沉降（贡献率＞50%）［23-24］，本研究结果同样表明，小麦籽粒Cd 含量与根际土有效态Cd 含量成极显著正相关（P≤0.01），但是小麦籽粒Pb 含量与根际土有效态Pb 含量无显著相关性（图6），也说明小麦籽粒中Pb 除来自土壤外还来会受大气沉降影响，因此，叶面喷施调理剂可以直接作用于叶片阻控颗粒物中Pb 由叶片向籽粒的转运。

综上所述，对于石灰性Cd、Pb 复合污染麦田土壤，通过“生物炭+低积累品种+氨基酸复合菌剂”的立体联合修复措施可有效降低小麦籽粒Cd、Pb 含量，其中Pb 含量低于国家食品安全限值，该结果可为中重度Cd、Pb 复合污染石灰性麦田的修复提供依据，但是籽粒Cd 含量仍然高于国家食品安全标准限值，因此，仍然需要进一步采取其他修复措施来保证Cd、Pb 复合污染区小麦安全生产。