1 引言(Introduction)

我国养殖业的高密度发展给环境带来了大量的畜禽养殖排泄物, 据统计, 我国每年产生的畜禽粪达6亿多吨.畜禽排泄物因富含N、P、K等植物生长的必需元素而被广泛用作农作物的有机肥.但是, 蓄禽排泄物中因重金属富集而导致的环境风险和农产品安全问题不容忽视.为缩短养殖周期和控制病虫害, 重金属通常被作为饲料添加剂, 被动物摄入的重金属大部分会通过动物粪便和尿液排出体外, 导致畜禽排泄物中含有较高浓度的重金属(Cang et al., 2004; Li et al., 2007; Duan et al., 2012).本课题组前期在一些高密度养殖地区发现, 猪粪中Cu、Zn和Cd的含量分别高达1121、1375和1.22 mg·kg^-1, 连续多年施用上述重金属污染的猪粪或猪粪沼渣沼液能使稻田土壤重金属富集, 大米中Cd、Cu、Zn含量显著提高(Duan et al., 2012).因此, 稻田长期施用畜禽排泄物将给水稻生产带来重金属污染的风险.

随着农业机械化的普及, 秸秆还田成为上述畜禽排泄物施肥区水稻秸秆的主要处置方式.稻草富含有机质, 秸秆还田可增加土壤有机质含量(卢萍等, 2006).土壤中可溶性有机质(Dissolved organic matter, DOM)的成分与含量对土壤中重金属的移动性和生物有效性有重要的影响.例如, 有机质在土壤中普遍是带负电荷的胶体, 它与重金属在土壤中竞争吸附位点, 土壤中DOM增加可促进土壤中重金属的溶解与解吸; 另外, DOM易与重金属发生络合反应, 成为重金属迁移活化的“载体”, 进而影响重金属在环境中的生物有效性.单玉华等(2008)证明在淹水条件下, 秸秆还田明显提高了土壤DOC水平, 进而促进Cu、Cd的溶出.相反, 有机质也可能直接或间接地通过Fe或S为桥梁与重金属络合, 从而降低土壤中重金属的移动性(Perroeenet et al., 2000); Williams等(2011)也发现, 土壤中的有机质含量与水稻砷(As)吸收积累有显著的负相关关系.由此看来, 秸秆还田可增加土壤有机质含量, 但土壤有机质含量对重金属生物有效性的影响也是多方面的, 既可能通过溶解与解吸增加移动性, 也可能通过络合而降低有效性.生物炭具有多孔性、高比表面积、大量的表面负电荷等特性, 生物炭添加能显著降低重金属在土壤中的生物有效性, 减少植物的吸收积累, 从而使生物炭在土壤污染修复与改良方面有很好的应用前景(陈再明等, 2012; 李瑞月等, 2015; 高瑞丽等, 2016; Zheng et al., 2012; 2015;Kim et al., 2015).但将秸秆烧制成生物炭需要较高的成本, 迄今人们仍不清楚秸秆直接还田与将秸秆煅烧成生物炭后再还田对于土壤中重金属生物有效性的影响有何异同.

另外, 当前国内外有关秸秆或生物炭添加影响土壤中重金属的存在形态和有效性方面已有较多的研究(贾乐等, 2010; Beesley et al., 2011; Zheng et al., 2012; 2015;杨兰等, 2015; 张庆沛等, 2016), 但土壤中重金属的有效性并不能全面反映水稻籽粒中重金属的积累, 因为秸秆或生物炭添加不仅影响土壤中的重金属有效性, 还可影响重金属在植物体内的迁移与分布, 进而影响水稻籽粒中的重金属积累.有研究表明, 水稻秸秆中富含硅和硫(Ma et al., 2002), 而硅能显著影响植物细胞壁对重金属的固持(Liu et al., 2013), 硫能显著影响液泡对重金属的区隔化(Schmöger et al., 2000; Duan et al., 2011; 潘智立等, 2016).因此, 为综合评估秸秆还田对沼渣施肥区水稻重金属积累的影响, 本研究将采用长期猪粪沼渣施肥的水稻土开展盆栽模拟试验, 研究不同的秸秆还田方式(直接还田或生物炭还田)与用量(0、1%、2%、4%和8%)如何影响水稻根、茎叶、谷壳和糙米中重金属的含量, 以及重金属在植物体内的迁移与分配.该研究将为长期畜禽排泄物施肥区提出秸秆还田的合理用量与还田方式, 并为当地水稻的安全生产与农业废弃物循环利用提供理论与实践指导.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 试验材料与处理

供试土壤采自浙江省嘉兴市某镇已连续10年以上施用生猪养殖沼渣和沼液的水稻试验田.该试验田每年在水稻移栽前施用15 t·hm^-2沼渣作为底肥, 在水稻的分蘖期和抽穗期分别追施沼液7.5 t·hm^-2.采集表层20 cm土壤, 土壤风干、磨碎, 去除土壤中的碎石和植物残留等, 过2 mm筛, 土壤的有机质含量较高, 为259.4 g·kg^-1.试验秸秆来自浙江省嘉兴市未污染稻田生产秸秆, 秸秆用粉碎机粉碎成粉末备用.生物炭为购自南京勤丰秸秆科技有限公司的水稻秸秆生物炭.

土壤粉碎后过筛后与秸秆或生物炭混合均匀, 秸秆和生物炭共设9种处理:不加秸秆或生物炭的对照处理(CK); 分别按质量比1%、2%、4%和8%添加水稻秸秆(1%S、2%S、4%S和8%S)或生物炭(1%B、2%B、4%B和8%B).把秸秆或生物炭与土壤混合混匀后装盆, 每盆6 kg.为保证秸秆或生物炭与土壤的充分混合和分解, 加水保持3~4 cm水位平衡1个月后移栽水稻.

盆栽试验在浙江省嘉兴市农业科学研究院的温室大棚内进行, 供试作物为水稻品种秀水134.水稻种子催芽后, 统一于嘉兴市农科院实验基地育秧.每盆6 kg土壤, 尿素(含N 46.6%)6.48 g(含N 3.02 g)、氯化钾(含K₂O 62.9%)0.72 g和过磷酸钙(含P₂O₅ 14.0%)1.20 g.磷钾肥作基肥一次性施用, 氮肥按基肥:苗肥:分蘖肥:穗肥为30%:25%:20%:25%的比例施用.25 d后, 将秧苗移栽到已淹水平衡1个月的盆钵, 每盆栽1棵水稻秧苗, 同时做4组平行.所有的实验盆在温室里随机摆设, 不定期加水, 并且随机调换塑料盆的位置, 直到水稻收割.

待水稻成熟后, 收割水稻, 根和茎叶(地上部10 cm至穗梗基部)用自来水冲洗干净, 再用去离子水清洗3遍, 擦干水分, 然后放入70 ℃烘箱烘干.手工将稻谷从稻穗上脱落下来, 装入网袋, 于室内通风处自然风干.自然风干后用糙米机将稻谷分成谷壳和糙米两部分, 最后根、茎叶、谷壳和糙米都用不锈钢粉碎机粉碎成粉, 室温保存待分析.

2.2 样品测定

植物样品消解与测定:称取根粉末0.1 g, 以及茎叶、谷壳和糙米的粉末各0.2 g于50 mL离心管中, 加入2 mL优级纯硝酸, 混合均匀后室温下放置过夜, 然后用微波消煮炉(MARS5, CEM Microwave Technology Ltd. Matthews, 美国)消煮, 消煮程序为: 55 ℃消煮10 min, 75 ℃消煮10 min, 95 ℃消煮30 min.空白和标准样品(GBW08502, 大米粉成分分析标准物质, 国家标准物质研究中心)同时消煮, 以确保消煮及测定的准确度和回收率的计算.消煮后的样品用2%的硝酸溶液稀释至40 mL, 过0.45 μm滤膜, 4 ℃保存待测.用ICP分析用混合溶液配置标准溶液(GSB 04-1767-2004, 国家标准物质研究中心), 标准溶液及消解液中重金属浓度用电感耦合等离子体质谱系统(ICP-MS 7500, 安捷伦科技, 美国)进行测定.

土壤样品的消解与测定:称取0.2 g土壤样品于石英玻璃管, 加入5 mL王水(HNO₃:HCl=3:1), 混匀后室温下平衡过夜.平衡后的土壤样品采用开放式消煮炉消解, 消解程序是100 ℃消解1 h, 120 ℃消解1 h, 保持140 ℃到溶液清澈; 消解后的样品置于通风橱挥发酸, 然后用2%的硝酸溶液定容到20 mL, 过0.45 μm滤膜后备用.空白和标准样品(GBW07405, 土壤成分分析标准物质, 国家标准物质研究中心)同时消煮, 测定方法与植物样品的方法一致.

2.3 数据处理

试验数据采用Excel 2007和SPSS13.0软件进行统计分析, 并采用One-Way ANOVA进行显著性检验, 采用Excel 2007和Sigma-Plot 10.0软件作图.

3 结果(Results) 3.1 秸秆、沼渣及土壤的重金属含量

由表 1可知, 猪粪沼渣中的Cu、Zn、Cd和As含量(均以干重计)分别为1198.32、3539.21、7.58和15.67 mg·kg^-1, 远高于土壤相应重金属含量, 长期施用猪粪沼渣导致土壤中重金属积累.土壤中的Cu、Zn和Cd含量显著高于《土壤环境质量标准》(GB15618—1995)二级标准(土壤pH < 6.5), As和Pb含量低于土壤环境质量二级标准.实验所用的秸秆和生物炭中Cd含量较高, 接近或高于土壤Cd含量, 其它所测各种重金属含量均较低.秸秆和生物炭中Zn含量基本相当, 其它重金属含量均有较大差异, 这主要是因为在生物炭制备过程中, 部分重金属因为挥发而含量降低(如As), 而不挥发的重金属则由于有机质矿化、水分降低等原因而浓缩(如Cd).生物炭的pH较高, 约为10.

3.2 生物炭或秸秆添加对水稻Cd积累的影响

不同生物炭或秸秆添加量处理条件下水稻糙米、谷壳、秸秆和根中Cd含量如图 1所示.不同生物炭或秸秆添加量处理条件下水稻糙米中Cd含量为0.02~0.03 mg·kg^-1, 均低于《食品中污染物限量》(GB 2762—2012)糙米中Cd安全限值(≤0.2 mg·kg^-1).与对照组相比, 生物炭添加显著降低了水稻各部位Cd含量(图 1a、1b), 添加1%生物炭处理时, 水稻各部位Cd含量与对照处理没有显著差异; 添加2%生物炭处理时, 秸秆中Cd含量显著降低, 但糙米、谷壳与根中Cd含量与对照处理没有显著差异; 添加4%生物炭处理时, 只有根中Cd含量与对照处理都没有显著差异, 糙米、谷壳与秸秆中Cd含量都显著低于对照处理的对应部位, 其中, 糙米中Cd含量降低25%;添加8%生物炭处理时, 水稻各部位中Cd含量都显著低于对照处理的对应部位, 其中, 糙米中Cd含量降低30%.秸秆还田对水稻各部位Cd的含量均没有显著影响, 该结果说明生物炭添加对于控制水稻Cd吸收积累的效果好于直接还田.

根据水稻糙米、谷壳、秸秆和根的生物量和含量计算单株水稻中Cd的积累(图 1c).结果表明, 施用生物炭显著降低了水稻Cd的积累, 1%、2%、4%和8%生物炭添加量分别使水稻Cd的积累降低了21%、33%、36%和35%.水稻吸收的Cd主要分布在根和茎叶中, 分别占Cd积累总量的42%~54%和41%~55%, 谷壳和糙米中分别占1%~2%和2%~3%(图 1d).施用生物炭显著提高了Cd在水稻根中的分配比例, 降低了茎叶中的分配比例, 说明施用生物炭能抑制Cd由地下部向水稻地上部的转运, 但对谷壳和糙米的分配比例没有显著影响.秸秆还田对水稻植株中的Cd积累总量及各部位的Cd分配比例均没有显著影响(图 1c、1d).

3.3 生物炭或秸秆添加对水稻Cu积累的影响

水稻糙米中Cu含量为0.68~2.34 mg·kg^-1, 低于《食品中铜限量卫生标准》(GB15199—1994)的安全限值(10 mg·kg^-1).不同生物炭或秸秆添加量处理对水稻糙米、谷壳、秸秆和根中Cu含量的影响如图 2a和2b所示.与对照组相比, 生物炭和秸秆添加均显著降低了糙米中的Cu含量, 添加1%、2%、4%和8%生物炭使糙米中的Cu含量降低了约25%, 不同生物炭添加量之间没有显著差异; 秸秆还田对降低糙米中Cu的积累效果更显著, 且这种影响随秸秆还田量的增加而增加, 1%、2%、4%和8%秸秆还田分别使糙米中的Cu含量降低了35%、51%、64%和71%.生物炭添加也降低了谷壳中的Cu含量, 但仅在8%生物炭添加量时与对照处理呈显著差异; 秸秆还田对于降低谷壳中Cu积累的效果也更显著, 且随秸秆还田量的增加而降低.生物炭添加对茎叶中Cu积累的降低规律与谷壳相似, 但不同秸秆还田量对水稻秸秆中的Cu含量均未产生显著影响.生物炭和秸秆添加对根中Cu含量均没有显著降低效果.

单株水稻中Cu的积累总量为221~391 μg·株^-1(图 2c), 施加生物炭能显著降低水稻Cu的积累, 且随生物炭施加量的增加而降低, 1%、2%、4%和8%的生物炭添加量分别使水稻Cu的积累量降低了16%、23%、34%和41%.秸秆还田也显著降低了水稻Cu的积累, 1%、2%、4%和8%的秸秆还田量分别使水稻Cu的积累量降低了13%、26%、35%和35%.水稻Cu主要积累在根和茎叶中, 分别占植株Cu积累总量的30%~56%和42%~68%, 谷壳与糙米中分别占1%~2%(图 2d).施用生物炭显著提高了Cu在水稻根中的分配比例, 并降低了茎叶中的分配比例, 说明施用生物炭能抑制Cu向水稻地上部转运, 但施加生物炭并没有显著影响谷壳和糙米中的分配比例; 秸秆还田却显著提高了茎叶中的分配比例, 降低了Cu在水稻根中的分配比例, 而且秸秆还田还能抑制Cu由茎叶向籽粒的转运, 降低Cu在谷壳和糙米的分配比例(图 2c、2d).

3.4 生物炭或秸秆添加对水稻Zn积累的影响

水稻糙米中Zn含量为5.85~9.10 mg·kg^-1, 低于《食品中锌限量卫生标准》(GB13106-1991)的安全限值(50 mg·kg^-1).不同生物炭或秸秆添加量处理条件下水稻糙米、谷壳、秸秆和根中Zn含量如图 3所示.与对照组相比, 4%和8%生物炭和秸秆添加均显著降低了糙米中的Zn含量, 降低了22%~36%, 但低添加量(1%和2%)的生物炭或秸秆处理没有使糙米中的Zn含量显著低于对照; 相同添加量秸秆或生物炭添加对于糙米中Zn的积累没有显著影响.谷壳和秸秆中的Zn含量也在高添加量生物炭和秸秆的条件下有显著降低效果.生物炭还田对根中的Zn含量没有显著影响, 即使在高添加量生物炭下也没有显著影响; 但秸秆还田却显著降低了根中Zn含量, 且随秸秆还田量的增加而降低.

单株水稻中Zn的积累总量为212~347 μg·株^-1(图 3c), 施用生物炭能显著降低水稻Zn的积累, 1%、2%、4%和8%的生物炭添加量分别使水稻Zn的积累量降低了20%、25%、29%和28%.秸秆还田也能显著降低水稻Zn的积累, 且随秸秆还田量的增加而降低, 1%、2%、4%和8%的秸秆还田量分别使水稻Zn的积累量降低了12%、21%、30%和39%.相对于Cd或Cu, Zn由根向地上部的转运效率较高, Zn主要富集在茎叶, 占总量的51%~65%, 根中的Zn仅占整个植株Zn积累量的21%~32%, 糙米中的Zn可占总量的10%左右(图 3d).生物炭对Zn转运的影响与Cu相似, 施用生物炭显著提高了Zn在水稻根中的分配比例, 降低了在茎叶中的分配比例, 抑制Zn向水稻地上部转运; 但秸秆还田对水稻各器官中Zn的分配比例没有显著影响(图 3d).

3.5 生物炭或秸秆添加对水稻As和Pb积累的影响

生物炭与秸秆添加对水稻糙米、谷壳、秸秆和根中As、Pb积累的影响如表 2所示.与对照组相比, 生物炭还田后大米、谷壳、茎叶和根中的As含量都显著降低, 还田量为2%、4%和8%时, As含量分别减少了30%、37%和66%, 但根中As含量变化比较复杂, 低添加量时提高As含量, 高添加时降低As含量; 秸秆还田能显著提高大米和谷壳中的As含量, 且As含量随秸秆还田量的增加而提高, 还田量为8%时, 大米和谷壳中的As含量分别提高了67%和37%, 秸秆还田能显著降低茎叶和根中的As含量, 但不同秸秆添加量之间没有显著差异.

不同生物炭添加量对糙米中Pb的含量均没有显著影响, 8%生物炭添加量显著降低了谷壳和根中Pb的含量, 分别降低了26%和16%;不同秸秆添加量对糙米、谷壳和根中Pb的含量均没有显著影响, 但显著地提高了茎叶中的Pb含量.

4 讨论(Discussion)

畜禽排泄物生产沼气后所剩沼渣和沼液被广泛用作农作物的有机肥.但由于重金属Cu、Zn等被广泛用作饲料添加剂, 导致沼渣和沼液中的Cu、Zn等重金属富集.本实验区所施沼渣中的Cu、Zn和Cd含量远高土壤中重金属的含量(表 1).长期施用重金属富集的猪粪沼渣或沼液能导致土壤重金属富集, 本实验所用土壤的Cu、Zn和Cd含量已经超过《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)二级标准(土壤pH < 6.5)(表 1).尽管本实验所得糙米中的重金属含量均低于相应的安全限值, 但已经显著高于不施有机肥的稻米中的含量, 与我们前期在该地区开展的田间实验结果相似(Duan et al., 2012).该结果说明长期施用猪粪沼渣和沼液能导致土壤重金属富集, 大米重金属含量提高, 对粮食的安全生产已构成风险.因此, 该施肥区的水稻重金属污染风险需要被关注.

秸秆还田在重金属污染区广泛应用, 但秸秆还田对植物重金属吸收和累积的影响一直存在争议(汤文光等, 2015; 杨兰等, 2015; 王琼瑶等, 2016).杨兰等(2015)发现, 短期的秸秆还田(1~4年)能促进稻田耕作层的Cd由有效态向潜在态转化, 降低污染风险, 但持续长期的秸秆还田(8年以上), 则可促进土壤Cd由潜在态向有效态转化, 增加土壤Cd的生物有限性.贾乐等(2010)发现, 在Cd污染水稻土中添加2%秸秆能显著降低白菜体内Cd含量, 还田菜豆秸秆和玉米秸秆的白菜体内Cd含量分别降低了18%和27%.但汤文光等(2015)发现, 秸秆还田能将秸秆中富集的Cd重新归还到稻田土壤中, 使土壤和水稻植株中的Cd含量显著提高.本实验的结果表明, 秸秆还田并没有显著影响水稻对Cd的吸收及其在水稻各器官中的分布(图 1), 可能是因为实验所用土壤的Cd含量较低, 且土壤pH较高, 水稻吸收积累的Cd总量较低, 所以影响效果不显著.本实验的结果表明, 秸秆还田显著降低了水稻对Cu和Zn的积累, 单株最多分别降低35%和39%, 并且显著抑制Cu由茎叶向籽粒的转运, 对于控制糙米中Cu的积累效果非常显著, 1%、2%、4%和8%秸秆还田分别使糙米中的Cu含量降低了35.27%、51.36%、64.18%和71.05%(图 2).因此, 在长期施用畜禽排泄物而导致土壤Cu和Zn污染的稻区, 秸秆还田不仅可以环保地处置秸秆, 还有利于降低糙米Cu和Zn的积累, 且对Cu的控制效果最显著.另外, 尽管4%和8%秸秆还田量能进一步降低重金属的积累, 但考虑到秸秆使用量的提高会大幅增加成本, 因此, 为实现成本与效果的最优化, 推荐使用2%的秸秆还田量.但秸秆还田却显著提高了水稻谷壳和糙米中As的积累, 降低了根和秸秆中As的积累, 说明秸秆还田促进了砷向籽粒的转运, 这可能是因为秸秆还田能促进土壤中As的甲基化, 而甲基化的As一旦被水稻吸收, 其向籽粒转运的效率显著高于无机砷(Huang et al., 2012; 贾炎等, 2012; Jia et al., 2013), 从而表现为秸秆添加使水稻谷壳和糙米中As的积累提高, 这与相关的报道一致(Ma et al., 2014).有研究报道生物炭添加能提高土壤溶液中砷的含量, 并进而提高植物对砷的吸收积累(Zheng et al., 2012; Ibrahim et al., 2016), 但本研究中生物炭却表现为降低水稻谷壳和糙米中As的积累, 相关原因需要进一步的分析.

近年来, 有关生物炭对土壤中重金属的钝化与修复作用在国内外有广泛报道(陈再明等, 2012; 李瑞月等, 2015; 高瑞丽等, 2016; Zheng et al., 2012; 2015).Zheng等(2015)在湖南重金属污染稻田开展田间试验, 结果表明, 生物炭处理能降低重金属Cd、Zn、Pb在土壤中的生物有效性, 从而显著降低水稻Cd、Zn、Pb的含量, 稻秆炭处理能使水稻糙米和稻壳中的Cd含量分别减小71%和71%, 豆秆炭处理使水稻籽粒和稻壳中的Cd含量分别减少26%和46%, 也显著减少了Zn、Pb在水稻根和茎叶中的含量.本实验在长期施用沼渣沼液导致土壤重金属富集的稻田施用生物炭, 结果与相关研究类似, 生物炭添加显著地降低了水稻植株中Cd、Cu和Zn的吸收总量及其在糙米中的含量(图 1~3).水稻Cu的积累总量会随生物炭添加量的增加而降低, 但Cd和Zn的积累量和糙米中的含量在添加2%生物炭处理时与4%或8%生物炭处理没有显著差异, 因此, 当选用生物炭作为控制水稻吸收Cd或Zn的修复材料时, 为同时降低成本和水稻中重金属的积累, 施用量可控制在2%以内.另外, 本实验也发现生物炭添加能显著提高Cd、Cu和Zn在水稻根中的分配比例, 抑制重金属由地下部向水稻地上部的转运, 这可能是因为生物炭改变重金属在水稻根中的存在形态, 从而影响其向地上部转运的效率, 相关的机理有待于将来的进一步研究.生物炭添加量对糙米中Pb的含量均没有显著影响, 但在高剂量生物炭添加时却降低了谷壳和根中Pb的含量, 该结果与Zheng等(2012)的报道类似.

综上所述, Cu和Zn是长期施用沼渣沼液稻田的主要重金属污染物, 秸秆直接还田对于水稻Cu吸收积累的控制效果好于生物炭还田, 对于Zn吸收积累的控制效果与生物炭添加没有显著差异, 且将秸秆烧制成生物炭还需要较高的成本, 因此, 在本研究的长期沼渣沼液施肥区域实施2%的秸秆直接还田应为比较合理的还田方式与用量.

4 结论(Conclusions)

1) 长期施用猪粪沼渣和沼液导致土壤重金属富集, 土壤中的Cu、Zn和Cd含量高于《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)二级标准(土壤pH < 6.5).

2) 通过对比秸秆的不同还田方式(直接还田或煅烧成生物炭还田), 发现直接还田对于水稻Cu的吸收和糙米中Cu的积累控制效果好于生物炭还田, 而生物炭还田对于控制水稻Cd的吸收积累效果好于直接还田, 对于控制Zn的吸收积累, 两种还田方式的效果没有显著差异, 秸秆直接还田可显著提高糙米中As的积累.

3) 通过对比不同的秸秆还田量(0、1%、2%、4%和8%), 发现2%的生物炭添加量对控制糙米中重金属含量的效果与4%或8%添加量没有显著差异, 秸秆还田对水稻中Cu和Zn积累的降低效果随还田量的增加而提高, 但综合考虑该区域土壤重金属的污染状况、控制效果和还田成本, 在该施肥区域实施2%的秸秆直接还田应为比较合理的还田方式与用量.