沼液施用3種能源植物對稀土尾礦區重金屬遷移的影響

陳莎莎，龍 云，龔貴金，桂 倫，吁 安，陳柳萌*

（1.江西農業科學院 農業應用微生物研究所，江西 南昌 330200；2.江西正合生態農業有限公司，江西 新余 338000）

稀土資源為我國尖端高新產業發展和國家安全戰略作出了巨大的貢獻，但長期過度的開采及大量酸性浸提劑的使用引發了土壤酸化、肥力退化及重金屬污染等諸多環境污染問題，使得稀土礦區生態系統的修復重建相對于其他類型礦區更為特殊且復雜［1］。目前，以植被恢復為目標的植物修復是礦區生態修復的主要方式［1-3］。然而，有研究表明，土壤恢復往往滯后于植被恢復，需要外源養分予以支撐，否則已恢復的植被會因為養分不足而出現衰退現象［3］。同時，常規修復植物存在著生物量低、生長速度慢、無產后利用價值及經濟效益差等短板［4］，嚴重制約了礦區生態修復進程。為此，近年來，當地企業引入畜禽糞污集中處理的沼氣工程，就近集中消納不宜遠距離運輸的沼液用于能源植物種植，憑借能源植物耐貧瘠、抗逆性強、生物量大等優點，在修復土壤的同時，還能拓展能源植物產后利用途徑，為可持續修復提供經濟支撐［5-6］。

沼液是沼氣工程厭氧發酵后的產物，富含植物所需的營養元素，可作為一種性能優良的綠色生物有機肥和土壤改良劑而推廣應用［7-8］。也有研究表明，沼液農用能明顯提升土壤肥力、提高作物產量、改善土壤生態環境等，但會顯著提高土壤和作物中重金屬含量，長期或過量施用，甚至會出現重金屬不同程度的超標［9-11］。目前，沼液施用的研究主要是對作物的產量、品質、病蟲害，以及對土壤環境質量的影響等方面，而針對稀土尾礦土壤重金屬遷移影響的研究鮮有報道，尤其是利用沼液施用能源植物對稀土尾礦區重金屬遷移影響的研究還未見報道。因此，本研究以贛南稀土尾礦區土壤為研究對象，選用御谷、芒草和構樹3種能源植物作為修復植物開展沼液施用盆栽試驗。采用單因子污染指數法、內梅羅綜合污染指數法和Hakanson潛在生態危害污染指數法對土壤重金屬進行風險評價，結合尾礦、能源植物中重金屬的分布特征，探討了植物對重金屬的富集、轉運及積累特性，分析了沼液施用能源植物對廢棄稀土尾礦土壤重金屬遷移的影響及潛在污染風險，以期為沼液安全利用及尾礦區生態修復工程提供理論與實踐依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試植株 御谷（Pennisetum glaucum， P）、芒草（Miscanthus， M）、構樹（Broussonetia papyrifera， B）均由廣西北海市綠邦生物創景有限公司提供。

1.1.2 供試肥料 沼液（Biogas slurry， BS）由贛州銳源生物科技有限公司提供，沼液pH值為8.27，沼液的有機質、氮、磷和鉀含量分別為5.42、3.03、0.22和3.89 g/L。沼液重金屬含量符合農用沼液（GB/T 40750—2021）［12］Ⅰ類標準。具體含量見表1。

表1 沼液中重金屬含量 mg/L

1.1.3 供試土壤 供試土壤取自于江西省贛州市定南縣某廢棄稀土尾礦修復區（24°35′1.42″N，115°1′50.34″E）。該區域原為稀土尾礦堆場，紅壤，土質低劣，土壤呈酸性（pH值為4.43）；養分含量極低（有機質為3.81 g/kg，全氮為0.18 g/kg，堿解氮為15.45 mg/kg，有效磷為1.84 mg/kg，速效鉀為88.42 mg/kg）；蓄水能力極差，其上僅有自然生長的先鋒植物，植被覆蓋率極低。土壤重金屬本底值詳見表2。

由表2可知，供試土壤中8種重金屬含量均低于土壤環境質量農用地土壤污染風險篩選值（GB 15618—2018）［13］，說明該土壤的重金屬污染物對農產品質量安全、農作物生長或土壤生態環境的風險較低，將來可改作為農用地、果園或牧場等。

表2 廢棄稀土尾礦區土壤中重金屬含量 mg/kg

1.2 試驗設計

盆栽試驗在人工氣候室進行，種植周期為170 d，光照時間為8 h/d，光照強度為＞4000 lx；試驗共設計2種處理：（1）沼液組（BS）：在移栽幼苗前5～7 d先施入基肥0.6 L沼液，待分檗后進行第1次追肥，隨后每隔30 d追肥1次，共追肥4次，每次追肥施入0.1 L沼液。（2）未施肥對照組（CK）：基肥和追肥都加入與沼液組等量的水。每個試驗處理設4個重復，共計24盆，每盆裝入15 kg稀土尾礦土，每盆移栽幼苗3株。

1.3 樣品處理與分析

1.3.1 樣品采集與制備 植株收獲后擦干凈植株泥土，洗凈根系泥土，在105 ℃下殺青30 min后，于75 ℃下烘干至恒重，磨碎。土壤樣品取至于植株根系處，經風干、研磨。植株和土壤樣品均過80目尼龍篩后保存備用。

1.3.2 樣品分析方法 重金屬測定［14-15］：分別稱取約0.2 g植株、0.2 g根系、0.1 g土壤樣品于微波消解管中，加入0.5 mL水潤濕后，植株和根系樣品加入6 mL HNO3，土壤樣品加入1.5 mL HCl和4.5 mL HNO3，HNO3和HCl均為優級純。樣品均搖勻加蓋，靜置過夜后，于石墨消解儀上100 ℃預消解30 min，冷卻后放入微波消解儀消解30 min（190 ℃），再于石墨消解儀上100 ℃趕酸至0.5 mL左右，超純水定容50 mL。標準物質選用土壤成分分析標準物質GBW07425和灌木枝葉生物成分分析標準物質GBW07603進行質量控制。

1.3.3 土壤重金屬污染評價方法 單因子污染指數法（Single pollution index，Pi）［16］，計算公式如下：

式（1）中，Pi為土壤中重金屬污染物i的單項污染指數；Ci為土壤中第i種重金屬的實測值；Si為重金屬i的評價標準值，本文以供試土壤原始值為標準值。

內梅羅綜合污染指數法（Nemerow multi-factor index，P綜）［15］，計算公式如下：

式（2）中，P綜為內梅羅污染指數；Pmax為最大單項污染指數；Pave為單項污染指數的均值。

Hakanson潛在生態風險指數法（Potential ecological risk index，RI）［17］，計算公式如下：

式（3）中，RI為潛在生態風險指數；Pi為土壤中重金屬污染物i的單項污染指數；Tri為污染物i的毒性響應系數，其中，各重金屬毒性系數的取值分別為：Cr=2、Zn=1、Ni=Cu=Pb=5、As=10、Cd=30、Hg=40。

表3 土壤重金屬評價分級標準 mg/kg

1.4 數據分析

采用Excel 2013軟件處理數據和繪制圖表；采用SPSS 13.0軟件對數據進行分析，顯著性檢驗采用Tukey法（P＜0.05）。

2 結果與分析

2.1 沼液施用對稀土尾礦區土壤重金屬的影響

2.1.1 沼液施用對稀土尾礦區土壤重金屬含量的影響 由表4可知，在CK處理下，3種能源植物對土壤重金屬積累去除率的大小表現為御谷＞構樹＞芒草。在BS處理下，3種能源植物對土壤重金屬積累去除率與CK的表現基本一致。相對于CK，御谷土壤中Cr、Ni，以及芒草土壤中Ni含量有下降的趨勢，構樹土壤中Hg含量明顯降低，而3種能源植物土壤中Pb有積累的趨勢，Cu、Zn含量有明顯的積累現象，尤其是重金屬Cu，增加了1.30～1.45倍。但3種能源植物土壤中的8種重金屬含量仍低于土壤環境質量農用地的土壤污染風險篩選值（GB 15618—2018）。

表4 沼液施用對稀土尾礦區土壤重金屬含量的影響 mg/kg

2.1.2 沼液施用對稀土尾礦區土壤重金屬污染評價的影響 采用單因子污染指數法、內梅羅綜合污染指數法和Hakanson潛在生態危害污染指數法對土壤重金屬含量做進一步分析發現（圖1），在CK處理下，3種能源植物土壤重金屬P均小于1，P綜小于0.7，RI遠小于105。在BS處理下，3種能源植物土壤重金屬P、P綜、RI仍處于安全范圍內。但PCu、PZn出現明顯的增長，PPb也有增長的趨勢，因此，長期施用沼液，可能會導致土壤重金屬Cu、Zn、Pb的污染，3種能源植物的P綜也有不同程度的增長，芒草和構樹的RI也有增加的趨勢，這表明沼液還田仍有一定的重金屬污染風險。但是御谷土壤重金屬RI相對于CK下降了1.12，能減輕土壤重金屬潛在生態危害。

圖1 沼液施用對稀土尾礦區土壤重金屬污染指數的影響

2.2 沼液施用對能源植物體內重金屬含量的影響

2.2.1 沼液施用對能源植物地上部分重金屬含量的影響 由表5可知，在CK處理下，3種能源植物地上部分對8種重金屬的吸收能力（Cd除外）呈現的規律為御谷＞芒草＞構樹。在BS處理下，御谷地上部分對Cr、Ni、Cu、As、Pb和芒草地上部分對Ni、Cu、Pb的吸收能力明顯受到了抑制，減輕了部分重金屬對御谷和芒草的毒害，其中，御谷的地上部分對Cr和芒草地上部分對Pb的吸收能力下降最為顯著，分別僅為CK的0.11、0.28倍；而施用沼液卻促進了構樹地上部分對重金屬的吸收能力，尤其是顯著增強了Cu、Pb的吸收能力，分別為CK的1.95、1.37倍。3種能源植物地上部分對重金屬Zn吸收能力均顯著增加，最高為御谷，增加了3.24倍。

表5 沼液施用對能源植物地上部分重金屬含量的影響 mg/kg

2.2.2 沼液施用對能源植物根系重金屬含量的影響 由表6可知，在CK處理下，3種能源植物根系部分對Zn的吸收能力最強，表現為御谷＞芒草＞構樹，而對其他7種重金屬，芒草表現出較強的吸收能力。在BS處理下，3種能源植物根系重金屬含量均表現為御谷＞芒草＞構樹；御谷根系對重金屬的吸收能力明顯增強，而芒草根系對Cr、Ni、Cu和構樹根系對Cr、Ni的吸收能力明顯減弱，其中，御谷根系對Cr的吸收能力增加最為顯著，為CK的5.78倍，芒草和構樹根系對Cr的吸收能力抑制最顯著，分別為CK的0.34、0.32倍。3種能源植物根系部分對Zn的吸收能力均顯著增加，增加幅度最大的為芒草，是CK的1.83倍，其次是構樹和御谷。

表6 沼液施用對能源植物根系重金屬含量的影響 mg/kg

2.3 沼液施用能源植物對重金屬富集和轉運系數的影響

由表7可知，3種能源植物對重金屬的富集能力與地上部分的吸收能力相似。施用沼液后，相對于CK處理，御谷對Cr、Ni、Cu、As、Pb和芒草對Ni、Cu、Pb的富集能力顯著下降，尤其是御谷對Cr的富集能力下降幅度最大，BF從7.37下降到0.88；而構樹對重金屬的富集能力均增強，尤其是顯著增強了對Hg、Pb的富集能力。同時，構樹對不同重金屬的轉運能力均增強且在3種能源植物中最強，TF為0.37～0.80；御谷除Zn增加，其余重金屬轉運能力均有所下降，尤其是對Cr的轉運能力，TF從6.86下降到0.13；芒草對Zn、Hg、Pb的轉運能力也有所下降，并且3種能源植物對重金屬的轉運能力均小于1，說明重金屬均主要集中在根系部分。

表7 沼液施用能源植物對重金屬富集及轉運系數的影響

2.4 沼液施用對能源植物重金屬積累量的影響

2.4.1 沼液施用對能源植物地上部分重金屬積累量的影響 由表8可知，在CK處理下，3種能源植物地上部分對重金屬的積累量均為構樹＞御谷＞芒草（除Cr）。在BS處理下，3種能源植物地上部分重金屬積累量相對于CK均顯著增加，其中，沼液施用對御谷地上部分積累重金屬的促進作用最為顯著且積累量最高，是CK的3.20～91.94倍，其次是芒草和構樹，分別是CK的1.00～5.00和1.13～4.00倍。3種能源植物對不同的重金屬積累量基本上呈現相同的規律，大致表現為Zn＞Cu＞Cr＞Ni＞As＞Pb＞Cd＞Hg。

表8 沼液施用對能源植物地上部分重金屬積累量的影響 μg/株

2.4.2 沼液施用對能源植物根系重金屬積累量的影響 由表9可知，在CK處理下，3種能源植物根系部分對Cr、Ni、Cu、Zn的積累量較高，表現為芒草＞構樹＞御谷；對As、Cd、Hg、Pb的積累量較低，表現為構樹＞芒草＞御谷。在BS處理下，3種能源植物中御谷根系部分對重金屬的積累作用最為明顯，且積累量最高，是CK的35.50～185.13倍；而芒草和構樹根系部分對Cr、Ni的積累量明顯減少，對其他重金屬有明顯的積累作用。

表9 沼液施用對能源植物根系重金屬積累量的影響 μg/株

3 討論與結論

沼液可作為一種優質液體有機肥還田利用在國內外已經達成了共識，但由于現代養殖業飼料添加劑的大量使用，導致畜禽糞便中的重金屬污染物大量殘留，影響了沼液還田的安全性［18-19］。目前，在國內不少的沼液農用試驗中發現，多種重金屬在土壤中會出現不同程度的積累，甚至出現超標現象［9-11］。因此，沼液農用重金屬風險備受關注。本研究就定南稀土尾礦土壤沼液農用御谷、芒草、構樹的盆栽試驗發現，3種能源植物土壤中8種重金屬含量均低于國家標準（GB 15618—2018），土壤重金屬P值、P綜、RI均處于安全范圍內，試驗結果顯示沼液農用暫不會引起重金屬污染，這主要是由于供試土壤中重金屬含量遠低于農用地土壤風險篩選值（GB 15618—2018），且所施入的沼液中重金屬含量符合農用沼液（GB/T 40750—2021） Ⅰ類標準，已達標農用。但本研究同時發現，3種能源植物土壤中Cu、Zn均顯著增加，這與沼液中 Cu、Zn 含量較高有直接關系［18］，Pb也有積累的趨勢，因此長期施用沼液，可能會導致土壤重金屬Cu、Zn、Pb的積累和污染。這與楊樂等［20］的研究結果相似，達標沼液農用雖未引起土壤重金屬污染，但存在個別重金屬嚴重積累的現象。本研究中3種能源植物土壤重金屬的P綜，以及芒草和構樹土壤重金屬RI也有增加的趨勢，說明沼液達標農用，還是會存在重金屬潛在污染風險，若施用重金屬超標的沼液，則污染將更嚴重［11］。因此，沼液農用一定要因地制宜、適量施用，同時需要對沼液進行施用前的檢測及無害化處理，使沼液達到農用的標準，將潛在風險降到可控范圍內［21］。

雖然達標的沼液中重金屬含量較低，但要達到與化肥相當的肥效，需加大施用量，由于重金屬不易降解的特性，土壤中的重金屬會長期累積而被植物吸收［21］，因此，選擇不同累積特性的能源植物替代糧食作物在尾礦區種植，不僅從一定程度上凈化了土壤的重金屬污染，也可以減輕重金屬進入人體的風險。本研究發現不同能源植物對不同重金屬的吸收能力和分布狀況受沼液施用的影響很大。其中，施用沼液能減輕重金屬對禾本科植物的毒害，御谷重金屬（除Zn）富集及轉運系數，芒草的部分重金屬富集（Ni、Cu、Pb）及轉移系數（Zn、Hg、Pb）明顯降低，這可能與沼液中含有的大量官能團、微生物等對重金屬具有很強的固定、轉化功能有關［21］，而施用沼液明顯提高了構樹重金屬富集及轉運系數，這與前人的研究結果相似，不同植物對不同重金屬的耐性、吸收途徑、富集及轉運能力相差很大［4］。

從植物修復的角度出發，希望通過獲得超富集植物以凈化土壤、降低污染［22］，而本研究發現的沼液施用后，3種能源植物轉運系數均小于1，不具備超富集植物的一般特性［22］。但迄今發現的超富集植物大多具有生長緩慢、生物量低、個體修復率低、耗時長等缺點，這極大地限制了植物修復的實際應用［4］。因此，利用高生物量或生長快速并具有較強抗逆性的植物來修復受毀損和受污染的土壤，已經成為新的重要技術方向［2］。

本研究發現，沼液施用顯著促進3種能源植物對重金屬的積累，其中，御谷對重金屬的積累量最大且最為顯著，其次是芒草和構樹，其主要原因并不是沼液御谷對8種重金屬表現出一定的耐受能力和吸收能力，而是沼液對御谷的促生作用最明顯，使得御谷的生物量最大，致使重金屬積累量最大。因此，在選擇重金屬修復植物時，除了考慮植物的吸收能力外，更要考慮生物量大的植物［23］。結合能源植物對稀土尾礦區土壤重金屬的去除率及污染風險來看，御谷對稀土尾礦區土壤重金屬的去除率最高，并且僅有“沼液+御谷”組合的土壤重金屬RI呈下降趨勢，能減輕土壤重金屬的潛在生態危害。因此，在同等種植條件下，“沼液+御谷”組合修復重金屬污染土壤用時最短，并且可降低沼液農用帶來的重金屬污染風險，因而具有修復礦區土壤的潛力。