模擬酸雨條件下鐵硅材料和生物炭對土壤鎘砷形態(tài)及生物有效性的影響

郭 娟，羅小麗，姚愛軍*，袁 鳴，劉 沖，湯葉濤，3，仇榮亮，3

（1.中山大學(xué)地理科學(xué)與規(guī)劃學(xué)院，廣州 510275；2.中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣州 510275；3.中山大學(xué)廣東省環(huán)境污染控制與修復(fù)重點實驗室，廣州 510275）

我國金屬礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤Cd、As超標(biāo)問題突出，由此導(dǎo)致的農(nóng)產(chǎn)品重金屬超標(biāo)事件已引起社會的強(qiáng)烈關(guān)注。同時，我國南方農(nóng)田土壤酸化形勢嚴(yán)峻，特別是南方酸雨地區(qū)，酸雨的強(qiáng)度、頻率和酸度在近年有所提高，部分地區(qū)的酸雨頻率達(dá)到100%，pH明顯下降[1]。酸雨以及土壤酸化對土壤重金屬的環(huán)境活性和生物有效性的影響都進(jìn)一步加劇污染農(nóng)田安全生產(chǎn)的風(fēng)險[2-3]。

土壤原位化學(xué)鈍化技術(shù)通過添加化學(xué)鈍化劑，使污染土壤中的重金屬發(fā)生沉淀、吸附、離子交換、絡(luò)合及氧化還原等反應(yīng)，改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài)，降低重金屬在土壤環(huán)境中的遷移性、生物有效性和毒性[4]，可以在修復(fù)土壤的同時進(jìn)行農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動，因而對于我國大面積的中輕度污染農(nóng)田土壤的修復(fù)尤為適用。由于土壤中Cd、As化學(xué)性質(zhì)迥異，目前，能同時鈍化農(nóng)田土壤Cd、As的修復(fù)材料并不多見，鐵硅材料和生物炭是目前較有潛力的兩類鈍化劑。其中鐵硅材料是一類新型的堿性富鐵硅鈣型的鈍化重金屬材料，研究發(fā)現(xiàn)，鐵硅材料可以降低土壤As有效性和土壤中可交換態(tài)Cd含量，能提高酸性土壤中的pH，對重金屬的修復(fù)機(jī)制以化學(xué)沉淀為主[5-6]。生物炭是生物質(zhì)在完全或部分缺氧情況下經(jīng)熱解產(chǎn)生的高度芳構(gòu)化的碳質(zhì)材料[7]，主要呈堿性，具有多孔性結(jié)構(gòu)和巨大的比表面積。研究表明，生物炭對重金屬有吸附作用[8]。生物炭的制備條件，如原料、熱解溫度和熱解時間等都會顯著影響生物炭的修復(fù)功效[9]。

酸雨條件下這兩類鈍化劑對Cd、As復(fù)合污染土壤中重金屬的形態(tài)及生物有效性的影響及酸化條件下的修復(fù)穩(wěn)定性差異仍然不清楚。因此，本研究針對南方礦區(qū)常見Cd、As復(fù)合污染酸性土壤，選用鐵硅材料、雞糞及其不同溫度裂解制成的生物炭作為供試鈍化劑，以對重金屬敏感的葉菜類蔬菜上海青為指示作物，通過溫室盆栽試驗及土壤Cd、As形態(tài)分析探討兩類有機(jī)、無機(jī)鈍化劑及其組合在酸雨條件下對土壤中重金屬Cd、As生物有效性的影響差異，以期為酸雨區(qū)和酸化農(nóng)田Cd、As復(fù)合污染修復(fù)及安全生產(chǎn)提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土壤：供試土壤采自廣東省某礦區(qū)流域的重金屬污染農(nóng)田表層土（0～20 cm），自然風(fēng)干后研磨，分別過10目、20目、100目尼龍篩備用。供試土壤pH 4.53，為強(qiáng)酸性土壤，Cd、As含量見表1，分別是國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—1995）的1.4倍和2.41倍。

鈍化劑：本實驗供試鐵硅材料，標(biāo)記為IS，雞糞為市售，標(biāo)記為CM。生物炭為實驗室制備，將干燥后研磨過60目的雞糞填滿于密閉坩堝中，放入預(yù)熱的馬弗爐，分別在350℃下厭氧加熱2 h和700℃下厭氧加熱1.5 h，獲得350℃和700℃生物炭樣品，標(biāo)記為BC350、BC700。所有鈍化劑均磨細(xì)過60目尼龍篩。三種供試鈍化劑基本理化性質(zhì)見表1。

供試作物：上海青幼苗。

1.2 試驗設(shè)計

鈍化劑施加及酸雨配制：按表2所列的鈍化劑和處理水平分別往盆栽土中添加鈍化劑。不添加任何鈍化劑的空白處理為對照CK。酸雨配制依據(jù)華南地區(qū)現(xiàn)有的酸雨類型，把濃硫酸∶硝酸按3∶1（摩爾比）混合后稀釋配制成pH=4.5的酸液[10]。華南地區(qū)年降雨量在927.9～2 678.9 mm之間，本實驗取年降雨量2400 mm作為盆栽酸雨年澆灌量，在一季生長期內(nèi)（酸雨澆灌條件下，上海青生長遲緩，生長期80 d），每盆共澆灌600 mL的酸量，每次每盆澆15 mL酸液，與一定量水混合，施入土中。間隔1 d澆一次，使盆栽土壤水分保持在田間持水量的60%。前期研究結(jié)果表明，鈍化劑修復(fù)效應(yīng)受灌溉水pH顯著影響。鈍化劑分別在酸雨和純水澆灌條件下對重金屬生物有效性影響迥異。本研究側(cè)重比較以鐵硅材料為主的不同鈍化劑在模擬酸雨條件下對蔬菜吸收Cd、As的影響差異，僅對空白組和鐵硅材料組設(shè)置等量純水澆灌對照處理，其余為酸雨處理。整個盆栽試驗共設(shè)置12個處理（表2），每個處理三次重復(fù)。

表1 供試土壤和鈍化劑基本性質(zhì)Table 1 Properties of the tested soil and amendments

表2 盆栽試驗鈍化劑及澆灌處理Table 2 pot test amendments and watering treatments

盆栽試驗方法：隨機(jī)區(qū)組設(shè)計，于溫室內(nèi)進(jìn)行，將每盆1 kg供試土壤分別與不同鈍化劑（表2）及施加量為1.5 g·kg-1土的氮磷鉀復(fù)合肥充分混合均勻后裝入容積為1.7 L的塑料盆，土壤水分保持在田間持水量的60%，平衡2周。播種前先將上海青種子浸泡在濃度為1%的H2O2中殺菌，10 min后撈出種子，將其平鋪于濕潤的營養(yǎng)土內(nèi)培養(yǎng)發(fā)芽，當(dāng)幼苗長到3葉時選擇均勻一致幼苗移栽到平衡后的土壤中，每盆移入3株，保持苗間距基本一致，按設(shè)計的澆灌處理方式進(jìn)行澆灌，在整個種植周期均使土壤水分保持在田間持水量的60%。每單盆為一處理（小區(qū)），每一處理重復(fù)三次，隨機(jī)區(qū)組排列。上海青種植80 d收獲，植株洗凈擦干后測定鮮重、可食部分重金屬Cd、As含量。土樣自然晾干后分別過20目、60目、100目篩，測定土壤pH值和土壤有效態(tài)Cd、As含量，土壤Cd、As總量及形態(tài)等。

1.3 分析方法

用電位法測定土壤pH值（水土比為2.5∶1）。植物樣品Cd、As含量采用HNO3∶HClO4（V∶V=4∶1）的混合酸消解法（GB/T 5009.15—1996）。土壤重金屬全量采用王水-HClO4消解法（NY/T 1121.11—2006），土壤有效態(tài)Cd、As含量測定以1 mol·L-1NH4COOH浸提，水土比為5∶1[11]。土壤Cd形態(tài)分析采用Tessier五步提取法（Tessier et al，1979），土壤As形態(tài)分析采用Wenzel提出的連續(xù)提取方法[12]。以石墨爐原子吸收分光光度計（Hitachi Z-2000）測定溶液中Cd含量，以電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀ICP-OES（Optima 5300DV，PE，USA）測定溶液中As含量。

1.4 分析質(zhì)量控制

樣品測定均設(shè)置兩個平行樣，平行相對誤差＜20%；測定植物、土樣中的重金屬時，以標(biāo)準(zhǔn)樣品[土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07443（GSF-3），植物標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW10052（GSB-30）]進(jìn)行質(zhì)量控制，標(biāo)樣回收率在85%～110%。樣品測定同時設(shè)置空白實驗確定試劑背景含量。實驗過程中使用的玻璃儀器全部經(jīng)10%的硝酸溶液浸泡過夜，以自來水和純水清洗后干燥備用。

1.5 數(shù)據(jù)分析

實驗結(jié)果均以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示。以SPSS 20進(jìn)行數(shù)據(jù)分析，處理間差異以Duncan多重比較法進(jìn)行檢驗，當(dāng)P＜0.05時為差異顯著。以SPSS 20計算Pearson相關(guān)系數(shù)，當(dāng)P＜0.05時相關(guān)性達(dá)到顯著水平。采用Origin 8.0進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤pH及有效態(tài)Cd、As含量的變化

鈍化劑對盆栽土壤pH的影響如圖1（a）所示。酸雨導(dǎo)致土壤酸化趨勢明顯，CK（酸處理）土壤pH值比CK（純水處理）降低1.2個單位。與CK（酸處理）相比，各鈍化劑均顯著提高土壤pH，各鈍化劑處理土壤pH提高幅度依次為IS+BC700＞IS+BC350＞IS+CM＞BC700＞0.6%IS＞BC350＞0.3%IS＞CM，復(fù)合鈍化劑對土壤pH提升的能力顯著優(yōu)于單一鈍化劑處理，鐵硅材料在幾種單一鈍化劑中pH最高、BC700次之，兩者的配合施用使土壤pH提升最大，單一施加雞糞對土壤pH的提升作用最弱。

圖1 各處理對土壤pH及土壤有效態(tài)Cd、As含量的影響Figure 1 Effects of treatments on soil pH and soil available Cd and As contents

土壤pH是土壤中重金屬生物有效性的一個重要影響因素，一般來說，隨pH升高，土壤對金屬陽離子的吸附能力會明顯增強(qiáng)，土壤中重金屬生物可利用態(tài)含量降低，重金屬的生物活性下降[13]。圖1（b）顯示，酸雨處理顯著提升CK（酸處理）土壤中的有效態(tài)Cd含量。單施低劑量水平（3 g·kg-1）鐵硅材料和高劑量水平（20 g·kg-1）雞糞對該效應(yīng)無改善作用，其他鈍化處理均使土壤有效態(tài)Cd含量顯著降低，降幅達(dá)30%～70%，降幅最大的是IS+BC350和IS+BC700這兩種復(fù)合處理，土壤有效態(tài)Cd含量相比CK（酸處理）降低了70%，說明單施高劑量鐵硅材料和生物炭以及鐵硅材料與生物炭復(fù)配的鈍化處理可以有效地降低酸雨條件下Cd、As復(fù)合污染菜地土壤中Cd的有效性，其中復(fù)配效果顯著優(yōu)于單施。這可能與各鈍化處理不同程度促進(jìn)土壤Cd形態(tài)發(fā)生改變有關(guān)。

由圖1（c）可見，酸雨處理土壤有效態(tài)As含量較對照升高。單施鐵硅材料對土壤有效態(tài)As的影響與施用量有關(guān)，低劑量處理提高土壤有效態(tài)As含量，可能原因是低劑量鐵硅材料一定程度提升土壤pH，土壤負(fù)電荷增加，使有效態(tài)As提高。其他各處理都不同程度降低了土壤有效態(tài)As的含量，降低幅度為5.9%～64.7%，各處理降低幅度依次為IS+BC700＞0.6%IS＞IS+BC350＞BC700＞BC350＞CM＞IS+CM。總體上，在酸雨條件下鐵硅材料與生物炭復(fù)合鈍化劑以及高劑量鐵硅材料對土壤有效態(tài)As含量的降低效果較佳，前者可能與鐵硅物質(zhì)與生物炭復(fù)合處理對AsO3-4的專性吸附作用增強(qiáng)有關(guān)，后者則可能跟高劑量鐵硅材料富含的鐵氧化物和豐富的鈣含量引起的專性吸附和共沉淀有關(guān)。

2.2 上海青可食部分生物量分析

由圖2看出，酸雨對蔬菜的生長有明顯抑制作用。CK（酸處理）、低水平（0.3%）鐵硅材料（IS）組、雞糞（CM）組的上海青植株不能正常生長，至收獲時已死亡，無生物量。可能原因是單獨施加低水平（3 g·kg-1）鐵硅材料與20 g·kg-1雞糞不能有效地提升土壤pH值，從而無法抵御強(qiáng)酸性環(huán)境對植物生長的抑制作用。其他各處理組地上部（可食部分）生物量的大小 排 序 為 IS+CM＞IS+BC350＞IS+BC700＞BC700＞0.6%IS＞BC350，單一鈍化劑處理中，雞糞經(jīng)過高溫裂解成生物炭后，有利于上海青在酸性土壤中存活，并提高地上部生物量，且隨裂解溫度提高，促進(jìn)作用增強(qiáng)。復(fù)合鈍化劑處理都促進(jìn)了酸性土壤中上海青的生長，其中施加IS+CM處理的地上部生物量劇增，分別是IS+BC700組、IS+BC350組的2.91倍和2.71倍，與其他各組對比具有顯著性差異，說明在與鐵硅材料復(fù)合處理中，雞糞相較于高溫裂解生物炭在提高上海青可食部分生物量上有著更好的表現(xiàn)。推測一方面因為雞糞、鐵硅材料提供了相對充足的營養(yǎng)元素，鐵硅材料將土壤酸度調(diào)整到適合植物生長的范圍，同時降低土壤有效態(tài)重金屬含量，削弱了強(qiáng)酸性及重金屬Cd、As對植物的毒害作用，因而施加IS+CM處理的地上部生物量劇增。另一方面可能隨著熱解的進(jìn)行，雞糞中的有機(jī)質(zhì)不斷分解為無機(jī)化合物，雞糞原有的肥力大幅度下降，導(dǎo)致雞糞高溫裂解生物炭與鐵硅材料復(fù)合施加對植物生物量提高作用相對減弱。

圖2各處理對上海青地上部生物量的影響Figure 2 Effects of different treatments on biomass of edible part of Brassica chinensis L.

2.3 上海青地上部Cd、As含量分析

圖3 （a）是酸雨處理條件下鈍化劑對盆栽上海青地上部吸收Cd的影響。酸雨條件下，CK（酸處理）、低劑量鐵硅材料和雞糞處理上海青無法正常生長并全部死亡。高劑量鐵硅材料酸雨處理比純水處理地上部Cd含量提升17倍，表明酸雨促進(jìn)重金屬在蔬菜體內(nèi)積累，并對單一鐵硅基材料和雞糞抑制Cd生物吸收有極顯著不利影響。酸雨條件下各處理對上海青地上部Cd含量抑制效應(yīng)的大小依次為IS+BC700＞IS+BC350＞BC350＞IS+CM＞BC700＞0.6%IS。酸雨條件下鐵硅材料與兩種不同溫度裂解的生物炭組合施加對地上部Cd含量的抑制效果最好。隨裂解溫度的提高，生物炭對上海青地上部Cd含量的降低作用減弱。這與Ehsan等[14]研究結(jié)果一致。

由圖3（b）可知，酸雨極大促進(jìn)單一鐵硅材料和生物炭處理蔬菜對As的吸收，各處理地上部As含量大小為IS+BC350＜IS+BC700＜IS+CM＜BC700＜0.6%IS＜BC350，根據(jù)我國現(xiàn)行食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2017），新鮮蔬菜中 As限量為 0.5 mg·kg-1，除0.6%IS和BC350組外，其他各組均低于國家食品安全限量。酸雨條件下，鐵硅材料與BC350、BC700的復(fù)合處理蔬菜可食部分As含量低于單一處理組，尤其鐵硅材料與BC350復(fù)合處理能極顯著抑制蔬菜對As的吸收，說明鐵硅材料和生物炭可能在抑制植物地上部吸收As方面存在協(xié)同作用，且這種協(xié)同作用隨著生物炭裂解溫度的提升而減弱，推測這與鐵硅材料和低溫生物炭共存時，促進(jìn)了無定形鐵的生成及對As的專性吸附有關(guān)。值得一提的是，單施生物炭時，與對照相比，BC350處理增加了植株地上部對As的吸收。有研究也發(fā)現(xiàn)添加生物炭可以提高土壤孔隙水中As的含量，增強(qiáng)As的溶解性和移動性[15]。該現(xiàn)象可能的機(jī)制是生物炭的投加導(dǎo)致土壤pH升高，土壤負(fù)電荷增加，提高了帶負(fù)電的AsO3-4的溶解性和活性。另外一個可能原因是生物炭的投加使得土壤中PO3-4濃度增加，與AsO3-4競爭吸附位點，導(dǎo)致土壤As活性提高，生物吸收增加[15]。

圖3 各處理對上海青地上部Cd、As含量的影響Figure 3 Effect of treatments on Cd and As contents in edible part of Brassica chinensis L.

2.4 土壤Cd、As形態(tài)分布變化

不同鈍化劑處理對蔬菜吸收土壤Cd、As產(chǎn)生不同程度的影響，可能與其對土壤Cd、As形態(tài)分布的影響有關(guān)。不同處理方式下土壤中Cd、As各形態(tài)所占百分比結(jié)果如圖4、圖5所示。

從圖4可看出，酸雨處理顯著提高CK（酸處理）土壤中水溶交換態(tài)Cd占比并降低有機(jī)硫化物態(tài)Cd和殘渣態(tài)Cd比例。添加不同鈍化劑后土壤中水溶交換態(tài)Cd比例顯著降低，降幅為28.36%～52.76%，各處理水溶交換態(tài)Cd占比大小依次為CK（酸處理）＞2%CM＞0.3%IS＞0.6%IS＞2%BC350＞IS+CM＞2%BC700＞IS+BC350＞IS+BC700，這與上海青生長情況大致一致。CK（酸處理）土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd所占比例最低，僅為0.66%，這可能是由于酸液澆灌下土壤pH降低，使碳酸鹽在土壤中溶解，并向水溶交換態(tài)Cd轉(zhuǎn)化，因而其土壤中水溶態(tài)Cd所占比例最高而碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd最低。與CK（酸處理）相比，添加各鈍化劑后土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd、鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)Cd和殘渣態(tài)Cd比例均在一定程度上增加，說明酸雨條件下幾種鈍化劑的添加可促使土壤中的Cd從活性較高的形態(tài)轉(zhuǎn)化為活性較低的形態(tài)，在一定程度上穩(wěn)定了土壤中的Cd，降低了土壤中Cd的生物有效性和蔬菜吸收。尤其經(jīng)IS+BC350、IS+BC700處理后，鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)Cd和殘渣態(tài)Cd是土壤中Cd存在的主要形態(tài)，表明添加生物炭與鐵硅基復(fù)合材料可以協(xié)同促進(jìn)酸雨條件下土壤中生物可利用態(tài)Cd向?qū)Ｐ晕綉B(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化。

圖4 各處理對土壤Cd形態(tài)分布的影響Figure 4 Effects of different treatments on Cd speciation in soil

Wenzel分步提取法將土壤As形態(tài)分為非專性吸附態(tài)、專性吸附態(tài)、無定形鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)、晶型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)五種形態(tài)，其中非專性吸附態(tài)被認(rèn)為是土壤As五個形態(tài)中相對活躍的形態(tài)。

從圖5可以看出，酸雨處理下，土壤中晶型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As與殘渣態(tài)As占絕對優(yōu)勢，其他形態(tài)所占比例均很小。除0.3%IS（酸處理）和2%BC350處理土壤中可交換As沒有下降，其它鈍化劑尤其是鐵硅材料與生物炭復(fù)合處理土壤中非專性吸附態(tài)As比例都有所下降，并向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化。

2.5 上海青地上部重金屬含量與土壤性質(zhì)及重金屬形態(tài)的相關(guān)性分析

將上海青地上部Cd含量與土壤性質(zhì)及土壤Cd形態(tài)之間的相關(guān)性進(jìn)行分析，結(jié)果如表3所示。

上海青地上部Cd含量、水溶交換態(tài)Cd含量、土壤有效態(tài)Cd含量均與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)，有機(jī)硫化物態(tài)Cd含量、殘渣態(tài)Cd含量與土壤pH值呈顯著正相關(guān)，與地上部Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān)，表明鐵硅材料和生物炭通過提高土壤pH，有效降低土壤中有效態(tài)Cd，并向有機(jī)硫化物態(tài)Cd和殘渣態(tài)Cd轉(zhuǎn)化，從而減少上海青地上部Cd含量。

圖5 各處理對土壤As形態(tài)分布的影響Figure 5 Effects of treatments on As speciation in soil

表4是上海青地上部As含量與土壤性質(zhì)及土壤As形態(tài)之間的相關(guān)性分析結(jié)果。專性吸附態(tài)As含量與地上部As含量、有效態(tài)As含量呈顯著負(fù)相關(guān)，說明專性吸附態(tài)As含量增加能有效降低土壤中有效態(tài)As含量從而使上海青地上部As含量下降，也進(jìn)一步證明鈍化劑尤其是鐵硅材料與生物炭復(fù)合處理主要通過促進(jìn)對As的專性吸附作用，降低植物對As的吸收。

3 結(jié)論

（1）酸雨導(dǎo)致土壤pH顯著降低，有效態(tài)Cd、As含量增加。鐵硅材料與生物炭復(fù)合鈍化劑提高土壤pH的效果顯著優(yōu)于單一鈍化劑，且能顯著降低土壤有效態(tài)Cd、As含量。

表3 上海青地上部Cd含量與土壤性質(zhì)及土壤Cd形態(tài)的相關(guān)性Table 3 Correlation between shoot Cd content and soil pH/speciation of soil Cd

表4 上海青地上部As含量與土壤性質(zhì)及土壤As形態(tài)之間的相關(guān)性Table 4 Correlation between shoot As content and soil pH/speciation of soil As

（2）酸雨對蔬菜的生長有顯著抑制作用，并促進(jìn)重金屬在蔬菜體內(nèi)積累，且極大促進(jìn)單一鐵硅材料和生物炭處理蔬菜對Cd、As的吸收，而鐵硅材料與生物炭復(fù)配處理可以有效抵御酸雨的不良影響。

（3）酸雨處理顯著提高土壤中水溶態(tài)Cd占比并降低有機(jī)硫化物態(tài)Cd和殘渣態(tài)Cd比例。鐵硅材料與BC700生物炭的組合鈍化劑能顯著降低土壤中水溶交換態(tài)Cd，并向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，顯著降低Cd生物有效性。鐵硅材料與BC350生物炭組合投加能顯著增強(qiáng)對As的專性吸附，降低土壤中非專性吸附態(tài)As比例，顯著降低As生物有效性。

（4）鐵硅材料-生物炭組合鈍化劑可有效緩解酸雨條件下或酸化的Cd、As復(fù)合污染農(nóng)田土壤重金屬對作物的毒害作用，可保障中輕度污染農(nóng)田土壤的蔬菜安全生產(chǎn)。