生物炭施用對小麥和玉米幼苗根際和非根際土壤中Pb、As和Cd生物有效性的影響研究

黃黎粵，丁竹紅*，胡 忻，陳逸珺

（1.南京工業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京211816；2.南京大學(xué)現(xiàn)代分析中心，南京210093）

土壤重金屬污染是我國面臨的嚴(yán)重環(huán)境問題之一[1-3]，因而重金屬污染土壤的治理和修復(fù)一直是備受關(guān)注的環(huán)境研究熱點之一[4-5]。目前，由農(nóng)林廢棄物等富含生物質(zhì)的原料碳化而制備的生物炭作為土壤修復(fù)劑和土壤改良劑的研究受到廣泛的關(guān)注[6-7]。實驗室植物盆栽實驗和現(xiàn)場大田實驗的研究表明生物炭能有效地降低土壤中重金屬的遷移性和植物有效性，從而固定土壤中重金屬元素，因而有希望成為一種新型的低成本的修復(fù)劑[8-10]。生物炭修復(fù)重金屬污染土壤的研究主要關(guān)注土壤理化性質(zhì)、營養(yǎng)元素和重金屬的生物有效性及植物富集等，少量研究涉及植物的根際與非根際重金屬形態(tài)的分析比較，而生物炭如何影響植物根際土壤與本體土壤中重金屬的遷移性和植物有效性的研究對于探明生物炭固定污染土壤重金屬的效果和降低植物重金屬富集機理等具有重要的理論和實際意義[11-14]。因而相關(guān)研究有待進一步開展。此外，根袋盆栽植物實驗是植物根際和非根際效應(yīng)比較研究的經(jīng)典方法[15]。采集植物根際土壤與本體土壤，通過中性鹽溶液、稀酸溶液、有機螯合劑溶液和緩沖鹽溶液等提取劑提取土壤中不同賦存形態(tài)的重金屬，探討土壤中重金屬的遷移性和植物有效性，有助于科學(xué)評估生物炭的修復(fù)效果[16-17]。

小麥和玉米是我國兩種常見的農(nóng)作物，其重金屬富集可能直接影響居民身體健康，因而降低其有害元素的富集研究具有重要意義。本文以理化性質(zhì)不同的廢紙、木屑以及脫水污泥等3 種常見原材料制備生物炭，通過實驗室根袋盆栽試驗來研究生物炭的施用對這兩種植物幼苗根際及非根際土壤中有害元素生物有效性的影響[18-19]，為評價生物炭修復(fù)重金屬污染土壤提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗小麥（Triticum aestivum L.cv. Nongmai88，農(nóng)麥88）和玉米種子（Zea mays L. cv. Suyu44，蘇玉44）購于種子公司。實驗土壤采集于南京市棲霞區(qū)鉛鋅礦周邊的農(nóng)田，袋裝運回實驗室后自然風(fēng)干，除去雜物和較大石塊后過2 mm 篩，置于聚乙烯塑料自封袋中備用。按照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》中的電位法和水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法分別測定實驗土壤的pH 和有機質(zhì)[20]。土壤pH 為6.81；有機質(zhì)含量為5.52%。有害元素As、Cd和Pb的總量[經(jīng)HNO3-HClO4-HF 消煮后，用電感耦合等離子體直讀光譜儀（ICPOES，Optima5300OES，PerkinElmer，USA）測定]，分別為158、37.9、2975 mg·kg-1。參照國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—2018），實驗土壤中As、Cd、Pb 的含量均超過了土壤環(huán)境風(fēng)險管制值，說明實驗土壤中As、Cd、Pb的污染比較嚴(yán)重。

分別收集廢棄包裝紙盒、鋸木廠木屑、市政污水處理廠的脫水污泥等原材料。將包裝紙盒剪碎、清洗，木屑也一并清洗，然后置于溫度為85 ℃的烘箱中36 h充分干燥。將干燥的脫水污泥、包裝紙盒碎片和木屑分別放置在管式爐中，通入N2，在600 ℃限氧的條件下裂解2 h，待自然冷卻之后將熱解制備的生物炭取出研磨，過2 mm 篩后裝袋備用。制備廢紙基生物炭、木屑基生物炭和污泥基生物炭分別記為PB、WB和SB。這三種生物炭的基本理化性質(zhì)見表1。

1.2 實驗方法

實驗設(shè)置每100 g 土壤分別施用0.5 g 和5 g 共兩個梯度的生物炭施用量，混合均勻，同時以不加生物炭土壤作為對照組。以聚乙烯塑料杯作為盆栽實驗容器，每份分別裝入100 g上述土壤，備用。每種處理分別設(shè)置5個平行樣。用300目尼龍網(wǎng)按文獻方法制作根袋[21]，待用。

將小麥和玉米種子洗凈，置于托盤中濕潤的脫脂紗布中，置于生物光照培養(yǎng)箱中培養(yǎng)并保持濕潤。待種子發(fā)芽后開始移植。分別將萌發(fā)的小麥種子和玉米種子移植到根袋中，每份小麥種子植入5 顆，每份玉米種子植入8顆，加少許土壤覆蓋。通過稱重法加水，保持田間持水量的40%～50%。將所有容器移到生物光照培養(yǎng)箱中進行培養(yǎng)，設(shè)置溫度為24.5 ℃，每日光照周期為12 h/12 h。用稱重法每日向每份盆栽植物施加自來水以保持土壤的濕潤和植物的正常生長。

培養(yǎng)4 周后收割小麥和玉米幼苗。將所有小麥和玉米幼苗移出根袋，小心去除根際土壤，用自來水清洗干凈，再用超純水清洗。放在烘箱中65 ℃下烘干12 h。將烘干后小麥和玉米幼苗的根和莖葉分開，分別裝于聚乙烯塑料自封袋備用。分別將小麥和玉米根袋內(nèi)的根際土和根袋外的非根際土取出，在85 ℃的條件下烘干24 h、研磨過100 目篩，裝于聚乙烯塑料自封袋備用。

1.3 分析方法

植物樣品用硝酸-高氯酸法進行消解[22-23]。稱取0.100 g 根，置于25 mL 的燒杯中，分別加入3 mL 硝酸和1 mL 高氯酸，電熱板加熱消解。同時設(shè)置試劑空白。消解完成后用5%硝酸溶液定容至10 mL，冰箱保存，待測。土壤樣品中生物有效態(tài)有害元素分別用3 種不同的提取方法提取：用濃度為0.01 mol·L-1的CaCl2溶液提取水溶態(tài)有害元素[24]；用濃度為0.05 mol·L-1的EDTA 溶液提取水溶態(tài)、可交換態(tài)和部分有機結(jié)合態(tài)有害元素[25]；用濃度為1 mol·L-1的稀HCl 溶液提取水溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)以及大量的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)有害元素[26]。稱取1.000 g根際土和非根際土，分別置于15 mL 的離心管中，分別加入10 mL 0.01 mol·L-1CaCl2溶液、0.05 mol·L-1EDTA 溶液和1 mol·L-1HCl 溶液。同時設(shè)置空白對照組。室溫下?lián)u動10 h，離心、過濾。收集濾液，冰箱保存，待測。利用上述ICP-OES 分析植物和土壤樣品中As、Cd、Pb的濃度。不同處理組間的方差多重比較（Post hoc multiple comparisons）采用LSD（Leastsignificant difference）方法；根際和非根際土壤中有效態(tài)含量方差分析采用Paired-samples t test；根際和非根際土壤中有效態(tài)含量及其與植物根系富集量相關(guān)分析采用Pearson 相關(guān)分析。所有統(tǒng)計分析由SPSS 16.0完成。

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭對小麥和玉米幼苗根際土和非根際土中有害元素遷移性的影響

小麥和玉米幼苗根際和非根際土壤中生物有效態(tài)有害元素提取量分別見表2 和表3。從表2 和表3可以看出，小麥和玉米幼苗根際和非根際土壤中有效態(tài)As、Cd 和Pb 的含量高低順序為稀HCl 提取態(tài)＞EDTA提取態(tài)＞CaCl2提取態(tài)。這是因為CaCl2提取態(tài)主要為水溶態(tài)有害元素[24]；EDTA提取態(tài)包含水溶態(tài)、可交換態(tài)和部分有機結(jié)合態(tài)有害元素[25]；稀HCl 提取態(tài)包括水溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)有害元素，以及大量的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)有害元素[26]。

與對照組相比，生物炭處理組小麥和玉米幼苗根際和非根際土壤中生物有效態(tài)As、Cd 和Pb 的提取量有著不同程度的降低。如施用5%PB 時，小麥幼苗根際土壤中EDTA 提取態(tài)As、Pb 和Cd 的提取量分別降低了38%、19%和36%，非根際土壤中EDTA 提取態(tài)As、Pb 和Cd 的提取量分別降低了22%、34%和20%；玉米幼苗根際土壤中EDTA 提取態(tài)As、Pb 和Cd 的提取量分別降低了25%、19%和9.2%，非根際土壤中EDTA 提取態(tài)As、Pb 和Cd 的提取量分別降低了51%、20%和9.7%（表2 和表3）。多重比較統(tǒng)計分析表明，與對照組相比，5%施用組3 種生物炭均能顯著的降低小麥和玉米幼苗根際和非根際土壤中CaCl2提取態(tài)、EDTA 提取態(tài)和稀HCl 提取態(tài)有效態(tài)有害元素含量。部分0.5%施用組生物炭顯著降低小麥和玉米幼苗根際和非根際土壤中CaCl2提取態(tài)、EDTA提取態(tài)和稀HCl 提取態(tài)有效態(tài)有害元素含量。因而與對照組相比，生物炭的施用量從0.5%增加到5%，小麥幼苗根際和非根際土壤中有效態(tài)As、Cd 和Pb 的含量顯著降低。5%施用量能降低水溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、及部分鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)As、Cd和Pb 的含量。這與文獻報道相一致[27-28]。如施用玉米秸稈炭使污染土壤中交換態(tài)Cd 的含量降低[29]；5%稻草秸稈分別降低土壤中34.5%、50.1%、52.5%和52.1%有效態(tài)Cd、Cu、Pb 和Zn 的含量[30]。毛懿德等[31]盆栽實驗表明，與對照相比，0.1%和1.0%的竹炭及檸條生物炭處理可使交換態(tài)Cd 含量分別降低4.99%、5.44%和9.44%、16.64%。崔立強等[32]研究發(fā)現(xiàn)，加入生物炭可使污染土壤Pb 酸溶態(tài)、還原態(tài)和氧化態(tài)組分顯著降低并向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化。李季等[33]室內(nèi)水稻培養(yǎng)法研究發(fā)現(xiàn)，生物炭處理導(dǎo)致土壤Sb 的生物可利用性比對照顯著降低了20%。在本研究中，5%的生物炭施用量可顯著降低小麥和玉米幼苗根際和非根際土壤中生物有效態(tài)As、Cd 和Pb 的含量。3 種理化性質(zhì)不同的生物炭處理組土壤中有效態(tài)As、Cd 和Pb含量變化與提取劑（CaCl2、EDTA 和稀HCl）相關(guān)，但未表現(xiàn)出一致性的規(guī)律（表2和表3）。此外，3種生物炭對有效態(tài)的影響存在較大的差異（表2和表3）。例如：5%生物炭處理組小麥幼苗根際土壤中EDTA 提取態(tài)As 的PB 處理組顯著低于WB 和SB，而非根際組則不同（表2）。因而不僅與生物炭性質(zhì)有關(guān)，還與提取的As、Cd 和Pb 提取劑及根際效應(yīng)有關(guān)，但也難以總結(jié)出一致性的規(guī)律（表2和表3）。

表2 小麥幼苗根際土壤和非根際土壤生物有效態(tài)有害元素提取量（mg·kg-1）Table 2 Bioavailable contents in the rhizosphere and non-rhizosphere soil of wheat seedlings（mg·kg-1）

表3 玉米幼苗根際土壤和非根際土壤生物有效態(tài)有害元素提取量（mg·kg-1）Table 3 Bioavailable contents in the rhizosphere and non-rhizosphere soil of corn seedlings（mg·kg-1）

以往研究表明[34-35]，植物根際效應(yīng)是影響土壤重金屬生物有效性與植物重金屬富集的一個重要因素。將根際和非根際土壤中3 種方法提取的有效態(tài)含量進行Paired-samples t test 方差分析（表2 和表3）和Pearson 相關(guān)分析（表4）。Paired-samples t test 分析結(jié)果表明，總體而言小麥和玉米幼苗根際與非根際土壤中CaCl2提取態(tài)As、Cd 和Pb 的含量無顯著差異（表2和表3）。小麥和玉米幼苗根際與非根際土壤中EDTA 提取態(tài)和稀HCl提取態(tài)Cd含量無顯著差異（表2 和表3）。小麥幼苗非根際土壤中EDTA 提取態(tài)Pb除對照組外顯著高于其根際土壤；而EDTA 提取態(tài)As含量除SB處理組外顯著高于其根際土壤。小麥幼苗非根際土壤中稀HCl 提取態(tài)Pb 除5%SB 處理組外顯著高于其根際土壤；而除5%PB 處理組外根際土壤與非根際土壤中稀HCl 提取態(tài)As 的含量無顯著差異（表2）。玉米幼苗根際土壤中EDTA 提取態(tài)Pb 除5%WB 組外顯著高于其非根際土壤；3 種5%生物炭處理組玉米幼苗根際土壤中EDTA 提取態(tài)As 的含量顯著高于其非根際土壤（表3）。玉米幼苗根際土壤中稀HCl提取態(tài)Pb除0.5%WB和0.5%SB組外顯著高于其非根際土壤；而根際土壤與非根際土壤中稀HCl提取態(tài)As 的含量無顯著差異（表3）。Pearson 相關(guān)分析表明，小麥和玉米幼苗根際土壤與非根際土壤中CaCl2提取態(tài)As、Cd、Pb 的含量呈顯著相關(guān)；EDTA 提取態(tài)玉米Cd 和小麥Cd、Pb 的含量呈顯著相關(guān)；除小麥Pb 外，稀HCl 提取態(tài)As、Cd 和Pb 的含量呈顯著相關(guān)（表4）。這些表明，生物炭處理對根際與非根際土壤中水溶態(tài)As、Cd 和Pb 無顯著影響?？傮w而言，生物炭處理明顯降低非根際土壤中As、Cd 和Pb 的有效態(tài)含量。

2.2 生物炭對小麥和玉米幼苗富集有害元素的影響

小麥和玉米幼苗根系A(chǔ)s、Cd和Pb的含量見表5。從表5 可以看出，小麥和玉米幼苗根系對于As、Cd 和Pb 的富集具有明顯的植物種屬差異。如玉米幼苗根系中As 和Pb 的含量明顯高于小麥幼苗根系的富集量，但兩種植物根系Cd 含量無顯著差異。與對照組相比，施用生物炭均能不同程度地降低小麥和玉米幼苗根系A(chǔ)s、Cd和Pb的含量（表5），并且隨著生物炭施用量從0.5%增加到5%，小麥和玉米幼苗根系中As、Cd 和Pb 含量也明顯降低。如生物炭施用量為5%時，小麥和玉米幼苗根系中As、Cd 和Pb 含量顯著低于對照組（表5）。與對照組相比，施用5%WB 的小麥幼苗根系中Pb 含量降低最多，達到了74%；施用5%SB 的小麥幼苗根系中As 和Cd 含量降低最多，分別達到了71%和40%；施用WB的玉米幼苗根系中As和Pb 含量降低最多，分別達到了69%和58%；施用SB 的玉米幼苗根系中Cd 含量降低最多，達到了61%。由此可見，不同生物炭的施用對作物根系有害元素的富集具有不同的影響效果。

表4 小麥和玉米幼苗根系根際與非根際土壤提取態(tài)有害元素含量的相關(guān)系數(shù)Table 4 Pearson correlation coefficients of extractable fractions in the rhizosphere and non-rhizosphere soil

小麥和玉米幼苗根系有害元素含量與根際和非根際土壤提取態(tài)含量的相關(guān)分析表明，玉米幼苗根際土壤中CaCl2提取態(tài)As、Cd、Pb 含量和小麥幼苗根際土壤中CaCl2提取態(tài)Cd、Pb 含量與根系中相應(yīng)的富集量無顯著相關(guān)（表6）。從表6 還可以看出，只有部分處理組EDTA 提取態(tài)和稀HCl 提取態(tài)As、Cd 或Pb 含量與玉米小麥幼苗根系中相應(yīng)的富集量有顯著相關(guān)。因而，難以通過單一提取態(tài)含量的分析來預(yù)測生物炭處理污染土壤中As、Cd 和Pb 的植物有效性。文獻報道生物炭的施用可以降低植物有害元素的富集[36-39]，但其作用機理尚不清晰。一般認(rèn)為，生物炭的加入改變土壤理化性質(zhì)，如提高土壤pH、增加有機質(zhì)等[27]，從而降低有害元素生物有效性，減輕其生物富集。但通過田間水稻種植試驗，Chen等[40]發(fā)現(xiàn)生物炭的施用對當(dāng)季水稻的Cd 含量沒有顯著影響。因而，相關(guān)研究有待進一步深入。

表6 小麥和玉米幼苗根系有害元素含量與根際和非根際土壤提取態(tài)含量的相關(guān)系數(shù)Table 6 Pearson correlation coefficients between As，Cd and Pb in the roots of wheat and corn seedling and their extractable fractions in soil

3 結(jié)論

（1）施用生物炭可以降低小麥和玉米幼苗根際土壤和非根際土壤中有害元素的生物有效性。但根際土壤和非根際土壤中水溶態(tài)（CaCl2提取態(tài)）As、Cd 和Pb 的含量無顯著差異。不同原料所制備的生物炭對As、Cd和Pb的固定效果存在明顯差異。

（2）施用生物炭可以有效降低小麥和玉米幼苗根系A(chǔ)s、Cd 和Pb 的富集量，且隨著生物炭施用量的增加有害元素富集量的降低更明顯。

表5 小麥和玉米幼苗根系有害元素含量（mg·kg-1）Table 5 Toxic element contents of wheat and corn seedling roots（mg·kg-1）