老化生物炭對黑麥草累積重金屬的影響

李玉婷， 王聰穎， 劉京昊， 史志明

(山西大學環(huán)境與資源學院，山西太原 030006)

重金屬是土壤環(huán)境中一類重要的污染物，其在土壤中不斷遷移轉(zhuǎn)化和累積，再通過生物積累和生物放大效應(yīng)對動植物及人體造成不可逆轉(zhuǎn)的危害。作為礦產(chǎn)資源大省的山西省，由于其礦區(qū)土壤受采礦和冶煉產(chǎn)業(yè)發(fā)展的影響，重金屬污染的形勢更是十分嚴峻[1]。因此，改善山西省礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境刻不容緩。

近年來，生物炭因具有豐富的含氧官能團、較大的比表面積、較高的pH值等理化性質(zhì)[2]，并且具有有利于吸附固定金屬離子、降低生物可累積性等優(yōu)點而被廣泛應(yīng)用于修復(fù)重金屬污染土壤。侯艷偉等研究了不同水稻秸稈的生物炭施用量(0、1%、5%)對湖南郴州、福建龍巖地區(qū)礦山周邊重金屬污染的農(nóng)田土壤油菜產(chǎn)量、重金屬累積和富集系數(shù)等的影響，發(fā)現(xiàn)龍巖地區(qū)土壤上的油菜產(chǎn)量在1%、5%生物炭施用處理下均顯著提高，而郴州土壤上的油菜產(chǎn)量在1%生物炭施用處理下無明顯變化，而在5%生物炭施用處理下大幅度下降；與對照相比，施用生物炭后，郴州、龍巖土壤上油菜的可食用部分鉛(Pb)、鎘(Cd)的質(zhì)量分數(shù)均呈下降趨勢，且富集系數(shù)均減小[3]。甘文君等利用秸稈生物炭對某電鍍廠污染場地重污染區(qū)域土壤進行穩(wěn)定化試驗，發(fā)現(xiàn)生物炭能夠促進污染土壤中重金屬向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)變，因此可見，生物炭對該污染土壤有明顯的穩(wěn)定化作用，其中對鉻的作用效果最明顯[4]。但是，生物炭存留在土壤中并不意味著它保持不變，其理化性質(zhì)將隨著時間的延長而發(fā)生改變，一般將這個過程視為生物炭“老化”[5]。一些通過化學氧化方法研究老化生物炭的報道表明，老化反應(yīng)可以改變生物炭的理化性質(zhì)，如增加表面的羧基、羰基等含氧官能團[6-7]和比表面積[8]。因此，老化生物炭對污染物環(huán)境行為的影響可能不同于新鮮生物炭。在一些研究中，生物炭經(jīng)過適當?shù)睦匣男院?，可以增強其反?yīng)活性，提高其對污染物的吸附-固定作用[9]，但是也存在與此不同的研究結(jié)果。如在Uchimiya等的研究中，老化生物炭雖然提高了對Pb、銅(Cu)、鋅(Zn)離子的吸附量，但卻促進了硒(Se)的解吸[6]。Qian等的研究表明，盡管老化生物炭的含氧官能團(羧基、羥基)增加了，但它對鋁(Al)的吸附能力顯著低于新鮮炭[10]。因此可見，生物炭老化后是否能保持對重金屬的鈍化能力，從而降低其生物可累積性，關(guān)乎該修復(fù)劑的長期應(yīng)用前景，值得深入研究。

本研究以玉米秸稈為原料制備新鮮炭和老化炭，通過黑麥草盆栽試驗，比較2種炭對土壤中重金屬[Pb、Cd、鉻(Cr)]殘留量及黑麥草對重金屬累積量的影響，以期為生物炭在重金屬污染土壤修復(fù)中的長期應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

污染土壤采自山西省呂梁市離石某煤礦區(qū)(37°27′49.63″N，111°10′19.91″E)。采集表層0～15 cm土壤后，立即運往實驗室，風干，去除土壤樣品中的塊根、石礫等雜質(zhì)，過2 mm篩，保存?zhèn)溆?。取一部分土壤樣品測定其理化性質(zhì)。土壤的pH值為7.86，有機質(zhì)含量為 0.89%。土壤為粉沙質(zhì)壤土，其中粉沙粒含量為85%，黏粒含量為15%，不存在沙粒。此外，土壤中Pb含量為 124.27 mg/kg，Cd含量為1.27 mg/kg，Cr含量為 89.91 mg/kg。黑麥草(LoliumperenneL.)種子采購自太原市現(xiàn)代農(nóng)業(yè)研究中心。用于制備生物炭的玉米秸稈采自太原市郊的農(nóng)田，采回后風干、剪切，保存?zhèn)溆谩?/p>

1.2 生物炭的制備

新鮮生物炭(BC)的制備方法詳見文獻[11]，老化生物炭(OBC)由氧化劑結(jié)合干濕和凍融交替循環(huán)法老化新鮮生物炭得到[12]。新鮮生物炭和老化生物炭的理化性質(zhì)參照筆者已有的研究結(jié)果[12]。對生物炭進行元素分析和傅里葉紅外光譜分析可知，生物炭老化后的含氧量增加，含氧官能團的數(shù)量和種類也顯著增加，其他理化性質(zhì)在此不再贅述。

1.3 試驗設(shè)計

人工污染土的準備：配制硝酸鉛[Pb(NO3)2]、硝酸鎘[Cd(NO3)2·4H2O]和重鉻酸鉀(K2Cr2O7)溶液，并添加到土壤樣品中，使Pb、Cd、Cr的最終濃度分別為1 000、10、300 mg/kg。將污染土壤于暗處避光平衡2周，并保持土壤水分含量為田間持水量的60%。

取2.0 kg污染土壤置于塑料花盆(高20.0 cm、直徑 28.0 cm)中，按0.0%、2.0%、5.0%的質(zhì)量分數(shù)分別向土壤中添加新鮮生物炭(BC)和老化生物炭(OBC)，分別標記為CK、2BC、5BC、2OBC、5OBC，每個處理設(shè)置3個平行。充分混勻后，保持土壤水分含量為田間持水量的60%。置于溫室中平衡 14 d 后，播種黑麥草種子。每盆播種1.0 g黑麥草種子，置于室溫下培養(yǎng)，培養(yǎng)周期自2016年10月20日開始至2017年1月22日結(jié)束，共3個月。其間，每隔1 d澆灌蒸餾水以維持土壤中的含水率。培養(yǎng)結(jié)束后，分別收獲植物樣品并采集土壤樣品。植物樣品的處理：對黑麥草進行整株收獲，用自來水洗掉植物上附著的微量泥土顆粒，再用蒸餾水清洗，然后用濾紙吸掉植物上多余的水分，稱量并記錄鮮質(zhì)量。然后將整株植物樣品分為地上部分、地下部分分別冷凍干燥，并用鋁箔紙包裹，放置在冰箱中，于-20 ℃保存?zhèn)溆?。土壤樣品的處理：收集土壤樣品，混勻過篩(2 mm)后，用標記好的鋁箔紙包裹，放置在冰箱中，于4 ℃保存。

1.4 重金屬的測定

土壤樣品的處理：取土壤樣品(0.500 0±0.000 2) g，使用硝酸、過氧化氫、高氯酸混合溶液(體積比為5 ∶5 ∶1)作為消解液，通過微波消解提取土壤中的3種重金屬，消解儀的升溫程序見表1。消解結(jié)束后，將消解液過濾(用0.45 μm針頭過濾器)，使用1%硝酸定容至50.0 mL，通過火焰原子吸收分光光度法測定重金屬含量。

表1 微波消解儀的升溫程序

植物樣品的處理：稱取植物樣品地上部分(0.300 0±0.000 2) g，地下部分(0.100 0±0.000 2) g，使用濃硝酸和過氧化氫混合酸(體積比為1 ∶1)作為消解液，通過微波消解提取植物體內(nèi)累積的重金屬，過濾、定容至50.0 mL，通過石墨爐原子吸收分光光度法測定重金屬含量。

1.5 數(shù)據(jù)分析

本試驗使用Excel 2007、SPSS 17.0軟件對試驗數(shù)據(jù)進行分析。對數(shù)據(jù)使用方差分析(ANOVA)，并采用LSD(最小顯著性差異法)多重比較法進行顯著性檢驗分析，當P<0.05時，表明處理間具有顯著差異，當P>0.05時，表明處理間差異不顯著。使用Origin 8.0軟件進行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭對黑麥草生物量的影響

由圖1可以看出，經(jīng)過3個月的培養(yǎng)，對照(不添加炭)的生物量最少，為2.40 g/盆，相比之下可以看出，施加2種生物炭后均能顯著增加黑麥草的生物量(P<0.05)。其中，2BC、5BC處理的生物量分別為3.30、3.00 g/盆，2個施加量之間的差異并不顯著；而施加老化生物炭的2OBC、5OBC處理，其生物量分別為4.10、4.80 g/盆，且2個施加量之間差異顯著(P<0.05)。此外，施加OBC的生物量顯著高于施加BC的生物量(P<0.05)，即使在相同施加量下也是如此?？梢钥闯?，在重金屬污染土壤中，施加生物炭，特別是施加老化生物炭，能夠促進黑麥草的生長。

2.2 土壤中重金屬的殘留量

如圖2-a所示，3個月培養(yǎng)周期結(jié)束后，土壤中的Pb在對照中的殘留量為862.38 mg/kg，在新鮮炭2BC、5BC處理下，其殘留量分別為823.73、887.67 mg/kg，存在顯著差異(P<0.05)。在老化炭2OBC、5OBC處理下，其殘留量分別為864.49、921.43 mg/kg，也具有顯著差異(P<0.05)。與對照組相比，2種炭在低劑量下對土壤中的Pb殘留量均無顯著影響，僅高劑量的老化炭處理能顯著增加土壤中Pb的殘留量(P<0.05)，增加了6.85%。

由圖2-b可以看出，Cd在土壤中的殘留規(guī)律與Pb不同，在低劑量施炭條件下，新鮮炭2BC處理、老化炭2OBC處理的土壤Cd殘留量分別為6.70、7.10 mg/kg，均低于對照的7.52 mg/kg，且2BC處理與對照間具有顯著差異(P<0.05)，而2OBC處理與對照間的差異不顯著。在高劑量施炭條件下，新鮮炭5BC處理、老化炭5OBC處理的土壤Cd殘留量分別為8.18、8.56 mg/kg，均顯著高于對照組(P<0.05)。由此可見，2種炭在高劑量下能顯著提高土壤中的Cd殘留量。

由圖2-c可以看出，Cr在土壤中的殘留量規(guī)律與上述2種金屬不同，無論是新鮮炭，還是老化炭處理，其土壤中Cr的殘留量都顯著高于對照(P<0.05)，例如，對照組的Cr殘留量為37.89 mg/kg，而新鮮炭2BC、5BC處理的殘留量分別為40.86、47.01 mg/kg，老化炭2OBC、5OBC處理的殘留量分別為44.51、50.91 mg/kg。在同種炭處理下，炭的施加量越大，土壤中Cr的殘留量越高。而不同處理下Cr殘留量的大小依次為5OBC>5BC>2OBC>2BC>CK。高劑量的老化炭處理組中Cr的殘留量最高，與對照組間的差異最大，影響最明顯，增加了34.36%。

2.3 黑麥草體內(nèi)(地上部分、地下部分)重金屬的累積量

由圖3可以看出，黑麥草對不同重金屬的累積量有所不同。Pb是3種金屬中累積量較多的，與對照相比，新鮮炭、老化炭中地上部的Pb累積量分別占對照的61.75%～93.81%、43.47%～77.22%；根部Pb累積量分別占對照的 61.57%～76.82%、58.29%～82.29%。在相同的生物炭施加量下， 黑麥草莖葉對Pb的積累量表現(xiàn)為5OBC<5BC，2OBC<2BC，即老化炭在減少黑麥草地上部對Pb的累積效果上顯著高于新鮮炭(P<0.05)，而2種生物炭在減少黑麥草地下部(根部)對Pb的累積效果上并無顯著差異。Cd是3種金屬中積累量最少的元素，與對照相比，新鮮炭、老化炭中地上部的Cd累積量分別占對照的68.64%～76.68%、44.32%～78.92%；根部的Cd累積量分別占對照的86.67%～87.43%、78.21%～84.50%；在降低累積量的效果方面，新鮮炭2種劑量與低劑量的老化炭處理之間沒有顯著差異，但與高劑量的老化炭處理間具有顯著差異(P<0.05)。Cr是3種金屬中積累最多的元素，與對照相比，新鮮炭、老化炭中地上部的Cr累積量分別占對照的64.61%～81.05%、52.73%～58.66%；根部Cr累積量分別占對照的69.91%～80.30%、56.63%～71.35%。因此可見，老化炭處理組的黑麥草體內(nèi)重金屬減少量最為明顯，且植物地上部分對3種金屬Pb、Cd、Cr的累積量分別減少了56.53%、55.68%、47.27%，植物地下部分對3種金屬的累積量分別減少了41.71%、21.79%、43.37%。

2.4 黑麥草對重金屬的富集和轉(zhuǎn)運

為了更好地描述黑麥草對土壤中重金屬的吸收富集能力，筆者計算了黑麥草對3種重金屬的富集系數(shù)[13]和轉(zhuǎn)運系數(shù)[14]。富集系數(shù)指的是植物體內(nèi)某污染物濃度與其生存環(huán)境中該污染物濃度的比值，而轉(zhuǎn)運系數(shù)指的是植物地上部分金屬含量與地下部分金屬含量的比值，代表植物將重金屬從地下部向地上部轉(zhuǎn)運的能力。由表2可以看出，施加新鮮炭后，黑麥草的Pb富集系數(shù)為0.04～0.08，Cd富集系數(shù)為 0.05～0.30，Cr富集系數(shù)為1.25～2.82；施加氧化炭后，黑麥草的Pb富集系數(shù)為0.03～0.08，Cd富集系數(shù)為0.03～0.27，Cr富集系數(shù)為0.95～2.30。因此可見，黑麥草對土壤中重金屬的富集能力強弱排序為Pb

從表3可以看出，施加新鮮炭后，黑麥草的Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.69～0.84，Cd轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.22～0.23，Cr轉(zhuǎn)運系數(shù)為 0.59～0.64；施加氧化炭后，黑麥草的Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.51～0.64，Cd轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.15～0.25，Cr轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.52～0.59。因此可見，Cd在黑麥草體內(nèi)從根系轉(zhuǎn)運到莖葉的能力最弱。且因為重金屬Pb、Cd、Cr在黑麥草中的轉(zhuǎn)運系數(shù)均小于1，表明這3種重金屬主要富集在黑麥草根部。此外，高劑量的氧化炭處理組中黑麥草轉(zhuǎn)運系數(shù)最小，因此可見，高劑量的氧化炭更能有效控制土壤重金屬在黑麥草體系中從地下部向地上部轉(zhuǎn)運的能力。

表2 生物炭施用對黑麥草富集系數(shù)的影響

注：表中數(shù)據(jù)均為平均值±標準差(n=3)，不同小寫字母代表同列數(shù)據(jù)之間具有顯著差異(P<0.05)，不同大寫字母代表同行數(shù)據(jù)之間具有顯著差異(P<0.05)。下表同。

表3 生物炭施用對黑麥草轉(zhuǎn)運系數(shù)的影響

綜上可以看出：(1)黑麥草根部對3種重金屬的累積量均顯著高于莖葉(P<0.05)；(2)生物炭能夠降低黑麥草地上、地下部分對重金屬的累積，且降低效果隨著施加量的增加而增強；(3)在相同施加劑量下，氧化炭比新鮮炭更能明顯降低黑麥草對重金屬的累積(P<0.05)。

3 討論

由土壤中3種重金屬(Pb、Cd、Cr)的殘留量以及黑麥草對重金屬的累積量可以看出，添加生物炭后土壤中Pb、Cr的殘留量雖然增多，但植物莖葉和根部含量減少。因此，盡管土壤中一些重金屬的含量相對較高，但是生物炭可以通過強烈的吸附作用來固定土壤中的重金屬，抑制其從土壤向黑麥草體系的遷移和從黑麥草地下部向地上部的轉(zhuǎn)移，進而降低了重金屬對黑麥草的毒害作用，提高了黑麥草的生物量。此抑制效果表現(xiàn)為老化炭的作用優(yōu)于新鮮炭，黑麥草對重金屬的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)也佐證了老化炭更能有效控制土壤重金屬在黑麥草體系中的積累及從地下部向地上部轉(zhuǎn)運的能力，從而達到固定重金屬、減少生物有效性的目的。生物炭表面豐富的含氧官能團使生物炭表面產(chǎn)生大量負電荷和較高的陽離子交換量，增強了土壤對陽離子的吸附能力[15]，進而固定了土壤中的重金屬。Liu等研究發(fā)現(xiàn)，增加了含氧官能團的水熱炭對銅的吸附能力遠高于減少了官能團的熱解炭，且離子交換反應(yīng)是水熱炭的主要去除機制[16]。Peng等在施加生物炭后通過增加陽離子交換量、提高重金屬與土壤之間的靜電吸引力來去除重金屬[17]。其他研究認為，生物炭的含氧官能團顯著增加了土壤表面的配位體，通過絡(luò)合作用形成配位體-重金屬絡(luò)合物或沉淀物控制重金屬的遷移轉(zhuǎn)化[18-19]。因此可見，3種重金屬Pb、Cd、Cr更易被高劑量的老化炭固定在土壤中，進而減少其在黑麥草體內(nèi)的累積量，這可能與OBC具有相對較多含氧官能團(酚羥基、羧基和醇羥基等)有關(guān)。Uchimiya等采用濃硫酸和濃硝酸氧化棉花殼生物炭，同樣發(fā)現(xiàn)與未氧化的生物炭相比，富含羧基官能團的氧化生物炭顯示出更高的Pb、Cu、Zn穩(wěn)定能力[6]。在本研究中，無論是施加新鮮炭和老化炭顯著增加了土壤中Cr的殘留量和減少了黑麥草莖葉、根部Cr的累積量，還是生物炭施用對重金屬Cr的富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運系數(shù)變化的顯著差異，都表明生物炭對重金屬Cr的結(jié)合力大于另外2種金屬。夏鵬等的研究結(jié)果與本研究結(jié)果類似，以熱解制得的生物炭為鈍化劑，施加到Cr、Pb、Cu單一和復(fù)合三級土壤中，促進了金屬離子從可交換態(tài)向殘渣態(tài)和可還原態(tài)轉(zhuǎn)變，通過比較單一與復(fù)合污染土壤中重金屬的含量發(fā)現(xiàn)，復(fù)合污染土壤中Cr的鈍化率小幅度提高，而Pb、Cu的鈍化率大幅度下降，因此可見，生物炭對復(fù)合污染土壤中Cr的鈍化效果最佳[20]。但Caporale等的研究結(jié)果與本研究不同，其研究結(jié)果表明，將重金屬溶液直接加入柳枝生物炭內(nèi)，Pb、Cr對生物炭表面具有良好的親和力，但生物炭對Pb的親和力高于Cr，且在二元系統(tǒng)中(即當同時施加2種金屬時)，Pb對Cr的吸附顯示出抑制作用[21]。另外，將水稻秸稈施入Pb、Cd復(fù)合污染的土壤中發(fā)現(xiàn)，可以降低Pb、Cd的生物有效性，促進土壤對Pb、Cd的吸附，然而Pb和Cd之間存在復(fù)雜的競爭吸附和競爭活化的交互作用，導致生物炭對Pb、Cd呈現(xiàn)出不同的形態(tài)轉(zhuǎn)化效應(yīng)，但都是向更加穩(wěn)定的狀態(tài)轉(zhuǎn)化[22]。

4 結(jié)論

老化炭因?qū)χ亟饘倬哂懈鼜姷奈焦潭芰Γ愿軠p少植物對重金屬的累積，降低重金屬的毒害效應(yīng)，進而提高植物生物量，這一結(jié)果對于生物炭在土壤中的長期應(yīng)用具有重要的指導意義。本研究的不足之處在于，老化炭是通過化學方法在實驗室制備的，這與生物炭在土壤中的自然老化過程相比還是存在一定的差異，為此，需要對自然老化生物炭在污染土壤中的修復(fù)效果展開更深入的研究，從而為生物炭在土壤中的廣泛和長期應(yīng)用提供理論依據(jù)。