生物炭在礦區(qū)農(nóng)田土壤中與鎘的縱向共遷移行為

戴光玲， 蔣少軍， 吳嘉晨， 舒月紅*

(華南師范大學環(huán)境學院， 廣州 510006)

生物炭因其具有高的比表面積、豐富的表面官能團多孔性等性質(zhì)而對土壤中的重金屬表現(xiàn)出良好的吸附性能[1-2]. 生物炭呈堿性，因此對被酸性礦山廢水污染的土壤中重金屬的固定具有良好的修復效果. 然而，生物炭顆粒(特別是納米或微米級顆粒)可以通過地表徑流、風、降雨和耕作等方式攜帶重金屬隨著土壤剖面向下遷移，從而對地下水環(huán)境造成污染風險[3].

生物炭來源的溶解性有機質(zhì)(DOM)，因其具有不同于土壤來源DOM的特殊熒光指紋特征，可被用于定性和定量地識別添加到土壤中的生物炭[4]. 激發(fā)發(fā)射矩陣光譜(EEMs)是近年來廣泛用于研究生物炭DOM特征的一種熒光光譜分析技術(shù)[5]. EEMs結(jié)合平行因子分析(PARAFAC)可以識別生物炭在土壤中的特殊組分，從而追蹤生物炭在大田中的遷移[4,6]. 陳玲桂[7]利用生物炭DOM熒光光譜分析發(fā)現(xiàn)稻草生物炭能促進銅(Cu)在土壤中的垂直遷移，但與竹子生物炭的結(jié)果相反. FAN等[8]利用該技術(shù)報道了Pb和Cd的垂直共遷移與生物炭來源的水溶性有機質(zhì)(WSOM)有關(guān)，添加生物炭可以顯著提高WSOM的含量. 然而，關(guān)于生物炭在土壤中的縱向遷移程度和速率、生物炭與土壤中重金屬遷移的關(guān)聯(lián)性以及由此帶來的環(huán)境風險的研究尚少.

本研究選用荔枝修剪殘枝這一農(nóng)業(yè)廢料作為生物炭的生物質(zhì)來源，以受廣東韶關(guān)大寶山酸性礦山廢水污染的農(nóng)田為對象，利用EEMs與PARAFAC技術(shù)，通過對土壤DOM組分進行分析，探究生物炭添加到土壤1年內(nèi)，生物炭與重金屬Cd的遷移行為，為生物炭的安全利用提供理論參考.

1 實驗部分

1.1 實驗地點與材料表征

實驗地點位于廣東省大寶山礦區(qū)橫石河下游上壩村( 24°36′N,113°40′E)，為亞熱帶季風氣候，全年溫暖多雨，年降水量達到1 782.7 mm. 研究區(qū)域主要土壤類型為酸性紅壤. 大寶山為大型多金屬礦床，自20世紀70年代進行露天開采，礦床Cd的質(zhì)量分數(shù)為37.36～4 970 mg/kg，酸性采礦廢水隨橫石河徑流造成下游上壩村農(nóng)田大面積的Cd嚴重污染. 實驗地的土壤pH為4.02，溶解性有機炭(DOC)質(zhì)量分數(shù)和陽離子交換量(mCEC，質(zhì)量摩爾濃度)分別為109 mg/kg和0.972 mmol/kg，Cd的質(zhì)量分數(shù)為0.52 mg/kg. 本研究的生物炭購自廣西生物能源有限公司，采用600 ℃高溫限氧裂解而成. 在使用之前，對購買的生物炭進行基本理化性質(zhì)分析(表1)，包括：元素分析、比表面積(BET)測試、掃描電子顯微鏡(SEM)等.

表1 生物炭的基本理化性質(zhì)Table 1 The physical and chemical properties of biochar

1.2 實驗方法

實驗設(shè)計對照組(CK)與處理組(C)，對照組不做任何處理，處理組施加生物炭(30 t/hm2). 每個實驗小區(qū)尺寸為2 m×8 m，各組重復3次，隨機分布. 實驗時間為期1年(自2017年3月至2018年4月). 2017年3月進行試驗地翻耕，深度達到15 cm，處理組將生物炭均勻撒入表層土壤中，再次翻耕，保證生物炭與土壤充分接觸反應. 詳細的實驗設(shè)計可參考前期研究[9]. 處理之后的農(nóng)田可進行正常耕作.

于2017年10月和2018年4月在施加生物炭半年和1年之后進行2次土壤樣品采集，采用S點取樣法，每個實驗小區(qū)采集5個點，用深層取樣器在0～20、20～40、40～60、60～80、80～100 cm深分別取土，土樣經(jīng)風干后，過尼龍篩(孔徑2 mm)，裝袋保存，待測.

1.3 樣品分析

土壤基本理化性質(zhì)分析參照《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》[10]. 采用土水料液比為1∶2.5(即1 kg土壤與2.5 L水配置)測定不同深度的對照組與處理組土壤的pH. 使用總有機碳分析儀(島津)測定土壤樣品DOC的質(zhì)量分數(shù)w(DOC)，用以表示土壤中DOM的質(zhì)量分數(shù). 土壤樣品Cd總質(zhì)量分數(shù)的測定采用HNO3-HF-HClO4消解，稱取0.5 g土壤樣品置于石墨爐中，設(shè)置升溫程序在60、90、150 ℃維持2.5 h，待消解結(jié)束后定容過濾，將樣品置于冰箱中4 ℃下保存待測. 因該試驗地為酸性紅壤土(pH 4.02)，故采用0.1 mol/L HCl提取土壤重金屬有效態(tài)成分[11]，具體步驟如下：稱取2 g土壤樣品置于容積為50 mL的離心管中，加入20 mL HCl(0.1 mol/L)，25 ℃下恒溫震蕩2 h，3 500 r/min轉(zhuǎn)速下離心10 min，取上清液測定. Cd的總質(zhì)量分數(shù)和有效態(tài)質(zhì)量分數(shù)的測定均采用電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)測定. 采用標準土壤(GBW07450，中國國家標準物質(zhì)研究中心)保證土壤消解分析程序的精度.

每個深度的對照組和處理組土壤樣品分別使用超純水和甲苯/甲醇(體積比為1∶6)提取劑獨立提取. 稱取2 g土壤放入容積為50 mL的離心管中，加入30 mL提取劑，在25 ℃、150 r/min條件下震蕩12 h，再以3 500 r/min的轉(zhuǎn)速離心10 min，然后用孔徑為0.45 μm的濾膜過濾取上清液. 對超純水和甲苯/甲醇提取劑提取的上清液分別采用熒光光譜儀(F-4600，日立)進行三維熒光光譜的測定，配以1 cm光程的石英比色皿. 測量條件：激發(fā)光波長220～400 nm，發(fā)射光波長280～600 nm，間隔3 nm，狹縫5 nm，反應時間0.5 s，掃描速度2 400 nm/min，光電位增電壓700 V. 以每種提取劑本身作為空白樣，用樣品減去空白樣以減小拉曼散射和瑞利散射的影響.

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用土壤淋失率測定Cd在不同土壤剖面的遷移率[12]：

(1)

其中，Ri為Cd在i層土壤中的淋失率(%)，wi-1為Cd在i-1層的質(zhì)量分數(shù)(mg/kg)，wi為Cd在i層土壤的總質(zhì)量分數(shù)(mg/kg).

利用地質(zhì)累積指數(shù)法(Igeo)為評價土壤中重金屬污染程度指標[13]：

(2)

其中，wn為元素Cd在土壤中的總質(zhì)量分數(shù)，1.5為矯正區(qū)域背景值差異系數(shù)，Bn為Cd的土壤環(huán)境背景值(質(zhì)量分數(shù))，在本實驗取廣東省土壤Cd的環(huán)境背景值(0.094 mg/kg). 土壤重金屬Igeo污染程度分級具體可參考文獻[14].

利用MATLAB R2019a (MathWorks) 軟件，采用PARAFAC手段對三維熒光光譜分析，各個組分的熒光強度用Fmax表示. 采用EXCEL 2019 和SPSS 26 軟件對數(shù)據(jù)進行方差分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭的基本性質(zhì)

生物炭pH和mCEC較大(表1)，有利于其吸附帶正電荷的金屬離子，同時有中和土壤酸性的作用. 生物炭的w(DOC)為723.47 mg/kg，說明生物炭有機質(zhì)豐富. 荔枝生物炭在800 ℃煅燒至質(zhì)量恒定后殘余灰分占原試樣質(zhì)量的9.5%. 在元素分析結(jié)果中，H與C原子比n(H)/n(C)常被用于表征生物炭的芳香性，越低說明生物芳香性越高[15]. 荔枝生物炭n(H)/n(C)較低(0.02)，說明荔枝木在高溫裂解過程中生成了大量穩(wěn)定的芳香結(jié)構(gòu)的碳. 生物炭表面較為光滑(圖1)，呈多孔網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)且表面孔分布較密，生物炭的比表面積大(412.3 m2/g)，生物炭平均孔徑為4.45 nm. 這些孔隙為生物炭吸附重金屬提供了較多的位點. 圖1中出現(xiàn)較多的顆粒附著于生物炭表面和孔隙中，這些顆粒主要來源于高溫熱解過程中產(chǎn)生的灰分.

圖1 荔枝生物炭的SEM圖

2.2 生物炭對土壤基本理化特征的影響

表2為2017年10月和2018年4月采集的田間不同深度土壤樣品pH、w(DOC). 總體來看，土壤pH均隨土壤深度的增加而逐漸增大，這是由于該試驗地受到大寶山酸性礦山廢水的污染，表層土被嚴重酸化. 處理組表層土pH均比對照組的高0.56，這主要由于生物炭表面存在大量的堿性有機官能團(如-COO-、-O-)和碳酸鹽，可以中和土壤中的質(zhì)子，使得土壤pH提高[1]，并且在1年內(nèi)生物炭對土壤酸性的修復效果依然保持良好. 高瑞麗等[16]研究發(fā)現(xiàn)秸稈生物炭可提高鎘污染土壤的pH，pH升高0.31～1.05. 對于處理組和對照組，20～100 cm深土壤層的pH無明顯差別，可能是因為生物炭釋放的堿性物質(zhì)被表層土截留，無法到達深層土壤.

表2 不同土壤深度對照組(CK)和處理組(C)的pH和溶解有機碳的質(zhì)量分數(shù)Table 2 The pH and dissolved organic carbon content of control group (CK) and treatment group (C) at different soil depths

土壤DOM是影響重金屬結(jié)合形態(tài)的主要因素[1]，本研究用w(DOC)測定值表示土壤DOM的質(zhì)量分數(shù). 2017年10月，處理組0～60 cm深土壤層w(DOC)比對照組平均增加了50.3%，但到2018年4月，對照組和處理組0～40 cm深土壤層的w(DOC)較2017年10月的均下降了50%左右，更深層土壤w(DOC)沒有明顯變化. 生物炭能提高土壤DOM的質(zhì)量分數(shù)：首先，生物炭本身含有豐富的羧基、羰基和苯環(huán)等含碳官能團，含碳量高，直接為土壤DOM起到補充作用；其次，生物炭在土壤中緩慢分解能促進腐殖質(zhì)的形成[8]，從而提高了土壤DOM的質(zhì)量分數(shù). 而處理組20～60 cm深土壤層DOM的質(zhì)量分數(shù)升高，說明生物炭在田間發(fā)生了縱向遷移.

SMEBYE等[17]的研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過72 h的淋溶實驗，加生物炭的處理組底層土DOM的質(zhì)量分數(shù)顯著增加. 本研究中，生物炭加入1年后土壤DOM的質(zhì)量分數(shù)下降，這由于在老化過程中生物炭的理化性質(zhì)改變，發(fā)生了降解和礦化作用，顆粒破碎，表面多孔結(jié)構(gòu)塌陷. HE等[18]對施入田間2年后的生物炭進行表征，發(fā)現(xiàn)生物炭顆粒較新鮮，生物炭明顯粗糙，表面吸附了更多的土壤礦物，且含氧官能團增加，對重金屬的絡(luò)合能力下降，釋放有機質(zhì)減少.

2.3 三維熒光平行因子分析

利用PARAFAC模型對試驗田0～100 cm深土壤層的處理組和對照組土壤樣品的2種提取劑(超純水和甲苯/甲醇)進行光譜分析(圖2)，每個提取劑主要分析出3個熒光組分. 超純水提取(圖2A)熒光組分峰值位置見表3，組分1(C1)為類蛋白質(zhì)，熒光峰位于λex/λem=220/320 nm和270/320 nm，分別為土壤中色氨酸和絡(luò)氨酸[19]. 組分2(C2)和組分3(C3)屬于類腐殖質(zhì)： C2的熒光峰位于λex/λem=220/390 nm和280/390 nm，分別為可溶性微生物代謝產(chǎn)物和富里酸，一般來源于微生物生命活動降解產(chǎn)物[20]；C3熒光峰位于λex/λem=270/440 nm和340/440 nm，屬于UVA和UVC腐殖酸，與植物殘體腐爛有關(guān)[8,21]. 富里酸中含有大量羥基和其他含氧官能團，腐殖酸大分子的基本結(jié)構(gòu)為芳環(huán)和脂環(huán)，其相對分子質(zhì)量比富里酸的高，二者都能與金屬離子發(fā)生相互作用，影響重金屬在土壤中的環(huán)境化學行為.

表3 超純水提取土壤DOM組分的特征Table 3 The characteristics of DOM components in the soil extracted with ultrapure water

在甲苯/甲醇提取法的熒光光譜(圖2B)中，C1的λex/λem=290/330 nm，C2的λex/λem=310/370 nm，C3的λex/λem=295/420 nm和345/420 nm. 這與UCHIMIYA等[22]利用甲苯/甲醇提取的土壤中生物炭DOM組分位置一致，他們認為利用甲苯/甲醇提取劑能夠提取生物炭中獨特的來自高溫裂解的DOM芳香結(jié)構(gòu)，從而可以作為定性/定量檢測土壤中生物炭的有效手段. 單獨針對純生物炭采用甲苯/甲醇提取，在其熒光光譜圖(圖3)中，生物炭熒光峰的激發(fā)波長為280～320 nm，發(fā)射波長為370～430 nm，正好將甲苯/甲醇的C2和C3包含其中，說明C1 為土壤自身的芳香結(jié)構(gòu)，C2和C3為生物炭中的多環(huán)芳烴結(jié)構(gòu)[4].

圖2 不同方法提取的3組分的三維熒光光譜及特征曲線

圖3 甲苯/甲醇提取純生物炭的熒光指紋圖譜

圖4顯示了土壤DOM的熒光強度，2種提取劑的C1在所有土壤層(0～100 cm)中占絕對優(yōu)勢，且熒光強度在處理組和對照組的差異較小. 對于超純水提取的C2和C3(圖4A)，2017年10月對照組熒光強度比處理組在0～20 cm深土壤層的提高64.1%和110.3%，比處理組在20～40 cm深土壤層的增加了23.5%和19.4%，比處理組在40～60 cm深土壤層的增加了44.5%和63.0%. 生物炭處理組中C2和C3增加，說明生物炭的加入增大了土壤DOM中富里酸和腐殖酸的含量. FAN等[8]和ZHANG等[19]研究發(fā)現(xiàn)富里酸和腐殖酸組分熒光強度隨生物炭含量的增加而增強. 但在2018年4月我們利用超純水提取C2和C3的熒光強度明顯下降，生物炭處理和對照組土壤熒光強度沒有明顯差異. 這說明利用超純水提取的EEM-PARAFAC技術(shù)可短期內(nèi)追蹤生物炭在田間實驗中的縱向遷移，但長時期追蹤生物炭遷移存在短板. 由圖4B可知，對于0～20 cm深的土壤層，在2017年10月時，處理組甲苯/甲醇提取C2和C3的熒光強度是對照組的2.5、4.1倍，而在2018年4月時是對照組的1.1、1.7倍. 本研究在20～60 cm 深土壤層中也觀察到處理組C2和C3熒光強度明顯高于對照組，而在更深層土壤中沒有觀察到生物炭DOM的特征組分，這說明生物炭在1年的田間實驗里發(fā)生了縱向遷移，最深達到地下60 cm處. 而生物炭在田間的遷移主要受自身顆粒大小和環(huán)境因素(如離子強度、酸堿性等)兩方面的影響[23]. 比較超純水和甲苯/甲醇這2種提取方法的PARAFAC結(jié)果發(fā)現(xiàn)，超純水EEM-PARAFAC主要是通過生物炭對土壤腐殖質(zhì)含量影響來定量分析生物炭在田間的縱向遷移，但隨著生物炭老化過程中有機質(zhì)釋放量的減小，該方法受到局限. 甲苯/甲醇通過識別生物炭特有的高溫DOM芳香結(jié)構(gòu)[4]，靈敏度高，可定量分析土壤中存在的微量生物炭，因此可以用來追蹤生物炭在土壤中的長時間縱向遷移. 總之，通過2種提取劑共同來定量分析生物炭在土壤中的含量，結(jié)果表明生物炭在田間發(fā)生了明顯的縱向遷移，最深遷至地下60 cm.

圖4 超純水和甲苯/甲醇提取的土壤DOM 3種組分的熒光強度

2.4 生物炭對土壤中Cd遷移的影響

Cd在不同深度土壤中的總質(zhì)量分數(shù)和HCl提取有效態(tài)Cd質(zhì)量分數(shù)見圖5，Cd的淋失率見表4. 總體來看，無論是處理組還是對照組，Cd在40～100 cm深土壤層的總質(zhì)量分數(shù)和有效態(tài)Cd質(zhì)量分數(shù)都高于0～40 cm深土壤層，尤其是在40～60 cm深土壤層，其平均淋失率高達1.69(表4)，這說明Cd在土壤中的遷移率較高. 2017年10月生物炭處理組在0～20 cm深土壤層的有效態(tài)Cd質(zhì)量分數(shù)和Cd總質(zhì)量分數(shù)與對照組相比分別降低43.2%和15.9%，說明生物炭通過調(diào)節(jié)酸性土壤pH，降低了土壤中弱酸提取態(tài)、還原態(tài)和氧化態(tài)Cd的質(zhì)量分數(shù)，并且由于生物炭的比表面積大，表面含有羥基、羧基等多種含氧官能團可以吸附隔離子，對土壤Cd污染起到鈍化修復作用. 在20～40 cm 和40～60 cm深土壤層，2017年10月生物炭處理組由有效態(tài)Cd質(zhì)量分數(shù)比對照組的增加了18.2%和148.1%，2018年4月處理組深層土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量分數(shù)較2017年的進一步增大. 在60～100 cm深的土壤層，對照組和處理組有效態(tài)Cd質(zhì)量分數(shù)并無明顯差異. Cd總質(zhì)量分數(shù)表現(xiàn)出和有效態(tài)Cd質(zhì)量分數(shù)相似的變化規(guī)律. 結(jié)果表明：生物炭的添加對土壤表層0～20 cm(耕作層)Cd有穩(wěn)定作用，降低了有效性，但是生物炭本身的縱向遷移可能導致Cd繼續(xù)向20～60 cm深處遷移. Cd在各個土壤層中的淋失率(表4)呈先升后降的趨勢，且處理組在0～60 cm深土壤剖面的淋失率均大于對照組，說明Cd受到生物炭影響遷移率增大. ZHANG等[24]通過90 d的土柱淋濾實驗，發(fā)現(xiàn)在淋溶條件下被生物炭吸附的重金屬會再次活化發(fā)生再次遷移行為，添加生物炭的底層土壤中Cd質(zhì)量分數(shù)比對照組的增加了28.7%，與本文研究結(jié)果一致.

表4 土壤Cd淋失率的變化Table 4 The variation of the leaching ratio of Cd in the soil profile

圖5 不同土壤深度處理組和對照組的Cd的質(zhì)量分數(shù)

大量的研究也證實DOM的不同組分對重金屬結(jié)合順序和能力有一定影響. HUANG 等[25]通過Cd的熒光猝滅實驗發(fā)現(xiàn)：Cd與土壤組分的結(jié)合首先發(fā)生在蛋白質(zhì)和富里酸，其次發(fā)生在腐殖酸，并且與各組分的結(jié)合能力均較弱. 因此，本研究中，無論是采用超純水提取的類腐殖質(zhì)組分，還是采用甲苯/甲醇提取的含多環(huán)芳烴結(jié)構(gòu)組分，都會通過大量的有機官能團(羧基、羰基、醛基)與Cd結(jié)合，從而與Cd發(fā)生共同向下的遷移，直至40～60 cm深處. 由于Cd與這些組分的結(jié)合能力并不強，在田間自然老化的過程中，生物炭組分對Cd的結(jié)合能力將不斷下降，結(jié)合態(tài)的Cd轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)和離子態(tài)的Cd，從而使有效態(tài)Cd的質(zhì)量分數(shù)升高，并隨生物炭DOM組分向下遷移[24]. 綜上所述，生物炭的加入雖然對表層土壤中Cd修復的效果顯著，但增加了深層土壤(20～60 cm)中Cd的質(zhì)量分數(shù)和遷移率，對地下水環(huán)境存在潛在的重金屬污染風險.

2.5 污染指數(shù)評價

Igeo是由德國科學家MüLLER提出，用于評價土壤中重金屬污染程度的定量指標[13]，該指標不僅考慮了自然地質(zhì)過程造成的背景值影響，而且也注意到了人為活動對重金屬污染的影響[26]. 對照組和處理組在0～60 cm深土壤層Igeo基本分布在1～2之間(圖6)，綜合污染程度為輕度污染，生物炭處理組的Igeo在0～20 cm深土壤層中降低，而在20～60 cm深土壤層中增加，這主要由于Cd在處理組底層土壤中的遷移率增大，造成了Cd的富集. 在污染相對嚴重時，底層土壤(60～100 cm)的Igeo均超過2，達到中度污染. 說明金屬Cd由于遷移性強，深層土壤污染程度比表層土壤的更大，雖然生物炭的使用會減小表層土壤中Cd的Igeo，減輕污染程度，但會一定程度上增大底層土壤中Cd的Igeo，污染底層土壤.

圖6 不同土壤中Cd的地質(zhì)污染指數(shù)(Igeo)

3 結(jié)論

施用生物炭增加了土壤(深度0～60 cm)中的w(DOC)，提高了表層土壤(深度0～20 cm)的pH，對更深層的pH影響不大，且生物炭能夠向下遷移至土層40～60 cm處. 甲苯/甲醇因其能夠提取生物炭中的芳香結(jié)構(gòu)DOM，更適合用來長期追蹤生物炭在環(huán)境中的遷移行為. 生物炭的施用顯著降低了表層土壤(深度0～20 cm)中有效態(tài)Cd的質(zhì)量分數(shù)和Cd的總質(zhì)量分數(shù)，但會增大20～60cm深土壤層中Cd的遷移率，使有效態(tài)Cd的質(zhì)量分數(shù)最高增加了148.1%. 污染指數(shù)分析也驗證了生物炭底層土壤的Igeo增加，污染程度增大. 在利用生物炭修復重金屬污染土壤時，需要重視生物炭對重金屬縱向遷移行為的影響.