兩種生物炭對稻米中砷累積的影響研究

王志剛，王永杰, ，靳雯佳，孫亞飛，任少芳，周立旻, ，鄭祥民

1.華東師范大學(xué) 地理科學(xué)學(xué)院 地理信息科學(xué)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200241

2.華東師范大學(xué) 崇明生態(tài)研究院，上海 200241

砷及其化合物被世界衛(wèi)生組織（WHO）認(rèn)定為一類“致癌物質(zhì)”，人體長期暴露于砷環(huán)境，可導(dǎo)致皮膚癌和腎、肝等內(nèi)臟器官的癌變（劉冠男等，2018；張世杰等，2018；Wang et al，2019）。2014年環(huán)保部和國土資源部聯(lián)合發(fā)布的全國土壤污染狀況調(diào)查公報顯示，我國土壤砷污染點(diǎn)位超標(biāo)率為2.7%，特別是工礦業(yè)廢棄地和有色金屬礦區(qū)，其周邊土壤砷污染較為嚴(yán)重，而且目前這些砷污染土壤往往被當(dāng)?shù)鼐用裼糜谧魑锓N植，例如水稻。已有研究表明水稻對砷的吸收能力高于其他谷物（趙方杰，2014；Cao et al，2017；吳川等，2019），含砷稻米的攝食大大增加了當(dāng)?shù)鼐用裆楸┞讹L(fēng)險。因此，迫切需要綠色和成本低效益高的方法來緩解砷對水稻產(chǎn)量和質(zhì)量的負(fù)面影響，以減輕稻米砷污染對人體健康的潛在風(fēng)險（Kumarathilaka et al，2020）。

生物炭（biochar）是生物質(zhì)原料在完全或部分缺氧條件下，經(jīng)高溫?zé)峤猓ㄍǔ?00 — 800℃）產(chǎn)生的一類固相物質(zhì)（Inyang et al，2016；Li et al，2017），是一種難熔的、穩(wěn)定的、高度芳香化的、富含碳素的物質(zhì)（袁帥等，2016），具有獨(dú)特的吸附性且廉價易得，在土壤、水體重金屬污染物去除、修復(fù)等方面具有潛在優(yōu)勢，同時具有其他優(yōu)良的環(huán)境和生態(tài)效應(yīng)。因此，作為一種新型環(huán)境友好功能材料，生物炭成為當(dāng)前環(huán)境科學(xué)研究的熱點(diǎn)之一（Li et al，2017；Xiao et al，2018；Bandara et al，2020）。近年來，有關(guān)生物炭對土壤重金屬污染修復(fù)與治理的研究主要集中在鉛（Li et al，2018）、鉻（謝亞萍等，2017）、鋅（Beesley and Marmiroli，2011）等方面，對砷污染的研究相對較少。有研究表明，添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為5% — 10%的污泥生物炭能顯著降低稻米中砷的累積（Khan et al，2014）；添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1% — 4%的稻草生物炭對水稻籽粒的影響不顯著（Yin et al，2017；Yang et al，2018）。但是模擬稻田淹水條件的試驗(yàn)表明，質(zhì)量分?jǐn)?shù)為3%的水稻秸稈生物炭或油棕纖維生物炭的添加均增加了孔隙水中砷的 濃 度（Wang et al，2017；Qiao et al，2018）。由此可見，目前關(guān)于生物炭對稻米中砷累積的影響及機(jī)理仍不清楚。另一方面，研究者使用生物炭的添加劑量質(zhì)量分?jǐn)?shù)通常為1% — 10%，實(shí)際農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中對應(yīng)的生物炭為20 — 100 t · hm-2（按15 cm的深度和1.3 g · cm-3的土壤密度計算），這在實(shí)際應(yīng)用中難以實(shí)現(xiàn)。因此，有必要進(jìn)一步研究生物炭低劑量添加對土壤中砷累積的影響及機(jī)理。

本研究選取礦區(qū)砷污染土壤，添加小麥和棉花秸稈生物炭，進(jìn)行盆栽和模擬試驗(yàn)，旨在探究：（1）添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的低劑量生物炭對稻米中砷累積的影響；（2）生物炭不同添加劑量（質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.5%、1.0%、3.0%、5.0%）對土壤中砷遷移轉(zhuǎn)化的影響及機(jī)理，以期為砷污染土壤的治理提供數(shù)據(jù)支持和理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤：采自南京市棲霞山（32°09′ N，118°57′ E）砷污染土壤，經(jīng)風(fēng)干、研磨，過2 mm篩，分別用于盆栽和模擬試驗(yàn)?；纠砘瘏?shù)：總碳1.5% ± 0.1%，pH值6.5，黏土9.3%，粉砂76.9%，砂13.8%，總砷濃度(104 ± 5) mg · kg-1。

供試生物炭：小麥、棉花秸稈都是低成本、易獲得的原料，適合生物炭生產(chǎn)。本試驗(yàn)所需小麥、棉花秸稈均采自華東師范大學(xué)生物站。將兩種材料剪碎（約2 cm），裝入坩堝（500 mL），加蓋，并用鋁箔包裹，然后置于馬弗爐內(nèi)，設(shè)定 終 溫 為600℃，升 溫 條 件10℃ · min-1，達(dá) 到溫度后繼續(xù)炭化1 h。溫度降至室溫后取出，磨碎，過0.28 mm篩備用。小麥生物炭pH 10.7（炭∶水 = 1∶20），溶解態(tài)砷0.14 mg · kg-1。棉花生物炭pH 10.4（炭∶水=1∶20），溶解態(tài)砷0.15 mg · kg-1。

1.2 盆栽試驗(yàn)設(shè)計及樣品處理

盆栽試驗(yàn)于2018年6月在華東師范大學(xué)閔行校區(qū)某塑料大棚進(jìn)行（自然光和熱）。使用塑料桶（聚丙烯材料，高13 cm，直徑10 cm），每盆裝土2 kg，加底肥磷酸二氫鉀（KH2PO4）和尿素（總氮128 mg · kg-1、總磷89 mg · kg-1、總鉀112 mg · kg-1）和生物炭后攪拌混勻，分別設(shè)置如下3個處理組：對照組，添加小麥秸稈生物炭（小麥BC），添加棉花秸稈生物炭（棉花BC）。在土壤淹水（深度約2 cm）條件下平衡10 d后，每盆種植2株培育30 d的水稻幼苗（低砷累積水稻品種：甬優(yōu)538）（Duan et al，2017），每個處理組設(shè)置3個平行。水稻生長期間使用自來水（總砷0.4 μg · L-1）澆灌，保持淹水高度2 cm左右。水稻生長期為108 d（2019年6月23日—10月9日），水稻生長期間選取重要的4個時期：分蘗期、拔節(jié)期、揚(yáng)花期、成熟期，即種植后21 d、43 d、68 d、108 d，利用孔隙水采樣器（Rhizon MOM，孔徑0.12 — 0.18 μm，長10 cm，Wageningen，荷蘭）采集根際土壤孔隙水，加優(yōu)級純HNO3（體積分?jǐn)?shù)2%）保存。同時，采集根際土壤，每盆采集兩個土柱（長3 cm，直徑1 cm），裝于冷凍管（5 mL）密封，運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后冷凍保存（-20℃）。選取盆栽試驗(yàn)的土壤（68 d和108 d）分別用磷酸二氫銨（NH4H2PO4）和草酸銨（( NH4)2C2O4）萃取強(qiáng)結(jié)合態(tài)和氧化結(jié)合態(tài)砷（Stroud et al，2011）。

水稻成熟時，分別采集稻穗、秸稈（葉片、莖）和根，使用自來水清洗3次后，再使用去離子水清洗4次，而后置于40℃的烘箱內(nèi)烘干至恒重（約72 h），稱重計算地上部生物量。取部分秸稈粉碎（IKAA11，德國），稻米去殼后制成糙米用去離子水浸泡（24 h），期間換一次水，最后冷凍干燥，干燥樣品研磨，過0.15 mm篩。新鮮根采用檸檬酸鈉-重碳酸鈉-連二亞硫酸鈉（DCB）去除水稻根部鐵膜（Okkenhaug et al，2012），清洗后添加液氮研磨（IKAA11，德國）。所有樣品于-20℃保存?zhèn)溆谩?/p>

1.3 模擬試驗(yàn)設(shè)計及樣品處理

在水稻生長淹水時期，雖然水稻根際的還原條件會受到其根系泌氧的影響，但是根際一定距離范圍外仍保持著較強(qiáng)還原性的條件（Schmidt et al，2011）。為了研究不同劑量生物炭在厭氧條件下對砷的遷移轉(zhuǎn)化的影響，模擬試驗(yàn)分別設(shè)置如下處理組（表1）：小麥BC，添加劑量質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.0%、0.5%、1.0%、3.0%、5.0%；棉花BC，添加劑量質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.0%、0.5%、1.0%、3.0%、5.0%。每個處理組設(shè)置3個平行。稱取6 g樣品于50 mL離心管中，加生物炭，加去離子水30 mL，同時加乳酸鈉5 mL，加蓋密閉，所有樣品置于25℃的避光環(huán)境下培養(yǎng)28 d，模擬水稻根際厭氧環(huán)境。培養(yǎng)結(jié)束后，采用便攜式哈希多參數(shù)水質(zhì)分析儀（哈希HQ30d，美國）在厭氧手套包內(nèi)測定土壤溶液中的pH、氧化還原電位（Eh）。然后在2500×g下離心20 min，再次轉(zhuǎn)移至厭氧手套包中，使用0.45 μm聚醚砜濾膜（安譜，中國）過濾。取10 mL濾液加優(yōu)級純HNO3保存（體積分?jǐn)?shù)2%）用于總?cè)芙鈶B(tài)鐵和砷的測定。培養(yǎng)后的土壤，冷凍干燥后用于不同結(jié)合態(tài)砷的提取（方法與盆栽試驗(yàn)一致）。

表1 實(shí)驗(yàn)設(shè)計方案Tab. 1 Designed of pot and microcosm experiments

1.4 測定方法

水稻各組織中砷的測定：稱取0.2—0.5 g樣品，加優(yōu)級純HNO30.8 mL，冷消解12 h后，在電熱板加熱（100℃）2 h，冷卻后再加入0.2 mL雙氧水（30%），再次置于100℃電熱板加熱30 min，冷卻后定容至10 mL。所有消解、萃取液、孔隙水和模擬試驗(yàn)中土壤溶液樣品，利用原子熒光光度計（AFS — 9230，吉天，中國）測試砷濃度，選擇多元素標(biāo)準(zhǔn)溶液（默克，德國），使用2%的優(yōu)級純HNO3稀釋標(biāo)準(zhǔn)溶液，得到所需標(biāo)準(zhǔn)溶液40 μg · L-1，加入2.5 mL硫脲（5%）與抗壞血酸（5%）混合溶液，再加入2.5 mL 20% HCl，定容到10 mL，放置2 h，然后使用還原劑（5‰ KOH和10‰ KBH4）和載流（5% HCl）上機(jī)測試，儀器自動稀釋繪制砷元素標(biāo)線（0.5 μg · L-1、1.0 μg · L-1、2.5 μg · L-1、5.0 μg · L-1、20.0 μg · L-1、40.0 μg · L-1）。利用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（Varian 710-ES ICP-OES，Agilent，美國）測試鐵濃度，使用2%的優(yōu)級純HNO3稀釋標(biāo)準(zhǔn)溶液得到所需標(biāo)準(zhǔn)溶液50 μg · L-1、100 μg · L-1、200 μg · L-1、500 μg · L-1、1000 μg · L-1用于繪制鐵元素標(biāo)線。上述兩種元素標(biāo)準(zhǔn)曲線擬合相關(guān)系數(shù)均大于0.99。每批樣品均做相應(yīng)的試劑空白。選用遼寧大米（含砷量(114 ± 18) μg · kg-1）作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，所得回收率在94% — 102%。

1.5 統(tǒng)計分析方法

本文所有數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析均采用SPSS 16.0軟件，完成單因素方差分析（one-way ANOVA），顯著性水平P= 0.05，其中單因素方差分析分別使用Tukey’HSD（honest significant difference）檢驗(yàn)方法，不同處理組之間的顯著差異用不同字母a、b表示，并用Origin 8.5進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭對水稻各組織砷濃度及地上部吸收量的影響

質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的低劑量小麥和棉花生物炭的添加并沒有顯著減少糙米中砷濃度，也沒有顯著增加根中砷濃度，但是顯著增加了秸稈砷濃度（圖1a）。小麥BC處理組和棉花BC處理組糙米中砷濃度分別為(0.30 ± 0.02) mg · kg-1、(0.30 ± 0.03) mg · kg-1，與對 照 組（(0.33 ± 0.01) mg · kg-1）相比，生物炭添加組僅降低了約10%，表明低劑量生物炭降低稻米砷濃度十分有限。小麥BC處理組和棉花BC處理組秸稈中砷濃度分別為(8.59 ± 0.89) mg · kg-1，(12.52 ± 2.41) mg · kg-1，與對 照 組（(7.96 ± 0.68) mg · kg-1）相 比，小 麥BC處理組增加了約7%，棉花BC處理組增加了約57%。同時發(fā)現(xiàn)各處理組砷濃度表現(xiàn)為根＞秸稈＞糙米，表明了水稻吸收砷后，大部分停留在根部，少量向地上部分遷移，且越往上，砷濃度越少，這一結(jié)果與前人（Liu et al，2006）的結(jié)果一致。依據(jù)水稻糙米和秸稈中砷濃度及其生物量計算可得水稻地上部砷吸收量（不包含稻殼）。圖1b顯示：糙米中砷的吸收累積與對照組相比，兩種生物炭添加組均增加了約12%。秸稈中砷的吸收累積與對照組相比，小麥生物炭添加組減少了約2%，棉花生物炭添加組增加了約51%。糙米中砷的吸收累積量增加，但砷濃度減少，這可能是生物炭的添加增加了水稻糙米的生物量（表1），生物量的增加起到了生物稀釋作用，導(dǎo)致糙米砷濃度的降低，這一現(xiàn)象與Shu et al（2016）發(fā)現(xiàn)的生物稀釋作用造成稻米汞濃度降低現(xiàn)象相類似（汞污染稻田土壤添加生物炭增加了稻米生物量）。

圖1 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的生物炭添加條件下水稻各組織中砷濃度及地上部吸收量Fig. 1 Arsenic concentrations in rice tissues and its total uptake in above-ground tissues with biochar mass fraction of 0.5% amendment

2.2 生物炭對孔隙水中溶解態(tài)砷和土壤中不同結(jié) 合態(tài)砷的影響

0.5%（質(zhì)量分?jǐn)?shù)）生物炭添加沒有顯著地影響孔隙水中砷濃度（圖2a）。水稻生長期內(nèi)，所有處理組孔隙水中溶解態(tài)砷濃度呈現(xiàn)一個動態(tài)變化趨勢。移栽后的43 d（拔節(jié)期）內(nèi)孔隙水中砷濃度在0.01 — 0.11 mg · L-1波動；68 d到108 d（揚(yáng)花期到成熟期）孔隙水中砷濃度在0.70 — 1.30 mg · L-1波動。拔節(jié)期孔隙水中砷的平均濃度是拔節(jié)期前的16倍。溶解砷濃度的大幅增加可能是因?yàn)樗靖禃置诖罅恳捉到庥袡C(jī)質(zhì)，并且在微生物作用下降解，還原條件顯著增強(qiáng)，進(jìn)而導(dǎo)致鐵/錳氧化物結(jié)合的砷失去吸附主體而進(jìn)入孔隙水，最終導(dǎo)致孔隙水中砷濃度增加（Chen et al，2016；Wang et al，2017；Qiao et al，2018）。已有研究表明孔隙水中砷的釋放與鐵的還原有密切關(guān)系（Blodau et al，2008；Weber et al，2010），圖2b顯示水稻生長期內(nèi)孔隙水中溶解態(tài)鐵的濃度變化與砷的濃度變化基本一致，而相關(guān)分析也表明各處理組孔隙水中鐵濃度與砷濃度有較好的正相關(guān)關(guān)系（各處理組R2在0.51 — 0.94，P＜0.05）。

生物炭的添加對土壤中不同結(jié)合態(tài)砷的影響較為復(fù)雜。根際土壤中磷酸二氫銨（NH4H2PO4）可萃取砷占總砷百分比在11% — 19%波動，表明了揚(yáng)花期到成熟期之間強(qiáng)結(jié)合態(tài)砷的變化不大。68 d（揚(yáng)花期）生物炭添加組土壤中強(qiáng)結(jié)合態(tài)砷占總砷百分比與對照組相比有顯著性增加，但108 d（成熟期）生物炭添加組土壤中強(qiáng)結(jié)合態(tài)砷占總砷百分比與對照組相比增加不明顯（圖2c）。根際土壤中草酸銨（(NH4)2C2O4）可萃取砷占總砷百分比在43% — 47%波動，表明了土壤中約30%的砷與氧化物結(jié)合（去除強(qiáng)結(jié)合態(tài)砷）。生物炭添加后對氧化物結(jié)合態(tài)砷占總砷比例影響不明顯，僅在68 d小麥BC處理組表現(xiàn)為明顯增加（圖2d）。

2.3 不同劑量生物炭對孔隙水中溶解態(tài)砷和土壤中不同結(jié)合態(tài)砷的影響

為期28 d的厭氧模擬實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示：土壤溶液中Eh值范圍在5.2 — 23.7 mV（相對于標(biāo)準(zhǔn)氫電極）（圖3a），表明了培養(yǎng)體系較強(qiáng)的還原環(huán)境。生物炭添加劑量的增加（0.5% — 5.0%，質(zhì)量分?jǐn)?shù)）并沒有顯著改變土壤還原條件和pH值（圖3b）。然而，隨著生物炭添加劑量的增加，土壤溶液（類似于孔隙水）中砷濃度不斷增加（圖3c），溶解態(tài)鐵先增加后減少（圖3d）。例如：小麥BC添加組孔隙水中砷濃度增加幅度為160% — 534%，棉花BC添加組孔隙水中砷濃度增加幅度為69% — 243%。溶解態(tài)砷濃度在生物炭添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%時，模擬試驗(yàn)和盆栽試驗(yàn)的結(jié)果不一致（圖2a），這是因?yàn)閮煞N試驗(yàn)條件不同造成的。當(dāng)生物炭添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)小于1.0%時，各處理組土壤溶液（類似于孔隙水）中鐵濃度與砷濃度有較好的正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），小麥BC處理組R2為0.90，棉花BC處理組R2為0.93，當(dāng)生物炭添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)大于1.0%時，土壤溶液中鐵濃度與砷濃度并不存在正相關(guān)關(guān)系，可能是較高劑量的生物炭對鐵（陽離子型金屬）的吸附作用而造成（Chen et al，2016）。土壤中磷酸二氫銨（NH4H2PO4）可萃取砷占總砷百分比隨生物炭添加劑量的增加先略微增加而后逐漸降低（圖3e），變化范圍為8.5% — 15.8%。草酸銨（(NH4)2C2O4）可萃取砷占總砷百分比隨生物炭添加劑量的增加基本不變，所占百分比在37%上下波動（圖3f）。這一結(jié)果與盆栽試驗(yàn)結(jié)果基本一致（圖2c、2d）。這些結(jié)果表明了生物炭對于土壤中強(qiáng)結(jié)合態(tài)砷的遷移轉(zhuǎn)化有較大影響，尤其是在高劑量添加時這種影響更大；而對于土壤中氧化物結(jié)合態(tài)砷的遷移轉(zhuǎn)化影響不大，即使是在高劑量條件下。

圖2 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的生物炭添加條件下孔隙水中溶解態(tài)砷和土壤中不同結(jié)合態(tài)砷Fig. 2 Dissolved arsenic in pore water and different fraction arsenic in soil during the rice growth with biochar mass fraction of 0.5% amendment

圖3 不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)生物炭添加條件下（0.5% — 5.0%）孔隙水溶解態(tài)砷和土壤中不同結(jié)合態(tài)砷Fig. 3 Dissolved arsenic in pore water and different fraction of arsenic in soil under different mass fraction of biochar amendment in microcosm experiments (0.5% — 5.0%)

模擬試驗(yàn)結(jié)果表明高劑量生物炭添加可導(dǎo)致土壤溶液中砷濃度顯著增加，這一結(jié)果與前人研究結(jié)果一致（Chen et al，2016；Wang et al，2017）。生物炭添加導(dǎo)致土壤中砷釋放可能有兩種主要作用途徑：（1）生物炭可以增加鐵還原菌（如地桿菌屬）的豐度，導(dǎo)致鐵的氧化還原，進(jìn)而被吸附的砷進(jìn)入土壤溶液中（Liu et al，2006）；（2）生物炭可以增強(qiáng)砷還原菌的活性導(dǎo)致高價態(tài)砷還原為低價態(tài)砷，進(jìn)而釋放進(jìn)入孔隙水（Chen et al，2016；Wang et al，2017）。本研究土壤根際孔隙水和溶液中溶解態(tài)砷和溶解態(tài)鐵的正相關(guān)關(guān)系，表明了生物炭增強(qiáng)鐵的還原，從而導(dǎo)致砷的釋放，這可能是生物炭添加導(dǎo)致土壤溶液中砷濃度增加的主要原因。但盆栽和模擬試驗(yàn)均未發(fā)現(xiàn)氧化物結(jié)合態(tài)砷占總砷百分比有明顯變化。這可能與土壤中氧化物結(jié)合態(tài)砷所占總砷百分比較高有關(guān)（約30%），其微弱變化可能導(dǎo)致土壤溶液中的砷有較大變化。因此，高劑量生物炭添加很可能會增強(qiáng)水稻對土壤砷的吸收和累積，進(jìn)而加劇水稻砷污染健康風(fēng)險，這意味著生物炭應(yīng)用于稻田砷污染風(fēng)險控制仍需更多的研究。

3 結(jié)論

通過盆栽試驗(yàn)和模擬試驗(yàn)，研究了小麥和棉花秸稈生物炭對稻米中砷累積的影響并探究了其內(nèi)在機(jī)理，主要結(jié)論如下：

（1）添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的低劑量生物炭可以降低稻米砷濃度（約10%），但作用十分有限。糙米砷濃度的降低主要是由于稻米生物量增加所導(dǎo)致的。施加低劑量小麥和棉花生物炭可能不是減輕水稻砷累積的有效方式。

（2）厭氧條件下高劑量生物炭（質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1% — 5%）的添加可以顯著促進(jìn)土壤中砷釋放，可能由于生物炭可以促進(jìn)微生物作用下的鐵還原，導(dǎo)致砷釋放，進(jìn)而增加水稻砷累積。這意味著，在實(shí)際農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，應(yīng)用生物炭治理砷污染應(yīng)當(dāng)謹(jǐn)慎考慮其使用劑量，或者探索更為合適的炭基材料及其復(fù)合改良劑用于土壤砷污染修復(fù)。