城市源生物炭對城市土壤溶解性有機(jī)質(zhì)及重金屬有效態(tài)的影響

吳文雨，唐劍鋒，鄭思俊，柯紫妍，耿春女

（1.上海應(yīng)用技術(shù)大學(xué) 生態(tài)技術(shù)與工程學(xué)院,上海 201418；2.中國科學(xué)院 城市環(huán)境研究所寧波觀測研究站,浙江寧波 315830；3.中國科學(xué)院 城市環(huán)境研究所城市環(huán)境與健康重點(diǎn)實驗室,福建 廈門 361021；4.上海市園林科學(xué)規(guī)劃研究院,上海 200232）

城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展加快了工業(yè)發(fā)展的同時，也帶來了城市環(huán)境問題，如土壤中重金屬含量較高[1-2]。目前普遍采用固化穩(wěn)定化、土壤淋洗等技術(shù)對重金屬污染土壤進(jìn)行修復(fù)[3]。固定穩(wěn)定化技術(shù)能夠快速降低重金屬在土壤中的有效性從而降低環(huán)境風(fēng)險，具有成本低和時間短的優(yōu)點(diǎn)，但重金屬的穩(wěn)定性受到環(huán)境條件的影響，在一定的環(huán)境條件下可能會重新釋放到環(huán)境中[4]；土壤淋洗利用化學(xué)試劑能夠根本性地從土壤中去除重金屬并修復(fù)土壤，但化學(xué)試劑的淋洗可能造成二次污染[5]，而且對于黏土含量高的土壤淋洗效果不佳[6]。如何有效地修復(fù)城市土壤重金屬污染，降低其環(huán)境風(fēng)險，成為近年來研究的熱點(diǎn)之一。此外，城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展也增加了城市廢棄物的產(chǎn)生，如污水處理廠的污泥、城市園林廢棄物、城郊農(nóng)作物秸稈、生活垃圾等。目前這些城市廢棄物常用的處理方法主要是填埋和焚燒[7]：但是填埋不僅占用大量土地，而且產(chǎn)生大量滲濾液，可能會對周邊土壤和地下水產(chǎn)生極大環(huán)境危害[8]；垃圾焚燒會產(chǎn)生廢氣、爐渣和飛灰等新的污染源[9]。如何處置城市廢棄物亦成為城市重要的環(huán)境問題之一。

生物炭是在缺氧或者氧氣有限的條件下熱解（＜700 ℃）得到富碳物質(zhì)，其表面含有大量的官能團(tuán)和負(fù)電荷，能夠吸附重金屬，在治理重金屬污染中表現(xiàn)出潛在利用價值[10]。溶解性有機(jī)物質(zhì)（dissolved organic matter,DOM）主要由芳香族和脂肪族結(jié)構(gòu)的有機(jī)化合物、腐殖質(zhì)、蛋白質(zhì)等含碳分子組成[11]，是土壤中最活躍的組分之一，對土壤肥力、微生物生長及有機(jī)質(zhì)循環(huán)等有重要影響[12]。

目前的研究多集中在利用農(nóng)作物秸稈、稻殼等制備生物炭來鈍化農(nóng)田土壤中的重金屬等方面，而對于城市源生物炭對城市土壤中重金屬形態(tài)的研究，尚未見報道?；谏锾靠梢越档屯寥乐兄亟饘俚挠行詮亩档铜h(huán)境風(fēng)險，本研究設(shè)想是否可以利用城市廢棄物制備成生物炭來鈍化城市土壤中的重金屬，從而實現(xiàn)廢棄物的資源化利用。因此本研究選擇2 種典型的城市土壤（工業(yè)土壤和濱河土壤，富含重金屬），通過加入3 種城市廢棄物制備的生物炭，研究生物炭對城市土壤中的重金屬的有效性和土壤DOM 的影響，從而闡明重金屬與土壤DOM 之間的關(guān)系，為城市廢棄物作為土壤重金屬的鈍化劑提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，從而實現(xiàn)城市廢棄物的資源化利用。

1 材料和方法

1.1 供試土壤和生物炭

本研究以工業(yè)土壤（取自某工業(yè)污染地塊）和濱河土壤（取自某疏浚河道底泥作為土壤表層覆土）作為供試土壤，園林修剪的樹枝生物炭（WC，混合的木屑，300～500 ℃裂解，制備時間24 h）、生活垃圾生物炭（DC，4 種廚余米飯、菜葉、骨頭、果皮的質(zhì)量比為4∶4∶1∶1，均為烘干/晾干后質(zhì)量，升溫速率為10 ℃/min，終止溫度為800 ℃）和稻殼生物炭（RC，300～500 ℃裂解，制備時間1 h）作為供試生物炭（基本理化性質(zhì)見表1）。

表1 供試土壤和生物炭的基本性質(zhì)Tab.1 Basic properties of the soil and biochars

1.2 培養(yǎng)試驗

在2 種供試土壤中分別加入2%的生物炭（WC、DC 和RC），混合均勻后，將含水量調(diào)節(jié)到田間最大持水量的70%，25 ℃下培養(yǎng)56 d。每個處理設(shè)置3 個重復(fù)，并設(shè)置不加生物炭的土壤作為對照（CK）。培養(yǎng)完成后，自然風(fēng)干，過2 mm 篩后保存?zhèn)溆谩?/p>

1.3 DOM 的提取測定

稱取3 g 風(fēng)干土壤或土壤和生物炭的混合物放入50 mL 離心管中，加入30 mL 超純水，振蕩，離心，過濾，將濾液保存在 -20 ℃ 待分析[13]。溶解性有機(jī)炭（dissolved organic carbon，DOC）含量采用TOC 分析儀（Elementar 公司，Vario TOC）進(jìn)行測定。使用紫外可見分光光度計Specord250（Thuringia 公司）對樣品進(jìn)行紫外光譜測定。DOM 組成采用三維激發(fā)-發(fā)射熒光光譜儀（Varian公司）測試。三維熒光光譜聯(lián)合平行因子分析（excitation emission matrix with parallel factor analysis,EEM-PARAFAC）是基于三線分解理論、采用交替最小二乘法的一種多應(yīng)用于三維及多維數(shù)據(jù)解析的數(shù)學(xué)方法[14]，利用Matlab2016a 軟件DOMFluor 工具包[15]進(jìn)行平行因子分析，并利用drEEM 工具包的平滑函數(shù)去除殘留的分散[16]。進(jìn)行PARAFAC 建模時，用2～8 個組分進(jìn)行數(shù)據(jù)擬合，并采用裂半分析和殘差分析檢驗PARAFAC模型有效性，最終經(jīng)過反復(fù)迭代確定合適的DOM組分?jǐn)?shù)[17]，用四維半分分析程序分別驗證2 種土壤的3 組分模型[15]。用每個組分的激發(fā)和發(fā)射最大熒光值（Fmax）來定量組分，并與已經(jīng)發(fā)表的在線光譜庫（http://www.openfluor.org）中給出的數(shù)據(jù)進(jìn)行比對。研究中相關(guān)紫外和熒光光譜參數(shù)計算方法見表2 和表3。

表2 紫外-可見吸收光譜描述Tab.2 Description of uv-vis absorption

表3 熒光光譜參數(shù)描述Tab.3 Description of fluorescence spectra parameters

1.4 分析方法

pH 采用1∶10 的土水比用酸度計（sartorius，PB-10）測定；有機(jī)質(zhì)使用《土壤有機(jī)質(zhì)測定法》（GB9834-1988）標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行測定；重金屬總量采用硝酸-鹽酸-氫氟酸對土壤進(jìn)行消解；使用0.01 mol·L-1CaCl2溶液對重金屬的有效態(tài)進(jìn)行提取，振蕩，離心，然后上清液通過0.45 μm 濾膜過濾，濾液中的重金屬含量使用電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS，賽默飛公司）進(jìn)行測定。

使用Excel 進(jìn)行數(shù)據(jù)分析和圖表繪制；使用SPSS16.0 進(jìn)行雙因素方差分析、熒光參數(shù)和重金屬有效態(tài)含量的相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤重金屬有效態(tài)含量

工業(yè)土壤的Cu、Zn 和Pb 的總量分別為18 220、22 027 和3 229 mg·kg-1，而濱河土壤中分別為30.44、5 676.24 和29.79 mg·kg-1（見表1），由此可見，工業(yè)土壤的Cu、Zn 和Pb 的總量顯著高于濱河土壤的。工業(yè)土壤的Cu、Pb 和Zn 的有效態(tài)含量分別為1 694、151 和9 556 μg·kg-1，亦高于濱河土壤中的，濱河土壤中的含量分別為92.94、1.80 和2 625 μg·kg-1。生物炭與土壤共培養(yǎng)56 d 后，重金屬有效態(tài)含量的數(shù)據(jù)見圖1。根據(jù)3 種重金屬在土壤中的有效性可以分成2 種：①工業(yè)土壤的Cu 和Pb 的有效態(tài)含量，分別為246 μg·kg-1和69 μg·kg-1，亦高于濱河土壤（45.2 μg·kg-1和1.7 μg·kg-1）；Cu 和Pb 的有效態(tài)百分比在工業(yè)土壤中分別占0.001%和0.002%，在濱河土壤中分別占0.149%和0.006%；②工業(yè)土壤的有效態(tài)Zn 的含量，與濱河土壤無顯著差異。

圖1 培養(yǎng)56 d 后的土壤中Cu、Pb 和Zn 的有效態(tài)含量Fig. 1 Available concentrations of Cu,Pb and Zn in soil after 56 d of incubation

生物炭的添加對重金屬有效態(tài)含量的影響，因重金屬種類、土壤類型（p＜ 0.001）和生物炭類型（p＜ 0.05）而異，此外土壤和生物炭之間還存在著顯著的交互作用（p＜ 0.05）。對濱河土壤來說，3種生物炭的施用降低了土壤中有效態(tài)Zn 含量，其中僅DC 處理效果達(dá)到顯著水平，與對照相比降低了49.03%，這與DC 的高DOC 含量有關(guān)（見表1），根據(jù)Tang 等[13]的研究可知，DOC 含量與重金屬的有效性具有顯著負(fù)相關(guān)性；3 種生物炭的施用對Cu 和Pb 的有效性影響甚微。而對工業(yè)土壤來說，3 種生物炭的施用卻增加了Cu 和Pb 的有效態(tài)含量（見圖1），WC、DC 和RC 處理的有效態(tài)Cu 含量分別比對照增加64.86%、74.02%和60.31%；WC、DC 和RC 處理的有效態(tài)Pb 含量分別比對照增加57.21%，69.12%和91.80%；3 種生物炭的施用對有效態(tài)Zn 含量的影響甚微。

2.2 土壤DOC 含量

工業(yè)土壤的有機(jī)質(zhì)顯著高于濱河土壤中的有機(jī)質(zhì)含量，工業(yè)土壤的有機(jī)質(zhì)為59.8 g·kg-1，濱河土壤的有機(jī)質(zhì)含量為12.6 g·kg-1。然而，濱河土壤的DOC 卻顯著高于工業(yè)土壤，濱河土壤和工業(yè)土壤的DOC 含量分別為128 和64.3 mg·kg-1。這是因為濱河土壤的pH 高于工業(yè)土壤的pH（見表1），堿性條件有利于DOM 的釋放，從而造成DOC 含量高[34]。培養(yǎng)56 d 后，土壤中的DOC 含量顯著降低，濱河土壤和工業(yè)土壤的DOC 含量分別為93 mg·kg-1和23 mg·kg-1，分別比培養(yǎng)前降低了27.7%和64.1%（圖2）。

圖2 培養(yǎng)56 d 后的土壤中溶解性有機(jī)碳含量Fig. 2 Dissolved organic carbon concontrations in soil after 56 d of incubation

培養(yǎng)56 d 后，不同生物炭處理的土壤中DOC的含量見圖2。方差分析表明，土壤類型（p＜0.001）和土壤與生物炭的交互作用（p=0.01）存在顯著差異，而生物炭處理間無顯著差異（p=0.122）。對濱河土壤來說，WC 和DC 處理降低了土壤DOC 含量，而RC 處理增加了土壤DOC 含量，但是均未達(dá)到顯著水平；但是與WC 和DC 處理相比，RC 處理顯著增加了土壤中DOC 的含量，增加了約50%。生物炭能夠增加土壤中DOC 含量，肖建南[35]在水稻土中施用稻殼生物炭，土壤中DOC 含量與生物炭施用水平成正比。在菜地和稻田中施加不同水平（0%、2.5%、5%或10%）的秸稈生物炭進(jìn)行培養(yǎng)，土壤DOC 含量隨著生物炭施用量增加而升高[36]。對工業(yè)土壤來說，3 種生物炭的施用均未增加土壤中DOC 的含量，這可能是因為工業(yè)土壤中有機(jī)質(zhì)含量高，而DOC 含量低，2%生物炭的施用激活了土壤中的微生物，導(dǎo)致工業(yè)土壤在培養(yǎng)過程中DOC 比濱河土壤降解更快（64.1% ＞ 27.7%）。

2.3 土壤DOM 組成

2.3.1 紫外可見吸收光譜特征

SUVA254為254 nm 處UV 的吸收系數(shù)與DOC 濃度之比，可表示DOM 的芳香性，該值越大，表明芳香化程度越高，有機(jī)物越穩(wěn)定[37]。通常SUVA254＞ 4 L·mg-1·m-1表明主要是疏水性組分尤其是芳香結(jié)構(gòu)物質(zhì)含量占優(yōu)勢；而SUVA254＜ 3 L·mg-1·m-1代表DOM 中親水性組分含量較高[38]。WC、DC 和RC 的SUVA254值分別為0.43、0.20和0.07，說明3 種生物炭的親水性組分含量可能較高（見表4）。濱河土壤和工業(yè)土壤DOM 的SUVA254值分別為（8.22 ± 1.51）L·mg-1·m-1和（1.92 ± 0.35）L·mg-1·m-1，這說明濱河土壤的DOM 中芳香性含量高得多。生物炭施用后，增加了濱河土壤溶液中的SUVA254值，WC 處理組最為顯著，與對照相比增加了15.13%；對工業(yè)土壤來說，WC 和DC 處理分別比對照增加了18.36%和18.19%，RC 處理卻降低了36.48%，但未達(dá)到顯著水平。

觀察組38例中，治愈25例，顯效12例，無效1例，總有效率為97.37%；對照組38例中，治愈13例，顯效17例，無效8例，總有效率為78.95%，觀察組明顯優(yōu)于對照組，兩組比較，差異有統(tǒng)計學(xué)意義（P＜0.05）。

表4 培養(yǎng)56 d 后土壤DOM 的紫外參數(shù)Tab.4 UV parameters of soil DOM after 56 d of incubation

SUVA260為260 nm 處UV 的吸收系數(shù)與DOC 濃度比值，用來表示DOM 中疏水性組分的含量[28]。培養(yǎng)56 d 后濱河土壤和工業(yè)土壤的SUVA260值分別為（11.29 ± 5.35）L·mg-1·m-1和（1.74 ± 0.32）L·mg-1·m-1，表明濱河土壤中疏水性有機(jī)質(zhì)含量更高，與SUVA254呈現(xiàn)結(jié)果一致。與對照相比生物炭施用后增加了濱河土壤溶液中的SUVA260值，WC 和DC分別比對照增加了18.53%和1.61%，而RC 處理卻降低了34.04%，但均未達(dá)到顯著水平。對工業(yè)土壤來說，WC 和DC處理增加了11.45%和16.54%，而RC 處理卻降低了27.78%，但均未達(dá)到顯著水平。

光譜斜率比值（SR）由275～295 nm 波長區(qū)域斜率與350～400 nm 波長區(qū)域斜率的比值獲得[39]。SR能定性反映DOM 分子量，與分子量成反比[40]。56 d 后濱河土壤和工業(yè)土壤的SR值分別為0.33 ±0.04 和1.89 ± 0.52，這說明濱河土壤DOM 的分子量顯著高于工業(yè)土壤。2%生物炭的添加量并未顯著改變2 種城市土壤DOM 的分子量，這可能與2%的生物炭施用量偏低有關(guān)。

2.3.2 熒光組分變化

采用平行因子分析法分析生物炭與2 種土壤共培養(yǎng)56 d 后DOM 的熒光光譜，可以觀測到3 種熒光成分（見圖3）。組分C1（λEx/λEm=235(285)/360）和C3（λEx/λEm≤ 220(250)/411）為類腐殖質(zhì)物質(zhì)[41-43]，C1 和C3 可能是光化學(xué)產(chǎn)生的，也可能是生物降解產(chǎn)生的[44-45]。組分C2（λEx/λEm=220(280)/350）為類蛋白質(zhì)物質(zhì)[46-47]，該物質(zhì)主要是由浮游植物和微生物的作用所產(chǎn)生，本研究中C2的產(chǎn)生主要是由微生物引起的。

圖3 培養(yǎng)56 d 后土壤DOM 的組分圖Fig. 3 Component of soil DOM after 56 d of incubation

培養(yǎng)56 d 后，濱河土壤的DOM 顯著高于工業(yè)土壤，組分C1、C2 和C3 的含量分別是工業(yè)土壤的26.25 倍、15.02 倍和5.22 倍（見表4）。

如表4 所示，RC 處理顯著降低了濱河土壤C2 和C3 的含量，與對照相比，分別降低了81.9%和40.4%。

與對照相比，3 種生物炭的處理，增加了C1 的百分含量，而降低了C2 的百分含量，以RC 處理變化最大，C1 由對照的36.38%增加到75.78%，C2由對照的59.30%降低到19.63%。生物炭的添加，對工業(yè)土壤的C1、C2 和C3 的絕對值和相對百分比無顯著影響（見表5 和圖4）。

圖4 生物炭與土壤共培養(yǎng)56 d 后DOM 各組分含量變化Fig. 4 Changes of soil DOM component content in co-culture of soil and biochar at 56 d

表5 培養(yǎng)56 d 后土壤的參數(shù)Tab.5 parameters of the three components of the soil after 56 d of incubation

2.4 重金屬有效性與DOM 的相關(guān)性分析

表6 濱河土壤DOM 各項參數(shù)與有效態(tài)含量的相關(guān)性分析Tab.6 Correlation analysis between DOM parameters and the available concentrations of the riverine soil

HIX 常用來表征DOM 腐殖化程度，高HIX值表明腐殖化程度較高，DOM 較穩(wěn)定[32]，HIXb是HIXa的改進(jìn)形式,其目的在于避免內(nèi)濾效應(yīng)干擾。濱河土壤的HIX 值是工業(yè)土壤的1.46 倍，所以濱河土壤DOM 更為穩(wěn)定。

BIX 是反映DOM 溯源及自生貢獻(xiàn)比例的指標(biāo)，其值越大表明自生源性及生物可利用性越強(qiáng)[48]，當(dāng)BIX＞1 為新近生物或細(xì)菌引起的自生來源為主；0.8＜BIX＜1.0 表示存在新生的內(nèi)源較多；0.6＜BIX＜0.8 表示內(nèi)源貢獻(xiàn)較少，受陸源輸入或人類活動影響[33]。濱河土壤BIX 在1.06～ 1.50，工業(yè)土壤BIX 在1.03～ 1.31，這說明2 種土壤中DOM 以自生來源為主。

如表7 所示，濱河土壤的pH 與α(355)、SUVA254、SUVA260、Fn(355)和FI 值分別呈顯著正相關(guān)（p＜0.05）；pH 與DOC 和BIX 呈顯著負(fù)相關(guān)（p＜0.05）；Cu 與α(355)、Fn(355)和FI 值分別呈顯著正相關(guān)（p＜0.05）；Cu 與BIX 呈顯著負(fù)相關(guān)（p＜0.05），這說明濱河土壤存在的有效態(tài)Cu 抑制了土壤中微生物的生長；Zn 與α(355)呈顯著正相關(guān)（p＜0.05）；Zn 與HIXa呈顯著負(fù)相關(guān)（p＜0.05）；Cd 和Pb 都與α(355)呈顯著正相關(guān)（p＜0.05）。工業(yè)土壤的pH 與DOC 呈顯著負(fù)相關(guān)（p＜0.05）；Cu 與FI 呈顯著正相關(guān)；Cu 與BIX 呈顯著負(fù)相關(guān)，這說明工業(yè)土壤DOM 中有效態(tài)Cu 抑制了土壤中微生物的生長；Zn 與Fn(355)呈顯著負(fù)相關(guān)。

表7 工業(yè)土壤DOM 各項參數(shù)與有效態(tài)含量的相關(guān)性分析Tab.7 Correlation analysis between DOM parameters and the available concentrations of the industrial soil

2.5 評估不同土壤對DOM 參數(shù)和重金屬有效態(tài)含量影響的方差分析模型

土壤類型和生物炭處理，對重金屬有效態(tài)、紫外和熒光參數(shù)的雙因素方差分析見表8。這些影響可以分成3 種類型:①土壤類型、生物炭處理和它們之間的交互作用均有顯著影響,包括重金屬（Cu、Pb、Zn）有效態(tài)、SUVA254、Fn（355）和FI；②土壤類型和土壤與生物炭之間的交互作用有顯著影響，包括DOC、HIX 和BIX；③僅土壤類型有顯著影響，包括SUVA260、SR和α(355)。因此，重金屬有效態(tài)含量、土壤DOC 含量、DOM 紫外和熒光參數(shù)在2 種土壤之間，存在顯著差異。

表8 各參數(shù)在不同土壤和生物炭處理的相互作用下的方差分析Tab.8 Analysis of variance for each parameter with the interaction of different soil and biochar treatments

3 結(jié)語

3 種生物炭的施用改變了土壤的重金屬有效態(tài)和溶解性有機(jī)質(zhì)組分，但2 種土壤呈現(xiàn)了不同的變化：

（1）工業(yè)土壤的Cu 和Pb 的總量和有效態(tài)含量均高于濱河土壤；工業(yè)土壤的Zn 總量，顯著高于濱河土壤，但有效態(tài)含量無差異。生活垃圾生物炭降低了濱河土壤的鋅有效態(tài)含量（降低了49.03%）。

（2）工業(yè)土壤的有機(jī)質(zhì)顯著高于濱河土壤，但工業(yè)土壤的溶解性有機(jī)碳含量64.3 mg·kg-1卻顯著低于濱河土壤128 mg·kg-1。3 種生物炭的施用均未增加土壤中溶解性有機(jī)碳含量。

（3）紫外可見吸收光譜表明：濱河土壤DOM芳香性、疏水性和分子量均顯著高于工業(yè)土壤。

（4）平行因子分析得到3 種組分：組分C1 和C3 為類腐殖質(zhì)物質(zhì)。組分C2 為類蛋白質(zhì)物質(zhì)。

（5）RC 處理，顯著降低了濱河土壤C2（從51.52 下降到9.35）和C3（從3.76 下降到2.24）的含量。與對照相比，3 種生物炭的處理均增加了C1的百分比，從而降低了C2 的百分比，以RC 處理變化最大，C1 由對照的36.38%增加到75.78%，C2由對照的59.30%降低到19.63%。