模擬酸雨條件下鐵硅材料和生物炭對土壤鎘砷形態及生物有效性的影響

郭 娟，羅小麗，姚愛軍*，袁 鳴，劉 沖，湯葉濤，3，仇榮亮，3

（1.中山大學地理科學與規劃學院，廣州 510275；2.中山大學環境科學與工程學院，廣州 510275；3.中山大學廣東省環境污染控制與修復重點實驗室，廣州 510275）

我國金屬礦區周邊農田土壤Cd、As超標問題突出，由此導致的農產品重金屬超標事件已引起社會的強烈關注。同時，我國南方農田土壤酸化形勢嚴峻，特別是南方酸雨地區，酸雨的強度、頻率和酸度在近年有所提高，部分地區的酸雨頻率達到100%，pH明顯下降[1]。酸雨以及土壤酸化對土壤重金屬的環境活性和生物有效性的影響都進一步加劇污染農田安全生產的風險[2-3]。

土壤原位化學鈍化技術通過添加化學鈍化劑，使污染土壤中的重金屬發生沉淀、吸附、離子交換、絡合及氧化還原等反應，改變重金屬在土壤中的賦存形態，降低重金屬在土壤環境中的遷移性、生物有效性和毒性[4]，可以在修復土壤的同時進行農業生產活動，因而對于我國大面積的中輕度污染農田土壤的修復尤為適用。由于土壤中Cd、As化學性質迥異，目前，能同時鈍化農田土壤Cd、As的修復材料并不多見，鐵硅材料和生物炭是目前較有潛力的兩類鈍化劑。其中鐵硅材料是一類新型的堿性富鐵硅鈣型的鈍化重金屬材料，研究發現，鐵硅材料可以降低土壤As有效性和土壤中可交換態Cd含量，能提高酸性土壤中的pH，對重金屬的修復機制以化學沉淀為主[5-6]。生物炭是生物質在完全或部分缺氧情況下經熱解產生的高度芳構化的碳質材料[7]，主要呈堿性，具有多孔性結構和巨大的比表面積。研究表明，生物炭對重金屬有吸附作用[8]。生物炭的制備條件，如原料、熱解溫度和熱解時間等都會顯著影響生物炭的修復功效[9]。

酸雨條件下這兩類鈍化劑對Cd、As復合污染土壤中重金屬的形態及生物有效性的影響及酸化條件下的修復穩定性差異仍然不清楚。因此，本研究針對南方礦區常見Cd、As復合污染酸性土壤，選用鐵硅材料、雞糞及其不同溫度裂解制成的生物炭作為供試鈍化劑，以對重金屬敏感的葉菜類蔬菜上海青為指示作物，通過溫室盆栽試驗及土壤Cd、As形態分析探討兩類有機、無機鈍化劑及其組合在酸雨條件下對土壤中重金屬Cd、As生物有效性的影響差異，以期為酸雨區和酸化農田Cd、As復合污染修復及安全生產提供依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土壤：供試土壤采自廣東省某礦區流域的重金屬污染農田表層土（0～20 cm），自然風干后研磨，分別過10目、20目、100目尼龍篩備用。供試土壤pH 4.53，為強酸性土壤，Cd、As含量見表1，分別是國家土壤環境質量二級標準（GB 15618—1995）的1.4倍和2.41倍。

鈍化劑：本實驗供試鐵硅材料，標記為IS，雞糞為市售，標記為CM。生物炭為實驗室制備，將干燥后研磨過60目的雞糞填滿于密閉坩堝中，放入預熱的馬弗爐，分別在350℃下厭氧加熱2 h和700℃下厭氧加熱1.5 h，獲得350℃和700℃生物炭樣品，標記為BC350、BC700。所有鈍化劑均磨細過60目尼龍篩。三種供試鈍化劑基本理化性質見表1。

供試作物：上海青幼苗。

1.2 試驗設計

鈍化劑施加及酸雨配制：按表2所列的鈍化劑和處理水平分別往盆栽土中添加鈍化劑。不添加任何鈍化劑的空白處理為對照CK。酸雨配制依據華南地區現有的酸雨類型，把濃硫酸∶硝酸按3∶1（摩爾比）混合后稀釋配制成pH=4.5的酸液[10]。華南地區年降雨量在927.9～2 678.9 mm之間，本實驗取年降雨量2400 mm作為盆栽酸雨年澆灌量，在一季生長期內（酸雨澆灌條件下，上海青生長遲緩，生長期80 d），每盆共澆灌600 mL的酸量，每次每盆澆15 mL酸液，與一定量水混合，施入土中。間隔1 d澆一次，使盆栽土壤水分保持在田間持水量的60%。前期研究結果表明，鈍化劑修復效應受灌溉水pH顯著影響。鈍化劑分別在酸雨和純水澆灌條件下對重金屬生物有效性影響迥異。本研究側重比較以鐵硅材料為主的不同鈍化劑在模擬酸雨條件下對蔬菜吸收Cd、As的影響差異，僅對空白組和鐵硅材料組設置等量純水澆灌對照處理，其余為酸雨處理。整個盆栽試驗共設置12個處理（表2），每個處理三次重復。

表1 供試土壤和鈍化劑基本性質Table 1 Properties of the tested soil and amendments

表2 盆栽試驗鈍化劑及澆灌處理Table 2 pot test amendments and watering treatments

盆栽試驗方法：隨機區組設計，于溫室內進行，將每盆1 kg供試土壤分別與不同鈍化劑（表2）及施加量為1.5 g·kg-1土的氮磷鉀復合肥充分混合均勻后裝入容積為1.7 L的塑料盆，土壤水分保持在田間持水量的60%，平衡2周。播種前先將上海青種子浸泡在濃度為1%的H2O2中殺菌，10 min后撈出種子，將其平鋪于濕潤的營養土內培養發芽，當幼苗長到3葉時選擇均勻一致幼苗移栽到平衡后的土壤中，每盆移入3株，保持苗間距基本一致，按設計的澆灌處理方式進行澆灌，在整個種植周期均使土壤水分保持在田間持水量的60%。每單盆為一處理（小區），每一處理重復三次，隨機區組排列。上海青種植80 d收獲，植株洗凈擦干后測定鮮重、可食部分重金屬Cd、As含量。土樣自然晾干后分別過20目、60目、100目篩，測定土壤pH值和土壤有效態Cd、As含量，土壤Cd、As總量及形態等。

1.3 分析方法

用電位法測定土壤pH值（水土比為2.5∶1）。植物樣品Cd、As含量采用HNO3∶HClO4（V∶V=4∶1）的混合酸消解法（GB/T 5009.15—1996）。土壤重金屬全量采用王水-HClO4消解法（NY/T 1121.11—2006），土壤有效態Cd、As含量測定以1 mol·L-1NH4COOH浸提，水土比為5∶1[11]。土壤Cd形態分析采用Tessier五步提取法（Tessier et al，1979），土壤As形態分析采用Wenzel提出的連續提取方法[12]。以石墨爐原子吸收分光光度計（Hitachi Z-2000）測定溶液中Cd含量，以電感耦合等離子體發射光譜儀ICP-OES（Optima 5300DV，PE，USA）測定溶液中As含量。

1.4 分析質量控制

樣品測定均設置兩個平行樣，平行相對誤差＜20%；測定植物、土樣中的重金屬時，以標準樣品[土壤標準物質GBW07443（GSF-3），植物標準物質GBW10052（GSB-30）]進行質量控制，標樣回收率在85%～110%。樣品測定同時設置空白實驗確定試劑背景含量。實驗過程中使用的玻璃儀器全部經10%的硝酸溶液浸泡過夜，以自來水和純水清洗后干燥備用。

1.5 數據分析

實驗結果均以平均值±標準差表示。以SPSS 20進行數據分析，處理間差異以Duncan多重比較法進行檢驗，當P＜0.05時為差異顯著。以SPSS 20計算Pearson相關系數，當P＜0.05時相關性達到顯著水平。采用Origin 8.0進行作圖。

2 結果與討論

2.1 土壤pH及有效態Cd、As含量的變化

鈍化劑對盆栽土壤pH的影響如圖1（a）所示。酸雨導致土壤酸化趨勢明顯，CK（酸處理）土壤pH值比CK（純水處理）降低1.2個單位。與CK（酸處理）相比，各鈍化劑均顯著提高土壤pH，各鈍化劑處理土壤pH提高幅度依次為IS+BC700＞IS+BC350＞IS+CM＞BC700＞0.6%IS＞BC350＞0.3%IS＞CM，復合鈍化劑對土壤pH提升的能力顯著優于單一鈍化劑處理，鐵硅材料在幾種單一鈍化劑中pH最高、BC700次之，兩者的配合施用使土壤pH提升最大，單一施加雞糞對土壤pH的提升作用最弱。

圖1 各處理對土壤pH及土壤有效態Cd、As含量的影響Figure 1 Effects of treatments on soil pH and soil available Cd and As contents

土壤pH是土壤中重金屬生物有效性的一個重要影響因素，一般來說，隨pH升高，土壤對金屬陽離子的吸附能力會明顯增強，土壤中重金屬生物可利用態含量降低，重金屬的生物活性下降[13]。圖1（b）顯示，酸雨處理顯著提升CK（酸處理）土壤中的有效態Cd含量。單施低劑量水平（3 g·kg-1）鐵硅材料和高劑量水平（20 g·kg-1）雞糞對該效應無改善作用，其他鈍化處理均使土壤有效態Cd含量顯著降低，降幅達30%～70%，降幅最大的是IS+BC350和IS+BC700這兩種復合處理，土壤有效態Cd含量相比CK（酸處理）降低了70%，說明單施高劑量鐵硅材料和生物炭以及鐵硅材料與生物炭復配的鈍化處理可以有效地降低酸雨條件下Cd、As復合污染菜地土壤中Cd的有效性，其中復配效果顯著優于單施。這可能與各鈍化處理不同程度促進土壤Cd形態發生改變有關。

由圖1（c）可見，酸雨處理土壤有效態As含量較對照升高。單施鐵硅材料對土壤有效態As的影響與施用量有關，低劑量處理提高土壤有效態As含量，可能原因是低劑量鐵硅材料一定程度提升土壤pH，土壤負電荷增加，使有效態As提高。其他各處理都不同程度降低了土壤有效態As的含量，降低幅度為5.9%～64.7%，各處理降低幅度依次為IS+BC700＞0.6%IS＞IS+BC350＞BC700＞BC350＞CM＞IS+CM。總體上，在酸雨條件下鐵硅材料與生物炭復合鈍化劑以及高劑量鐵硅材料對土壤有效態As含量的降低效果較佳，前者可能與鐵硅物質與生物炭復合處理對AsO3-4的專性吸附作用增強有關，后者則可能跟高劑量鐵硅材料富含的鐵氧化物和豐富的鈣含量引起的專性吸附和共沉淀有關。

2.2 上海青可食部分生物量分析

由圖2看出，酸雨對蔬菜的生長有明顯抑制作用。CK（酸處理）、低水平（0.3%）鐵硅材料（IS）組、雞糞（CM）組的上海青植株不能正常生長，至收獲時已死亡，無生物量。可能原因是單獨施加低水平（3 g·kg-1）鐵硅材料與20 g·kg-1雞糞不能有效地提升土壤pH值，從而無法抵御強酸性環境對植物生長的抑制作用。其他各處理組地上部（可食部分）生物量的大小 排 序 為 IS+CM＞IS+BC350＞IS+BC700＞BC700＞0.6%IS＞BC350，單一鈍化劑處理中，雞糞經過高溫裂解成生物炭后，有利于上海青在酸性土壤中存活，并提高地上部生物量，且隨裂解溫度提高，促進作用增強。復合鈍化劑處理都促進了酸性土壤中上海青的生長，其中施加IS+CM處理的地上部生物量劇增，分別是IS+BC700組、IS+BC350組的2.91倍和2.71倍，與其他各組對比具有顯著性差異，說明在與鐵硅材料復合處理中，雞糞相較于高溫裂解生物炭在提高上海青可食部分生物量上有著更好的表現。推測一方面因為雞糞、鐵硅材料提供了相對充足的營養元素，鐵硅材料將土壤酸度調整到適合植物生長的范圍，同時降低土壤有效態重金屬含量，削弱了強酸性及重金屬Cd、As對植物的毒害作用，因而施加IS+CM處理的地上部生物量劇增。另一方面可能隨著熱解的進行，雞糞中的有機質不斷分解為無機化合物，雞糞原有的肥力大幅度下降，導致雞糞高溫裂解生物炭與鐵硅材料復合施加對植物生物量提高作用相對減弱。

圖2各處理對上海青地上部生物量的影響Figure 2 Effects of different treatments on biomass of edible part of Brassica chinensis L.

2.3 上海青地上部Cd、As含量分析

圖3 （a）是酸雨處理條件下鈍化劑對盆栽上海青地上部吸收Cd的影響。酸雨條件下，CK（酸處理）、低劑量鐵硅材料和雞糞處理上海青無法正常生長并全部死亡。高劑量鐵硅材料酸雨處理比純水處理地上部Cd含量提升17倍，表明酸雨促進重金屬在蔬菜體內積累，并對單一鐵硅基材料和雞糞抑制Cd生物吸收有極顯著不利影響。酸雨條件下各處理對上海青地上部Cd含量抑制效應的大小依次為IS+BC700＞IS+BC350＞BC350＞IS+CM＞BC700＞0.6%IS。酸雨條件下鐵硅材料與兩種不同溫度裂解的生物炭組合施加對地上部Cd含量的抑制效果最好。隨裂解溫度的提高，生物炭對上海青地上部Cd含量的降低作用減弱。這與Ehsan等[14]研究結果一致。

由圖3（b）可知，酸雨極大促進單一鐵硅材料和生物炭處理蔬菜對As的吸收，各處理地上部As含量大小為IS+BC350＜IS+BC700＜IS+CM＜BC700＜0.6%IS＜BC350，根據我國現行食品安全國家標準（GB 2762—2017），新鮮蔬菜中 As限量為 0.5 mg·kg-1，除0.6%IS和BC350組外，其他各組均低于國家食品安全限量。酸雨條件下，鐵硅材料與BC350、BC700的復合處理蔬菜可食部分As含量低于單一處理組，尤其鐵硅材料與BC350復合處理能極顯著抑制蔬菜對As的吸收，說明鐵硅材料和生物炭可能在抑制植物地上部吸收As方面存在協同作用，且這種協同作用隨著生物炭裂解溫度的提升而減弱，推測這與鐵硅材料和低溫生物炭共存時，促進了無定形鐵的生成及對As的專性吸附有關。值得一提的是，單施生物炭時，與對照相比，BC350處理增加了植株地上部對As的吸收。有研究也發現添加生物炭可以提高土壤孔隙水中As的含量，增強As的溶解性和移動性[15]。該現象可能的機制是生物炭的投加導致土壤pH升高，土壤負電荷增加，提高了帶負電的AsO3-4的溶解性和活性。另外一個可能原因是生物炭的投加使得土壤中PO3-4濃度增加，與AsO3-4競爭吸附位點，導致土壤As活性提高，生物吸收增加[15]。

圖3 各處理對上海青地上部Cd、As含量的影響Figure 3 Effect of treatments on Cd and As contents in edible part of Brassica chinensis L.

2.4 土壤Cd、As形態分布變化

不同鈍化劑處理對蔬菜吸收土壤Cd、As產生不同程度的影響，可能與其對土壤Cd、As形態分布的影響有關。不同處理方式下土壤中Cd、As各形態所占百分比結果如圖4、圖5所示。

從圖4可看出，酸雨處理顯著提高CK（酸處理）土壤中水溶交換態Cd占比并降低有機硫化物態Cd和殘渣態Cd比例。添加不同鈍化劑后土壤中水溶交換態Cd比例顯著降低，降幅為28.36%～52.76%，各處理水溶交換態Cd占比大小依次為CK（酸處理）＞2%CM＞0.3%IS＞0.6%IS＞2%BC350＞IS+CM＞2%BC700＞IS+BC350＞IS+BC700，這與上海青生長情況大致一致。CK（酸處理）土壤碳酸鹽結合態Cd所占比例最低，僅為0.66%，這可能是由于酸液澆灌下土壤pH降低，使碳酸鹽在土壤中溶解，并向水溶交換態Cd轉化，因而其土壤中水溶態Cd所占比例最高而碳酸鹽結合態Cd最低。與CK（酸處理）相比，添加各鈍化劑后土壤中碳酸鹽結合態Cd、鐵-錳氧化物結合態Cd、有機硫化物結合態Cd和殘渣態Cd比例均在一定程度上增加，說明酸雨條件下幾種鈍化劑的添加可促使土壤中的Cd從活性較高的形態轉化為活性較低的形態，在一定程度上穩定了土壤中的Cd，降低了土壤中Cd的生物有效性和蔬菜吸收。尤其經IS+BC350、IS+BC700處理后，鐵-錳氧化物結合態Cd、有機硫化物結合態Cd和殘渣態Cd是土壤中Cd存在的主要形態，表明添加生物炭與鐵硅基復合材料可以協同促進酸雨條件下土壤中生物可利用態Cd向專性吸附態和殘渣態轉化。

圖4 各處理對土壤Cd形態分布的影響Figure 4 Effects of different treatments on Cd speciation in soil

Wenzel分步提取法將土壤As形態分為非專性吸附態、專性吸附態、無定形鐵鋁氧化物結合態、晶型鐵鋁氧化物結合態和殘渣態五種形態，其中非專性吸附態被認為是土壤As五個形態中相對活躍的形態。

從圖5可以看出，酸雨處理下，土壤中晶型鐵鋁氧化物結合態As與殘渣態As占絕對優勢，其他形態所占比例均很小。除0.3%IS（酸處理）和2%BC350處理土壤中可交換As沒有下降，其它鈍化劑尤其是鐵硅材料與生物炭復合處理土壤中非專性吸附態As比例都有所下降，并向穩定態轉化。

2.5 上海青地上部重金屬含量與土壤性質及重金屬形態的相關性分析

將上海青地上部Cd含量與土壤性質及土壤Cd形態之間的相關性進行分析，結果如表3所示。

上海青地上部Cd含量、水溶交換態Cd含量、土壤有效態Cd含量均與土壤pH值呈顯著負相關，有機硫化物態Cd含量、殘渣態Cd含量與土壤pH值呈顯著正相關，與地上部Cd含量呈顯著負相關，表明鐵硅材料和生物炭通過提高土壤pH，有效降低土壤中有效態Cd，并向有機硫化物態Cd和殘渣態Cd轉化，從而減少上海青地上部Cd含量。

圖5 各處理對土壤As形態分布的影響Figure 5 Effects of treatments on As speciation in soil

表4是上海青地上部As含量與土壤性質及土壤As形態之間的相關性分析結果。專性吸附態As含量與地上部As含量、有效態As含量呈顯著負相關，說明專性吸附態As含量增加能有效降低土壤中有效態As含量從而使上海青地上部As含量下降，也進一步證明鈍化劑尤其是鐵硅材料與生物炭復合處理主要通過促進對As的專性吸附作用，降低植物對As的吸收。

3 結論

（1）酸雨導致土壤pH顯著降低，有效態Cd、As含量增加。鐵硅材料與生物炭復合鈍化劑提高土壤pH的效果顯著優于單一鈍化劑，且能顯著降低土壤有效態Cd、As含量。

表3 上海青地上部Cd含量與土壤性質及土壤Cd形態的相關性Table 3 Correlation between shoot Cd content and soil pH/speciation of soil Cd

表4 上海青地上部As含量與土壤性質及土壤As形態之間的相關性Table 4 Correlation between shoot As content and soil pH/speciation of soil As

（2）酸雨對蔬菜的生長有顯著抑制作用，并促進重金屬在蔬菜體內積累，且極大促進單一鐵硅材料和生物炭處理蔬菜對Cd、As的吸收，而鐵硅材料與生物炭復配處理可以有效抵御酸雨的不良影響。

（3）酸雨處理顯著提高土壤中水溶態Cd占比并降低有機硫化物態Cd和殘渣態Cd比例。鐵硅材料與BC700生物炭的組合鈍化劑能顯著降低土壤中水溶交換態Cd，并向穩定態轉化，顯著降低Cd生物有效性。鐵硅材料與BC350生物炭組合投加能顯著增強對As的專性吸附，降低土壤中非專性吸附態As比例，顯著降低As生物有效性。

（4）鐵硅材料-生物炭組合鈍化劑可有效緩解酸雨條件下或酸化的Cd、As復合污染農田土壤重金屬對作物的毒害作用，可保障中輕度污染農田土壤的蔬菜安全生產。