化學修復劑對污染土壤中鋅、鉛、鎘形態及其生物有效性的影響

王春雨， 羅少輝，， 段 杰， 張志春， 盛海彥

(1.青海大學農牧學院，青海西寧 810016； 2.青海省氣象災害防御技術中心，青海西寧 810001)

土壤是人類賴以生存和發展的基礎，隨著現代農業的飛速發展，為追求高產而大量使用化肥、農藥使土壤污染問題日趨嚴重。此外，工業生產、交通運輸等人類活動也加劇了土壤污染的進程[1]。由于重金屬的富集性，土壤重金屬污染物可以通過食物鏈進入人體，進而在體內不斷積累，對人類健康和食品安全造成威脅[2]。有研究表明，我國耕地重金屬污染面積約占耕地總量的1/6，在Cd、Ni、Hg、As、Pb、Zn、Cr、Cu這8種土壤重金屬元素中，Cd污染概率為25.20%，遠超過其他幾種土壤重金屬元素[3]。由此可見，我國的土壤修復問題迫在眉睫。

重金屬在土壤中的各種形態會影響其毒性[4]。影響植物吸收重金屬的因素是土壤中有效態重金屬含量，而不是土壤重金屬含量[5]。因此可以通過調節重金屬在土壤中的存在形態來控制土壤重金屬生物可利用性，以此減少植物對重金屬的累積，進而減少通過食物鏈進入人體的重金屬量，并且達到修復重金屬污染土壤的目的[6-8]。因此研究土壤中重金屬的形態及形態間的轉化對重金屬的環境效應及重金屬污染土壤的治理修復具有重要意義。

化學固定是通過加入土壤改良劑改變土壤的物理、化學性質，影響其對重金屬的吸附、沉淀或共沉淀作用，改變重金屬在土壤中的存在狀態，從而降低重金屬生物有效性和遷移性[9]。根據改良劑的性質可以將改良劑分為無機和有機2種。其中無機改良劑主要包括石灰、CaCO3、粉煤灰等堿性物質，羥基磷灰石、磷礦粉、磷酸氫鈣等磷酸鹽以及天然、天然改性或人工合成的沸石、膨潤土等礦物。有機改良劑包括農家肥、綠肥、草炭等有機肥料。石灰等堿性物質改良劑主要是通過調節土壤的pH值，改變土壤中的可變電荷從而增強土壤對重金屬離子的吸附，或者形成碳酸鹽沉淀，使土壤中有效態重金屬含量降低[10-12]。例如Lombi等用石灰處理污染土后，發現土壤中可交換態的Zn和Cd顯著降低[13]。有機質改良劑主要通過腐殖酸中胡敏酸、胡敏素等與土壤中的重金屬離子生成難溶絡合物質，從而降低有效態重金屬含量。例如豬廄肥分解過程中能夠形成還原性鐵、錳，并與有機質形成低價鐵、錳絡合物，從而使鐵錳氧化物態Cd、Zn含量降低[11]。

研究證實一些礦物和工業副產物，如生石灰、磷酸鹽及其礦物、鋁硅酸鹽、鐵錳氧化物、沸石、污泥、堆肥等可以有效地固定土壤中的Pb、Cd、Cr、Cu、Zn等重金屬[14-20]。Pb、Hg、Cd、Cr等有害元素可以被沸石有效吸附[21]。國內外已有較多報道提到可用骨炭去除飲用水中的氟化物[22]，利用骨炭修復重金屬污染已成為近年來的熱點。磷礦粉可以降低Cu、Zn、Pb、Cd等重金屬含量[14，23-24]。活性炭已廣泛應用于水體有機、無機污染物去除。

本試驗是在污染土樣中添加化學修復劑培養，用改進的BCR分級提取法測定Pb、Zn、Cd形態[BCR分級提取4種提取態：酸溶態(B1)、還原態(B2)、氧化態(B3)、殘渣態(B4)])；然后種植油菜，以研究添加活性炭、骨炭、磷礦粉和自配修復劑對重金屬復合污染土壤中Pb、Zn、Cd化學形態和生物有效性的影響，評價改良劑對Pb、Zn、Cd復合污染土的修復效果，為化學修復劑對污染土的改良提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于36°32′02″～36°35′39″N，101°30′42″～101°32′25″E 內，海拔2 576～2 846 m，近30年年平均氣溫4.3～11 ℃，晝夜溫差大，屬于半干旱內陸高原氣候。年平均降水量364～582 mm，年積雪日數33.8 d，年平均日照時數 2 570 h。該區以鉛、鋅、鋁等有色金屬和鎳、銦、金、銀等貴重金屬加工為主，是青海重要的有色金屬冶煉區。

1.2 試驗材料

土樣采集自研究區周邊土壤，經過自然風干、過0.5 mm篩，然后測定土壤基本性質。土壤pH值通過pH計(水土比為1.0 ∶2.5)測定[24]，為7.82。土壤Pb、Zn、Cd含量通過HCl-HNO3-HClO4消煮，ICP-OES(OPTIMA 2000，Perkin-Elmer Co.USA)測定。

1.3 試驗方法

1.3.1 化學改良劑對土壤重金屬化學形態的影響 設置6個不同處理：未添加化學修復劑(CK)、2%骨炭(A)、2%活性炭(B)、2%磷礦粉(C)、2%改良劑Ⅰ(D)和2%改良劑Ⅱ(E)。各處理下土壤的基本性質見表1。每個處理3次重復。土壤培養容器為1 500 mL塑料盆，每盆置入1 000 g土，按照試驗設計比例稱取相應化學修復劑各20 g到土壤中，混合勻均，于20～22 ℃、濕度65%下恒溫恒濕培養；1個月后，從盆中取樣進行BCR分級提取，測定Pb、Zn、Cd 4種形態含量。

表1 各處理下土壤的基本性質

注：pH值和3種重金屬含量在加入修復劑之后進行測定。

1.3.2 生物有效性測定 于已取土樣的塑料盆種植甘藍型春油菜(青雜9號)，每盆植入2株，在戶外栽培50 d；收獲植株，測定植株吸收的Pb、Zn、Cd含量，以評價5種化學改良劑對Pb、Zn、Cd的生物有效性。

1.3.3 重金屬的分級提取 采用改進的BCR三步法[25]分析土壤中不同化學形態的Pb、Zn、Cd含量。

1.3.4 生物有效性測定 在加了修復劑的土壤中播下甘藍型油菜，每盆播7粒種子。然后到油菜長出2張葉子時，進行間苗(每盆剩2株)，定植50 d后收獲整株。油菜植株樣品取回后，先用自來水清洗15 min，然后用去離子水沖洗3次，在24 h內用烘箱105 ℃左右殺青30 min，低溫(70 ℃)烘干洗凈，室溫風干，最后用瑪瑙研缽研成粉末狀待用。取上述研磨植株樣品0.25 g(精確到0.000 1 g)于聚四氟乙烯消煮管中，加5 mL硝酸、2 mL過氧化氫(優級純)，搖勻。置于CEM微波消煮儀中1 h后取出，轉移并定容于25 mL比色管中。靜置，過濾，最后在電感耦合等離子體質譜(inductively coupled plasma mass spectrometry，簡稱ICP-MS)上測定。

1.4 統計分析

對原始數據進行標準化處理，用Excel、DPS進行方差分析。

2 結果與分析

2.1 不同化學修復劑對土壤Zn、Pb、Cd的影響

2.1.1 不同化學修復劑對污染土壤Zn形態的影響 各處理培養1個月后，利用BCR分級提取測定重金屬Zn的4種形態(B1、B2、B3和B4)。由圖1可知，研究區土壤B1態鋅含量最高，含量為40.41%；其次為B2態，含量為34.09%；B4態含量為20.2%，B3態最少，含量為5.31%。與對照相比，添加化學修復劑B、E后，B1態鋅含量顯著降低，并且與對照相差異顯著；各處理的B2態鋅含量與對照差異不顯著；對于B3態鋅含量，A、B處理與對照相差異不顯著，而C、D、E處理與對照相比顯著降低；對于B4態鋅含量，B、C、E處理與對照相比顯著升高。

綜上所述，處理E(2%改良劑Ⅱ，一定比例的沸石)可以顯著降低B1態(水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態)和B3態(有機物與硫化物結合態)鋅含量，并且提高B4態(殘渣態)鋅含量。這可能是因為沸石具有孔道結構，有良好的過濾和離子交換性能，對重金屬元素具有很強的吸附能力，從而能夠提高殘渣態含量，降低水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態含量。處理B(活性炭)可以顯著降低B1態鋅含量，提高B4態鋅含量，這與活性炭的吸附作用有關。因此，改良劑(Ⅱ)E和化學修復劑B(活性炭)可以有效地降低B1態鋅含量，是一種較好的化學修復劑。

2.1.2 不同化學修復劑對污染土壤Pb形態的影響 將各處理加入化學修復劑培養1個月后，利用BCR分級提取測定重金屬Pb的4種形態(B1、B2、B3和B4)。由圖2可知，各處理下研究區土壤B2態鉛含量最高，為76.01%；其次為B1態鉛含量，為16.3%；再次，B4態鉛含量為4.39%；B3態鉛含量最少，為 3.3%。與對照相比，B、C、D、E處理的土壤B1、B2態鉛含量顯著降低；B3態鉛含量都高于對照，其中C、E處理與對照相差異顯著；B4態鉛含量都高于對照，且差異顯著。這說明化學修復劑B(活性炭)可以顯著降低B1態、B2態鉛含量，提高B4態鉛含量。這可能是由于重金屬離子在活性炭表面可發生離子交換反應、重金屬離子與活性炭表面的含氧官能團發生化學吸附、重金屬離子在活性炭表面沉積而發生物理吸附。離子交換和化學吸附可以降低B1態、B2態鉛含量，物理吸附可能增加B4態鉛含量。化學修復劑C(磷礦粉)可以顯著降低B1態(水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態)和B2態(鐵-錳氧化物結合態)鉛含量，提高B3態(有機物與硫化物結合態)和B4態(殘渣態)鉛含量。磷礦粉中的磷酸根能誘導重金屬吸附、重金屬形成沉淀、礦物表面吸附重金屬。改良劑(Ⅱ)E含有一定比例的沸石，也能夠降低B1態的含量，其原理與磷礦粉類似。綜上所述，2%改良劑Ⅰ(D)和2%改良劑Ⅱ(E)可以顯著降低B1態鉛含量，從而降低其生物有效性。

2.1.3 不同化學修復劑對污染土壤Cd形態的影響 各處理土壤培養1個月后，利用BCR分級提取測定重金屬Cd的4種形態(B1、B2、B3和B4)。從圖3可知，研究區污染土壤B1態鎘含量最高，為47.7%；其次為B4態鎘，含量為28.4%，B2態鎘含量為13.9%，B3態鎘最少，為10.0%。對于研究區土壤B1態鎘含量，A、C、E處理與對照相比顯著降低，B處理顯著升高；各處理的B2態鎘含量與對照差異不顯著；A、C、D、E處理的B3態鎘含量顯著高于對照；各處理的B4態鎘含量均高于對照，其中A、C、D、E處理與對照差異顯著。

綜上所述，添加化學修復劑骨炭、磷礦粉及改良劑Ⅱ(一定比例的沸石)可以顯著降低水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態(B1態)鋅含量，其原理與添加天然斜發沸石的土壤對Cd固定能力明顯增強一致[26]。與Cu、Zn、Pb不同，Cd在土壤中主要以可交換態形態存在，其含量約為全量的50%，殘渣態含量不高，徐明崗等研究也顯示污染土壤中鎘形態主要以植物可吸收利用的交換態存在，而有機態和殘渣態占比較小[27]。

綜上所述，添加化學修復劑骨炭、磷礦粉及改良劑Ⅱ(一定比例的沸石)可以顯著降低水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態(B1態)鎘含量。

2.2 不同化學修復劑處理對土壤Zn、Pb、Cd生物有效性的影響

栽種植物是評估原位修復效果最有效的方法。固定修復后土壤重金屬毒性的變化可以通過植物組織中重金屬濃度的變化及植物生物量和質量體現。大多數金屬離子通過與外源物質結合，從而被固定在外源物質結構中，外源物質極大地限制了重金屬離子在土壤中的遷移和被植物吸收的量。選擇合適的植物對處理后污染點進行修復效果評估，能更好地研究重金屬離子在土壤-植物系統中的相關行為。選擇對金屬毒性非常敏感或可富集重金屬的植物，更能準確反映污染脅迫下植物生理響應。不同處理的土壤種植甘藍型油菜后，用ICP-MS測定油菜植株中Zn、Pb、Cd的含量(表2)。

表2 重金屬污染土壤添加不同化學修復劑后油菜中Zn、Pb、Cd的含量 mg/kg

注：同列數據后不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)。

從表2可以看出，與對照相比，B、E處理的油菜植株內鋅含量顯著降低，分別降低18.71%、22.40%。這可能是由于活性炭對重金屬具有吸附作用，減少了可被植物吸收的部分；沸石是堿金屬或堿土金屬的水化鋁硅酸鹽晶體，含有大量的三維晶體結構、很強的離子交換能力及獨特的分子結構，從而通過離子交換吸附和專性吸附降低土壤中重金屬有效性。化學修復劑活性炭和改良劑(Ⅱ)能有效地降低油菜中Zn的含量。Nissen等發現添加0.5%、1.0%的沸石在90 d內可顯著降低污泥中可交換態鋅及重金屬向黑麥草的遷移[28]。綜上所述，B、E處理都能夠減小Zn的生物有效性，而E的效果更佳。

與對照相比，不同處理的油菜植株中Pb的含量都有所降低，且除A處理外差異顯著，B、C、D、E處理分別降低了11.35%、21.28%、19.15%、21.99%；處理C、E與對照差異顯著，說明處理B、C、D、E能降低Pb的生物有效性，且處理C、E效果更好。綜上所述，化學修復劑活性炭、磷礦粉、改良劑(Ⅰ)和改良劑(Ⅱ)均能降低Pb的生物有效性，且改良劑(Ⅰ)和改良劑(Ⅱ)的效果顯著。

與對照相比，處理E油菜植株內Cd含量顯著降低，說明Cd的生物有效性降低了；處理B油菜植株內Cd含量比對照顯著升高，說明添加化學修復劑B能提高Cd的生物有效性。因此，改良劑Ⅱ(E)能顯著降低油菜植株中Cd的含量。

3 結論

研究區污染土壤水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態鎘含量最高，為47.7%；其次為殘渣態鎘，含量為28.4%，鐵-錳氧化物結合態鎘含量為13.9%，有機物與硫化物結合態鎘含量最少，為10.0%。土壤鉛以鐵-錳氧化物結合態含量最高，為76.01%，其次為水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態，含量為16.3%，殘渣態含量為4.39%，有機物與硫化物結合態含量最少，為3.3%。土壤水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態鋅含量最高，為40.41%，其次是鐵-錳氧化物結合態，含量為34.09%，殘渣態鋅含量為20.2%，有機物與硫化物結合態最少，含量為5.31%。

施用2%改良劑Ⅱ的處理可以顯著降低污染土壤中水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態Zn、Pb、Cd含量，而2%活性炭的處理可以降低污染土壤中水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態Zn、Pb的含量，2%骨炭和2%磷礦粉處理均可以降低水溶態、可交換態與碳酸鹽結合態Cd含量。

添加2%改良劑Ⅱ的處理植株中Zn、Pb和Cd的含量顯著降低，2%活性炭的處理植株中Zn、Pb含量顯著降低，2%磷礦粉和2%改良劑Ⅰ處理植株中Pb的含量顯著降低。