稻稈炭與巨菌草聯合對銅鎘污染土壤的修復

王璽洋，辛在軍，李曉暉，李亮，孫小艷，閔芳芳

（1.江西省科學院鄱陽湖研究中心，南昌 330096；2.江西省分析測試研究所，南昌 330029；3.江西省重金屬污染生態修復工程技術研究中心，南昌 330096）

20 世紀80 年代以來，快速的工業化和城市化對農用地土壤提出高強度需求的同時，也伴隨著工業廢棄物的排放，這使得土壤重金屬的污染風險和修復壓力與日俱增[1]。土壤重金屬污染不僅會造成農作物減產，破壞生態系統，還會通過植物富集轉移到人體，危及生命健康[1-2]。2014 年《全國土壤污染狀況調查公報》數據顯示[3]，我國多個區域耕地土壤和工礦業廢棄地土壤環境質量正在快速惡化，其中銅（Cu）、鎘（Cd）和鉛（Pb）等重金屬污染問題較為突出，嚴重制約著農用地土壤的可持續利用。因此，如何開展重金屬污染農田土壤修復至關重要。

植物修復技術作為一種新興的技術，主要通過自身生理特性對土壤重金屬進行吸收、富集，再經自身代謝活動，實現降低土壤重金屬的目的[4-6]。其治理土壤重金屬污染具有原位性、永久性、經濟性及后期處理簡易性等優點[4，7-8]，但也存在修復植物受重金屬毒害作用而難以生長或生長緩慢、修復周期較長、富集量小以及對土壤環境適應性較弱等缺點[4，9-10]，難以達到實際應用要求[11-13]。為此，通過添加化學材料輔助富集植物生長和進行化學-生物聯合修復以強化富集植物對重金屬的吸收成為重金屬污染土壤修復的重要路徑[7]。龍葵[14-15]、黑麥草[7]和巨菌草[4-5]是常用的大生物量Cu/Cd 富集或超富集植物，常與生石灰[4-5，7]、檸檬酸[14]、EDTA[15]或植物生長調節劑[16]等聯用。其中檸檬酸和EDTA 可改變土壤中Cd 的形態并促進其釋放，常用于強化Cd 污染土壤的植物修復[17]：如劉萍等[14]利用室內盆栽實驗將檸檬酸添加到Cd-Pb 復合污染土壤后，不僅促進了龍葵的生長，而且顯著增加了龍葵對Cd 的吸收；黎詩宏等[15]同時研究了檸檬酸和EDTA 對龍葵修復Cd 污染土壤的影響，結果發現，雖然添加檸檬酸和EDTA 可以提升龍葵的修復效率，但施加濃度過高時會對龍葵產生一定的毒害作用。于彩蓮等[16]通過盆栽實驗研究了復硝酚鈉、2，4-二氯苯氧乙酸和己酸二乙氨基乙醇酯3 種常用的植物生長調節劑對龍葵修復Cd 污染土壤的影響，結果顯示，后兩種生長劑可顯著促進植物生長，所有3種生長劑均顯著增加了龍葵地上部和地下部Cd的累積量。杜志敏等[7]利用石灰與黑麥草聯合修復Cu 污染土壤，發現施用石灰不僅增加了黑麥草的生物量，且增加了其對Cu 的吸收。徐磊等[4]通過田間小區實驗分別對比了金黃狗尾草、香根草、海州香薷、巨菌草4 種植物與石灰聯合對Cu-Cd 污染土壤的效果，結果表明，巨菌草憑借生物量優勢表現出更大的修復潛力。已有研究大都通過室內盆栽外源添加CdCl2或Cd（NO3）2的形式模擬污染土壤，且一般設計的污染程度較高[18-19]，并不符合實際污染土壤環境[20-21]；另外，長期大量添加生石灰、檸檬酸和EDTA 等化學材料會破壞土壤結構和土壤微生態[20，22]。水稻秸稈制成的稻稈生物炭（稻稈炭）是一種綠色、高效和新型的生物源土壤改良劑[23-25]，其在農田施用不僅可以提高土壤肥力、改善土壤結構[26]，還具有良好的土壤重金屬鈍化效果[27-28]，不僅克服了其他化學材料在農田土壤中施用的缺點，還可以減輕重金屬對植物生長的毒害。因此，稻稈炭與巨菌草聯合將是一種經濟、高效和可持續的重金屬污染農田修復技術，但是該聯合修復技術，特別是在田間條件下的修復效果和修復潛力還需要進一步研究和明確。

本研究以某冶煉廠周邊農田Cu-Cd 污染土壤為研究區，通過對試驗小區施用不同量的稻稈炭，來研究施加稻稈炭對巨菌草生長狀況、土壤重金屬含量與生物有效性以及植物各組織吸收重金屬的影響，進而通過計算其富集系數和地上部絕對富集量的變化來評價其修復潛力，為生物炭-巨菌草聯合修復技術體系的建立提供理論和數據支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

試驗區位于我國南方某大型Cu 冶煉廠周邊農田，土壤主要污染物為Cu和Cd，以《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）為參照標準，采用單因子指數法進行評價，得到PCu=14.70、PCd=1.83，該地區農用地土壤同時存在高風險Cu 和低風險Cd 污染。同時，該地區為我國南方典型紅壤區，酸雨沉降、土壤酸化較為嚴重，大范圍農田土壤難以正常生長農作物，部分區域幾乎無植物可以生長并已出現沙化現象[4]。土壤質地為砂質壤土。試驗小區土壤基本理化性質，見表1。

1.2 供試材料

稻稈炭購自湖北金日生態能源股份有限公司。稻稈炭pH按照炭∶水=1∶20攪拌均勻后，采用復合pH電極測定，pH為9.91；稻稈炭樣品C、H、O元素的質量分數采用Vario MICRO 型元素分析儀進行測定，分別為80.8%、1.05%和11.9%；稻稈炭樣品經HF-HNO3-HClO4三酸消解后經ICP-MS測定，其總Cd和總Cu含量均低于檢測限。

巨菌草（Pennisetum sinese）幼苗（多年生草本植物）購于當地村民。

1.3 試驗設計

2019年3月中旬開始培苗，對試驗小區進行土地平整，開溝起壟。本試驗共設計5個處理，各處理3次重復，共15 個小區，隨機區組排列，每個小區面積為5 m×6 m，各個小區以寬20 cm、深30 cm 的排水溝隔開，防止各小區之間相互影響。于2019 年5 月初，按照表2 設置的田間施用量在污染農田土壤表面均勻施撒稻稈炭，耕翻入土混勻，間隔3 d后施用一次尿素作為基肥，用量為450 kg·hm-2。篩選長勢一致（20～30 cm）的巨菌草苗移至試驗小區，按照株距0.5 m、行距0.5 m，每小區120 株的密度進行種植，期間進行除草和澆水日常管理；在2019 年8 月下雨后按照450 kg·hm-2的用量追施一次尿素。

1.4 研究方法

于2019 年12 月初（植株漸干）開始采收巨菌草，其中植物樣品的采集方法為每處理小區隨機取5 株巨菌草，每處理采集15 株，分根部和地上部裝于尼龍網袋中。將每處理小區采集的巨菌草的根、莖、葉取適量按不同組織混合作為該處理小區的一個植物組織樣，剪刀分段，用清水洗凈，裝于牛皮紙內，放入烘箱經105 ℃殺青1 h，75 ℃烘至恒質量，用打粉機破碎，備用。土壤樣品取自巨菌草株間0～17 cm 表層土壤，每處理小區分不同位置5 點混合，得到一個混合樣，然后采用四分法取適量帶回室內，經風干、過篩后備用。

各處理采集的巨菌草株高直接用卷尺測量。地上部總生物量用尼龍網袋裝好放于電子天平稱量，然后將莖組織和葉片分裝于尼龍網袋測其鮮質量，并取部分莖和葉組織由烘干法測其含水量，經水分換算系數（莖為8.1%、葉為5.2%）獲得各處理植株莖和葉片的干質量。

土壤理化性質測定參照《土壤農業化學分析方法》[29]。土壤有機質采用重鉻酸鉀（濃硫酸）氧化-外加熱法測定；土壤pH采用1∶2.5土水比-電位法測定；土壤全氮采用半微量開氏法測定；土壤全磷采用HFHClO4-HNO3消煮-鉬銻抗比色法測定；土壤速效磷采用HCl-NH4F 浸提-鉬銻抗比色法測定。土壤樣品中全量Cu和Cd測定[27]采用HF-HNO3-HClO4三酸消解，再分別于石墨爐-原子吸收光譜儀測定Cu 和電感耦合等離子體發射光譜儀測定Cd；土壤有效態Cu和Cd含量測定采用0.01 mol·L-1CaCl2溶液提取，再分別于石墨爐-原子吸收光譜儀測定Cu 和電感耦合等離子體發射光譜儀測定Cd；植物樣品Cu 和Cd 含量[30]經HNO3-H2O2消解后于電感耦合等離子體發射光譜儀進行測定。整個測試過程采用平行雙樣測定，每20個樣品做一個平行雙樣，各元素測定結果的實驗室內相對標準偏差應＜35%；進行土壤全量Cu、Cd測定時，每批樣品采用GBW07405 和GBW07407 兩種標準物質做回收試驗，每批植物樣品采用GBW10010標準物質做回收試驗，以控制試驗精準度，其標準物質回收率均在85%～115%的允許誤差范圍內。

表1 試驗區土壤基本理化性質Table 1 Physicochemical properties of soil in the study area

表2 各處理小區稻稈炭施用量情況Table 2 Application amount of rice-straw biochar in the different treatment plots

1.5 數據處理與分析

利用Excel 2010和SPSS 18.0進行數據處理，利用OriginPro 8.5 專業繪圖軟件完成制圖。其中，植物組織的重金屬富集系數、地上部絕對富集量按下列公式計算：

富集系數=植物組織重金屬含量（mg·kg-1）/土壤重金屬含量（mg·kg-1）

植物地上部絕對富集量（g·hm-2）=植物莖重金屬含量（mg·kg-1）×莖干質量（kg·hm-2）×10-3+植物葉重金屬含量（mg·kg-1）×葉干質量（kg·hm-2）×10-3[4]

修復效率＝（修復前土壤全量Cd-修復后土壤全量Cd）/修復前土壤全量Cd×100%

修復邊際效率=修復效率（%）/鈍化劑成本

本研究中修復邊際效率定義為單位價格鈍化劑（不含運輸與田間施用人工成本）對研究區污染農田土壤全量Cu 或全量Cd 的修復效率，本試驗中所用的稻稈生物炭每1 000 kg市場價格為100元。

2 結果與分析

2.1 稻稈炭施用對巨菌草生長的影響

經田間調查和統計（表3），施用稻稈炭可以明顯提高巨菌草在Cu-Cd污染土壤中的成活率，而不施加稻稈炭處理小區的巨菌草僅有10%成活，說明Cu、Cd污染土壤會嚴重抑制巨菌草的生長。與CK 相比，在一個生長季內，施用稻稈炭顯著增加了巨菌草地上部生物量和株高，且此兩項指標隨著稻稈炭施用量的增加均呈增加趨勢，最高增加幅度分別達289.4%和68.6%（圖1）。因此，對Cu-Cd污染土壤施加稻稈炭不僅可以促進巨菌草成活，而且可以顯著提高其生物量。

2.2 稻稈炭施用對土壤中Cu、Cd的影響

施用稻稈炭一個生長季后，各處理小區土壤Cu含量出現不同程度的差異（圖2）。相比于CK，BC1和BC2處理小區土壤全量Cu降低，BC3和BC4處理小區土壤全量Cu 含量增加，其中BC2 處理小區土壤全量Cu 降低達顯著水平。可能是因為不同用量稻稈炭處理下巨菌草對土壤Cu 的吸收程度存在差異，從而產生不同小區土壤全量Cu含量的差異。各處理小區土壤CaCl2提取態Cu（CaCl2-Cu）含量隨稻稈炭用量增加呈現減小趨勢，且BC3和BC4處理土壤中CaCl2-Cu含量降低達顯著水平（圖2）；此外，對比各處理小區土壤中CaCl2-Cu占全量Cu的百分比發現（表4），CaCl2-Cu所占比例隨稻稈炭施用量的增加而下降，施加稻稈炭處理小于CK處理，且CK與BC4處理間差異達顯著水平。可見，稻稈炭施用對研究區土壤Cu產生了鈍化作用，使其從生物有效態向穩定態轉變，且該效果隨稻稈炭用量增加而加強。

表3 不同稻稈炭處理下巨菌草的成活率Table 3 The survival condition of Pennisetum sinese in the different treatment plots

與土壤Cu 不同，各處理小區土壤中全量Cd 和CaCl2提取態Cd（CaCl2-Cd）含量均顯著低于CK 處理，其中土壤中CaCl2-Cd 含量隨稻稈炭施用量增加而降低（圖3），并且經稻稈炭處理后的土壤Cd含量均低于我國農用地土壤污染風險篩選值0.3 mg·kg-1（pH≤5.5）。各處理小區土壤CaCl2-Cd 占土壤全量Cd 的百分比與CK 相比也不同程度減小，其中BC2、BC3 和BC4與CK處理差異達顯著水平（表4）。由此可見，稻稈炭處理不僅通過鈍化作用降低了土壤有效態Cd的比例，而且很可能通過促進巨菌草對土壤Cd 的吸收而降低土壤中的Cd。

2.3 稻稈炭施用對巨菌草富集Cu、Cd的影響

不同用量稻稈炭施入土壤后巨菌草各組織的Cu含量如圖4 所示。與CK 相比，施用稻稈炭處理的巨菌草根和莖組織Cu 含量均存在不同程度降低，其中BC1 處理的巨菌草根組織 Cu 含量和 BC2、BC3、BC4處理的莖組織Cu含量與CK 處理差異達顯著水平；而經稻稈炭處理下的巨菌草葉組織Cu 含量與CK 相比無顯著變化。說明，施用稻稈炭主要對巨菌草莖組織的Cu 吸收產生影響，降低了其對土壤Cu 的吸收，而對巨菌草葉組織Cu吸收基本無影響。

表4 稻稈炭與巨菌草聯合對土壤中CaCl2-Cu和CaCl2-Cd百分比的影響Table 4 Effect of the combination of rice-straw biochar and Pennisetum sinese on the percentage of CaCl2extractable Cu（Cd）in the total Cu（Cd）in soil

不同用量稻稈炭處理對巨菌草各組織吸收Cd的影響如圖5 所示。與CK 相比，施用稻稈炭均顯著提高了巨菌草根、莖和葉組織中的Cd 含量，且根、莖和葉組織Cd 含量增幅均在BC1 處理下達到最大，分別增加了60.75%、230.31%和83.34%；雖然莖組織Cd含量低于根和葉組織，但從平均增幅來看，稻稈炭各處理下巨菌草組織中Cd增幅均表現為莖＞葉＞根。由此可知，稻稈炭施用促進了巨菌草各組織對土壤Cd 的吸收和富集，尤其是加強了莖組織對Cd的吸收，并于BC1處理下作用效果最明顯。

與CK 相比，各處理小區巨菌草根和莖對土壤Cu的富集系數出現不同程度的減小，其最大降幅分別達51.30%（BC1）和57.28%（BC2），而葉對Cu 的富集系數無顯著變化，各處理下巨菌草各組織對Cu 的富集系數都小于1，表現為根＞葉＞莖。而施加稻稈炭均明顯增加了巨菌草根、莖和葉對土壤Cd的富集系數，各組織對Cd的富集系數均大于1，達到超富集植物的富集水平，富集系數大小依次為葉＞根＞莖；BC1 處理下的各組織Cd富集系數均最高，根、莖和葉增幅分別達60.89%、229.80%和83.34%（表5）。

經公式計算得到各處理小區巨菌草地上部對Cu和Cd 的絕對富集量（表6）。施用稻稈炭不僅顯著增加了巨菌草地上部生物量，也顯著提升了巨菌草地上部對Cu 和Cd 的絕對富集量，但施加稻稈炭各處理間無顯著差異，其中巨菌草地上部對Cu 的絕對富集量最大達3 741.04 g·hm-2，增幅達319.98%（BC2），對Cd絕對富集量最大達167.81 g·hm-2，增幅達111.23%（BC1）。盡管稻稈炭施用降低了巨菌草對Cu的吸收，但憑借生物量的提高，仍顯著提升了地上部Cu的絕對富集量；此外，由稻稈炭對土壤Cu、Cd修復邊際效率計算結果可知，BC1 處理下的土壤Cu 和Cd 修復邊際效率均為最高。因此，綜合地上部重金屬絕對富集量和鈍化劑修復邊際效率考慮，5 000 kg·hm-2（BC1）稻稈炭施用量作為巨菌草修復大面積Cu-Cd 污染土壤更高效，且成本更低。

3 討論

生物炭對土壤重金屬離子（Cu2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+等）具有良好的吸附固定作用，其鈍化機理主要包括：靜電吸附作用、離子交換作用、沉淀作用和有機絡合作用4 種[31]。其中，秸稈生物炭固定Cu2+的主要方式體現為羧基和酚羥基官能團與Cu2+的絡合作用，其次為生物炭表面負電荷對Cu2+的靜電吸附作用[32]。通過生物炭的吸附固定，可明顯降低土壤中重金屬的移動性和生物有效性，減少對植物生長的毒害[31]。

多數研究表明[4，31，33]，巨菌草具有較強的 Cd 耐性和富集能力，是一種較好的Cd 污染土壤修復植物，可以在Cd 含量達到20 mg·kg-1的土壤中正常生長而生物量不發生明顯變化；但在高濃度Cu 污染土壤中，由于Cu2+對植物根部細胞結構、生理生化代謝的破壞以及對土壤微生物活性的抑制，使得大多數植物難以存活[7，34-35]。試驗區土壤屬于重度Cu 和低度Cd 復合污染，土壤pH 常年小于5.5，為酸性紅壤，重金屬離子活性較高，對巨菌草這種大生物量植物的正常生長增加了環境障礙。本研究利用稻稈炭鈍化土壤Cu 和Cd 以減弱重金屬對巨菌草的毒害，維持巨菌草生長，進而保障其對土壤重金屬的吸收。田間試驗同樣證明了施加稻稈炭的小區巨菌草長勢良好，且其生物量隨稻稈炭施用量增加而增大（表3 和圖1）。

表5 施用稻稈炭對巨菌草各組織Cu、Cd富集系數的影響Table 5 Effect of rice-straw biochar application on the bioconcentration factors of Cu and Cd in Pennisetum sinese tissues

表6 不同用量稻稈炭對巨菌草地上部Cu、Cd絕對富集量和修復邊際效率的影響Table 6 Effects of different application amounts of rice-straw biochar on the absolute enrichment of Cu and Cd in the Pennisetum sinese shoot and their marginal efficiency of remediation

整體上，稻稈炭施用對各處理小區土壤全量Cu影響較小，但土壤中CaCl2-Cu 的含量及其占土壤全量Cu 比例降低，特別是在高量稻稈炭處理下降幅達顯著水平（圖2 和表4），說明施用稻稈炭對土壤Cu2+產生了鈍化作用，將土壤有效態Cu轉變為穩定態，并且這種作用效果在高用量條件下得到較好實現。而稻稈炭處理小區土壤中不僅全量Cd和CaCl2-Cd含量相比于CK顯著降低，且土壤中CaCl2-Cd占全量Cd的比例也顯著降低，其中土壤CaCl2-Cd 含量隨稻稈炭施用量增加而逐漸降低（圖3 和表4）。由此說明，稻稈炭與巨菌草聯合修復對研究區復合污染土壤中Cu和Cd 的影響具有一定的劑量效應，且對土壤Cd 的含量和形態影響較大。

施加稻稈炭導致巨菌草根部和莖部對土壤Cu的吸收量減小，進而產生其對Cu 富集系數的降低（圖4和表5）；而稻稈炭處理下巨菌草根、莖、葉對土壤Cd的吸收及其富集系數明顯增加，并于BC1處理增幅達到最大，其中莖增幅大于根和葉（圖5 和表5）。雖然施用稻稈炭一定程度上固定了土壤中的有效態Cu，維持了巨菌草的生長，但也同時減小了植物組織對Cu 的吸收。然而，稻稈炭的施用促進了巨菌草各組織對Cd 的富集，這很可能是由于Cd 脅迫，巨菌草體內谷胱甘肽合成酶的活性增強，產生大量植物螯合肽（PCs）的合成前體GSH，PCs 上的巰基（—SH）與Cd 螯合形成無毒的化合物；GSH還可以直接清除細胞內的活性氧，此過程可有效減輕Cd 對巨菌草的毒害[33]，從而表現出較強的Cd耐性和Cd富集能力。

盡管施用稻稈炭通過鈍化作用降低了土壤中有效態Cu 和有效態Cd 的含量，但顯著提高了巨菌草的地上生物量并促進了巨菌草對土壤Cd 的吸收，進而間接提升了巨菌草對土壤Cu、Cd 的絕對富集量（表6）。在同一污染區的不同地塊，徐磊等[4]探索了生石灰分別與4 種富集植物聯合修復重金屬污染土壤的效果，結果顯示，其對Cu、Cd 的絕對富集量分別為3 781 g·hm-2和28.8 g·hm-2（巨菌草）、2 706 g·hm-2和27.3 g·hm-2（海州香薷）、1 261 g·hm-2和5.1 g·hm-2（香根草）、247 g·hm-2和1.72 g·hm-2（金黃狗尾草）。杜志敏等[7]研究的生石灰與黑麥草聯合修復技術對土壤Cu 的絕對富集量為179 g·hm-2（按最大Cu 吸收量處理計算）。對比可知，生石灰處理除了與巨菌草、海州香薷聯合修復對Cu的絕對富集量與本研究結果接近外，其他幾種植物與生石灰的聯合修復對Cu、Cd的絕對富集量遠低于稻稈炭與巨菌草聯合修復技術。另外，長期大量施用石灰會造成土壤板結甚至復酸化[34]，不利于農用地土壤的整體健康和可持續利用；相反，多數研究認為[25-28，36-37]，施用生物炭不僅可以提高土壤肥力、吸附和固定重金屬，還可以提高作物產量。此外，鈍化劑成本核算結果顯示，本研究中修復邊際效率最高的BC1 稻稈炭用量成本僅為500 元，也遠低于同等規模污染農田所需生石灰（按徐磊等[4]的研究報道，土壤質量按2 250 000 kg·hm-2計算，需要石灰4 725 kg）的成本（9 450 元）。雖然目前我國尚未發布污染農田修復標準，但在重金屬污染農田的修復技術示范和大面積推廣應用中，高效率、低成本和不破壞土壤性質成為修復實踐的主要目標[37]。因此，本研究中稻稈炭與巨菌草聯用不僅提高了植物對Cu、Cd的富集水平，還體現了更大的農田污染土壤修復潛力和優勢。

4 結論

（1）施加稻稈生物炭可以促進巨菌草在Cu-Cd污染土壤中存活，并顯著提高其地上部生物量。

（2）稻稈炭在固化土壤Cu、Cd 的過程中，一定程度上抑制了巨菌草對Cu 的吸收和富集，但促進了巨菌草對Cd的吸收和富集。

（3）與施用石灰相比，稻稈炭與巨菌草聯合修復對Cu-Cd污染土壤具有更大的修復潛力和優勢，其高效率、低成本的稻稈炭田間施用量為5 000 kg·hm-2。