生物炭對鉛礦區(qū)污染土壤修復效果的穩(wěn)定性研究

楊凱，王營營，丁愛中

（北京師范大學水科學研究院，北京 100875）

我國鉛鋅礦產(chǎn)資源豐富，隨著鉛鋅礦開采的高速發(fā)展，鉛鋅礦山開采區(qū)及周邊土壤Pb污染日益加劇。礦區(qū)Pb 污染不僅對周邊地區(qū)植物的生長產(chǎn)生影響，還會對當?shù)厮h(huán)境造成威脅，危害人畜健康。礦區(qū)附近兒童血鉛超標事故頻發(fā)引發(fā)社會的強烈關(guān)注[1?2]。因此，開展鉛礦區(qū)土壤污染治理技術(shù)研究勢在必行。

化學鈍化修復是一種常見的有色礦山土地污染治理與修復技術(shù)[3?5]，即通過向污染土壤中添加鈍化劑，使重金屬由活性形態(tài)向穩(wěn)定化形態(tài)轉(zhuǎn)化，以降低其遷移性和生物可利用性，從而減輕重金屬的環(huán)境風險和毒害作用。生物炭因為具有多孔、比表面積大且富含多種表面官能團和礦物組分等特性，對重金屬的吸附能力較強，已經(jīng)成為一種重要的土壤重金屬化學鈍化材料[6]。生物炭施入土壤后在非生物和生物作用下會發(fā)生老化，導致其自身特性[如堿性、陽離子交換量（CEC）、含氧官能團種類和數(shù)量、礦物組分、微觀結(jié)構(gòu)等]發(fā)生變化，從而影響生物炭鈍化重金屬的穩(wěn)定性[7?11]。有關(guān)老化作用對生物炭吸附固持重金屬性能的影響研究已經(jīng)成為近年來環(huán)境領(lǐng)域的研究熱點。

土壤修復目標應(yīng)是土壤健康，即在降低土壤中污染物環(huán)境風險的同時，不對土壤環(huán)境質(zhì)量造成不利的影響。由于土壤酶對重金屬污染和環(huán)境條件變化（如土壤pH 值和通透性、營養(yǎng)元素有效性以及水熱脅迫等）響應(yīng)敏感[12?13]，土壤酶活性可以作為評價重金屬污染土壤經(jīng)鈍化修復后土壤質(zhì)量的重要生物指標之一。

本研究采集了山西省某鉛礦區(qū)表層土壤，采用干濕交替和凍融循環(huán)2 種人工加速老化技術(shù)手段模擬生物炭施入土壤后自然老化過程，對比短期恒溫恒濕土培試驗結(jié)果，考察2 種不同原料生物炭對污染土壤中Pb 的鈍化效果以及土壤酶活性的影響，為生物炭鈍化修復鉛礦區(qū)污染土壤的穩(wěn)定性和修復后土壤質(zhì)量評價提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 供試生物炭

供試生物炭為南京智融聯(lián)科技有限公司生產(chǎn)的小麥秸稈生物炭和玉米秸稈生物炭（裂解溫度500 ℃，專利號：CN200920232191.9）。將生物炭機械粉碎，過35目篩后保存?zhèn)溆谩｛湺捝锾亢陀衩锥捝锾縫H值分別為9.74 和9.55，比表面積分別為4.28 m2·g?1和3.05 m2·g?1，吸附平均孔徑分別為15.60 nm 和20.38 nm，灰分含量分別為16.27%和26.16%。

1.1.2 供試土壤

供試土壤采自山西省某鉛礦區(qū)表層土壤（0～20 cm）。將土樣風干、研磨，過2 mm 篩后保存?zhèn)溆谩９┰囃寥纏H 值7.95，有機質(zhì)（OM）含量5.98 g·kg?1，CEC 13.33 cmol·kg?1，黏粒（＜0.002 mm）含量10.69%，粉粒（0.002～0.02 mm）含量19.79%，砂粒（0.02～2 mm）含量69.52%，總Pb 含量11 214 mg·kg?1，遠高于《土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 36600—2018）第二類用地風險篩選值800 mg·kg?1和管制值2 500 mg·kg?1。供試土壤中總Cd含量2.0 mg·kg?1、總Cu 含量1 227 mg·kg?1、Ni 含量39.4 mg·kg?1均低于土壤污染風險篩選值，總Cr 含量63.4 mg·kg?1和總Zn 含量318 mg·kg?1均低于北京市地方標準《場地土壤環(huán)境風險評價篩選值》（DB11/T 811—2011）工業(yè)/商服用地土壤篩選值。

1.2 生物炭微觀結(jié)構(gòu)與形態(tài)特征表征

用KBr 壓片法制樣，用Thermo Scientific NICO?LET iS10 傅立葉變換紅外（FTIR）光譜儀測定生物炭樣品的FTIR 光譜，測定條件：在4 000 cm?1到400 cm?1波長范圍內(nèi)以4 cm?1分辨率對每個樣品掃描64次。用OriginPro 9繪制FTIR光譜圖，分析樣品中的官能團。

對生物炭樣品進行噴金處理，用TESCAN S8000G 掃描電鏡（SEM）觀察生物炭樣品表面形貌，用該設(shè)備配備的能譜儀（EDS）測定特定大小區(qū)域生物炭樣品的主要元素組成。

1.3 生物炭飽和吸附Pb2+試驗

將麥稈生物炭和玉米稈生物炭按照1∶200 固液比分別加入濃度為5 mmol·L?1Pb（NO3）2溶液（pH=5，以0.01 mol·L?1NaNO3為背景；Pb2+初始溶度設(shè)定參考文獻[14?15]），室溫磁力攪拌24 h 后，過0.22 μm 濾膜。用PerkinElmer NexION 350D 電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP?MS）測定吸附后溶液中Pb2+濃度。生物炭對Pb2+的飽和吸附量計算公式為：

式中：Q為生物炭對Pb2+的飽和吸附量，mg·g?1；Ci為吸附原液中Pb2+濃度，mmol·L?1；M為Pb 的摩爾質(zhì)量，g·mol?1；Ce為吸附后溶液中Pb2+濃度，mg·L?1；V為吸附原液體積，L；m為生物炭質(zhì)量，g。

我與葉靄玲的關(guān)系變得疙里疙瘩的。她時不時地給我出道難題、怪題，讓我去解。例如，她母親提出了房子這樣宏大的主題，她不好意思也像她母親那樣高瞻遠矚，只好提一些較小的Topic（話題）——我們將來的新房里用什么牌子的電器？彩電、空調(diào)、電冰箱、洗衣機、脫排油煙機、老板牌櫥柜灶具……

1.4 老化試驗

將麥稈生物炭和玉米稈生物炭按照0（對照）和5%的質(zhì)量比分別與供試土壤充分混勻后，用去離子水調(diào)節(jié)土壤質(zhì)量含水量至20%。對對照（CK）、添加麥稈生物炭處理（標記為WS）和添加玉米稈生物炭處理（標記為CS）分別開展3種老化試驗，包括恒溫恒濕老化、干濕交替老化和凍融循環(huán)老化，其中干濕交替和凍融循環(huán)老化試驗中溫度、培養(yǎng)周期等主要參數(shù)設(shè)定參考文獻[16?17]。每個處理設(shè)置3個平行樣。

恒溫恒濕（CTM）老化：將樣品在25 ℃條件下培養(yǎng)30 d。培養(yǎng)期間用稱重法補加去離子水，保持恒定質(zhì)量含水量。培養(yǎng)結(jié)束后取樣，風干研磨后保存。

干濕交替（WDC）老化：將樣品在25 ℃條件下潮濕培養(yǎng)16 h，再60 ℃干燥8 h，對干燥樣品重新補加去離子水至初始質(zhì)量含水量，記為1 輪干濕交替，歷時24 h。30 輪（歷時30 d）干濕交替結(jié)束后取樣，風干研磨后保存。

凍融循環(huán)（FTC）老化：將樣品在?18 ℃條件下冷凍16 h，再25 ℃解凍8 h，記為1 輪凍融循環(huán)，歷時24 h。30 輪（歷時30 d）凍融循環(huán)結(jié)束后取樣，風干研磨后保存。

1.5 土壤理化性質(zhì)測定

土壤樣品中Pb 有效態(tài)濃度采用0.01 mol·L?1CaCl2溶液浸提法測定[18]，該方法提取的重金屬量與植物吸收的重金屬量具有較好的相關(guān)性[19]。土液比為1∶10，在25 ℃條件下250 r·min?1往復回旋振蕩2 h后，離心、過0.22 μm 濾膜，用ICP?MS 測定濾液中Pb濃度。

1.6 土壤酶活性測定

土壤蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶活性測定均參照關(guān)松蔭等[20]的方法。蔗糖酶活性以24 h后1 g土壤中還原糖毫克數(shù)表示，mg·g?1；脲酶活性以24 h 后1 g 土壤中NH3?N的微克數(shù)表示，μg·g?1；過氧化氫酶活性以24 h后1 g土壤分解H2O2的微摩爾數(shù)表示，μmol·g?1。

為了消除土壤中原有物質(zhì)對試驗結(jié)果造成的誤差，以上每種土樣酶活測定均做無土壤和無基質(zhì)對照。

用土壤酶綜合活性指標（GMea）評價生物炭鈍化修復后土壤質(zhì)量[21]，計算公式為：

式中：Inv為蔗糖酶活性；Ure為脲酶活性；Cat為過氧化氫酶活性。

1.7 數(shù)據(jù)處理

用SPSS Statistics 26 進行數(shù)據(jù)分析，處理間差異顯著性檢驗采用最小顯著差異（LSD）法。用Origin?Pro 9繪圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭微觀結(jié)構(gòu)與形態(tài)特征

生物炭的FTIR 光譜圖見圖1。譜峰位置與官能團的對應(yīng)關(guān)系參考植物生物質(zhì)制備的生物炭FTIR 表征代表文獻[22?23]。波數(shù)3 400 cm?1處的寬峰對應(yīng)酚羥基（—OH）；波數(shù)3 028～3 048、874、801 cm?1和757 cm?1處的峰對應(yīng)芳香族C—H；波數(shù)2 919 cm?1處的峰對應(yīng)脂肪族C—H；波數(shù)1 590 cm?1處的峰對應(yīng)芳香族C=C；波數(shù)1 090 cm?1處的峰對應(yīng)主要存在于纖維素和半纖維素主鏈上的C—O—C。此外，F(xiàn)TIR 光譜圖中脂肪族C—H 信號均比芳香族C—H 弱，這意味著2種生物炭均具有高度的芳香化。

生物炭的SEM 顯微照片見圖2（a）和圖2（b）。麥稈生物炭和玉米稈生物炭均具有整齊的條狀孔道結(jié)構(gòu)，而且麥稈生物炭的孔道結(jié)構(gòu)更加致密。這與麥稈生物炭較玉米稈生物炭具有更小的吸附平均孔徑相一致。相似地，安梅等[24]通過SEM 發(fā)現(xiàn)450 ℃缺氧條件下制備的玉米稈生物炭平均孔徑約為麥稈生物炭的3 倍。生物炭的EDS 圖譜見圖2（c）和圖2（d）。麥稈生物炭和玉米稈生物炭表面元素組成均以C 和O為主，并含有一定量的Si，以及K 和Cl。生物炭中的礦物質(zhì)主要來源于其原材料中的內(nèi)源礦物組分，這些組分在裂解過程中以灰分的形式保留在生物炭中[25]。植物基生物炭中的礦物組分以K以及Si為主，一般以SiO2或KCl 等形式存在[26]。2 種生物炭孔道結(jié)構(gòu)和元素組成的差異可能與玉米稈較麥稈含有更多的木質(zhì)素及纖維素有關(guān)[27]。

2.2 生物炭對Pb2+的飽和吸附量

由表1 可以看出，麥稈生物炭對Pb2+的飽和吸附量為玉米稈生物炭的1.9倍。生物炭含有豐富多樣的官能團（如羧基、酚羥基等），植物基生物炭通過表面含氧官能團與金屬離子絡(luò)合形成穩(wěn)定的金屬絡(luò)合物，是吸附Pb2+的主要作用機制[26]。本研究中麥稈生物炭較玉米稈生物炭具有更大的比表面積，為Pb2+提供了更多的吸附點位。

表1 麥稈生物炭和玉米稈生物炭飽和吸附前后溶液中Pb2+濃度及飽和吸附量Table 1 Concentrations of Pb2+in the solution before and after saturated adsorption by biochar and saturated adsorption amount

2.3 生物炭對土壤中Pb有效態(tài)含量的影響

由圖3 可以看出，恒溫恒濕條件下，與對照相比，添加麥稈生物炭處理和添加玉米稈生物炭處理Pb的有效態(tài)含量分別下降了26.3%和47.4%（P＜0.05）；干濕交替條件下，與對照相比，添加麥稈生物炭處理Pb的有效態(tài)含量增加了9.7%（P＜0.05），添加玉米稈生物炭處理Pb的有效態(tài)含量下降了16.1%（P＜0.05）；凍融循環(huán)條件下，與對照相比，添加麥稈生物炭處理和添加玉米稈生物炭處理Pb的有效態(tài)含量分別下降了35.0%和45.0%（P＜0.05）。

生物炭施入土壤后，直接或間接作用于土壤重金屬。一方面，生物炭通過靜電吸引、離子交換、絡(luò)合及沉淀等直接吸附土壤中重金屬離子；另一方面，生物炭通過提高土壤pH 值、CEC、礦物質(zhì)和OM 含量等使土壤中重金屬由活性向穩(wěn)定化形態(tài)轉(zhuǎn)化[6]。盡管麥稈生物炭對Pb2+的飽和吸附量高于玉米稈生物炭，但3 種老化條件下玉米稈生物炭對Pb 的鈍化效果均好于麥稈生物炭，這可能與玉米稈生物炭灰分含量較高（是麥稈生物炭的1.6倍）有關(guān)。生物炭的灰分主要為礦物質(zhì)元素形成的氧化物或無機鹽，既可以直接與土壤中重金屬離子形成難溶沉淀，也可以從生物炭釋放至土壤中，增加土壤對重金屬離子的吸附能力[6]。有報道干濕交替和凍融循環(huán)過程中生物炭會發(fā)生氧化[16?17]，使得生物炭表面含氧官能團種類及數(shù)量增加，從而為生物炭與重金屬離子之間提供更多的絡(luò)合位點。但干濕交替條件下添加麥稈生物炭導致處理中Pb 的有效態(tài)濃度小幅增加，這可能是因為麥稈生物炭灰分含量較低，礦物質(zhì)對其碳結(jié)構(gòu)的保護作用較弱[28]，干濕交替過程中麥稈生物炭的芳香族部分分解，以低分子量有機酸形式釋放C[8，17]，麥稈生物炭的降解對其吸附重金屬離子產(chǎn)生了抑制作用。

2.4 生物炭對土壤酶活性的影響

蔗糖酶能催化蔗糖水解成容易被植物和土壤微生物吸收利用的葡萄糖和果糖，對增加土壤中易溶性營養(yǎng)物質(zhì)起著重要的作用[20]，蔗糖酶活性反映了土壤C 循環(huán)強度。由圖4（a）～圖4（c）可以看出，恒溫恒濕和凍融循環(huán)條件下，與各自對照相比，添加麥稈生物炭處理蔗糖酶活性分別下降了20.6%和22.1%（P＜0.05），而玉米稈生物炭未明顯改變蔗糖酶活性（P＞0.05）；干濕交替條件下，2種生物炭均未明顯改變蔗糖酶活性（P＞0.05）。相同處理在不同老化條件下蔗糖酶活性的高低變化規(guī)律一致，即凍融循環(huán)＞恒溫恒濕＞干濕交替。

脲酶能酶促尿素水解生成NH3和CO2，為植物提供可利用的N 源[20]，對土壤N 礦化起著至關(guān)重要的作用，脲酶活性越高說明土壤中N循環(huán)效率越高。由圖4（d）～圖4（f）可以看出，恒溫恒濕條件下，與對照相比，添加麥稈生物炭處理脲酶活性下降了10.2%（P＜0.05）；干濕交替和凍融循環(huán)條件下，2 種生物炭均未明顯改變脲酶活性（P＞0.05）。相同處理在不同老化條件下脲酶活性的高低變化規(guī)律一致，即恒溫恒濕＞凍融循環(huán)＞干濕交替，其中干濕交替條件下各處理脲酶活性明顯下降。

過氧化氫酶能催化生物體新陳代謝過程中產(chǎn)生的H2O2的分解，防止其對生物體的毒害作用[20]。有報道過氧化氫酶可以改變變價重金屬離子的價態(tài)，降低其在環(huán)境中的毒性[29]。由圖4（g）～圖4（i）可以看出，恒溫恒濕、干濕交替和凍融循環(huán)3 種老化條件下，與各自對照相比，添加玉米稈生物炭處理過氧化氫酶活性分別下降了9.2%、28.8%和7.6%（P＜0.05），而麥稈生物炭未明顯改變過氧化氫酶活性（P＞0.05）。相同處理在恒溫恒濕和凍融循環(huán)條件下過氧化氫酶活性未見明顯差異。與這2 種老化條件相比，相同處理在干濕交替條件下過氧化氫酶活性不同程度下降。

恒溫恒濕條件下，2 種生物炭抑制了部分土壤酶活性，這可能與常規(guī)熱解工藝制備的生物炭含有潛在環(huán)境風險物質(zhì)（如苯、苯酚、VOCs、PAHs、PFRs等），從而抑制土壤微生物活性以及酶活性有關(guān)[30?31]。此外，生物炭可以通過吸附酶分子和底物以及封閉酶活性位點阻止其與底物結(jié)合來抑制酶活性[32]。總的來說，麥稈生物炭較玉米稈生物炭對土壤酶活性（如蔗糖酶和脲酶）的抑制效果更明顯，這可能是因為3 種老化條件下，添加麥稈生物炭處理Pb 的有效態(tài)濃度均高于添加玉米稈生物炭處理，有研究發(fā)現(xiàn)0.01 mol·L?1CaCl2溶液浸提法測定的不同生物炭添加量土壤中重金屬（Cd、Cu、Pb 和Zn）有效態(tài)濃度與脲酶和過氧化氫酶活性呈顯著負相關(guān)關(guān)系[33]。干濕交替老化抑制土壤酶活性的原因可能與干濕交替過程中干燥環(huán)節(jié)高溫缺水脅迫有關(guān)[34?35]。崔萌等[36]研究發(fā)現(xiàn)好氣處理水稻土蔗糖酶、脲酶和酸性磷酸酶活性較高，而淹水和干濕交替處理水稻土酶活性較低；干濕交替因水分狀況的劇烈變化抑制了土壤微生物活性。本研究中干濕交替條件下處理間僅過氧化氫酶活性差異明顯，這可能是因為土壤中催化H2O2分解的過程有部分是耐熱的（如由Fe和Mn引起催化作用等）[20]。

由圖5 可以看出，恒溫恒濕和凍融循環(huán)條件下，與各自對照相比，添加麥稈生物炭處理酶綜合活性指標分別下降了12.3%和11.0%（P＜0.05），而玉米稈生物炭未明顯改變土壤酶綜合活性指標（P＞0.05）；干濕交替條件下，2 種生物炭均未明顯改變土壤酶綜合活性指標（P＞0.05）。相同處理在恒溫恒濕和凍融循環(huán)條件下酶綜合活性指標未見明顯差異。與這2 種老化條件相比，相同處理在干濕交替條件下酶綜合活性指標明顯下降。

土壤酶參與土壤生化反應(yīng)，能夠反映土壤活力。基于土壤酶綜合活性指標的評價結(jié)果表明，在恒溫恒濕和凍融循環(huán)條件下，麥稈生物炭對土壤生物學活性具有一定的抑制作用，而在3 種老化條件下玉米稈生物炭均未顯著影響土壤生物學活性；對于相同處理，與其他2 種老化條件相比，干濕交替老化嚴重抑制了土壤生物學活性。

3 結(jié)論

（1）恒溫恒濕、干濕交替和凍融循環(huán)條件下，玉米稈生物炭對土壤中Pb 的鈍化效果均好于麥稈生物炭，這可能與玉米稈生物炭灰分含量較高有關(guān)。干濕交替條件下，添加麥稈生物炭導致土壤中Pb 的有效態(tài)含量小幅增加，這可能是老化過程中麥稈生物炭的芳香族部分分解導致的。

（2）恒溫恒濕、干濕交替和凍融循環(huán)條件下麥稈和玉米稈2 種生物炭抑制了部分土壤酶活性，但玉米稈生物炭未明顯改變土壤酶綜合活性指標。干濕交替老化因高溫和水分狀況的劇烈變化抑制了土壤蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶活性。

（3）玉米稈生物炭對污染土壤中Pb 的鈍化效果穩(wěn)定，且未對土壤酶綜合活性指示的土壤生物學活性產(chǎn)生負面影響，具有較高的用于原位修復鉛礦區(qū)污染土壤的潛力。