金屬氧化物改性生物炭對鎘污染土壤菠菜生長和鎘積累的影響

范貝貝，趙磊，劉建軍，崔世豪，彭宇濤，3，慕康國*，陳清

（1. 中國農業大學農田土壤污染防控與修復北京市重點實驗室/資源與環境學院，北京 100193；2. 山東招遠市農業技術推廣中心，山東 招遠 265400；3.中山大學農學院，廣東 深圳 523758）

農田土壤鎘（Cd）累積導致農產品產量和質量下降，嚴重威脅著我國農業生產。《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國農田Cd點位超標率為7%，為無機污染物首位。植物易從Cd 污染的土壤中吸收Cd 并積累在其可食用部分，通過食物鏈直接或間接在人體中積累，對人體造成危害。研究表明，葉菜富集Cd 的風險最高。農田土壤Cd 污染修復一般選用低累積作物結合土壤改良劑來降低土壤Cd的生物有效性。黏土礦物、赤泥、羥基磷灰石、石灰、硅肥等是常用的土壤改良劑。這些改良劑能在一定程度上鈍化土壤重金屬，但效率不穩定和成本高等缺點仍制約其大規模應用。因此，尋找綠色、高效的材料是非常必要的。

生物炭作為一種低成本、多孔、富碳的材料，被廣泛應用于重金屬污染土壤的修復。MUHAMMAD等發現施用50 g·kg生物炭能顯著降低小麥根、莖、葉和籽粒對Cd 的積累及人體健康風險指數。LI等發現施用50 g·kg秸稈生物炭能促進東南景天的生長，同時使土壤有效Cd 降低60.0%。然而，生物炭在實際農田污染土壤中的修復作用受土壤環境、污染物種類等多種因素的限制，使其對土壤重金屬的鈍化效果不理想。

相關文獻表明改性生物炭具有更優異的吸附性能和鈍化效率。金屬負載法是將金屬或金屬氧化物負載在生物炭上，增加復合材料的表面積和官能團種類，增強其鈍化能力。例如，GAO 等發現鎂鐵氧體生物炭復合材料比純生物炭和鎂鐵氧材料具有更好的鈍化性能，在20 g·kg施用量下，土壤有效態Cd降低98.0%。KONG 等發現水滑石/生物炭復合材料對水體中 C d的吸附量達到 5 92 mg·g，3 a 田間試驗結果表明，在3 t·hm施用量下，土壤有效態Cd 從0.018 mg·kg降到0.008 mg·kg。此外，1%鐵基生物炭施用3 a 后，土壤CaCl-Cd 降低率仍保持在45.0%以上，表明鐵基生物炭對土壤重金屬Cd 具有長期的鈍化效果。因此，金屬氧化物改性生物炭有利于提高其對土壤中重金屬的鈍化效率，增加長期修復的可能性，適用于農田重金屬污染土壤的修復。

本研究制備了鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭，通過盆栽試驗研究金屬氧化物改性生物炭施用對菠菜生長、Cd 積累量、生物富集系數和土壤有效態Cd 的影響，篩選適用于Cd 污染土壤的金屬氧化物改性生物炭材料，以期為金屬氧化物改性生物炭的應用提供科學依據和理論支撐。

1 材料與方法

1.1 供試土壤與作物

供試土壤采集自山東省某Cd 污染的農田土壤，土壤類型為棕壤。取0～20 cm 表層土，將土樣混合均勻后按四分法取1/2 土壤樣品，帶回實驗室內自然風干，挑出土壤中的石塊和植物根系等雜物，用研缽研磨后過0.15 mm 和2 mm 尼龍篩備用。供試土壤理化性質如下：pH 4.85，電導率（EC）0.09 mS·cm，有機質16.5 g·kg，有效磷49.6 mg·kg，速效鉀232 mg·kg，堿解氮145.3 mg·kg，總Cd含量4.42 mg·kg，有效態Cd 含量1.26 mg·kg，超出《土壤環境質量 農 用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）規定的風險篩選限值0.3 mg·kg（pH≤5.5）。

供試植物為菠菜，由哈里姆種子（天津）有限公司生產。生物炭制備原料小麥秸稈采自中國農業大學（北京）上莊試驗站。磁鐵礦材料來自河北承德三佳超細粉體有限責任公司。制備金屬氧化物改性生物炭的化學試劑為分析純，分析土壤樣品和植物樣品的化學試劑為優級純。

1.2 生物炭材料的制備

1.2.1 原始生物炭（BC）

將收集到的小麥秸稈經自然風干，預處理后在105 ℃下干燥1.5 h，粉碎，過20目篩，然后將小麥秸稈置于馬弗爐，控制升溫速率達到規定的熱解溫度500 ℃，在缺氧條件下熱解3 h。冷卻后粉碎、過篩備用。

1.2.2 鐵氧體改性生物炭（FB）

將混合10.0 g 生物炭和400 mL 去離子水的溶液超聲 3 0 min，然后將含有 F eCl·6HO 和 M gCl·6HO的100 mL混合溶液加入，攪拌6 h，用NaOH 溶液調節懸浮液pH 至10.0。通過真空過濾得到沉淀，洗滌、干燥后轉移到馬弗爐中，在350 ℃下保存2 h。最后，洗滌、干燥、過篩，得到鐵氧體改性生物炭。

1.2.3 磁鐵礦改性生物炭（MB）

將磁鐵礦、生物炭、乙醇以∶∶為75∶15∶10的比例加入到球磨罐中（球料比為100∶1），然后在500 r·min的條件下球磨12 h，即得到磁鐵礦改性生物炭。

1.2.4 鎂鋁水滑石改性生物炭

將混合2.7 g 生物炭與50 mL 去離子水的溶液超聲30 min，然后將Mg（NO）·6HO 和A（lNO）·9HO添加至生物炭懸濁液中，攪拌并用NaOH 溶液調節混合溶液pH 至高于10.0，靜置沉淀12 h。隨后洗滌、干燥、粉碎、過篩，得到鎂鋁水滑石改性生物炭。

1.3 盆栽試驗

盆栽試驗共設4個處理：不添加任何材料的對照（CK）；5 g·kg鐵氧體改性生物炭處理（T1）；5 g·kg磁鐵礦改性生物炭處理（T2）；5 g·kg鎂鋁水滑石改性生物炭處理（T3）。每個處理設置3個重復，隨機擺放在玻璃溫室中。由于供試土壤的養分含量高，考慮到菠菜的生長期較短和養分吸收量較低，因此不再施用底肥。

將金屬氧化物改性生物炭與土壤樣品充分混勻，并將1 000 g 混合樣品裝入育苗盆。裝樣過程中不斷振動塑料桶使土壤填充充實，桶口蓋一張濾紙以減少灰塵落入，于室溫靜置培養7 d。培養期間，根據土壤干濕情況和質量變化及時補充去離子水，保持土壤含水量為田間持水量的60% 左右。培養試驗結束后，將穩定化處理后的土壤破碎并平整，然后將3 株長勢相同的菠菜苗移植到培養土壤的表層土中。菠菜生長期間每天澆水，保持土壤含水量為田間持水量的60% 左右。2021年5 月6日在育苗盆中定植菠菜苗，生長25 d后收獲，采集土壤樣品并收獲植株。

1.4 測定項目與方法

采用SEM 掃描電鏡（日立S-4800型）觀察不同金屬氧化物改性生物炭的表面形態；采用傅里葉紅外光譜儀（PerkinElmer，美國鉑金埃爾默）測定金屬氧化物改性生物炭表面化學官能團的組成，FTIR 的掃描范圍內為500～4 000 cm；采用元素分析儀（Vario MACRO Cube，德國）測定原始生物炭的碳、氫、氮、硫元素含量；采用JED-2300 型X 射線能量散射儀（日本JEOL）分析生物炭的表面元素組成；采用全自動比表面積及孔隙度分析儀（BET，Malvern Zetasizer Nano ZS）測定原始生物炭的比表面積和孔徑分布。原始生物炭的元素組成、比表面積和孔體積如表1所示。

表1 原始生物炭的元素組成、比表面積和孔體積Table 1 Elemental composition，specific surface area，and pore volume of initial biochar

土壤理化性質的測定參考《土壤農業化學分析方法》，pH 采用酸度計測定（上海雷磁pH500 型），水土比為2.5∶1；EC 值采用EC 計測定（上海雷磁DDSJ-308A 型），水土比為5∶1；有機質采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測定；有效磷測定采用0.5 mol·L碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法測定；速效鉀采用1 mol·L乙酸銨浸提-火焰光度法測定；堿解氮采用堿解擴散法測定。土壤全Cd 含量采用HNO-HF 消解，土壤有效態Cd采用DTPA 溶液提取（GB/T 23739—2009），消煮液和浸提液的Cd含量采用火焰原子吸收分光光度法測定（PinAAcle900T，美國鉑金埃爾默）。

菠菜植株樣品在收獲后分為地上部和地下部兩部分，在烘箱中105 ℃殺青30 min 后，再65 ℃烘干至恒定質量。用不銹鋼研磨機粉碎后分別裝入自封袋中，采用HNO消解，火焰原子吸收分光光度法測定植株Cd 含量（PinAAcle900T，美國鉑金埃爾默）。菠菜重金屬富集系數采用以下公式計算：

重金屬富集系數（）=植株Cd 含量（mg·kg）/土壤Cd含量（mg·kg）。

1.5 數據處理

試驗數據以3 次重復的平均值±標準差表示，利用Excel 2016 和Origin 2018 進行數據分析和做圖，利用SPSS 22.0 進行單因素方差分析，用LSD 法進行多重比較，顯著性水平設置為＜0.05；用雙變量相關性進行不同指標間的相關性分析。

2 結果與討論

2.1 金屬氧化物改性生物炭的表征

利用掃描電鏡（SEM）觀察了不同金屬氧化物改性生物炭的表面結構形貌。由圖1可知，原始生物炭形狀不規則，表面粗糙且伴隨一定的孔隙結構；改性后，鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭的表面由更多的小顆粒組成。這表明采用共沉淀和球磨工藝可以將金屬元素負載到生物炭表面，增加改性生物炭的表面粗糙度，提供了大量吸附位點，有利于提高其對金屬離子的吸附能力。生物炭改性前后表面化學官能團的變化如圖2 所示。與原始生物炭相比，鐵氧體改性生物炭和水滑石改性生物炭在3 400～3 600 cm出現了較寬的O—H 伸縮振動吸收峰；此外，鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭在500～700 cm出現了金屬氧化物的吸收峰，這進一步表明金屬離子成功負載到生物炭的表面，這些官能團有助于提高改性生物炭對土壤重金屬的固定。XRD 特征圖譜分析（圖3）表明，原始生物炭和磁鐵礦改性生物炭出現了二氧化硅的強衍射峰，這與以前的研究結果一致。相比于原始生物炭的XRD 特征圖譜，磁鐵礦改性生物炭出現了較強的FeO特征衍射峰，表明磁鐵礦中的金屬鐵被成功引入到原始生物炭中。

圖1 生物炭、鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭的掃描電鏡圖Figure 1 Scanning electron micrograph（SEM）images of BC，FB，MB and HB

圖2 生物炭、鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭的紅外光譜圖Figure 2 Fourier transform infrared spectrometer（FTIR）spectra of BC，FB，MB and HB

圖3 生物炭和磁鐵礦改性生物炭的X射線衍射圖譜Figure 3 X-ray diffraction（XRD）patterns of BC and MB

2.2 土壤pH和EC

金屬氧化物改性生物炭材料對土壤pH 和EC 的影響如圖4 所示。與對照相比，改性生物炭能顯著增加土壤pH，各處理間不存在明顯差異。鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭處理分別使土壤 pH 增加 1.15、0.82 和 1.15，鐵氧體生物炭材料和水滑石復合材料的效果優于磁鐵礦生物炭材料。研究表明生物炭和金屬氧化物可以提高土壤pH，這可能有以下原因：一方面生物炭復合材料呈堿性，所含堿性物質的釋放促使土壤pH 增加；另一方面，鐵基材料氧化產生的酸催化作用加速了土壤酸中和過程。相比于對照處理，鐵氧體改性生物炭和磁鐵礦改性生物炭處理降低了土壤EC 值，鐵氧體改性生物炭處理降低的幅度最大，達到27.2%。

圖4 金屬氧化物改性生物炭對土壤pH和EC的影響Figure 4 The effect of metal oxide modified biochar on soil pH and EC

2.3 土壤養分

如圖5 所示，與對照相比，不同金屬氧化物改性生物炭施用均能增加土壤有機質含量，鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭處理分別使土壤有機質增加33.9%、22.9% 和24.6%。高溫熱解制備的秸稈生物炭具有穩定的化學性質和高含碳量，施用生物炭增加的土壤有機質可以在土壤中穩定存在。王艷紅等發現稻殼生物炭能增加土壤有機質含量，且與稻殼生物炭的用量呈顯著正相關。然而，不同金屬氧化物改性生物炭處理均降低了土壤有效磷、速效鉀和堿解氮的含量，其中速效鉀和堿解氮的降低幅度較大。 與對照相比，有效磷降低了1.6%～12.3%，速效鉀降低了12.6%～17.1%，堿解氮降低了31.1%～37.0%；除有效磷外，各金屬氧化物改性生物炭處理間差異不顯著。

圖5 金屬氧化物改性生物炭對土壤有機質、有效磷、堿解氮和速效鉀的影響Figure 5 The effect of metal oxide modified biochar on soil organic matter，available phosphorus，alkali hydrolyzed nitrogen and available potassium

2.4 土壤有效態Cd含量的變化

菠菜收獲后各金屬氧化物改性生物炭處理的土壤總Cd含量達到3.125～3.875 mg·kg，施加金屬氧化物改性生物炭的各處理土壤總Cd含量均低于對照處理。土壤有效態Cd 含量反映了土壤中Cd 遷移轉化能力的強弱，是植物吸收Cd 的主要來源，DTPA 提取態Cd（DTPA-Cd）能較好地反映土壤中Cd 的生物有效性。不同金屬氧化物改性生物炭施用對土壤有效態Cd 含量的影響如圖6 所示。與對照相比，鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭處理使土壤DTPA-Cd 含量降低了23.4%、24.8% 和37.1%，水滑石改性生物炭的鈍化效果最為顯著。金屬氧化物改性生物炭顯著提高了酸性土壤的pH，導致有效態重金屬轉化為氫氧化物和碳酸鹽沉淀，降低了土壤Cd的生物有效性和移動性。由圖4和圖6可知，不同金屬氧化物改性生物炭使土壤pH 升高了0.82～1.15，同時顯著降低了土壤有效態Cd 含量23.4%～37.1%，說明土壤pH 升高可以顯著降低可提取態Cd 含量。相關性分析結果也表明（表2），土壤pH 和DTPA-Cd 含量呈明顯負相關，表明土壤pH 升高是土壤有效態Cd含量降低的重要原因。從SEM圖像可以看出，金屬氧化物表面具有發達的孔隙結構，對金屬離子具有較強的吸附能力。ZHANG 等指出，錳鐵氧體生物炭材料對Cd 和Pb 的最大吸附量分別為 73.3 mg·g和 253.2 mg·g。FTIR 圖像和 XRD圖譜表明金屬氧化物改性生物炭表面含有大量的羥基、羧基、金屬氧鍵等，能通過表面絡合、共沉淀等途徑來鈍化土壤 Cd，降低土壤 Cd 的生物有效性。CUI 等發現采用球磨法制備的鎂鋁水滑石改性生物炭材料具有更多的含氧官能團和較高的吸附容量。此外，金屬氧化物改性生物炭含有大量的有機質，使土壤中有機質含量增加，提高土壤肥力的同時增強了金屬氧化物改性生物炭對重金屬的吸附和固定。

圖6 金屬氧化物改性生物炭對土壤有效態Cd的影響Figure 6 The effect of metal oxide modified biochar on soil available cadmium

2.5 菠菜的生物量

圖7 金屬氧化物改性生物炭對菠菜生物量的影響Figure 7 The effect of metal oxide modified biochar on the biomass of spinach

表2 植株干質量、土壤pH、DTPA-Cd含量、富集系數與菠菜植株Cd含量之間相關性Table 2 Correlation between plant dry weight，soil pH，DTPA-Cd content，BCF and cadmium content in spinach plants

2.6 菠菜Cd積累和富集系數

金屬氧化物改性生物炭對菠菜Cd積累的影響如圖8 所示。與對照相比，磁鐵礦改性生物炭處理和水滑石改性生物炭處理降低了菠菜對Cd 的積累，水滑石改性生物炭的效果最顯著，使菠菜Cd 積累量降低59.5%。生物炭是一種多孔的富碳材料，FTIR 圖像表明改性能增加生物炭表面官能團的數量和種類。金屬氧化物改性生物炭可以通過表面吸附、離子交換、絡合沉淀等機制鈍化土壤重金屬，降低土壤重金屬的活性，從而抑制植物對重金屬的積累。而采用共沉淀法和球磨法制備的金屬氧化物改性生物炭具有更大的比表面積，且引入了新的官能團，增強了金屬氧化物改性生物炭對Cd的鈍化效果。然而，鐵氧體改性生物炭處理增加了菠菜對Cd 的積累，可能與菠菜生物富集系數和生物量的升高相關。此外，相關性分析表明菠菜植株Cd 含量與土壤DTPA-Cd 呈正相關，與富集系數呈極顯著正相關。與對照相比，鐵氧體改性生物炭降低了土壤DTPA-Cd 的含量，但仍增加了菠菜體內的Cd 濃度，表明其可能促進了菠菜對Cd 的富集。在本研究中，水滑石改性生物炭能顯著抑制菠菜對Cd 的積累，生物炭會對負載的鎂鋁水滑石起支撐作用，減少水滑石在生物炭表面的團聚，提高復合材料的比表面積，從而增強復合材料對重金屬的吸附能力。

圖8 金屬氧化物改性生物炭對菠菜Cd富集能力的影響Figure 8 The effect of metal oxide modified biochar on the cadmium accumulation capacity of spinach

生物富集系數被認為是評價植物從土壤中積累重金屬能力的關鍵因子之一。金屬氧化物改性生物炭處理均能降低菠菜的生物富集系數（圖8），鐵氧體改性生物炭、磁鐵礦改性生物炭和水滑石改性生物炭處理下分別降低了4.0%、13.3% 和65.0%。這與菠菜Cd 積累量的變化趨勢一致，張璐等對蕎麥Cd 積累特性的研究也得到了相似結果。總的來說，水滑石改性生物炭能顯著抑制菠菜對Cd 的積累，降低菠菜的重金屬富集系數。

土壤pH 和有機質是影響土壤重金屬Cd 形態分布的重要因素。本研究中，金屬氧化物改性生物炭提高了土壤有機質含量和土壤pH，降低了土壤DTPA-Cd 的含量，從而降低了土壤Cd 的生物有效性（圖4～圖6）。由于Cd 生物有效性的降低，不同金屬氧化物改性生物炭均能增加菠菜的生物量和降低菠菜的生物富集系數。此外，菠菜植株干質量與土壤pH 呈極顯著正相關，與土壤DTPA-Cd 呈顯著負相關，表明在酸性棕壤中土壤pH 和DTPA-Cd 含量是影響菠菜生長的重要因素（表2）。值得注意的是，鐵氧體改性生物炭處理促進了菠菜對Cd 吸收，這與土壤pH 變化和DTPA-Cd 含量變化的結果相反。劉源鑫等發現有機肥施用初期會導致可溶性有機碳增加，與Cd 形成可溶性配合物，提高了Cd的生物有效性，促進植物的吸收。總的來說，水滑石改性生物炭能顯著提高土壤pH，降低土壤有效態Cd 含量，抑制菠菜對Cd 的積累，更有利于土壤重金屬污染修復。

3 結論

（1）在Cd 污染土壤中施用金屬氧化物改性生物炭，可以提高土壤pH，增加土壤有機質含量，提高土壤質量。

（2）在5 g·kg的施用量下，金屬氧化物改性生物炭可以促進菠菜對土壤養分的利用，顯著提高Cd 污染土壤中菠菜的生物量，鐵氧體改性生物炭和水滑石改性生物炭使植株鮮質量分別提高了7.55 倍和6.80 倍。

（3）土壤有效態Cd 含量和菠菜植株Cd 含量呈正相關。水滑石改性生物炭顯著降低土壤有效態Cd含量，菠菜的Cd 含量也隨之降低，富集能力下降。因此，水滑石改性生物炭具有良好的修復Cd 污染土壤的潛力。