殼聚糖改性竹生物炭對土壤外源污染鎘形態分布的影響

黃安香，柏文戀，王忠偉，楊守祿，鄔能英，楊定云，張彥雄，楊 霞

(1.貴州省林業科學研究院，貴州貴陽 550005；2.貴州省黔西南州環境監測站，貴州興義 562400)

對重金屬鎘(Cd)的深入研究發現，僅以重金屬總量來評估對環境的危害程度是遠遠不夠的。重金屬鎘對環境的危害往往取決于其形態的分布特征，鎘在土壤中的遷移性及毒性與其形態密切相關，其中鎘的有效態直接反映了其對環境及農業生產的危害程度。

自然環境中，土壤中的Cd常與土壤表面物質(生物炭、有機肥等)發生一系列復雜的化學反應，如氧化還原反應、酸堿反應、吸附解吸反應、絡合解離反應、沉淀溶解反應以及生化反應等，最終導致其形態的改變。Tessier等將金屬元素劃分為5種不同的結合形態，為生物可利用態(可交換態)、生物潛在可利用態(碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態)和生物不可利用態(殘渣態)。研究表明土壤條件對Cd形態的影響較大，土壤pH值是影響Cd形態轉化的關鍵因素，隨著土壤pH值的提升，有效態Cd含量下降，在土壤-植物體系中的遷移能力降低。低pH值(pH值<6)條件下，土壤顆粒表面的正電荷數量較多，與同性Cd發生“相斥”作用，限制了Cd在土壤顆粒表面的吸附，導致可交換態Cd的含量增加，并且產生的陽離子與土壤膠體上的Cd形成置換作用，增加了Cd的有效性；在pH值>6條件下，土壤中的鎘會通過絡合、螯合及沉淀等作用以難溶態的氫氧化物、碳酸鹽及磷酸鹽的形式存在，溶解度較小，土壤溶液中活性Cd濃度也較低，導致鎘的生物有效態含量下降。有機質含量的提高，可以顯著降低土壤中Cd的可交換態，研究表明有機質含量增加38.35 g/kg，土壤有效態Cd含量降低0.32 mg/kg。Rajaie等研究土壤中各賦存形態Cd在不同時間段內的相互轉化規律時發現，在酸性土壤中碳酸鹽結合態Cd極易向可交換態轉化。

土壤重金屬污染修復技術主要有換土、去表土、深耕翻土法、土壤淋洗法及原位鈍化技術，從實施成本、效率的角度考慮，原位鈍化技術更受市場青睞。通過向土壤中施加修復劑，固化重金屬的遷移性，降低土壤重金屬活性，減少其遷移及對作物的毒害，實現在原位土壤上修復重金屬污染。研究表明，生物炭、硅藻土、膨潤土、海泡石、人造沸石、羥基磷灰石等均能顯著降低土壤中的有效Cd，明顯提高Cd殘渣態的比例。倪幸等施用竹炭后，可提取態Cd先向可還原態Cd轉化，最終向可氧化態和殘渣態轉化。生物炭的應用可以提高土壤肥力，降低重金屬的遷移性，對土壤重金屬污染治理具有強大的優勢。此外，通過改性手段提高生物炭的吸附容量和效率，成為當今的研究熱點。研究表明，通過磷改性后，生物炭對水中的鉛(Pb)吸附容量顯著提升38%。殼聚糖具有生物降解性、細胞親和性和生物效應等許多獨特的性質，殼聚糖分子結構中的氨基基團反應活性強，使得該多糖具有優異的生物學功能并能進行化學修飾反應，被認為是比纖維素具有更大應用潛力的功能性生物材料。因此，本研究利用殼聚糖改性竹生物炭修復土壤中的外源Cd污染，并探究修復材料處理后土壤中Cd的形態變化，為我國外源鎘污染農田的土壤修復提供科學依據與方法參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料及設備

供試土壤取自貴州省貴陽市南明區(26°30′9.92″N，106°44′19.4″E)，自然風干后，過 2 mm 篩。土壤pH值為5.07，有機質含量為 68.36 g/kg，陽離子交換量為38.29 cmol/kg，全氮(TN)含量為0.33 g/kg，水解氮(AN)含量為151.76 mg/kg，全磷(TP)含量為0.68 g/kg，有效磷(AP)含量為2.04 mg/kg，全鉀(TK)含量為 29.51 g/kg，速效鉀(AK)含量為134.26 mg/kg。供試改性竹生物炭為自制材料，竹炭原料為毛竹，在 900 ℃ 無氧條件下炭化4 h；殼聚糖黏度<200 mPa·s，購自上海麥克林生化科技有限公司；Cd(NO)為優級純，購自天津市科密歐化學試劑有限公司；水為實驗室制備的超純水。

主要設備為Thermoscientific ICP-MS(iCAP QR)、Thermoscientific AAS(iCE 3000Series)，購自美國賽默飛世爾科技有限公司；全自動凱氏定氮儀，購自丹麥福斯集團公司；TU1810PC紫外分光光度計，購自北京普析通用儀器有限責任公司。

1.2 竹生物炭的改性

采用竹生物炭與殼聚糖比例為5∶1，具體方法：將殼聚糖溶解于等量的水中，加入定量的竹生物炭粉末，混合均勻，靜置2 d后再一次性攪拌均勻，置于(100±5)℃干燥箱中烘干，獲得干燥粉末狀殼聚糖改性竹生物炭。

1.3 試驗設計

1.3.1 外源隔污染土壤的制備 稱取過2 mm篩的自然風干土壤各1 000 g分別裝于2 L塑料花盆中，每1 000 g土壤分別添加10 mg Cd(NO)溶液。

第1組(添加劑的選擇)：分別設置5種處理，分別為空白土壤+10 mg/kg鎘、污染土壤空白、污染土壤+竹炭100 g、污染土壤+殼聚糖100 g、污染土壤+殼聚糖改性竹生物炭100 g，每個處理3次重復。

第2組(Cd形態分布的影響研究)：每1 000 g土壤分別添加5 g(0.5%)、10 g(1.0%)、50 g(5.0%)、100 g(10.0%)的殼聚糖改性竹生物炭，同時設置空白。再將Cd(NO)溶液加入土壤中，使土壤外源Cd含量達到12 mg/kg，每個處理3次重復。

1.3.2 土壤培養 放置于自然環境中，頂部防雨水，并保持土壤濕潤，第1組培養0、7、14、30、60 d時取樣，第2組培養1、7、30、60、90 d時取樣。環境平均溫度12.5 ℃，濕度76.3%，每次取樣約50 g，樣品于室內自然風干，分別過2 mm和0.125 mm篩，保存備用。

1.4 測定指標與方法

1.4.1 土壤理化指標的測定方法 pH值參考LY/T 1239—1999《森林土壤pH值的測定》測定，有機質含量參考LY/T 1237—1999《森林土壤有機質的測定及碳氮比的計算》測定，全氮含量參考LY/T 1228—2015《森林土壤氮的測定》測定，水解氮含量參考LY/T 1228—2015《森林土壤氮的測定》測定，全鉀含量參考LY/T 1234—2015《森林土壤鉀的測定》測定，速效鉀含量參考LY/T 1234—2015《森林土壤鉀的測定》測定，全磷含量參考LY/T 1232—2015《森林土壤磷的測定》測定，有效磷含量參考LY/T 1232—2015《森林土壤磷的測定》測定，陽離子交換量參考LY/T 1243—1999《森林土壤陽離子交換量的測定》測定。

1.4.2 Cd形態的測定 參照Tessier等的五步提取法。

可交換態(Exc)：稱取1.000 g土樣，用8 mL 1.0 mol/L MgCl溶液于 25 ℃恒溫振蕩提取 2 h，4 500 r/min 離心5 min，取上清液，去離子水洗滌3次，每次離心后取上清液。所有的上清液合并定容于50 mL的容量瓶中待ICPMS檢測。

碳酸結合態(Carb)：于上步殘渣中加入8 mL 1.0 mol/L的NaAc-HAc(醋酸)溶液(pH值為7.0)，于 25 ℃ 恒溫振蕩提取2 h，待測液的離心、清洗和定容同上。

鐵錳結合態：于上步殘渣中加入20 mL 0.04 mol/L NHOH·HCl和4.5 mol/L HAc溶液，于(96±3)℃恒溫水浴中間歇振蕩提取3 h，待測液的離心、清洗和定容同上。

有機結合態(OM)：于上步的殘渣中加入3 mL 0.02 mol/L HNO和5 mL 30% HO，于(96±3)℃恒溫水浴中間歇振蕩提取3 h，冷卻后，加入5 mL 3.2 mol/L NHAc和20% HNO溶液，振蕩0.5 h，待測液的離心、清洗和定容同上。

殘渣態(Res)：最終殘渣采用微波消解法消解，ICP-MS測定法進行測定。

1.5 數據處理

采用 Excel 2010 軟件進行數據的基本處理，SPSS 22.0 統計分析軟件進行數據分析。Origin 8.0進行圖表繪制。

2 結果與分析

2.1 鎘形態分布及變化特征

2.1.1 添加劑對土壤有效態鎘的影響 從圖1可知，添加修復劑殼聚糖和殼聚糖改性竹生物炭時，有效態Cd含量隨著時間推移而降低。改性竹炭生物炭的固化效率為67.17%，竹生物炭的固化效率為80.52%，通過改性后，竹生物炭的固化效果顯然更強。殼聚糖改性竹生物炭和殼聚糖對有效態Cd的固化作用最強，然而研究發現，添加竹生物炭和殼聚糖改性竹生物炭均可以明顯提高N、P、K和有機質含量，有機質和水解氮在施加殼聚糖改性竹生物炭后含量約提升了50%，到60 d時分別提升了157.23%和120.64%(表1)。同時，還可促使土壤團聚體的形成，土壤孔隙度增加，透氣性增強，不僅能夠提高土壤肥力，改善土壤結構，更有利于作物生長。僅添加殼聚糖雖然對Cd的固化效果極佳，但它使得土壤pH值顯著提高，土壤結塊嚴重，孔隙度和透氣性極差，對土壤帶來災難性的破壞。因此，殼聚糖改性生物炭不僅對有效態Cd的固化作用較強，而且能提高土壤肥力，改善土壤結構，是一種可以作為土壤外源Cd污染的原位鈍化修復新材料。

表1 改性生物炭對土壤有效養分的影響

2.1.2 Cd形態分布特征 土壤本底中Cd形態分布為可交換態0.138 mg/kg、碳酸結合態 0.040 mg/kg、鐵錳結合態0.194 mg/kg、有機結合態0.032 mg/kg、殘渣態0.049 mg/kg，分別占總量的30.45%、8.81%、42.78%、7.15%、10.80%。表明土壤本底中Cd形態分布以鐵錳結合態、可交換態為主，碳酸結合態、有機結合態、殘渣態各占比約10%左右。由圖2可見，向土壤中添加外源Cd 12 mg/kg，當不添加改性炭時，土壤中可交換態占有率由1 d的90%降為90 d的65%，可見當Cd進入土壤后，由于土壤中的陽離子交換及靜電作用，游離態的Cd與土壤中的鐵錳結核、鈣質結核進行吸附結合，土壤中的有機物活性基團也與Cd發生配位絡合反應，這些微小的反應體系促進了部分游離Cd的轉化。因此，Cd交換態占比逐步降低，而碳酸結合態、鐵錳結合態、有機結合態、殘渣態含量有逐漸增高的趨勢。

當炭土比為0.5%時，施入土壤的1 d，交換態Cd占總量的77%，碳酸結合態占5%，鐵錳結合態占13%，有機結合態為3%，殘渣態為2%。隨著時間的推移，Cd交換態含量占比逐漸減少，碳酸結合態、鐵錳結合態、有機結合態、殘渣態含量逐漸增多；90 d時交換態Cd占總量的24%，碳酸結合態占25%，鐵錳結合態占33%，有機結合態為7%，殘渣態為11%。可見殼聚糖改性生物炭可加快可交換態Cd的固化。

2.1.3 Cd形態含量隨時間的變化 未添加殼聚糖改性竹生物炭時，Cd的5種形態占比表現為鐵錳結合態>可交換態>殘渣態>碳酸結合態>有機結合態，其中，可交換態對環境變化敏感，易于遷移轉化，也最容易被生物吸收利用。因此，研究殼聚糖改性竹生物炭對Cd可交換態的固化作用，可阻斷其在食品中的遷移鏈。結果表明，外源添加Cd1 d 可交換態占比90%，其余形態占Cd總量的10%，但隨著時間的推移，可交換態逐漸轉變為鐵錳結合態、殘渣態、有機態和碳酸結合態。當炭土比為10%時，可交換態在前7 d內迅速降低，7 d以后降低趨勢緩慢，可見殼聚糖改性生物炭的吸附作用主要發生在添加的前7 d(圖3)。碳酸結合態和殘渣態含量在7 d內也迅速上升。添加外源Cd時，由于鐵錳結核的負電性會優先吸附Cd離子，因此，鐵錳結合態的含量較高，但隨著各形態之間的競爭關系，含量逐漸降低，30 d后有緩慢升高的趨勢。Cd的有機結合態有逐步升高的趨勢，主要原因可能是添加的殼聚糖改性竹生物炭賦予土壤更多的有機質，其中活性官能團胺基、羰基、羧基等的靜電吸附起了主要的作用。Cd殘渣態含量相對較低，隨著時間的推移，Cd殘渣態含量緩慢升高后趨于穩定。

由此說明，Cd的5種形態受土壤環境影響較大，在動態平衡中相互轉化，加入了殼聚糖改性生物炭后，有效降低了Cd的可交換態，使之向碳酸結合態、鐵錳結合態、有機結合態及殘渣態轉化。對降低土壤中Cd有效態，阻礙其向農林產品中轉移起到了積極作用。

2.2 改性竹生物炭用量對Cd 5種形態變化的影響

上述研究表明，殼聚糖改性的竹生物炭對有效態Cd的固化有顯著作用。因此，筆者所在課題組研究了土壤中不同用量的改性竹生物炭對土壤中有效態Cd的鈍化作用。圖3表明，殼聚糖改性用量的增加可極大地降低可交換態Cd的占比，添加量分別為0.5%、1.0%、5.0%、10.0%時，可交換態Cd占比分別從76.83%、68.10%、45.69%、23.15%降低至90 d的24.15%、16.58%、19.58%、10.01%。而碳酸結核態、有機結合態和殘渣態的占比則隨時間的推移逐步提高，鐵錳結合態呈現先降低后緩慢升高的趨勢，其中，碳酸結合態占比降低5.68～19.58%，有機結合態占比增幅為4.21～15.14%，殘渣態占比增幅為 7.06～15.45%，鐵錳結合態占比降幅為3.31～10.22%。90 d后，添加量分別為0.5%、1.0%、5.0%、10.0%土壤中可交換態Cd的固化率分別為66.59%、72.32%、75.31%、85.71%。可見殼聚糖改性竹生物炭的用量為10%時效果較好。

2.3 Cd 形態與土壤養分的相關性

結果表明，Cd形態分布是一種動態平衡關系，受土壤環境因素，例如土壤的酸堿度，N、P、K及有機質等化學物質含量的影響。利用土壤中的養分及pH值與Cd的5種形態進行相關性分析，結果見圖4。結果表明，Cd的交換態與土壤pH值呈顯著負相關，相關系數為-0.817，可見呈堿性土壤可促進Cd交換態向其他形態轉化，降低可交換態含量；與水解氮含量呈顯著負相關；鐵錳結合態與速效鉀含量呈顯著正相關性，相關系數為0.866；有機結合態與土壤pH值呈顯著正相關，相關系數為0.940，與水解氮、有效磷含量呈負相關，但無顯著性，與速效鉀、有機質含量呈正相關，但無顯著性；碳酸結合態與殼聚糖改性生物炭用量和土壤有機質含量呈顯著正相關；殘渣態與殼聚糖改性生物炭用量呈極顯著正相關，相關系數0.989，與土壤有機質含量呈顯著正相關。此可表明，殼聚糖改性生物炭的使用可促進Cd碳酸結合態和殘渣態的形成，而碳酸結合態又可促進Cd轉化為殘渣態。

2.4 殼聚糖改性生物炭對土壤中有效態Cd的固化機理分析

根據上述分析可推測，游離Cd的固化主要受土壤pH值，土壤中的帶電物質如鐵錳結核、鈣質結核等物質，殼聚糖、竹生物炭活性官能團，竹生物炭的超大比表面積及孔隙度等因素共同作用影響(圖5)。

3 討論

3.1 土壤條件對Cd形態分布的影響

研究表明，不同土壤pH值條件下，農作物對Cd的富集能力不同。1993年研究指出Cd以交換態存在的比例隨著土壤溶液pH值的增加而增加。

但本研究卻證明了Cd的交換態與土壤pH值呈顯著負相關，這一結論與侯青葉等的結論一致，水溶態鎘和離子交換態鎘含量隨著pH值的增大顯著降低，但碳酸鹽結合態鎘含量卻明顯增加。土壤為酸性時，Cd生物有效態(可交換態)增強。在馬鈴薯對Cd的富集研究中，pH值對馬鈴薯根系吸收Cd有很大影響，pH值為6.5的植株中Cd的積累量高于pH值為4.5或5.5的植株；而N形態對Cd在馬鈴薯體內的轉運尤為重要，氮濃度增加時，馬鈴薯對Cd的富集降低。驗證了可交換態Cd與水解氮含量呈顯著負相關的結論。添加了生物炭，土壤的pH值、陽離子交換量、有機質含量等顯著提高，棉花秸稈、玉米秸稈、小麥秸稈及污泥生物炭均能降低土壤中的可交換態Cd。

3.2 殼聚糖改性生物炭對Cd形態分布的影響

研究表明，殼聚糖改性竹生物炭對游離的Cd有顯著的鈍化作用，促使Cd的可交換態向鐵錳結合態、碳酸結合態、有機結合態、殘渣態等形態的轉變。潘亞男等利用水生植物鳳眼蓮作為原料制備生物炭，研究其對Cd等重金屬的鈍化效果，發現Cd由植物可利用性較高的可交換態和碳酸鹽結合態向較為穩定的鐵錳結合態與有機物結合態轉化，可交換態降低了7.7%。鴿糞生物炭可以降低土壤中約32.76%的可交換態Cd。

3.3 殼聚糖改性竹生物炭對土壤Cd2+的吸附機理

生物炭的多孔結構可產生較大的比表面積及活性官團(圖6)。大量科學研究表明，生物炭對土壤重金屬離子的鈍化機理主要表現為：離子交換、表面吸附、靜電吸附、共沉淀等。生物炭中的灰分使土壤pH值顯著升高(2.50～3.13)，從而增加了碳酸鹽結合態的含量，而土壤有機質含量的升高(37.75%～178.43%)直接導致有機結合態含量增加。本研究表明加入殼聚糖改性生物炭后，土壤pH值從5.07上升至6.68，有機質含量從 68.36 g/kg 提升至175.84 g/kg，從Cd形態分布變化趨勢可知，Cd的可交換態降低，碳酸結合態和有機結合態占比上升。可見Cd游離態逐步與—OH、—NH、—COOH結合，受表面吸附作用和靜電作用與改性生物炭的活性官能團進行配位反應，劉浩等驗證了這一機理。生物炭在加熱炭化過程中形成了大量的游離K，提高了土壤的陽離子交換量，促進Cd離子交換吸附的進程。

4 結論

Cd在土壤中的分布表現為鐵錳結合態>可交換態>殘渣態>碳酸結合態>有機結合態，施加殼聚糖改性竹生物炭后，Cd交換態占比有降低的趨勢。添加量為0.5%時，Cd可交換態由77%降低至24%；添加量提高到10%時，Cd可交換態降至10.01%，而碳酸結合態、鐵錳結合態、有機結合態、殘渣態含量有逐漸增高的趨勢。Cd形態與土壤條件相關性分析表明，呈堿性土壤可促進Cd交換態向其他形態轉化，降低可交換態含量；有機結合態與pH值呈顯著正相關，碳酸結合態與殼聚糖改性生物炭用量和土壤有機質含量呈顯著正相關；殘渣態與殼聚糖改性生物炭用量呈極顯著正相關。殼聚糖改性生物炭的使用促進Cd碳酸結合態和殘渣態的形成。加入殼聚糖改性竹生物炭后Cd的5種形態分布發生變化主要受殼聚糖、竹生物炭的活性官能團配位反應、竹生物炭多孔結構的表面靜電吸附、陽離子交換、土壤環境中共沉淀反應等機理的協同作用，極大降低了土壤中可交換態Cd含量，但其原因和機制還有待進一步研究。