錳改性水稻秸稈生物炭對堿性土壤中砷-鎘復合污染的鈍化作用

梁欣冉，郜紫依，付慶靈，劉永紅，朱 俊，胡紅青

(華中農業大學 a.資源與環境學院;b.理學院,中國 武漢 430070)

砷(As)和鎘(Cd)是地殼中廣泛分布的元素，被認為是對人類和動植物有害的物質[1，2]。隨著城市化和工業化進程的加快，人類不斷地通過電池制造、電鍍、礦石開采、金屬冶煉、化肥農藥使用以及污水灌溉等方式將大量的As和Cd排放到土壤中[3，4]，致使我國耕地土壤As-Cd污染嚴重。As和Cd極易在土壤-植物系統中轉移和積累，嚴重威脅耕地和農產品質量，進而威脅人類健康[5]。

生物炭是生物質材料在厭氧條件下經過高溫熱解制成的一類穩定性強且芳香度高的高碳物質[6]，具有較大的陽離子交換量和較強的吸附能力，被廣泛用作重金屬污染土壤的鈍化材料[7，8]。此外，可用作生物炭原料的農業廢棄物(農作物秸稈、畜禽糞便等物質)儲量大，來源廣，成本低，將其應用于環境的修復可以促進資源的合理化應用。然而，土壤中As和Cd的存在形式不同且電性相反，致使同時且高效地去除土壤中As和Cd難度較大。將帶負電的生物炭施入As-Cd污染土壤，易引起生物炭與帶負電的砷氧根離子之間產生靜電排斥作用，降低生物炭對土壤As的吸附，引起酸性土壤pH升高，導致土壤中砷氧根的溶出[9]，增加土壤中As的污染活性和生態風險[10]。因此，需要對生物炭進行改性以提高其吸附效果和鈍化能力。MnO2是一種氧化性強、比表面積大和空位豐富的物質，對As有親和性，能氧化As(III)，降低As的毒性[11]。此外，Wu等[12]發現將錳氧化物負載于生物炭表面可以增加錳氧化物的表面密度和生物炭表面含氧官能團的數量；呂宏虹等[13]發現錳改性生物炭可以促進土壤中Cd由活性態向穩定態轉化。而將負載MnO2的生物炭(MBC)用于As-Cd復合污染修復的相關研究較少，且As-Cd共存時MBC對As和Cd的鈍化機理不明。

因此，本研究以水稻秸稈為原料，熱解制備生物炭，以KMnO4為改性劑，制得錳改性生物炭(MBC)材料：(1)通過傅里葉變換紅外光譜儀(FT-IR)和X射線衍射儀(XRD)等儀器分析改性后MBC的性質；(2)通過土壤培養試驗，研究MBC及其不同用量對土壤As-Cd鈍化效果的影響；(3)評價添加MBC前后土壤As/Cd的生態風險，探討MBC鈍化As和Cd的機制，以期為修復As-Cd復合污染土壤提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 錳改性生物炭的制備

水稻秸稈(采自湖北省棗陽某水稻田)經清洗、晾干、粉碎后置于馬弗爐中，于500 ℃熱解2 h，制成原始生物炭(BC)，過0.42 mm孔徑尼龍篩，去離子水洗滌，抽濾，烘干密封保存。

MBC的制備：稱取一定量的生物炭(BC)，按照1∶100的固液質量比加入質量濃度約3%的KMnO4溶液(該質量比條件下產物對Pb吸附效果很好[14])，隨后將BC和KMnO4的混合懸濁液使用超聲機超聲分散60 min，接著置于40 ℃恒溫磁力攪拌器中攪拌4 h，溶液經抽濾后，所得固體用去離子水多次清洗、烘干，得到MBC。

1.2 供試土壤

供試土壤樣品取自湖北省陽新縣某礦區(北緯29°48′40″，東經115°25′53″)As-Cd復合污染的農田耕層(0～20 cm)。土壤樣品經自然風干后，去除雜質，分別過1.7 mm和0.15 mm孔徑的尼龍篩，分裝保存備用。供試土壤基本理化性質為：pH(m(土)∶m(水)=1∶2.5)7.67，有機質30.36 mg·g-1，全氮1.59 mg·g-1，全磷0.32 mg·g-1，全鉀7.53 mg·g-1，總鎘(Cd)4.55 μg·g-1，總砷(As)70.08 μg·g-1，總錳(Mn)0.84 mg·g-1，總鐵(Fe)44.85 mg·g-1，其中As和Cd含量均高于農田土壤污染的風險篩選值(GB 5168—2018，水田Cd為0.6 μg·g-1，其他農田Cd為0.3 μg·g-1；水田As為25 μg·g-1，其他農田As為30 μg·g-1)，土壤質地為砂質壤土，土壤陽離子交換量(CEC)為189.8 μmol·g-1。

1.3 試驗設計

土壤培養試驗在聚乙烯塑料杯中(直徑：70 mm，深度：95 mm)進行。用風干土配制4個生物炭用量水平：3 g BC，2，3和4 g MBC，分別記為3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC，未添加生物炭的原始土作為空白(CK)，每個處理重復3次。生物炭與土壤充分混勻后裝進塑料杯中，每個塑料杯裝土100 g。使用保鮮膜鋪蓋在塑料杯表面，同時留出部分孔隙(減少水分的損失)，置于25 ℃恒溫培養箱中培養30 d，培養期間保持70%的土壤含水量，培養結束后收集土壤樣品，于室溫自然風干后過0.15 mm孔徑的尼龍篩，備用。

1.4 分析方法

1.4.1 生物炭的基本理化性質 (1)生物炭的pH測定[15]：用pH計測定(水土質量比20∶1)；(2)灰分含量的測定[16]：稱取1.0 g BC或MBC(精確至0.001 g)平鋪于瓷坩堝的底部，敞口置于750 ℃馬弗爐中灰化6 h，冷卻即為灰分，將其取出后稱取質量；

(3)Mn含量的測定：灰分加入王水中(濃HCl與濃HNO3體積比3∶1)充分溶解，過濾，定容至50 mL容量瓶中，用電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP)測定濾液中Mn的含量；

(4)電荷零點用Zeta電位儀測定；

(5)BC和MBC的官能團的變化通過FT-IR分析，晶態和微晶態物質用XRD定相分析。

(6)CEC的測定選用乙酸銨交換-凱氏定氮法。

1.4.2 土壤TCLP提取態重金屬的測定 TCLP(Toxicity Characteristic Leaching Procedure)提取法是美國環保局推薦的用于確定液體、固體和城市垃圾中多項重金屬元素的溶出性和遷移性的一種標準毒性浸出方法。本文使用TCLP提取法對培養前后的土壤進行As，Cd和Mn的提取，具體步驟為：將1.000 0 g風干土壤樣品與20 mL TCLP提取液混合后置于25 ℃，250 r·min-1的震蕩機中振蕩18 h，離心，過濾，分別用原子熒光分析儀和原子吸收分光光度計測定濾液中的總As和總Cd的濃度。

1.4.3 土壤砷鎘的生態風險評估 培養前后土壤中的As和Cd的生態風險使用內梅羅指數(NI)和潛在生態風險指數(RI)[17,18]進行評估。NI和RI的評估方法如下：

內梅羅污染指數(Pi/PI)計算方法：

Pi=Ci/Si，

(1)

(2)

其中，Pi為單項污染指數，Ci為TCLP提取態重金屬含量(μg·g-1)，Si為不同重金屬的TCLP國際標準值(As和Cd的 TCLP 國際標準值分別為5和0.5 μg·g-1)，PI為內梅羅綜合污染指數，Piavr為單項污染指數的平均值，Pimax為單項污染指數的最大值。

單一重金屬的潛在生態風險指數計算方法：

Ei=Ti·Pi，

(3)

其中，Ei為單一重金屬的潛在生態風險指數，Ti為不同重金屬的毒理響應參數，其中As和Cd毒理響應參數分別為5和30[18]。表1所示的是內梅羅污染指數(Pi/PI)以及單一重金屬潛在生態風險指數(Ei)分別與土壤中重金屬污染程度的對應關系。

表1 內梅羅污染指數(Pi/PI)和單一重金屬潛在生態風險指數(Ei)同土壤中重金屬污染程度的關系Table 1 Relationship between Nemerow pollution index (Pi/PI) and single potential ecological risk index (Ei) and heavy metal pollution degree in soil

1.4.4 砷鎘形態分級方法 在本研究中，土壤中Cd的形態分級采用BCR提取法[19]，該方法將Cd劃分為酸溶態Cd、可還原態Cd、可氧化態Cd和殘渣態Cd。As的分級方法采用Wenzel連續提取法[20]，該提取方法將As的形態分為非專性吸附態As、專性吸附態As、無定形和弱結晶水合鐵鋁氧化物結合態As、結晶水合鐵鋁氧化物結合態As和殘渣態As。

1.5 數據處理

采用Microsoft Excel 2010和SPSS 21.0進行數據統計分析。采用顯著性F檢驗和LSD多重比較法(P<0.05)分析各處理間差異。使用Origin 8.0作圖。

2 結果與分析

2.1 生物炭改性前后的性質及表征

相比于BC，改性后MBC的灰分含量、Mn含量和電荷零點升高，pH值降低。BC和MBC均呈堿性，改性后MBC的pH值由BC的9.84降低至9.22，降低了0.62個pH單位；灰分質量分數由BC的26.27%增加至46.47%；Mn質量比由BC的0.13 mg·g-1升高至235.14 mg·g-1，這說明改性后Mn原子成功負載在MBC表面。此外，MBC的電荷零點較BC升高了2.59，說明MBC在更廣的pH值范圍內呈正電性，電荷零點的降低可減小MBC與砷氧負離子之間的靜電排斥作用。MBC的CEC較BC增加了748.8 μmol·g-1，說明MBC改性后，土壤的緩沖能力提升，對金屬陽離子的吸附能力增強。

表2 生物炭的基本理化性質Table 2 Basic physicochemical properties of BC and MBC

圖1 BC和MBC的FT-IR圖譜(A)和XRD圖譜(B)Fig. 1 FT-IR spctra (A) and XRD patterns (B) of BC and MBC

2.2 施用錳改性生物炭對土壤pH值和CEC值的影響

注：a,bc不同小寫字母表示差異顯著，P<0.05，下同。 圖2 不同生物炭處理后土壤pH的變化和土壤陽離子交換量的變化 Fig. 2 Changes of soil pH and cation exchange capacity after different biochar treatments

由圖2可知，添加生物炭培養的土壤pH均低于不加生物炭處理的土壤pH值(7.69)，3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC處理分別降低了0.11,0.07,0.09和0.03個pH單位，降低效果不顯著，這可能由于土壤本身顯堿性，而生物炭表面富含官能團，其添加可對土壤pH值起到一定的緩沖效果。添加生物炭培養后土壤的陽離子交換量(CEC)均顯著增加，從189.8 μmol·g-1(CK)增加到212.7 μmol·g-1(3%BC處理)，243.5 μmol·g-1(2%MBC處理)，237.4 μmol·g-1(3%MBC處理)，235.5 μmol·g-1(4%MBC處理)，與CK和BC相比，MBC能顯著增加土壤的CEC值，有助于其對金屬陽離子的吸附，從而促進其對Cd的固定。

2.3 施用錳改性生物炭對土壤TCLP提取態As和Cd的影響

圖3 不同生物炭處理后土壤中TCLP 提取態As和Cd的含量 Fig. 3 Content of TCLP extracted As and Cd in soil after different biochar treatments

未添加生物炭的土壤(CK)中TCLP提取態As和Cd的質量比為0.139和1.187 μg·g-1(圖3)。添加生物炭能夠顯著降低土壤中TCLP提取態As和Cd的含量，〗其中MBC處理的TCLP提取態As和Cd質量比降低至0.022～0.034 μg·g-1和0.595～0.673 μg·g-1，相比于CK，降幅為75.5%～84.2%和43.3%～49.9%，顯著高于BC處理的降幅(35.3%和33.4%)，說明相比于BC，MBC對土壤TCLP提取態As和Cd的鈍化效果更好。此外，TCLP提取態Cd的含量隨著MBC施用量的增加而降低，說明MBC對土壤Cd的鈍化效果與MBC的施用量呈顯著正相關。

2.4 土壤中砷和鎘的生態風險評估

生物炭培養后土壤的As和Cd生態風險通過內梅羅指數(Pi/PI)和潛在生態風險指數(Ei)進行評估，培養后土壤As和Cd 的Pi,PI和Ei如表3所示。供試土壤As的生態風險和潛在生態風險屬于低水平，而Cd屬于中等水平，As-Cd的綜合污染屬于中等水平。添加BC和MBC處理土壤后As和Cd的Pi,PI和Ei均降低，不同處理中，As和Cd的Pi和Ei的順序為CK>3%BC>2%MBC=4%MBC>3%MBC和 CK>3%BC>2%MBC>3%MBC>4%MBC。說明相比于BC，MBC能夠顯著降低土壤As和Cd的生態風險和潛在生態風險，Cd風險隨著MBC施用量增加而降低，且當用量為3%和4%時Ei值分別達到38.40和35.73，此時Cd的潛在風險由CK的中等水平降至低水平；而對于As，3%用量的MBC降低土壤As風險的效果最好。

表3 土壤中As和Cd的內梅羅指數(Pi/PI)和潛在生態風險指數(Ei)Table 3 Nemerow index (Pi/PI) and potential ecological risk index (Ei) of As and Cd in soil

內梅羅綜合污染指數(PI)反映的是土壤中As-Cd的綜合污染狀況。添加生物炭后，土壤As和Cd的PI分別從2.66(CK)降至1.77(3%BC)，1.51(2%MBC)，1.43(3%MBC)和1.33(4%MBC)，PI降低說明綜合污染風險降低。綜上所述，在兩種生物炭中，添加MBC對降低土壤As-Cd的生態風險最有效。

2.5 錳改性生物炭對土壤As和Cd的賦存形態的影響

供試土壤As的形態主要為殘渣態As和晶質鐵鋁氧化物結合態As(見圖4)，占總As含量的82%～83%。MBC的施加使土壤中活性最強的非專性吸附態As的含量相比于CK減少3.0%～24.1%，而BC的施加使非專性吸附態As的含量增加了2.8倍。此外，添加2%MBC，3%MBC和4%MBC培養后的土壤中殘渣態As的含量較BC增加了3.78%，1.11%和2.94%，較CK增加了15.45%，12.49%和12.52%，說明MBC的施加更能夠促進As從不穩定態向穩定態轉化，且鈍化主要方式為降低土壤非專性吸附態As和晶質鐵鋁氧化物結合態As的含量，增加殘渣態As含量。

圖4 不同生物炭培養后土壤中非專性吸附態As(A)、殘渣態As(B)、酸溶態Cd(C)、殘渣態Cd(D)質量比及不同形態As(E)和Cd(F)的質量分數Fig. 4 Mass fractions of non-obligate adsorbed As (A),residual As (B),acid-soluble Cd (C),residual Cd (D)，different forms of As (E),and different forms of Cd (F) in soil after different biochar cultures

供試土壤Cd的形態以酸溶態Cd和可還原態Cd為主，其占比為Cd總量的55%～66%。添加3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC處理土壤，可使土壤酸溶態Cd含量降低7.50%，12.49%，7.44%和16.35%，其中2%和4%用量的MBC能夠很大程度降低土壤酸溶態Cd的含量，而活性最弱的殘渣態Cd占比由CK的14%增加至15%～23%，且在3%BC處理時占比最大(23%)，說明BC和MBC對促進土壤Cd由活性態向更穩定的殘渣態轉化具有重大意義。此外，MBC的施加可以顯著降低土壤可氧化Cd的含量，且伴隨著可還原態Cd含量的增加。綜上，土壤中Cd的鈍化主要方式為降低土壤中酸溶態Cd和可還原態Cd的含量，增加殘渣態Cd的含量。

3 討論

將3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC施入土壤培養30 d均能使原堿性土壤的pH值降低近0.1個單位。土壤pH值的變化可能使土壤環境發生一定的變化，能夠直接影響土壤環境的氧化還原電位，從而間接影響土壤中As和Cd的存在狀態和生物有效性[24]。土壤pH值的降低使MBC表面質子化程度增強，且MBC擁有較BC更高的電荷零點和更大的CEC，使得帶負電的砷酸根離子與生物炭之間的排斥作用降低，從而促進土壤As與MBC的結合固定[25]。

圖5 不同生物炭培養后土壤TCLP提取態Mn的質量比 Fig. 5 Contents of TCLP extracted Mn in soil after different biochar cultures

MnO2是土壤中常見且吸附性強的一種物質。在筆者的研究中，施加3%負載MnO2的MBC進入土壤可以最大程度地降低土壤TCLP提取態As的含量，不會顯著增加土壤TCLP提取態Mn的含量(圖5)。此外其他處理的土壤TCLP提取態As的含量(3%BC>4%MBC>2%MBC>CK)也均與土壤TCLP提取態Mn含量存在負相關關系(CK>2%MBC>4%MBC>3%BC)，這可能是MBC施入土壤，導致MBC表面上的MnO2與土壤中As發生反應，As被生物炭固定，而參與反應的Mn由原本穩定的礦物形態轉為活性較強的離子形態，從而釋放到土壤中，但其釋放量仍處于土壤Mn質量比的一般范圍(100～5 000 μg·g-1)，并未造成土壤Mn毒害[26]。BC施入土壤卻顯著增加了土壤非專性吸附態As的含量，這可能是由于BC的加入導致土壤可溶性有機碳的含量增加，可溶性有機碳與As競爭土壤顆粒上的位點[9]，導致As含量的增加。因此，MBC能夠更好固定土壤中的As，降低As毒性。

酸溶態Cd由于其最易被溶出而易于被植物吸收，被視為生物可利用的形態，其含量的降低有助于降低土壤的Cd活性；殘渣態Cd很難被植物吸收和利用，因此是最穩定的，其含量增加說明Cd被進一步鈍化[23]。本試驗中，BC和MBC施入土壤均能顯著降低土壤TCLP提取態Cd的含量，促進酸溶態Cd向殘渣態Cd的轉化，降低土壤中Cd污染風險。

BC對Cd的鈍化主要是由于Cd與BC表面的羧基、碳酸鹽和硫化物等官能團反應，將土壤中的活性Cd轉化成穩定態Cd[27]；而MBC增加了土壤可還原態Cd和降低了可氧化態Cd的含量，這可能由于MnO2的強氧化作用，使其與可氧化Cd反應而釋放了可還原態Cd。相比于BC，MBC能夠更大程度地降低酸溶態Cd的含量，這可能由于酸溶態Cd與MBC表面的官能團反應，將土壤中的活性Cd轉化成穩定態Cd，此外MBC表面的Mn也可與Cd結合，使其對Cd的固定優于BC。因此，MBC的施加實現了土壤As和Cd的鈍化，更有利于As和Cd復合污染土壤的修復。

4 結論

(1)生物炭改性后，電荷零點和Mn含量升高，表面負載了MnO2，極大促進土壤中As和Cd的固定。

(2)相比于BC，MBC對As-Cd復合污染土壤中As和Cd的鈍化效果更好。施加MBC可以顯著降低堿性土壤的pH值、As和Cd的生態風險、TCLP提取態As和Cd的含量。土壤TCLP提取態Cd的含量和Cd生態風險隨著MBC施用量的增加而降低。MBC可通過減少As-Cd污染土壤中非專性吸附態As、晶質鐵鋁氧化物結合態As、酸可溶態Cd和可還原態Cd的含量，增加殘渣態As和Cd含量來實現對土壤中As-Cd的鈍化。因此，MBC更能有效修復As-Cd復合污染土壤。