含鈣無機鈍化劑與米糠聯(lián)用對鎘污染土壤的原位修復

舒冉君，呂文英，余樂洹，龔玉蓮，佘婷婷，李云輝，黃更生

(1.廣東第二師范學院 生物與食品工程學院，廣州 510303：2.廣東工業(yè)大學 環(huán)境科學與工程學院， 廣州 510006；3.廣東高校應(yīng)用生態(tài)工程技術(shù)開發(fā)中心，廣州 510303)

1 引言

鎘(Cd)是一種高毒性、分布普遍的重金屬，土壤中Cd污染主要來源于采礦、有色金屬冶煉以及污水、農(nóng)藥化肥廢棄物等生產(chǎn)活動。土壤受重金屬Cd污染，往往導致土壤肥力退化，農(nóng)作物重金屬含量超標。Cd會毒害植物生長或者通過食物鏈的傳遞危害人體健康[2]。我國華南地區(qū)土壤以赤紅壤、紅壤和磚紅壤為典型代表[3]，酸性或弱酸性的土壤環(huán)境更有利于Cd的釋放、遷移，從而進一步加劇其生態(tài)毒性效應(yīng)。

土壤重金屬穩(wěn)定化技術(shù)是在土壤中添加無機或有機物質(zhì)作為鈍化劑將土壤中高生物有效性的重金屬含量降低，以減少對生態(tài)系統(tǒng)以及人體危害。國內(nèi)外已進行了大量關(guān)于鈍化劑修復重金屬污染土壤的研究，常見的鈍化劑包括無機鈍化劑(如磷酸鹽、堿性物質(zhì)、碳酸鹽、硫化物、硅酸鹽等)和有機鈍化劑(如有機酸、有機肥料、有機質(zhì)、生物乳化劑等)兩大類[4]。然而使用單一鈍化劑，存在修復效果低，易破壞土壤生態(tài)環(huán)境體系平衡，或僅對部分重金屬具有選擇性修復效果，難以滿足實際污染土壤的改良修復要求等弊端，因而復配鈍化劑的施用成為近年來研究的熱點。

農(nóng)業(yè)副產(chǎn)物在土壤中長期施用是一個類似堆肥的過程，能夠產(chǎn)生腐殖質(zhì)從而促進重金屬與土壤的團聚、降低重金屬生物有效性，同時其使用成本低廉，具備良好的應(yīng)用潛力，受到研究者的青睞[5]。已有研究表明，復配使用生石灰+有機肥[6]、熟石灰+蠶沙[7]、石灰+豬糞[8]、海泡石+磷酸鹽[9]對Cd污染土壤進行修復比單獨使用其中一種鈍化劑在修復效果、土壤性能改善、經(jīng)濟效益等方面都更具優(yōu)勢。而從前期的研究[10]也發(fā)現(xiàn)，米糠(rice bran，RB)作為復配鈍化劑的成分之一用于土壤鉛(Pb)污染修復獲得了令人滿意的修復效果，但用于Cd污染修復尚未見類似報道。如上所述，華南紅壤區(qū)重金屬污染脅迫壓力大，同時Cd的生物毒性當量較Pb更高，對Cd污染土壤的原位修復技術(shù)研究因此十分必要且緊迫。本文以米糠與氧化鈣(CaO)和過磷酸鈣(SSP)復配為鈍化材料，用于Cd污染土壤的修復，在探究鈍化效果的同時考察復配鈍化劑對土壤理化性質(zhì)的改良程度，為米糠的資源化利用和酸性土壤的Cd污染修復提供參考。

2 材料與方法

2.1 材料

供試土壤樣品取自廣州大學城林地表層(5～10 cm)，為赤紅壤，經(jīng)自然風干、除雜、粉碎、過篩等處理后備用。測得原始土樣pH值為5.6，有機質(zhì)含量為45.30 g/kg。以硝酸鎘溶液形式加入Cd元素，于室溫下陳化90 d，制得Cd污染土樣。測定其基本理化性質(zhì)如下：pH值為5.5，有機質(zhì)含量為35.38 g/kg，總Cd 9.28 mg/kg，總Pb 24.13 mg/kg，總Cu 29.36 mg/kg，總Zn 44.52 mg/kg。

米糠是稻谷制作成大米過程中的副產(chǎn)物，主要成分為纖維素、蛋白質(zhì)、氨基酸等，有機質(zhì)含量超過99%，未檢出重金屬Cd；CaO、SSP購自廣州化學試劑公司，為分析純級別。

2.2 實驗設(shè)計

依據(jù)課題前期試驗結(jié)果[11]確定米糠的最佳投加量為供試土壤質(zhì)量的6%時，對土壤理化性質(zhì)的改良效果以及經(jīng)濟效益較為合適，參考文獻氧化鈣的添加量為2%。實驗設(shè)置6個處理組，每個處理組3個重復，分別為：①對照組；②6%RB處理組；③2%CaO處理組；④0.6%SSP處理組；⑤6%RB+2%CaO處理組；⑥6%RB+0.6%SSP處理組。按上述實驗方案將土壤與鈍化劑充分混合均勻，室溫下放置，保持50%左右的含水率，分別在第20 d、40 d、60 d時取樣，測定Cd的不同形態(tài)的濃度及其浸出毒性，并檢測pH值、有機質(zhì)含量及酶活性(過氧化氫酶、脲酶)等土壤理化性質(zhì)指標。

2.3 測定方法與數(shù)據(jù)處理

土壤pH值[12]和土壤有機質(zhì)含量[13]測定均采用相應(yīng)的國標方法；土壤過氧化氫酶和脲酶活性測定采用滴定法[14]；土壤重金屬總量提取用四酸消解法[15]；Cd形態(tài)用BCR法[16]提取，Cd的浸出濃度用TCLP法[17]提取，用火焰原子吸收分光光度計(日立Z-2000)測定BCR和TCLP提取液中的Cd濃度，所有溶液上機前過0.45 μm濾膜。

采用Origin進行作圖，采用SPSS 25.0進行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析。各處理組各測定指標之間的比較采用單因素方差分析(ANOVA)，兩兩比較采用LSD事后檢驗，顯著性水平設(shè)為0.05。

3 結(jié)果與討論

3.1 對土壤有機質(zhì)的影響

土壤有機質(zhì)具有的活性位點對陽離子能產(chǎn)生吸附作用，從而能降低土壤中可活躍態(tài)Cd的含量[18]。由圖1可知，與對照組相比，單獨添加6%米糠可顯著提高土壤有機質(zhì)含量(+90.02 %，p<0.05)，單獨施用無機鈍化劑則對土壤有機質(zhì)含量沒有顯著影響(0.6%SSP處理組和2 %CaO處理組，p>0.05)。當無機鈍化劑與米糠聯(lián)用后，與單施2 %CaO和單施0.6%SSP相比，有機質(zhì)含量分別增加了70.33%和73.55%，表明米糠的添加可以有效緩解CaO對土壤有機質(zhì)的破壞；米糠與過磷酸鈣聯(lián)用，不僅能提高土壤有機質(zhì)含量，從而提高磷肥的利用效率，反過來磷還可促進米糠在土壤中的腐殖化[19]。

圖1 不同鈍化劑對Cd污染土壤有機質(zhì)含量的影響(60 d)

3.2 對土壤pH值的影響

pH值大小與重金屬在土壤中的環(huán)境化學行為息息相關(guān)。土壤pH值的改變，一方面會影響土壤膠體表面電荷的分布[20]，從而影響重金屬的吸附-解吸平衡；另一方面，重金屬磷酸鹽、碳酸鹽等難溶物的溶解度也會隨土壤pH值變化而產(chǎn)生變化，從而改變重金屬在土壤中的賦存形式，因而在重金屬鈍化研究中是一個重要的觀測指標。總體上，較高的pH值有利于包括Cd在內(nèi)的大部分重金屬的固定。而有機物添加到土壤中可通過改變土壤pH值和氧化還原電位，從而影響重金屬的沉淀-溶解平衡[21]。由圖2可以看出，不同鈍化劑的施用不同程度地提高了土壤的初始pH值，以CaO的調(diào)節(jié)效果最為顯著，與已有的研究結(jié)果相符[11]。與單獨投加CaO相比，米糠的加入使得土壤pH值有所降低，且隨時間的推移pH值下降明顯(圖2)。米糠本身含有羧基(-COOH)[22]，在施加了CaO的堿性土壤環(huán)境中會中和一部分OH-，同時米糠腐熟后形成的腐殖質(zhì)物質(zhì)含有的酸性官能團也可與OH-反應(yīng)，從而導致pH值較單施CaO時降低。過磷酸鈣與米糠復配使用，則一定程度上較單獨施用過磷酸鈣對土壤pH值有一定的改善效果(圖2)，盡管不顯著(p>0.05)。

3.3 對土壤酶活性的影響

土壤酶活性反映了土壤中進行各種生物化學過程的動力和強度，許多研究均表明土壤酶活性可以作為土壤肥力、土壤質(zhì)量和微生物活性的重要指標[23]。經(jīng)過60 d的鈍化，各處理組土壤的脲酶和過氧化氫酶活性如圖3所示。

注：A～D、a～f分別表示初始和60天時的 各實驗組數(shù)據(jù)的差異情況

注： a～f、A～F分別表示過氧化氫酶和脲酶活性各實驗組 數(shù)據(jù)的差異情況

不同鈍化劑存在的土壤環(huán)境中，脲酶活性從大到小依次為：6 %RB處理組(2.59×10-3mg/g)>6%RB+0.6%SSP處理組(1.63×10-3mg/g)>6%RB+2%CaO處理組(5.77×10-4mg/g)>對照組(4.53×10-4mg/g)> 0.6%SSP處理組(3.26×10-4mg/g)> 2%CaO處理組(2.39×10-4mg/g)。脲酶活性通常反映土壤對氮元素的轉(zhuǎn)化能力，與土壤的微生物量、有機質(zhì)含量等指標正相關(guān)[24]。本研究中不同處理組土壤有機質(zhì)含量大小與脲酶活性高低表現(xiàn)出高度一致的趨勢，印證了兩者的相關(guān)關(guān)系。米糠中含有大量酶，對土壤酶量有增加作用[25,26]；另一方面米糠能夠為產(chǎn)酶微生物提供豐富的營養(yǎng)來源，有利于微生物的繁殖[27,28]，這些因素都促進了脲酶活性的提高。

過氧化氫酶在防止活性氧對生物體造成損傷方面發(fā)揮著重要作用，其活性大小一定程度上反映土壤的生物代謝能力[29]，是影響土壤肥力的一個關(guān)鍵酶。經(jīng)過60天鈍化處理，過氧化氫酶活性相比對照組均有所增加，且復配鈍化劑處理組比單獨施用過磷酸鈣或米糠表現(xiàn)出更好的改善效果(圖4)。單施CaO處理組的過氧化氫酶活性最大(3.81 mg/g)，其次是RB+CaO處理組(3.00 mg/g)，這是因為過氧化氫酶活性受pH值影響較大，pH值在6～10時的活性最佳，過高或過低的pH值都會使其活性受到抑制[30]。結(jié)合本實驗不同處理組的土壤pH值(圖2)，此結(jié)果符合預期。

3.4 對Cd穩(wěn)定效率的影響

土壤中重金屬的穩(wěn)定效率是評判鈍化材料鈍化效果的重要指標，由下式計算得到：

(1)

式(1)中:ci和ce分別為污染土壤鈍化前、后某種金屬元素的浸出濃度(mg/L)。

注：a～c,a1～e1,a2～e2等分別表示不同鈍化時間 各實驗組之間數(shù)據(jù)的差異情況

從圖4可以看出，復配鈍化劑的使用對Cd的穩(wěn)定效果總體上均好于單一鈍化劑，在短期內(nèi)(20 d)穩(wěn)定效率就分別達到25.42%(6%RB+2%CaO)和21.11%(6%RB+0.6%SSP)，較單一鈍化作用提高了106.00%(6%RB+2%CaO vs. 2%CaO)和76.36%(6%RB+0.6%SSP vs. 0.6%SSP)。對于6%RB+2%CaO的復配鈍化劑，米糠加入土壤后形成的有機質(zhì)有利于Cd在土壤膠體表面的吸附絡(luò)合[31]，同時CaO的加入提高了土壤pH值，使Cd的遷移性減小。對于6%RB+0.6%SSP復配鈍化劑，其鈍化效果的改善可能有三部分原因：一是過磷酸鈣對Cd的直接沉淀作用[32]，二是米糠的吸附和絡(luò)合作用，三是過磷酸鈣對米糠腐殖化的促進，腐殖質(zhì)中的富里酸能與Cd形成難溶絡(luò)合物，降低土壤中Cd的遷移性[33]。對添加不同鈍化劑土壤顆粒表面形貌進行電鏡掃描(圖5)，顯示米糠的存在使得土壤顆粒表面紋理更粗糙，可能促進了土壤團聚體的形成，有利于Cd的穩(wěn)定。

3.5 對Cd形態(tài)分布的影響

已有研究表明，土壤中重金屬的酸可提取態(tài)為生物可利用態(tài)，可還原態(tài)為潛在生物可利用態(tài)，氧化態(tài)、殘渣態(tài)為穩(wěn)定狀態(tài)，植物難以直接吸收[34]。由圖6可知，土壤中Cd形態(tài)主要以弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)為主，但與對照相比，鈍化劑的加入均不同程度地促進了Cd形態(tài)向可氧化態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化。米糠上含有近25%的羥基、羰基等含氧官能團[13]，能夠與Cd發(fā)生表面絡(luò)合和吸附；另一方面投加米糠使土壤pH值有所增高，也是引起土壤中Cd鈍化的一個原因。對于含鈣無機鈍化劑而言，Cd形態(tài)的轉(zhuǎn)化則主要是由于水解產(chǎn)生的Ca2+和Cd2+發(fā)生共沉淀而導致的[35]。與單獨施加CaO相比，米糠和CaO復配處理組土壤中Cd的比例，酸可提取態(tài)減少了15.00%殘渣態(tài)增加了113.30%；而與單獨施加過磷酸鈣相比，米糠和過磷酸鈣復配處理組Cd的比例酸可提取態(tài)減少了16.80%，殘渣態(tài)增加了88.35%，表明米糠與這兩種無機鈍化劑聯(lián)用可對降低土壤Cd的生物可利用性起到一定的協(xié)同作用(圖6)。

4 結(jié)論

(1)含鈣無機鈍化劑與米糠聯(lián)用，對土壤pH值具有緩沖作用，可提高弱酸性土壤的pH值，降低堿性土壤的pH值。

(2)在CaO鈍化劑環(huán)境中的米糠的加入，可有效提升有機質(zhì)的含量，能促進土壤中2種重要酶(過氧化氫酶和脲酶活性)的活性，能有效改善土壤生態(tài)體系。

圖5 添加不同鈍化劑土壤的掃描電鏡(SEM)

圖6 不同鈍化劑對重金屬Cd形態(tài)分布的影響(60 d)

(3)米糠的加入使得無機鈍化劑CaO、過磷酸鈣對土壤中Cd的鈍化效果，優(yōu)于它們單獨施用時的效果，其中以米糠與CaO聯(lián)用效果最佳。但考慮到CaO的施用通常較易導致土壤的板結(jié)，而過磷酸鈣除了起到鈍化的作用外還作為磷肥使用，因此在實際應(yīng)用時應(yīng)結(jié)合所要修復土壤的類型、理化性質(zhì)以及水熱狀況選擇合適的復配鈍化劑。