郭炳躍，楊錕鵬，張 璟，戴俊成，程知言，張亞平②

(1.江蘇省地質(zhì)勘查技術(shù)院，江蘇 南京 210049；2.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院/ 能源熱轉(zhuǎn)換及其過程測控教育部重點實驗室，江蘇 南京 210096；3.江蘇省地質(zhì)局，江蘇 南京 210018)

2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》[1]顯示，耕地土壤Cd和Pb點位超標(biāo)率分別為7.0%和1.5%。重金屬可以在農(nóng)作物上富集，并通過食物鏈進(jìn)入人體，進(jìn)而對人類健康造成嚴(yán)重危害[2]。目前已經(jīng)有多種針對重金屬污染土壤的修復(fù)技術(shù)得到運用，其中，鈍化修復(fù)技術(shù)由于具有對土壤環(huán)境影響小、投入成本低等特點，受到廣泛關(guān)注。

生物炭作為一種優(yōu)良的鈍化材料，因具有原料來源廣泛、比表面積大、官能團(tuán)豐富等優(yōu)點，已成為耕地土壤修復(fù)領(lǐng)域的研究熱點[3]。生物炭添加到土壤后可以通過提高土壤pH來降低重金屬在土壤中的移動性，同時生物炭表面的有機(jī)含氧官能團(tuán)可以作為重金屬的吸附位點，促進(jìn)生物炭對重金屬的吸附固定作用[4]。生物炭材料的表面結(jié)構(gòu)和官能團(tuán)數(shù)量可以通過化學(xué)改性方式進(jìn)行改善，從而為生物炭的特定吸附功能提供更多活性位點[5-6]，進(jìn)而增強(qiáng)對重金屬的鈍化能力。研究[7]表明，HNO3氧化、NaOH堿化、KMnO4浸漬和FeCl3浸漬等手段可以有效提升生物炭鈍化土壤中Cd的能力，并降低土壤鎘活性形態(tài)含量。生物炭經(jīng)過MnOx改性后，能夠通過增加表面官能團(tuán)數(shù)量和種類有效降低Pb和Cu在土壤中的有效性，并且不造成土壤Mn污染[8-10]。此外，通過添加聚乙烯亞胺(PEI)/甲醇穩(wěn)固改性生物炭上氨基位點活性，并在鈍化Pb的同時，顯著提高土壤有機(jī)質(zhì)含量[11-12]。我國耕地土壤重金屬污染日趨多元化，經(jīng)單一手段改性的生物炭所能負(fù)載的官能團(tuán)有限。然而，有關(guān)兩種化學(xué)改性方法相結(jié)合提升生物炭對Pb、Cd復(fù)合污染土壤鈍化能力的研究較少。

因此，以二氧化錳/氨基聯(lián)合改性生物炭為鈍化材料，以中度Pb、Cd復(fù)合污染土壤為研究對象開展土壤修復(fù)試驗，分析二氧化錳/氨基改性生物炭對土壤基本理化性質(zhì)及重金屬遷移轉(zhuǎn)化的影響，以期為促進(jìn)生物炭在重金屬復(fù)合污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料制備及試驗方法

1.1.1生物炭制備與改性

采用稻稈(采購自江蘇省南京市勤豐秸稈有限公司)為原料制備生物炭。將稻稈用去離子水清洗數(shù)次后，置于80 ℃干燥箱中烘干至恒重，使用粉碎機(jī)粉碎至粒徑為0.3～0.8 mm，過100 mm孔徑篩后密封保存。

稻稈生物炭(BC)的制備：稱取10 g預(yù)處理的稻稈原料，裝入已經(jīng)事先填充了石英棉的石英管中。將N2以0.5 L·min-1的速率通入石英管放入炭化爐(高性能炭化熱解爐，南京精希德儀器有限公司)中進(jìn)行熱解，保持升溫速率和停留時間分別為10 ℃·min-1和1 h，熱解溫度保持在600 ℃。待熱解完成且炭化爐冷卻后，收集炭化爐中的生物炭樣品置于干燥器中備用。

二氧化錳改性生物炭(MBC)的制備：稱取15 g BC與5.44 g高錳酸鉀在150 mL去離子水中混合，在室溫條件下將懸浮液超聲混合2 h，然后在40 ℃恒溫磁力攪拌器中攪拌4 h，之后繼續(xù)在攪拌作用下向上述溶液中加入100 ml 0.5 mol·L-1醋酸錳溶液，溶液中可以觀察到產(chǎn)生二氧化錳沉淀，隨后將懸浮液加熱到80 ℃并保持30 min后過濾，用去離子水清洗數(shù)次后，置于烘箱中烘干至恒重(24 h)，獲得MBC備用。

氨基改性生物炭(NBC)的制備：準(zhǔn)確稱取20 g BC，添加到100 mL 0.1 g·mL-1PEI/甲醇溶液中，并置于恒溫振蕩箱(KYC-1102C，上海新苗醫(yī)療器械制造有限公司)中在30 ℃條件下以160 r·min-1持續(xù)振蕩24 h。然后將生物炭立即轉(zhuǎn)移到200 mL體積分?jǐn)?shù)為1%的戊二醛溶液中。同樣，將該溶液在30 ℃條件下以160 r·min-1持續(xù)振蕩30 min以進(jìn)行交聯(lián)。最后，將氨基改性后的生物炭用去離子水洗滌并干燥備用，記為NBC。

二氧化錳/氨基改性生物炭(MNBC)的制備：將二氧化錳改性后的生物炭按照氨基改性方法再次進(jìn)行改性，獲得的生物炭經(jīng)過過濾、洗滌和干燥后備用，記為MNBC。

1.1.2土培試驗

供試土壤采自東南大學(xué)大草坪表層土壤(43°47′27.57″ N、128°48′4.95″ E)。向供試土壤中加入一定體積Pb(NO3)2和Cd(NO3)2·4H2O溶液污染土壤，充分?jǐn)嚢杈鶆颍允雇寥乐蠵b和Cd含量分別為240和0.9 mg·kg-1。將所得的Pb、Cd復(fù)合污染土壤以田間持水量的60%～70%穩(wěn)定1個月，將污染土壤過2 mm孔徑篩后備用。

稱取適量Pb、Cd復(fù)合污染土壤，以0、2、4和6 g·kg-1(即w分別為0、0.2%、0.4%和0.6%)的添加量分別將4種生物炭施入土壤中，與土壤充分混合。每個處理設(shè)置3個重復(fù)試驗，采用去離子水對土壤補(bǔ)充水分，使其保持田間持水量的60%～70%，其中，未施加生物炭的污染土壤處理作為對照(CK)。在每個燒杯上覆蓋一層塑料薄膜，并刺穿1個小孔以利于氣體交換。在室溫條件下培養(yǎng)30 d后，取出土壤樣品，風(fēng)干過篩后，進(jìn)行相關(guān)指標(biāo)檢測。

1.2 分析方法

1.2.1生物炭和土壤基本理化性質(zhì)

生物炭和土壤pH、電導(dǎo)率(EC)的測定：準(zhǔn)確稱取過2 mm孔徑篩的10 g土壤樣品或過100 mm孔徑篩的2.5 g生物炭置于50 mL燒杯中，加入已經(jīng)去除CO2的去離子水25 mL〔m(土)∶V(液)分別為1∶2.5和1∶10〕，利用玻璃棒持續(xù)攪拌1 min，以使土壤顆粒充分分散，靜置30 min后采用pH計(SX-620，上海雷磁儀器有限公司)和EC計(DDB-303A，上海雷磁儀器有限公司)分別測定pH和EC值。生物炭和土壤有機(jī)質(zhì)(SOM)含量的計算：采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法獲得土壤有機(jī)碳含量，再乘以換算系數(shù)1.724即可得到有機(jī)質(zhì)含量。

1.2.2土壤中重金屬全量、有效態(tài)和形態(tài)分布測定

土壤重金屬全量的測定：采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸全分解法進(jìn)行消解，測定消解后樣品中重金屬含量，由此確定土壤重金屬全量。

土壤重金屬有效態(tài)的測定：以0.01 mol·L-1氯化鈣溶液為提取劑浸提土壤中有效態(tài)重金屬，經(jīng)過振蕩、離心和過濾后測定濾液中重金屬濃度。

土壤重金屬形態(tài)分布的測定：采用BCR三態(tài)提取法測定土壤中多種重金屬形態(tài)，包括殘渣態(tài)、酸溶態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)，確定重金屬形態(tài)分布規(guī)律。

以上土壤重金屬全量、有效態(tài)及形態(tài)分布測定均采用石墨爐原子吸收光譜儀(PEAAS600，PerkinElmer)。

4種生物炭的基本理化性質(zhì)見表1。

表1 生物炭的基本理化性質(zhì)

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭對土壤基本性質(zhì)的影響

2.1.1生物炭對土壤pH的影響

土壤pH是生物炭固定土壤中重金屬的重要影響因素。施加生物炭30 d后，不同種類生物炭在不同施加量條件下對土壤pH的影響見圖1。如圖1所示，土壤施加MBC后，土壤pH隨著施加量的增加呈下降趨勢。在0.2%、0.4%和0.6%的施加量條件下，MBC施用后土壤pH值分別為7.84、7.81和7.79。相較于BC，二氧化錳改性生物炭自身pH減小，且低于土壤本底pH，因此隨著MBC的增加土壤pH持續(xù)下降。

CK為對照，BC、MBC、NBC和MNBC分別為稻稈生物炭、二氧化錳改性生物炭、氨基改性生物炭和二氧化錳/氨基改性生物炭。直方柱上方英文小寫字母不同表示同一生物炭施加量條件下不同生物炭處理間土壤pH差異顯著(P<0.05)。

隨著BC、NBC和MNBC 3種生物炭施加量增加，各處理土壤pH值不斷增大，其中，NBC處理土壤pH提升幅度最大，其后依次為BC和MNBC處理。當(dāng)生物炭施加量為0.2%時，與CK相比，BC、NBC和MNBC處理土壤pH值由7.85分別增加至7.92、8.04和7.92；當(dāng)施加量增加至0.6%時，3種生物炭處理土壤pH值進(jìn)一步分別提高到8.06、8.15和7.99，與CK相比分別增加0.21、0.30和0.14。土壤pH值的增加可能與生物炭pH值有關(guān)。生物炭施入土壤后，生物炭中存在的堿性離子(包括Ca2+、Mg2+和K+)以碳酸鹽和氧化物形式釋放，陽離子與土壤中酸性離子交換可以有效中和土壤酸度，從而提高土壤pH值[13]。此外，生物炭表面存在的帶負(fù)電荷的羧基、羥基和酚基與酸性離子相互作用，從而降低H+濃度[14]。

2.1.2生物炭對土壤電導(dǎo)率的影響

電導(dǎo)率(EC)可用于度量陽離子和陰離子的可溶性營養(yǎng)素[15]，生物炭對土壤電導(dǎo)率的影響見圖2。如圖2所示，生物炭施用量增加導(dǎo)致土壤EC值呈不同程度提高趨勢，而4種生物炭對土壤EC值提升能力由高到低依次為BC、MBC、MNBC和NBC。當(dāng)施加量為0.2%時，BC、MBC、NBC和MNBC處理土壤EC值由305 μS·cm-1分別升高至385、356、345和354 μS·cm-1；當(dāng)施加量為0.6%時，BC、MBC、NBC和MNBC處理土壤EC值分別最大增至412、410、381和399 μS·cm-1。BASHIR等[16]將稻稈生物炭和KOH改性稻桿生物炭分別以15和30 g·kg-1的施加量進(jìn)行60 d的土培試驗，也得到土壤EC值隨施用量的提高而升高的結(jié)果。土壤EC值的增加可能是由于生物炭灰分含量較高[17]，而幾種生物炭材料對土壤中可溶性離子含量的提升能力不同，從而導(dǎo)致不同處理土壤EC值的差異。

CK為對照，BC、MBC、NBC和MNBC分別為稻稈生物炭、二氧化錳改性生物炭、氨基改性生物炭和二氧化錳/氨基改性生物炭。直方柱上方英文小寫字母不同表示同一生物炭施加量條件下不同生物炭處理間土壤EC差異顯著(P<0.05)。

2.1.3改性生物炭對土壤有機(jī)質(zhì)的影響

土壤中有機(jī)質(zhì)含量是影響土壤肥力和土壤中重金屬含量的關(guān)鍵因素，不同生物炭處理土壤有機(jī)質(zhì)含量變化見圖3。如圖3所示，與土壤EC變化規(guī)律相似，生物炭處理土壤有機(jī)質(zhì)含量整體呈現(xiàn)上升趨勢，且隨生物炭施加量的提高，土壤有機(jī)質(zhì)含量不斷增加。與CK相比，隨著生物炭施加量由0.2%增加至0.6%，BC、MBC、NBC和MNBC處理土壤有機(jī)質(zhì)含量增幅范圍分別為4.2%～12.6%、6.5%～20.1%、15.4%～33.6%和20.6%～36.9%，其中，MNBC處理土壤有機(jī)質(zhì)含量最高可達(dá)29.3 g·kg-1。生物炭處理土壤中有機(jī)質(zhì)含量增加主要是因為生物炭中有機(jī)碳和有機(jī)質(zhì)含量較高，能有效提高土壤有機(jī)質(zhì)含量[18]。此外，有機(jī)物分解及土壤顆粒中有機(jī)分子的吸收都會導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)含量增加[19]。相較于BC，改性處理后的生物炭對土壤有機(jī)質(zhì)的增加作用更為明顯，可能是由于改性生物炭有機(jī)質(zhì)含量較高且具有更豐富的微孔結(jié)構(gòu)和更多種類的表面官能團(tuán)。此外，土壤中重金屬與有機(jī)質(zhì)之間存在顯著相關(guān)性，同時土壤中重金屬與其他土壤成分(即黏土礦物和氧化物)的相互影響也十分明顯[20]，這表明土壤有機(jī)質(zhì)增加可以增強(qiáng)生物炭對土壤中重金屬的結(jié)合能力。

CK為對照，BC、MBC、NBC和MNBC分別為稻稈生物炭、二氧化錳改性生物炭、氨基改性生物炭和二氧化錳/氨基改性生物炭。直方柱上方英文小寫字母不同表示同一生物炭施加量條件下不同生物炭處理間土壤有機(jī)質(zhì)含量差異顯著(P<0.05)。

2.2 生物炭對土壤中重金屬有效態(tài)的影響

土壤中重金屬的潛在植物毒性與它們的生物有效性有很大關(guān)系，已有研究顯示，農(nóng)作物可食部分中重金屬含量與土壤中CaCl2可萃取金屬含量呈正相關(guān)關(guān)系[21]。添加不同生物炭后，土壤有效態(tài)Pb和Cd含量變化見圖4。如圖4所示，與CK相比，生物炭的添加顯著減少土壤有效態(tài)Pb和Cd含量，并且施加量越高，有效態(tài)重金屬含量降低率也越大。當(dāng)生物炭施用量為0.2%時，BC、MBC、NBC和MNBC處理土壤有效態(tài)Pb含量降低率分別為18.1%、22.2%、20.7%和31.9%；而當(dāng)施用量為0.6%時，BC、MBC、NBC和MNBC處理土壤有效態(tài)Pb含量降低率分別為25.5%、51.6%、41.2%和67.2%。由此可見，不同生物炭對土壤有效態(tài)Pb降低能力由高到低依次為MNBC、MBC、NBC和BC。

CK為對照，BC、MBC、NBC和MNBC分別為稻稈生物炭、二氧化錳改性生物炭、氨基改性生物炭和二氧化錳/氨基改性生物炭。同一幅圖中，直方柱上方英文小寫字母不同表示同一生物炭施加量條件下不同生物炭處理間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

與有效態(tài)Pb含量的降低趨勢相似，有效態(tài)Cd含量也出現(xiàn)不同程度的降低。當(dāng)生物炭施加量為0.6%時，BC、MBC、NBC和MNBC處理有效態(tài)Cd含量降低率分別達(dá)13.1%、34.2%、26.4%和47.6%。值得注意的是，雖然生物炭的添加同樣能有效固定土壤中Cd，但整體而言，其對Cd的固定效率低于Pb。這可能是由Pb和Cd固有化學(xué)性質(zhì)的差異導(dǎo)致的。已有研究[22]表明，Pb和Cd固定化效率的差異可以通過路易斯酸堿理論來解釋。與Cd(軟酸)相比，Pb為硬質(zhì)酸，而硬質(zhì)酸更傾向于與生物炭表面的羧基、羥基和氨基(硬堿)進(jìn)行配位。因此，生物炭對Pb的鈍化效率顯著高于Cd。

生物炭對土壤中重金屬的固定作用是多種因素共同作用的結(jié)果。首先，土壤pH是影響被污染土壤中重金屬種類和遷移率的重要因素。土壤pH值升高會增加土壤和生物炭顆粒中負(fù)電荷密度，有利于對Pb和Cd的固定化。其次，土壤有機(jī)質(zhì)具有很高的重金屬保留能力[23]，有機(jī)質(zhì)表面的各種官能團(tuán)，如羧基(—COOH)和羥基(—OH)可以與重金屬結(jié)合形成強(qiáng)絡(luò)合物，從而降低重金屬利用率[24]。此外，生物炭中灰分可能會導(dǎo)致Pb和Cd與Ca2+、Mg2+和PO43-等陽離子或陰離子共沉淀[25]。筆者研究中，MNBC對Pb和Cd的鈍化效率最高，一方面可能是由于二氧化錳/氨基改性后，生物炭比表面積和孔隙率顯著增加，這增強(qiáng)了生物炭對金屬離子的吸附能力；另一方面，改性生物炭表面不僅原有官能團(tuán)數(shù)量增多，同時新增Mn-O和氨基(—NH2)官能團(tuán)，可以通過形成強(qiáng)共價鍵的方式促進(jìn)Pb和Cd的固定[26]。因此，與BC、MBC和NBC相比，MNBC在降低土壤重金屬的生物有效性方面具有更大的潛力。

2.3 生物炭對土壤中重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

通常，土壤中重金屬形態(tài)可以分成酸溶態(tài)(F1)、可還原態(tài)(F2)、可氧化態(tài)(F3)和殘渣態(tài)(F4)4類。其中，F(xiàn)1被認(rèn)為是可交換的碳酸鹽相關(guān)組分，容易受到環(huán)境pH值變化的影響；F2是Fe和Mn氧化物相關(guān)組分，在缺氧條件下熱力學(xué)性質(zhì)相對不穩(wěn)定。因此，重金屬的這兩種形態(tài)被確定為可生物利用或直接作用的部分[27]。與有機(jī)物和硫化物有關(guān)的可氧化態(tài)組分由于具有較高的抗降解性，被認(rèn)為是相對穩(wěn)定的部分；而殘渣態(tài)組分被確定為無毒。

施加生物炭后土壤中Pb和Cd形態(tài)分布見圖5。如圖5所示，CK酸溶態(tài)Cd占Cd總量的比例最大，達(dá)到58.7%，表明其具有很高的遷移率和生物利用度。相比之下，酸溶態(tài)Pb僅占21.7%。而當(dāng)不同施加量生物炭加入污染土壤后，重金屬化學(xué)形態(tài)發(fā)生明顯變化。當(dāng)生物炭施加量為0.2%時，BC、MBC、NBC和MNBC處理土壤酸溶態(tài)Pb和Cd的比例分別降低至19.3%、16.2%、19.2%和15.2%以及55.0%、51.2%、52.2%和49.5%；當(dāng)施加量增加至0.6%時，土壤酸溶態(tài)Pb和Cd的比例分別降低至17.3%、12.1%、14.2%和11.7%以及50.3%、44.2%、46.8%和40.7%。相反，生物炭的施用使土壤中殘渣態(tài)組分比例明顯升高。與CK相比，BC、MBC、NBC和MNBC可使土壤中殘渣態(tài)Pb和Cd的比例分別提高1.7%～4.5%、3.6%～10.8%、1.9%～7.8%和5.8%～12.6%以及1.1%～2.6%、3.0%～7.5%、1.8%～5.1%和5.3%～9.1%。綜合結(jié)果顯示，0.6%施加量的MNBC能使土壤中酸溶態(tài)組分重金屬最大程度降低，同時最大幅度增加殘渣態(tài)組分，這表明MNBC在降低重金屬遷移率和提高固定效率方面的效果最佳。

CK為對照，BC、MBC、NBC和MNBC分別為稻稈生物炭、二氧化錳改性生物炭、氨基改性生物炭和二氧化錳/氨基改性生物炭。F1為酸溶態(tài)，F(xiàn)2為可還原態(tài)，F(xiàn)3為可氧化態(tài)，F(xiàn)4為殘渣態(tài)。

為更好顯示生物炭鈍化能力，對有效態(tài)Pb、Cd與4種形態(tài)之間的相關(guān)性(表2～3)進(jìn)行分析。

表2 土壤中有效態(tài)Pb與4種形態(tài)的相關(guān)系數(shù)

表3 土壤中有效態(tài)Cd與4種形態(tài)的相關(guān)系數(shù)

表2～3顯示，生物炭施加后土壤有效態(tài)重金屬含量與土壤酸溶態(tài)重金屬含量呈極顯著正相關(guān)(Pb和Cd的相關(guān)系數(shù)分別為0.950和0.935，P<0.01)，而與殘渣態(tài)重金屬含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(Pb和Cd的相關(guān)系數(shù)分別為-0.959和-0.936，P<0.01)。此外，酸溶態(tài)和殘渣態(tài)重金屬含量也存在極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(Pb和Cd的相關(guān)系數(shù)分別為-0.960和-0.930，P<0.01)。以上結(jié)果表明，生物炭的施加可以將重金屬化學(xué)形態(tài)由不穩(wěn)定組分顯著改為相對穩(wěn)定的組分，從而降低其對生物的毒性作用。

3 結(jié)論

(1)生物炭的施加能夠顯著改變土壤基本理化性質(zhì)(pH、EC和有機(jī)質(zhì)含量)，且變化幅度隨生物炭施加量的增加而更明顯。

(2)與對照土壤相比，生物炭的施加有效地降低土壤有效態(tài)Pb和Cd含量，降低程度由高到低依次為MNBC、MBC、NBC和BC。二氧化錳/氨基改性顯著提升生物炭鈍化性能，且生物炭對Pb的鈍化效率大于Cd。

(3)生物炭的施加可以有效地將重金屬化學(xué)形態(tài)由不穩(wěn)定的酸溶態(tài)和可還原態(tài)組分轉(zhuǎn)化為相對穩(wěn)定的殘渣態(tài)和可氧化態(tài)組分。