馬翔邦，趙轉(zhuǎn)軍，韓亮威，鄭旭，孫國懷，岳皓鈺

（1.中國科學院、水利部成都山地災(zāi)害與環(huán)境研究所，山地表生過程與生態(tài)調(diào)控重點實驗室，成都 610041；2.蘭州大學資源環(huán)境學院，蘭州 730030；3.西部環(huán)境系統(tǒng)教育部重點實驗室，蘭州 730030；4.甘肅省環(huán)境污染預(yù)警與控制重點實驗室，蘭州 730000）

礦山開采以及化肥、農(nóng)藥的大量使用加劇了我國農(nóng)田土壤重金屬Cd的污染程度[1]，并因此衍生出土壤板結(jié)、鹽漬化、土壤微生物生境破壞、人體健康風險等問題[2]。土壤中重金屬污染的修復(fù)方法主要有客土法、溶液淋洗、電動修復(fù)、植物修復(fù)和化學穩(wěn)定法等[3]。化學穩(wěn)定法是通過施加修復(fù)劑來降低土壤中重金屬的遷移性和生物有效性，從而達到修復(fù)重金屬污染土壤的目的[4]。

生物炭呈堿性，孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達、比表面積大、活性官能團豐富，其可通過自身特性及對土壤理化性質(zhì)的改變影響重金屬的形態(tài)。生物炭所含的堿性物質(zhì)可促進不溶性重金屬的氫氧化物、碳酸鹽和硅酸鹽的形成，從而降低有效態(tài)重金屬含量[5]；其表面含氧官能團、可促進土壤中的重金屬向有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化[6-7]；此外生物炭可通過提高土壤pH 增強黏土礦物、水合氧化物和有機質(zhì)對重金屬的吸附作用[8-9]，或通過改變土壤微生物結(jié)構(gòu)和酶活性影響重金屬形態(tài)[10]。因此，生物炭被廣泛應(yīng)用于重金屬污染土壤的修復(fù)[11-15]。

在實際修復(fù)應(yīng)用中，復(fù)合類修復(fù)劑的修復(fù)效果常好于單一修復(fù)劑[16-17]，如生物炭和腐植酸復(fù)配施用[18]。腐植酸作為土壤中重要的有機成分，其含量和類型對土壤中重金屬的遷移具有顯著影響[19-20]。胡敏酸和富里酸是腐植酸中活性較高的兩種成分，含有豐富的羧基、羥基、羰基等官能團，可通過吸附、氧化還原和絡(luò)合等作用固定重金屬[21-24]。在腐植酸作用下，生物炭可使土壤中的Cd 活性降低，油菜對Cd 的積累量也因此減少[18]。腐植酸與生物炭復(fù)配作用的效果受多種因素影響，成分來源、添加量、添加比例的不同均會使土壤修復(fù)效果產(chǎn)生差異[25-26]。因此，兩種成分腐植酸在不同添加量下對生物炭穩(wěn)定土壤中重金屬Cd的影響有待進一步研究。

基于此，本文擬通過土培試驗，討論腐植酸與生物炭復(fù)配對Cd 污染土壤理化性質(zhì)的影響，探究腐植酸對生物炭穩(wěn)定污染土壤中Cd 的作用效果及機理，以期為Cd污染土壤修復(fù)工作提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

本試驗所用兩種生物炭分別由玉米秸稈粉末與稻殼粉末在缺氧條件下緩慢升溫至500 ℃后熱解2 h制得。腐植酸購買自西亞化學股份有限公司。供試土壤采自甘肅省白銀市東大溝中游一處農(nóng)田表層（0～20 cm），場地坐標為104°16′31″E，36°29′37″N。土壤理化性質(zhì)和重金屬含量如表1所示。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)Table 1 Physico-chemical properties of the tested soils

供試材料的有機元素含量如表2所示。

表2 實驗材料有機元素分析Table 2 Analysis of organic elements in experimental materials

1.2 試驗設(shè)計

土培試驗選擇兩種不同的生物炭，即玉米秸稈生物炭（CBC）和稻殼生物炭（RBC），分別配比高質(zhì)量分數(shù)（1%，H）和低質(zhì)量分數(shù)（0.1%，L）的胡敏酸（HA）、富里酸（FA），材料混合后均勻添加在受試土壤中進行60 d的培養(yǎng)。為防止土壤樣品及重金屬淋溶流失，將聚乙烯容器底部用保鮮膜密封。試驗共設(shè)置13 個處理：T0（CK），T1（CBC），T2（RBC），T3（HAH），T4（FAH），T5（CBC+HAL），T6（CBC+HAH），T7（CBC+FAL），T8（CBC+FAH），T9（RBC+HAL），T10（RBC+HAH），T11（RBC+FAL），T12（RBC+FAH），每組設(shè)置3個平行。為保持良好的水力條件以促進修復(fù)劑對重金屬的穩(wěn)定作用，土壤含水量保持為最大田間持水量的70%，3 d補充1次水分。培養(yǎng)過程中，分別采集第10、20、30、60天的土壤，土樣自然風干研磨，并分別過2 mm和0.15 mm尼龍篩后保存于密封袋中，用于土壤pH和重金屬形態(tài)含量分析，另外測定培養(yǎng)60 d后土壤的有機質(zhì)（SOM）含量、土壤陽離子交換量（CEC）、有效磷含量。

材料表征：將生物炭與腐植酸混合均勻后分層埋入受試土壤中以探究材料在土壤修復(fù)前后的表面性質(zhì)變化。保持與土培試驗相同的條件，在受試土壤中進行60 d 無擾動培養(yǎng)后，提取出混合材料，將其冷凍干燥后進行表征分析。

1.3 分析測定方法

土壤pH 采用pH 計測定，水土比為2.5∶1（V/m）[27]；CEC、SOM 含量、有效磷含量和Cd 形態(tài)分布分別采用乙酸鈣法[28]、重鉻酸鉀外加熱法[29]、聯(lián)合浸提比色法[30]和改進BCR順序提取法[31]測定。

重金屬遷移指數(shù)（M）是一種指示重金屬穩(wěn)定化程度的指標[32-33]，M值越小，表明重金屬在環(huán)境介質(zhì)中的穩(wěn)定性越好。

式中：Δres為殘渣態(tài)Cd 占比；Δoxid為可氧化態(tài)Cd 占比；Δredu為可還原態(tài)Cd占比；Δacid為弱酸提取態(tài)Cd占比。

1.4 材料表征方法

使用傅里葉紅外光譜儀（NEXUS 670）和光電子能譜儀（島津Axis Supra）分析腐植酸與生物炭材料在污染土壤中培養(yǎng)前后的表面官能團、表面元素及價態(tài)變化，使用有機元素分析儀（Elementar vario EL cube）分析材料中的有機元素含量。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

利用Excel 2016 和Origin 2018 進行數(shù)據(jù)分析和制圖，利用SPSS 22 進行統(tǒng)計分析，單因素ANOVA 法進行顯著性檢驗，P＜0.05表示處理間差異顯著。

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭、腐植酸單獨及復(fù)配對土壤理化性質(zhì)的影響

不同修復(fù)劑對土壤pH 的影響如圖1 所示。供試土壤pH 隨培養(yǎng)時間延長均呈下降趨勢，經(jīng)60 d 土壤培養(yǎng)后，與CK相比，生物炭和腐植酸的添加改變了土壤pH。CBC 和RBC 的加入使土壤pH 升高了0.2～0.3個單位。HA 使土壤pH 下降了0.23 個單位。1% FA的添加顯著改變了土壤的pH，使之下降了0.6～1.0 個單位，pH 最低達到了7.2（T12）。在復(fù)配條件下，生物炭與腐植酸降低了土壤pH，且高腐植酸含量處理更明顯。生物炭由于其芳香共軛結(jié)構(gòu)和富含碳酸鹽的灰分而呈堿性，其加入土壤后會提高土壤的pH，但由于污染土壤本身pH較高，是典型的堿性土壤，因此石灰效應(yīng)不顯著[27]。HA 在中性或者弱堿性土壤中會有少量溶解，其含有的酸性基團可以使土壤pH 降低。FA 是在酸堿條件下都可溶解的小分子腐植酸，研究表明，F(xiàn)A的添加可以增加體系中的H+濃度，從而對土壤pH產(chǎn)生影響[34]。

圖1 不同材料對土壤pH的影響Figure 1 Effects of different materials on soil pH

CEC是土壤緩沖能力的評價指標，是評估土壤保肥能力和土壤改良的重要依據(jù)。不同材料添加60 d后對土壤CEC 的影響如圖2 所示。各材料均能有效提高土壤CEC。在土壤中單獨添加CBC 和RBC 使土壤CEC 分別從3.39 cmol·kg-1提升至3.79 cmol·kg-1和3.92 cmol·kg-1；FA 以及FA 與生物炭的復(fù)配使土壤CEC 上升了3.92%～24.29%；HA 的添加則顯著提高了土壤中CEC，單獨添加HA 以及HA 與CBC 和RBC 復(fù)配添加使土壤CEC 上升了53.39%～87.91%。1% FA和RBC復(fù)配添加使土壤CEC 上升了24.56%。相較而言，HA 對土壤CEC 提高效果更明顯。生物炭和腐植酸的官能團豐富，并且各種氧化作用也增加了生物炭表面的官能團，因此其有較強的陽離子吸附能力，可使土壤CEC 上升[35-36]。結(jié)果表明，土壤緩沖能力在添加各種材料后得以增強，尤其生物炭與腐植酸復(fù)配作用更顯著。

圖2 不同材料添加60 d后對土壤CEC的影響Figure 2 Effects of different materials on soil CEC after 60 days

SOM 可以改良土壤結(jié)構(gòu)、提高土壤持水能力，其含量升高有助于提高土壤重金屬的穩(wěn)定性[37]。圖3為不同材料添加60 d 后對SOM 含量的影響。單獨添加生物炭以及生物炭與低腐植酸復(fù)配添加對SOM 作用不顯著，其含量變化為-5.47%～10.87%；單獨施加HA 以及1% HA 與生物炭復(fù)配使SOM 含量提高了21.74%～81.52%，F(xiàn)A 以及1% FA 與生物炭復(fù)配使SOM 含量提高了10.84%～27.14%。相較而言，1%HA與生物炭復(fù)配作用對SOM含量的影響更大。

圖3 不同材料添加60 d后對SOM的影響Figure 3 Effects of different materials on SOM after 60 days

土壤中的有效磷含量是作物生長發(fā)育的關(guān)鍵條件之一，它影響著土壤重金屬形態(tài)分布，是評價土壤質(zhì)量的重要指標[38]。由圖4可知，60 d后，CBC 和RBC單獨作用下土壤有效磷含量僅提高了8.1%和6.3%。HA 與生物炭復(fù)配添加使土壤有效磷含量上升了10.26%～37.58%，F(xiàn)A 與生物炭復(fù)配添加使土壤有效磷含量上升了14.53%～34.81%。腐植酸對土壤中鈣、鐵、錳、鋁等離子的親和力強，因此可以通過結(jié)合土壤中鈣、鐵、錳、鋁等離子，抑制土壤對磷的固定，提高土壤中磷的有效性?？傮w上看，HA和FA的加入均提高了土壤中的有效磷含量。

圖4 不同材料添加60 d后對土壤有效磷含量的影響Figure 4 Effects of different materials on the content of available phosphorus in soil after 60 days

2.2 生物炭、腐植酸單獨及復(fù)配對污染土壤中Cd 的穩(wěn)定效果

2.2.1 對污染土壤中Cd形態(tài)變化的影響

重金屬賦存形態(tài)決定其環(huán)境行為和生物有效性，直接影響重金屬的遷移和循環(huán)。改進BCR 連續(xù)提取法可以將土壤中的Cd分為弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài)4 種。弱酸提取態(tài)具有較高的活性和毒性，而可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài)的危害相對較小[39]。本試驗原狀土壤中Cd 主要以弱酸提取態(tài)存在，各形態(tài)占比大小依次為弱酸提取態(tài)＞可還原態(tài)＞殘渣態(tài)＞可氧化態(tài)。

施用生物炭與腐植酸后，土壤不同時間Cd 形態(tài)分布如圖5 所示。在不同修復(fù)劑作用下，10 d 時土壤中弱酸提取態(tài)Cd 占比降低了12.70%～25.40%，弱酸提取態(tài)Cd 占比降低最多的為T10 處理。20 d 時弱酸提取態(tài)Cd 占比降低了15.87%～26.98%；殘渣態(tài)Cd 占比相比于CK 升高了1.07～1.73 倍，同時可還原態(tài)Cd占比降低了15.78%～57.89%。30 d 和60 d 時的土壤弱酸提取態(tài)Cd 占比與前20 d 變化趨勢一致，沒有顯著改變，說明腐植酸與生物炭復(fù)配應(yīng)用于此污染土壤中，在20 d時穩(wěn)定土壤重金屬Cd的程度最高，并在短時間內(nèi)變化較小。

圖5 不同處理組在第10、20、30、60天時Cd的形態(tài)變化Figure 5 Morphological changes of Cd on the 10th，20th，30th and 60th day of different treatments

0.1%腐植酸處理60 d 后（T5、T7、T9 和T11），土壤中Cd 各個形態(tài)含量占比發(fā)生變化，主要表現(xiàn)為弱酸提取態(tài)向可還原態(tài)和殘渣態(tài)的轉(zhuǎn)化。不同腐植酸復(fù)配生物炭作用下，弱酸提取態(tài)Cd 占比降低了18.32%～26.13%，殘渣態(tài)Cd 占比增加了0.91～1.52 倍。1%腐植酸處理（T6、T8、T10 和T12）后，弱酸提取態(tài)Cd 占比降低了21.19%～28.84%，殘渣態(tài)Cd 占比增加了1.18～1.60倍。1%HA和1%FA作用下的CBC使土壤中殘渣態(tài)Cd 占比升高了145.89%、117.96%，RBC使殘渣態(tài)Cd占比升高了124.04%、159.58%。

由此可知，單獨施加腐植酸或生物炭時污染土壤中弱酸提取態(tài)重金屬的減少量明顯低于生物炭與腐植酸復(fù)配添加，尤其對比0.1%和1%腐植酸對Cd 化學形態(tài)轉(zhuǎn)化的結(jié)果發(fā)現(xiàn)，1%腐植酸能使更多活性較高的弱酸提取態(tài)Cd轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的殘渣態(tài)Cd。

2.2.2 對污染土壤中Cd遷移能力的影響

生物炭、腐植酸單獨及復(fù)配作用下土壤Cd 的遷移指數(shù)隨時間的變化情況如圖6 所示。由圖6 可知，CBC 單獨添加60 d后使土壤Cd 遷移指數(shù)從0.41下降至0.24。1%HA 與CBC 復(fù)配以及1%FA 與CBC 復(fù)配分別使遷移指數(shù)下降至0.17 和0.24。RBC 單獨添加使60 d 后土壤Cd 遷移指數(shù)從0.41 下降至0.26。1%HA 與RBC 復(fù)配以及1% FA 與RBC 復(fù)配分別使土壤Cd 遷移指數(shù)下降至0.19 和0.14?？梢?，兩種生物炭的添加都有效降低了土壤中Cd 的遷移能力，并且隨腐植酸添加量的上升遷移指數(shù)下降，即穩(wěn)定效果提高。HA 的加入有效促進了RBC 在短期內(nèi)穩(wěn)定重金屬的效果，尤其在20 d內(nèi)，土壤Cd遷移指數(shù)下降相較于單一生物炭更快。0.1%HA 以及FA 都在20 d內(nèi)促進了Cd的鈍化并且在30 d后趨于穩(wěn)定。值得注意的是，1%的腐植酸作用下生物炭在30 d 后有進一步降低Cd遷移能力的趨勢，說明1%添加量的腐植酸能夠有效提高RBC對Cd的穩(wěn)定能力。

圖6 不同材料對土壤Cd遷移指數(shù)的影響Figure 6 Effects of different materials on soil Cd migration index

生物炭、腐植酸單獨及復(fù)配作用對污染土壤的修復(fù)效果高低為：FA 復(fù)配RBC＞HA 復(fù)配CBC＞HA 復(fù)配RBC＞FA 復(fù) 配CBC＞CBC＞RBC。其 中1% FA 復(fù) 配RBC對Cd的遷移指數(shù)降低最多，下降了65.85%。

在添加材料處理中，生物炭與腐植酸復(fù)配材料對受試土壤中重金屬Cd 的穩(wěn)定效果明顯，這可能與兩者共同作用提高了SOM、有效磷含量及CEC 有關(guān)。HA、FA分別與生物炭復(fù)配作用使受試土壤中SOM 含量上升了21.74%～81.52%和10.84%～27.14%。生物炭和腐植酸富含有機碳，其不僅可以直接提高SOM含量，還可通過促進土壤團聚體的形成和穩(wěn)定來間接提高SOM含量[40-41]，而SOM又可與重金屬離子形成絡(luò)合物，從而降低重金屬活性[42]。在腐植酸作用下，生物炭復(fù)配材料（T9、T12）使土壤有效磷含量顯著升高（P＜0.05），從而降低了重金屬活性。腐植酸可通過釋放出土壤固定的磷來增加磷的有效性[43-44]，生物炭表面有Ca、Mg、P 等多種礦物質(zhì)，其中的Ca2+、Mg2+等陽離子可以與Cd2+進行離子交換，而等陰離子又可與Cd2+形成難溶性沉淀，從而降低Cd 的有效性[8，45]。相較于生物炭材料的單獨添加，生物炭與腐植酸復(fù)配顯著提高了土壤CEC（圖2），增加了土壤可變負電荷，從而提高了土壤膠體對帶正電荷重金屬離子的靜電吸引能力[46]。

因此，腐植酸作用下的生物炭材料可通過改變土壤理化性質(zhì)而顯著影響Cd的穩(wěn)定化程度。生物炭與腐植酸復(fù)配材料提高了SOM 含量，降低了土壤Cd 的活性，土壤有效磷含量的增加促進了Cd2+形成磷酸鹽沉淀，CEC提高則增強了土壤對Cd的吸附能力。

2.3 生物炭與腐植酸復(fù)配對Cd的穩(wěn)定化作用機理

生物炭可以通過離子交換和表面沉淀的方式固定土壤中的Cd[47-48]，其表面的含氧官能團和芳香碳結(jié)構(gòu)可通過表面絡(luò)合和陽離子-π 鍵的方式穩(wěn)定重金屬Cd[49-51]。腐植酸（HA、FA）的添加，可促進生物炭對重金屬Cd的穩(wěn)定。為了探究生物炭與腐植酸復(fù)配作用對土壤Cd 的穩(wěn)定化機理，通過FTIR 和XPS 表征手段，研究復(fù)配材料添加到污染土壤中培養(yǎng)前、后的表面官能團變化。

有機材料的C/H、O/C 可反映其芳香化程度和含氧官能團的多寡[52]。從表2 可知，CBC 和RBC 的C/H分別為2.62 和3.86，說明RBC 的芳香化程度高于CBC。HA、FA、CBC 和RBC 的O/C 分別為0.52、0.91、0.35 和1.38，其中RBC 和FA 的含氧官能團分別比CBC和HA高。因此，結(jié)合修復(fù)效果，本文選擇1%FA復(fù)配RBC材料進行機理探究。

2.3.1 FA 復(fù)配RBC 材料在污染土壤中培養(yǎng)前后的FTIR分析

FTIR 可以提供材料表面官能團的信息，圖7 為RBC 在污染土壤中培養(yǎng)前后的FTIR 圖。由圖7 可知，RBC 富含含氧官能團，如3 430.6～3 430.9 cm-1處的寬吸收峰是--OH基團的伸縮振動[53]，1 616.1 cm-1和1 623.1 cm-1處的吸收峰是基團的伸縮振動[54]以及1 089.5 cm-1和1 090.5 cm-1處C--O 基團的伸縮振動[55]。RBC 與FA 復(fù)配下，RBC 的表面官能團發(fā)生顯著變化。1 378.0 cm-1處新出現(xiàn)的吸收峰為羧酸C--OH的伸縮振動，說明在土壤培養(yǎng)過程中RBC上基團和基團的強度增加，即RBC 同土壤中Cd 的結(jié)合能力有所提高。2 924.1 cm-1和2 923.6 cm-1處的弱吸收峰是飽和C--H 鍵的伸縮振動，621.6 cm-1附近的峰是--OH 的面外彎曲振動，792.7 cm-1處的峰是芳香族C--H 鍵的伸縮振動[56]。464.4 cm-1處為Si--O--Si 鍵的反對稱伸縮振動[57]。綜上所述，RBC 表面具有豐富的含氧官能團和芳香C，并且與FA 復(fù)配培養(yǎng)后，其表面官能團更有利于Cd的結(jié)合。

圖7 在污染土壤中培養(yǎng)前后的生物炭FTIR圖像Figure 7 FTIR images of biochar before and after incubation incontaminated soil

2.3.2 FA 復(fù)配RBC 材料在污染土壤中培養(yǎng)前后的XPS分析

RBC 的C1s 和O1s 精細譜圖顯示，其表面官能團在污染土壤中培養(yǎng)前后發(fā)生了顯著變化（圖8）。如圖8C 和 圖8D 所示，284.6、285.5、286.7、288.3、293.4 eV 和284.6、285.1、286.9、289.5、293.8 eV 處的峰分別對應(yīng)培養(yǎng)前后RBC 的和π-π*基團。圖8E 和圖8F 所示為RBC 穩(wěn)定前后O1s 的精細圖譜，其中531.4、533.3、534.1 eV 和531.6、533.1、534.5 eV 處的峰對應(yīng)基團[58-59]，該結(jié)果與FTIR 獲得的結(jié)果一致。即經(jīng)過60 d 土壤培養(yǎng)，RBC上289.5 eV對應(yīng)的峰高和半峰寬均增加，而293.8 eV 對應(yīng)的π-π*基團峰高和半峰寬減小，這說明土壤中的氧化過程促進了羧基含量的增加且伴隨著π-π*基團的減少，這一過程可能會增強重金屬離子同生物炭的結(jié)合[60]。

圖8 在污染土壤中培養(yǎng)前后的生物炭XPS圖像Figure 8 XPS images of biochar before and after incubation in contaminated soils

綜上所述，在受試土壤中，腐植酸復(fù)配生物炭能有效穩(wěn)定重金屬Cd，1%FA 復(fù)配RBC 使Cd 的遷移指數(shù)下降了65.85%。在腐植酸作用下，生物炭修復(fù)Cd污染土壤的過程中SOM、有效磷含量和CEC 升高，促進了Cd 的穩(wěn)定；FA 復(fù)配RBC 在土壤中培養(yǎng)后，RBC表面羧基官能團含量增加，有利于RBC 同重金屬的結(jié)合。因此，腐植酸（1%FA）復(fù)配RBC對污染土壤中Cd有較好的修復(fù)效果。

3 結(jié)論

（1）玉米秸稈生物炭（CBC）和稻殼生物炭（RBC）在受試土壤中均可降低Cd 的遷移能力，提高其穩(wěn)定性。胡敏酸（HA）和富里酸（FA）與生物炭復(fù)配可提高生物炭對Cd 的穩(wěn)定能力，但相較于CBC，F(xiàn)A 和HA與RBC復(fù)配對土壤中Cd的穩(wěn)定效果更好。1%FA和RBC復(fù)配添加對土壤中Cd的穩(wěn)定效果最佳。

（2）在腐植酸作用下，生物炭材料可以顯著改善污染土壤理化性質(zhì)，從而促進Cd在土壤中的穩(wěn)定化。其中FA復(fù)配生物炭材料可有效提高土壤中有效磷含量和陽離子交換量，降低土壤pH，HA 與生物炭復(fù)配則對土壤中有機質(zhì)含量有明顯提升作用。

（3）RBC 具有芳香C 結(jié)構(gòu)和豐富的含氧官能團，F(xiàn)A 與RBC 復(fù)配作用下RBC 表面羧基官能團增加，有利于其與Cd的結(jié)合。