几种材料钝化土壤重金属能力的生物学检验

陈望舒　房瑜静　秦端端　马帅　王小兵　王小治　王圣森　封克

摘要：对土壤重金属污染的修复常采用添加钝化剂的方法，利用钝化剂对土壤重金属的吸持以减少植物的吸收。由于被钝化所吸附的重金属还存在再次释放的问题，因此对钝化材料实际钝化效果的评价应采用生物有效性的指标。采用向土壤中添加原始的或吸附过Cu、Cd后的材料，利用黑麦草可连续进行多茬收获的特点，对生物炭、凹凸棒和硅藻土抑制土壤原有重金属的释放以及抑制自身所吸附Cu、Cd的重新释放能力进行了研究，并采用重金属的“生物有效系数”概念对材料的修复能力进行评价。获得的主要结果如下：（1）材料对重金属吸附量的大小并不一定与田间实际的重金属钝化效果相一致;（2）被生物炭和凹凸棒所吸附的Cu和Cd可在210 d内持续释放;被硅藻土所吸附Cu主要在前120 d内释放，所吸附的Cd则难以重新释放;（3）生物炭对土壤原有Cu的釋放和所吸附Cu的再次释放均有较强的抑制作用，故适合用于Cu污染土壤的修复;凹凸棒对土壤原有Cd的钝化效果较好，而硅藻土抑制自身吸附Cd再次释放的能力更强。

关键词：钝化材料;生物炭;凹凸棒;硅藻土;重金属;生物有效性

中图分类号： X53文献标志码： A

文章编号：1002-1302（2019）09-0293-05

据报道，我国受重金属污染的耕地约占耕地总面积的1/5[1]。由于重金属可通过植物积累进入食物链，与生物体内有机分子结合，从而危害人类健康[2-3]，故土壤重金属污染已对我国的食品安全构成威胁[4-5]，成为重要的环境问题和社会问题。目前治理土壤重金属污染的主要思路之一是改变重金属元素在土壤环境中的迁移性及其生物可利用性，常用方法是向土壤中添加一些可吸附重金属的材料，通过降低重金属的移动性使重金属得以“钝化”[6-8]，最终减少植物对重金属的吸收。从降低成本和防治二次污染的角度出发，一些矿物材料如膨润土、沸石、凹凸棒土、蒙脱石等正被作为重金属钝化材料加以考虑和使用[9]。但多数钝化剂只是通过各种作用暂时性地降低了重金属的有效形态，随土壤环境的改变，重金属形态可能又恢复到之前的不稳定状态，被植物所吸收。在利用钝化剂修复土壤时，实际上存在着如下过程：土壤重金属材料表面吸附解吸→植物吸收。因此，实验室条件下材料对重金属的吸附、解吸结果并不一定能反映它们应用于土壤后的实际修复效果，其检验的最终标准应该是在植物体内的累积量。唐行灿等[10]和Zama等[11]也提出，对修复效果的认知应该综合考虑所吸附重金属在土壤中重新被植物吸收的难易程度，加强对钝化材料的田间实际效果研究。

近年来有人将生物炭、硅藻土和凹凸棒等作为水体或土壤重金属污染修复材料[12-18]，对这些材料吸附重金属的特点以及添加入土壤后对土壤重金属形态的影响进行了研究[19-22]，也有较多研究者通过对这些材料的改性以进一步提高它们对重金属的吸附能力[18，23-26]。但到目前为止，对它们进入土壤后对土壤重金属生物有效性的影响以及被其所吸附的重金属的重新释放特点等研究还较少。为此，本试验选取生物炭、硅藻土、凹凸棒作为试验材料，利用黑麦草可以连续收割的特点，对以上问题进行了探讨。希望能明确回答以下问题：（1）3种材料对土壤原有重金属（Cu、Cd）的钝化能力有何区别？（2）3种材料吸附重金属后，在植物吸收条件下是否重新释放，以及释放的程度和动态如何？最终从生物有效性的角度，给出3种材料在土壤重金属污染修复方面的适用性评价。

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验所用生物炭由北京北方永邦科技股份有限公司提供，由棕榈树的果壳在500 ℃温度下裂解4 h后获得;硅藻土购自国药集团化学试剂有限公司，淡黄色粉末，灼烧失量≤2%，含量（以SiO2计）≥85.0%;凹凸棒由江苏盱眙欧佰特粘土材料有限公司提供，性状为灰白色粉末。

供试土壤采自江苏省扬州市近郊某蔬菜园区0～20 cm的耕作层土壤。土壤经自然风干，过孔径为1 mm的尼龙筛后备用。土壤基本性质为：pH值7.87，EC 138.75 μS/cm，有机质 9.63 g/kg，全氮1.22 g/kg，硝态氮0.037 g/kg，铵态氮 0.054 g/kg，速效磷0.294 g/kg，速效钾0.122 g/kg，土壤总铅、总铜、总镉含量分别为57.35、4.33、6.08 mg/kg。

供试植物为多年生黑麦草（Lolium perenne L.）。

1.2 试验方法

由于混合到土壤后的材料无法重新从土壤中分离出来，因此要观察材料对土壤原有重金属的钝化能力以及材料所吸附重金属的重新释放情况，无法通过对材料的直接测定获得。因此，本试验通过对盆栽试验中植物体内的重金属积累量的测定对此加以间接推断。

1.2.1 吸附重金属材料的制备 按照1 g ∶100 mL的固液比将3种材料分别加入到浓度为150 mg/L的Cu2+溶液（硫酸铜）和500 mg/L的Cd2+溶液（氯化镉）中，室温下 160 r/min 振荡 24 h 后过滤，根据处理前后溶液中重金属浓度的差值，计算被材料吸附的重金属的量（表2）。将吸附过重金属的材料在自然条件下风干老化备用。

1.2.2 盆栽试验 采用带有防漏托盘的塑料盆钵（195 mm×160 mm×175 mm）进行。每盆装风干土3 000 g。试验共包括10个处理：不添加任何材料的空白对照（CK0），分别添加质量分数为2%的3种材料（分别用CK生、CK硅、CK凹表示），以及分别吸附过Cu、Cd重金属处理的3种材料（用Cu生、Cu硅、Cu凹、和Cd生、Cd硅、Cd凹表示）。每个处理均设置4个重复。将土壤、材料和基肥（3.2 g尿素、0.45 g过磷酸钙、0.67 g硫酸钾）混匀装盆后播种黑麦草。待黑麦草全部出齐后，每盆保留健壮苗30棵。试验期间采用称质量法维持土壤水分含量处于饱和持水量的60%左右。试验在露天条件下进行。黑麦草连续生长210 d，其间每30 d收割1茬，共收获7茬。鉴于第7茬的生物量已很小，故将其与第6茬样品合并分析。每次收获的黑麦草经105 ℃杀青0.5 h，75 ℃ 下烘干24 h，称质量后记录生物量。试验所设处理及各处理盆钵土壤中的重金属来源组成见表3。

1.2.3 测定方法 黑麦草经粉碎后，采用干灰化法[27]进行前处理，Cu、Cd的测定采用等离子体质谱仪ICAP-6000 MS（USA，Thermo）进行。

1.2.4 数据处理 采用SPSS 19.0统计软件对所得数据进行差异显著性检验（LSD法），采用OriginPro 8.5进行绘图。

2 结果与分析

2.1 3种材料对重金属的吸附能力比较

为便于比较，将不同材料所吸附重金属量采用mmol/g表示。表4结果显示，在初始浓度相同的Cu溶液中，对Cu的吸附量：凹凸棒>生物炭>硅藻土，前者分别是后两者的1.73倍和12.79倍;在初始浓度相同的Cd溶液中，对Cd的吸附量：生物炭>凹凸棒≈硅藻土，前者分别是后两者的1.59倍和1.58倍，即不同材料之間对同种重金属的吸附能力相差较大。从表4还可以看出，同种材料在吸附不同重金属时所表现出的吸附能力也不一样，如对Cu的吸附能力表现为凹凸棒大于生物炭和硅藻土，而对Cd的吸附能力表现为生物炭大于凹凸棒和硅藻土。一般认为，材料表面对溶液中阳离子的吸附主要受表面负电荷（即阳离子代换量）的影响，但从本试验看，生物炭的阳离子代换量>凹凸棒>硅藻土（表1），而吸附总量是凹凸棒>生物炭>硅藻土。显然，这里的“吸附”应该不仅是一般意义上的吸附，而很可能包括了重金属在其表面上发生的沉淀[28]。

2.2 添加材料对土壤原有重金属生物有效性的影响

不同材料进入土壤后，可能对土壤的理化性质产生影响，进而影响到土壤原有重金属的形态和迁移行为。通过对添加材料后黑麦草体内重金属积累量增减，可间接推断出所添加材料对土壤原有重金属的钝化效果。为方便起见，本研究采用“生物有效系数”的定义对此加以描述：土壤中某重金属生物有效系数=植物生长期间所积累该重金属总量÷土壤中该重金属总量。该值越小，说明重金属受钝化程度越高。表5显示，与CK0相比，添加生物炭、硅藻土和凹凸棒后，黑麦草体内的Cu累积总量分别减少65.5、25.1、60.9 μg/盆，可推测3种材料均限制了土壤原有Cu的释放，最终使原土中Cu的生物有效系数都得到下降。从抑制效果来看，生物炭≈凹凸棒>硅藻土。

表6显示，与CK0相比，添加生物炭、硅藻土和凹凸棒后，黑麦草体内的Cd累积总量分别减少2.13、2.12、3.83 μg/盆，即3种材料均限制了土壤原有Cd的释放，最终使原土中Cd的生物有效系数都得以下降，抑制效果凹凸 棒> 生物炭≈硅藻土。

2.3 材料吸附重金属的再释放

材料对土壤重金属的最终钝化效果，除涉及材料对重金属的吸附能力外，还取决于被材料所吸附的重金属重新释放后被植物吸收潜力的大小。由于无法将已混入土壤的材料重新分离出来进行分析，因此本试验将事先吸附过大量重金属的材料添加到土壤后种植黑麦草。由于黑麦草所积累的重金属中一部分来自原土壤重金属的释放，另一部分则来自材料所吸附重金属的释放，因此将添加吸附重金属材料处理的黑麦草所积累的重金属总量减去对照（仅添加未吸附重金属的材料）黑麦草所积累的重金属量，增加的那部分重金属则可视为来自于材料吸附重金属的释放。将增量除以材料吸附重金属的量，即作为材料吸附重金属的生物有效系数，它反映了被材料所吸附重金属在试验期间的生物有效性：材料吸附某重金属生物有效系数=植物吸收来自材料的重金属总量÷材料吸附的重金属总量。表7显示，3种吸附Cu材料处理的黑麦草体内Cu积累增量顺序为Cu凹>Cu生≈Cu硅，但生物有效系数的顺序则为Cu硅>Cu凹>Cu生。该结果显示，仅从材料对某重金属的吸附量来推测其钝化能力是片面的。如生物炭的吸Cu量约为硅藻土吸Cu量的7.44倍，但释放出的量却相近，说明生物炭对所吸附Cu的吸持力较强，被其吸附后的Cu生物有效性较低。

由表8可见， 3种吸Cd材料处理的黑麦草体内Cd积累的增量顺序为Cd凹>Cd生>Cd硅，生物有效系数的顺序为Cd凹>Cd生>Cd硅，两者顺序一致，即吸附Cd多的材料，所吸附的Cd也容易释放。这与吸附Cu的情况有所不同。硅藻土与凹凸棒相比，吸附Cd的能力相近，但被吸附Cd的再释放量却大大低于后者。

2.4 土壤重金属和材料所吸附重金属在植物生长期间的释放动态

植物全生长期的重金属积累总量仅大体反映了土壤和材料吸附重金属释放量的大小，但并未反映其控制释放的时间范围，如主要集中在生长前期、中期、后期，还是始终保持平稳的释放。为对此进行了解，对各茬收获黑麦草所吸收的重金属分别进行了测定（由于第7茬收获的黑麦草生物量很少，与第6茬合并分析）。由于各茬次生物量不一，因此本研究采用黑麦草体内重金属的“含量”进行不同茬次间的比较。图2显示，CK生、CK硅、CK凹3个处理的黑麦草体内Cu含量在第3、4茬次时有所升高，第5茬次时回落，即土壤中的原有Cu在中期释放较多，后期可释放部分减少;对Cu生、Cu凹处理来说，后3茬体内的Cu含量仍保持中等水平，意味着被生物炭和凹凸棒所吸附的Cu可持续释放时间较长;Cu硅处理黑麦草体内Pb含量在第5茬收获后明显降低，意味着硅藻土所吸附Cu主要释放是在120 d内，再往后释放较少。

图3显示，整个生长期中，CK生、CK硅、CK凹处理的各茬次黑麦草体内Cd含量均很低，这是因为土壤中原有Cd含量低，释放量少。对Cd生、Cd凹处理来说，前5茬的黑麦草体内Cd含量都保持较高水平，至150 d后才明显降低，意味着被生物炭和凹凸棒所吸附的Cd可持续释放时间较长;而Cd硅处理的黑麦草Cd含量始终很低，说明被硅藻土所吸附的Cd在很长时间内都难以重新释放。

3 讨论

向土壤添加修复材料是为了将重金属吸附至材料表面后加以原位“钝化”，从而减少提供给植物吸收的量。然而，同种材料对不同重金属或不同材料对同种重金属的钝化能力相差很大[22，29-30]。本试验中，生物炭对土壤原有Cu的钝化效果较好，而凹凸棒对土壤原有Cd的钝化效果较好。但添加吸附材料后，大量土壤重金属被材料吸附，这些被材料吸附的重金属仍有可能在植物生长期间重新释放出来被植物所吸收。本试验中，黑麦草生长210 d后，体内仍可检测到较高的重金属浓度（图2、图3）就说明了这一点。因此，在选择污染土壤的修复材料时，应该对其长期的效果采用生物学试验加以评价。

对材料吸附的重金属在一段时间内的再释放潜力可采用“生物有效系数”来进行评价。3种材料所吸附Cu的生物有效系数是硅藻土>凹凸棒>生物炭（表7），即硅藻土所吸附的Cu最容易重新释放，而被生物炭吸附的Cu最难重新释放;3种材料所吸附Cd的生物有效系数是凹凸棒>生物炭>硅藻土（表8），即硅藻土所吸附的Cd最难以重新释放。由生物有效系数可以得出，生物炭既可明显抑制土壤原有Cu的释放，也可明显抑制自身所吸附Cu的重新释放;凹凸棒虽然对土壤原有Cd的抑制效果很好，但对自身所吸附Cd的抑制作用却较差，其原因还有待探讨。

硅藻土所吸附Cu的生物有效性较高（表7），而所吸附Cd的生物有效性较低（表8），这可能与硅藻土对Cu和Cd之间的吸引力不同有关。赵芳玉等发现，硅藻土吸附Cu2+ 的ΔG为10.06 kJ/mol，属于非自发反应，两者间吸引力小，容易解吸，但它吸附Cd2+的自由能变化（ΔG）为 -6.174 kJ/mol，属于自发反应，两者间吸引力大，难以解吸[31]。从理论上讲，材料与重金属间的吸引力越强，则被吸附的重金属离子就越难以释放，其生物有效性也就越低。由此可见，在选择土壤修复材料和预估其对土壤重金属的实际钝化效果时，重金属吸附过程中的热力学参数也是重要的参考指标。

4 结论

（1）单纯的实验室吸附试验不能代表材料在田间条件下对重金属的实际钝化效果。（2）在预测不同材料对土壤重金属的实际钝化效果时，也应参考该材料对重金属吸附的热力学参数。（3）被生物炭和凹凸棒所吸附的Cu和Cd可在较长时间内持续释放;被硅藻土所吸附Cu主要在前120 d内释放，所吸附的Cd则难以重新释放。（4）生物炭抑制土壤原有Cu的释放，也抑制自身所吸附的Cu的再次釋放，故适合用于Cu污染土壤的修复;凹凸棒对土壤原有Cd的钝化效果较好，而硅藻土对自身吸附Cd再次释放的抑制能力更强。

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