水淹条件下锰改性生物炭对水稻砷吸收及形态分布的影响

2021-01-05黄永东杜应琼陈永坚陈楚国杜瑞英文典吴志超彭立钧李梅霞

生态环境学报 2020年11期

黄永东，杜应琼，陈永坚，陈楚国，杜瑞英，文典，吴志超，彭立钧，李梅霞

1. 广东省农业科学院农产品公共监测中心，广东广州 510640；2. 农业农村部农产品质量安全检测与评价重点实验室（广州），广东广州 510640；3. 广东省农产品质量安全风险评估重点实验室，广东广州 510640；4. 广东农科监测科技有限公司，广东广州 510640

治理农田土壤砷污染已成为近几年研究热点。在水淹厌氧条件下水稻土有效砷含量更高（钟松雄等，2016），无机砷浓度达到0.8 mg·L−1以上时能显著抑制水稻生长（李仁英等，2014）。砷超标已成为水稻种植中关注的重点问题之一，严重影响中国的食品安全（Zhang et al.，2015）。

生物炭对砷并没有展现良好的吸附能力（Agrafioti et al.，2014；Gregory et al.，2015），尽管其对As(Ⅲ)有一定的氧化作用（Zhong et al.，2019），但可能会增加砷的生物有效性（Gregory et al.，2014；Jin et al.，2020）。锰改性是提高生物炭对砷吸附性能的有效方法（Benis et al.，2020），锰氧化物可以有效地降低土壤有效砷含量，在厌氧条件下仍能促进 As(Ⅲ)氧化为 As(Ⅴ)（Li et al.，2019）。利用锰改性虽然降低了生物炭的比表面积（于志红等，2014），但是平均孔径增大，增强了锰氧化物的负载，而且也增强了生物炭的极性及其含氧官能团的含量（Song et al.，2014），从而增强了表面吸附性能和氧化性能（于志红等，2015）。

在水淹条件下，氧化还原电位降低和pH值提升是驱动土壤砷释放的关键因素（钟松雄等，2017），As(Ⅴ)被还原为活性高的 As(Ⅲ)，铁锰等氧化物/氢氧化物结合的 As因铁锰还原释放（Williams et al.，2007；Jia et al.，2014），因此，锰改性生物炭在水淹条件下对土壤砷的吸附和氧化作用是否显著、及其影响水稻砷吸收的作用机理尚未明确。基于此，本研究通过不同污染程度土壤的盆栽试验模拟水稻水淹生长环境，探讨了锰改性生物炭对土壤砷形态和水稻吸收不同形态砷的影响，明确锰改性生物炭降低水稻砷含量的效应，为锰改性生物炭在砷污染土壤修复中的应用提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 材料

（1）锰改性生物炭：生物炭的制备参考叶协锋等（2017）的限氧升温炭化法，将稻谷谷壳破碎后置于真空箱式气氛炉内，抽真空后充入氮气作为保护气体，以每分钟10 ℃的升温速度升至600 ℃后恒温炭化2 h，冷却后取出，粉碎过筛（0.85 mm孔径），用抽滤法将生物炭用去离子水清洗至中性，于 60 ℃烘干。生物炭与高锰酸钾吸附共沉淀法改性生物炭（Song et al.，2014），称取1 g高锰酸钾置于100 mL坩埚中，加入40 mL纯水溶解，然后加入5 g谷壳炭，超声波超声2 h混匀，95 ℃水浴蒸干后，放入真空箱式气氛炉内 600 ℃无氧热解30 min，冷却至室温备用。理论上，生物炭与高锰酸钾质量比为 5∶1。生物炭和锰改性生物炭基本理化性质见表1。

（2）供试水稻：粤农丝苗Oryza sativasubsp.xian（广东省农业科学院水稻研究所提供）。

（3）供试土壤：广东省广州市天河区大丰试验基地土壤，其基本理化性质见表2。

1.2 试验设计

等温吸附实验采用一次平衡法，以 0.01 mol·L−1硝酸钠溶液作为支持电解质。称风干水稻土2.0 g，分别置于50 mL棕色玻璃瓶中。向每个玻璃瓶中加入一定浓度的亚砷酸钠，使溶液中As(Ⅲ)质量浓度为 0—100 mg·L−1，溶液最终体积为20 mL。锰改性生物炭和生物炭材料以固体形式直接加入，添加量为土壤质量的2%，以供试土壤作为本实验的对照组，设3个重复。玻璃瓶密封后水平放置，在 (25±0.5) ℃下振荡24 h，以Millipore（HN）0.45 μm滤膜过滤。原子荧光光谱仪测定滤液中砷浓度。根据吸附平衡前后砷浓度差，计算土壤砷吸附量。

表1 生物炭和锰改性生物炭的基本理化性质Table 1 Selected physical and chemical properties of biochar and Mn-modified biochar

表2 供试土壤基本理化性质Table 2 Basic physical and chemical properties of soil

水稻盆栽试验设计如表3所示，设置4个处理，每个处理设置4个重复。分别向供试土壤加入25、50 mg·kg−1（依据 GB 15618—2018，以砷计）的亚砷酸钠制得低度砷污染和中度砷污染土壤。盆内径16 cm，高30 cm，装入土壤8.0 kg，其余水肥措施相同：播种前施 N 0.2 g·kg−1，0.15 g·kg−1P2O5，0.25 g·kg−1K2O，0.3 g·kg−1CaO，0.2 g·kg−1MgSO4·7H2O，1 mL·kg−1Arnon营养液，与土壤混匀后浇水平衡20 d，分蘖期后追施N 0.1 g·kg−1。锰改性生物炭添加量如表3所示，土壤拌匀后加水平衡20 d。采用育苗盘育苗，待水稻苗生长至 4—5片叶子大小后，将其转移到试验土，每两株套一个300目根袋进行盆栽试验，每盆6株，移栽后盆钵内始终保持2—3 cm水层（水淹状态）。于抽穗期取根区土壤测定总砷和4种砷形态（As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、二甲基砷DMA、一甲基砷MMA）的含量，提取根表铁锰膜测定铁、锰、总砷含量，取水稻根、茎、叶测定总砷及4种砷形态含量。

表3 水稻盆栽试验方案设计Table 3 Test design

1.3 测定方法

土壤总砷的测定：土壤风干研磨并过0.149 mm孔径筛，测定方法参照《土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法》（GB/T 22105.2—2008）第2部分：土壤中总砷的测定。

土壤和水稻砷形态的测定：参考耿安静等（2019）的方法并改进，取新鲜样品立即采用甲醇水浸提-液相色谱串联等离子体质谱仪测定，结果以新鲜样品计。称取0.5 g试样（精确至0.001 g），准确加入提取液（V甲醇∶V水=1∶1）10 mL 于 50 mL离心管中，涡旋 1 min混匀后超声波水浴提取 30 min，4500 r·min−1转速离心 5 min，将上清液倒入25 mL比色管中，再向残渣中加入10 mL提取液重复提取一次，合并提取液并定容至25 mL，过0.22 μm滤膜，用液相色谱-等离子体质谱联用仪测定。色谱柱为阴离子交换色谱柱（Hamilton PRP-X100，250 mm×4.6 mm，10 μm），流动相 25 mmol·L−1磷酸氢二铵（pH 6.0）与甲醇体积比为 92∶8，流速 1.25 mL·min−1。通过监测m/z为75的信号强度形成的峰来定量不同形态砷。

水稻总砷的测定：取新鲜样品洗净晾干后立即进行测定，参照《食品安全国家标准食品中总砷及无机砷的测定》（GB 5009.11—2014）第二法氢化物发生原子荧光光谱法测定，结果以新鲜样品计。

根表铁锰膜测定：采用 DCB（dithionitecitrate-bicarbonate）法浸提。将根系置于提取液（0.03 mol·L−1柠檬酸钠、0.125 mol·L−1碳酸氢钠、0.6 g·L−1硫代硫酸钠）中提取60 min，用等离子体质谱仪测定铁、锰、总砷含量，浸提后的残渣测定总砷含量。

1.4 数据处理方法

试验数据运用Excel计算，运用SPSS统计软件（IBM SPSS Statistics 19）进行多重比较、两两比较和相关性分析。多重比较和两两比较采用Tukey HSD方法，显著性水平为0.05。相关性分析采用 Pearson相关系数，双侧检验相关性，P＜0.05为显著相关，P＜0.01为极显著相关。

吸附等温线采用Langmuir拟合，Langmuir拟合方程：

式中，Qe表示平衡时吸附量，mg·kg−1；ρe表示平衡后溶液中吸附质的质量浓度，mg·L−1；Qm表示Langmuir吸附等温线的最大吸附容量，mg·kg−1；a为模型中的常数。

2 结果与分析

2.1 锰改性生物炭对土壤砷吸附性能的影响

锰改性生物炭促进土壤对砷的吸附。如图1所示，在平衡浓度为17.5 mg·L−1左右时，添加锰改性生物炭土壤的As吸附量（721.6 mg·kg−1）是土壤吸附量（250.1 mg·kg−1）的2.88倍，是添加生物炭土壤吸附量（230.1 mg·kg−1）的3.14倍。不同处理，砷的平衡溶液浓度与吸附量间存在较强的相关关系，Langmuir吸附等温线拟合的决定系数R2值都在0.95以上（表4），达显著水平。添加锰改性生物炭的最大吸附量（Qm）为 1193.9 mg·kg−1，是土壤的最大吸附量（524.1 mg·kg−1）的2.29倍，是添加生物炭的最大吸附量（454.1 mg·kg−1）的2.63倍，说明锰改性生物炭显著提高土壤对砷的吸附能力，而生物炭不能提高土壤对砷的吸附能力，甚至导致土壤砷的溶出。

图1 锰改性生物炭对土壤砷吸附量的影响Fig. 1 Effect of manganese modified biochar on Arsenic adsorption capacity in soil

表4 Langmuir曲线拟合参数Table 4 Parameters for Langmuir isotherm

2.2 锰改性生物炭对盆栽土壤砷的影响

锰改性生物炭对土壤总砷含量几乎不产生影响（图2），但是降低土壤As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量（图3）。低度砷污染土壤中，CM1的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量与 CK1相比分别降低 18.9%和 16.6%，其中As(Ⅲ)差异显著，而 As(Ⅴ)差异不显著。中度砷污染土壤中，CM2的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量与CK2相比分别降低15.7%和17.5%，均显著低于CK2，CM2的 As(Ⅴ)含量降低至与低度砷污染土壤 CK1差异不显著。结果表明，水淹条件下，锰改性生物炭降低水稻土中砷的有效性，有利于阻控砷向农作物的迁移，这一效果可能与其对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附作用有关。

图2 锰改性生物炭对土壤总砷的影响Fig. 2 Effect of manganese modified biochar on totol arsenic in soil

图3 锰改性生物炭对土壤砷形态的影响Fig. 3 Effect of manganese modified biochar on arsenic speciation in soil

2.3 锰改性生物炭对水稻不同组织总砷的影响

锰改性生物炭降低水稻根、茎、叶中总砷含量。如图4所示，两两比较时，添加锰改性生物炭的处理根、茎、叶总砷含量均显著低于相应的对照。根中总砷含量大幅高于茎和叶，锰改性生物炭处理对根中总砷含量的降低幅度低于茎和叶，低度砷和中度砷污染下分别降低根中总砷20.2%、18.1%；锰改性生物炭处理对茎中总砷含量的降低幅度最大，低度砷和中度砷污染下分别为43.8%、45.9%；对叶中总砷含量的降低幅度居中，低度砷和中度砷污染下分别为43.0%、18.3%。水稻茎和叶中，中度砷污染土壤（CM2）的总砷含量已低于低度砷污染土壤（CK1）的水平。

图4 锰改性生物炭对水稻不同组织总砷的影响Fig. 4 Effect of manganese modified biochar on total arsenic in different tissues of rice

2.4 锰改性生物炭对水稻不同组织砷形态的影响

图5 锰改性生物炭对水稻不同组织砷形态的影响Fig. 5 Effect of manganese modified biochar on arsenic speciation in different tissues of rice

锰改性生物炭降低水稻根、茎、叶中As(Ⅲ)含量，促进水稻根系更多地吸收As(Ⅴ)。如图5所示，无论中度还是低度砷污染土壤，添加锰改性生物炭后，根、茎、叶中As(Ⅲ)含量均显著低于相应的对照（CM1低于CK1、CM2低于CK2），降低幅度为 24.4%—63.8%。添加锰改性生物炭增加水稻As(Ⅴ)含量，增加幅度排序为根＞茎＞叶，CM2处理的根中As(Ⅴ)含量是CK2的11.9倍。中度砷污染土壤，CM2处理的根、茎、叶中As(Ⅴ)含量均显著高于CK2处理；低度砷污染土壤，CM1处理的根中As(Ⅴ)含量显著高于CK1处理，而茎和叶中的差异不显著。由此表明，锰改性生物炭在降低水稻总砷吸收的同时促进水稻根系更多地吸收As(Ⅴ)，这可能是由于锰改性生物炭促进土壤中 As(Ⅲ)向As(Ⅴ)的转化。DMA含量比较，根和茎中各处理均未检出，而叶中均有检出，表明叶片中DMA的合成较根和茎更强烈。MMA在根和叶中部分检出，未见明显规律。

2.5 锰改性生物炭对根表铁锰膜的影响

锰改性生物炭利于根表锰膜的形成。如图6a、图 6b所示，低度砷和中度砷污染土壤，锰改性生物炭处理，水稻根表铁膜含量显著低于对照，锰膜含量显著高于对照，其中，CM1处理锰膜含量相对于CK1提高了518.9%，CM2处理锰膜含量相对于CK2提高了 893.8%。土壤总砷含量高不利于根表铁锰膜的形成，中度砷污染土壤，铁膜和锰膜含量均低于低度砷污染土壤，其中，对照（CK2比CK1）的铁膜和锰膜含量分别降低15.1%和43.4%，锰改性生物炭处理（CM2比 CM1）的铁膜和锰膜含量分别降低13.4%和9.0%。

图6 锰改性生物炭对根表铁锰膜量的影响Fig. 6 Effect of manganese modified biochar on Fe plaque and Mn plaque on root surface

锰改性生物炭显著降低根表总砷含量。如图 7所示，各处理根残渣中的砷含量均低于根表铁锰膜中，表明砷主要富集和分配在根表铁锰膜中，铁锰膜中砷的分配比率达79.0%—83.4%。锰改性生物炭处理根表铁锰膜中砷含量显著低于相应的对照，低度砷和中度砷污染土壤分别降低34.1%和21.3%。此外，根表锰膜量与根表砷含量和根残渣砷含量呈极显著负相关，锰膜量与根、茎、叶中的As(Ⅲ)含量呈极显著负相关，而与根、茎、叶中的As(Ⅴ)呈显著正相关。由此表明，锰改性生物炭降低根表总砷含量是阻控水稻砷吸收的原因之一。

图7 锰改性生物炭对根表和根残渣砷含量的影响Fig. 7 Effect of manganese modified biochar on arsenic content in root surface and root residue

3 讨论

锰改性生物炭对土壤砷展现出良好的吸附能力，是阻控水稻砷吸收的重要原因。Jin et al.（2020）研究发现生物炭通过增加铁还原细菌总数来增强铁结合态砷的还原溶解，因此认为，低施用量的生物炭可能不是缓解 As在水稻中积累的有效途径，而高施用量可能会增加As在受As污染的淹水土壤中的健康风险。生物炭经过锰改性后，含氧官能团增加（Yu et al.，2015），锰改性生物炭通过化学键吸附砷并固定在球形结构内部（Lalhmunsiama et al.，2012），因此增强对砷的吸附。也有研究发现杏仁壳生物炭对As污染水溶液中As(Ⅲ)/As(Ⅴ)具有良好的吸附潜力，红外光谱、X射线光电子能谱研究表明大量−OH 官能团以及一些其他芳香族/脂肪族富碳和富氧基团（C=C-C，−C-H，C=O）是该生物炭吸附As的原因（Ali et al.，2020）。这些研究均解释了生物炭和锰改性生物炭对砷吸附能力差异的原因，主要为含氧官能团的数目，为本研究进一步说明锰改性生物炭对土壤砷吸附能力的影响提供了依据。于志红等（2015）根据吸附等温线得出炭-锰复合材料对水溶液中 As(Ⅲ)的最大吸附量为 20.08 mg·g−1，是生物炭最大吸附量（11.41 mg·g−1）的 1.76倍。本研究表明，添加 2%锰改性生物炭的土壤对 As(Ⅲ)的最大吸附量为 1.19 mg·g−1，是土壤的最大吸附量（0.52 mg·g−1）的 2.29倍，是添加 2%生物炭的土壤的最大吸附量（0.45 mg·g−1）的 2.63 倍，这是因为锰改性生物炭对 As(Ⅲ)的吸附能力强于生物炭和土壤本身，从而提高了土壤对As(Ⅲ)的吸附能力。

在淹水稻田的还原条件下，As(Ⅲ)占主导地位（Clemens et al.，2016），As(Ⅲ)主要是利用OsNIP2;1（即Lsi1）水通道蛋白进入水稻根系，而As(Ⅴ)主要通过磷酸盐转运体（Pht）的运输进入水稻（Ma et al.，2008）。Yu et al.（2017）认为锰改性生物炭施用于水稻土能降低土壤中砷的生物有效性，显著降低水稻籽粒和根中As的含量，为本研究进一步探讨锰改性生物炭影响根系对不同形态砷的吸收奠定了基础。本研究锰改性生物炭改变了土壤中砷的形态，可能通过降低根系Lsi1水通道蛋白运输、增强磷酸盐转运体运输，从而抑制水稻吸收As(Ⅲ)，促进水稻根系更多地吸收As(Ⅴ)，这一机制有待进一步研究。锰改性生物炭处理对根中总砷含量的降低幅度低于茎和叶，锰改性生物炭处理的水稻茎和叶中，中度砷污染土壤的总砷含量已低于低度砷污染对照的水平。由此推测，锰改性生物炭可能影响砷从地下部到地上部的运输，有待进一步研究。相关性分析结果表明，根、茎和叶中总砷含量与土壤As(Ⅲ)、As(Ⅴ)含量均呈极显著正相关；根中总砷含量与土壤总砷含量呈极显著正相关，而茎和叶中总砷含量与土壤总砷含量相关性不显著。由此表明，土壤As(Ⅲ)、As(Ⅴ)比总砷更适合反映植株地上部的砷含量。

根表铁锰膜是影响水稻砷吸收和转运的重要因素（胡莹等，2013）。董飞等（2011）发现水稻根表铁膜中砷含量随根表中铁、锰的增加而富集。Yu et al.（2017）认为水稻根表沉积大量铁锰膜，阻碍砷向植物体内迁移，从而阻控水稻对砷的吸收。本研究进一步探讨根表中砷含量，结果表明，大量锰膜的形成降低了根表砷的含量，从而抑制根对砷的吸收。