生物炭基复合材料对酸性污染土壤汞钝化的初探

余 高，陈 芬，张红丽，谢英荷，侯建伟

(1 铜仁学院 农林工程与规划学院，贵州 铜仁 554300;2 国信司南(北京)地理信息技术有限公司，北京 100048;3 山西农业大学 资源与环境学院，山西 太谷 030801)

随着现代工业的快速发展，土壤重金属污染已成为主要的环境问题之一[1]。汞作为土壤中毒性最大的重金属元素之一[2-3]，在土壤环境中具有难以被清除的特点[4]。当土壤汞含量达到一定限度后，不仅会危害土壤微生物的生存环境，还会影响作物生长发育，降低产量与品质[5]，并通过食物链在人体富集，进而危害人类身心健康[6-7]。

目前，国内外研究较多的土壤重金属污染修复技术除农业调控技术外，主要是物理、化学和生物修复技术等[8-9]。化学钝化修复主要是利用有机或无机类钝化材料来降低土壤重金属的生物有效性和迁移能力，是目前一种经济可行、修复快速、适用性较广的土壤修复技术[10]。常用的钝化剂种类主要包括石灰、黏土矿物和有机物料等单一或复配钝化剂，此类钝化剂在南方酸性土壤中的稳定性较差，重金属汞极易重新释放到土壤环境中，使得土壤中钝化的汞产生二次污染[11]。生物炭作为一类新型的功能性钝化材料[12]，受到了国内外专家学者的广泛关注，其较高pH和丰富含氧官能团对土壤中的重金属有较好的吸附、固定作用，可有效降低土壤重金属的生物有效性和迁移能力，在钝化土壤重金属应用方面有着巨大潜力[13-14]。有研究表明，施入生物炭可提高土壤肥力，改善土壤理化状况，促进植物生长[15]。在重金属污染土壤中，施用生物炭能有效降低土壤重金属的生物有效性，对土壤重金属有很好的钝化效果，且随着生物炭用量的增加，其对重金属的吸附量也显著增加[16]。聚丙烯酰胺(PAM)是一种含有多种羧基、羟基等亲水基团的水溶胀型高分子聚合物，吸水后形成的凝胶不仅具有较好的保水保肥性能，还对重金属离子有很好的螯合作用[17]，近年来在土壤重金属修复领域备受关注。王晓佳等[17]研究表明，PAM对重金属的吸附具有明显的选择性，其吸附性能受重金属离子浓度的影响。将生物炭和PAM制备成生物炭基复合材料，可以有效降低小颗粒的表面能而防止其团聚，有利于重金属离子扩散到凝胶内部，提高复合材料对重金属的吸附稳定性，进而有效避免单一材料对土壤重金属吸附固定的局限性，从而发挥更好的协同优势[18]。

本研究以贵州万山汞矿区中度汞污染酸性土壤为对象，通过土培盆栽试验，探究不同生物炭基复合材料对土壤理化性质、土壤汞形态、植物吸汞量以及土壤酶活性等的影响，以期为生物炭基复合材料修复汞污染土壤提供理论依据，同时为土壤重金属污染治理提供新的思路。

1 材料与方法

1.1 供试材料及制备方法

1.1.1 试验材料 供试土壤采自贵州铜仁市万山区田间耕层土壤(北纬27°31′，东经109°13′)，土壤类型为黄壤，土样经室温条件下自然风干、除杂、研磨过孔径2 mm筛后备用。其理化性质：土壤有机碳含量为4.25 g/kg，pH值为5.65，全N含量为0.82 g/kg，有效P含量为58.65 mg/kg，速效K含量为173.44 mg/kg，土壤总Hg含量为4.78 mg/kg。参照我国土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(GB 15618-2018)和文献[19]，对汞污染土壤的汞浓度进行测定，确定供试土壤为中度汞污染等级。将玉米秸秆、牛粪、药渣在450 ℃条件下热裂解6 h，可制得玉米秸秆生物炭、牛粪生物炭、药渣生物炭，作为供试生物炭，分别记为JBI、NBI和YBI。供试作物为青岛胶研种苗有限公司研发的速生168小白菜。

1.1.2 生物炭基复合材料的制备 分别将玉米秸秆生物炭、牛粪生物炭、药渣生物炭与聚丙烯酰胺(PAM)按7∶3质量比称量并混合均匀，溶于蒸馏水后，使用搅拌器搅拌30 min，静置24 h，置于真空冷冻干燥箱24 h后得到生物炭基复合材料，分别记为JBI-P、NBI-P和YBI-P，不同生物炭及其复合材料的理化性质见表1。

表1 不同生物炭及其复合材料的理化性质Table 1 Physical and chemical properties of different biochar based composites

1.2 试验设计

本研究采用土培盆栽试验，于2019年10-12月在铜仁学院现代化智能温室大棚基地进行。基于前期试验结果(另文发表)，设生物炭基复合材料施用比例(以风干土计，质量分数)分别为1%，3%和5%，同时以不施用生物炭基复合材料为对照(CK)，共10个处理，分别为：对照(CK)、3个施用比例的玉米秸秆炭基复合材料(JBI-P1、JBI-P3、JBI-P5)、3个施用比例的牛粪生物炭基复合材料(NBI-P1、NBI-P3、NBI-P5)和3个施用比例的药渣生物炭基复合材料(YBI-P1、YBI-P3、YBI-P5)。称取4 kg风干土于塑料盆中，将3种不同类型生物炭基复合材料按照设定的施用比例与土壤混合均匀后，添加蒸馏水至土壤含水率为40%，室温下培养钝化7 d后播种。小白菜出苗后每盆定植3株，每日用蒸馏水补充等量水分以保证植物正常生长，30 d后采集小白菜各部位样品和土壤样品进行相关指标的测定。各处理均重复3次。

1.3 测定指标及方法

土壤有机碳和pH值参照土壤农化常规分析方法测定[20]。土壤汞的形态分级采用Tessier法的五步连续浸提法[21]，分别测定水溶态、可交换态、Fe-Mn氧化物结合态、强有机结合态和残渣态汞的含量；土壤总汞和有效态汞含量采用徐振涛等[3]的方法测定；土壤汞含量测定过程中选用国家标准物质GBW 07405进行质量控制，汞回收率为92.8%～98.8%。土壤酶活性采用关松荫[22]的方法测定，其中土壤过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定，土壤脲酶活性采用苯酚钠比色法测定，土壤蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定。

植物重金属含量测定：将收获的小白菜分为根部和茎叶部分，分别用蒸馏水充分洗净后，在105 ℃烘箱中杀青10 min，然后于70 ℃烘干至质量恒定，研磨后过孔径0.149 mm筛网，用塑封袋保存待测。小白菜各部位汞含量采用H2SO4-HNO3-HF高温消解，冷原子荧光光谱法进行测定[23]。植物样品汞含量测定过程中选用国家标准物质GBW 10014进行质量控制，汞回收率为94.2%～99.1%。

1.4 数据处理与分析

试验数据和图表制作均用Excel 2010处理，并用SPSS 22.0和Duncan’s 法进行统计分析和差异显著性检验，采用SPSS Pearson进行相关性分析。

2 结果与分析

2.1 不同生物炭基复合材料对土壤有机碳含量及pH的影响

由表2可知，施用生物炭基复合材料可显著提高污染土壤有机碳含量(P<0.05)，污染土壤有机碳含量较CK提高77.17%～426.36%，其中药渣生物炭基复合材料对土壤有机碳含量的增幅最为明显，较CK平均提高256.88%；其次是玉米秸秆生物炭基复合材料，增幅平均为246.10%；牛粪生物炭基复合材料增幅最低，平均为217.48%。随着生物炭基复合材料施用比例的增加，土壤有机碳含量也随之提高，其中YBI-P5处理土壤有机碳含量最高，分别较YBI-P3、YBI-P1显著提高了47.41%，181.13%(P<0.05)。

表2还表明，生物炭基复合材料在一定程度上能提高土壤pH，各处理土壤pH较CK提高了7.75%～20.95%，平均增幅达到13.20%。除施用比例为1%生物炭基复合材料处理土壤pH与CK差异未达到显著水平外，施用比例为3%，5%生物炭基复合材料处理土壤pH均与CK差异显著(P<0.05)。由以上结果可知，施用生物炭基复合材料可以有效提高汞污染酸性土壤有机碳含量和pH，土壤有机碳含量和pH对不同生物炭基复合材料的响应具有明显的差异性。

表2 不同生物炭基复合材料对土壤有机碳含量和pH的影响Table 2 Effect of different biochar composite materials on soil organic carbon content and pH

2.2 不同生物炭基复合材料对土壤汞含量的影响

由图1可知，不施用生物炭基复合材料(CK)的土壤重金属汞以残渣态(46.14%)和Fe-Mn氧化物结合态(20.52%)为主，可交换态和水溶态汞所占比例分别达到17.12%和6.86%。施用生物炭基复合材料后，不同程度地降低了土壤可交换态和水溶态汞比例，增加了强有机结合态汞和残渣态汞比例，不同生物炭基复合材料处理的水溶态汞、可交换态汞所占比例分别较CK降低60.35%～87.03%，40.54%～75.58%，强有机结合态汞和残渣态汞分别较CK增加41.99%～125.96%，25.77%～34.18%。当施用比例相同时，药渣生物炭基复合材料处理水溶态汞(0.89～2.14 mg/kg)、可交换态汞(4.18～8.77 mg/kg)和Fe-Mn氧化物结合态汞(11.21～14.44 mg/kg)所占比例均低于玉米秸秆生物炭基复合材料和牛粪生物炭基复合材料，而强有机结合态汞和残渣态汞所占比例则相反。随着施用比例的增加，不同生物炭基复合材料处理土壤的水溶态汞、可交换态汞和Fe-Mn氧化物结合态汞的比例逐渐降低，而强有机结合态汞和残渣态汞比例逐渐增加。

图1 不同生物炭基复合材料对土壤汞形态分布的影响Fig.1 Effect of different biochar composite materials on distribution of mercury form in soil

图2为不同生物炭基复合材料处理土壤的有效态汞含量。由图2可以看出，与CK相比，施用生物炭基复合材料后，土壤有效态汞含量随着生物炭基复合材料施用比例的增加而降低。各生物炭基复合材料处理土壤有效态汞含量较CK显著降低了41.33%～74.67%。这是因为土壤汞由水溶态和可交换态逐步转化为残渣态和Fe-Mn 氧化物结合态汞，其生物有效性和迁移能力降低所致。10个处理中，YBI-P5处理土壤有效态汞含量最低，较其他生物炭基复合材料处理显著降低了20.83%～56.82%，说明YBI-P5对土壤重金属汞的钝化修复效果最好，这可能与施用生物炭基复合材料提升了土壤pH有关。

图柱上标不同小写字母表示不同处理间差异显著(P<0.05)。图4～6同Different lowercase letters indicate significant differences among treatments(P<0.05).The same for Fig.4-6图2 不同生物炭基复合材料对土壤有效态汞含量的影响Fig.2 Effect of different biochar composite materials on available mercury content in soil

2.3 生物炭基复合材料对小白菜不同部位汞含量的影响

图3是不同生物炭基复合材料对汞污染土壤中小白菜地下根部及地上可食用茎叶部汞含量的影响。图3显示，与CK相比，不同生物炭基复合材料处理的小白菜根部汞含量下降了34.62%～47.00%。随着施用比例的增加，牛粪生物炭基复合材料处理小白菜根部汞含量逐渐降低，而玉米秸秆生物炭基复合材料和药渣生物炭基复合材料处理的小白菜根部汞含量呈先增加后降低趋势。

由图3还可以看出，与CK相比，不同生物炭基复合材料处理小白菜茎叶部汞含量下降了47.06%～91.18%，且随生物炭基复合材料施用比例的增加，小白菜地上茎叶部汞含量呈降低趋势。说明施用生物炭基复合材料促使土壤重金属汞的形态向较低活性的形态转化，导致土壤中有效态汞含量降低，减少汞在小白菜各部位营养器官中的运输，进而阻控了汞在小白菜中的富集。不同生物炭基复合材料施用量虽然对小白菜根部吸收汞的抑制作用表现有差异，但对汞从根部向茎叶运输累积的影响并无明显差异。

图柱上标不同大写字母表示不同处理间小白菜根部汞含量的差异显著(P<0.05)；标不同小写字母表示不同处理间小白菜茎叶汞含量差异显著(P<0.05)Different capital letters indicate significant differences in root mercury content among different treatments (P<0.05),while different lowercase letters indicate significant differences in stems and leaves mercury contents among different treatments (P<0.05)图3 不同生物炭基复合材料对汞污染土壤中小白菜各部位汞含量的影响Fig.3 Effects of different biochar composite materials on mercury content in different parts of Chinese cabbage

2.4 小白菜不同部位汞含量与土壤pH、有机碳和有效态Hg含量的相关性

相关性分析结果(表3)表明，小白菜地上茎叶部与地下根部汞含量之间呈极显著正相关关系(P<0.01)，说明重金属汞主要是通过小白菜根部吸收，然后通过根系向地上部位运移累积。土壤pH与小白菜根部汞含量呈显著负相关关系，与小白菜茎叶部汞含量呈极显著负相关关系；土壤有机碳含量与小白菜茎叶部和根部汞含量之间均呈显著负相关关系。小白菜根部及茎叶部汞含量与土壤有效态汞含量均呈极显著正相关关系，表明植物可以直接吸收利用土壤中的有效态汞，且土壤有效态汞含量增加，会促进小白菜对汞的吸收富集。

表3 小白菜不同部位汞含量与土壤pH、有机碳和有效态汞含量之间的相关性Table 3 Correlation between mercury contents in different parts of Chinese cabbage and soil pH,organic carbon and available mercury content

2.5 生物炭基复合材料对汞污染土壤酶活性的影响

图4～6为不同生物炭基复合材料对汞污染土壤过氧化氢酶、脲酶和蔗糖酶活性的影响。从图4～6可以看出，施用生物炭基复合材料均能显著提高土壤过氧化氢酶、脲酶和蔗糖酶活性，分别较CK增加了39.58%～160.42%，28.13%～106.25%，64.71%～111.76%。随着生物炭基复合材料施用比例的增加，土壤脲酶活性呈增加的趋势，且当施用比例为5%时各生物炭基复合材料处理的土壤脲酶活性均达到最大值；而土壤过氧化氢酶和蔗糖酶活性呈先增加后降低的趋势，当施用量为3%时，土壤过氧化氢酶和蔗糖酶活性均达到最大值，对缓解重金属汞对土壤酶活性的毒害作用效果最好。说明一方面施用生物炭基复合材料改善了土壤结构，增加土壤保水能力，有利于土壤养分的矿化，促进土壤微生物的生长繁殖；另一方面其改善了土壤环境，降低了土壤重金属汞的有效性，促进土壤生理生化反应及土壤中的物质循环与能量流动，从而减轻重金属汞对土壤酶活性的毒害效应。

图4 不同生物炭基复合材料对土壤过氧化氢酶活性的影响Fig.4 Effects of different biochar based composites on soil catalase activity

图6 不同生物炭基复合材料对土壤蔗糖酶活性的影响Fig.6 Effects of different biochar based composites on soil invertase activity

3 讨 论

通过将生物炭改性或与高分子聚合物复合等手段，制备出结构和性能更好的改性生物炭或生物炭基复合材料，可提高生物炭的理化性状及对土壤重金属的吸附性能[24]。本研究中，将不同生物炭与PAM复合后，明显增加了生物炭的孔径和比表面积，进一步提高了生物炭对重金属的吸附能力，这与前人的研究结果一致[25-27]。Shi等[25]利用XPS和FTIR光谱分析发现，复合后的生物炭基材料表面的官能团特征峰振动强度更为明显。Song等[26]研究表明，与单一生物炭相比，负载 MnOx的复合生物炭材料的孔径和极性含氧官能团数量显著增加，从而提高了其对重金属Cu2+的吸附量。Jia等[27]研究发现，与单一生物炭材料相比，复合生物炭材料明显具有更大的比表面积和总孔体积，不仅能促进其对土壤重金属汞的吸附，还对吸附水中其他污染物起着关键的作用。

土壤pH与土壤中重金属赋予形态的转化与生物有效性密切相关[28]，而土壤有机碳作为土壤中重金属迁移和转化的主要驱动因素，对污染土壤重金属修复具有重要意义[24]。本研究结果表明，施用生物炭基复合材料可以有效提高土壤pH和土壤有机碳含量。本研究中的生物炭基复合材料pH为8.87～9.97，不同生物炭基复合材料及施用量处理的土壤pH较CK增加了7.75%～20.95%，其中以YBI-P5处理的pH最大。这可能与生物炭自身含有大量的氢氧化物和碳酸盐等碱性物质有关，这些化合物可以通过中和土壤中的酸性物质和提高土壤碱基饱和度来提高酸性土壤的pH[24]。相关研究表明，生物炭中富含的大量非活性有机碳性质较为稳定，不易被微生物分解利用，可以直接提高土壤有机碳含量[25]。本研究中生物炭基复合材料的有机碳含量为303.02～341.61 g/kg，而供试土壤有机碳含量仅为4.25 g/kg，这可能是施用生物炭基复合材料显著提高土壤有机碳含量的主要原因。杨兰等[29]发现，负载锰基的生物炭材料可以增加土壤有机碳含量，并显著降低土壤中有效态Cd含量。Zhang等[30]研究发现，具有较高pH值和有机碳含量的生物炭，可以通过改变污染土壤中固相物质的表面活性来影响重金属离子在土壤中的化学行为，进而降低土壤重金属有效态含量。孙彤等[24]研究表明，施用锰基生物炭材料可以显著提高土壤有机碳含量，而且与土壤中有效态Cd含量呈负相关关系，这与本研究的结果基本一致。

汞的生态毒性与其在土壤中的存在形态具有密切关系，不同形态汞的生物有效性和迁移转化能力存在很大差异[31]。本研究中，施用不同种类及比例生物炭基复合材料均在一定程度上提高了强有机结合态汞和残渣态汞比例，降低了土壤水溶态汞、可交换态汞和Fe-Mn 氧化物结合态汞的比例。这可能与生物炭基复合材料本身含有PAM以及土壤有机碳含量和pH值升高有关，因为PAM分子链上含有丰富的羧基、酰胺基等功能基团，可以通过离子交换、聚合物大分子包裹、螯合等方式吸附土壤中的重金属汞，从而实现对汞的吸附固定[32]；土壤有机碳可以为土壤微生物的生长繁殖提供丰富的碳源，提高土壤微生物活性，进而降低重金属汞的生物有效性；而土壤pH升高可以促进土壤胶体表面所带电荷量增加，进而提高了土壤胶体对重金属离子的电性吸附[24]。本研究中，不同生物炭基复合材料处理的土壤有效态汞含量差异显著，且随着生物炭基复合材料施用比例的增加，土壤有效态汞含量降低幅度更大。有研究表明，生物炭基复合材料在土壤重金属钝化修复方面表现出了很强的协同效应，对污染土壤重金属的稳定化效果、形态转化以及迁移性等方面整体上优于单一生物炭[33]。这可能是由于生物炭基复合材料较单一生物炭具有更好的孔隙结构、更大的比表面积和活性点位，能够为其吸附土壤重金属离子提供更多的吸附位点[33]；同时，生物炭基复合材料表面含有多种官能团和芳香结构，可以促进持久性自由基产生和电子传递，进而降低土壤重金属的生物有效性和土壤有效态重金属含量。史倩倩[34]将生物炭复合多种锰基离子后，不仅显著增加了生物炭表面的羧基、酚羟基等含氧官能团，还增强了其对重金属的吸附能力，降低了土壤有效态Cd含量。

植物重金属汞的积累方式主要受到土壤有效态汞含量及植物地下部分吸收和地上部分运移等因素的影响[19]。本研究中，与CK相比，施用生物炭基复合材料导致土壤中有效态汞含量降低，促进土壤重金属汞由生物活性较高的形态向低活性形态转化，进而降低了土壤重金属汞的生物有效性和迁移能力，在一定程度上抑制了土壤中的汞向小白菜迁移富集。这与孙彤等[24]的研究结果一致。这可能是由于生物炭基复合材料具有多孔的结构以及含有大量功能基团，可以参与到土壤汞的配位作用中，这些配位作用使得土壤水溶态汞和可交换态汞等有效汞含量迅速降低[35]。也有部分研究结果表明，施用钝化剂对植物吸收重金属无影响，甚至还稍微增加了植物对重金属的吸收积累，如吴清清等[36]研究发现，向潮土中施用有机肥反而增加了苋菜植株中的Cu和Zn含量。本研究的相关性分析结果表明，小白菜根部及茎叶部的汞含量与土壤有效态汞含量均呈极显著正相关关系，而与土壤pH、有机碳含量呈显著或极显著负相关关系。因此，可以通过提高土壤pH和有机碳含量，改善土壤理化性质，降低土壤有效态汞含量，降低土壤汞的生物有效性及向植物迁移的能力，进而抑制作物各部位对汞的吸收、富集[37-38]。

土壤酶活性既是表征土壤肥力强弱的重要指标之一[39]，也是评价重金属对土壤污染效应的生物指标之一[40]。本研究结果显示，与CK相比，施用生物炭基复合材料均显著提高了土壤过氧化氢酶、脲酶和蔗糖酶活性，且随着生物炭基复合材料施用比例增加，土壤过氧化氢酶活性和蔗糖酶活性均呈先增后减的趋势，而土壤脲酶活性则表现为逐渐增加的趋势。孙彤等[24]研究发现，施用改性生物炭材料可以显著提高土壤过氧化氢酶、脲酶活性，且随着改性生物炭施用量的增加呈逐渐递增的趋势，与本研究结果有所差异，这可能与供试土壤类型及钝化材料施用量的不同有关。本试验中，施用不同种类生物炭基复合材料均显著提高了土壤酶活性，表明生物炭基复合材料可以降低土壤有效态汞含量，缓解重金属汞对土壤酶活性的毒害作用。当生物炭基复合材料施用比例为3%时，土壤过氧化氢酶和蔗糖酶活性均达到最大值，继续提高施用比例反而降低这2种酶活性。究其原因，可能是随着大量生物炭基复合材料加入，其丰富的孔隙结构和水溶胀型高分子聚合物可通过吸附酶分子而对酶促反应结合位点形成保护，进而阻止土壤酶促反应的进行。因此，可以通过测定土壤酶活性来实现不同钝化剂材料对酸性汞污染土壤钝化修复效果的监测评价。

4 结 论

生物炭基复合材料能明显提高酸性汞污染土壤pH和有机碳含量，生物炭基复合材料类型及施用比例对汞污染土壤pH和有机碳含量的影响有差异。生物炭基复合材料施用比例越大，越有利于促进土壤生物有效性较高的水溶态汞、可交换态汞向更稳定的残渣态和强有机结合态汞转化，进而抑制小白菜各部位对汞的吸收富集。3种生物炭基复合材料中，药渣生物炭基复合材料最有利于土壤有机碳含量和pH的提高，以及土壤有效态汞含量和植物各部位汞含量的降低。对于中度汞污染酸性土壤，建议施用比例为5%的药渣生物炭基复合材料用于土壤修复。