两种生物炭对稻米中砷累积的影响研究

2021-12-06王志刚王永杰靳雯佳孙亚飞任少芳周立旻郑祥民

地球环境学报 2021年3期

王志刚，王永杰, ，靳雯佳，孙亚飞，任少芳，周立旻, ，郑祥民

1.华东师范大学地理科学学院地理信息科学教育部重点实验室，上海 200241

2.华东师范大学崇明生态研究院，上海 200241

砷及其化合物被世界卫生组织（WHO）认定为一类“致癌物质”，人体长期暴露于砷环境，可导致皮肤癌和肾、肝等内脏器官的癌变（刘冠男等，2018；张世杰等，2018；Wang et al，2019）。2014年环保部和国土资源部联合发布的全国土壤污染状况调查公报显示，我国土壤砷污染点位超标率为2.7%，特别是工矿业废弃地和有色金属矿区，其周边土壤砷污染较为严重，而且目前这些砷污染土壤往往被当地居民用于作物种植，例如水稻。已有研究表明水稻对砷的吸收能力高于其他谷物（赵方杰，2014；Cao et al，2017；吴川等，2019），含砷稻米的摄食大大增加了当地居民砷暴露风险。因此，迫切需要绿色和成本低效益高的方法来缓解砷对水稻产量和质量的负面影响，以减轻稻米砷污染对人体健康的潜在风险（Kumarathilaka et al，2020）。

生物炭（biochar）是生物质原料在完全或部分缺氧条件下，经高温热解（通常300 — 800℃）产生的一类固相物质（Inyang et al，2016；Li et al，2017），是一种难熔的、稳定的、高度芳香化的、富含碳素的物质（袁帅等，2016），具有独特的吸附性且廉价易得，在土壤、水体重金属污染物去除、修复等方面具有潜在优势，同时具有其他优良的环境和生态效应。因此，作为一种新型环境友好功能材料，生物炭成为当前环境科学研究的热点之一（Li et al，2017；Xiao et al，2018；Bandara et al，2020）。近年来，有关生物炭对土壤重金属污染修复与治理的研究主要集中在铅（Li et al，2018）、铬（谢亚萍等，2017）、锌（Beesley and Marmiroli，2011）等方面，对砷污染的研究相对较少。有研究表明，添加质量分数为5% — 10%的污泥生物炭能显著降低稻米中砷的累积（Khan et al，2014）；添加质量分数为1% — 4%的稻草生物炭对水稻籽粒的影响不显著（Yin et al，2017；Yang et al，2018）。但是模拟稻田淹水条件的试验表明，质量分数为3%的水稻秸秆生物炭或油棕纤维生物炭的添加均增加了孔隙水中砷的浓度（Wang et al，2017；Qiao et al，2018）。由此可见，目前关于生物炭对稻米中砷累积的影响及机理仍不清楚。另一方面，研究者使用生物炭的添加剂量质量分数通常为1% — 10%，实际农业生产中对应的生物炭为20 — 100 t · hm-2（按15 cm的深度和1.3 g · cm-3的土壤密度计算），这在实际应用中难以实现。因此，有必要进一步研究生物炭低剂量添加对土壤中砷累积的影响及机理。

本研究选取矿区砷污染土壤，添加小麦和棉花秸秆生物炭，进行盆栽和模拟试验，旨在探究：（1）添加质量分数为0.5%的低剂量生物炭对稻米中砷累积的影响；（2）生物炭不同添加剂量（质量分数分别为0.5%、1.0%、3.0%、5.0%）对土壤中砷迁移转化的影响及机理，以期为砷污染土壤的治理提供数据支持和理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试土壤：采自南京市栖霞山（32°09′ N，118°57′ E）砷污染土壤，经风干、研磨，过2 mm筛，分别用于盆栽和模拟试验。基本理化参数：总碳1.5% ± 0.1%，pH值6.5，黏土9.3%，粉砂76.9%，砂13.8%，总砷浓度(104 ± 5) mg · kg-1。

供试生物炭：小麦、棉花秸秆都是低成本、易获得的原料，适合生物炭生产。本试验所需小麦、棉花秸秆均采自华东师范大学生物站。将两种材料剪碎（约2 cm），装入坩埚（500 mL），加盖，并用铝箔包裹，然后置于马弗炉内，设定终温为600℃，升温条件10℃ · min-1，达到温度后继续炭化1 h。温度降至室温后取出，磨碎，过0.28 mm筛备用。小麦生物炭pH 10.7（炭∶水 = 1∶20），溶解态砷0.14 mg · kg-1。棉花生物炭pH 10.4（炭∶水=1∶20），溶解态砷0.15 mg · kg-1。

1.2 盆栽试验设计及样品处理

盆栽试验于2018年6月在华东师范大学闵行校区某塑料大棚进行（自然光和热）。使用塑料桶（聚丙烯材料，高13 cm，直径10 cm），每盆装土2 kg，加底肥磷酸二氢钾（KH2PO4）和尿素（总氮128 mg · kg-1、总磷89 mg · kg-1、总钾112 mg · kg-1）和生物炭后搅拌混匀，分别设置如下3个处理组：对照组，添加小麦秸秆生物炭（小麦BC），添加棉花秸秆生物炭（棉花BC）。在土壤淹水（深度约2 cm）条件下平衡10 d后，每盆种植2株培育30 d的水稻幼苗（低砷累积水稻品种：甬优538）（Duan et al，2017），每个处理组设置3个平行。水稻生长期间使用自来水（总砷0.4 μg · L-1）浇灌，保持淹水高度2 cm左右。水稻生长期为108 d（2019年6月23日—10月9日），水稻生长期间选取重要的4个时期：分蘖期、拔节期、扬花期、成熟期，即种植后21 d、43 d、68 d、108 d，利用孔隙水采样器（Rhizon MOM，孔径0.12 — 0.18 μm，长10 cm，Wageningen，荷兰）采集根际土壤孔隙水，加优级纯HNO3（体积分数2%）保存。同时，采集根际土壤，每盆采集两个土柱（长3 cm，直径1 cm），装于冷冻管（5 mL）密封，运回实验室后冷冻保存（-20℃）。选取盆栽试验的土壤（68 d和108 d）分别用磷酸二氢铵（NH4H2PO4）和草酸铵（( NH4)2C2O4）萃取强结合态和氧化结合态砷（Stroud et al，2011）。

水稻成熟时，分别采集稻穗、秸秆（叶片、茎）和根，使用自来水清洗3次后，再使用去离子水清洗4次，而后置于40℃的烘箱内烘干至恒重（约72 h），称重计算地上部生物量。取部分秸秆粉碎（IKAA11，德国），稻米去壳后制成糙米用去离子水浸泡（24 h），期间换一次水，最后冷冻干燥，干燥样品研磨，过0.15 mm筛。新鲜根采用柠檬酸钠-重碳酸钠-连二亚硫酸钠（DCB）去除水稻根部铁膜（Okkenhaug et al，2012），清洗后添加液氮研磨（IKAA11，德国）。所有样品于-20℃保存备用。

1.3 模拟试验设计及样品处理

在水稻生长淹水时期，虽然水稻根际的还原条件会受到其根系泌氧的影响，但是根际一定距离范围外仍保持着较强还原性的条件（Schmidt et al，2011）。为了研究不同剂量生物炭在厌氧条件下对砷的迁移转化的影响，模拟试验分别设置如下处理组（表1）：小麦BC，添加剂量质量分数为0.0%、0.5%、1.0%、3.0%、5.0%；棉花BC，添加剂量质量分数为0.0%、0.5%、1.0%、3.0%、5.0%。每个处理组设置3个平行。称取6 g样品于50 mL离心管中，加生物炭，加去离子水30 mL，同时加乳酸钠5 mL，加盖密闭，所有样品置于25℃的避光环境下培养28 d，模拟水稻根际厌氧环境。培养结束后，采用便携式哈希多参数水质分析仪（哈希HQ30d，美国）在厌氧手套包内测定土壤溶液中的pH、氧化还原电位（Eh）。然后在2500×g下离心20 min，再次转移至厌氧手套包中，使用0.45 μm聚醚砜滤膜（安谱，中国）过滤。取10 mL滤液加优级纯HNO3保存（体积分数2%）用于总溶解态铁和砷的测定。培养后的土壤，冷冻干燥后用于不同结合态砷的提取（方法与盆栽试验一致）。

表1 实验设计方案Tab. 1 Designed of pot and microcosm experiments

1.4 测定方法

水稻各组织中砷的测定：称取0.2—0.5 g样品，加优级纯HNO30.8 mL，冷消解12 h后，在电热板加热（100℃）2 h，冷却后再加入0.2 mL双氧水（30%），再次置于100℃电热板加热30 min，冷却后定容至10 mL。所有消解、萃取液、孔隙水和模拟试验中土壤溶液样品，利用原子荧光光度计（AFS — 9230，吉天，中国）测试砷浓度，选择多元素标准溶液（默克，德国），使用2%的优级纯HNO3稀释标准溶液，得到所需标准溶液40 μg · L-1，加入2.5 mL硫脲（5%）与抗坏血酸（5%）混合溶液，再加入2.5 mL 20% HCl，定容到10 mL，放置2 h，然后使用还原剂（5‰ KOH和10‰ KBH4）和载流（5% HCl）上机测试，仪器自动稀释绘制砷元素标线（0.5 μg · L-1、1.0 μg · L-1、2.5 μg · L-1、5.0 μg · L-1、20.0 μg · L-1、40.0 μg · L-1）。利用电感耦合等离子体发射光谱仪（Varian 710-ES ICP-OES，Agilent，美国）测试铁浓度，使用2%的优级纯HNO3稀释标准溶液得到所需标准溶液50 μg · L-1、100 μg · L-1、200 μg · L-1、500 μg · L-1、1000 μg · L-1用于绘制铁元素标线。上述两种元素标准曲线拟合相关系数均大于0.99。每批样品均做相应的试剂空白。选用辽宁大米（含砷量(114 ± 18) μg · kg-1）作为标准物质，所得回收率在94% — 102%。

1.5 统计分析方法

本文所有数据的统计分析均采用SPSS 16.0软件，完成单因素方差分析（one-way ANOVA），显著性水平P= 0.05，其中单因素方差分析分别使用Tukey’HSD（honest significant difference）检验方法，不同处理组之间的显著差异用不同字母a、b表示，并用Origin 8.5进行绘图。

2 结果与讨论

2.1 生物炭对水稻各组织砷浓度及地上部吸收量的影响

质量分数为0.5%的低剂量小麦和棉花生物炭的添加并没有显著减少糙米中砷浓度，也没有显著增加根中砷浓度，但是显著增加了秸秆砷浓度（图1a）。小麦BC处理组和棉花BC处理组糙米中砷浓度分别为(0.30 ± 0.02) mg · kg-1、(0.30 ± 0.03) mg · kg-1，与对照组（(0.33 ± 0.01) mg · kg-1）相比，生物炭添加组仅降低了约10%，表明低剂量生物炭降低稻米砷浓度十分有限。小麦BC处理组和棉花BC处理组秸秆中砷浓度分别为(8.59 ± 0.89) mg · kg-1，(12.52 ± 2.41) mg · kg-1，与对照组（(7.96 ± 0.68) mg · kg-1）相比，小麦BC处理组增加了约7%，棉花BC处理组增加了约57%。同时发现各处理组砷浓度表现为根＞秸秆＞糙米，表明了水稻吸收砷后，大部分停留在根部，少量向地上部分迁移，且越往上，砷浓度越少，这一结果与前人（Liu et al，2006）的结果一致。依据水稻糙米和秸秆中砷浓度及其生物量计算可得水稻地上部砷吸收量（不包含稻壳）。图1b显示：糙米中砷的吸收累积与对照组相比，两种生物炭添加组均增加了约12%。秸秆中砷的吸收累积与对照组相比，小麦生物炭添加组减少了约2%，棉花生物炭添加组增加了约51%。糙米中砷的吸收累积量增加，但砷浓度减少，这可能是生物炭的添加增加了水稻糙米的生物量（表1），生物量的增加起到了生物稀释作用，导致糙米砷浓度的降低，这一现象与Shu et al（2016）发现的生物稀释作用造成稻米汞浓度降低现象相类似（汞污染稻田土壤添加生物炭增加了稻米生物量）。

图1 质量分数为0.5%的生物炭添加条件下水稻各组织中砷浓度及地上部吸收量Fig. 1 Arsenic concentrations in rice tissues and its total uptake in above-ground tissues with biochar mass fraction of 0.5% amendment

2.2 生物炭对孔隙水中溶解态砷和土壤中不同结合态砷的影响

0.5%（质量分数）生物炭添加没有显著地影响孔隙水中砷浓度（图2a）。水稻生长期内，所有处理组孔隙水中溶解态砷浓度呈现一个动态变化趋势。移栽后的43 d（拔节期）内孔隙水中砷浓度在0.01 — 0.11 mg · L-1波动；68 d到108 d（扬花期到成熟期）孔隙水中砷浓度在0.70 — 1.30 mg · L-1波动。拔节期孔隙水中砷的平均浓度是拔节期前的16倍。溶解砷浓度的大幅增加可能是因为水稻根系会分泌大量易降解有机质，并且在微生物作用下降解，还原条件显著增强，进而导致铁/锰氧化物结合的砷失去吸附主体而进入孔隙水，最终导致孔隙水中砷浓度增加（Chen et al，2016；Wang et al，2017；Qiao et al，2018）。已有研究表明孔隙水中砷的释放与铁的还原有密切关系（Blodau et al，2008；Weber et al，2010），图2b显示水稻生长期内孔隙水中溶解态铁的浓度变化与砷的浓度变化基本一致，而相关分析也表明各处理组孔隙水中铁浓度与砷浓度有较好的正相关关系（各处理组R2在0.51 — 0.94，P＜0.05）。

生物炭的添加对土壤中不同结合态砷的影响较为复杂。根际土壤中磷酸二氢铵（NH4H2PO4）可萃取砷占总砷百分比在11% — 19%波动，表明了扬花期到成熟期之间强结合态砷的变化不大。68 d（扬花期）生物炭添加组土壤中强结合态砷占总砷百分比与对照组相比有显著性增加，但108 d（成熟期）生物炭添加组土壤中强结合态砷占总砷百分比与对照组相比增加不明显（图2c）。根际土壤中草酸铵（(NH4)2C2O4）可萃取砷占总砷百分比在43% — 47%波动，表明了土壤中约30%的砷与氧化物结合（去除强结合态砷）。生物炭添加后对氧化物结合态砷占总砷比例影响不明显，仅在68 d小麦BC处理组表现为明显增加（图2d）。

2.3 不同剂量生物炭对孔隙水中溶解态砷和土壤中不同结合态砷的影响

为期28 d的厌氧模拟实验结果显示：土壤溶液中Eh值范围在5.2 — 23.7 mV（相对于标准氢电极）（图3a），表明了培养体系较强的还原环境。生物炭添加剂量的增加（0.5% — 5.0%，质量分数）并没有显著改变土壤还原条件和pH值（图3b）。然而，随着生物炭添加剂量的增加，土壤溶液（类似于孔隙水）中砷浓度不断增加（图3c），溶解态铁先增加后减少（图3d）。例如：小麦BC添加组孔隙水中砷浓度增加幅度为160% — 534%，棉花BC添加组孔隙水中砷浓度增加幅度为69% — 243%。溶解态砷浓度在生物炭添加质量分数为0.5%时，模拟试验和盆栽试验的结果不一致（图2a），这是因为两种试验条件不同造成的。当生物炭添加质量分数小于1.0%时，各处理组土壤溶液（类似于孔隙水）中铁浓度与砷浓度有较好的正相关关系（P＜0.05），小麦BC处理组R2为0.90，棉花BC处理组R2为0.93，当生物炭添加质量分数大于1.0%时，土壤溶液中铁浓度与砷浓度并不存在正相关关系，可能是较高剂量的生物炭对铁（阳离子型金属）的吸附作用而造成（Chen et al，2016）。土壤中磷酸二氢铵（NH4H2PO4）可萃取砷占总砷百分比随生物炭添加剂量的增加先略微增加而后逐渐降低（图3e），变化范围为8.5% — 15.8%。草酸铵（(NH4)2C2O4）可萃取砷占总砷百分比随生物炭添加剂量的增加基本不变，所占百分比在37%上下波动（图3f）。这一结果与盆栽试验结果基本一致（图2c、2d）。这些结果表明了生物炭对于土壤中强结合态砷的迁移转化有较大影响，尤其是在高剂量添加时这种影响更大；而对于土壤中氧化物结合态砷的迁移转化影响不大，即使是在高剂量条件下。

图2 质量分数为0.5%的生物炭添加条件下孔隙水中溶解态砷和土壤中不同结合态砷Fig. 2 Dissolved arsenic in pore water and different fraction arsenic in soil during the rice growth with biochar mass fraction of 0.5% amendment

图3 不同质量分数生物炭添加条件下（0.5% — 5.0%）孔隙水溶解态砷和土壤中不同结合态砷Fig. 3 Dissolved arsenic in pore water and different fraction of arsenic in soil under different mass fraction of biochar amendment in microcosm experiments (0.5% — 5.0%)

模拟试验结果表明高剂量生物炭添加可导致土壤溶液中砷浓度显著增加，这一结果与前人研究结果一致（Chen et al，2016；Wang et al，2017）。生物炭添加导致土壤中砷释放可能有两种主要作用途径：（1）生物炭可以增加铁还原菌（如地杆菌属）的丰度，导致铁的氧化还原，进而被吸附的砷进入土壤溶液中（Liu et al，2006）；（2）生物炭可以增强砷还原菌的活性导致高价态砷还原为低价态砷，进而释放进入孔隙水（Chen et al，2016；Wang et al，2017）。本研究土壤根际孔隙水和溶液中溶解态砷和溶解态铁的正相关关系，表明了生物炭增强铁的还原，从而导致砷的释放，这可能是生物炭添加导致土壤溶液中砷浓度增加的主要原因。但盆栽和模拟试验均未发现氧化物结合态砷占总砷百分比有明显变化。这可能与土壤中氧化物结合态砷所占总砷百分比较高有关（约30%），其微弱变化可能导致土壤溶液中的砷有较大变化。因此，高剂量生物炭添加很可能会增强水稻对土壤砷的吸收和累积，进而加剧水稻砷污染健康风险，这意味着生物炭应用于稻田砷污染风险控制仍需更多的研究。