水分调节对施用生物炭土壤重金属Cu形态的影响研究

张 兰，夏红霞，夏洋漪，朱启红，李 强，廖 偏

（1.重庆化工职业学院，重庆长寿 401228；2.重庆文理学院，环境材料与修复技术重庆市重点实验室，重庆永川 402168）

随着经济与社会发展，人类活动带来的环境问题日益凸显，尤其是土壤重金属污染已严重影响生态安全并危及人类健康[1]。铜作为我国最先使用的重金属元素，它为社会发展带来巨大作用的同时，所导致的重金属污染问题也一直存在。据资料显示，在土壤无机污染物中，重金属铜的点位超标率已达2.1%[2]，铜引起的土壤重金属污染问题已引起农业科学工作者的广泛关注。

生物炭是有机物质在厌氧或限氧环境下经过高温裂解生成的稳定性物质，具有巨大的表面积和内部空隙[3]，施用土壤后不仅可以直接吸附固定污染物质[4]，还可以改善土壤理化性质[5]、减少养分流失[6]、促进植物生长[7]，现已被广泛用于低产地改良和污染土壤修复[3]，并取得了较好的研究效果[8,9]。Ali等[10]研究发现，苹果树生物炭可降低土壤重金属Zn 和Cd 的有效性，降低了甘蓝型植物对重金属Zn 和Cd 的吸收和转运。Cao 等[11]研究发现，向土壤中施用厨余垃圾、玉米秸秆和花生壳制生物炭后，可显著降低空心菜中Cd和Pb的浓度，且生物炭添加量与与土壤中可提取态重金属含量呈正相关关系。

水分在农业生产中占有主导地位，缺水将导致农业生产无法正常进行[12]。相关研究表明，农作物只有在水分适宜的土壤环境中才能正常生长[9,12]。当土壤水分不足时，不仅会造成土壤养分不易被植物吸收，还会导致植物自身水分、养分不足而枯萎死亡[13,14]；当土壤中水分过多时，则会导致土壤养分流失，甚至造成渍害和土壤退化[15]。田桃等[16]研究发现，通过淹水措施降低土壤氧化还原电位，可以减少水稻对重金属Cd的积累。葛颖等[17]也研究发现，淹水可减少重金属镉从水稻根系向水稻茎秆部分转移，降低稻米中镉的积累量。张雪霞等[18]认为，这主要是土壤水分含量可影响土壤S、Fe2+活性，进而影响Cd活性。

由此可见，利用生物炭可修复污染土壤或改良低产地，通过调节土壤水分也可以改善土壤理化性质，进而促进农业生产，但现有研究仅限于利用单一生物炭修复污染土壤/改良低产地[19]，或者单一利用水分调节措施改善土壤环境促进农业生产[20,21]，但尚未见到有关利用水分调节措施和生物炭联合修复重金属污染土壤方面的研究。为此，本研究以已施用生物炭的重金属污染土壤为研究对象，通过实验探究水分调节措施对施用生物炭土壤重金属形态影响，旨在为利用水分调节措施进一步提高生物炭修复重金属污染土壤效果提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

土壤：供试土壤取自重庆市永川区某乡镇未受污染的土壤，土壤类型为水稻土。现场采样时，采样深度为0～20 cm，同时在现场测试供试土壤的田间持水量。

生物碳：供试生物炭为自制酒糟生物炭，采用限氧热解法制备[22]。

1.2 试验方法

称取土壤样品40 kg 于大塑料桶中，以CuSO4作为添加的外源重金属，添加浓度为54.18 mg/kg，充分混匀后钝化2 周；再添加400 g 自制酒糟生物炭充分混匀，用高纯水补充水分至田间持水量的75%，密封、陈化4周后进行水分调节实验。

分取2 kg 陈化后的土壤于塑料烧杯中，根据前期测试的土壤田间持水量，用高纯水补充土壤含水量至实验设置要求，充分混匀、密封后置于恒温恒湿培养箱中进行培养。为保持各实验组土壤水分含量恒定，通过称重法每2 d 补充一次水分。实验设计共6 组：CK（无添加水，对照）、W1(36%田间持水量)、W2(52%田间持水量)、W3(68%田间持水量)、W4(84%田间持水量)和W5（100%田间持水量）。经测试与计算，对照组（CK）土壤水分含量为田间持水量的23.6%。培养30 d后，取上层土壤测定其速效养分含量。每一处理均重复3 次，取其平均值用于统计分析。

1.3 样品分析与数据处理

土壤中各形态重金属含量提取：按照Sahuquillo 等人提出的修正BCR 三步连续提取法，依次用0.1 mol/L 的HAC 溶液、0.5 mol/L 的NH2OH·HCl(加浓度为2 mol/L 的硝酸调节pH 值1.5)、H2O2和王水（HCl∶HNO3=7.0∶2.3）提取土壤重金属[23]，再将各形态重金属提取液经0.45 µm 滤膜过滤后采用ICP-MS（美国Agilent公司，型号7700x）测试。

实验数据采用SPSS 和Excel 软件进行统计分析，SPSS20.0进行单因素方差分析，显著性检验水平均设为0.05，图中不同小写字母表示处理间差异显著（P<0.05）。

2 实验结果

2.1 水分对可交换态铜含量的影响

可交换态重金属是指土壤中的重金属元素与碳酸盐矿物在其表面上形成的以共沉淀或结合态化学物质与交换吸附于沉积物上的黏土矿物以及其他成分，如氢氧化锰、氢氧化铁以及腐殖质上附着的重金属，该形态的重金属离子易被交换、迁移，代表了该重金属元素对环境潜在的风险，被认为是对生态环境毒性最大的重金属形态[24]，Kabala 和Singh 甚至提出了用流动因子（MF）[25]来描述环境中重金属的这一行为。可交换态重金属对环境的变化很敏感，尤其是pH 值对它的含量影响巨大。pH值升高有助于碳酸盐的生成，但当pH值下降时会重新释放出来[26]，对环境产生潜在的毒害风险。

水分调节措施对施用生物炭土壤可交换态Cu 含量的影响如图1所示。由图1可知，增加土壤水分含量，可降低施用生物炭土壤可交换态铜含量，尤其是在W5处理条件下土壤可交换态重金属铜含量最低，比对照低18.52%，与对照相比差异显著（P<0.05），这与姚桂华等[27]的研究结果相似。本实验结果还显示，不同水分调节措施下，施用生物炭土壤可交换态Cu 也存在较大差异。与W1相比，W2处理条件下可交换态Cu降低了7.42%，W3处理条件下可交换态Cu 降低了12.59%，与对照相比差异显著（P<0.05），这与李蕊等[28]的研究结果相似。

图1 水分对可交换态Cu的影响Fig.1 Effect of water regulation on exchangeable Cu

2.2 水分对可还原态铜含量的影响

可还原态重金属主要以细分散的颗粒和矿物外囊物的形式存在，其比表面积较大，是重金属元素吸附或者共沉淀阴离子而形成的重金属形态，又称铁锰氧化物态，在一定条件下可转化为可交换态重金属[29]。影响可还原态重金属含量的主要因素是土壤的氧化还原条件和pH 值，在较高的氧化还原电位和pH值下，有助于形成铁锰氧化物；在氧化条件下和低pH值条件下，易转化为可交换态，进而对生态环境生产潜在的毒害作用[30]。

水分调节措施对施用生物炭土壤可还原态Cu 含量的影响如图2所示。由图2可知，增加土壤水分含量，可增加施用生物炭土壤可还原态铜含量，尤其是在W5处理条件下土壤可还原态重金属铜含量明显高于对照，比对照高17.48%，与对照相比差异显著（P<0.05）。本实验结果还显示，施用生物炭土壤可还原态Cu 在不同水分处理间也存在较大区别。与W1相比，W5处理条件下可还原态Cu 增加了9.85%，与对照相比差异显著（P＜0.05），这与姚胜勋[31]、郑绍建等[32]研究结果相似。姚胜勋[31]、郑绍建等[32]研究发现，增加土壤水分会改变土壤pH 值、Eh 值，使得土壤中重金属与铁锰氧化物、S 相互反应，相互结合增加了土壤中可还原态重金属的含量。赵津等[33]研究也发现，土壤水分有助于提高土壤可还原态重金属含量。

图2 水分对可还原态Cu的影响Fig.2 Effect of water regulation on reducible Cu

2.3 水分对可氧化态铜含量的影响

可氧化态重金属是由土壤中的各种有机物与重金属通过鏊合作用而形成的[34]，例如动植物残骸、腐殖质及矿物质颗粒的外层等，这些有机物自身具有很大的与金属离子螯合的能力，又在矿物颗粒的表面以有机膜的形式附着，使矿物颗粒的表面性质发生了改变，极大程度的增加对重金属的吸附能力[35]，它又称为有机结合态。有机结合态重金属在某种程度上可以反应人类生物活动及人类排放所造成的影响，当Eh 较高或处于碱性条件下，可氧化态会被分解释放，该形态的重金属可被转化成活性态重金属[34]。

水分调节措施对施用生物炭土壤可氧化态Cu 的影响如图3所示。由图3可知，增加土壤水分含量，可增加施用生物炭处理土壤可氧化态Cu 含量，尤其是W5（100%田间保水率）处理土壤可氧化态铜含量最高，比对照增加16.64%，与对照相比差异显著（P<0.05），这与郑顺安等[36]的研究结果相似。本实验结果还显示，施用生物炭土壤可氧化态Cu 在不同水分处理间也存在较大区别。与W1相比，W3处理条件下可氧化态Cu 增加了5.99%，W4处理条件下可氧化态Cu 增加了9.85%，与对照相比差异显著（P<0.05）。王学峰等[37]研究表明随着水分含量的增加可氧化态重金属含量呈较为稳定的增长趋势。

图3 水分对可氧化态Cu的影响Fig.3 Effect of water regulation on oxidizable Cu

2.4 水分对残渣态铜含量的影响

残渣态是固定在土壤晶格中的重金属形态，自然条件下很难被植物吸收，且能长期稳定在沉积物中，属于不溶态的重金属[38,39]。水分调节措施对施用生物炭土壤残渣态Cu 含量如图4所示。由图4可知，随着土壤水分含量变化，施用生物炭土壤残渣态重金属铜含量并不明显，与对照相比，土壤残渣态铜含量最大降幅仅为2.80%，与对照相比差异不显著（P＞0.05），这与王鸣宇等[40]的研究结果相似。王鸣宇等[40]研究湘江表层沉积物重金属表示，残渣态Cu 与水分并无太大相关，且能长期稳定在沉积物中。本实验结果还显示，与W2相比，W3处理条件下可交换态Cu 降低了0.75%，W4处理条件下可交换态Cu 降低了1.03%，W5处理条件下可交换态Cu 降低了1.71%，与对照相比差异不显著（P＞0.05），这与Lu A[41]和Jalali M[42]等的研究结果相似。Lu A[41]和Jalali M[42]等的研究也认为，在水分条件的影响下土壤中残渣态重金属含量和占比基本保持恒定状态。

图4 水分对残渣态Cu的影响Fig.4 Effect of water regulation on residual Cu

2.5 水分对土壤重金属铜形态分布的影响

重金属进入土壤后，主要以可交换态酸溶态、可还原态、可氧化态以及残渣态存在[43]。其中，可交换态重金属离子易与土壤溶液中的其它离子发生交换，因而其生物有效性最大，很容易被植物根部直接吸收[44]。而残渣态的迁移能力则很弱，不易被生物吸收利用[45]。水分调节措施对施用生物炭土壤重金属铜形态分布的影响如图5所示。由图5可知，随着土壤水分含量增加，施用生物炭土壤中可交换态铜含量逐渐降低，可交换态铜向可交换态和可还原态转化的比例逐级增加，而残渣态铜含量变化不明显。这主要是随着土壤水分含量增加，土壤氧化还原电位逐渐降低，进而促进土壤可交换态重金属向可氧化态和可还原态转化[16,18]。

图5 水分对土壤重金属Cu形态分布的影响Fig.5 Effect of water regulation on Cu forms distribution

3 分析与讨论

可交换态重金属是4种重金属形态中对土壤毒害最大、最具生物有效性的重金属形态[35]。本实验结果显示，随着土壤含水量增加，施用生物炭土壤可交换态Cu 含量呈下降趋势；尤其是在W5处理条件下降幅最高，比对照低18.52%，与对照相比差异显著（P<0.05），这与姚桂华[27]、李蕊[28]等的研究相似。姚桂华等[27]研究结果显示，增加土壤水分含量，将导致土壤的物理化学性质发生改变，减少了可交换态重金属含量。淹水可以增加土壤中有机质对交换态重金属的吸附，而且淹水所造成的还原性条件有助于微生物对重金属离子的固定作用和重金属-有机复合体的形成[36]。重金属元素在还原条件下更容易于与土壤中的黏粒矿物或者有机酸官能团(羟基、羧基、氨基)等形成稳定的结合物[31]，从而使可交换态重金属转化成其他形态。在淹水环境下，土壤中水溶性有机质含量将会下降[29]，而水溶性有机质是土壤重金属迁移转化的载体；土壤水溶性有机质含量降低，将会导致土壤重金属元素难以发生络合迁移，最终造成土壤可交换态重金属含量下降。向土壤中施用生物炭，可提高土壤pH 值[46]，使土壤胶体负电荷含量增加，使带正电荷的重金属离子的吸附力得到了增强，极大程度减少了土壤可交换态Cu 含量。郑绍建[32]研究表明，土壤淹水后，土壤所含碳酸盐类物质不断被分散，增加了土壤表面吸附能力，导致其吸持量提高，加大了对重金属的吸附，从而减少了土壤中交换态重金属的占比。增加土壤水分和外加生物炭的共同作用，使土壤pH 逐渐增大，土壤变为还原条件，在还原条件下重金属元素更容易与黏粒矿物或者有机酸官能团(羟基、羧基、氨基)等形成稳定的络合物；pH 的增加使得可交换态Cu 开始解析出来，可交换态在此条件下将会缓慢向其他两种形态转化[47]。此外，生物炭表面的碱性基团也可与重金属沉淀络合；淹水时土壤中逐渐增多的铁、锰等还原态阳离子和S2－等阴离子也可与酸性土壤中的H+反应，导致土壤pH 升高，促进重金属沉淀的生成，降低重金属有效性［48］。陈康[49]同样在实验分析得出，在淹水情况下两种干旱地区的土壤中，有机态重金属含量较之前显著增加。

可还原态重金属含量对土壤pH 和氧化还原条件的变化较为敏感[50]，它能反应人类等活动对环境的污染情况。本实验结果表示，增加供试土壤水分含量，可促进可交换态铜向可还原态转化，尤其在W5（100%田间保水率）处理下增幅最高，达17.48%，与对照相比差异显著（P<0.05），这与赵津[33]、姚胜勋[31]等的研究结果相似。赵津[33]、谢青霞[51]等研究表明，水分与生物炭均会改变土壤Eh 值，而土壤氧化还原条件对土壤可还原态重金属含量影响十分关键。姚胜勋[31]等研究表明，在不断增加土壤含水量的影响下，土壤中的生物和微生物活动与有限的氧气分解相结合导致氧气耗尽，从而建立了还原条件，且土壤的还原条件不断增高，水分在Eh 值改变的时候，会导致土壤Fe、Mn 和S 在土壤中的存在形式发生改变，使得土壤中重金属与铁锰氧化物和S相互反应，相互结合增加了土壤中可还原态重金属的含量。张平[52]研究也表明，施用生物炭会使土壤的保水能力得到增加，进而降低了土壤的Eh 值，导致重金属元素在还原条件下形成了M2+或MOH+离子，这些还原状态下的离子容易和铁锰氧化物胶体(铁锰氧化物胶体表面由于阳离子不饱和而水化，会产生可离解的羟基(-OH)或水合基(-OH2)相互作用而生成高稳定性的表面络合物。同时，由于Cu是亲硫元素，在还原条件与较高pH 的条件下，易与硫形成溶性硫化物[41]。因此，土壤中游离的Cu 离子，在水分与生物炭共同作用下的高水分还原条件下，大部分Cu 元素以二价铜离子游离在土壤中，并与土壤中的羟基或者水和羟基以及硫元素形成Cu 的络合物或硫铜化合物，增加了土壤中可还态Cu的含量。

可氧化态重金属含量与土壤有机质的含量有关，它可以反应土壤受到的由生物或人类活动带来的有机污染物的污染情况[27]。本实验结果表明，土壤可氧化态Cu 含量随着土壤水分增加而逐渐增加，尤其是W5（100%田间保水率）处理下增幅最高，16.64%，与对照相比差异显著（P<0.05），这与郑顺安[36]、王学峰[37]等的研究结果相似。郑顺安[36]指出，提高土壤水分有助于增强土壤中有机质对交换态重金属的吸附，高水分条件所导致的还原性条件有助于微生物的固定作用以及形成新的重金属-有机复合体，增加了土壤忠可氧化态Cu 的含量。唐行灿等[53]研究也指出，施加生物碳会直接导致土壤中有机质含量增加，导致氧化态重金属含量的增加。而且生物炭本身含有pH 较高的灰分，随着水分的增加以及生物炭的施加，二者共同作用使土壤整体的pH 随之上升。王学峰[37]研究发现,在土壤中pH 值升高时，土壤中的有机质和黏粒矿物质表面的负电荷会增加，进而加大了对重金属离子的吸附能力，增强了土壤重金属络合物稳定性，增加了有机结合态重金属的含量，导致了土壤中可氧化态Cu 的增加。残渣态重金属存在于土壤颗粒晶格中性质极为稳定，属于不溶态重金属[54]。实验结果显示，随着水分梯度的变化，残渣态Cu 含量的变化并不明显，与对照相比差异不显著（P＞0.05），这与Lu A[41]、Jalali M[42]的研究结果相似。残渣态是固定在土壤晶格中的重金属形态，因此它受外界变化并不明显，就改变水分和施用生物炭等措施，并不能对它造成太大的影响，无法使其大量释放到土壤中，所以总体上保持不变。

4 结 论

实验结果显示，适量增加施用生物炭土壤的水分含量，可降低供试土壤可交换态重金属Cu 含量，提高供试土壤可氧化态Cu、可还原态Cu 含量，降低土壤重金属Cu 的生物毒性；尤其是在土壤含水量为100%田间持水量条件下，供试土壤可交换态重金属铜含量比对照低18.52%、可氧化态铜比对照增加17.48%、可还原态铜比对照高16.64%，与对照相比均差异显著（P<0.05），而残渣态与对照差异不明显。由此表明，利用水分调节措施可降低施用生物炭土壤可交换态重金属Cu 含量，降低土壤重金属Cu生物毒性，提高生物炭对重金属Cu污染土壤的修复效果。