锰改性水稻秸秆生物炭对碱性土壤中砷-镉复合污染的钝化作用

梁欣冉，郜紫依，付庆灵，刘永红，朱 俊，胡红青

(华中农业大学 a.资源与环境学院;b.理学院,中国 武汉 430070)

砷(As)和镉(Cd)是地壳中广泛分布的元素，被认为是对人类和动植物有害的物质[1，2]。随着城市化和工业化进程的加快，人类不断地通过电池制造、电镀、矿石开采、金属冶炼、化肥农药使用以及污水灌溉等方式将大量的As和Cd排放到土壤中[3，4]，致使我国耕地土壤As-Cd污染严重。As和Cd极易在土壤-植物系统中转移和积累，严重威胁耕地和农产品质量，进而威胁人类健康[5]。

生物炭是生物质材料在厌氧条件下经过高温热解制成的一类稳定性强且芳香度高的高碳物质[6]，具有较大的阳离子交换量和较强的吸附能力，被广泛用作重金属污染土壤的钝化材料[7，8]。此外，可用作生物炭原料的农业废弃物(农作物秸秆、畜禽粪便等物质)储量大，来源广，成本低，将其应用于环境的修复可以促进资源的合理化应用。然而，土壤中As和Cd的存在形式不同且电性相反，致使同时且高效地去除土壤中As和Cd难度较大。将带负电的生物炭施入As-Cd污染土壤，易引起生物炭与带负电的砷氧根离子之间产生静电排斥作用，降低生物炭对土壤As的吸附，引起酸性土壤pH升高，导致土壤中砷氧根的溶出[9]，增加土壤中As的污染活性和生态风险[10]。因此，需要对生物炭进行改性以提高其吸附效果和钝化能力。MnO2是一种氧化性强、比表面积大和空位丰富的物质，对As有亲和性，能氧化As(III)，降低As的毒性[11]。此外，Wu等[12]发现将锰氧化物负载于生物炭表面可以增加锰氧化物的表面密度和生物炭表面含氧官能团的数量；吕宏虹等[13]发现锰改性生物炭可以促进土壤中Cd由活性态向稳定态转化。而将负载MnO2的生物炭(MBC)用于As-Cd复合污染修复的相关研究较少，且As-Cd共存时MBC对As和Cd的钝化机理不明。

因此，本研究以水稻秸秆为原料，热解制备生物炭，以KMnO4为改性剂，制得锰改性生物炭(MBC)材料：(1)通过傅里叶变换红外光谱仪(FT-IR)和X射线衍射仪(XRD)等仪器分析改性后MBC的性质；(2)通过土壤培养试验，研究MBC及其不同用量对土壤As-Cd钝化效果的影响；(3)评价添加MBC前后土壤As/Cd的生态风险，探讨MBC钝化As和Cd的机制，以期为修复As-Cd复合污染土壤提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 锰改性生物炭的制备

水稻秸秆(采自湖北省枣阳某水稻田)经清洗、晾干、粉碎后置于马弗炉中，于500 ℃热解2 h，制成原始生物炭(BC)，过0.42 mm孔径尼龙筛，去离子水洗涤，抽滤，烘干密封保存。

MBC的制备：称取一定量的生物炭(BC)，按照1∶100的固液质量比加入质量浓度约3%的KMnO4溶液(该质量比条件下产物对Pb吸附效果很好[14])，随后将BC和KMnO4的混合悬浊液使用超声机超声分散60 min，接着置于40 ℃恒温磁力搅拌器中搅拌4 h，溶液经抽滤后，所得固体用去离子水多次清洗、烘干，得到MBC。

1.2 供试土壤

供试土壤样品取自湖北省阳新县某矿区(北纬29°48′40″，东经115°25′53″)As-Cd复合污染的农田耕层(0～20 cm)。土壤样品经自然风干后，去除杂质，分别过1.7 mm和0.15 mm孔径的尼龙筛，分装保存备用。供试土壤基本理化性质为：pH(m(土)∶m(水)=1∶2.5)7.67，有机质30.36 mg·g-1，全氮1.59 mg·g-1，全磷0.32 mg·g-1，全钾7.53 mg·g-1，总镉(Cd)4.55 μg·g-1，总砷(As)70.08 μg·g-1，总锰(Mn)0.84 mg·g-1，总铁(Fe)44.85 mg·g-1，其中As和Cd含量均高于农田土壤污染的风险筛选值(GB 5168—2018，水田Cd为0.6 μg·g-1，其他农田Cd为0.3 μg·g-1；水田As为25 μg·g-1，其他农田As为30 μg·g-1)，土壤质地为砂质壤土，土壤阳离子交换量(CEC)为189.8 μmol·g-1。

1.3 试验设计

土壤培养试验在聚乙烯塑料杯中(直径：70 mm，深度：95 mm)进行。用风干土配制4个生物炭用量水平：3 g BC，2，3和4 g MBC，分别记为3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC，未添加生物炭的原始土作为空白(CK)，每个处理重复3次。生物炭与土壤充分混匀后装进塑料杯中，每个塑料杯装土100 g。使用保鲜膜铺盖在塑料杯表面，同时留出部分孔隙(减少水分的损失)，置于25 ℃恒温培养箱中培养30 d，培养期间保持70%的土壤含水量，培养结束后收集土壤样品，于室温自然风干后过0.15 mm孔径的尼龙筛，备用。

1.4 分析方法

1.4.1 生物炭的基本理化性质 (1)生物炭的pH测定[15]：用pH计测定(水土质量比20∶1)；(2)灰分含量的测定[16]：称取1.0 g BC或MBC(精确至0.001 g)平铺于瓷坩埚的底部，敞口置于750 ℃马弗炉中灰化6 h，冷却即为灰分，将其取出后称取质量；

(3)Mn含量的测定：灰分加入王水中(浓HCl与浓HNO3体积比3∶1)充分溶解，过滤，定容至50 mL容量瓶中，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP)测定滤液中Mn的含量；

(4)电荷零点用Zeta电位仪测定；

(5)BC和MBC的官能团的变化通过FT-IR分析，晶态和微晶态物质用XRD定相分析。

(6)CEC的测定选用乙酸铵交换-凯氏定氮法。

1.4.2 土壤TCLP提取态重金属的测定 TCLP(Toxicity Characteristic Leaching Procedure)提取法是美国环保局推荐的用于确定液体、固体和城市垃圾中多项重金属元素的溶出性和迁移性的一种标准毒性浸出方法。本文使用TCLP提取法对培养前后的土壤进行As，Cd和Mn的提取，具体步骤为：将1.000 0 g风干土壤样品与20 mL TCLP提取液混合后置于25 ℃，250 r·min-1的震荡机中振荡18 h，离心，过滤，分别用原子荧光分析仪和原子吸收分光光度计测定滤液中的总As和总Cd的浓度。

1.4.3 土壤砷镉的生态风险评估 培养前后土壤中的As和Cd的生态风险使用内梅罗指数(NI)和潜在生态风险指数(RI)[17,18]进行评估。NI和RI的评估方法如下：

内梅罗污染指数(Pi/PI)计算方法：

Pi=Ci/Si，

(1)

(2)

其中，Pi为单项污染指数，Ci为TCLP提取态重金属含量(μg·g-1)，Si为不同重金属的TCLP国际标准值(As和Cd的 TCLP 国际标准值分别为5和0.5 μg·g-1)，PI为内梅罗综合污染指数，Piavr为单项污染指数的平均值，Pimax为单项污染指数的最大值。

单一重金属的潜在生态风险指数计算方法：

Ei=Ti·Pi，

(3)

其中，Ei为单一重金属的潜在生态风险指数，Ti为不同重金属的毒理响应参数，其中As和Cd毒理响应参数分别为5和30[18]。表1所示的是内梅罗污染指数(Pi/PI)以及单一重金属潜在生态风险指数(Ei)分别与土壤中重金属污染程度的对应关系。

表1 内梅罗污染指数(Pi/PI)和单一重金属潜在生态风险指数(Ei)同土壤中重金属污染程度的关系Table 1 Relationship between Nemerow pollution index (Pi/PI) and single potential ecological risk index (Ei) and heavy metal pollution degree in soil

1.4.4 砷镉形态分级方法 在本研究中，土壤中Cd的形态分级采用BCR提取法[19]，该方法将Cd划分为酸溶态Cd、可还原态Cd、可氧化态Cd和残渣态Cd。As的分级方法采用Wenzel连续提取法[20]，该提取方法将As的形态分为非专性吸附态As、专性吸附态As、无定形和弱结晶水合铁铝氧化物结合态As、结晶水合铁铝氧化物结合态As和残渣态As。

1.5 数据处理

采用Microsoft Excel 2010和SPSS 21.0进行数据统计分析。采用显著性F检验和LSD多重比较法(P<0.05)分析各处理间差异。使用Origin 8.0作图。

2 结果与分析

2.1 生物炭改性前后的性质及表征

相比于BC，改性后MBC的灰分含量、Mn含量和电荷零点升高，pH值降低。BC和MBC均呈碱性，改性后MBC的pH值由BC的9.84降低至9.22，降低了0.62个pH单位；灰分质量分数由BC的26.27%增加至46.47%；Mn质量比由BC的0.13 mg·g-1升高至235.14 mg·g-1，这说明改性后Mn原子成功负载在MBC表面。此外，MBC的电荷零点较BC升高了2.59，说明MBC在更广的pH值范围内呈正电性，电荷零点的降低可减小MBC与砷氧负离子之间的静电排斥作用。MBC的CEC较BC增加了748.8 μmol·g-1，说明MBC改性后，土壤的缓冲能力提升，对金属阳离子的吸附能力增强。

表2 生物炭的基本理化性质Table 2 Basic physicochemical properties of BC and MBC

图1 BC和MBC的FT-IR图谱(A)和XRD图谱(B)Fig. 1 FT-IR spctra (A) and XRD patterns (B) of BC and MBC

2.2 施用锰改性生物炭对土壤pH值和CEC值的影响

注：a,bc不同小写字母表示差异显著，P<0.05，下同。 图2 不同生物炭处理后土壤pH的变化和土壤阳离子交换量的变化 Fig. 2 Changes of soil pH and cation exchange capacity after different biochar treatments

由图2可知，添加生物炭培养的土壤pH均低于不加生物炭处理的土壤pH值(7.69)，3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC处理分别降低了0.11,0.07,0.09和0.03个pH单位，降低效果不显著，这可能由于土壤本身显碱性，而生物炭表面富含官能团，其添加可对土壤pH值起到一定的缓冲效果。添加生物炭培养后土壤的阳离子交换量(CEC)均显著增加，从189.8 μmol·g-1(CK)增加到212.7 μmol·g-1(3%BC处理)，243.5 μmol·g-1(2%MBC处理)，237.4 μmol·g-1(3%MBC处理)，235.5 μmol·g-1(4%MBC处理)，与CK和BC相比，MBC能显著增加土壤的CEC值，有助于其对金属阳离子的吸附，从而促进其对Cd的固定。

2.3 施用锰改性生物炭对土壤TCLP提取态As和Cd的影响

图3 不同生物炭处理后土壤中TCLP 提取态As和Cd的含量 Fig. 3 Content of TCLP extracted As and Cd in soil after different biochar treatments

未添加生物炭的土壤(CK)中TCLP提取态As和Cd的质量比为0.139和1.187 μg·g-1(图3)。添加生物炭能够显著降低土壤中TCLP提取态As和Cd的含量，〗其中MBC处理的TCLP提取态As和Cd质量比降低至0.022～0.034 μg·g-1和0.595～0.673 μg·g-1，相比于CK，降幅为75.5%～84.2%和43.3%～49.9%，显著高于BC处理的降幅(35.3%和33.4%)，说明相比于BC，MBC对土壤TCLP提取态As和Cd的钝化效果更好。此外，TCLP提取态Cd的含量随着MBC施用量的增加而降低，说明MBC对土壤Cd的钝化效果与MBC的施用量呈显著正相关。

2.4 土壤中砷和镉的生态风险评估

生物炭培养后土壤的As和Cd生态风险通过内梅罗指数(Pi/PI)和潜在生态风险指数(Ei)进行评估，培养后土壤As和Cd 的Pi,PI和Ei如表3所示。供试土壤As的生态风险和潜在生态风险属于低水平，而Cd属于中等水平，As-Cd的综合污染属于中等水平。添加BC和MBC处理土壤后As和Cd的Pi,PI和Ei均降低，不同处理中，As和Cd的Pi和Ei的顺序为CK>3%BC>2%MBC=4%MBC>3%MBC和 CK>3%BC>2%MBC>3%MBC>4%MBC。说明相比于BC，MBC能够显著降低土壤As和Cd的生态风险和潜在生态风险，Cd风险随着MBC施用量增加而降低，且当用量为3%和4%时Ei值分别达到38.40和35.73，此时Cd的潜在风险由CK的中等水平降至低水平；而对于As，3%用量的MBC降低土壤As风险的效果最好。

表3 土壤中As和Cd的内梅罗指数(Pi/PI)和潜在生态风险指数(Ei)Table 3 Nemerow index (Pi/PI) and potential ecological risk index (Ei) of As and Cd in soil

内梅罗综合污染指数(PI)反映的是土壤中As-Cd的综合污染状况。添加生物炭后，土壤As和Cd的PI分别从2.66(CK)降至1.77(3%BC)，1.51(2%MBC)，1.43(3%MBC)和1.33(4%MBC)，PI降低说明综合污染风险降低。综上所述，在两种生物炭中，添加MBC对降低土壤As-Cd的生态风险最有效。

2.5 锰改性生物炭对土壤As和Cd的赋存形态的影响

供试土壤As的形态主要为残渣态As和晶质铁铝氧化物结合态As(见图4)，占总As含量的82%～83%。MBC的施加使土壤中活性最强的非专性吸附态As的含量相比于CK减少3.0%～24.1%，而BC的施加使非专性吸附态As的含量增加了2.8倍。此外，添加2%MBC，3%MBC和4%MBC培养后的土壤中残渣态As的含量较BC增加了3.78%，1.11%和2.94%，较CK增加了15.45%，12.49%和12.52%，说明MBC的施加更能够促进As从不稳定态向稳定态转化，且钝化主要方式为降低土壤非专性吸附态As和晶质铁铝氧化物结合态As的含量，增加残渣态As含量。

图4 不同生物炭培养后土壤中非专性吸附态As(A)、残渣态As(B)、酸溶态Cd(C)、残渣态Cd(D)质量比及不同形态As(E)和Cd(F)的质量分数Fig. 4 Mass fractions of non-obligate adsorbed As (A),residual As (B),acid-soluble Cd (C),residual Cd (D)，different forms of As (E),and different forms of Cd (F) in soil after different biochar cultures

供试土壤Cd的形态以酸溶态Cd和可还原态Cd为主，其占比为Cd总量的55%～66%。添加3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC处理土壤，可使土壤酸溶态Cd含量降低7.50%，12.49%，7.44%和16.35%，其中2%和4%用量的MBC能够很大程度降低土壤酸溶态Cd的含量，而活性最弱的残渣态Cd占比由CK的14%增加至15%～23%，且在3%BC处理时占比最大(23%)，说明BC和MBC对促进土壤Cd由活性态向更稳定的残渣态转化具有重大意义。此外，MBC的施加可以显著降低土壤可氧化Cd的含量，且伴随着可还原态Cd含量的增加。综上，土壤中Cd的钝化主要方式为降低土壤中酸溶态Cd和可还原态Cd的含量，增加残渣态Cd的含量。

3 讨论

将3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC施入土壤培养30 d均能使原碱性土壤的pH值降低近0.1个单位。土壤pH值的变化可能使土壤环境发生一定的变化，能够直接影响土壤环境的氧化还原电位，从而间接影响土壤中As和Cd的存在状态和生物有效性[24]。土壤pH值的降低使MBC表面质子化程度增强，且MBC拥有较BC更高的电荷零点和更大的CEC，使得带负电的砷酸根离子与生物炭之间的排斥作用降低，从而促进土壤As与MBC的结合固定[25]。

图5 不同生物炭培养后土壤TCLP提取态Mn的质量比 Fig. 5 Contents of TCLP extracted Mn in soil after different biochar cultures

MnO2是土壤中常见且吸附性强的一种物质。在笔者的研究中，施加3%负载MnO2的MBC进入土壤可以最大程度地降低土壤TCLP提取态As的含量，不会显著增加土壤TCLP提取态Mn的含量(图5)。此外其他处理的土壤TCLP提取态As的含量(3%BC>4%MBC>2%MBC>CK)也均与土壤TCLP提取态Mn含量存在负相关关系(CK>2%MBC>4%MBC>3%BC)，这可能是MBC施入土壤，导致MBC表面上的MnO2与土壤中As发生反应，As被生物炭固定，而参与反应的Mn由原本稳定的矿物形态转为活性较强的离子形态，从而释放到土壤中，但其释放量仍处于土壤Mn质量比的一般范围(100～5 000 μg·g-1)，并未造成土壤Mn毒害[26]。BC施入土壤却显著增加了土壤非专性吸附态As的含量，这可能是由于BC的加入导致土壤可溶性有机碳的含量增加，可溶性有机碳与As竞争土壤颗粒上的位点[9]，导致As含量的增加。因此，MBC能够更好固定土壤中的As，降低As毒性。

酸溶态Cd由于其最易被溶出而易于被植物吸收，被视为生物可利用的形态，其含量的降低有助于降低土壤的Cd活性；残渣态Cd很难被植物吸收和利用，因此是最稳定的，其含量增加说明Cd被进一步钝化[23]。本试验中，BC和MBC施入土壤均能显著降低土壤TCLP提取态Cd的含量，促进酸溶态Cd向残渣态Cd的转化，降低土壤中Cd污染风险。

BC对Cd的钝化主要是由于Cd与BC表面的羧基、碳酸盐和硫化物等官能团反应，将土壤中的活性Cd转化成稳定态Cd[27]；而MBC增加了土壤可还原态Cd和降低了可氧化态Cd的含量，这可能由于MnO2的强氧化作用，使其与可氧化Cd反应而释放了可还原态Cd。相比于BC，MBC能够更大程度地降低酸溶态Cd的含量，这可能由于酸溶态Cd与MBC表面的官能团反应，将土壤中的活性Cd转化成稳定态Cd，此外MBC表面的Mn也可与Cd结合，使其对Cd的固定优于BC。因此，MBC的施加实现了土壤As和Cd的钝化，更有利于As和Cd复合污染土壤的修复。

4 结论

(1)生物炭改性后，电荷零点和Mn含量升高，表面负载了MnO2，极大促进土壤中As和Cd的固定。

(2)相比于BC，MBC对As-Cd复合污染土壤中As和Cd的钝化效果更好。施加MBC可以显著降低碱性土壤的pH值、As和Cd的生态风险、TCLP提取态As和Cd的含量。土壤TCLP提取态Cd的含量和Cd生态风险随着MBC施用量的增加而降低。MBC可通过减少As-Cd污染土壤中非专性吸附态As、晶质铁铝氧化物结合态As、酸可溶态Cd和可还原态Cd的含量，增加残渣态As和Cd含量来实现对土壤中As-Cd的钝化。因此，MBC更能有效修复As-Cd复合污染土壤。