蔣少軍，劉峻光，劉玲玲，劉悅弘，黃仁龍，舒月紅

（華南師范大學化學與環(huán)境學院，廣州 510006）

礦產資源開采破壞了原有的地球化學環(huán)境平衡，造成礦山周邊水土環(huán)境和農田重金屬污染[1]。廣東韶關某礦區(qū)的開采、尾礦堆淋濾及金屬冶煉產生的重金屬廢水對周圍農田土壤造成不同程度的多金屬復合污染[2]。重（類）金屬污染的農田土壤不利于作物生長，導致農產品質量下降，通過食物鏈危害人體健康。礦區(qū)下游的農村長期受重金屬污染，已成為業(yè)界知名的癌癥村[2]。礦區(qū)影響農田范圍廣、面積大，土壤修復和治理難度大，部分區(qū)域農田土壤重金屬Pb和As的含量分別超國家土壤環(huán)境質量二級標準6.48倍[3]和2.75倍[4]，大量污染農田無法保障安全生產。開展重金屬污染農田土壤修復技術研究，降低重金屬在作物體內的含量，已成為保障農產品質量，實現(xiàn)礦山周邊污染農田土壤安全利用的一項重要而緊迫的科學任務[5]。

生物炭是生物質材料在無氧或限氧的條件下經熱裂解制備而成的一種具有疏松多孔、比表面積大等特征的碳質材料[6]。隨著生物炭材料在農業(yè)環(huán)境領域的廣泛應用和深入研究，其優(yōu)勢逐漸引起關注，成為當前環(huán)境科學領域的研究熱點。生物炭表現(xiàn)出較大的孔隙度和比表面積、表面電荷和化學官能團豐富、離子交換能力強等特性，對重金屬離子具有較強的吸附能力，可以有效地降低土壤中重金屬的有效性，消減其對生態(tài)環(huán)境危害[6-7]。研究表明，生物炭作為一種綠色有效的土壤重金屬穩(wěn)定劑，在改善土壤理化性質、提高作物產量、有效降低重金屬向作物轉移等方面效果突出，具有非常廣闊的應用前景[8-11]。Rees等[8]對450℃制備的硬木生物炭的短期修復研究中發(fā)現(xiàn)，生物炭堿性物質的釋放顯著提升土壤的pH，從而降低土壤中Pb、Cu、Cd、Zn、Ni的生物有效性；Song 等[9]對施用450℃污泥生物炭的植物栽培試驗中發(fā)現(xiàn)，生物炭顯著改善土壤理化性質并降低植物As、Pb的積累；侯艷偉[12]在礦區(qū)農田施用500℃水稻秸稈生物炭修復研究中發(fā)現(xiàn)，生物炭能顯著降低Pb、Cd在油菜中的含量，但對郴州土壤中As有活化作用，增加其在油菜中的含量。Xu等[11]發(fā)現(xiàn)，不同溫度制備的柳條生物炭不僅能固持Cd，而且可以通過提高土壤pH、有機質來降低重金屬的生物有效性。以往的研究表明，生物炭能夠有效改善土壤理化性質，降低土壤重金屬的生物有效性，但多數(shù)研究仍僅限于實驗室研究基礎之上，生物炭的生態(tài)環(huán)境效應及其在實際礦區(qū)農田酸性土壤修復方面仍需要開展進一步的研究。

本研究選用荔枝果木生物炭應用于礦區(qū)農田修復，探究生物炭施用對土壤基本理化性質、As、Pb含量及生物有效性和形態(tài)分布、大豆產量及其對重（類）金屬富集效應的影響，分析生物炭施用保障大豆安全生產的可行性，為礦區(qū)周邊居民農產品安全生產提供理論參考。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究礦區(qū)地處廣東省韶關市曲江縣和翁源縣的交界處，研究區(qū)域位于該多金屬礦采區(qū)分水嶺以南的橫石河下游的農村，農田基帶土壤為紅壤。本研究試驗用地選用該村“清灌”區(qū)域農田，于2006年左右開始引無污染水庫水進行灌溉[3]，其土壤基本理化性質及重金屬含量見表1，As、Pb均超國家《土壤環(huán)境質量標準（GB 15618—2018）》[13]二級標準值（pH≤6.5），屬于中度污染農田，實現(xiàn)此類農田的安全利用與《土壤污染防治行動計劃》[14]中規(guī)定的“輕度和中度污染的劃為安全利用類，重度污染的劃為嚴格管控類，以耕地為重點，分別采取相應管理措施，保障農產品質量安全政策”相符。

1.2 生物炭制備

供試生物炭的生物質源于廣東省廣州市某荔枝園修剪殘枝。荔枝作為我國華南地區(qū)特色經濟水果，每年修剪下來的果木殘枝量約6.5×105t，可為生物炭的制備提供充足的生物質原料[15]。生物炭采用實驗室馬弗爐（QSXL-1016）制備，炭化溫度為600℃，炭化2 h，制備過程持續(xù)通入100 mL·min-1的 N2，冷卻后研磨過10目篩。所制備生物炭pH為9.57，有機質和C/N分別為30.70%、43.50%，比表面積和陽離子交換量（CEC）分別為158.3 m2·g-1和26.35 cmol·kg-1。

1.3 試驗設計

供試農田分設4個生物炭處理水平：T0（0 t·hm-2）、T1（10 t·hm-2）、T2（20 t·hm-2）、T3（30 t·hm-2）。試驗小區(qū)面積為4 m×8 m，各處理組重復3次。于2017年3月進行土壤深翻，耕地深度達30 cm。對小區(qū)休耕處理一個月，播種前將生物炭均勻撒在試驗小區(qū)土壤表層，然后用犁在深度0～15 cm進行翻耕，將生物炭與土壤混合均勻。2017年4月1日，進行大豆（廣東1號）穴播種植，每穴兩粒種子，種植密度為：40 cm×30 cm。大田試驗肥料供應N、P、K用量分別按255 kg（N）·hm-2，120 kg（P2O5）·hm-2和 195 kg（K2O）·hm-2供給。肥料在播種前將氮肥、磷肥和鉀肥作為基肥施用于試驗小區(qū)，后期將不再補充營養(yǎng)肥料。

表1 土壤基本理化性質Table 1 Elementary properties of the soil

1.4 樣品采集和分析

作物于2017年6月底收獲，樣品分果實、葉和根采集，采集的植物樣品置于聚乙烯自封袋中，保鮮處理帶回實驗室待測，每個小區(qū)按“S”型法采集15個樣本。土壤樣品分種植前后采集，種植前土壤樣品于2017年3月生物炭施后當天采集，種植后土壤樣品分作物根際土壤和非根際土壤采集。土壤采集表層0～15 cm樣品，采用抖根法采集根際土，非根際土壤采用“S”型采樣法，并將土壤樣品混合均勻置于自封袋中。土壤樣品經風干、研磨后過100目篩，置于棕色玻璃瓶中備用。

土壤和生物炭的基本理化性質的測定均參照魯如坤《土壤農化分析方法》[16]；土壤DOC采用水土比2∶1法提取測定[17]。土壤As和Pb含量采用HNO3-HF-HClO4（5∶10∶5）消煮；植物組織鮮樣采用HNO3-HClO4（5∶1）消煮；采用Tessier連續(xù)提取法對土壤中Pb和As進行形態(tài)分級[18]；生物有效態(tài)采用0.01 mol·L-1CaCl2背景液作為提取劑浸提[18]；通過控制提取液酸度，用氫化物-原子熒光法來實現(xiàn)砷（Ⅲ）、砷（Ⅴ）的含量測定[19]。樣品中Pb采用原子吸收分光光度計測定（Thermo iCE 300 SERIES）、As采用雙道原子熒光光度計測定（海光AFE-2202E）。

1.5 數(shù)據分析

本研究以國家食品安全標準《食品中污染物的限量（GB 2762—2012）》[20]為對照標準，采用單項污染指數(shù)和內梅羅綜合污染指數(shù)相結合的方法評價大豆可食用部位污染狀況。

單項污染指數(shù)法。計算公式為：

式中：Pi為重金屬單項污染指數(shù)；Ci為大豆中單項重金屬質量比；Si為該重金屬評價標準值。

綜合污染指數(shù)法。計算公式為：

式中：p為綜合污染指數(shù)；Pave為各單項污染指數(shù)（Pi）的平均值；Pmax為各單項污染指數(shù)中的最大值[21]。

本研究所列數(shù)據為3次重復實驗的平均值，數(shù)據以平均值±標準誤差的形式呈現(xiàn)。用Microsoft Office Excel 2010和SPSS 16.0軟件對數(shù)據進行方差分析。

2 結果與分析

2.1 生物炭對礦區(qū)酸性農田中As、Pb在土壤中分布的影響

生物炭施用使農田土壤中As、Pb含量呈現(xiàn)下降趨勢，與T0相比，T1、T2、T3處理組As含量分別下降8.00%、12.00%、21.60%；Pb含量分別下降21.27%、26.27%、39.32%（圖1）。相比As，生物炭施用對Pb的含量影響較顯著。導致土壤重金屬含量下降的因素很多，處理組中土壤As、Pb含量的下降可能與大豆的富集、生物炭的稀釋效果以及固持了重金屬的生物炭向下層土壤的遷移等因素有關。

生物炭施用能夠降低土壤中Pb在0.01 mol·L-1CaCl2提取劑中的溶出量，與T0相比，T1、T2、T3處理組Pb有效態(tài)含量分別降低了39.00%、43.50%、74.18%；不同處理組土壤中Pb主要以殘渣態(tài)、有機結合態(tài)和鐵錳氧化物結合態(tài)形式存在，碳酸鹽結合態(tài)含量較低，生物炭施用降低土壤中可交換態(tài)含量，與生物炭施用降低Pb有效態(tài)的溶出相吻合。生物炭對土壤As的影響不同于Pb，與對照組相比，T1處理組土壤的As有效態(tài)含量提升了44.9%，T2和T3處理組As有效態(tài)含量則分別降低9.00%、1.20%（圖2）；生物炭對土壤As的影響可能取決于施用生物炭的量，在低水平用量時可能對As具有活化效應。土壤中As存在形態(tài)主要是殘渣態(tài)和鐵錳氧化物結合態(tài)，而有機結合態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)和可交換態(tài)含量就較少，生物炭改變土壤As的存在形態(tài)，對可交換態(tài)含量影響不顯著，顯著提升土壤中As鐵錳氧化物結合態(tài)的含量（圖3）。對0.01 mol·L-1CaCl2中可溶出As不同價態(tài)的分析，As主要以As（Ⅴ）存在，As（Ⅲ）含量較少，不同處理中，生物炭能夠降低土壤As（Ⅲ）含量，在T0處理組中As含量的增加主要以As（Ⅴ）存在（圖4）。結果表明：生物炭施用能夠固持土壤中Pb，降低Pb的生物有效態(tài)；但對于As則取決于生物炭的施用量，生物炭能夠降低As（Ⅲ）含量，從而改善土壤污染脅迫，提升土壤環(huán)境質量。

2.2 生物炭施用對土壤性質的影響

圖1 生物炭施用對土壤中As、Pb含量的影響Figure 1 Effect of biochar application on As and Pb contents in soil

生物炭的施用顯著提升土壤的pH、CEC、有機質含量。種植前，施用生物炭土壤的pH明顯提升，T1、T2、T3處理組同T0相比分別提升7.0%、19.4%、27.4%（表2）；大豆種植后，同一處理組根際和非根際土壤pH并無顯著差異，不同處理組土壤pH隨生物炭施用量增加而增加。種植前，CEC含量隨生物炭施用量顯著提升，T1、T2、T3同對照組相比分別提升0.7%、2.3%、4.8%（表2）；相比種植前土壤CEC含量，非根際土壤有上升趨勢，這可能與大豆種植過程中生物炭的老化有關。根際土壤CEC含量受大豆生長的影響，根際效應導致根際土壤CEC含量低于非根際土壤，但高于種植前土壤含量。種植前，T1、T2、T3土壤的有機質含量較未施加生物炭T0分別提升了21.04%、31.35%、44.29%（表2）。耕作過程會引起土壤有機質含量微弱下降，同種植前相比，大豆根際土壤有機質含量分別下降2.47%、5.34%、1.12%、5.83%（表2）；根際土壤與非根際土壤之間有機質含量的差異可能與作物生長過程中利用了土壤有機質有關。土壤DOC含量與有機質含量存在相關性，T1、T2和T3組分別較T0提高42.3%、56.4%、65.1%；大豆種植后土壤DOC含量低于種植前含量與有機質下降規(guī)律具有一致性，且根際土壤DOC含量低于非根際土壤，非根際土T0、T1、T2和T3組分別較種植前降低了71.29%、75.75%、76.57%、76.67%（圖5）。結果表明：生物炭的施用能夠有效提升礦區(qū)酸性農田土壤的pH，改善大豆根系環(huán)境CEC和有機質含量，改善大豆生長土壤環(huán)境。

圖4 不同處理土壤中可溶出As不同價態(tài)的含量Figure 4 The content of soluble As in different treatments

圖2 生物炭施用對土壤As、Pb有效態(tài)含量的影響Figure 2 Effect of biochar application on available As and Pb content in soil

圖3 生物炭施用對土壤As、Pb形態(tài)分布的影響Figure 3 Effect of biochar application on distribution of As and Pb in soil

2.3 生物炭對大豆產量及As、Pb含量的影響

生物炭施用對T1、T2處理組大豆產量增加影響不顯著，與T0處理組相比，T3處理組大豆增產9.44倍（表3）。T1、T2中大豆低產狀態(tài)可能與土壤較低pH（pH＜5.00）和重金屬污染脅迫有關，而T3組生物炭施加能夠顯著提升土壤pH，降低As、Pb有效態(tài)含量，緩解重金屬脅迫。大豆不同部位As、Pb的富集量存在差異性，根中As、Pb的累積量遠高于果實。大豆可食用部位中As含量均低于國家食品安全標準《食品中污染物的限量（GB 2762—2012）》的安全限值，但T1處理組中大豆As含量高于T0處理組（表3）。生物炭施用顯著降低大豆對Pb的富集，與T0相比，T3處理組中大豆根部Pb的含量下降54.4%；T0中大豆可食用部位Pb含量的超標倍數(shù)為2.40，而T3處理組符合國家食品安全標準，說明T3組生物炭施用量能促進大豆增產并保障大豆產品的安全（表3）。從大豆可食用部位單因素污染指數(shù)分析，生物炭施用顯著降低大豆可食用部位As、Pb污染指數(shù)，且對Pb效果優(yōu)于As；不同處理組大豆可食用部位污染等級分析可知，T0處理組大豆屬重污染等級，T1、T2、T3處理組中大豆污染等級分別為中度污染、輕度污染和安全（表3）。結果表明：T3處理中生物炭能夠顯著促進大豆增產，并降低大豆可食用部位As、Pb含量，從大豆安全種植的角度考慮，30 t·hm-2生物炭用量能夠保障該區(qū)域大豆安全種植。

2.4 礦區(qū)酸性土壤性質與大豆As、Pb富集的相關性

土壤pH與生物炭施用量呈極顯著正相關（P＜0.01）。土壤CEC和有機質含量與生物炭施用量呈顯著正相關（P＜0.05），而土壤中As和Pb含量及土壤Pb有效態(tài)含量與生物炭施用量呈顯著負相關（P＜0.05）（表4）。生物炭的施用能夠有效改善土壤基本理化性質，土壤中As和Pb含量及土壤Pb有效態(tài)含量顯著受pH和有機質含量的影響。大豆As含量與生物炭施加量、土壤pH，以及土壤CEC和有機質含量均沒有達到顯著水平（P＞0.05）；大豆Pb同生物炭施用量、pH、以及土壤CEC和有機質含量呈顯著負相關（P＜0.05）；大豆Pb的含量與土壤Pb含量以及Pb有效態(tài)含量之間呈極顯著正相關（P＜0.01）（表4）。相關性分析表明：土壤中As含量以及大豆As含量同生物炭施用量之間并無顯著相關性，Pb同生物炭施用量相關性顯著。

圖5 生物炭施用對土壤DOC含量的影響Figure 5 Effect of biochar application on DOC content in soil

表2 生物炭施用對土壤基本理化性質的影響Table 2 Effect of biochar application on basic physical and chemical properties of soil

表3 生物炭對大豆產量及As、Pb含量的影響（n=15）Table 3 Effect of biochar on soybean yield and As，Pb contents（n=15）

表4 生物炭施用和各指標之間的相關性Table 4 The different biochar application rate and the correlation between the indicators

3 討論

生物炭加入到重金屬污染土壤中，可提供豐富的營養(yǎng)物質和穩(wěn)定的碳源，緩解土壤營養(yǎng)物質流失，提升土壤CEC含量和土壤保水能力，進而改善作物生長環(huán)境，促進作物生長[8-11]。本研究中，添加生物炭后土壤pH得到顯著的提高，明顯地改善了重金屬污染土壤的酸性環(huán)境，這主要源于生物炭本身的堿性（pH=9.57）。生物炭制備過程中會形成碳酸鹽和有機酸根[22-24]，同時，生物炭因其本身的高有機質含量，具有穩(wěn)定芳香環(huán)結構的碳，其添加顯著提高了土壤的有機質和DOC的含量。大豆種植后，不同生物炭添加水平的土壤中，與種植前比較，土壤有機質含量少量下降，而DOC含量大幅下降，這主要是由于大豆生長過程利用了有機質成分，而DOC含量的下降還與生物炭在土壤的老化過程中對其吸附有關。此外，生物炭因其表面帶電荷、豐富的化學官能團、離子交換能力強等特性[25-26]，能夠顯著提高農田土壤的CEC含量（表2）。

生物炭的添加能顯著降低土壤中Pb的有效態(tài)含量（圖2A）和可交換態(tài)含量，且隨著生物炭添加量的增大而降低幅度變大。這主要是由于生物炭的添加提高了土壤的pH以及CEC、有機質含量（表2）。土壤pH升高是Pb有效態(tài)及可交換態(tài)含量降低，并逐漸向鐵錳氧化物結合態(tài)和殘渣態(tài)轉化的主要原因。pH能促進Pb在土壤-水體系中的水解平衡，此外，生物炭表面豐富的有機官能團產生特異性絡合與金屬離子形成金屬配合物[15]，生物炭親水基團促進表面形成水分子簇，使重金屬向微孔擴散，減少重金屬離子在土壤溶液中溶出[25]。添加生物炭后，T1組中As的有效態(tài)含量升高，而T2、T3則有所下降（圖2B），這可能是生物炭的施加提高了土壤有機質含量，改善了土壤結構，促進了土壤微生物活性及群落豐度，而微生物的活動能夠促進土壤中As的活化[27]。隨著T2、T3組中生物炭施加量的增大，微生物對As活化影響弱于生物炭對As的固持效應。CaCl2提取液中，所有處理組中毒性較低的As（Ⅴ）是As的主要存在形態(tài)。與T0組比較，T1中毒性更強的As（Ⅲ）含量提高了5.40%，而T2和T3組As（Ⅲ）含量則下降了17.40%和23.00%，這可能是因為生物炭施用改變了土壤氧化還原電位[26-27]，將As（Ⅲ）氧化成As（Ⅴ），使得As（Ⅲ）含量的下降，從而可以降低As毒性對大豆的脅迫。

本研究中，生物炭一方面通過改善土壤結構和理化性質，提升土壤質量，促進大豆生長，提高大豆產量；另一方面，生物炭能夠降低土壤中As、Pb含量和生物有效性，從而降低大豆對As、Pb的富集，保障其安全種植。此外，還可以通過調節(jié)生物炭的施加量而控制As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的比例，減輕As（Ⅲ）對大豆生長的毒性脅迫。因此，生物炭施于土壤能降低大豆可食用部位的單一污染指數(shù)和污染等級，提升大豆質量，T3處理組中大豆屬于安全等級，說明生物炭能夠保障大豆在礦區(qū)酸性農田的安全種植。但是生物炭保障礦區(qū)農田安全種植與土壤污染程度以及生物炭的施用量有關，目前關于這一點還未達成共識。生物炭應用于大規(guī)模重金屬污染農田修復需根據土壤類型、生物炭性質以及土壤污染程度等綜合因素考慮制定具體實施方案。

4 結論

（1）生物炭施用極顯著提升土壤pH（P＜0.01）、CEC以及有機質含量，從而改善土壤環(huán)境，降低土壤污染對作物的毒害效應，促進作物生長，增加產量。土壤As、Pb含量以及有效態(tài)與pH值呈顯著負相關關系（P＜0.05），大豆中Pb的含量與生物炭施用量之間呈顯著負相關關系（P＜0.05）。

（2）生物炭的施用顯著降低礦區(qū)農田土壤As、Pb含量及Pb的有效態(tài)含量（P＜0.05），促進其在土壤中向穩(wěn)定化形態(tài)轉化，從根本上降低土壤污染風險，保障大豆的生長。30 t·hm-2生物炭的施用量能保障礦區(qū)農田大豆的安全種植。