梁妮，凈婷菲，李中文，曾沛藝, 2，王晨璇，徐雨菲，李芳芳，陳異暉

1. 昆明理工大學環(huán)境科學與工程學院，昆明 650500

2. 云南省生態(tài)環(huán)境科學研究院，昆明 650034

在過去幾十年工業(yè)的迅速發(fā)展與金屬礦業(yè)的開采和冶煉，導致礦區(qū)周邊農田重金屬污染嚴重[1]。2014年發(fā)布的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國耕地土壤點位超標率達19.4%，主要污染物為鎘(Cd)、砷(As)和鉛(Pb)等[2]。大量研究顯示，地質內以自然狀態(tài)存在的重金屬元素隨著金屬礦業(yè)的開采、冶煉及后續(xù)加工所排放的含重金屬廢棄物沉降、廢水灌溉及廢渣等固體廢料溶蝕擴散等被釋放至地表環(huán)境中[3]。土壤重金屬污染具有隱蔽性、累積性、滯后性和不可逆轉性等特點，往往難以被人們迅速察覺。由于其不能被微生物降解，很難消除，在土壤中累積到一定程度會對土壤-植物系統(tǒng)產生毒害[4]。重金屬污染不僅影響農作物的生產和質量，還通過食物鏈威脅著動物和人類的健康和生命[5-6]，會造成消化、心血管和神經中樞等疾病[6]。因此，在重金屬污染嚴重的礦區(qū)等地，土壤環(huán)境、糧食安全以及人群生命健康問題不容小覷。

目前，較常見的修復重金屬污染的技術包括物理、化學、生物、農業(yè)生態(tài)和聯(lián)合修復[7-9]?；瘜W鈍化修復技術可以通過沉淀或吸附降低重金屬的遷移性和生物可利用性，被認為是一種有效、省時、經濟和環(huán)保的修復方法[1,8]。常用的化學鈍化材料主要類型有無機類、有機類、微生物類及新型復合材料[7]。無機類鈍化劑主要包括黏土礦物(海泡石、凹凸棒、沸石、高嶺土和膨潤土等)、工業(yè)副產品(石灰、粉煤灰和赤泥等)、磷酸鹽類和金屬氧化物(過磷酸鈣、磷礦粉、鈣鎂磷肥和羥基磷灰石等)及其他一些工農業(yè)廢棄物(泥炭、礦渣和水泥等)；有機類鈍化劑主要包括動物糞便、秸稈、生物炭(BC)、黑炭和城市生活污泥等；微生物鈍化劑主要包括菌根和還原菌等；新型復合材料主要有改性物質材料、無機有機物質復合搭配材料和納米材料等[1,7-8,10-13]。由于土壤固有基質的復雜性，以及重金屬污染土壤中大多以多種重金屬共存形成復合污染，在重金屬之間、重金屬與土壤界面之間存在復雜的相互作用。因此，針對不同類型土壤中的重金屬選擇不同鈍化劑進行修復時其鈍化效果也不盡相同[4]。海泡石因其較大的比表面積且廉價，而被廣泛地應用于重金屬污染土壤，研究發(fā)現(xiàn)海泡石對重金屬污染土壤具有良好的鈍化效果，并能降低玉米對Cd的吸收[13-14]。近年來，有機物料因其來源廣泛、富含有機質及作物所需要的營養(yǎng)元素，兼具改良土壤、營養(yǎng)作物和重金屬活性調控等多種效用而受到廣泛關注[15]?，F(xiàn)有的研究認為，有機物料中的腐殖質含有大量的表面活性官能團，如氨基、羥基和羰基等[16]，可以和重金屬離子發(fā)生反應生成穩(wěn)定的絡合物，從而有效影響土壤重金屬的活性。生物炭是在低氧條件下燃燒的生物殘留物，是具有多孔和低密度的富碳材料[17]。生物炭具有較大的比表面積和較高的陽離子交換能力，能夠有效地吸附有機和無機污染物，從而降低了污染物的遷移率[18]，且生物炭原料來源廣泛，如植物、農林廢棄物等，可以起到以廢治廢的效果，并且可提高作物產量[19]，但是單一施用生物炭時，其對重金屬的吸附有限[20]，針對多種材料配合修復重金屬污染土壤的研究較少，因此考慮將生物炭與其他修復劑復合施用以提高修復效率。目前大多數(shù)研究只針對鈍化劑對修復土壤中重金屬活性的影響，對修復后土壤質量、土壤微生物活性變化的關注較少。微生物(真菌和細菌)是土壤中重要的組成部分，在重金屬污染土壤中，微生物的數(shù)量、群落結構和多樣性受生物可利用形態(tài)的重金屬威脅[21]。然而，在金屬脅迫條件下叢枝菌根真菌(AMF)具有潛在用途，主要是由于其在土壤環(huán)境中的普遍存在，另外，AMF可以提高重金屬污染土壤中植物的耐受能力，有助于植物生長，因此關注土壤修復后土壤中AMF含量十分有必要[22-23]。

本研究以云南省瀾滄拉祜族自治縣鉛礦區(qū)復合污染土壤作為研究對象，以農業(yè)廢棄物再利用、經濟廉價為原則，選取目前在化學鈍化修復中較為受關注的生物炭、腐殖土和海泡石作為鈍化材料，研究不同類型鈍化劑對Pb、鋅(Zn)和Cd等重金屬污染土壤的鈍化效果，初步分析其鈍化機制，為今后開展農田重金屬土壤污染提供理論依據和技術支持。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試材料

供試土壤采自云南省瀾滄拉祜族自治縣鉛礦片區(qū)0～20 cm土層土壤，于室內去除巖石、植物根系及植物殘體，經自然風干后用四分法棄取[24]，過10目篩備用。供試土壤的基本理化性質各指標平均值為：pH值為5.18，有效磷、速效鉀和銨態(tài)氮含量分別是445.1、27.2和2.5 mg·kg-1，土壤銅(Cu)、Zn、Pb和Cd含量分別為22.99、203.78、315.76和3.6 mg·kg-1。根據《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準》(GB15618—2018)[25]土壤的Zn、Pb和Cd含量均超過農用地土壤污染篩選值，其中Cd超標嚴重，土壤污染風險高。本研究選擇海泡石(HPS)、腐殖土(FHS)、秸稈生物炭(CBC)及果木生物炭(GBC)作為鈍化劑修復土壤。其中海泡石購自拓億新材料(廣州)有限公司；腐殖土購自昆明市呈貢區(qū)吳家營農貿市場；秸稈生物炭及果木生物炭購自遼寧金和福農業(yè)科技股份有限公司。

1.2 實驗方法

供試土壤采回后剔除巖石及植物殘體，自然風干，搗碎研磨后過10目篩，混勻保存待用。準確稱取500 g土壤置于花盆中(內徑13 cm，高12 cm)。分別將海泡石、腐殖土、秸稈生物炭、果木生物炭、海泡石與秸稈生物炭1∶1復合劑(HPS+CBC)、海泡石與果木生物炭1∶1復合劑(HPS+GBC)、腐殖土與秸稈生物炭1∶1復合劑(FHS+CBC)、腐殖與果木生物炭1∶1復合劑(FHS+GBC)共8種鈍化劑與土壤充分混合均勻。每種鈍化劑(按照土壤質量比例取0%、1%、2%和5%)設置10、20和50 g·kg-13個處理組濃度，以不加鈍化劑處理土壤為對照。將花盆于室內進行熟化培養(yǎng)，培養(yǎng)溫度16～25 ℃，培養(yǎng)期間定期加入一定量的去離子水，使土壤濕度保持在田間持水量的60%左右。30 d后用五點法[24]進行采樣，將土樣風干用于后續(xù)試驗。

1.3 測定方法

土壤基本理化性質測定：土壤pH值測定采用電位法(水土質量比1∶2.5)；土壤陽離子交換量采用乙酸鈣法測定；全氮測定采用半微量凱氏定氮法；全磷采用HClO4-H2SO4法；速效磷測定采用0.5 mol·L-1NaHCO3提取法。具體操作方法參照《土壤農化分析》(第3版)[26]。土壤有效態(tài)重金屬含量及形態(tài)分析采用中國國家標準[27-28](《土壤質量 鉛、鎘的測定 石墨爐原子吸收分光光度法》(GB/T 17141—1997)和《土壤和沉積物 銅、鋅、鉛、鎳、鉻的測定 火焰原子吸收分光光度法》(HJ 491—2019))，使用HCl-HNO3-HF-HClO4法消解后，用原子吸收光譜儀(Z-2000，HITACHI公司，日本)測定。土壤Zn、Pb和Cd的生物有效態(tài)的單級提取采用二乙三胺五醋酸-三乙醇胺(DTPA-TEA)法[29]，提取后的重金屬含量用火焰原子吸收光譜儀測定。重金屬形態(tài)分析采用BCR順序萃取法[30]，共分為4個形態(tài)：可交換態(tài)、可氧化態(tài)和可還原態(tài)及殘渣態(tài)。上述提取液中的Pb、Zn和Cd含量用火焰原子吸收光譜儀測定。

磷脂脂肪酸(PLFA)測定采用美國MIDI Sherlock微生物鑒定系統(tǒng)平臺的PLFA模塊，以氫氣為載氣，以Agilent 6890N氣相色譜儀及火焰離子化檢測儀(FID)檢測器為硬件平臺；色譜柱為Agilent 19091B-102 (25 m ×200 μm× 0.33 μm)。氣相色譜儀的測定條件為：進樣口溫度250 ℃，不分流模式，進樣量1 μL；載氣為N2，恒定流量模式且設置流速為1.0 mL·min-1。升溫程序為90 ℃，以20 ℃·min-1升溫至210 ℃，再以2 ℃·min-1升溫至280 ℃，保持2 min，共持續(xù)43 min；后運行300 ℃(2 min)；能量轉換設備(ECD)溫度300 ℃。

2 結果與討論(Results and discussion)

2.1 修復劑特性

修復劑的特性如表1所示，2種生物炭均偏堿性，且CBC的堿性(9.81)強于GBC(8.63)；FHS和HPS呈弱酸性。CBC的碳含量(62.6%)高于GBC(43.9%)和FHS(29.4%)。CBC和HPS的比表面積大，多孔性好。

表1 修復劑的基本理化性質表征

圖1 修復劑的紅外表征分析

2.2 鈍化劑對土壤重金屬生物有效態(tài)含量的影響

在1%、2%和5%這3個施入濃度下，供試土壤經HPS、FHS、CBC、GBC和4種復合鈍化劑鈍化處理30 d后，與對照組相比，土壤中生物有效態(tài)Zn和Cd含量均有不同程度的降低，個別處理下生物有效態(tài)Pb含量出現(xiàn)小幅度增加，且不同施加水平之間存在差異(圖2～圖4)。

圖2 不同鈍化劑處理對DTPA-Pb含量的影響

2.2.1 對土壤Pb生物有效態(tài)的影響

經過8種鈍化劑處理30 d后，在1%、2%和5%這3個處理濃度下，土壤中生物有效態(tài)Pb含量并未隨著添加的鈍化劑濃度增加而降低，甚至在本實驗短時間內的培養(yǎng)還有一定的升高。特別是相對其他鈍化劑而言，BC的添加對降低Pb有效態(tài)的效果較差，而以前的大多數(shù)研究報道認為生物炭對重金屬具有顯著的鈍化效果，這與本研究結果不一致。主要原因是BC本身含有重金屬或有機污染物，有研究表明，在城市污水污泥制備的生物炭中發(fā)現(xiàn)Cd[33]，當BC施入土壤后，弱酸性的土壤環(huán)境在短期內使BC所含有的重金屬發(fā)生少量溶出現(xiàn)象。筆者也觀察到，相對GBC而言，CBC對Pb有效態(tài)的降低效果更好，這主要是與CBC具有更大的比表面積和更多的含氧官能團有關。相比GBC而言，CBC具有更大的比表面積、更高的有機碳含量、更多的含氧官能團，比如羧基和酚羥基，這些官能團可以與金屬陽離子形成金屬絡合物，增加土壤對重金屬的專性吸附，因此CBC的修復效果整體上優(yōu)于GBC。在本研究中，筆者觀察到FHS對Pb有效態(tài)的降低最佳，在1%、2%和5%這3個濃度水平下生物有效態(tài)Pb含量分別降低了62.38%、30.89%和33.55%，這與FHS豐富的含氧官能團有緊密關系。相對單一添加組分而言，筆者也觀察到，CBC與FHS復合修復劑的效果更好，其在2%的水平下達到最優(yōu)效果，生物有效態(tài)Pb含量降低了71.3%。這可能是因為當CBC和FHS混合使用時，一方面BC可以通過離子交換作用、靜電吸附作用、表面沉淀作用和絡合作用吸附鈍化重金屬[34]，另一方面FHS也可以通過表面吸附和絡合作用固定重金屬；同時，BC可以很好地吸附FHS中溶解性有機質，減少其大量流失。

2.2.2 對土壤Zn生物有效態(tài)的影響

加入不同鈍化劑后，生物有效態(tài)Zn含量變化如圖3所示，經鈍化劑處理后土壤生物有效態(tài)Zn降低了23.48%～49.61%。同樣，Zn有效態(tài)的降低仍然與鈍化劑添加濃度無關，不同鈍化劑修復沒有明顯的變化。但仍然可以觀察到，F(xiàn)HS的添加可以更好地促進Zn的有效態(tài)的降低，特別是其與GBC的組合也呈現(xiàn)出較好的鈍化效果，生物有效態(tài)Zn含量平均分別降低了45.38%和47.74%。這是因為BC和FHS可以提高土壤有機質含量，土壤有機質中含有—COOH和—OH等多種重要官能團，這些官能團易與金屬離子結合，形成強的抗脫附絡合物，使重金屬生物有效性降低[35]。同時，筆者也發(fā)現(xiàn)，施入BC時Zn有效態(tài)降低效果也較好，平均降低了42.62%。一方面這是由于BC通過沉淀反應、離子交換和靜電吸附作用固定重金屬[36]，另一方面添加BC后，土壤理化性質的改變也會影響土壤對重金屬的吸附，比如，土壤Zeta電位降低，表明土壤表面負電荷的增多，更多的重金屬通過靜電作用被吸附固定在土壤中；土壤陽離子交換量(CEC)值升高增加了土壤陽離子吸附位點，促進了土壤對重金屬的吸附[37]。

圖3 不同鈍化劑處理對DTPA-Zn含量的影響

2.2.3 對土壤Cd生物有效態(tài)的影響

各鈍化劑處理后，從鈍化效果看，與對照組相比，HPS的添加對于Cd有效態(tài)含量的變化無明顯影響。相對Pb和Zn而言，Cd的有效態(tài)隨著鈍化劑濃度的添加而呈現(xiàn)一定的降低，以5% CBC處理對土壤Cd生物有效態(tài)含量降低效果最好，降低了40%；單獨施入時，觀察到與Zn類似的現(xiàn)象，HPS的修復效果不明顯。這一現(xiàn)象與前人研究結果一致[38]，這可能是因為HPS施入量較少，不能達到提高土壤pH的目的，而pH效應是HPS鈍化重金屬的重要機制[39]。在3個水平下CBC、GBC和FHS對Cd生物有效態(tài)含量平均分別降低了25.38%、23.55%和21.99%；同時，BC和FHS的混合施入與單獨施入沒有明顯的差異。

2.3 鈍化劑對土壤重金屬各賦存形態(tài)(分級提取)的影響

土壤中重金屬生物的毒害和環(huán)境的影響程度，除與土壤中重金屬的總量有關外，還與其在土壤中存在的形態(tài)有關。重金屬的存在形態(tài)是決定其對環(huán)境及周圍生態(tài)系統(tǒng)造成影響的關鍵因素，并且重金屬在土壤中的形態(tài)和所占比例直接影響它們在土壤中的遷移能力和生物有效性[4]。一般地，不同形態(tài)的重金屬生物有效性差異較大，且相互之間關系密切，重金屬形態(tài)與生物有效性之間的關系大小一般表現(xiàn)為可交換態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>殘渣態(tài)。研究發(fā)現(xiàn)與對照組相比土壤中Pb、Cd和Zn各個形態(tài)的占比均有不同程度變化(圖5～圖7)。

2.3.1 土壤Pb分級形態(tài)的變化

添加3個濃度鈍化劑后土壤Pb賦存形態(tài)的分布如圖5所示。由圖5可知，未添加鈍化劑時，Pb的主要賦存形態(tài)是殘渣態(tài)，占總量的37.65%，其余依次是可還原態(tài)(29.20%)、可氧化態(tài)(25.92%)和可交換態(tài)(7.23%)。鈍化劑添加后，大部分實驗組殘渣態(tài)Pb比例呈現(xiàn)一定的增加，可交換態(tài)Pb和可氧化態(tài)Pb比例呈現(xiàn)一定的降低，可還原態(tài)Pb的比例保持穩(wěn)定。這可能是可交換態(tài)和可氧化態(tài)Pb向殘渣態(tài)轉變，當加入鈍化劑后土壤環(huán)境pH值均有所增加，增加范圍為0.44～1.12個單位，土壤pH的升高促使重金屬形成碳酸鹽和氫氧化物結合態(tài)[40]，導致可交換態(tài)Pb和Zn減少。此外，2種生物炭對于Pb的賦存形態(tài)的影響差異較大，與CBC相比，GBC添加后殘渣態(tài)Pb占比增加更明顯，其與FHS的復合修復效果也更佳，因為FHS中含有大量的腐殖質組分，其表面含有大量的活性官能團(包括羧基、酚基、羰基和醇羥基等)是影響土壤重金屬活性的主要組分，能夠減弱自由和不穩(wěn)定的金屬離子的濃度及遷移性[41-42]。而CBC添加后，殘渣態(tài)Pb占比升高幅度相對較小，但仍呈現(xiàn)易吸收態(tài)含量減少，更穩(wěn)定的狀態(tài)占比增加。

圖5 不同鈍化劑鈍化后土壤中Pb形態(tài)變化

2.3.2 土壤Zn分級形態(tài)的變化

添加3個水平鈍化劑后土壤Zn賦存形態(tài)的分布如圖6所示。由圖6可知，土壤中Zn的主要賦存形態(tài)與Pb相似，均主要是以殘渣態(tài)(30.07%)為主，但筆者發(fā)現(xiàn)可交換態(tài)Zn所占比重高于可氧化態(tài)和可還原態(tài)Zn。這一結果表明，Zn的生物可利用性更大，其風險相對較高。施加不同比例的鈍化劑后，相對Pb而言，鈍化劑的添加在短期內對Zn形態(tài)變化的影響并不明顯。但依然可以觀察到，相對CBC而言，GBC更有利于Zn的形態(tài)向更穩(wěn)定態(tài)轉化，這是因為與GBC相比CBC擁有更大的比表面積，且其堿性更強，使得修復后的土壤對重金屬有更強的吸附能力。

圖6 不同鈍化劑鈍化后土壤Zn形態(tài)變化

2.3.3 土壤Cd分級形態(tài)的變化

圖7為添加3個水平鈍化劑后土壤Cd賦存形態(tài)分布。由圖7可知，未添加鈍化劑時，Cd的殘渣態(tài)占所有形態(tài)的78.33%，表明Cd的總量雖然超過《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準》中Cd的風險篩選值(0.3 mg·kg-1)，但其主要以殘渣態(tài)存在于土壤中，殘渣態(tài)Cd遷移性小、相對穩(wěn)定和安全，環(huán)境風險較小。相對其他2種重金屬Pb和Zn的修復效果而言，鈍化劑的添加對于Cd的形態(tài)變化影響最小。經2% FHS處理，Cd形態(tài)變化較為明顯，可交換態(tài)Cd所占比例為7.73%，與空白相比降低了4.83%，可還原態(tài)降低了2.28%，可氧化態(tài)降低0.65%，殘渣態(tài)提高7.76%。有研究發(fā)現(xiàn)，有機物料降解產生的腐殖質帶有酚羥基、羧基和氨基等活性基團，可與氫鍵結合成網絡[16]，成為金屬的優(yōu)良吸附載體，吸附絡合土壤中Cd，降低其生物遷移性。此外，土壤pH值增加會使土壤黏土礦物及土壤有機質的表面電荷增加，增加土壤對重金屬的吸附能力[43]，F(xiàn)HS添加后土壤pH增加(1.12～1.59個單位)，F(xiàn)HS通過吸附作用使土壤中重金屬活性降低。

圖7 不同鈍化劑鈍化后土壤Cd形態(tài)變化

2.4 鈍化劑對土壤中微生物群落結構的影響

通過對微生物磷脂脂肪酸(PLFAs)進行定量，可研究特定的微生物功能基團，并研究微生物群落組成在重金屬影響下的變化。加入鈍化劑培養(yǎng)30 d，不同的鈍化劑對微生物PLFA的影響各不相同(表2)，土壤總PLFAs、細菌、真菌、革蘭氏陽性菌(G+)和革蘭氏陰性菌(G-)的變化趨勢基本一致。施加了CBC+HPS、CBC+FHS和GBC+HPS土壤的總PLFA與未添加鈍化劑土壤相比有明顯增加，其中5% (CBC+HPS)處理后的土壤PLFA最大(細菌：50.73 nmol·g-1，真菌：4.44 nmol·g-1，叢枝菌根真菌：1.77 nmol·g-1)；2% (CBC+FHS)次之(細菌：46.75 nmol·g-1，真菌：4.98 nmol·g-1，叢枝菌根真菌：1.47 nmol·g-1)；同時，經過5% (CBC+HPS)處理后土壤AMF含量最高達到1.77 nmol·g-1。CBC+HPS對土壤微生物總量和真菌數(shù)量的積極影響可能是因為改良劑減輕了金屬毒性；此外BC可以為微生物提供棲息地及養(yǎng)分[23]。土壤微生物總量及真菌數(shù)量的增加表明施用修復劑后土壤功能恢復[44]。而BC單獨施加效果不理想可能是因為BC本身含有一定量的重金屬，在施入弱酸性的土壤環(huán)境中后，短時間內會發(fā)生重金屬溶出現(xiàn)象，將對土壤中微生物產生毒害作用。此外，加入BC后土壤環(huán)境改變，穩(wěn)定時間過短土壤微生物未適應該變化，需要經過穩(wěn)定一段時間后再次進行監(jiān)測評價。

表2 不同處理劑作用下土壤中磷脂脂肪酸 (PLFAs)含量

綜上所示，本研究結果表明：

(1)FHS和BC改良劑均能有效降低生物有效態(tài)Pb、Zn和Cd的含量，低劑量HPS的添加修復效果不明顯。對于Zn和Cd來說，配施與單獨施加修復效果差異不明顯，對Pb污染修復來說，生物炭與腐殖土混合施入進行修復，Pb生物有效態(tài)含量顯著降低。

(2)污染土壤中Pb、Zn和Cd均以殘渣態(tài)為主，其中，Pb和Cd的可交換態(tài)占比較低，植物吸收風險較??；Zn相對環(huán)境風險較大需要重點關注。鈍化劑的施入，BC和FHS會使Pb和Zn向趨于較穩(wěn)定的形態(tài)轉化，但對Cd的穩(wěn)定作用不明顯。

(3)CBC+FHS和高劑量的CBC+HPS的施入明顯提高了土壤微生物總量和叢枝菌根真菌含量。5% (CBC+HPS)和2% (CBC+FHS)修復后土壤微生物總量分別增加了80.29%和68.52%；叢枝菌根真菌數(shù)量分別增加了92.39%和59.78%。

綜合重金屬有效態(tài)、形態(tài)分析以及土壤微生物群落組成變化，生物炭與腐殖土復合的修復效果更好。盡管在本研究短時間內生物炭的顯著修復效果未突顯出來，但從過去研究報道中，生物炭對于污染土壤的修復特別是酸性土壤具有很好的應用前景。此外，從土壤全球碳循環(huán)視角，生物炭在土壤固碳和調節(jié)土壤肥力方面也有重要貢獻。因此，從恢復土壤生態(tài)功能體系看，在污染土壤修復效果評估中，筆者不僅需要考慮鈍化劑特別是生物炭固化重金屬的效果外，未來還需要重點研究不同鈍化劑對土壤質量功能的改善如土壤有機質的更替、土壤固碳等方面。