胡嘉源,王 倩,吳貝貝,施維林,史廣宇*(.蘇州科技大學環(huán)境科學與工程學院,江蘇 蘇州 5009；.蚌埠康源生態(tài)環(huán)境科技有限公司,安徽 蚌埠 33000)

研究表明,中國農(nóng)用地土壤中平均Cd 含量約為0.35mg/kg,遠高于中國土壤中Cd的背景值[1-2].Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)遠高于銅、鎳、鉻等元素,農(nóng)用地土壤Cd污染不僅影響植物正常生理活動,還可能導(dǎo)致植物生物量減小、Cd 含量超標,甚至死亡[3].實現(xiàn)Cd 污染農(nóng)田安全利用的途徑已由最初的“替代種植”變?yōu)楫斚碌摹鞍踩a(chǎn)”.成本較低、簡便易行的生物炭還田技術(shù)被廣泛用于Cd污染農(nóng)田的修復(fù),研究表明,施加1%(w/w)田菁炭可顯著降低土壤中有效態(tài)Cd 含量約24.3%(P<0.05)[4];添加5%(w/w)巰基改性玉米秸稈生物炭可使土壤中有效態(tài) C d 含量降低約35.8%[8]5.樂清市、溫嶺市、桐廬縣等地已推廣使用生物炭作為農(nóng)田土壤原位鈍化材料[4-6].

近年,有學者提出將吸附面源污水中銨態(tài)氮(NH4+-N)后的生物炭還田,以實現(xiàn)農(nóng)業(yè)面源污染氮負荷的削減和NH4+-N 從水體到田間的安全轉(zhuǎn)移,并取得良好的NH4+-N 緩釋和土壤氮素流失抑制的效果[7-10].吸附NH4+-N 的生物炭是否具有鈍化土壤中Cd 的能力尚不清楚,Cd2+和NH4+-N 均為陽離子,可能存在競爭性吸附現(xiàn)象,但生物炭并非僅借助靜電吸引、離子交換、絡(luò)合和共沉淀等手段達到固定穩(wěn)定化土壤中Cd 的目的,其還可以通過提高土壤pH 值和驅(qū)動微生物群落結(jié)構(gòu)變化等途徑降低土壤中有效態(tài)Cd 的含量[11].因此,研究負載銨態(tài)氮后的生物炭還田對Cd 鈍化能力影響的具有一定的理論意義.本研究設(shè)置室內(nèi)土壤試驗和模擬吸附試驗,以評估負載銨態(tài)氮對生物炭鈍化Cd 能力的提升,并探討負載銨態(tài)氮提高生物炭鈍化土壤中Cd 能力的機理,以期為用于土壤重金屬鈍化的材料提供參考.

1 材料與方法

1.1 負載NH4+-N 的生物炭的制備

生物炭為 400 ℃熱解的水稻秸稈生物炭(BC400),根據(jù)課題組前期研究結(jié)果,制備負載NH4+-N 的生物炭材料.水稻秸稈采自江蘇省蘇州市常熟市某農(nóng)場,自然風干后備用.秸稈在限氧條件下400℃熱解3h.隨爐冷卻至室溫后取出,研磨過60 目篩,密封干燥保存.制備負載 NH4+-N 的生物炭(NBC400)的條件為:使用BC400 作為吸附劑,投加量為25g/L;溶液中NH4+-N 初始濃度為100mg/L;吸附時間為6h;氯化銨作為水中NH4+-N 的來源.吸附結(jié)束后,使用0.5μm 無紡布過濾,30℃風干,研磨后過60目篩,密封干燥保存.使用凱氏定氮法(KjeltecTM 8420,FOSS 公司)測定NBC400 所負載的NH4+-N 含量為2.20mg/g.

1.2 室內(nèi)土壤試驗

供試土壤采自廣東省佛山市某農(nóng)田,土壤pH 值為4.81,堿解氮含量為117.00mg/kg,有機質(zhì)含量為26.20g/kg,鎘含量為0.43mg/kg,鉻含量為39.80mg/kg,銅含量為15.40mg/kg.本實驗共設(shè)4 個處理組(表1),每組設(shè)置3 個平行試驗,每盆土約2kg.BC400 和NBC400 的添加量均為 3%(w/w),N+BC 組添加0.392g 氯化銨(NH4+-N 含量約0.132g)以保證和NBC 組土壤中增加的NH+4-N 含量一致.各處理組的土壤均勻混合后,添加去離子水補足水分,使用稱重法保持土壤含水量約為田間持水量的60%～70%,培養(yǎng)5 周.土壤有效態(tài)鎘含量的測定采用二乙烯三胺五乙酸(DTPA)提取-火焰原子吸收分光光度法[12].陽離子交換量的測定采用乙酸銨法[13].委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司使用Illumina Hiseq2500平臺進行土壤微生物高通量測序.

表1 各處理組的實驗設(shè)計Table 1 Experimental design of each treatment

1.3 負載NH4+-N 對生物炭吸附鎘性能影響的模擬實驗

使用氯化鎘和氯化銨配制溶液以模擬Cd2+和NH+4-N 競爭性吸附.精確稱取0.500g 的BC400,分別加入 20mL 氯化銨-氯化鎘溶液(氨氮濃度為100mg/L;Cd2+濃度分別為0,0.1,0.2,0.3,0.4mg/L)和20mL 氯化鎘溶液(Cd2+濃度分別為0,0.1,0.2,0.3,0.4mg/L),調(diào)節(jié)溶液pH 為5.0, 25℃下180r/min 水浴恒溫振蕩6h,每組實驗重復(fù)3 次.使用0.45μm 濾膜過濾溶液.使用納氏試劑-分光光度法測定濾液和原水中NH+4-N 濃度,并計算生物炭的氨氮吸附容量[14];使用火焰原子吸收分光光度計(Z-2000,HITACHI 公司)測定濾液和原水中Cd2+的濃度[14],并計算溶液中Cd2+的去除率.

1.4 生物炭性質(zhì)測定及表征

BC400 和NBC400 的粉末壓片后測試其靜態(tài)接觸角(DSA25,Kruss 公司)[15].使用比表面積及孔徑分析儀(V-sorb2800,國儀量子公司)測定BC400 和NBC400 的比表面積和孔體積.BC400 和NBC400 的粉末過篩后使用傅里葉變換紅外光譜儀(INVENIO S,BRUKER 公司)測定其表面官能團的特征吸收峰.

1.5 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2019 計算數(shù)據(jù)的均值和標準差;使用SPSS 26 對各指標數(shù)據(jù)進行差異顯著性檢驗(P<0.05);數(shù)據(jù)處理、分析和可視化使用OriginPro 2023 軟件和美吉生物云平臺.

2 結(jié)果與討論

研究表明,DTPA-Cd 的含量適用于預(yù)測土壤中Cd 對作物的有效性以及作物中的Cd 的含量[16-17].施加生物炭可降低土壤DTPA-Cd 的含量,施加蘋果木生物炭可降低土壤中 DTPA-Cd 的濃度約26.9%[18];土壤中DTPA-Cd 的濃度因施加秸稈生物炭顯著降低約38.11%(P<0.05)[19].如圖1 所示,BC 組土壤中DTPA-Cd 含量顯著低于CK 組約15.61%(P<0.05).這是由于生物炭表面含有豐富的官能團和大量的吸附位點,可以有效絡(luò)合和吸附土壤中的Cd2+[20].相較于CK 組,N+BC 組、BC 組和NBC 組土壤中 DTPA-Cd 含量分別顯著降低約 11.05%,15.67%和31.83%(P<0.05).因此,推測負載-N 不僅增加了生物炭的比表面積和吸附位點的數(shù)量以提高生物炭的Cd2+吸附能力,還刺激了土壤中Cd 鈍化功能微生物的富集.

圖1 各處理組土壤中DTPA-Cd 的含量Fig.1 The content of DTPA-Cd in soils of different treatment

研究表明,溶液中共存的陽離子競爭生物炭表面的吸附位點,從而影響生物炭的吸附能力[21],Pb2+、Cu2+和Ni2+的競爭性吸附導(dǎo)致生物炭對3 種元素的吸附容量下降約48%～75%[22];偶氮染料、Cr6+和NH4+-N 競爭生物炭表面的吸附位點,降低生物炭對3 種污染物的去除效率[23].實驗結(jié)果表明(圖2a),BC400 的 Cd2+吸附容量隨Cd2+濃度升高而增加,這與Liu 等[24]在松木屑生物炭吸附溶液中Cd2+的研究和Sun等[25]在改良雞糞生物炭吸附溶液中Cd2+的研究中得到結(jié)果類似.溶液中Cd2+與氨氮競爭性吸附導(dǎo)致 BC400 的氨氮吸附容量降低,Cd2+濃度由0mg/L 增加至0.4mg/L,BC400 的氨氮吸附容量由2.69mg/g 降低至1.66mg/g,下降約38.29%.如圖2b所示,向0.1mg/L 的Cd2+溶液中施加NBC400,Cd2+去除率高達97.19%,相較于施加BC400 的處理組,溶液中Cd2+的去除率顯著提高約11.70%(P<0.05);向 0.2～0.4mg/L 的 Cd2+溶液中施加 BC400 和NBC400,溶液中的Cd2+的去除率維持在93.87%～95.46%.因此,負載-N不僅未顯著降低生物炭的Cd2+吸附能力,還促進生物炭對低濃度Cd2+(0.1mg/L)的吸附,這可能是NBC 組土壤中DTPA-Cd 含量顯著降低的原因之一.

圖2 競爭吸附和負載NH4+-N 對生物炭氨氮和Cd2+吸附能力的影響Fig.2 The effect of competitive adsorption and pre-adsorbed NH4+-N on the capacities of ammonia nitrogen adsorption and Cd2+ of biochar

根據(jù)水滴在生物炭表面的接觸角θ 可以推測BC400 和NBC400 表面固-液界面相互作用的情況.水滴接觸角實驗結(jié)果表明(圖3),BC400 的接觸角θ為104.7°,表現(xiàn)出疏水性.這是由于生物炭熱解過程中材料表面羥基等親水官能團數(shù)量不斷減少,酯、醚和胺等基團數(shù)量上升,導(dǎo)致生物炭材料通常表現(xiàn)出疏水性[26-27].研究表明,具有疏水性的生物炭浸潤性極差,阻礙了生物炭表面與水溶液的接觸,不利于生物炭與溶液的離子交換[15].NBC400 的疏水性減弱,接觸角θ<90°,這有利于NBC400 吸附Cd2+.Abolfazli 等[28]研究指出,預(yù)浸泡過程可以減少生物炭微孔(<10μm)的數(shù)量,提升生物炭的親水性,改善生物炭的水力性能并促進生物炭內(nèi)表面與Cd 溶液的相互作用,有利于其對重金屬離子的吸附.因此,推測NBC400疏水性的減弱和Cd 吸附能力的上升可能歸功于負載NH+4-N的過程改變了生物炭的孔隙結(jié)構(gòu).

圖3 BC400 和NBC400 的接觸角形態(tài)Fig.3 Contact angle of BC400 and NBC400

如表2 和圖4 所示,相較于BC400,NBC400 的比表面積增大14.82%,微孔總孔體積增加25%,最可幾孔徑減小9.28%;直徑為2.00～10.00nm 和大于50nm的孔體積占比變化明顯,NBC400 中直徑為2.00～10.00nm 的孔體積占比減少11.32%,直徑大于50nm的孔體積占比增加16.75%.這表明NBC400 獲得了更大的比表面積和更豐富的孔隙組成.NBC400比表面積的增大可能是由于負載銨態(tài)氮時溶液浸漬和沖刷等過程顯著降低生物炭材料的灰分含量,NBC400 的灰分含量相較于BC400 顯著降低約10.97%(P<0.05). Hong 等[29]和Andreas 等[30]研究均證實,溶液浸漬后生物炭表面積的顯著增加,歸功于堵塞生物炭微孔的灰分,焦油和有機物等物質(zhì)被去除.由圖5 可見,2 種生物炭材料的吸附-脫附等溫線均屬于DBBT 分類中的Ⅲ型,低壓區(qū)氮氣吸附量低,氮氣吸附量隨 P/P0的數(shù)值增加而上升[28].根據(jù)IUPAC 分類,兩種材料均出現(xiàn)H3 型滯后環(huán),這是毛細管凝聚現(xiàn)象和孔徑大小分布不均一導(dǎo)致的[15].BC400 的吸附曲線在P/P0=0.8 時快速上升,而NBC400的吸附曲線則在高壓區(qū)(P/P0接近1)顯著上升,這表明NBC400 的大孔(孔徑大于50nm)數(shù)量增多[31],這與孔體積占比的分析結(jié)果相同.如圖6 所示,吸附前后生物炭材料表面官能團組成無明顯差異,這證實更大的比表面積和更豐富的孔隙組成可能是NBC400 的 Cd2+吸附能力提高的主要原因.綜上,Cd2+和NH4+-N 常共存于施肥后的重金屬污染農(nóng)田中,競爭性吸附可能造成生物炭的Cd 鈍化性能下降[10,32-33],而負載NH4+-N 可以顯著提高生物炭鈍化土壤中的Cd2+的能力(P<0.05).

圖4 生物炭介孔分布和孔體積占比分析Fig.4 Analysis of mesopore distribution and pore volume ratio of biochar

圖5 生物炭的氮氣吸附-脫附等溫線Fig.5 Nitrogen adsorption-desorption isotherms of biochar

圖6 BC400 和NBC400 的FTIR 光譜Fig.6 FTIR spectra of BC400 and NBC400

表2 生物炭的比表面積及孔體積分析Table 2 Analysis of specific surface area and pore volume of biochar

2.3 施加負載NH4+-N 的生物炭對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

如圖7a 所示,NBC 組土壤的Chao1 指數(shù)顯著高于其他處理組,相較于BC 組和N+BC 組土壤分別顯著提高約10.84%和8.13%(P<0.05),這說明NBC 組土壤細菌豐度顯著高于其他處理組土壤.Beta 多樣性分析主要借助主成分分析(PCA)和主坐標分析(PCoA)等分析方法來探究不同處理間的差異.屬水平的PCA 分析結(jié)果(圖7b)指出,CK 組土壤細菌群落的多樣性與BC 組差異顯著,這說明施加生物炭對屬水平土壤細菌群落結(jié)構(gòu)有顯著影響.NBC 組土壤屬水平細菌群落的多樣性與其他處理組差異顯著(P<0.05).因此,推測施加NBC400 提高土壤細菌豐度并驅(qū)動土壤微生物群落結(jié)構(gòu)改變可能是NBC 組土壤中DTPA-Cd 含量下降的重要原因.

圖7 各處理組土壤的Alpha 多樣性和Beta 多樣性Fig.7 The Alpha diversity and Beta diversity of soils in different treatment

利用皮爾遜相關(guān)性分析評估屬水平上豐度前20 的細菌群落與環(huán)境因子的相關(guān)性,結(jié)果如圖8a 所示.Tumebacillus 屬、Ammoniphilus 屬和Paenibacillus屬細菌的豐度與土壤中DTPA-Cd 含量顯著負相關(guān)(P<0.001).圖8b 指出,NBC 組土壤中Paenibacillus屬細菌的相對豐度顯著高于其他處理組(P<0.05).土壤Paenibacillus 屬等有益細菌在改善土壤微生物生境、降低土壤中有效態(tài)Cd 含量等方面發(fā)揮重要作用.研究指出,Paenibacillus 屬細菌具有較高的Cd耐受能力和Cd 污染土壤修復(fù)潛力[34],Paenibacillus sp.LYX-1 可利用表面的官能團吸附溶液中的Cd2+,最大Cd2+吸附容量約為30.68mg/g[35];Paenibacillus ferrarius CY1(T)可將SO2-4還原為S2-,并與Cd2+形成CdS 沉淀[36].土壤細菌屬水平雙因素網(wǎng)絡(luò)分析結(jié)果(圖9a)表明,土壤中DTPA-Cd 含量不僅與土壤中g(shù)_Frateuria 和g_Pullulanibacillus 等細菌的豐度顯著正相關(guān),還與g_Bradyrhizobium 和g_Paenibacillus等細菌的豐度顯著負相關(guān)(P<0.05).Frateuria 屬細菌被認為可能是一種可以氧化金屬硫化物的冶金細菌[37-38],研究證實,Frateuria 屬細菌可以促進施加硫酸鉀的土壤中鉀的溶出[39].圖9b 指出,NBC 組土壤中Frateuria 屬細菌的相對豐度顯著低于其他處理組(P<0.05),Frateuria 屬細菌氧化金屬硫化物的能力可能是NBC 組土壤中DTPA-Cd 含量最低的原因之一.Bradyrhizobium 屬細菌是一種常見的具有較強重金屬抗性的植物促生菌,NBC 組土壤中Bradyrhizobium 屬細菌的平均相對豐度顯著性高于其他處理組(P<0.05)(圖 9c),這表明施加負載NH4+-N 的生物炭可能有助于改善具有重金屬污染風險的農(nóng)業(yè)用地中作物的生長[40-41].

圖8 屬水平上豐度前20 的細菌群落與環(huán)境因子的皮爾遜相關(guān)性分析Fig.8 The Pearson correlation analysis of the top 20 bacterial communities and environmental factors at the genus level

圖9 土壤細菌屬水平雙因素相關(guān)性網(wǎng)絡(luò)分析Fig.9 Analysis of the two-factor correlation network of soil bacteria at genus level

3 結(jié)論

3.1 相較于普通秸稈生物炭,負載NH4+-N 的生物炭的Cd2+吸附能力顯著提高約11.70%(Cd2+濃度為0.1mg/L 時,P<0.05),施加負載NH4+-N 的生物炭可以顯著降低土壤中DTPA-Cd 含量約19.20%(P<0.05).負載NH4+-N 的生物炭材料具有高于傳統(tǒng)秸稈生物炭的Cd 鈍化能力.

3.2 負載NH4+-N 降低了生物炭材料的疏水性.負載NH4+-N 雖然未明顯改變生物炭材料表面官能團組成,但是使其獲得了更大的比表面積和更豐富的孔隙組成.

3.3 施加負載NH4+-N 的生物炭提高土壤細菌豐度、驅(qū)動土壤微生物群落結(jié)構(gòu)改變并刺激Paenibacillus屬、Bradyrhizobium 屬等功能細菌富集.