虾壳生物炭对Cd-As复合污染土壤修复效应及土壤可溶性有机碳含量的影响

时间：2024-05-24

孙涛，孙约兵，贾宏涛，吴泽嬴

（1.新疆农业大学草业与环境科学学院，乌鲁木齐 830052；2.农业农村部环境保护科研监测所，农业农村部产地环境污染防控重点实验室/天津市农业环境与农产品安全重点实验室，天津 300191；3.农业农村部农业生态与资源保护总站，北京 100125）

随着工业化的快速发展，矿物资源开发、金属加工和冶炼、工厂排放和污水灌溉等人为活动导致大量的重金属被排放到环境中。2014 年公布的《全国土壤污染调查公报》显示，我国土壤污染较为严重，土壤重金属总体超标率为16.1%，其中镉（Cd）、砷（As）污染排名第一和第三，土壤点位超标率分别为7.0%和2.7%。陈文轩等[1]的调查显示，我国广西、贵州、云南三省交界地区和湖南、新疆等地区土壤Cd 和As 含量均较高，这表明我国有些地区可能正出现不同程度的Cd、As 复合污染问题。Cd 和As 进入土壤后，会降低植物产量和品质，同时会通过食物链进入人体，严重危害到人类的生命与健康[2]。同时，我国“十四五”规划中也明确提出“要深入打好污染防治攻坚战”。因此，寻求有效、可持续的方法来修复土壤Cd、As 污染迫在眉睫。重金属钝化修复因其成本较低、效果快速、操作简单，在重金属污染治理中得到了广泛应用[3]。目前应用于Cd、As复合污染的土壤修复剂主要包括：生物炭、磷酸盐、金属及其氧化物、含硅材料和黏土矿物等[4]。

生物炭是生物质材料在厌氧或限氧条件下热解制备的一种富碳、多孔材料[5]。由于生物炭孔隙结构发达、比表面积大、表面官能团种类丰富，已被广泛应用于重金属污染土壤修复中[6]。但是不同土壤环境下Cd、As污染状况较为复杂，进而导致生物炭的修复效果也存在差异。陈楸健等[7]使用芦苇生物炭修复碱性土壤中Cd-As 复合污染，发现添加5%的芦苇生物炭可以使土壤中TCLP 提取态Cd 降低28.23%，而TCLP 提取态As 未有显著变化。LI 等[8]在中性Cd、As污染土壤中添加3% 350 ℃制备的污泥生物炭、大豆秸秆生物炭、花生壳生物炭和水稻秸秆生物炭后，土壤可溶性有机物提取液中有效态As、Cd 含量降低了16.8%～42.2%和48.1%～65.7%。吴萍萍等[9]发现在酸性土壤中添加5%小麦秸秆生物炭可以钝化土壤中的Cd，但会活化土壤中的As。同种生物炭对酸性和碱性土壤中Cd、As 的修复效应尚不明确。同时在碱性土壤中添加高pH 值的钝化剂，可能会导致土壤板结、土壤肥力下降等负面效应。因此，成功的重金属钝化材料不仅能降低土壤重金属的生物有效性，还应能改善土壤肥力、促进作物生长。

龙虾壳的主要成分有碳酸钙、甲壳素和少量的蛋白质，其中碳酸钙和甲壳素可以用于重金属污染修复中[10-11]，但利用龙虾壳作为原料制备生物炭应用于土壤重金属污染修复的研究还较少。2019 年，我国龙虾年产量高达208.96 万t[12]，餐饮消费后会产生大量的废弃虾壳。目前，只有少量的龙虾壳用于提取甲壳素，大多数虾壳未得到妥善的处理，进而会对环境和人类健康构成潜在危险。因此，本研究以龙虾壳为原材料，热解制备虾壳生物炭，通过静态培养实验，探究虾壳生物炭对酸性、碱性土壤中Cd-As的修复效应及对土壤养分的影响，以期为Cd-As复合污染土壤修复提供理论依据和技术支撑。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试酸性土壤采自广东韶关地区，土壤类型为红壤。供试碱性土壤采自新疆克拉玛依地区，土壤类型为栗钙土。供试土壤经混匀风干后，研磨、过2 mm尼龙筛，备用。供试土壤的基本理化性质如表1所示。

表1 土壤理化性质Table1 Physicochemical property of the soil

虾壳生物炭的制备：将收集的小龙虾壳去除杂质、洗净、干燥、粉碎后放入坩埚中，置于马弗炉中。设置升温速率为15 ℃·min-1、热解温度为300 ℃，在N2保护下热解2 h。待热解完成后，自然冷却至室温。将虾壳生物炭研磨、过100 目筛，备用。虾壳生物炭基本理化性质本课题组前期已有报道[13]。虾壳生物炭pH 为10.57，等电点为9.76，C、H、O 和灰分含量分别为27.15%、2.17%、0.49%和67.82%，全氮、全磷、全钾含量分别为2.36%、1.35%和0.80%，总Cd 和总As含量分别为0.22 mg·kg-1和9.69 mg·kg-1，有效态Cd和有效态As 含量分别为0.01 mg·kg-1和0.11 mg·kg-1。按照水炭比100∶1，在25 ℃下250 r·min-1振荡2 h，4 000 r·min-1离心20 min，过0.45µm 滤膜，使用紫外可见分光光度计在200～600 nm 范围测定生物炭可溶性有机物的紫外可见吸收光谱（图1）。

1.2 土壤培养实验

分别将100 g酸性土壤和碱性土壤装入培养瓶中（高度14.3 cm、直径7.7 cm），并向土壤中添加质量分数分别为0.5%、1%和3%的虾壳生物炭，充分混匀，并设置不添加生物炭的对照组，每个处理3 次重复，添加去离子水保持田间持水量为60%。将培养瓶放置在恒温培养箱中，25 ℃培养15 d，每3 d通过称重法补充水分，培养结束后，收集样品测定相关指标。

1.3 土壤样品分析

1.3.1 土壤理化性质测定

土壤理化性质测定参照《土壤农业化学分析方法》[14]。土壤pH 值采用pH 计测定（水土比2.5∶1）。土壤有机碳含量采用高温外加热重铬酸钾氧化-容量法测定。土壤碱解氮采用碱解扩散法测定。土壤全氮、铵态氮和硝态氮采用全自动流动注射分析仪测定（FIA-6000+）。土壤全磷采用酸溶-钼锑抗比色法测定。土壤速效磷采用碳酸氢钠浸提比色法测定。土壤全钾采用酸溶-火焰光度计法测定。土壤速效钾采用乙酸铵浸提-火焰光度计法测定。

1.3.2 土壤As、Cd有效态及形态测定

土壤有效态As 含量采用0.05 mol·L-1磷酸二氢铵溶液提取[15]，土壤As 形态测定参照董双快等[16]的连续提取法，采用原子荧光光谱仪（AFS-8520，北京海光仪器）进行测定。土壤As 价态用1 mol·L-1磷酸和0.5 mol·L-1抗坏血酸混合溶液进行三步微波消解法提取[17]，采用液相色谱-原子荧光联用仪（LC-AFS 9770，北京海光仪器）进行测定。土壤有效态Cd 含量采用DTPA 浸提法提取，土壤Cd 形态分布采用Tessier 连续提取法提取[18]，使用电感耦合等离子体质谱仪（iCAP Q，Thermo Scientific）进行测定。

1.3.3 土壤可溶性有机物的提取、测定及光谱表征

称取新鲜土样5 g，按照水土比5∶1 加入超纯水，25 ℃下250 r·min-1振荡2 h，4 000 r·min-1离心20 min，过0.45µm滤膜，取上清液。用TOC分析仪（Multi N/C 3000，德国耶拿）测定土壤可溶性有机碳含量。用紫外-可见分光光度计（TU-1810，北京普析），以超纯水为空白，用1 cm的石英比色皿在200～600 nm范围内，扫描间隔为1 nm，测定可溶性有机物（DOM）的紫外可见吸收光谱曲线。相关指标计算方法如表2所示。

表2 相关指标计算方法Table2 Calculation method of relevant indexes

1.4 数据处理及分析

使用Excel 2019、Origin 2019 和SPSS 25.0 进行数据整理、绘图与统计分析。采用单因素方差分析对不同处理进行差异分析，利用LSD进行多重比较。

2 结果与分析

2.1 施用虾壳生物炭对土壤理化性质的影响

表3 为虾壳生物炭对酸性、碱性土壤理化性质的影响。与对照相比，添加虾壳生物炭显著增加了酸性和碱性土壤pH 值（P＜0.05），酸性土壤pH 值增加了1.55～3.21 个单位，而碱性土壤pH 值仅提高了0.14～0.31个单位。

表3 虾壳生物炭对土壤理化性质的影响Table3 Effects of crayfish shell biochar on soil physicochemical property

添加虾壳生物炭能够显著增加酸性土壤和碱性土壤中有机碳、碱解氮、铵态氮、硝态氮、速效磷、速效钾、全氮和全磷含量（P＜0.05），且土壤养分含量随生物炭添加量的增加呈现出剂量效应。在酸性土壤中，土壤有机碳含量较对照（S0）相比增加了16.35%～40.23%；速效氮、磷、钾含量分别增加了0.76%～14.91%、21.29%～364.04% 和19.22%～139.72%；铵态氮和硝态氮含量分别提高了20.91～162.09 mg·kg-1和19.31～25.35 mg·kg-1；全量氮、磷、钾含量分别增长了0.25～0.52、0.07～0.21 g·kg-1和0.09～1.02 g·kg-1，其增幅表现为全氮＞全磷＞全钾。

在碱性土壤中，添加虾壳生物炭也表现出一定的土壤培肥作用，其中土壤有机碳含量与对照（J0）相比增加了9.79%～32.22%；速效氮、磷、钾含量分别增加了 34.15%～58.98%、41.05%～172.82% 和 9.44%～34.32%；铵态氮和硝态氮含量分别增加了16.88～164.36 mg·kg-1和13.44～28.66 mg·kg-1；全量氮、磷、钾含量分别提高了0.11～0.76、0.07～0.15 g·kg-1和0.31～0.75 g·kg-1。

2.2 添加虾壳生物炭后土壤Cd、As 有效态和形态分布特征

2.2.1 土壤有效态Cd含量与形态分布

广东韶关酸性土壤总Cd 含量为0.58 mg·kg-1，土壤有效态Cd 含量为0.21 mg·kg-1，占总量的36.21%。新疆克拉玛依碱性土壤总Cd 含量为1.90 mg·kg-1，土壤有效态Cd 含量为0.66 mg·kg-1，占总量的34.74%。施用虾壳生物炭降低了土壤Cd 的活性，且土壤有效态Cd 含量随生物炭添加量的增加而降低（图2）。添加0.5%、1%和3%的虾壳生物炭后，酸性土壤中有效态Cd 含量较对照处理分别降低了15.76%、23.51%和26.50%；碱性土壤中有效态Cd 含量分别降低了0.03、0.07 mg·kg-1和0.19 mg·kg-1，其钝化率分别为4.43%、10.96%和28.90%。在生物炭添加量≥1%时，土壤有效态Cd含量显著降低（P＜0.05）。

未添加生物炭时，酸性土壤Cd 形态分布特征表现为残渣态（33.26%）＞可交换态（31.59%）＞有机结合态（13.40%）＞铁锰氧化物结合态（13.19%）＞碳酸盐结合态（8.56%）（图3）。碱性土壤Cd 形态分布特征为碳酸盐结合态（25.76%）＞残渣态（25.47%）＞可交换态（23.47%）＞铁锰氧化物结合态（21.71%）＞有机结合态（3.58%）。添加虾壳生物炭后，与对照相比，酸性土壤可交换态Cd 含量降低了8.72～18.66 个百分点，碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和残渣态则分别增加了2.90～6.19、0.61～1.88 个和5.91～12.89 个百分点；碱性土壤中可交换态Cd 含量降低了1.58～11.16 个百分点，碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和残渣态则分别增加了0.88～2.47、2.06～2.55 个和1.41～7.45 个百分点。

2.2.2 土壤有效态As含量与形态分布

广东韶关酸性土壤中，有效态As 含量为7.42 mg·kg-1，占总As 含量的3.74%。新疆克拉玛依碱性土壤中，有效态As含量为74.14 mg·kg-1，有占总As含量的8.15%。添加虾壳生物炭降低了碱性土壤中有效态As 含量，却提高了酸性土壤中有效态As 含量（图4）。和对照相比，添加虾壳生物炭使酸性土壤中有效态As 含量增加了11.64%～24.53%。在碱性土壤中，添加0.5%、1%和3%生物炭，土壤有效态As 含量降低至71.54、71.05 mg·kg-1和68.12 mg·kg-1，添加3%虾壳生物炭对碱性土壤As的钝化率最大可达8.12%。

As 在土壤中主要以有机As 和无机As 两种形式存在，其中无机As 的毒性要远大于有机As。无机As主要以As（Ⅲ）和As（Ⅴ）存在，其中As（Ⅲ）的迁移性和毒性均要显著高于As（Ⅴ）。本研究的两种土壤中均未检测到有机As，同时土壤As 主要以As（Ⅴ）存在。如图5 所示，未添加生物炭处理中，酸性土壤中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的比例分别为16.00%和84.00%，碱性土壤中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的比例分别为20.95%和79.05%。添加虾壳生物炭后，酸性土壤和碱性土壤中As 形态比例的变化响应不同。在酸性土壤中，添加0.5%虾壳生物炭，土壤中As 价态比例并无明显变化，而随着虾壳生物炭添加量的增加（1%～3%），土壤中As（Ⅲ）的比例增加了2.30～2.82个百分点。在碱性土壤中，随着虾壳生物炭添加量的增加（0.5%～3%），土壤中As（Ⅴ）的比例增加了0.55～3.38个百分点。

土壤中As的形态可以分为水溶态、可交换态、铝结合态、铁结合态、钙结合态和残渣态。其中水溶态As和可交换态As表现较为活跃，易被植物吸收利用。未添加生物炭处理中，酸性土壤中残渣态As 含量最高，占总As 的62.10%。其次是铝结合态As，占总As的31.52%；铁结合态As 和钙结合态As 占比相对较低，分别为3.42%和2.27%；而水溶态As 和可交换态As 占比总和仅为0.69%。碱性土壤中铝结合态As 为主导形态，所占比例为63.83%；残渣态As、钙结合态As 和铁结合态As 分别占土壤总As 的28.39%、4.78%和1.04%；较为活跃的水溶态As 和可交换态As 仅占总As 的0.66%和1.31%。添加虾壳生物炭对土壤As形态的影响如图6 所示，与对照相比，添加虾壳生物炭后，酸性土壤和碱性土壤中钙结合态As 比例有所升高，铝结合态As 和残渣态As 为主要As 形态，活性较高的水溶态As和可交换态As占比较低。

2.3 土壤可溶性有机碳含量及光谱特征分析

未添加虾壳生物炭处理中，碱性土壤可溶性有机碳含量（0.37 g·kg-1）大于酸性土壤（0.29 g·kg-1）。施加虾壳生物炭后，酸性土壤和碱性土壤中可溶性有机碳含量均显著提高（P＜0.05），同时酸性土壤可溶性有机碳含量响应程度要大于碱性土壤（图7）。当虾壳生物炭添加量从0.5%增加到3%时，酸性土壤可溶性有机碳含量增加了54.59%～255.57%，碱性土壤可溶性有机碳含量增加了14.11%～111.65%。

酸性、碱性土壤可溶性有机物紫外可见吸收光谱如图8a 和图8e 所示。从图中可以看出，在紫外光的波长范围内，当波长从200 nm增加至240 nm时，各处理吸光度值迅速下降；当波长从240 nm 增加至400 nm 时，各处理吸光度值缓慢降低。在400～600 nm 可见光波长范围内，各处理吸光度值均无明显变化。在酸性土壤中，与对照相比，添加虾壳生物炭增加了土壤可溶性有机物在紫外光谱区的吸光度值，且随着虾壳生物炭添加量的增加，土壤可溶性有机物的吸光度值逐渐升高。在碱性土壤中，与对照相比，仅有添加3%虾壳生物炭处理对土壤可溶性有机物的吸光度值有明显提高。

为进一步分析虾壳生物炭添加后对土壤可溶性有机物的影响，本研究计算了紫外-可见吸收光谱特征参数（SR、a254和SUVA254）。与对照相比，在酸性土壤中，添加虾壳生物炭显著增加了SR值（P＜0.05），而在碱性土壤中，添加虾壳生物炭显著降低了SR值（P＜0.05）（图8b 和图8f）。随着虾壳生物炭添加量的增加，酸性土壤DOM 的SR值并无显著变化，而碱性土壤DOM 的SR值则显著降低。这表明生物炭添加后，酸性土壤DOM 分子量降低，但剂量效应并不明显；碱性土壤DOM 分子量增加，同时随生物炭添加量的增加，DOM 分子量逐渐提高。当生物炭添加量为3%时，酸性土壤DOM 的SR值（0.58）与碱性土壤DOM 的SR值（0.54）相近。添加虾壳生物炭后，酸性土壤和碱性土壤DOM 的a254较对照处理均显著增加（P＜0.05）（图8c和图8g）。当添加量从0.5%增高到3%时，酸性土壤DOM 的a254从31.52 m-1增加到88.71 m-1，碱性土壤DOM 的a254从13.99 m-1增加到43.39 m-1。生物炭添加量为3%时，土壤DOM 的a254增加量最为明显，酸性土壤增加了627.25%，碱性土壤增加了408.37%。图8d 和图8h 为添加生物炭后，酸性土壤和碱性土壤中DOM的SUVA254值。与对照相比，添加生物炭后，酸性土壤DOM 的SUVA254增加了1.42～2.21 L·mg-1·m-1，碱性土壤DOM 的SUVA254增加了0.52～1.65 L·mg-1·m-1。相较于碱性土壤，酸性土壤DOM 的SUVA254对生物炭添加的响应更为敏感。

3 讨论

添加虾壳生物炭后，显著提高了土壤pH。这主要是因为供试虾壳生物炭pH 为10.57，且含有较高的灰分（67.82%），施入土壤后，生物炭中碱性物质的水解，增加了土壤中OH-浓度；同时生物炭释放出的盐基离子（如Ca2+、Mg2+、K+、Na+）可以通过离子交换降低土壤中氢离子含量，增加土壤盐基离子的饱和度，进而提高了土壤pH[19]。然而，在碱性土壤中添加生物炭对土壤pH 增加幅度较小，闫翠侠等[20]也发现在碱性土壤中施加鸡粪生物炭，土壤pH 增加范围仅为0.08～0.32 个单位。施加虾壳生物炭能够提高酸性、碱性土壤的有机碳、速效和全量养分，一方面是由于生物炭自身含有丰富的营养元素，可直接提高土壤养分含量，同时生物炭孔隙结构发达可吸附持留养分元素；另一方面，生物炭改善了土壤结构，促进了相关微生物的活性，从而提高了土壤中养分含量[21]。

添加虾壳生物炭对酸性土壤和碱性土壤可溶性有机碳含量具有提高作用。这主要是因为生物炭添加到土壤后，生物炭中活性有机碳组分释放到土壤中，进而导致土壤可溶性碳含量的升高[22]。同时有研究表明土壤pH 的升高，会导致可溶性有机碳分子中的弱酸性官能团发生去质子化过程，土壤可溶性有机碳分子表面电荷密度增加，亲水性增强，进而促进了土壤可溶性有机碳的溶解[23]。本研究也有同样的发现，与碱性土壤相比，在酸性土壤中添加虾壳生物炭后，土壤pH提高更为明显，土壤可溶性有机碳的增加量也更多。紫外可见吸收光谱中，添加生物炭显著增加了土壤DOM 在紫外波段特征峰的强度。这主要是因为生物炭中氨基酸类和一些其他的酚醛类物质中共轭C=O、C=C 键在紫外波段有较强的吸收，生物炭添加后，向土壤中输送了大量的有机生色团，从而提高了可溶性有机物的吸光度值[24]。SR与DOM 的相对分子质量成反比[25]。酸性土壤和碱性土壤DOM 的SR值对生物炭添加的响应不同，这可能是因为生物炭加入酸性土壤后，生物炭中蛋白类、可溶性糖类等物质分解产生大量的氨基酸类、单糖等小分子有机物，减少了土壤DOM的分子量，进而增加了DOM的SR值[26]；而生物炭加入碱性土壤后，土壤中腐植酸类等分子量较大的物质增加，进而降低了DOM的SR值[27]。同时添加虾壳生物炭显著提高了土壤a254和SUVA254，这表明添加生物炭后，土壤芳香化和腐殖化程度增高[8]，这也与林颖等[28]的研究结果相同。这主要是因为生物炭添加后，提高了土壤类腐植酸和类富里酸物质。

虾壳生物炭添加到酸性土壤后，土壤中有效态As含量显著增加。通过相关性分析可以发现（图9），土壤pH与有效态As含量存在显著的正相关关系（P＜0.05）。这主要是因为土壤pH的升高导致土壤中OH-浓度增加，使得土壤颗粒表面的正电荷数减少，这促进了As 在土壤表面的解吸，从而导致了土壤有效态As浓度的增加[29]。同时，土壤可溶性有机碳含量与有效态As 含量间也存在显著的正相关关系（P＜0.05）。土壤可溶性有机碳的增加会络合阳离子重金属，或与砷酸根/亚砷酸根竞争吸附位点，从而增加其有效性。从土壤As 价态变化中可以发现，虾壳生物炭的添加使土壤中As（Ⅲ）浓度有所增加，这可能是由于DOM中类富里酸物质可以作为电子传递体将砷酸盐还原为亚砷酸盐[30]，增强其有效性。而虾壳生物炭添加到碱性土壤后，土壤中有效态重金属含量降低，这与本研究中生物炭应用于酸性土壤的结果相反。尽管生物炭施用显著增加了碱性土壤的pH，但增幅很小，仅增加了1.81%～3.94%，这可能并未促进土壤中As 的解吸。本研究中虾壳生物炭的等电点为9.76，在土壤pH＜9.76 时，生物炭表面的正电荷可通过静电吸引吸附土壤中的As，降低其有效性。同时，虾壳生物炭中碳酸钙含量较多[13]，施入土壤后，增加了土壤中钙结合态As 的含量。这与焦常锋等[31]施用碳酸钙和壳聚糖修复高pH 石灰性土壤As 污染的结果相一致。且虾壳生物炭的添加提高了土壤中As（Ⅴ）的含量，这可能是DOM中类腐植酸物质的半醌自由基对As（Ⅲ）的氧化作用[32]。与此同时，添加虾壳生物炭可显著降低酸性土壤和碱性土壤中有效态Cd含量。这与闫翠侠等[20]施用鸡粪生物炭修复土壤Cd 污染的研究结果相一致。虾壳生物炭中含有较多的CO2-3和OH-，可能会通过沉淀作用固定土壤中的Cd。本研究中，施用虾壳生物炭后，土壤碳酸盐结合态、残渣态Cd含量增加也证实了这一假设。同时，虾壳生物炭比表面积较大并含有较多的盐基离子，可以通过物理吸附和离子交换作用将Cd 固定在生物炭中[33]；此外，虾壳生物炭表面含有丰富的官能团，可通过络合作用提高土壤对Cd 的专性吸附能力[34]，进而提高土壤中残渣态Cd 含量，降低其有效性。