壳聚糖改性竹生物炭对土壤外源污染镉形态分布的影响

黄安香，柏文恋，王忠伟，杨守禄，邬能英，杨定云，张彦雄，杨 霞

(1.贵州省林业科学研究院，贵州贵阳 550005；2.贵州省黔西南州环境监测站，贵州兴义 562400)

对重金属镉(Cd)的深入研究发现，仅以重金属总量来评估对环境的危害程度是远远不够的。重金属镉对环境的危害往往取决于其形态的分布特征，镉在土壤中的迁移性及毒性与其形态密切相关，其中镉的有效态直接反映了其对环境及农业生产的危害程度。

自然环境中，土壤中的Cd常与土壤表面物质(生物炭、有机肥等)发生一系列复杂的化学反应，如氧化还原反应、酸碱反应、吸附解吸反应、络合解离反应、沉淀溶解反应以及生化反应等，最终导致其形态的改变。Tessier等将金属元素划分为5种不同的结合形态，为生物可利用态(可交换态)、生物潜在可利用态(碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态)和生物不可利用态(残渣态)。研究表明土壤条件对Cd形态的影响较大，土壤pH值是影响Cd形态转化的关键因素，随着土壤pH值的提升，有效态Cd含量下降，在土壤-植物体系中的迁移能力降低。低pH值(pH值<6)条件下，土壤颗粒表面的正电荷数量较多，与同性Cd发生“相斥”作用，限制了Cd在土壤颗粒表面的吸附，导致可交换态Cd的含量增加，并且产生的阳离子与土壤胶体上的Cd形成置换作用，增加了Cd的有效性；在pH值>6条件下，土壤中的镉会通过络合、螯合及沉淀等作用以难溶态的氢氧化物、碳酸盐及磷酸盐的形式存在，溶解度较小，土壤溶液中活性Cd浓度也较低，导致镉的生物有效态含量下降。有机质含量的提高，可以显著降低土壤中Cd的可交换态，研究表明有机质含量增加38.35 g/kg，土壤有效态Cd含量降低0.32 mg/kg。Rajaie等研究土壤中各赋存形态Cd在不同时间段内的相互转化规律时发现，在酸性土壤中碳酸盐结合态Cd极易向可交换态转化。

土壤重金属污染修复技术主要有换土、去表土、深耕翻土法、土壤淋洗法及原位钝化技术，从实施成本、效率的角度考虑，原位钝化技术更受市场青睐。通过向土壤中施加修复剂，固化重金属的迁移性，降低土壤重金属活性，减少其迁移及对作物的毒害，实现在原位土壤上修复重金属污染。研究表明，生物炭、硅藻土、膨润土、海泡石、人造沸石、羟基磷灰石等均能显著降低土壤中的有效Cd，明显提高Cd残渣态的比例。倪幸等施用竹炭后，可提取态Cd先向可还原态Cd转化，最终向可氧化态和残渣态转化。生物炭的应用可以提高土壤肥力，降低重金属的迁移性，对土壤重金属污染治理具有强大的优势。此外，通过改性手段提高生物炭的吸附容量和效率，成为当今的研究热点。研究表明，通过磷改性后，生物炭对水中的铅(Pb)吸附容量显著提升38%。壳聚糖具有生物降解性、细胞亲和性和生物效应等许多独特的性质，壳聚糖分子结构中的氨基基团反应活性强，使得该多糖具有优异的生物学功能并能进行化学修饰反应，被认为是比纤维素具有更大应用潜力的功能性生物材料。因此，本研究利用壳聚糖改性竹生物炭修复土壤中的外源Cd污染，并探究修复材料处理后土壤中Cd的形态变化，为我国外源镉污染农田的土壤修复提供科学依据与方法参考。

1 材料与方法

1.1 供试材料及设备

供试土壤取自贵州省贵阳市南明区(26°30′9.92″N，106°44′19.4″E)，自然风干后，过 2 mm 筛。土壤pH值为5.07，有机质含量为 68.36 g/kg，阳离子交换量为38.29 cmol/kg，全氮(TN)含量为0.33 g/kg，水解氮(AN)含量为151.76 mg/kg，全磷(TP)含量为0.68 g/kg，有效磷(AP)含量为2.04 mg/kg，全钾(TK)含量为 29.51 g/kg，速效钾(AK)含量为134.26 mg/kg。供试改性竹生物炭为自制材料，竹炭原料为毛竹，在 900 ℃ 无氧条件下炭化4 h；壳聚糖黏度<200 mPa·s，购自上海麦克林生化科技有限公司；Cd(NO)为优级纯，购自天津市科密欧化学试剂有限公司；水为实验室制备的超纯水。

主要设备为Thermoscientific ICP-MS(iCAP QR)、Thermoscientific AAS(iCE 3000Series)，购自美国赛默飞世尔科技有限公司；全自动凯氏定氮仪，购自丹麦福斯集团公司；TU1810PC紫外分光光度计，购自北京普析通用仪器有限责任公司。

1.2 竹生物炭的改性

采用竹生物炭与壳聚糖比例为5∶1，具体方法：将壳聚糖溶解于等量的水中，加入定量的竹生物炭粉末，混合均匀，静置2 d后再一次性搅拌均匀，置于(100±5)℃干燥箱中烘干，获得干燥粉末状壳聚糖改性竹生物炭。

1.3 试验设计

1.3.1 外源隔污染土壤的制备 称取过2 mm筛的自然风干土壤各1 000 g分别装于2 L塑料花盆中，每1 000 g土壤分别添加10 mg Cd(NO)溶液。

第1组(添加剂的选择)：分别设置5种处理，分别为空白土壤+10 mg/kg镉、污染土壤空白、污染土壤+竹炭100 g、污染土壤+壳聚糖100 g、污染土壤+壳聚糖改性竹生物炭100 g，每个处理3次重复。

第2组(Cd形态分布的影响研究)：每1 000 g土壤分别添加5 g(0.5%)、10 g(1.0%)、50 g(5.0%)、100 g(10.0%)的壳聚糖改性竹生物炭，同时设置空白。再将Cd(NO)溶液加入土壤中，使土壤外源Cd含量达到12 mg/kg，每个处理3次重复。

1.3.2 土壤培养 放置于自然环境中，顶部防雨水，并保持土壤湿润，第1组培养0、7、14、30、60 d时取样，第2组培养1、7、30、60、90 d时取样。环境平均温度12.5 ℃，湿度76.3%，每次取样约50 g，样品于室内自然风干，分别过2 mm和0.125 mm筛，保存备用。

1.4 测定指标与方法

1.4.1 土壤理化指标的测定方法 pH值参考LY/T 1239—1999《森林土壤pH值的测定》测定，有机质含量参考LY/T 1237—1999《森林土壤有机质的测定及碳氮比的计算》测定，全氮含量参考LY/T 1228—2015《森林土壤氮的测定》测定，水解氮含量参考LY/T 1228—2015《森林土壤氮的测定》测定，全钾含量参考LY/T 1234—2015《森林土壤钾的测定》测定，速效钾含量参考LY/T 1234—2015《森林土壤钾的测定》测定，全磷含量参考LY/T 1232—2015《森林土壤磷的测定》测定，有效磷含量参考LY/T 1232—2015《森林土壤磷的测定》测定，阳离子交换量参考LY/T 1243—1999《森林土壤阳离子交换量的测定》测定。

1.4.2 Cd形态的测定 参照Tessier等的五步提取法。

可交换态(Exc)：称取1.000 g土样，用8 mL 1.0 mol/L MgCl溶液于 25 ℃恒温振荡提取 2 h，4 500 r/min 离心5 min，取上清液，去离子水洗涤3次，每次离心后取上清液。所有的上清液合并定容于50 mL的容量瓶中待ICPMS检测。

碳酸结合态(Carb)：于上步残渣中加入8 mL 1.0 mol/L的NaAc-HAc(醋酸)溶液(pH值为7.0)，于 25 ℃ 恒温振荡提取2 h，待测液的离心、清洗和定容同上。

铁锰结合态：于上步残渣中加入20 mL 0.04 mol/L NHOH·HCl和4.5 mol/L HAc溶液，于(96±3)℃恒温水浴中间歇振荡提取3 h，待测液的离心、清洗和定容同上。

有机结合态(OM)：于上步的残渣中加入3 mL 0.02 mol/L HNO和5 mL 30% HO，于(96±3)℃恒温水浴中间歇振荡提取3 h，冷却后，加入5 mL 3.2 mol/L NHAc和20% HNO溶液，振荡0.5 h，待测液的离心、清洗和定容同上。

残渣态(Res)：最终残渣采用微波消解法消解，ICP-MS测定法进行测定。

1.5 数据处理

采用 Excel 2010 软件进行数据的基本处理，SPSS 22.0 统计分析软件进行数据分析。Origin 8.0进行图表绘制。

2 结果与分析

2.1 镉形态分布及变化特征

2.1.1 添加剂对土壤有效态镉的影响 从图1可知，添加修复剂壳聚糖和壳聚糖改性竹生物炭时，有效态Cd含量随着时间推移而降低。改性竹炭生物炭的固化效率为67.17%，竹生物炭的固化效率为80.52%，通过改性后，竹生物炭的固化效果显然更强。壳聚糖改性竹生物炭和壳聚糖对有效态Cd的固化作用最强，然而研究发现，添加竹生物炭和壳聚糖改性竹生物炭均可以明显提高N、P、K和有机质含量，有机质和水解氮在施加壳聚糖改性竹生物炭后含量约提升了50%，到60 d时分别提升了157.23%和120.64%(表1)。同时，还可促使土壤团聚体的形成，土壤孔隙度增加，透气性增强，不仅能够提高土壤肥力，改善土壤结构，更有利于作物生长。仅添加壳聚糖虽然对Cd的固化效果极佳，但它使得土壤pH值显著提高，土壤结块严重，孔隙度和透气性极差，对土壤带来灾难性的破坏。因此，壳聚糖改性生物炭不仅对有效态Cd的固化作用较强，而且能提高土壤肥力，改善土壤结构，是一种可以作为土壤外源Cd污染的原位钝化修复新材料。

表1 改性生物炭对土壤有效养分的影响

2.1.2 Cd形态分布特征 土壤本底中Cd形态分布为可交换态0.138 mg/kg、碳酸结合态 0.040 mg/kg、铁锰结合态0.194 mg/kg、有机结合态0.032 mg/kg、残渣态0.049 mg/kg，分别占总量的30.45%、8.81%、42.78%、7.15%、10.80%。表明土壤本底中Cd形态分布以铁锰结合态、可交换态为主，碳酸结合态、有机结合态、残渣态各占比约10%左右。由图2可见，向土壤中添加外源Cd 12 mg/kg，当不添加改性炭时，土壤中可交换态占有率由1 d的90%降为90 d的65%，可见当Cd进入土壤后，由于土壤中的阳离子交换及静电作用，游离态的Cd与土壤中的铁锰结核、钙质结核进行吸附结合，土壤中的有机物活性基团也与Cd发生配位络合反应，这些微小的反应体系促进了部分游离Cd的转化。因此，Cd交换态占比逐步降低，而碳酸结合态、铁锰结合态、有机结合态、残渣态含量有逐渐增高的趋势。

当炭土比为0.5%时，施入土壤的1 d，交换态Cd占总量的77%，碳酸结合态占5%，铁锰结合态占13%，有机结合态为3%，残渣态为2%。随着时间的推移，Cd交换态含量占比逐渐减少，碳酸结合态、铁锰结合态、有机结合态、残渣态含量逐渐增多；90 d时交换态Cd占总量的24%，碳酸结合态占25%，铁锰结合态占33%，有机结合态为7%，残渣态为11%。可见壳聚糖改性生物炭可加快可交换态Cd的固化。

2.1.3 Cd形态含量随时间的变化 未添加壳聚糖改性竹生物炭时，Cd的5种形态占比表现为铁锰结合态>可交换态>残渣态>碳酸结合态>有机结合态，其中，可交换态对环境变化敏感，易于迁移转化，也最容易被生物吸收利用。因此，研究壳聚糖改性竹生物炭对Cd可交换态的固化作用，可阻断其在食品中的迁移链。结果表明，外源添加Cd1 d 可交换态占比90%，其余形态占Cd总量的10%，但随着时间的推移，可交换态逐渐转变为铁锰结合态、残渣态、有机态和碳酸结合态。当炭土比为10%时，可交换态在前7 d内迅速降低，7 d以后降低趋势缓慢，可见壳聚糖改性生物炭的吸附作用主要发生在添加的前7 d(图3)。碳酸结合态和残渣态含量在7 d内也迅速上升。添加外源Cd时，由于铁锰结核的负电性会优先吸附Cd离子，因此，铁锰结合态的含量较高，但随着各形态之间的竞争关系，含量逐渐降低，30 d后有缓慢升高的趋势。Cd的有机结合态有逐步升高的趋势，主要原因可能是添加的壳聚糖改性竹生物炭赋予土壤更多的有机质，其中活性官能团胺基、羰基、羧基等的静电吸附起了主要的作用。Cd残渣态含量相对较低，随着时间的推移，Cd残渣态含量缓慢升高后趋于稳定。

由此说明，Cd的5种形态受土壤环境影响较大，在动态平衡中相互转化，加入了壳聚糖改性生物炭后，有效降低了Cd的可交换态，使之向碳酸结合态、铁锰结合态、有机结合态及残渣态转化。对降低土壤中Cd有效态，阻碍其向农林产品中转移起到了积极作用。

2.2 改性竹生物炭用量对Cd 5种形态变化的影响

上述研究表明，壳聚糖改性的竹生物炭对有效态Cd的固化有显著作用。因此，笔者所在课题组研究了土壤中不同用量的改性竹生物炭对土壤中有效态Cd的钝化作用。图3表明，壳聚糖改性用量的增加可极大地降低可交换态Cd的占比，添加量分别为0.5%、1.0%、5.0%、10.0%时，可交换态Cd占比分别从76.83%、68.10%、45.69%、23.15%降低至90 d的24.15%、16.58%、19.58%、10.01%。而碳酸结核态、有机结合态和残渣态的占比则随时间的推移逐步提高，铁锰结合态呈现先降低后缓慢升高的趋势，其中，碳酸结合态占比降低5.68～19.58%，有机结合态占比增幅为4.21～15.14%，残渣态占比增幅为 7.06～15.45%，铁锰结合态占比降幅为3.31～10.22%。90 d后，添加量分别为0.5%、1.0%、5.0%、10.0%土壤中可交换态Cd的固化率分别为66.59%、72.32%、75.31%、85.71%。可见壳聚糖改性竹生物炭的用量为10%时效果较好。

2.3 Cd 形态与土壤养分的相关性

结果表明，Cd形态分布是一种动态平衡关系，受土壤环境因素，例如土壤的酸碱度，N、P、K及有机质等化学物质含量的影响。利用土壤中的养分及pH值与Cd的5种形态进行相关性分析，结果见图4。结果表明，Cd的交换态与土壤pH值呈显著负相关，相关系数为-0.817，可见呈碱性土壤可促进Cd交换态向其他形态转化，降低可交换态含量；与水解氮含量呈显著负相关；铁锰结合态与速效钾含量呈显著正相关性，相关系数为0.866；有机结合态与土壤pH值呈显著正相关，相关系数为0.940，与水解氮、有效磷含量呈负相关，但无显著性，与速效钾、有机质含量呈正相关，但无显著性；碳酸结合态与壳聚糖改性生物炭用量和土壤有机质含量呈显著正相关；残渣态与壳聚糖改性生物炭用量呈极显著正相关，相关系数0.989，与土壤有机质含量呈显著正相关。此可表明，壳聚糖改性生物炭的使用可促进Cd碳酸结合态和残渣态的形成，而碳酸结合态又可促进Cd转化为残渣态。

2.4 壳聚糖改性生物炭对土壤中有效态Cd的固化机理分析

根据上述分析可推测，游离Cd的固化主要受土壤pH值，土壤中的带电物质如铁锰结核、钙质结核等物质，壳聚糖、竹生物炭活性官能团，竹生物炭的超大比表面积及孔隙度等因素共同作用影响(图5)。

3 讨论

3.1 土壤条件对Cd形态分布的影响

研究表明，不同土壤pH值条件下，农作物对Cd的富集能力不同。1993年研究指出Cd以交换态存在的比例随着土壤溶液pH值的增加而增加。

但本研究却证明了Cd的交换态与土壤pH值呈显著负相关，这一结论与侯青叶等的结论一致，水溶态镉和离子交换态镉含量随着pH值的增大显著降低，但碳酸盐结合态镉含量却明显增加。土壤为酸性时，Cd生物有效态(可交换态)增强。在马铃薯对Cd的富集研究中，pH值对马铃薯根系吸收Cd有很大影响，pH值为6.5的植株中Cd的积累量高于pH值为4.5或5.5的植株；而N形态对Cd在马铃薯体内的转运尤为重要，氮浓度增加时，马铃薯对Cd的富集降低。验证了可交换态Cd与水解氮含量呈显著负相关的结论。添加了生物炭，土壤的pH值、阳离子交换量、有机质含量等显著提高，棉花秸秆、玉米秸秆、小麦秸秆及污泥生物炭均能降低土壤中的可交换态Cd。

3.2 壳聚糖改性生物炭对Cd形态分布的影响

研究表明，壳聚糖改性竹生物炭对游离的Cd有显著的钝化作用，促使Cd的可交换态向铁锰结合态、碳酸结合态、有机结合态、残渣态等形态的转变。潘亚男等利用水生植物凤眼莲作为原料制备生物炭，研究其对Cd等重金属的钝化效果，发现Cd由植物可利用性较高的可交换态和碳酸盐结合态向较为稳定的铁锰结合态与有机物结合态转化，可交换态降低了7.7%。鸽粪生物炭可以降低土壤中约32.76%的可交换态Cd。

3.3 壳聚糖改性竹生物炭对土壤Cd2+的吸附机理

生物炭的多孔结构可产生较大的比表面积及活性官团(图6)。大量科学研究表明，生物炭对土壤重金属离子的钝化机理主要表现为：离子交换、表面吸附、静电吸附、共沉淀等。生物炭中的灰分使土壤pH值显著升高(2.50～3.13)，从而增加了碳酸盐结合态的含量，而土壤有机质含量的升高(37.75%～178.43%)直接导致有机结合态含量增加。本研究表明加入壳聚糖改性生物炭后，土壤pH值从5.07上升至6.68，有机质含量从 68.36 g/kg 提升至175.84 g/kg，从Cd形态分布变化趋势可知，Cd的可交换态降低，碳酸结合态和有机结合态占比上升。可见Cd游离态逐步与—OH、—NH、—COOH结合，受表面吸附作用和静电作用与改性生物炭的活性官能团进行配位反应，刘浩等验证了这一机理。生物炭在加热炭化过程中形成了大量的游离K，提高了土壤的阳离子交换量，促进Cd离子交换吸附的进程。

4 结论

Cd在土壤中的分布表现为铁锰结合态>可交换态>残渣态>碳酸结合态>有机结合态，施加壳聚糖改性竹生物炭后，Cd交换态占比有降低的趋势。添加量为0.5%时，Cd可交换态由77%降低至24%；添加量提高到10%时，Cd可交换态降至10.01%，而碳酸结合态、铁锰结合态、有机结合态、残渣态含量有逐渐增高的趋势。Cd形态与土壤条件相关性分析表明，呈碱性土壤可促进Cd交换态向其他形态转化，降低可交换态含量；有机结合态与pH值呈显著正相关，碳酸结合态与壳聚糖改性生物炭用量和土壤有机质含量呈显著正相关；残渣态与壳聚糖改性生物炭用量呈极显著正相关。壳聚糖改性生物炭的使用促进Cd碳酸结合态和残渣态的形成。加入壳聚糖改性竹生物炭后Cd的5种形态分布发生变化主要受壳聚糖、竹生物炭的活性官能团配位反应、竹生物炭多孔结构的表面静电吸附、阳离子交换、土壤环境中共沉淀反应等机理的协同作用，极大降低了土壤中可交换态Cd含量，但其原因和机制还有待进一步研究。