水稻全生育期内零价铁与生物炭钝化土壤镉砷的协同效应与机制

张晓峰 ，方利平 ，李芳柏 ，于焕云 ，刘传平 *，杜衍红

1. 中国科学院广州地球化学研究所，广东 广州 510640；2. 广东省科学院/广东省生态环境技术研究所/广东省农业环境综合治理重点实验室，广东 广州 510650；3. 华南土壤污染控制与修复国家地方联合工程研究中心，广东 广州 510650；4. 中国科学院大学，北京 100049

镉（Cd）和砷（As）都属于常见的重金属（类金属）且为人体非必需元素，因其极具生理毒性与遗传毒性而备受关注（Singh et al.，2007；曾晨等，2018）。暴露于Cd和As污染环境中，可以引起心血管疾病、肝肾疾病，影响生殖健康并且致癌（Jomova et al.，2011；邓新等，2010）。随着经济社会的发展，矿山活动的加剧，使得大量含重金属类金属（Cd和As等）的污染物存在于冶炼废水与矿渣中，在雨水的冲刷下，进入周边的水体，沉积在附近的农田中，并最终富集在农作物中，威胁公众的粮食安全（Molina-Villalba et al.，2015；Yu et al.，2016）。水稻是中国南方重金属污染区域的主食作物，且对Cd和As皆具强烈的富集能力（Lei et al.，2011；Williams et al.，2009），这要求土壤修复策略能够对稻田中的Cd/As污染物同步钝化。

但实际上，Cd与As在土壤中的赋存形式与地球化学行为各异。Cd在自然界中主要以 Cd2+阳离子存在，碱性材料如石灰、磷酸盐与生物炭等都能促进其水解、沉淀与吸附（Hale et al.，2012；Houben et al.，2013；McGowen et al.，2001）；而对于 As，它主要以 H2AsO4-和 HAsO42-阴离子存在于环境（Wilson et al.，2010），碱性物质的加入将增强土壤母质的电负性，这会造成对 As的阴离子静电排斥，反而增强其移动性。生物炭（BC）因其吸附表面积大、富含活性络合基团且呈碱性而被广泛运用重金属污染土壤的修复；例如，王红等（2017）曾运用水葫芦生物炭分别吸附固定了土壤中 21.83%和44.57%的Zn和Pb。此外，由于As(III)/As(V)与Fe(III)之间的强烈结合作用（Couture et al.，2013；Sherman et al.，2003），土壤铁矿物被认为是钝化As污染的关键，因此向As污染土壤中添加含铁修复剂是目前常用的手段（Liu et al.，2015）。零价铁粉（ZVI）鉴于其粒度小、活性高，易转化为铁氧矿物而不显著影响土壤pH值，被视为一种环境友好型重金属修复材料（马健伟等，2019）；例如，零价铁粉被报道能降低土壤的易溶型 As高达77.5%（胡立琼等，2014）；然而，零价铁粉的电化学腐蚀会产生游离态Fe2+（Tang et al.，2014）可能与Cd2+竞争吸附位点，影响Cd的固定。基于此，若将ZVI和BC组合为ZVI+BC复合修复剂，应该可以克服彼此的缺陷并同步钝化Cd和As。此前，Qiao et al.（2018）的研究表明BC+ZVI组合确能同时降低稻米中Cd和As，但遗憾的是仅仅研究了水稻成熟期中土壤与水稻植株中的处理差异，并不能阐明全生育期内BC和/或ZVI对稻田土壤中Cd/As迁移转化与累积影响的动态过程，也未考虑BC和/或ZVI对稻田土壤中变价元素As的形态转化的作用行为。

为此，本研究开展了ZVI-/BC-/ZVI+BC-修复和对照组（CK）共4组处理的盆栽实验，研究了不同材料抑制水稻对Cd和As累积的作用与机制。在水稻整个生命周期中，收集不同培育时间点的水稻植株、孔隙水和根际土壤样品，并测定各样品中的Cd/As含量与存在形式，拟探明水稻不同生长时期中BC和/或ZVI对稻田土壤中Cd/As迁移转化与富集的影响行为与机制，以期为BC和ZVI在Cd-As复合污染稻田中的修复应用提供理论依据。

1 实验材料与方法

1.1 土壤的采集与分析

参试土壤于2017年3月采集自中国湖南省冷水江市锡矿山矿区（111°27′E，27°42′N）的 Cd-As复合污染的稻田。在稻田中随机选取3个样点，用便携pH计（HQ11d，美国哈希）原位测得土壤pH为 (7.75±0.15)，并采取0—25 cm深度的表层土壤。之后，将其运至实验室，自然风干，木槌破碎，并通过2 mm孔径的网筛，彻底混合成一个复合土样，并储存于150 L的塑料圆筒中待用。取风干的复合土壤若干，参考《土壤农业化学分析方法》（鲁如坤，2000）测得土壤中Cd质量分数为 (3.65±0.18)mg·kg-1，总砷（TAs）为 (41.5±3.57) mg·kg-1，总铁（TFe）为 (34.2±3.54) g·kg-1，可溶性 SO42-（Dis-SO42-）为 (219±25) mg·kg-1。

1.2 生物炭与零价铁粉的制备与表征

生物炭（BC）通过马来西亚油棕纤维 700 ℃下焦化4 h自行制备，具体方法参照Hamza et al.（2015）的报道。制得的BC冷却后被粉碎至能通过0.15 mm筛网，并存于玻璃干燥器中备用。而且，运用傅里叶变换红外光谱（IRTracer-100，日本岛津）、比表面孔径检测（3H-2000PS2，北京贝士德）和X射线衍射仪（XPert Powder，英国马尔文）对BC颗粒进行了表征，结果显示得到的BC富含羟基（-COOH）和羧基（-OH）等有机基团，比表面积为 (179±3.8) m2·g-1，且含有 CaAl2(Si2Al2)O10(OH)2等铝氧化矿物。零价铁粉（ZVI）从日本同和公司购得，其颗粒尺寸为0.15 mm，并保存于一种干燥缺氧的玻璃容器中防止氧化。此外，ZVI+BC组合是依据我们研究团队之前的研究基础（Qiao et al.，2018），以质量比为1꞉0.05的比例将BC和ZVI充分混合而制备。

1.3 盆栽实验

在气候可控的温室中，共设置了16个实验盆，其中包括 3个处理过的和 1个未经处理的对照土壤，且每个处理设有4个重复，用于种植水稻直至成熟阶段。锡矿山区域的本地稻黄华占（Oryza sativaL.subsp. indica）被选为试验水稻。在风干土壤和修复材料（如表 1）、肥料（每公斤干土加入0.21 g尿素，0.455 g K2HPO4·3H2O 和 0.036 g KH2PO4）充分混合后，按每盆13 kg土壤的质量转移至15 L塑料盆中。随后，盆中土壤用自来水充分淹没，浸泡24 h，并保持2—3 cm水深以平衡其成分。之后，将苗龄为两周的水稻幼苗黄花占以每盆6株的密度移栽至盆中。为了在水稻的整个生命周期中保持2—3 cm的水深，每天用自来水浇灌。而后，运用土壤水分取样器（Rhizon，荷兰Eijkelkamp）按照第1、3、5、7、10、15天和之后每隔10天取1次的频率采集土壤中的孔隙水，且孔隙水样品用1M HCl盐酸酸化并在4 ℃下保存以防止铁离子的沉降与Cd/As的共沉淀（Zhao et al.，2013）。同时，根据水稻的生长状况，在其幼苗期、分蘖期、拔节期、抽穗期和成熟期所分别对应第15、45、65、75和120天，同时采集水稻植株样品和根际土样品。此外，为了监测淹水后土壤特性的快速变化，还补充采取了第5天的根际土壤。其中，水稻植株样品直接从盆中挖取，之后用自来水和去离子水清洗，用陶瓷剪刀分离成地上部分和根系两部分；之后，将根系浸泡在碳酸氢钠-柠檬酸三钠-连二亚硫酸钠（DCB）溶液中提取根表铁膜，并再次用去离子水洗净，具体步骤参照高阿祥等（2017）的报道；此后，将植株样品置于65 ℃下烘干并称取质量待用。同时，在挖出的水稻根系上用木勺轻轻刮取根际土样品；而在水稻移栽后第5天，由于没有采集植株样品就在盆中根系附近轻轻采集根际土，所采集土壤样品皆被冷冻干燥后用于化学成分分析。

表1 盆栽实验处理设计Table 1 The pot trials designed in this study

1.4 样品测试方法

1.4.1 孔隙水中溶解态离子的测试方法

孔隙水在通过0.22 μm滤膜后，运用石墨炉原子吸收光谱仪（PinAAcle 900，美国PerkinElmer）分析了溶解态Cd（Dis-Cd）的浓度，并采用高效液相色谱-氢化物发生-原子荧光光谱仪（As-30，北京吉天）分析了溶解态As（III）（Dis-As(III)）与总As（Dis-TAs）的浓度。

1.4.2 根际土中结合态Cd/As的分析方法

参考欧洲共同体参考局的 BCR顺序提取程序（Davidson et al.，1998）和 0.01 M CaCl2提取法（Salomon，1998）提取了不同结合态的Cd；其中，用CaCl2、HAC、NH2OH-HCl和H2O2-NH4AC浸提液所提取的分别为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和有机结合态 Cd。需要补充的是，BCR连续提取法无法提取出单独可交换态重金属，而MgCl2等提取剂又不适用于偏碱性污染土壤，为此增加了 CaCl2的提取步骤以提取出可交换态的Cd。同时，根据Wenzel et al.（2001）描述的五步连续提取法提取不同结合态的TAs和As(III)；其中，以(NH4)2SO4、NH4H2PO4、Oxalate和 Oxalate+Ascorbic acid浸提液所提取的分别为非专性吸附态、专性吸附态、无定型与弱结晶态铁铝氧化物结合态和强结晶态铁铝氧化物结合态的总 As与As(III)。此后，浸提液中Cd、TAs和As(III)含量的测试方法均与上述孔隙水中溶解态离子的方法一致。此外，土壤的pH用便携式pH计（HQ30D，美国哈希）计在实验盆中原位测定。

1.4.3 植物样品Cd和As含量的测定方法

采用标准方法对植物样品进行消解处理。简言之，用1.3 mL HClO4和8.7 mL HNO3在110—130 ℃下消化植物样品的0.5—1.0 g，直到获得澄清溶液。消化后的样品用超纯去离子水稀释至50 mL，并通过0.45 μm过滤器过滤。滤液中的Cd和As浓度也用与孔隙水中溶解态离子相同方法进行分析。

1.4.4 铁膜中TFe、Cd和TAs的分析方法

吸取上述1.3中浸提完根表铁膜的DCB溶液按5 mL 与 HClO4-HNO3（V꞉V，1.3꞉8.7）混酸混合后，也在 110—130 ℃消化，并获得澄清溶液。消化后的样品用超纯去离子水稀释至25 mL，并通过0.45 μm 过滤器过滤。此后，通过邻菲罗啉分光光度法分析了过滤液中的总Fe（TFe）浓度，并用与孔隙水中溶解态离子相同方法测试了滤液中的 Cd和TAs含量。

1.5 数据处理方法

采用SPSS®22.0软件对Cd和As相数据进行统计分析。各处理间差异的统计学意义采用方差分析，P＜0.05。此外，根表铁膜质量分数（ω(ironplaque)）和铁膜中的Cd质量分数（ω(ironplaque-Cd)）和As质量分数（ω(ironplaque-As)）的计算方法如等式（1）、（2）、（3）。

其中，mFe（mg）、mCd（μg）和mAs（μg）分别为铁膜中总Fe、Cd和总As的质量，mroot（g）为烘干水稻根系的质量。

2 结果与分析

2.1 ZVI和/或BC对稻米与稻壳中Cd和As累积的影响

图1 ZVI和/或BC对稻米与稻壳中Cd（a）和As（b）累积的影响Fig. 1 Effects of ZVI and/or BC on Cd (a) and As (b) contents in rice and husk

由图 1可知，单独 ZVI既能有效降低稻米中Cd的积累（17.0%）又能降低As的积累（24.3%），而BC仅能有效降低稻米中Cd的含量（15.4%）但对于As的积累影响不显著。ZVI+BC组合导致了稻米中的最大的Cd降低量（50.2%），这大于单独的ZVI和BC降低稻米中Cd积累量的总和（32.4%）；同时，ZVI+BC组合所引起的稻米中As含量的降低量（35.6%），也大于单独ZVI和BC所导致的稻米中As降低量的总和（26.7%）；由此可知，ZVI+BC组合修复剂在同步钝化稻田土壤中Cd和As时具有一定的协同效应。此外，稻壳中的Cd与As含量与稻米中的差别并不大。但是，ZVI+BC组合修复剂处理下稻米中 Cd和 As的质量分数仍然分别高达0.28 mg·kg-1和 0.92 mg·kg-1，明显超出国家规定地Cd/As规定的限量标准 0.2 mg·kg-1（GB 2762—2017）；这表明针对该Cd-As复合污染稻田土壤，ZVI+BC的组合修复材料的一次性施加还不足以使稻米达到粮食安全标准，因而还需要多次施加。

2.2 ZVI和/或BC对水稻植株Cd和As含量的影响

由图2可知，在水稻的全生育期内，不同处理下水稻根系中Cd的含量都随时间的延长而降低，但地上部分中的Cd则随时间的延长先升高后下降；然而，水稻根系和地上部分中的 As含量都随着时间的延长含量升高；此外水稻根系中Cd/As的积累含量都高于地上部分，这符合植物对重金属积累的一般规律。ZVI同时降低了水稻地上部分与根系中的Cd/As积累，且对As的钝化作用强于Cd，并在水稻的成熟期（第120天）最终降低了水稻地上部分和根系中的 Cd/As分别为 15.7%/25.5%与19.5%/23.8%。相较于对照组，在水稻的全生育期中，BC都降低了水稻植株中的Cd积累；但对于As，BC则是在第65天之前提高As在水稻植株中积累，之后随着时间的延长与对照组的差异逐渐缩小。ZVI+BC组合最终在成熟期导致了水稻植株中Cd和As最大的下降量；例如，在水稻成熟的第120天，ZVI+BC组合最终降低水稻根系中的Cd和As含量分别为 41.5%和 40.3%。此外，在水稻的全生育期内，ZVI+BC组合基本上都导致了植株中Cd积累的最大降低量；而对于As，ZVI+BC组合则是先使得水稻植株中的As含量高于ZVI处理组，随后又低于使之ZVI处理组，这说明ZVI+BC组合钝化稻田土壤As的协同作用应该是后期才表现出来的。

2.3 ZVI和/或BC对溶解态Cd/As的影响

土壤孔隙水中溶解态的自由态的重金属离子，可以直接为作物的根系所吸收，是一种重要的生物可利用存在形式（Xu et al.，2018），为此监测了ZVI和/或 BC处理下孔隙水中 Dis-Cd、-TAs和-As(III)在水稻全生育期内的动态变化过程。

图2 水稻全生育期内，ZVI和/或BC对水稻地上部与根系中Cd（a）/（b）和As（c）/（d）含量的影响Fig. 2 Effects of ZVI and/or BC on Cd (a)/(b) and As (c)/(d) contents in parts above root and roots over the entire rice lifecycle

图3 水稻全生育期内，ZVI和/或BC对水孔隙水中Dis-Cd（a）、-TAs（b）和-As(III)（c）浓度的影响Fig. 3 Effects of ZVI and/or BC on Dis-Cd (a), -TAs (b) and -As(III) (c) concentrations in pore water over the entire rice lifecycle

由图3可知，在水稻的全生育期内，不同处理下的土壤孔隙水中，Dis-Cd皆先上升后下降，而Dis-TAs和-As(III)随着时间的延长而增多。在第75天以前，ZVI、BC和 ZVI+BC组合都能有效降低Dis-Cd的质量浓度，而ZVI+BC组合的降低作用最明显（图3a）；例如第45天，ZVI、BC和ZVI+BC组合分别降低 Dis-Cd 达 0.19、0.35、0.45 μg·L-1。相比于对照组，ZVI在水稻全生育期内都降低了Dis-Tas质量浓度并在第 45天后也明显降低了Dis-As(III)的浓度；例如，在第 105天，ZVI对Dis-TAs 和-As(III)的降低量分别达 14.71 μg·L-1和5.45 μg·L-1。BC 在处理前期同时提高了孔隙水中Dis-TAs和-As(III)的浓度，但随着时间延长BC处理组中 Dis-TAs的浓度与对照组中的差异逐渐变小，而 BC对Dis-As(III)的提高作用仍在扩大（图3b）。ZVI+BC组合先导致了比ZVI处理组更高的Dis-TAs浓度，之后又在整体上导致了比该处理更低地 Dis-TAs浓度。同时，BC引起了比对照组更高的Dis-As(III)浓度（图3c），而ZVI+BC组合也导致了比ZVI处理组更高的Dis-As(III)浓度，这说明BC具有促进淹水土壤中As(V)还原为As(III)的能力。此外，Dis-Cd/-TAs的变化趋势与根系中Cd/As积累量趋势基本一致，这说明土壤中溶解态的Cd与TAs是影响水稻植株中Cd和As积累量的重要因素之一。

2.4 ZVI和/或BC对土壤提取态Cd和As和pH的影响

土壤中可交换态与吸附态的重金属离子，因其与土壤矿物结合能力弱，也被认为是生物可利用形态（Zhang et al.，2010；He，2007；Okkenhaug et al.，2011）；而ZVI或/和BC的加入，可能会影响土壤中Cd/As在不同结合态之间相互转化，并最终影响As和Sb的生物有效性。为此，监测了ZVI和/或BC处理下不同提取态中Cd和TAs在水稻全生育期内的动态变化过程。

由图4可知，水稻全生育期内，对照组中可交换态与铁锰结合态中Cd的含量皆下降，而碳酸盐结合态与有机结合态中的上升，这表明随着水稻培育时间的延长未处理土壤中可交换态和铁锰氧化物结合态中的Cd在逐渐向碳酸盐结合态和有机结合态转化。相比于对照组，ZVI处理降低了可交换态与碳酸盐结合态Cd的含量而升高了铁锰结合态与有机结合态Cd的含量，表明ZVI的加入确实更有利于Cd被含铁物质所固定。而在BC处理下，与对照组相比，可交换态和铁锰结合态中的Cd含量下降，而碳酸盐结合态和有机结合态Cd的含量上升，这表明BC主要是通过促进有机物、碳酸盐对Cd的结合以及Cd自身的水解来达到钝化Cd的作用。在这4个处理中，ZVI+BC组合导致了4个处理中最高的铁锰结合态/有机结合态的Cd含量与最低的生物可利用交换态Cd的含量；例如，在水稻移栽后的第65天，相比于对照组，ZVI+BC组合对可交换态Cd的降低量高达20.1%，而单独的ZVI和 BC对可交换态 Cd的降低量仅分别为 5.7%和10.6%。由此可见，ZVI+BC组合土壤结合态中生物可利用的Cd的钝化作用最强，且主要是通过增强铁锰氧化物与有机物对Cd的固定来实现的。此外，吸附态Cd的变化趋势与水稻根系中Cd的积累趋势一致，而碳酸盐结合态Cd的变化趋势与根系中Cd的积累量趋势差异很大，这说明土壤中可交换态Cd确实是影响水稻植株中Cd积累量的重要因素。

图4 水稻全生育期内，ZVI和/或BC对土壤中可交换态（a）、碳酸盐结合态（b）、铁锰氧化物结合态（c）和有机结合态（d）镉含量的影响Fig. 4 Effects of ZVI and/or BC on contents of exchangeable (a), carbonate bound (b), iron manganese oxide bound (c) and organic bound (d) cadmium in soil over the entire rice lifecycle

图5 水稻全生育期内，ZVI和/或BC对土壤中非专性吸附态（a）、专性吸附态（b）、无定型与弱结晶态铁铝氧化物结合态（c）和强结晶态铁铝氧化物结合态（d）总砷含量的影响Fig. 5 Effects of ZVI and/or BC on contents of non-specification absorbed (a), specifically absorbed (b), amorphous Fe-Al oxides bound (c)and crystalline Fe-Al oxides bound total As over the entire rice lifecycle

由图5可知，水稻全生育期内，不同处理下铁铝氧化物强结晶态与弱结晶态中的TAs含量都随时间的延长下降，而生物可利用的专性和非专性吸附态中的TAs上升，这反映了淹水稻田中铁铝氧化物中砷污染物逐渐转化为生物可利用形态的暴露过程。相较于对照组，ZVI提高了土壤中铁铝弱结晶态氧化物中TAs的含量，而降低了其他3种提取态中的TAs。BC在第75天前，降低了铁铝氧化物强结晶态与弱结晶态TAs的含量而提高了专性和非专性吸附态的TAs，这说明在处理前期BC能够促进As污染物从铁铝氧化物转化进入生物可利用吸附态；但随着时间的延长，BC处理中专性/非专性吸附态和铁铝氧化物弱结晶态TAs的含量与对照组中的差异都呈现逐渐缩小的趋势。ZVI+BC组合在第45天之前引起了比 ZVI处理更低的铁铝氧化物弱结晶态 TAs含量与更高的专性/非专性吸附态 TAs含量；之后，又导致了比ZVI处理更高的铁铝氧化物弱结晶态TAs含量与更低的专性/非专吸附态TAs含量，并且取得了最大的生物可利用性吸附态TAs的下降量；例如，在水稻成熟的第120天，相较于对照组，ZVI+BC组合对非专性吸附态TAs的下降量为29.2%，单独的ZVI和BC引起的下降量仅分别为16.2%和6.1%。此外，专性/非专性吸附态TAs含量的变化趋势与根系中 As的积累量趋势具有较高的一致性，这说明土壤中吸附态TAs确实也是影响水稻植株中As积累量的重要因素。

同时，鉴于土壤介质中As主要以III和V的化学形态存在且 As(III)的移动性要强于 As(V)（Bissen et al.，2003），因而As的形态转化也是影响其迁移与富集的重要因素。为此，考察了不同处理对土壤提取态中As(III)含量的影响，如图6所示。不同处理中，专性/非专性吸附态和铁铝氧化物弱结晶态中的As(III)含量均随着时间的延长而升高，这反映了淹水稻田土中的 As(V)被逐渐生化还原成As(III)的地球化学过程。与对照组相比，ZVI降低了，专性/非专性吸附态As(III)的含量而提高了铁铝氧化物弱结晶态中的As(III)，这说明ZVI能够促使As(III)由吸附态转化进入铁铝氧化物中以将其固定。此外，BC处理下的专性/非专性吸附态和铁铝氧化物弱结晶态中的As(III)含量都高于对照组，且ZVI+BC组合处理下的专性/非专性吸附态和铁铝氧化物弱结晶态中的As(III)含量也都高于ZVI处理组，这进一步表明BC具有促进淹水土壤中As(V)还原为As(III)的能力。

此外，在水稻的全生育期内，不同处理下稻田土壤中的pH都随时间的延长而降低；例如，对照组中pH由苗期（第15天）的7.46下降至成熟期（第120天）的7.23。ZVI和/或BC都能提高土壤的pH，而ZVI+BC组合的提高效果最强；例如，在第35天，对照组中土壤的pH为7.43，而ZVI、BC和ZVI+BC组合处理组中的pH分别为7.56、7.81、7.67。但是，随着时间的延长在第65天后不同处理之间的pH差异逐渐缩小，并在75 d后不同处理组的pH都在7.20—7.30之间波动。

2.5 ZVI和/或BC对根表铁膜中Cd和As含量的影响

由图7a、b可知，全生育期内，水稻根表铁膜中Cd和As质量分数（ω(iron plaque-Cd)和ω(iron plaque-As)）皆随着培育时间的延长而减少。相较于对照组，ZVI和/或 BC处理均提高了根表铁膜中的 Cd含量，这将增强根表铁膜阻隔水稻对Cd的吸收积累，且 ZVI+BC组合对铁膜中 Cd含量的提高作用最强；例如，在第45天，ZVI、BC和ZVI+BC组合分别提高了铁膜中 Cd含量达 22.6%、16.4%和23.2%。同时，与对照组相比，ZVI和/或BC处理也都提高了根表铁膜中 As的含量，而且也是ZVI+BC组合对铁膜中As含量提高作用最强；例如，在第 45天，ZVI、BC和 ZVI+BC对铁膜中As的提高量分别为20.1%、18.3%和50.6%。此外，如图7c、b所示，根表铁膜中Cd/As含量与铁膜自身的含量（ω(ironplaque)）都具有良好的线性相关性，这表明ZVI、BC和ZVI+BC组合是通过提高铁膜的生成量进而提高铁膜中Cd和As含量的。

3 讨论

图6 水稻全生育期内，ZVI和/或BC对土壤中非专性吸附态（a）、专性吸附态（b）、无定型与弱结晶态铁铝氧化物结合态（c）As(III)含量的影响Fig. 6 Effects of ZVI and/or BC on contents of non-specification absorbed (a), specifically absorbed (b), amorphous Fe-Al oxides bound (c) As(III)over the entire rice lifecycle

稻田土壤中Cd与As的赋存形式与地球化学行为差异很大，它们的修复通常会遇到Cd和As的不一致转化，即特定修复策略在有效钝化其中一种元素时，反而会激活另一种元素的移动性，或是对另一种元素作用不大。本研究的结果表明，单一的ZVI或BC对土壤中Cd/As钝化效果有限，但当二者组合运用时明显增强了对As和Cd的修复效果，且对稻米中Cd和As浓度的降低量分别增高至50.2%和35.6%。因此，ZVI和BC在组合使用时可能存在某些相互作用。关于单一BC或ZVI对土壤种Cd/As的作用以及二者组合的相互作用的详细讨论如下。

3.1 ZVI的作用

图1、2结果表明，ZVI同时降低了稻米和水稻植株中的Cd和As的积累，且对As积累的降低作用更为明显。相较于对照组，ZVI处理中与铁锰矿物结合的Cd以及与弱结晶态氧化物结合态的TAs都明显增多（图4c和5c）。ZVI材料的粒度小、反应活性高，而刚开始有氧的土壤环境中，可以通过电化学腐蚀释放出游离的 Fe2+（Katsoyiannis et al.，2008），并快速生成铁的氧化矿物例如水铁矿（Furukaw et al.，2002）。这些新生成铁氧矿物可以增加Cd和As的吸附位点，或是将Cd和As污染物吸纳进入矿物组成，都可以降低其移动性。此外，ZVI电化学腐蚀过程会产生OH-，这将提高土壤的pH（反应式(4)/(5)）（Neff et al.，2005；Triszcz et al.，2009），并促进 Cd2+的水解沉降。而且，还原性ZVI的加入应该会降低土壤的氧化还原电位（Eh），这将促进含硫土壤中SO42-生化还原成S2-/S22-（Xin et al.，2008）并与释放的Fe2+形成铁硫化物，而铁硫化物被认为是降低 Cd/As移动性的重要因素（Han et al.，2018；Gong et al.，2016）。同时，新产生的游离Fe2+将迁移至水稻根系部位，并在根系泌氧作用下氧化成矿形成根表铁膜，进一步阻隔水稻对的Cd和As的吸收利用。值得注意的是，由于As在铁氧矿物表面的络合系数（logK=29.31）远大于Cd（logK=0.46）（Qiao et al.，2018），从而铁矿物与As的结合能力也要远大于Cd，且土壤中总As（41.5±3.57 mg·kg-1）的含量远高于 Cd（3.65±0.18 mg·kg-1），这使得 ZVI对铁膜与土壤铁氧化物中As含量的影响要强于Cd，这最终导致了ZVI对As的钝化作用比对Cd更强。

3.2 BC的作用

图1、2结果表明，相较于对照组，BC在水稻的全生育期内都能降低稻米与植株中的Cd积累。但对于As，BC对稻米中As积累的作用不明显，且在全生育期内是先提高水稻植株对As的有效性，后又导致了与对照组差异不大的 As积累量。生物炭因其吸附表面积大、碱性高、离子交换能力强且富含有机络合基团，被认为是同时能固定Cd与As的优良修复材料（Li et al.，2017；Vithanage et al.，2017）。BC的加入既可通过物理吸附、表面络合和离子交换使得Cd附着于BC的表面吸附位点，也能通过提高土壤pH进一步提高Cd的吸附效率并促进其水解沉淀，从而降低Cd在土壤体系中的移动性与生物有效性。而对于As，BC的碱性将提高土壤矿物表面的电负性，这将促进以电负性离子（H2AsO4-和 HAsO42-）存在的 As的移动性，并增强其生物有效性。此外，BC因其表面的存在醌基等含氧基团而具有电子穿梭功能，在持续淹水的厌氧环境中可以促进土壤铁矿物的还原性溶解（Kappler et al.，2014），这将引起铁矿物中结合态As的释放与暴露。同时，其电子穿梭功能还能促进As(V)生化还原为移动性更强的As(III)（Qiao et al.，2017），将明显提高土壤中水溶态与不同提取态As(III)的含量（图3c和图7）且进一步提高As的生物有效性。但是，随着培育时间的延长，BC的电子穿梭功能也将促进土壤 SO42-生化还原为S2-/S22-（Zhang et al.，2018）并增加铁硫化物生成；同时，BC的碱性将因为根系分泌物与土壤母质的缓冲作用（Ponnamperuma et al.，1969）而逐渐消减；此外，由于BC中含铝的氧化物（见1.2节），可以导致 As污染由生物可利用态转化进入铁铝氧化弱结晶态，可使BC对As的固定能力得以增强；这些都将使得BC处理组中As的生物有效性与对照组逐渐接近。

3.3 ZVI与BC的相互作用

图1结果表明 ZVI+BC组同时取得了稻米中Cd和As的最大下降量，达到了同步钝化的Cd/As的目的。而且，ZVI+BC组合引起的稻米中 Cd/As的下降量要大于单一的 ZVI和 BC导致的稻米中Cd/As下降量之和，这反映了ZVI和BC的组合在钝化稻田土壤中的Cd/As时具有一定的协同作用。至于水稻植株（如图2），在水稻全生育期内ZVI+BC组合一直都能取得最低的Cd积累量；但对于As，ZVI+BC组合则是先导致水稻植株中比ZVI处理组更高的As积累量，之后又取得了比ZVI处理组更低的As积累量；这说明ZVI+BC组合对Cd的钝化的协同作用应该是自始至终的，而对 As的钝化的协同作用是后期才具备的。在前期土壤有氧的条件下，BC的电子穿梭体功能将促进ZVI的电化学腐蚀，提高铁氧矿物的生成速率（Chen et al.，2015；Dou et al.，2010）。同时，BC的巨大表面与吸附位点有利于铁氧矿物的分散附着而形成较为均匀的BC负载铁氧化物的复合体（Yang et al.，2016；Chen et al.，2011），既能增强BC对As的亲和能力也能提高铁氧矿物的表面。而且，BC的电子穿梭功能与 ZVI的还原性都有利于 S2-/S22-的形成，且ZVI的腐蚀还能提供额外的Fe2+，二者的组合将更有利于生成铁硫化物固定Cd和As。此外，ZVI可氧化为游离态Fe2+而BC促进铁矿还原也能产生Fe2+，二者的组合将有利于协同形成根表铁膜阻隔水稻对Cd与As的吸收。但是当BC的石灰效应还存在时，仅能提高对Cd的固定，而不利于As的钝化；当BC的碱性随着时间的延长而降低，则对As的协同钝化效应将逐渐体现出来。

4 结论

本研究旨在通过盆栽实验考察ZVI和BC的组合修复材料对稻田土壤中Cd与As生物可利用性的影响。结果表明，ZVI+BC组合同时显著降低稻米中Cd和As的含量，能达到同步钝化的目的。同时，ZVI+BC组合导致的稻米中Cd/As下降量要分别大于单一的ZVI和BC引起的稻米中Cd/As下降量之和，反映了ZVI和BC在共同修复土壤中Cd/As污染的协同效应。但是，在ZVI+BC组合处理下，仍然不能使的稻米中Cd和As含量达到规定的限量标准。总体来说，针对Cd/As复合污染土壤的需要同步钝化的现实问题，零价铁与生物炭的组合修复材料（ZVI+BC）是一种有前景的选择，尽管可能需要多次施用。