菌糠生物炭对土壤铅镉形态及甜菜生长的影响

张海波，闫洋洋，程红艳，常建宁，黄菲，张国胜，闫梦

（山西农业大学 资源环境学院，山西 太谷030801）

随着全球化与工业化的高速发展，冶金工业、化学制造业以及农业生产规模的不断壮大，我国农田土壤正面临着严重的重金属污染问题，对人类健康和生态系统安全构成了巨大的风险［1～3］。其中，以Pb、Cd 两种重金属元素的影响较为突出，其点位超标率分别达到了1.5%与7.0%［4］。大量研究表明，土壤中重金属的毒性主要与其在土壤中的赋予形态以及生物有效性有关［1，5］。因此，通过对土壤中迁移性较高形态重金属的固定来降低重金属的生物有效性至关重要。在众多的土壤重金属修复方法中，原位钝化修复技术因绿色、经济及适用范围广等优点受到越来越多的关注，其主要依靠吸附、络合以及沉淀等方式降低重金属活性以中断土壤-植物系统中重金属的转移，进而达到安全利用受污染土壤的目的，但该技术的关键在于对钝化材料的选取［5，6］。

生物炭是一种在限氧条件下经热化学转化制备而成的富炭固体，因其具有的优良性能（大比表面、多孔结构以及丰富的官能团等）被认为是一种具有足够适用性与选择性的环境修复材料［7］。近些年来，玉米秸秆、花生壳、污泥与餐厨垃圾等一些固体废弃物已被制备成生物炭，应用于固化土壤中的重金属以及降低农产品安全风险方面，并表现出了巨大的修复潜力［8～10］。已有大量研究发现，生物炭对土壤中重金属的固化能力很大程度上受其理化性质的影响，而生物质原料组分又是影响其性质的主要因素［11，12］。因此，选择合适的生物质原料是开发出低成本、高效率重金属吸附产品的必要条件。

我国是世界上最大的食用菌生产国，产量占世界总产量的75%以上［13］。据统计，2018 年我国食用菌总产量约为4.0×107t，随之带来的副产品-菌糠的数量高达2.0×108t［14］。目前除少数菌糠被循环利用外，绝大多数都被露天堆砌或焚烧，这不仅是可用资源的浪费，而且会对空气以及地表水造成严重污染［13］。由于菌糠具有丰富的官能团以及矿质元素，研究者们已将其作为土壤改良剂应用于修复重金属污染土壤。刘学生等［15］研究发现菌糠的施用可以提高土壤pH，降低土壤中有效态Pb 的含量。Han 等［16］发现菌糠的添加可以促进土壤中的Pb、Zn 由迁移性较高的形态向较稳定的形态转化。郝千萍等［17］通过盆栽实验研究了菌糠对石灰性Cu 污染土壤中玉米生长的影响，发现菌糠的添加可以降低Cu 在玉米各部位的累积量，缓解Cu 对玉米生长的胁迫作用。然而，将菌糠制备成生物炭用于重金属污染土壤的修复或许为一种更好的选择，关于其理化性质以及钝化效果方面的研究信息尚需完善。因此，本研究选用灵芝、平菇与绣球3 种菌糠作为生物质原料，在500 ℃条件下限氧热解制备生物炭，通过SEM、BET、FTIR、Zeta 电位分析等多种技术对其进行表征。并通过盆栽试验研究了3 种菌糠生物炭对土壤中Pb、Cd 的钝化效果以及甜菜生长的影响，以期为固废处理以及菌糠生物炭修复Pb、Cd 复合污染土壤提供理论依据。

1 材料和方法

1.1 试验材料

1.1.1 生物炭的制备

3 种菌糠取自山西农业大学食用菌研究中心，经70 ℃烘干后筛分至1 mm。将过筛后的样品放入热解炉中，经压实密封后在500 ℃下慢速热解2 h（升温速率设置为10 ℃·min-1），此温度下生物炭的产率、含氧官能团数量适中，且能耗较相对较低［18］。待自然冷却至室温后，研磨过100 目筛，随后将制备的菌糠生物炭收集于密封袋中保存以备用。根据原料名称，将灵芝、平菇与绣球3 种菌糠生物炭分别命名为GSBC、PSBC 与SCBC。

1.1.2 供试作物及土壤

盆栽试验于2019 年4 月在山西农业大学资源环境试验站的日光大棚中进行。供试农作物为叶可食甜菜（Beta vulgarisL.），生育期为40 d。供试盆栽土壤采自湖南省湘阴县某污灌区试验田，在0～20 cm 深度进行土样采集，待自然风干后过筛（2 mm）以备用。土壤基本化学性质：pH 值5.82，有机质25.42 g·kg-1，速效N 含量114.29 mg·kg-1，有效P 含量26.73 mg·kg-1，速 效K 含量145.69 mg·kg-1，全量Pb 浓度264.17 mg·kg-1，全量Cd 浓度23.48 mg·kg-1。其中，土壤中Pb、Cd 的含量均超过了农用地土壤重金属污染风险筛选值（GB 15618-2018）。

1.2 试验设计

本试验为完全随机设计，将过筛后的土样与3种生物炭混合搅拌均匀后置于底部平铺适量玻璃珠的PVC 盆中（直径15 cm、高20 cm），每盆装风干土2.5 kg，GSBC、PSBC 与SCBC 的添加量均设置为1.5%。设CK（不添加生物炭），GS（加入GSBC）、PS（加入PSBC）以及SC（加入SCBC）4 个处理，每个处理设置3 个平行，共12 盆。在甜菜的生长过程中，严格进行田间管理，及时进行浇水（适当的水量）、除草，尽最大可能的避免其它可控因素造成的影响。随后，在甜菜成熟后进行土样的采集，待自然风干后过筛、密封装袋以待进一步试验检测。此外，采集一部分新鲜的甜菜叶片贮存于冰箱，以测定植物生理特性等指标。将收获后整株甜菜的地上部分与根部分开，使用去离子水反复冲洗，保证不留任何泥土。然后在105 ℃烘箱内杀青30 min，于75 ℃下进行烘干直至达到质量衡定，研磨后密封装袋以备用。

1.3 测定项目及方法

1.3.1 生物炭表征

通过在马弗炉中敞口灼烧（800 ℃）测定菌糠生物炭的灰分；使用pH 计（PHS-4C）测定菌糠生物炭的pH 值，固水比设置为1∶20（m·v-1）；使用元素分析仪测定菌糠生物炭的C、N、H 含量，根据质量平衡计算O 的含量；使用扫描电镜（JSM-6490LV）在放大2 000 倍的条件下对菌糠生物炭的表面形貌进行了观察；使用表面孔径分析仪（ASAP2020）测定菌糠生物炭的比表面积与孔径分布特征；使用Zeta 电位分析仪（ZS90）测定菌糠生物炭表面的Zeta 电位；使用X 射线衍射仪（D8 Advance）分析了菌糠生物炭表面的晶体结构；通过FTIR 分析仪（Nicolet）测定了菌糠生物炭表面的官能团，通过KBr 进行压片后，在500～4 000 cm-1波长范围内扫描64 次获得光谱。

1.3.2 土壤检测指标及方法

采用玻璃电极法测定土壤pH 值（1∶2.5 土水比）；土壤中Pb、Cd 各形态分级采用BCR 四步连续提取法进行提取［19］，弱酸可提取态、可还原态、可氧化态与残渣态Pb、Cd 的含量使用原子吸收分光光度计进行测定。

1.3.3 植物检测指标及方法

为了评估土壤中的Pb、Cd 对甜菜的毒害作用，分别检测了甜菜株高、鲜重、叶绿素、丙二醛（MAD）、超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）与过氧化物酶（POD）等指标。甜菜叶绿素含量采用酒精丙酮浸提法测定，MAD 含量采用硫代巴比妥酸比色法测定，SOD 活性采用氮蓝四唑光还原法（NBT）测定，POD 活性采用愈创木酚比色法测定，CAT 活性采用碘量滴定法测定［20］。

甜菜各部位中Pb、Cd 的含量利用4∶1 硝酸-高氯酸（体积比）进行消煮，使用电感耦合等离子光谱仪（ICP-OES）进行测定。为了进一步反应Pb、Cd 在甜菜各部位的累积与转运情况，对其富集系数与转运系数进行了计算，公式如下：

富集系数（EC）=植物中重金属含量/土壤中重金属含量×100；

转运系数（TF）=地上部位重金属含量/地下部位重金属含量×100。

1.4 数据处理

试验数据使用Microsoft Excel 进行整理分析，使用OriginPro2016 进行图形绘制，并通过SPSS系统（P＜0.05）进行显著性分析。

2 结果与分析

2.1 生物炭的表征

2.1.1 不同菌糠生物炭的基本性质

不同菌糠生物炭的主要理化性质见表1。GSBC、PSBC 与SCBC 的产率分别为35.16%、37.29%与41.27%，其中SCBC 产率最高。GSBC的灰分含量明显高于其它2 种生物炭，达到了37.23%，其含量分别是PSBC 与SCBC 的2.5 与5.5 倍。同时相较 于PSBC 与SCBC，GSBC 也 表现出较强的碱性（pH=10.57）。此外，不同菌糠生物炭中的C、H、O、N 含量因菌糠原料的不同呈现出一定的差异，SCBC 中的C 元素含量最高，H/C比值最低，表明其具有较多的芳香结构［21］。3 种菌糠生物炭的Zeta 电位值为- 29.6、- 32.4与-35.9 mV，说明GSBC、PSBC 与SCBC 表面均带有大量的负电荷，这将有利于吸附土壤中的Pb、Cd 重金属离子［22］。

表1 生物炭的基本性质Table 1 The physic-chemical properties of biochars

基于BJH 理论计算出的不同菌糠生物炭的孔径大小结果表明，3 种生物炭的平均孔径（7.87～10.83 nm）均介于2～50 nm 之间，属于介孔结构［23］。GSBC 的孔径体积分别是PSBC 与SCBC的1.3 与4.5 倍，表明GSBC 拥有良好的多孔结构。同时，GSBC 的比表面积（41.32 m2·g-1）远高于PSBC（22.09 m2·g-1）与SCBC（8.32 m2·g-1）。上述孔径分布结果表明，相较于PSBC 与SCBC，GSBC 具有大比表面与良好的孔径结构，这些特性可为其吸附土壤中的Pb、Cd 提供更多的结合位点，进而有利于对土壤中的Pb、Cd 进行固化［24］。

2.1.2 不同菌糠生物炭的SEM 分析

生物炭的表面形貌与结构主要取决于热解条件和原料的胞状结构。在放大2 000 倍的条件下观察发现，所有生物炭表面均可见多孔结构，且表面上含有大量凸起或者附着物（图1）。在这3 种生物炭中，炭化后的GSBC 的表面分布了致密的孔状结构，孔隙率较高，PSBC 的骨架结构较清晰，孔隙相对较大，而SCBC 表面仅分布了少数大孔径结构，孔隙率较低。上述发现表明，相较其它2 种生物炭，GSBC 具有更高的孔隙率，良好的孔状结构。结合上述孔径分析所得出的结果（表1），充分验证了GSBC 的比表面积远大于其它2 种生物炭这一结论。

图1 不同菌糠生物炭的扫描电镜图（2000 倍）Fig.1 SEM image of different biochars（×2000）

2.1.3 不同菌糠生物炭的X 射线衍射分析

3 种生物炭的XRD 图谱上均出现两条明显的衍射峰，分别代表SiO2（2θ=26.6o）与CaCO3（2θ=29.4o）晶体相，表明GSBC、PSBC 与SCBC 均富含石英和方解石（图2）。此外，不同菌糠生物炭的衍射峰强度差异较大。如与代表方解石的衍射峰进行对比发现，3 种生物炭的峰值强度大小顺序表现为GSBC＞PSBC＞SCBC，而SiO2变化规律则与之相反。

图2 不同菌糠生物炭的XRD 图谱Fig.2 XRD patterns of different biochars

2.1.4 不同菌糠生物炭的FTIR 分析

不同菌糠生物炭的红外光谱图（FTIR）见图3，GSBC、PSBC 与SCBC 在3 412、1 631、1 589、1 410、1 383、874 与760 cm-1位置存在明显的吸收峰，表明3 种生物炭表面含有丰富的官能团。同时，不同菌糠生物炭的光谱图上也可反映出表面官能团的变化。在1 631 与1 383 cm-1处的吸收峰分别为羧酸的C=O 振动峰与酚羟基（-OH）伸缩振动峰［25，26］，相较于GSBC 与PSBC，SCBC 的这2种官能团的峰值强度均为最高。而对于1 410 cm-1出现的芳香C=C 环振动峰［27］，SCBC 的吸收峰强度则低于其它2 种生物炭。874 cm-1处出现的吸收峰为CaCO3晶体的典型振动峰［28］，相比于SCBC，GSBC 与PSBC 的 峰 值 强度较高，这 与XRD 的分析结果一致（图2）。光谱中的其它吸收峰分别代表-OH（3 412 cm-1）、芳香性C=O（1 589 cm-1）与芳香C-H（760 cm-1）振动峰［26，29，30］，而这些峰的强度没有明显变化，说明3 种生物炭具有相似的特征。

图3 不同菌糠生物炭的红外光谱图Fig.3 FTIR spectra of different biochars

2.2 不同菌糠生物炭对土壤pH 的影响

土壤pH 值是重金属在土壤中进行溶解-沉淀、吸附-解吸反应过程中的重要因素。由图4 可见，GSBC、PSBC 与SCBC 施入后，土壤pH 值具有不同程度的升高。与CK 进行对比，处理GS、PS与SC 中土壤pH 值分别显著增加了1.74、1.18 与0.97 个单位，且各处理间差异显著。其中，处理GS 对于土壤pH 的提高效果最佳，证明GSBC 的碱性最强（表1）。

图4 不同菌糠生物炭对土壤pH 的影响Fig.4 Effect of different biochars on soil pH

2.3 不同菌糠生物炭对土壤中Pb、Cd 各形态分布的影响

土壤中存在的不同形态重金属的含量可以用于评估土壤污染对自然环境中生物的危害。如图5 所示，土壤中的Pb 主要以可还原态的形式存在，所占比例为51.77%，而土壤中的Cd 则主要以弱酸可提取态的形式存在，占比高达37.14%。GSBC、PSBC 与SCBC 添加后，土壤中各形态Pb、Cd的含量均发生了不同程度的变化。与CK 相比，土壤中的弱酸可提取态Pb 的含量显著降低了13.59%～51.55%，且各处理间差异显著。土壤中可还原态Pb 的含量较CK 降低了12.50%～34.29%，且除处理SC 外其余处理均达到显著性水平。土壤中可氧化态与残渣态Pb 的含量较CK分 别 增 加 了 22.90%～55.60% 与 16.08%～48.86%。对于Cd，土壤中弱酸可提取态与可还原态Cd 的含量较CK 分别显著降低了18.75%～56.25%与16.00%～40.00%，可氧化态与残渣态Cd 含量则分别增加了20.00%～120.00% 与42.86%～128.57%。综上，不同菌糠生物炭的施用均可促进土壤中Pb、Cd 由弱酸可提取态与可还原态向可氧化态与残渣态进行转化，降低土壤中Pb、Cd 的生物有效性，这表明菌糠生物炭的添加促进了土壤中易迁移态Pb、Cd 的固定。其中，GSBC 对土壤中Pb、Cd 的固化效果均表现最佳。

图5 不同菌糠生物炭对土壤中不同形态Pb、Cd 含量的影响Fig.5 Effects of different biochars on different speciation contents of Pb/Cd in soil

2.4 不同菌糠生物炭对甜菜生长及生理特性的影响

GSBC、PSBC 与SCBC 的添加均可显著增加甜菜的株高、鲜重以及叶绿素的含量（表2），说明不同菌糠生物炭的施用均可促进甜菜的生长。其中，处理GS 的增加效果最好，甜菜的株高、鲜重与叶绿素含量分别为36.70 cm、97.55 g、1.12 mg·g-1，较CK 增加了62.89%、71.80%与69.70%。

MAD、SOD、CAT 与POD 是4 种用于反映作物抗胁迫能力的常见指标，可以间接呈现出重金属Pb、Cd 对甜菜的胁迫程度［31］。由表3 可见，不同菌糠生物炭的施用后，甜菜的4 种抗逆性指标均发生了不同程度的变化。与CK 对比，处理GS、PS与SC 甜菜中MAD 的含量分别显著降低了65.93%、23.08%与50.00%，且各处理间差异显著。对于甜菜中SOD、CAT 与POD 的活性，GS、PS 与SC 较CK 分别显著提高了13.84%～67.04%、17.39%～60.87%、20.33%～68.51%。上述结果表明，不同菌糠生物炭的施用极大的减弱了土壤中的Pb、Cd 对甜菜生长的胁迫作用。

表2 不同菌糠生物炭对甜菜生长的影响Table 2 Effects of different biochars on sugarbeet growth

表3 不同菌糠生物炭对甜菜生理指标的影响Table 3 Effects of different biochars on physiological index of sugarbeet

2.5 不同菌糠生物炭对甜菜各部位中Pb、Cd 含量的影响

不同菌糠生物炭施入土壤后，与CK 相比，甜菜各部位中Pb、Cd 的含量均显著降低，且各处理间差异显著（表4），地上部与根部Pb 的平均降幅分别达到了43.52%与42.86%，Cd 的平均降幅分别达到了54.48%与55.42%。其中，处理GS 对于甜菜各部位中Pb、Cd 的降低效果最好，甜菜地上部与根部Pb 的含量分别为1.29 与28.38 mg·kg-1，较CK 分别显著降低了76.67%与64.81%。地上部与根部中Cd 的含量分别达到了0.34 与2.15 mg·kg-1，较CK 分 别 显 著降低 了85.71% 与95.55%。虽然处理GS 对于甜菜各部位中Pb、Cd的含量的降低均具有较好的效果，但由于土壤自身含有的较高浓度的Pb、Cd（264.17 与23.48 mg·kg-1），致使甜菜可食部位中Pb、Cd 的含量均超过了国家食品卫生标准。

2.6 不同菌糠生物炭对甜菜中Pb、Cd 富集与转运的影响

为了更准确的了解不同菌糠生物炭对Pb、Cd在甜菜体内富集与转运的影响，采用富集系数与转运系数来研究Pb、Cd 在甜菜的累积转运特征（表5）。不同菌糠生物炭施入土壤后，甜菜地上部与根部对Pb、Cd 的富集系数均显著降低，表明GSBC、PSBC 与SCBC 的施用均有效减少了Pb、Cd在甜菜体内的累积。其中，处理GS 中甜菜对Pb、Cd 的富集系数最小，且与其它处理间的差异达到了显著性水平。此结果与表2 中所得出的结论一致，GSBC 对于降低土壤中的Pb、Cd 在甜菜各部位的累积效果最佳。

由表6 可见，与CK 相比，各处理地上部对Pb的转运系数均有不同程度的降低，说明不同菌糠生物炭的施用可以有效的抑制甜菜根部的Pb 向地上部的转运，且处理GS 差异达到显著性水平。对甜菜地上部中Cd 的转运系数进行分析，发现除处理GS 中Cd 的转运系数较CK 显著降低外，处理PS 与SC 中Cd 的转运系数均有小幅度的增加，促进甜菜根部中的Cd 向地上部的转运。

表4 不同菌糠生物炭对甜菜不同部位Pb、Cd 含量的影响Table 4 Effect of different biochars on Pb/Cd in different parts of sugarbeet 单位：mg·kg-1

表5 不同菌糠生物炭对甜菜不同部位Pb、Cd 富集系数的影响Table 5 Effect of different biochars on Pb/Cd enrichment in different parts of sugarbeet 单位：mg·kg-1

表6 不同菌糠生物炭对甜菜中Pb、Cd 转运系数的影响Table 6 Effects of different biochars on Pb/Cd transfer in overground part of sugarbeet

3 讨论与结论

生物炭的性质在很大程度上受原料组分的影响，不同原料制备的生物炭性质具有一定的差异。本研究中，3 种菌糠生物炭均为碱性物质，且GSBC 的碱性强于其它2 种生物炭，这可能与其较高的灰分含量有关［26］。此外，500 ℃炭化热解制备的GSBC、PSBC 与SCBC 表面均含有丰富的官能团以及携带有大量的负电荷，这与Ahmad 等的研究结果相一致［32］。3 种菌糠生物炭属于介孔材料，具有良好的多孔结构，这可能与菌糠自身所具有的疏松多孔结构有关。在这3 种生物炭中，GSBC 具有的大比表面与良好的孔径结构可以为土壤中Pb、Cd 的吸附提供更多的结合点位［24］。

pH 值是土壤的重要理化性质，其直接影响重金属在农田系统中的移动性和有效性［33］。相关研究发现，生物质经过热解后，大量的Na+、Ca2+、K+与Mg2+等碱性离子残留于生物炭中，施入土壤后则会以氧化物与碳酸盐的形式释放于土壤溶液，之后通过与土壤中的酸性离子进行交换以提高土壤的pH 值［34］。在本研究中，菌糠生物炭富含Ca2+、K+等矿质元素，GSBC、PSBC 与SCBC 的施入显著的提高了土壤pH，这与Wang 等［11］的研究结论相似。3 种菌糠生物炭的施用均有效的促进了土壤中的Pb、Cd 由迁移性较高的形态向较稳定的形态转化，降低了其生物有效性。不同菌糠生物炭对土壤中Pb、Cd 赋存形态的影响包括两方面，一方面与土壤pH 的升高有关。由于土壤pH值的升高，土壤中H+的减少削弱了其与Pb、Cd 的竞争吸附，导致土壤表面大量的结合位点被释放出来［35］。同时，土壤pH 的升高也会加速带负电荷的土壤胶体表面上吸附位点的形成，较高pH 环境下更容易产生的碳酸盐、磷酸盐和金属氢氧化物等将与Pb、Cd 离子进行共沉淀反应，进而促进Pb、Cd 在土壤中的固定化［9，36］。另一方面，菌糠生物炭表面携带的负电荷可以通过静电引力将土壤中可迁移性Pb、Cd 吸附至其表面（表1），而其表面丰富的含氧官能团（-OH、C=O）则会通过络合作用与Pb、Cd 进行结合以降低它们在土壤中的溶解度［10，35］（图3）。此外，之前XRD 的分析结果表明，3种菌糠生物炭含有丰富的CaCO3，而这些CaCO3的存在则可以通过吸附-沉淀作用将活性较高形态的Pb、Cd 固定在其表面［37］，进而降低土壤中Pb、Cd 的生物有效性（图2）。在这3 种菌糠生物炭中，灵芝菌糠生物炭对土壤中Pb、Cd 的钝化效果要优于其它2 种菌糠生物炭，这可能与其表面较多的吸附结合位点以及丰富的CaCO3含量有关。

由于重金属的存在和积累，植物的生长会受到不同程度的抑制，包括对植物株高、生物量以及绿叶素含量的影响。不同菌糠生物炭施用后，显著增加了甜菜的株高、鲜重以及叶绿素含量，促进了甜菜的生长。这可能是由于土壤中容易被植物吸收的Pb、Cd 形态转化为生物利用度较低的形态，从而减轻了甜菜对Pb、Cd 的吸收［37］。在正常情况下，植物通过体内活性氧清除系统（包括SOD、POD 与CAT）来减少和修复活性氧造成的损害。当植物受到重金属胁迫时，活性氧的产生和清除系统间的平衡被破坏，进而对植物的新陈代谢造成影响［38］。本研究发现，施用不同菌糠生物炭后，显著提高了甜菜中SOD、POD 与CAT 活性，减弱了土壤中的Pb、Cd 对甜菜生长的胁迫作用。这主要因为不同菌糠生物炭能将可利用的Pb、Cd 转化为更稳定的形态，降低重金属的胁迫诱导效应，从而减少活性氧对植物的伤害，保护甜菜细胞免受氧化损伤。同时，不同菌糠生物炭的施用降低了甜菜各部位中Pb、Cd 的含量，抑制了Pb、Cd 在甜菜体内的富集。Jing 等［39］研究发现，植物体内重金属的浓度主要受土壤表层生物可利用性重金属的影响。因此，施用菌糠生物炭主要可以降低土壤中有效态Pb、Cd 的浓度，限制甜菜对Pb、Cd 的吸收，与Bashir 等［40］的研究结果一致。

综上所述，不同菌糠生物炭施入土壤后，可以显著提高土壤pH，促进土壤中的Pb、Cd 由弱酸可提取态与可还原态向较稳定的可氧化态与残渣态转化，降低Pb、Cd 的生物有效性。同时可以促进甜菜的生长，抑制Pb、Cd 在甜菜各部位的累积，降低Pb、Cd 进入食物链的风险，为Pb、Cd 污染土壤的修复提供参考。