不同钝化剂对土壤环境中重金属有效性和微生物群落的影响

梁妮，净婷菲，李中文，曾沛艺, 2，王晨璇，徐雨菲，李芳芳，陈异晖

1. 昆明理工大学环境科学与工程学院，昆明 650500

2. 云南省生态环境科学研究院，昆明 650034

在过去几十年工业的迅速发展与金属矿业的开采和冶炼，导致矿区周边农田重金属污染严重[1]。2014年发布的《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国耕地土壤点位超标率达19.4%，主要污染物为镉(Cd)、砷(As)和铅(Pb)等[2]。大量研究显示，地质内以自然状态存在的重金属元素随着金属矿业的开采、冶炼及后续加工所排放的含重金属废弃物沉降、废水灌溉及废渣等固体废料溶蚀扩散等被释放至地表环境中[3]。土壤重金属污染具有隐蔽性、累积性、滞后性和不可逆转性等特点，往往难以被人们迅速察觉。由于其不能被微生物降解，很难消除，在土壤中累积到一定程度会对土壤-植物系统产生毒害[4]。重金属污染不仅影响农作物的生产和质量，还通过食物链威胁着动物和人类的健康和生命[5-6]，会造成消化、心血管和神经中枢等疾病[6]。因此，在重金属污染严重的矿区等地，土壤环境、粮食安全以及人群生命健康问题不容小觑。

目前，较常见的修复重金属污染的技术包括物理、化学、生物、农业生态和联合修复[7-9]。化学钝化修复技术可以通过沉淀或吸附降低重金属的迁移性和生物可利用性，被认为是一种有效、省时、经济和环保的修复方法[1,8]。常用的化学钝化材料主要类型有无机类、有机类、微生物类及新型复合材料[7]。无机类钝化剂主要包括黏土矿物(海泡石、凹凸棒、沸石、高岭土和膨润土等)、工业副产品(石灰、粉煤灰和赤泥等)、磷酸盐类和金属氧化物(过磷酸钙、磷矿粉、钙镁磷肥和羟基磷灰石等)及其他一些工农业废弃物(泥炭、矿渣和水泥等)；有机类钝化剂主要包括动物粪便、秸秆、生物炭(BC)、黑炭和城市生活污泥等；微生物钝化剂主要包括菌根和还原菌等；新型复合材料主要有改性物质材料、无机有机物质复合搭配材料和纳米材料等[1,7-8,10-13]。由于土壤固有基质的复杂性，以及重金属污染土壤中大多以多种重金属共存形成复合污染，在重金属之间、重金属与土壤界面之间存在复杂的相互作用。因此，针对不同类型土壤中的重金属选择不同钝化剂进行修复时其钝化效果也不尽相同[4]。海泡石因其较大的比表面积且廉价，而被广泛地应用于重金属污染土壤，研究发现海泡石对重金属污染土壤具有良好的钝化效果，并能降低玉米对Cd的吸收[13-14]。近年来，有机物料因其来源广泛、富含有机质及作物所需要的营养元素，兼具改良土壤、营养作物和重金属活性调控等多种效用而受到广泛关注[15]。现有的研究认为，有机物料中的腐殖质含有大量的表面活性官能团，如氨基、羟基和羰基等[16]，可以和重金属离子发生反应生成稳定的络合物，从而有效影响土壤重金属的活性。生物炭是在低氧条件下燃烧的生物残留物，是具有多孔和低密度的富碳材料[17]。生物炭具有较大的比表面积和较高的阳离子交换能力，能够有效地吸附有机和无机污染物，从而降低了污染物的迁移率[18]，且生物炭原料来源广泛，如植物、农林废弃物等，可以起到以废治废的效果，并且可提高作物产量[19]，但是单一施用生物炭时，其对重金属的吸附有限[20]，针对多种材料配合修复重金属污染土壤的研究较少，因此考虑将生物炭与其他修复剂复合施用以提高修复效率。目前大多数研究只针对钝化剂对修复土壤中重金属活性的影响，对修复后土壤质量、土壤微生物活性变化的关注较少。微生物(真菌和细菌)是土壤中重要的组成部分，在重金属污染土壤中，微生物的数量、群落结构和多样性受生物可利用形态的重金属威胁[21]。然而，在金属胁迫条件下丛枝菌根真菌(AMF)具有潜在用途，主要是由于其在土壤环境中的普遍存在，另外，AMF可以提高重金属污染土壤中植物的耐受能力，有助于植物生长，因此关注土壤修复后土壤中AMF含量十分有必要[22-23]。

本研究以云南省澜沧拉祜族自治县铅矿区复合污染土壤作为研究对象，以农业废弃物再利用、经济廉价为原则，选取目前在化学钝化修复中较为受关注的生物炭、腐殖土和海泡石作为钝化材料，研究不同类型钝化剂对Pb、锌(Zn)和Cd等重金属污染土壤的钝化效果，初步分析其钝化机制，为今后开展农田重金属土壤污染提供理论依据和技术支持。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 供试材料

供试土壤采自云南省澜沧拉祜族自治县铅矿片区0～20 cm土层土壤，于室内去除岩石、植物根系及植物残体，经自然风干后用四分法弃取[24]，过10目筛备用。供试土壤的基本理化性质各指标平均值为：pH值为5.18，有效磷、速效钾和铵态氮含量分别是445.1、27.2和2.5 mg·kg-1，土壤铜(Cu)、Zn、Pb和Cd含量分别为22.99、203.78、315.76和3.6 mg·kg-1。根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》(GB15618—2018)[25]土壤的Zn、Pb和Cd含量均超过农用地土壤污染筛选值，其中Cd超标严重，土壤污染风险高。本研究选择海泡石(HPS)、腐殖土(FHS)、秸秆生物炭(CBC)及果木生物炭(GBC)作为钝化剂修复土壤。其中海泡石购自拓亿新材料(广州)有限公司；腐殖土购自昆明市呈贡区吴家营农贸市场；秸秆生物炭及果木生物炭购自辽宁金和福农业科技股份有限公司。

1.2 实验方法

供试土壤采回后剔除岩石及植物残体，自然风干，捣碎研磨后过10目筛，混匀保存待用。准确称取500 g土壤置于花盆中(内径13 cm，高12 cm)。分别将海泡石、腐殖土、秸秆生物炭、果木生物炭、海泡石与秸秆生物炭1∶1复合剂(HPS+CBC)、海泡石与果木生物炭1∶1复合剂(HPS+GBC)、腐殖土与秸秆生物炭1∶1复合剂(FHS+CBC)、腐殖与果木生物炭1∶1复合剂(FHS+GBC)共8种钝化剂与土壤充分混合均匀。每种钝化剂(按照土壤质量比例取0%、1%、2%和5%)设置10、20和50 g·kg-13个处理组浓度，以不加钝化剂处理土壤为对照。将花盆于室内进行熟化培养，培养温度16～25 ℃，培养期间定期加入一定量的去离子水，使土壤湿度保持在田间持水量的60%左右。30 d后用五点法[24]进行采样，将土样风干用于后续试验。

1.3 测定方法

土壤基本理化性质测定：土壤pH值测定采用电位法(水土质量比1∶2.5)；土壤阳离子交换量采用乙酸钙法测定；全氮测定采用半微量凯氏定氮法；全磷采用HClO4-H2SO4法；速效磷测定采用0.5 mol·L-1NaHCO3提取法。具体操作方法参照《土壤农化分析》(第3版)[26]。土壤有效态重金属含量及形态分析采用中国国家标准[27-28](《土壤质量 铅、镉的测定 石墨炉原子吸收分光光度法》(GB/T 17141—1997)和《土壤和沉积物 铜、锌、铅、镍、铬的测定 火焰原子吸收分光光度法》(HJ 491—2019))，使用HCl-HNO3-HF-HClO4法消解后，用原子吸收光谱仪(Z-2000，HITACHI公司，日本)测定。土壤Zn、Pb和Cd的生物有效态的单级提取采用二乙三胺五醋酸-三乙醇胺(DTPA-TEA)法[29]，提取后的重金属含量用火焰原子吸收光谱仪测定。重金属形态分析采用BCR顺序萃取法[30]，共分为4个形态：可交换态、可氧化态和可还原态及残渣态。上述提取液中的Pb、Zn和Cd含量用火焰原子吸收光谱仪测定。

磷脂脂肪酸(PLFA)测定采用美国MIDI Sherlock微生物鉴定系统平台的PLFA模块，以氢气为载气，以Agilent 6890N气相色谱仪及火焰离子化检测仪(FID)检测器为硬件平台；色谱柱为Agilent 19091B-102 (25 m ×200 μm× 0.33 μm)。气相色谱仪的测定条件为：进样口温度250 ℃，不分流模式，进样量1 μL；载气为N2，恒定流量模式且设置流速为1.0 mL·min-1。升温程序为90 ℃，以20 ℃·min-1升温至210 ℃，再以2 ℃·min-1升温至280 ℃，保持2 min，共持续43 min；后运行300 ℃(2 min)；能量转换设备(ECD)温度300 ℃。

2 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 修复剂特性

修复剂的特性如表1所示，2种生物炭均偏碱性，且CBC的碱性(9.81)强于GBC(8.63)；FHS和HPS呈弱酸性。CBC的碳含量(62.6%)高于GBC(43.9%)和FHS(29.4%)。CBC和HPS的比表面积大，多孔性好。

表1 修复剂的基本理化性质表征

图1 修复剂的红外表征分析

2.2 钝化剂对土壤重金属生物有效态含量的影响

在1%、2%和5%这3个施入浓度下，供试土壤经HPS、FHS、CBC、GBC和4种复合钝化剂钝化处理30 d后，与对照组相比，土壤中生物有效态Zn和Cd含量均有不同程度的降低，个别处理下生物有效态Pb含量出现小幅度增加，且不同施加水平之间存在差异(图2～图4)。

图2 不同钝化剂处理对DTPA-Pb含量的影响

2.2.1 对土壤Pb生物有效态的影响

经过8种钝化剂处理30 d后，在1%、2%和5%这3个处理浓度下，土壤中生物有效态Pb含量并未随着添加的钝化剂浓度增加而降低，甚至在本实验短时间内的培养还有一定的升高。特别是相对其他钝化剂而言，BC的添加对降低Pb有效态的效果较差，而以前的大多数研究报道认为生物炭对重金属具有显著的钝化效果，这与本研究结果不一致。主要原因是BC本身含有重金属或有机污染物，有研究表明，在城市污水污泥制备的生物炭中发现Cd[33]，当BC施入土壤后，弱酸性的土壤环境在短期内使BC所含有的重金属发生少量溶出现象。笔者也观察到，相对GBC而言，CBC对Pb有效态的降低效果更好，这主要是与CBC具有更大的比表面积和更多的含氧官能团有关。相比GBC而言，CBC具有更大的比表面积、更高的有机碳含量、更多的含氧官能团，比如羧基和酚羟基，这些官能团可以与金属阳离子形成金属络合物，增加土壤对重金属的专性吸附，因此CBC的修复效果整体上优于GBC。在本研究中，笔者观察到FHS对Pb有效态的降低最佳，在1%、2%和5%这3个浓度水平下生物有效态Pb含量分别降低了62.38%、30.89%和33.55%，这与FHS丰富的含氧官能团有紧密关系。相对单一添加组分而言，笔者也观察到，CBC与FHS复合修复剂的效果更好，其在2%的水平下达到最优效果，生物有效态Pb含量降低了71.3%。这可能是因为当CBC和FHS混合使用时，一方面BC可以通过离子交换作用、静电吸附作用、表面沉淀作用和络合作用吸附钝化重金属[34]，另一方面FHS也可以通过表面吸附和络合作用固定重金属；同时，BC可以很好地吸附FHS中溶解性有机质，减少其大量流失。

2.2.2 对土壤Zn生物有效态的影响

加入不同钝化剂后，生物有效态Zn含量变化如图3所示，经钝化剂处理后土壤生物有效态Zn降低了23.48%～49.61%。同样，Zn有效态的降低仍然与钝化剂添加浓度无关，不同钝化剂修复没有明显的变化。但仍然可以观察到，FHS的添加可以更好地促进Zn的有效态的降低，特别是其与GBC的组合也呈现出较好的钝化效果，生物有效态Zn含量平均分别降低了45.38%和47.74%。这是因为BC和FHS可以提高土壤有机质含量，土壤有机质中含有—COOH和—OH等多种重要官能团，这些官能团易与金属离子结合，形成强的抗脱附络合物，使重金属生物有效性降低[35]。同时，笔者也发现，施入BC时Zn有效态降低效果也较好，平均降低了42.62%。一方面这是由于BC通过沉淀反应、离子交换和静电吸附作用固定重金属[36]，另一方面添加BC后，土壤理化性质的改变也会影响土壤对重金属的吸附，比如，土壤Zeta电位降低，表明土壤表面负电荷的增多，更多的重金属通过静电作用被吸附固定在土壤中；土壤阳离子交换量(CEC)值升高增加了土壤阳离子吸附位点，促进了土壤对重金属的吸附[37]。

图3 不同钝化剂处理对DTPA-Zn含量的影响

2.2.3 对土壤Cd生物有效态的影响

各钝化剂处理后，从钝化效果看，与对照组相比，HPS的添加对于Cd有效态含量的变化无明显影响。相对Pb和Zn而言，Cd的有效态随着钝化剂浓度的添加而呈现一定的降低，以5% CBC处理对土壤Cd生物有效态含量降低效果最好，降低了40%；单独施入时，观察到与Zn类似的现象，HPS的修复效果不明显。这一现象与前人研究结果一致[38]，这可能是因为HPS施入量较少，不能达到提高土壤pH的目的，而pH效应是HPS钝化重金属的重要机制[39]。在3个水平下CBC、GBC和FHS对Cd生物有效态含量平均分别降低了25.38%、23.55%和21.99%；同时，BC和FHS的混合施入与单独施入没有明显的差异。

2.3 钝化剂对土壤重金属各赋存形态(分级提取)的影响

土壤中重金属生物的毒害和环境的影响程度，除与土壤中重金属的总量有关外，还与其在土壤中存在的形态有关。重金属的存在形态是决定其对环境及周围生态系统造成影响的关键因素，并且重金属在土壤中的形态和所占比例直接影响它们在土壤中的迁移能力和生物有效性[4]。一般地，不同形态的重金属生物有效性差异较大，且相互之间关系密切，重金属形态与生物有效性之间的关系大小一般表现为可交换态>可还原态>可氧化态>残渣态。研究发现与对照组相比土壤中Pb、Cd和Zn各个形态的占比均有不同程度变化(图5～图7)。

2.3.1 土壤Pb分级形态的变化

添加3个浓度钝化剂后土壤Pb赋存形态的分布如图5所示。由图5可知，未添加钝化剂时，Pb的主要赋存形态是残渣态，占总量的37.65%，其余依次是可还原态(29.20%)、可氧化态(25.92%)和可交换态(7.23%)。钝化剂添加后，大部分实验组残渣态Pb比例呈现一定的增加，可交换态Pb和可氧化态Pb比例呈现一定的降低，可还原态Pb的比例保持稳定。这可能是可交换态和可氧化态Pb向残渣态转变，当加入钝化剂后土壤环境pH值均有所增加，增加范围为0.44～1.12个单位，土壤pH的升高促使重金属形成碳酸盐和氢氧化物结合态[40]，导致可交换态Pb和Zn减少。此外，2种生物炭对于Pb的赋存形态的影响差异较大，与CBC相比，GBC添加后残渣态Pb占比增加更明显，其与FHS的复合修复效果也更佳，因为FHS中含有大量的腐殖质组分，其表面含有大量的活性官能团(包括羧基、酚基、羰基和醇羟基等)是影响土壤重金属活性的主要组分，能够减弱自由和不稳定的金属离子的浓度及迁移性[41-42]。而CBC添加后，残渣态Pb占比升高幅度相对较小，但仍呈现易吸收态含量减少，更稳定的状态占比增加。

图5 不同钝化剂钝化后土壤中Pb形态变化

2.3.2 土壤Zn分级形态的变化

添加3个水平钝化剂后土壤Zn赋存形态的分布如图6所示。由图6可知，土壤中Zn的主要赋存形态与Pb相似，均主要是以残渣态(30.07%)为主，但笔者发现可交换态Zn所占比重高于可氧化态和可还原态Zn。这一结果表明，Zn的生物可利用性更大，其风险相对较高。施加不同比例的钝化剂后，相对Pb而言，钝化剂的添加在短期内对Zn形态变化的影响并不明显。但依然可以观察到，相对CBC而言，GBC更有利于Zn的形态向更稳定态转化，这是因为与GBC相比CBC拥有更大的比表面积，且其碱性更强，使得修复后的土壤对重金属有更强的吸附能力。

图6 不同钝化剂钝化后土壤Zn形态变化

2.3.3 土壤Cd分级形态的变化

图7为添加3个水平钝化剂后土壤Cd赋存形态分布。由图7可知，未添加钝化剂时，Cd的残渣态占所有形态的78.33%，表明Cd的总量虽然超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》中Cd的风险筛选值(0.3 mg·kg-1)，但其主要以残渣态存在于土壤中，残渣态Cd迁移性小、相对稳定和安全，环境风险较小。相对其他2种重金属Pb和Zn的修复效果而言，钝化剂的添加对于Cd的形态变化影响最小。经2% FHS处理，Cd形态变化较为明显，可交换态Cd所占比例为7.73%，与空白相比降低了4.83%，可还原态降低了2.28%，可氧化态降低0.65%，残渣态提高7.76%。有研究发现，有机物料降解产生的腐殖质带有酚羟基、羧基和氨基等活性基团，可与氢键结合成网络[16]，成为金属的优良吸附载体，吸附络合土壤中Cd，降低其生物迁移性。此外，土壤pH值增加会使土壤黏土矿物及土壤有机质的表面电荷增加，增加土壤对重金属的吸附能力[43]，FHS添加后土壤pH增加(1.12～1.59个单位)，FHS通过吸附作用使土壤中重金属活性降低。

图7 不同钝化剂钝化后土壤Cd形态变化

2.4 钝化剂对土壤中微生物群落结构的影响

通过对微生物磷脂脂肪酸(PLFAs)进行定量，可研究特定的微生物功能基团，并研究微生物群落组成在重金属影响下的变化。加入钝化剂培养30 d，不同的钝化剂对微生物PLFA的影响各不相同(表2)，土壤总PLFAs、细菌、真菌、革兰氏阳性菌(G+)和革兰氏阴性菌(G-)的变化趋势基本一致。施加了CBC+HPS、CBC+FHS和GBC+HPS土壤的总PLFA与未添加钝化剂土壤相比有明显增加，其中5% (CBC+HPS)处理后的土壤PLFA最大(细菌：50.73 nmol·g-1，真菌：4.44 nmol·g-1，丛枝菌根真菌：1.77 nmol·g-1)；2% (CBC+FHS)次之(细菌：46.75 nmol·g-1，真菌：4.98 nmol·g-1，丛枝菌根真菌：1.47 nmol·g-1)；同时，经过5% (CBC+HPS)处理后土壤AMF含量最高达到1.77 nmol·g-1。CBC+HPS对土壤微生物总量和真菌数量的积极影响可能是因为改良剂减轻了金属毒性；此外BC可以为微生物提供栖息地及养分[23]。土壤微生物总量及真菌数量的增加表明施用修复剂后土壤功能恢复[44]。而BC单独施加效果不理想可能是因为BC本身含有一定量的重金属，在施入弱酸性的土壤环境中后，短时间内会发生重金属溶出现象，将对土壤中微生物产生毒害作用。此外，加入BC后土壤环境改变，稳定时间过短土壤微生物未适应该变化，需要经过稳定一段时间后再次进行监测评价。

表2 不同处理剂作用下土壤中磷脂脂肪酸 (PLFAs)含量

综上所示，本研究结果表明：

(1)FHS和BC改良剂均能有效降低生物有效态Pb、Zn和Cd的含量，低剂量HPS的添加修复效果不明显。对于Zn和Cd来说，配施与单独施加修复效果差异不明显，对Pb污染修复来说，生物炭与腐殖土混合施入进行修复，Pb生物有效态含量显著降低。

(2)污染土壤中Pb、Zn和Cd均以残渣态为主，其中，Pb和Cd的可交换态占比较低，植物吸收风险较小；Zn相对环境风险较大需要重点关注。钝化剂的施入，BC和FHS会使Pb和Zn向趋于较稳定的形态转化，但对Cd的稳定作用不明显。

(3)CBC+FHS和高剂量的CBC+HPS的施入明显提高了土壤微生物总量和丛枝菌根真菌含量。5% (CBC+HPS)和2% (CBC+FHS)修复后土壤微生物总量分别增加了80.29%和68.52%；丛枝菌根真菌数量分别增加了92.39%和59.78%。

综合重金属有效态、形态分析以及土壤微生物群落组成变化，生物炭与腐殖土复合的修复效果更好。尽管在本研究短时间内生物炭的显著修复效果未突显出来，但从过去研究报道中，生物炭对于污染土壤的修复特别是酸性土壤具有很好的应用前景。此外，从土壤全球碳循环视角，生物炭在土壤固碳和调节土壤肥力方面也有重要贡献。因此，从恢复土壤生态功能体系看，在污染土壤修复效果评估中，笔者不仅需要考虑钝化剂特别是生物炭固化重金属的效果外，未来还需要重点研究不同钝化剂对土壤质量功能的改善如土壤有机质的更替、土壤固碳等方面。