生物炭对施用沼液稻田土壤重金属生物有效性的影响

袁根，汤逸帆，2，申建华，朱咏莉，2*

（1.南京林业大学生物与环境学院，南京 210037；2.南京林业大学南方现代林业协同创新中心，南京 210037；3.中粮肉食（江苏）有限公司，江苏 东台 224200）

畜禽粪污中的有机质在厌氧条件下被转化为甲烷产生沼气，同时生成液体副产物（沼液）和固体残渣（沼渣）[1]。与厩肥、污泥等传统有机肥不同，沼液中氮素含量高、重金属含量低，使用方便[2]，已成为种养结合农业发展战略下农田化学氮肥减量最具潜力的替代品[3-4]。适量施用沼液会增加土壤重金属含量及生物有效性，但并不一定导致作物籽粒重金属超标。汤逸帆等[5]研究发现，在滨海稻麦田连续施用沼液（450 m3∙hm−2）5 年后，土壤Cu 和Zn 含量分别提高了19.52%和31.8%，但作物籽粒和土壤重金属含量均未超出国家标准（GB 2762—2017 和GB 15618—2018）。赖星等[6]研究发现连续施用猪粪沼液（626～793 t∙hm−2）3年后，水稻-油菜轮作田土壤中重金属Cd、Cr、As和Hg含量显著增加29.4%～89.9%，籽粒和土壤中重金属含量亦低于国家相应标准。董翠敏等[7]研究发现，施用沼液能显著提高土壤中Cu和Zn的交换态和铁锰态含量，从而提高其生物有效性。CHEN等[8]的研究结果显示，稻田连续施用沼液（540 kg∙hm−2，以N计）10年后，土壤Zn和Pb的有效态含量显著增加。然而，长期施用沼液存在重金属污染风险。BIAN 等[9]的研究表明，施用沼液10年后，稻田土壤Cu和Pb含量超出土壤环境质量标准。刘兰英等[10]研究发现，长期施用沼液（6年）使槟榔地土壤中Cu、Zn、Pb、Cd、Cr含量显著提高，其中Cu和Zn含量超出国家相关标准。由此可见，农田沼液替代化肥过程中，及时研发重金属阻控技术，降低其生物有效性显得尤为必要。

生物炭是生物质在缺氧条件和一定温度下裂解产生的富碳多孔物质，施用于农田能有效钝化重金属，降低其生物有效性[11]。NIE 等[12]研究发现，添加生物炭（1.5～3.0 t∙hm−2）后，土壤Cd、Cu 和Pb 的有效态含量降低了25.3%～77.05%。ZHAO 等[13]的研究结果显示，施用15%（m/m）生物炭后，土壤Cd 的弱酸提取态含量显著降低。相关机理研究表明，生物炭具有的芳香结构可以作为π电子供体，能与重金属离子发生阳离子-π 作用，进而促进生物炭对重金属的吸附[14]。MOHAN 等[15]认为生物炭含有较多的羧基、羟基、氨基等表面官能团，可以作为吸附位点与重金属结合形成表面络合物或进行离子交换吸附，从而降低土壤中重金属生物有效性。徐美丽等[16]研究发现，生物炭能通过释放等与土壤重金属离子结合生成难溶性的沉淀物。ASHRAF 等[17]的研究结果显示，当生物炭施用至碱性土壤时，生物炭去质子化导致表面带有负电荷，既能促进其对重金属阳离子的静电吸引，又能与H+结合，提高土壤碱性，增强吸附作用。值得关注的是，沼液成分复杂，施用于土壤能改变土壤理化性质，特别是会引起土壤pH的变化。显然，这对生物炭钝化重金属的效果可能产生影响。然而，目前有关施用沼液条件下，生物炭对土壤重金属生物有效性影响的研究还不充分。

江苏省滨海地区人口稀少，土地成本低，大型集约化养殖企业分布密集[18]。在目前化肥减量与替代背景下，农田消纳已成为当地养殖企业处理沼液的主要方式。本研究以沼液消纳量最大的稻田为对象，研究添加生物炭对施用沼液土壤Cu、Zn、Pb、Cd 生物有效性的影响，以期为长期消纳沼液的稻田土壤重金属环境风险控制提供理论与实践依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区域位于江苏省东台市黄海原种场（32°52′～32°57′N，120°07′～120°53′E），为暖温带与亚热带过渡区，年平均日照时长2 231.9 h，年平均气温15.0 ℃，年平均降水量1 061.0 mm[19]。研究区域农田由滩涂盐碱地改良而成，土壤类型为粉砂质壤土，砂粒、粉粒和黏粒含量占比分别为36.2%、56.7%和7.1%。土壤pH 为8.28，电导率（EC）为0.10 mS·cm-1，土壤有机碳（SOC）为4.58 g·kg-1，全氮（TN）为0.48 g·kg-1，全磷（TP）为0.60 g·kg-1，全钾（TK）为16.92 g·kg-1，土壤Cu含量为11.71 mg·kg-1，Zn 含量为62.20 mg·kg-1，Pb 含量为19.88 mg·kg-1，Cd含量为0.11 mg·kg-1。

1.2 供试材料

供试沼液采自中粮肉食（江苏）有限公司下属的黄海沼气站。采用水泡粪工艺清收猪舍内粪污，液体经匀浆池（总固体浓度控制在2.0%～3.0%）混合升温后进入发酵罐，36～38 ℃下全混合厌氧反应器（CSTR）发酵15～20 d。液体排入沼液存储池并稳定1～2 个月，存储池的中上层为沼液。沼液基础理化性质及重金属含量见表1。供试生物炭购自安徽海泉新能源有限公司，由稻壳在缺氧条件下高温裂解而成，裂解温度和时间分别为800 ℃和120 min，其基础理化性质及重金属含量见表2。

表1 供试沼液基本理化性状Table 1 The basic physicochemical properties of biogas slurry used in the study

表2 供试生物炭基本理化性质Table 2 The basic physicochemical properties of biochar used in the study

1.3 试验设计

田间小区试验开始于2016 年。沼液用量（S）设置不施用、低（按农田推荐施氮水平，205 kg∙hm−2）、中和高（当地实际施氮量，410～625 kg∙hm−2）4 个沼液施用水平，生物炭用量（B）设置施用（15 t∙hm−2）和不施用2个水平，完全方案设计，共8个处理。根据不同沼液用量及是否添加生物炭，依次编号为S0、S0+B、S1、S1+B、S2、S2+B、S3、S3+B。各处理编号和具体施用量见表3。每个处理重复3 次，共24 个小区，小区面积为60 m2，小区间垒土埂，铺设防渗布。各小区完全随机排列。沼液按设计的总量分期施用，分为基肥、蘖肥、穗肥，比例为2∶1∶2。各处理田间沼液与灌溉水的总量保持相同。此外，生物炭于试验开始前一次性施入，翻耕20 cm，与土壤均匀混合。种植水稻品种为淮稻5号，田间管理与当地习惯相同。

表3 试验设计Table 3 The experiment design

1.4 样品采集

在水稻收获期（2019年10月），各小区按“S”形多点采集0～20 cm 土层土壤，混合均匀，按四分法保留1 kg土样，自然风干后去除沙砾、植物残体，研磨后分别过60 目和100 目土筛，用于重金属生物有效性分析。按照“点对点”的原则与土壤样品同步采集水稻植株，每点采集3 株，并混合为一个植物样品。将采集的植株样品带回实验室清洗干净，自然风干后将水稻籽粒分离出来，70 ℃烘干至恒质量，粉碎装袋待测。

1.5 分析方法

土壤和籽粒中重金属含量采用HCl-HNO3-HFHClO4体系消解[5]，沼液重金属含量采用HNO3-HClO4消解。用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，Nex⁃ION 300X，PerkinElmer，美国）测定消解液中重金属Cu、Zn、Pb 和Cd 含量。试验以国家标准物质GSS-189（土壤）、GSB-22（稻米）进行质量控制。

土壤中重金属各化学形态含量采用改进的BCR三步提取法[20]，根据赋存形态将重金属分为4 种形态：弱酸提取态（F1，可交换态和碳酸盐结合态，易被植物吸收）、可还原态（F2，铁锰氧化物结合态，较易被植物利用）、可氧化态（F3，有机物及硫化物结合态，较难被植物利用）、残渣态（F4，一般存在于矿物晶格中，难以被植物利用）。其中，由于F1 的活性最强[21]，以F1 的质量分数表征重金属生物有效性。重金属不同形态（F1、F2、F3、F4）质量分数的计算如公式1所示。

分别采用雷磁pH 计（PHSJ-5）和电导率仪（FE30 Plus）测定土壤、生物炭、沼液的pH 和EC 值。其中，土壤和生物炭的固液质量比为1∶5，沼液摇匀后直接测定。土壤和生物炭通过HClO4-H2SO4体系消解，沼液通过HNO3-HClO4体系消解，随后分别通过钼锑抗分光光度法和火焰光度法测定TP 和TK。土壤SOC 含量以及沼液TOC 含量采用TOC 仪（Multi N/C 3100）测定，土壤及沼液TN 采用凯氏定氮法测定，生物炭C、N 采用元素分析仪（PE 2400，美国）测定。沼液-N 采用纳氏试剂分光光度法测定；沼液-N 采用离子色谱法测定。生物炭灰分采用灼烧法测定；生物炭阳离子交换量通过乙酸铵交换、乙醇淋洗-蒸馏法测定；生物炭比表面积采用比表面积分析仪（Micromeritics ASAP2020M，美国）测定。

1.6 数据处理

使用SPSS 22.0 进行数据分析，采用Duncan 法比较不同沼液用量间重金属含量与生物有效性，以及土壤理化性质的显著性差异，配对样本t检验比较施用生物炭前后同一沼液用量下重金属含量与生物有效性，以及土壤理化性质的差异显著性。应用R-Cor⁃rplot程序进行相关性分析，显著性水平设置为P<0.05。

2 结果与分析

2.1 生物炭对施用沼液土壤重金属含量的影响

与对照相比，无论是否添加生物炭，低沼液用量处理（S1、S1+B）的Cu、Zn 含量无显著差异，中、高沼液用量处理（S2、S3、S2+B、S3+B）二者的含量显著高于对照（P<0.05，图1）。添加生物炭前，不同沼液用量处理中Pb 含量无显著差异，添加生物炭后，S1+B、S3+B显著高于对照。此外，无论是否添加生物炭，低、中沼液用量处理（S1、S2、S1+B、S2+B）的Cd 含量与对照无显著差异，高沼液用量处理（S3、S3+B）Cd含量显著低于对照（P<0.05）。

图1 生物炭对施用沼液土壤Cu、Zn、Pb和Cd含量的影响Figure 1 Effects of biochar application on the contents of Cu，Zn，Pb，and Cd in soils fertilized with biogas slurry

2.2 生物炭对施用沼液土壤重金属生物有效性的影响

添加生物炭前，低沼液用量处理（S1）土壤中四种重金属的F1质量分数无显著差异，但中、高沼液用量（S2、S3）处理Cu、Zn、Pb和Cd的F1质量分数显著提升（图2）。添加生物炭后，中、高沼液用量处理（S2+B、S3+B）Cu 和Pb 的F1 质量分数较添加前显著下降（P<0.05）。

图2 生物炭对施用沼液土壤中Cu、Zn、Pb和Cd各形态分布的影响Figure 2 Effects of biochar application on the distribution of four fractions of Cu，Zn，Pb，and Cd in soils fertilized with biogas slurry

对其他形态而言，无论是否添加生物炭，低沼液用量处理（S1、S1+B）土壤中四种重金属的F2、F3、F4质量分数均无显著差异，但中、高沼液用量处理（S2、S3、S2+B、S3+B），Cu、Zn、Pb 和Cd 的F2 质量分数较对照显著提升（P<0.05），F3 质量分数无显著变化，F4 质量分数则显著降低。此外，同等沼液用量下，添加生物炭前后，Cd 各形态质量分数无显著差异，但添加生物炭后Cu、Zn 和Pb 的F2 质量分数在中、高沼液用量下较添加前显著上升，Zn 的F4 质量分数则显著降低（P<0.05）。

2.3 生物炭对施用沼液水稻籽粒重金属含量的影响

添加生物炭前，施用沼液处理（S1、S2、S3）使水稻籽粒中Cu 含量增加了44.0%～116.5%，但Pb、Cd 含量无显著变化（图3）。然而，籽粒中Zn 含量在中、高沼液用量下（S2、S3）显著降低（P<0.05）。添加生物炭后，三个沼液用量处理（S1+B、S2+B、S3+B）籽粒中Zn、Pb 和Cd 含量较添加前均无显著变化，但中、高沼液用量处理（S2+B、S3+B）Cu 含量显著降低了21.8%～37.5%。

图3 生物炭对施用沼液水稻籽粒中Cu、Zn、Pb和Cd含量的影响Figure 3 Effects of biochar application on the contents of Cu，Zn，Pb，and Cd in rice seed fertilized with biogas slurry

2.4 生物炭对施用沼液土壤理化性质的影响

无论是否添加生物炭，低沼液用量处理（S1、S1+B）土壤pH 值、EC 值和SOC、TP、TK 含量均无显著差异（图4）。在中、高沼液用量处理（S2、S3、S2+B、S3+B），添加生物炭前土壤pH 值较对照显著降低（P<0.05），但SOC、TK 含量显著增加，EC 值和TP 含量则无显著变化。添加生物炭后土壤pH值较对照显著降低，SOC 和TP 含量显著增加，而EC 值和TK 含量无显著变化。无论是否添加生物炭，施用沼液均使TN 含量显著增加。此外，同等沼液用量下，添加生物炭后EC 值和TP、TK 含量与添加前无显著差异。然而，添加生物炭后，中、高沼液用量处理土壤pH 值、TN 含量较添加前显著提升。

图4 生物炭对施用沼液土壤理化性质的影响Figure 4 Effects of biochar application on the physicochemical properties of soil fertilized with biogas slurry

2.5 土壤理化性质与重金属含量及生物有效性的关系

添加生物炭前，S0、S1、S2、S3处理土壤中Cu、Zn、Pb 和Cd 的F1 质量分数与SOC、TK 呈显著正相关，与土壤pH呈显著负相关（表4）。对籽粒中重金属而言，Cu的含量与土壤中Cu的含量及其F1、F2质量分数呈显著正相关（P<0.05），与其F4 质量分数呈显著负相关；Zn 的含量与土壤中Zn 的含量及其F1、F2 质量分数呈显著负相关，与其F4质量分数呈显著正相关；但Pb 和Cd 含量与各因子无显著相关性（表5）。从表4可以看出，添加生物炭后，S0+B、S1+B、S2+B、S3+B 处理土壤中Cu、Zn、Pb 和Cd 的F1 质量分数与SOC、TP、TN 呈显著正相关，与土壤pH 呈显著负相关。对籽粒中重金属而言，Zn含量与土壤Zn含量及其F1、F2质量分数呈显著负相关，与其F4呈显著正相关，其余三种重金属与土壤重金属含量及其形态质量分数无显著相关性（表5）。

表4 未施用生物炭和施用生物炭处理下土壤重金属弱酸提取态质量分数与土壤理化性质的相关性Table 4 Correlation between mass fraction of heavy metals in the weak acid extractable form and physicochemical properties of soil under treatment with and without biochar

表5 未施用生物炭和施用生物炭处理下籽粒中重金属与相应土壤重金属含量及其四种形态质量分数的相关性Table 5 Correlation between heavy metals in rice seed and soil heavy metals and their four speciation under treatment with and without biochar

3 讨论

研究发现，施用沼液能提高土壤重金属的含量及生物有效性。冯露等[22]研究发现，连续施用沼液10 年后，土壤中Cu、Zn 的含量积累明显。AI 等[23]的田间实验结果显示，施用340～680 kg·hm-2（以N 计）沼液后，蔬菜地土壤Cu 和Zn 含量增加了1.3～4.8 倍。韩金等[24]研究发现，向不同pH 的土壤中施用2 700 m3∙hm−2沼液使土壤弱酸提取态Cu、Zn 和Pb 的质量分数增加了14.3%～122.2%。本研究发现，与不施用沼液相比较，施用低量（250 m3·hm-2）沼液对土壤重金属各形态无显著影响，而施用中、高量（500～750 m3·hm-2）沼液能提高土壤中Cu、Zn、Pb 和Cd 的弱酸提取态质量分数（P<0.05），说明施用500～750 m3·hm-2沼液能提高稻田土壤Cu、Zn、Pb 和Cd 的生物有效性。因此，滨海稻田施用沼液过程中，建议采取重金属钝化措施降低其生物有效性，以降低重金属环境风险。施用生物炭能显著降低土壤重金属的生物有效性。YANG 等[25]研究发现，施用猪粪炭使稻田土壤弱酸提取态Pb、Zn 和Cd 的含量分别降低了81.4%～97.4%、39.3%～82.7% 和21.5%～48.9%。LU等[26]的研究结果表明，稻草炭使重金属污染稻田土壤中弱酸提取态Cd、Cu、Pb 和Zn 的含量分别降低了11.3%、17.1%、34.8%和6.5%。本研究发现，中、高沼液用量下，添加生物炭使土壤弱酸提取态Cu 和Pb的质量分数显著降低，可还原态显著上升，说明添加生物炭可能使土壤弱酸提取态Cu 和Pb 转化为活性更低的可还原态，从而降低其生物有效性。这种变化的原因可能在于：一方面，生物炭通过表面丰富的含氧官能团（如等）或π 电子与重金属结合引发络合反应钝化重金属[27]；另一方面，施用生物炭使中、高沼液用量下土壤pH 增加。相关性分析结果也表明，弱酸提取态Cu、Pb 的质量分数与土壤pH 呈显著负相关，即土壤pH 的上升可能是Cu、Pb 生物有效性降低的重要原因。一方面，随着pH 的升高，土壤黏土矿物、有机物以及胶体去质子化，使得土壤颗粒表面负电荷增加，导致土壤对重金属阳离子的亲和性和吸附能力增强，从而降低重金属的迁移能力[28]；另一方面，随着土壤碱性的增加，土壤中重金属离子易与OH-和生成难溶态的Pb5（PO4）3OH、Cu（OH）2等沉淀，且生物炭能与沉淀结合，进一步降低重金属在土壤中的移动性[29]。pH 的升高同时也削弱了H+的竞争作用，导致土壤中的铁锰氧化物、有机质和重金属结合更紧密[30]。此外，施用生物炭对稻田土壤的弱酸提取态Zn、Cd 无显著影响，这可能与不同重金属离子之间的竞争吸附有关，即Cu、Pb 被优先吸附，而生物炭对Zn、Cd 的影响较小。马武生等[31]和NIGHTINGALE JR[32]认为由于Zn2+、Cd2+的水化半径大，在其吸附过程中易受到其他重金属离子的竞争作用。

研究表明，施用生物炭能有效抑制作物对重金属的吸收。段桂兰等[33]研究发现，向重金属污染的稻田施用2%～8%用量的稻秆生物炭后，水稻籽粒中Cu、Zn 和Cd 含量显著降低。ZHENG 等[34]的田间试验也表明，稻秆生物炭和豆秆生物炭（20 t·hm-2）能显著降低重金属污染稻田土壤Cd、Zn、Pb 的生物有效性，从而使重金属在糙米中的含量降低了26%～71%。本研究表明，添加生物炭前，随着沼液用量的增加，水稻籽粒中Cu 的含量显著上升。相关性结果显示，籽粒中Cu 含量与土壤Cu 含量及其弱酸提取态质量分数呈显著正相关。因此，降低施沼液稻田土壤中Cu 弱酸提取态的含量对保障籽粒食用安全而言显得尤为必要。此外，施用中、高量沼液使水稻籽粒Zn含量显著降低，这可能与籽粒中Cu 含量的上升有关。季冬雪等[35]认为，由于Cu与Zn作用于水稻的共同生物位点，籽粒中Cu 含量的上升可能会干预植物对Zn 的吸收。添加生物炭后，中、高沼液用量下水稻籽粒中Cu的含量显著降低，而Zn、Pb 和Cd 含量无显著变化。Cu 在籽粒含量中降低的原因可能是由于添加生物炭降低了土壤Cu 的生物有效性。添加生物炭前后，Zn、Cd在水稻籽粒中的含量无显著差异，也与添加生物炭对土壤Zn、Cd 的生物有效性无显著影响有关。对Pb 而言，施用生物炭降低了土壤Pb的生物有效性，但对水稻籽粒中Pb 的含量无显著影响，这种差异的原因有待进一步探讨。需要说明的是，添加生物炭前后，即使在最高沼液用量下籽粒中四种重金属含量也均未超过GB 2762—2017 中相应限值。说明稻田沼液替代化肥并未产生明显的重金属污染风险。然而，由于施用沼液使籽粒中Cu 含量明显增加，尽管其含量低于国家相应标准，并且施用生物炭能显著降低其含量，但在长期施用沼液的稻田中，仍有必要对Cu的生物有效性进行连续观测。

4 结论

（1）稻田施用中、高量（500～750 m3∙hm−2）沼液时，添加生物炭可显著降低土壤Cu 和Pb 的生物有效性。

（2）添加生物炭对水稻籽粒中Zn、Pb 和Cd 的含量无显著影响，但可显著降低籽粒中Cu的含量。