城市源生物炭对城市土壤溶解性有机质及重金属有效态的影响

吴文雨，唐剑锋，郑思俊，柯紫妍，耿春女

（1.上海应用技术大学 生态技术与工程学院,上海 201418；2.中国科学院 城市环境研究所宁波观测研究站,浙江宁波 315830；3.中国科学院 城市环境研究所城市环境与健康重点实验室,福建 厦门 361021；4.上海市园林科学规划研究院,上海 200232）

城镇化的快速发展加快了工业发展的同时，也带来了城市环境问题，如土壤中重金属含量较高[1-2]。目前普遍采用固化稳定化、土壤淋洗等技术对重金属污染土壤进行修复[3]。固定稳定化技术能够快速降低重金属在土壤中的有效性从而降低环境风险，具有成本低和时间短的优点，但重金属的稳定性受到环境条件的影响，在一定的环境条件下可能会重新释放到环境中[4]；土壤淋洗利用化学试剂能够根本性地从土壤中去除重金属并修复土壤，但化学试剂的淋洗可能造成二次污染[5]，而且对于黏土含量高的土壤淋洗效果不佳[6]。如何有效地修复城市土壤重金属污染，降低其环境风险，成为近年来研究的热点之一。此外，城镇化的快速发展也增加了城市废弃物的产生，如污水处理厂的污泥、城市园林废弃物、城郊农作物秸秆、生活垃圾等。目前这些城市废弃物常用的处理方法主要是填埋和焚烧[7]：但是填埋不仅占用大量土地，而且产生大量渗滤液，可能会对周边土壤和地下水产生极大环境危害[8]；垃圾焚烧会产生废气、炉渣和飞灰等新的污染源[9]。如何处置城市废弃物亦成为城市重要的环境问题之一。

生物炭是在缺氧或者氧气有限的条件下热解（＜700 ℃）得到富碳物质，其表面含有大量的官能团和负电荷，能够吸附重金属，在治理重金属污染中表现出潜在利用价值[10]。溶解性有机物质（dissolved organic matter,DOM）主要由芳香族和脂肪族结构的有机化合物、腐殖质、蛋白质等含碳分子组成[11]，是土壤中最活跃的组分之一，对土壤肥力、微生物生长及有机质循环等有重要影响[12]。

目前的研究多集中在利用农作物秸秆、稻壳等制备生物炭来钝化农田土壤中的重金属等方面，而对于城市源生物炭对城市土壤中重金属形态的研究，尚未见报道。基于生物炭可以降低土壤中重金属的有效性从而降低环境风险，本研究设想是否可以利用城市废弃物制备成生物炭来钝化城市土壤中的重金属，从而实现废弃物的资源化利用。因此本研究选择2 种典型的城市土壤（工业土壤和滨河土壤，富含重金属），通过加入3 种城市废弃物制备的生物炭，研究生物炭对城市土壤中的重金属的有效性和土壤DOM 的影响，从而阐明重金属与土壤DOM 之间的关系，为城市废弃物作为土壤重金属的钝化剂提供基础数据，从而实现城市废弃物的资源化利用。

1 材料和方法

1.1 供试土壤和生物炭

本研究以工业土壤（取自某工业污染地块）和滨河土壤（取自某疏浚河道底泥作为土壤表层覆土）作为供试土壤，园林修剪的树枝生物炭（WC，混合的木屑，300～500 ℃裂解，制备时间24 h）、生活垃圾生物炭（DC，4 种厨余米饭、菜叶、骨头、果皮的质量比为4∶4∶1∶1，均为烘干/晾干后质量，升温速率为10 ℃/min，终止温度为800 ℃）和稻壳生物炭（RC，300～500 ℃裂解，制备时间1 h）作为供试生物炭（基本理化性质见表1）。

表1 供试土壤和生物炭的基本性质Tab.1 Basic properties of the soil and biochars

1.2 培养试验

在2 种供试土壤中分别加入2%的生物炭（WC、DC 和RC），混合均匀后，将含水量调节到田间最大持水量的70%，25 ℃下培养56 d。每个处理设置3 个重复，并设置不加生物炭的土壤作为对照（CK）。培养完成后，自然风干，过2 mm 筛后保存备用。

1.3 DOM 的提取测定

称取3 g 风干土壤或土壤和生物炭的混合物放入50 mL 离心管中，加入30 mL 超纯水，振荡，离心，过滤，将滤液保存在 -20 ℃ 待分析[13]。溶解性有机炭（dissolved organic carbon，DOC）含量采用TOC 分析仪（Elementar 公司，Vario TOC）进行测定。使用紫外可见分光光度计Specord250（Thuringia 公司）对样品进行紫外光谱测定。DOM 组成采用三维激发-发射荧光光谱仪（Varian公司）测试。三维荧光光谱联合平行因子分析（excitation emission matrix with parallel factor analysis,EEM-PARAFAC）是基于三线分解理论、采用交替最小二乘法的一种多应用于三维及多维数据解析的数学方法[14]，利用Matlab2016a 软件DOMFluor 工具包[15]进行平行因子分析，并利用drEEM 工具包的平滑函数去除残留的分散[16]。进行PARAFAC 建模时，用2～8 个组分进行数据拟合，并采用裂半分析和残差分析检验PARAFAC模型有效性，最终经过反复迭代确定合适的DOM组分数[17]，用四维半分分析程序分别验证2 种土壤的3 组分模型[15]。用每个组分的激发和发射最大荧光值（Fmax）来定量组分，并与已经发表的在线光谱库（http://www.openfluor.org）中给出的数据进行比对。研究中相关紫外和荧光光谱参数计算方法见表2 和表3。

表2 紫外-可见吸收光谱描述Tab.2 Description of uv-vis absorption

表3 荧光光谱参数描述Tab.3 Description of fluorescence spectra parameters

1.4 分析方法

pH 采用1∶10 的土水比用酸度计（sartorius，PB-10）测定；有机质使用《土壤有机质测定法》（GB9834-1988）标准进行测定；重金属总量采用硝酸-盐酸-氢氟酸对土壤进行消解；使用0.01 mol·L-1CaCl2溶液对重金属的有效态进行提取，振荡，离心，然后上清液通过0.45 μm 滤膜过滤，滤液中的重金属含量使用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS，赛默飞公司）进行测定。

使用Excel 进行数据分析和图表绘制；使用SPSS16.0 进行双因素方差分析、荧光参数和重金属有效态含量的相关性分析。

2 结果与讨论

2.1 土壤重金属有效态含量

工业土壤的Cu、Zn 和Pb 的总量分别为18 220、22 027 和3 229 mg·kg-1，而滨河土壤中分别为30.44、5 676.24 和29.79 mg·kg-1（见表1），由此可见，工业土壤的Cu、Zn 和Pb 的总量显著高于滨河土壤的。工业土壤的Cu、Pb 和Zn 的有效态含量分别为1 694、151 和9 556 μg·kg-1，亦高于滨河土壤中的，滨河土壤中的含量分别为92.94、1.80 和2 625 μg·kg-1。生物炭与土壤共培养56 d 后，重金属有效态含量的数据见图1。根据3 种重金属在土壤中的有效性可以分成2 种：①工业土壤的Cu 和Pb 的有效态含量，分别为246 μg·kg-1和69 μg·kg-1，亦高于滨河土壤（45.2 μg·kg-1和1.7 μg·kg-1）；Cu 和Pb 的有效态百分比在工业土壤中分别占0.001%和0.002%，在滨河土壤中分别占0.149%和0.006%；②工业土壤的有效态Zn 的含量，与滨河土壤无显著差异。

图1 培养56 d 后的土壤中Cu、Pb 和Zn 的有效态含量Fig. 1 Available concentrations of Cu,Pb and Zn in soil after 56 d of incubation

生物炭的添加对重金属有效态含量的影响，因重金属种类、土壤类型（p＜ 0.001）和生物炭类型（p＜ 0.05）而异，此外土壤和生物炭之间还存在着显著的交互作用（p＜ 0.05）。对滨河土壤来说，3种生物炭的施用降低了土壤中有效态Zn 含量，其中仅DC 处理效果达到显著水平，与对照相比降低了49.03%，这与DC 的高DOC 含量有关（见表1），根据Tang 等[13]的研究可知，DOC 含量与重金属的有效性具有显著负相关性；3 种生物炭的施用对Cu 和Pb 的有效性影响甚微。而对工业土壤来说，3 种生物炭的施用却增加了Cu 和Pb 的有效态含量（见图1），WC、DC 和RC 处理的有效态Cu 含量分别比对照增加64.86%、74.02%和60.31%；WC、DC 和RC 处理的有效态Pb 含量分别比对照增加57.21%，69.12%和91.80%；3 种生物炭的施用对有效态Zn 含量的影响甚微。

2.2 土壤DOC 含量

工业土壤的有机质显著高于滨河土壤中的有机质含量，工业土壤的有机质为59.8 g·kg-1，滨河土壤的有机质含量为12.6 g·kg-1。然而，滨河土壤的DOC 却显著高于工业土壤，滨河土壤和工业土壤的DOC 含量分别为128 和64.3 mg·kg-1。这是因为滨河土壤的pH 高于工业土壤的pH（见表1），碱性条件有利于DOM 的释放，从而造成DOC 含量高[34]。培养56 d 后，土壤中的DOC 含量显著降低，滨河土壤和工业土壤的DOC 含量分别为93 mg·kg-1和23 mg·kg-1，分别比培养前降低了27.7%和64.1%（图2）。

图2 培养56 d 后的土壤中溶解性有机碳含量Fig. 2 Dissolved organic carbon concontrations in soil after 56 d of incubation

培养56 d 后，不同生物炭处理的土壤中DOC的含量见图2。方差分析表明，土壤类型（p＜0.001）和土壤与生物炭的交互作用（p=0.01）存在显著差异，而生物炭处理间无显著差异（p=0.122）。对滨河土壤来说，WC 和DC 处理降低了土壤DOC 含量，而RC 处理增加了土壤DOC 含量，但是均未达到显著水平；但是与WC 和DC 处理相比，RC 处理显著增加了土壤中DOC 的含量，增加了约50%。生物炭能够增加土壤中DOC 含量，肖建南[35]在水稻土中施用稻壳生物炭，土壤中DOC 含量与生物炭施用水平成正比。在菜地和稻田中施加不同水平（0%、2.5%、5%或10%）的秸秆生物炭进行培养，土壤DOC 含量随着生物炭施用量增加而升高[36]。对工业土壤来说，3 种生物炭的施用均未增加土壤中DOC 的含量，这可能是因为工业土壤中有机质含量高，而DOC 含量低，2%生物炭的施用激活了土壤中的微生物，导致工业土壤在培养过程中DOC 比滨河土壤降解更快（64.1% ＞ 27.7%）。

2.3 土壤DOM 组成

2.3.1 紫外可见吸收光谱特征

SUVA254为254 nm 处UV 的吸收系数与DOC 浓度之比，可表示DOM 的芳香性，该值越大，表明芳香化程度越高，有机物越稳定[37]。通常SUVA254＞ 4 L·mg-1·m-1表明主要是疏水性组分尤其是芳香结构物质含量占优势；而SUVA254＜ 3 L·mg-1·m-1代表DOM 中亲水性组分含量较高[38]。WC、DC 和RC 的SUVA254值分别为0.43、0.20和0.07，说明3 种生物炭的亲水性组分含量可能较高（见表4）。滨河土壤和工业土壤DOM 的SUVA254值分别为（8.22 ± 1.51）L·mg-1·m-1和（1.92 ± 0.35）L·mg-1·m-1，这说明滨河土壤的DOM 中芳香性含量高得多。生物炭施用后，增加了滨河土壤溶液中的SUVA254值，WC 处理组最为显著，与对照相比增加了15.13%；对工业土壤来说，WC 和DC 处理分别比对照增加了18.36%和18.19%，RC 处理却降低了36.48%，但未达到显著水平。

观察组38例中，治愈25例，显效12例，无效1例，总有效率为97.37%；对照组38例中，治愈13例，显效17例，无效8例，总有效率为78.95%，观察组明显优于对照组，两组比较，差异有统计学意义（P＜0.05）。

表4 培养56 d 后土壤DOM 的紫外参数Tab.4 UV parameters of soil DOM after 56 d of incubation

SUVA260为260 nm 处UV 的吸收系数与DOC 浓度比值，用来表示DOM 中疏水性组分的含量[28]。培养56 d 后滨河土壤和工业土壤的SUVA260值分别为（11.29 ± 5.35）L·mg-1·m-1和（1.74 ± 0.32）L·mg-1·m-1，表明滨河土壤中疏水性有机质含量更高，与SUVA254呈现结果一致。与对照相比生物炭施用后增加了滨河土壤溶液中的SUVA260值，WC 和DC分别比对照增加了18.53%和1.61%，而RC 处理却降低了34.04%，但均未达到显著水平。对工业土壤来说，WC 和DC处理增加了11.45%和16.54%，而RC 处理却降低了27.78%，但均未达到显著水平。

光谱斜率比值（SR）由275～295 nm 波长区域斜率与350～400 nm 波长区域斜率的比值获得[39]。SR能定性反映DOM 分子量，与分子量成反比[40]。56 d 后滨河土壤和工业土壤的SR值分别为0.33 ±0.04 和1.89 ± 0.52，这说明滨河土壤DOM 的分子量显著高于工业土壤。2%生物炭的添加量并未显著改变2 种城市土壤DOM 的分子量，这可能与2%的生物炭施用量偏低有关。

2.3.2 荧光组分变化

采用平行因子分析法分析生物炭与2 种土壤共培养56 d 后DOM 的荧光光谱，可以观测到3 种荧光成分（见图3）。组分C1（λEx/λEm=235(285)/360）和C3（λEx/λEm≤ 220(250)/411）为类腐殖质物质[41-43]，C1 和C3 可能是光化学产生的，也可能是生物降解产生的[44-45]。组分C2（λEx/λEm=220(280)/350）为类蛋白质物质[46-47]，该物质主要是由浮游植物和微生物的作用所产生，本研究中C2的产生主要是由微生物引起的。

图3 培养56 d 后土壤DOM 的组分图Fig. 3 Component of soil DOM after 56 d of incubation

培养56 d 后，滨河土壤的DOM 显著高于工业土壤，组分C1、C2 和C3 的含量分别是工业土壤的26.25 倍、15.02 倍和5.22 倍（见表4）。

如表4 所示，RC 处理显著降低了滨河土壤C2 和C3 的含量，与对照相比，分别降低了81.9%和40.4%。

与对照相比，3 种生物炭的处理，增加了C1 的百分含量，而降低了C2 的百分含量，以RC 处理变化最大，C1 由对照的36.38%增加到75.78%，C2由对照的59.30%降低到19.63%。生物炭的添加，对工业土壤的C1、C2 和C3 的绝对值和相对百分比无显著影响（见表5 和图4）。

图4 生物炭与土壤共培养56 d 后DOM 各组分含量变化Fig. 4 Changes of soil DOM component content in co-culture of soil and biochar at 56 d

表5 培养56 d 后土壤的参数Tab.5 parameters of the three components of the soil after 56 d of incubation

2.4 重金属有效性与DOM 的相关性分析

表6 滨河土壤DOM 各项参数与有效态含量的相关性分析Tab.6 Correlation analysis between DOM parameters and the available concentrations of the riverine soil

HIX 常用来表征DOM 腐殖化程度，高HIX值表明腐殖化程度较高，DOM 较稳定[32]，HIXb是HIXa的改进形式,其目的在于避免内滤效应干扰。滨河土壤的HIX 值是工业土壤的1.46 倍，所以滨河土壤DOM 更为稳定。

BIX 是反映DOM 溯源及自生贡献比例的指标，其值越大表明自生源性及生物可利用性越强[48]，当BIX＞1 为新近生物或细菌引起的自生来源为主；0.8＜BIX＜1.0 表示存在新生的内源较多；0.6＜BIX＜0.8 表示内源贡献较少，受陆源输入或人类活动影响[33]。滨河土壤BIX 在1.06～ 1.50，工业土壤BIX 在1.03～ 1.31，这说明2 种土壤中DOM 以自生来源为主。

如表7 所示，滨河土壤的pH 与α(355)、SUVA254、SUVA260、Fn(355)和FI 值分别呈显著正相关（p＜0.05）；pH 与DOC 和BIX 呈显著负相关（p＜0.05）；Cu 与α(355)、Fn(355)和FI 值分别呈显著正相关（p＜0.05）；Cu 与BIX 呈显著负相关（p＜0.05），这说明滨河土壤存在的有效态Cu 抑制了土壤中微生物的生长；Zn 与α(355)呈显著正相关（p＜0.05）；Zn 与HIXa呈显著负相关（p＜0.05）；Cd 和Pb 都与α(355)呈显著正相关（p＜0.05）。工业土壤的pH 与DOC 呈显著负相关（p＜0.05）；Cu 与FI 呈显著正相关；Cu 与BIX 呈显著负相关，这说明工业土壤DOM 中有效态Cu 抑制了土壤中微生物的生长；Zn 与Fn(355)呈显著负相关。

表7 工业土壤DOM 各项参数与有效态含量的相关性分析Tab.7 Correlation analysis between DOM parameters and the available concentrations of the industrial soil

2.5 评估不同土壤对DOM 参数和重金属有效态含量影响的方差分析模型

土壤类型和生物炭处理，对重金属有效态、紫外和荧光参数的双因素方差分析见表8。这些影响可以分成3 种类型:①土壤类型、生物炭处理和它们之间的交互作用均有显著影响,包括重金属（Cu、Pb、Zn）有效态、SUVA254、Fn（355）和FI；②土壤类型和土壤与生物炭之间的交互作用有显著影响，包括DOC、HIX 和BIX；③仅土壤类型有显著影响，包括SUVA260、SR和α(355)。因此，重金属有效态含量、土壤DOC 含量、DOM 紫外和荧光参数在2 种土壤之间，存在显著差异。

表8 各参数在不同土壤和生物炭处理的相互作用下的方差分析Tab.8 Analysis of variance for each parameter with the interaction of different soil and biochar treatments

3 结语

3 种生物炭的施用改变了土壤的重金属有效态和溶解性有机质组分，但2 种土壤呈现了不同的变化：

（1）工业土壤的Cu 和Pb 的总量和有效态含量均高于滨河土壤；工业土壤的Zn 总量，显著高于滨河土壤，但有效态含量无差异。生活垃圾生物炭降低了滨河土壤的锌有效态含量（降低了49.03%）。

（2）工业土壤的有机质显著高于滨河土壤，但工业土壤的溶解性有机碳含量64.3 mg·kg-1却显著低于滨河土壤128 mg·kg-1。3 种生物炭的施用均未增加土壤中溶解性有机碳含量。

（3）紫外可见吸收光谱表明：滨河土壤DOM芳香性、疏水性和分子量均显著高于工业土壤。

（4）平行因子分析得到3 种组分：组分C1 和C3 为类腐殖质物质。组分C2 为类蛋白质物质。

（5）RC 处理，显著降低了滨河土壤C2（从51.52 下降到9.35）和C3（从3.76 下降到2.24）的含量。与对照相比，3 种生物炭的处理均增加了C1的百分比，从而降低了C2 的百分比，以RC 处理变化最大，C1 由对照的36.38%增加到75.78%，C2由对照的59.30%降低到19.63%。