负载铵态氮对生物炭钝化土壤中镉性能的影响

胡嘉源,王 倩,吴贝贝,施维林,史广宇*(.苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏 苏州 5009；.蚌埠康源生态环境科技有限公司,安徽 蚌埠 33000)

研究表明,中国农用地土壤中平均Cd 含量约为0.35mg/kg,远高于中国土壤中Cd的背景值[1-2].Cd的转运系数远高于铜、镍、铬等元素,农用地土壤Cd污染不仅影响植物正常生理活动,还可能导致植物生物量减小、Cd 含量超标,甚至死亡[3].实现Cd 污染农田安全利用的途径已由最初的“替代种植”变为当下的“安全生产”.成本较低、简便易行的生物炭还田技术被广泛用于Cd污染农田的修复,研究表明,施加1%(w/w)田菁炭可显著降低土壤中有效态Cd 含量约24.3%(P<0.05)[4];添加5%(w/w)巯基改性玉米秸秆生物炭可使土壤中有效态 C d 含量降低约35.8%[8]5.乐清市、温岭市、桐庐县等地已推广使用生物炭作为农田土壤原位钝化材料[4-6].

近年,有学者提出将吸附面源污水中铵态氮(NH4+-N)后的生物炭还田,以实现农业面源污染氮负荷的削减和NH4+-N 从水体到田间的安全转移,并取得良好的NH4+-N 缓释和土壤氮素流失抑制的效果[7-10].吸附NH4+-N 的生物炭是否具有钝化土壤中Cd 的能力尚不清楚,Cd2+和NH4+-N 均为阳离子,可能存在竞争性吸附现象,但生物炭并非仅借助静电吸引、离子交换、络合和共沉淀等手段达到固定稳定化土壤中Cd 的目的,其还可以通过提高土壤pH 值和驱动微生物群落结构变化等途径降低土壤中有效态Cd 的含量[11].因此,研究负载铵态氮后的生物炭还田对Cd 钝化能力影响的具有一定的理论意义.本研究设置室内土壤试验和模拟吸附试验,以评估负载铵态氮对生物炭钝化Cd 能力的提升,并探讨负载铵态氮提高生物炭钝化土壤中Cd 能力的机理,以期为用于土壤重金属钝化的材料提供参考.

1 材料与方法

1.1 负载NH4+-N 的生物炭的制备

生物炭为 400 ℃热解的水稻秸秆生物炭(BC400),根据课题组前期研究结果,制备负载NH4+-N 的生物炭材料.水稻秸秆采自江苏省苏州市常熟市某农场,自然风干后备用.秸秆在限氧条件下400℃热解3h.随炉冷却至室温后取出,研磨过60 目筛,密封干燥保存.制备负载 NH4+-N 的生物炭(NBC400)的条件为:使用BC400 作为吸附剂,投加量为25g/L;溶液中NH4+-N 初始浓度为100mg/L;吸附时间为6h;氯化铵作为水中NH4+-N 的来源.吸附结束后,使用0.5µm 无纺布过滤,30℃风干,研磨后过60目筛,密封干燥保存.使用凯氏定氮法(KjeltecTM 8420,FOSS 公司)测定NBC400 所负载的NH4+-N 含量为2.20mg/g.

1.2 室内土壤试验

供试土壤采自广东省佛山市某农田,土壤pH 值为4.81,碱解氮含量为117.00mg/kg,有机质含量为26.20g/kg,镉含量为0.43mg/kg,铬含量为39.80mg/kg,铜含量为15.40mg/kg.本实验共设4 个处理组(表1),每组设置3 个平行试验,每盆土约2kg.BC400 和NBC400 的添加量均为 3%(w/w),N+BC 组添加0.392g 氯化铵(NH4+-N 含量约0.132g)以保证和NBC 组土壤中增加的NH+4-N 含量一致.各处理组的土壤均匀混合后,添加去离子水补足水分,使用称重法保持土壤含水量约为田间持水量的60%～70%,培养5 周.土壤有效态镉含量的测定采用二乙烯三胺五乙酸(DTPA)提取-火焰原子吸收分光光度法[12].阳离子交换量的测定采用乙酸铵法[13].委托上海美吉生物医药科技有限公司使用Illumina Hiseq2500平台进行土壤微生物高通量测序.

表1 各处理组的实验设计Table 1 Experimental design of each treatment

1.3 负载NH4+-N 对生物炭吸附镉性能影响的模拟实验

使用氯化镉和氯化铵配制溶液以模拟Cd2+和NH+4-N 竞争性吸附.精确称取0.500g 的BC400,分别加入 20mL 氯化铵-氯化镉溶液(氨氮浓度为100mg/L;Cd2+浓度分别为0,0.1,0.2,0.3,0.4mg/L)和20mL 氯化镉溶液(Cd2+浓度分别为0,0.1,0.2,0.3,0.4mg/L),调节溶液pH 为5.0, 25℃下180r/min 水浴恒温振荡6h,每组实验重复3 次.使用0.45µm 滤膜过滤溶液.使用纳氏试剂-分光光度法测定滤液和原水中NH+4-N 浓度,并计算生物炭的氨氮吸附容量[14];使用火焰原子吸收分光光度计(Z-2000,HITACHI 公司)测定滤液和原水中Cd2+的浓度[14],并计算溶液中Cd2+的去除率.

1.4 生物炭性质测定及表征

BC400 和NBC400 的粉末压片后测试其静态接触角(DSA25,Kruss 公司)[15].使用比表面积及孔径分析仪(V-sorb2800,国仪量子公司)测定BC400 和NBC400 的比表面积和孔体积.BC400 和NBC400 的粉末过筛后使用傅里叶变换红外光谱仪(INVENIO S,BRUKER 公司)测定其表面官能团的特征吸收峰.

1.5 数据处理

使用Excel 2019 计算数据的均值和标准差;使用SPSS 26 对各指标数据进行差异显著性检验(P<0.05);数据处理、分析和可视化使用OriginPro 2023 软件和美吉生物云平台.

2 结果与讨论

研究表明,DTPA-Cd 的含量适用于预测土壤中Cd 对作物的有效性以及作物中的Cd 的含量[16-17].施加生物炭可降低土壤DTPA-Cd 的含量,施加苹果木生物炭可降低土壤中 DTPA-Cd 的浓度约26.9%[18];土壤中DTPA-Cd 的浓度因施加秸秆生物炭显著降低约38.11%(P<0.05)[19].如图1 所示,BC 组土壤中DTPA-Cd 含量显著低于CK 组约15.61%(P<0.05).这是由于生物炭表面含有丰富的官能团和大量的吸附位点,可以有效络合和吸附土壤中的Cd2+[20].相较于CK 组,N+BC 组、BC 组和NBC 组土壤中 DTPA-Cd 含量分别显著降低约 11.05%,15.67%和31.83%(P<0.05).因此,推测负载-N 不仅增加了生物炭的比表面积和吸附位点的数量以提高生物炭的Cd2+吸附能力,还刺激了土壤中Cd 钝化功能微生物的富集.

图1 各处理组土壤中DTPA-Cd 的含量Fig.1 The content of DTPA-Cd in soils of different treatment

研究表明,溶液中共存的阳离子竞争生物炭表面的吸附位点,从而影响生物炭的吸附能力[21],Pb2+、Cu2+和Ni2+的竞争性吸附导致生物炭对3 种元素的吸附容量下降约48%～75%[22];偶氮染料、Cr6+和NH4+-N 竞争生物炭表面的吸附位点,降低生物炭对3 种污染物的去除效率[23].实验结果表明(图2a),BC400 的 Cd2+吸附容量随Cd2+浓度升高而增加,这与Liu 等[24]在松木屑生物炭吸附溶液中Cd2+的研究和Sun等[25]在改良鸡粪生物炭吸附溶液中Cd2+的研究中得到结果类似.溶液中Cd2+与氨氮竞争性吸附导致 BC400 的氨氮吸附容量降低,Cd2+浓度由0mg/L 增加至0.4mg/L,BC400 的氨氮吸附容量由2.69mg/g 降低至1.66mg/g,下降约38.29%.如图2b所示,向0.1mg/L 的Cd2+溶液中施加NBC400,Cd2+去除率高达97.19%,相较于施加BC400 的处理组,溶液中Cd2+的去除率显著提高约11.70%(P<0.05);向 0.2～0.4mg/L 的 Cd2+溶液中施加 BC400 和NBC400,溶液中的Cd2+的去除率维持在93.87%～95.46%.因此,负载-N不仅未显著降低生物炭的Cd2+吸附能力,还促进生物炭对低浓度Cd2+(0.1mg/L)的吸附,这可能是NBC 组土壤中DTPA-Cd 含量显著降低的原因之一.

图2 竞争吸附和负载NH4+-N 对生物炭氨氮和Cd2+吸附能力的影响Fig.2 The effect of competitive adsorption and pre-adsorbed NH4+-N on the capacities of ammonia nitrogen adsorption and Cd2+ of biochar

根据水滴在生物炭表面的接触角θ 可以推测BC400 和NBC400 表面固-液界面相互作用的情况.水滴接触角实验结果表明(图3),BC400 的接触角θ为104.7°,表现出疏水性.这是由于生物炭热解过程中材料表面羟基等亲水官能团数量不断减少,酯、醚和胺等基团数量上升,导致生物炭材料通常表现出疏水性[26-27].研究表明,具有疏水性的生物炭浸润性极差,阻碍了生物炭表面与水溶液的接触,不利于生物炭与溶液的离子交换[15].NBC400 的疏水性减弱,接触角θ<90°,这有利于NBC400 吸附Cd2+.Abolfazli 等[28]研究指出,预浸泡过程可以减少生物炭微孔(<10µm)的数量,提升生物炭的亲水性,改善生物炭的水力性能并促进生物炭内表面与Cd 溶液的相互作用,有利于其对重金属离子的吸附.因此,推测NBC400疏水性的减弱和Cd 吸附能力的上升可能归功于负载NH+4-N的过程改变了生物炭的孔隙结构.

图3 BC400 和NBC400 的接触角形态Fig.3 Contact angle of BC400 and NBC400

如表2 和图4 所示,相较于BC400,NBC400 的比表面积增大14.82%,微孔总孔体积增加25%,最可几孔径减小9.28%;直径为2.00～10.00nm 和大于50nm的孔体积占比变化明显,NBC400 中直径为2.00～10.00nm 的孔体积占比减少11.32%,直径大于50nm的孔体积占比增加16.75%.这表明NBC400 获得了更大的比表面积和更丰富的孔隙组成.NBC400比表面积的增大可能是由于负载铵态氮时溶液浸渍和冲刷等过程显著降低生物炭材料的灰分含量,NBC400 的灰分含量相较于BC400 显著降低约10.97%(P<0.05). Hong 等[29]和Andreas 等[30]研究均证实,溶液浸渍后生物炭表面积的显著增加,归功于堵塞生物炭微孔的灰分,焦油和有机物等物质被去除.由图5 可见,2 种生物炭材料的吸附-脱附等温线均属于DBBT 分类中的Ⅲ型,低压区氮气吸附量低,氮气吸附量随 P/P0的数值增加而上升[28].根据IUPAC 分类,两种材料均出现H3 型滞后环,这是毛细管凝聚现象和孔径大小分布不均一导致的[15].BC400 的吸附曲线在P/P0=0.8 时快速上升,而NBC400的吸附曲线则在高压区(P/P0接近1)显著上升,这表明NBC400 的大孔(孔径大于50nm)数量增多[31],这与孔体积占比的分析结果相同.如图6 所示,吸附前后生物炭材料表面官能团组成无明显差异,这证实更大的比表面积和更丰富的孔隙组成可能是NBC400 的 Cd2+吸附能力提高的主要原因.综上,Cd2+和NH4+-N 常共存于施肥后的重金属污染农田中,竞争性吸附可能造成生物炭的Cd 钝化性能下降[10,32-33],而负载NH4+-N 可以显著提高生物炭钝化土壤中的Cd2+的能力(P<0.05).

图4 生物炭介孔分布和孔体积占比分析Fig.4 Analysis of mesopore distribution and pore volume ratio of biochar

图5 生物炭的氮气吸附-脱附等温线Fig.5 Nitrogen adsorption-desorption isotherms of biochar

图6 BC400 和NBC400 的FTIR 光谱Fig.6 FTIR spectra of BC400 and NBC400

表2 生物炭的比表面积及孔体积分析Table 2 Analysis of specific surface area and pore volume of biochar

2.3 施加负载NH4+-N 的生物炭对土壤微生物群落结构的影响

如图7a 所示,NBC 组土壤的Chao1 指数显著高于其他处理组,相较于BC 组和N+BC 组土壤分别显著提高约10.84%和8.13%(P<0.05),这说明NBC 组土壤细菌丰度显著高于其他处理组土壤.Beta 多样性分析主要借助主成分分析(PCA)和主坐标分析(PCoA)等分析方法来探究不同处理间的差异.属水平的PCA 分析结果(图7b)指出,CK 组土壤细菌群落的多样性与BC 组差异显著,这说明施加生物炭对属水平土壤细菌群落结构有显著影响.NBC 组土壤属水平细菌群落的多样性与其他处理组差异显著(P<0.05).因此,推测施加NBC400 提高土壤细菌丰度并驱动土壤微生物群落结构改变可能是NBC 组土壤中DTPA-Cd 含量下降的重要原因.

图7 各处理组土壤的Alpha 多样性和Beta 多样性Fig.7 The Alpha diversity and Beta diversity of soils in different treatment

利用皮尔逊相关性分析评估属水平上丰度前20 的细菌群落与环境因子的相关性,结果如图8a 所示.Tumebacillus 属、Ammoniphilus 属和Paenibacillus属细菌的丰度与土壤中DTPA-Cd 含量显著负相关(P<0.001).图8b 指出,NBC 组土壤中Paenibacillus属细菌的相对丰度显著高于其他处理组(P<0.05).土壤Paenibacillus 属等有益细菌在改善土壤微生物生境、降低土壤中有效态Cd 含量等方面发挥重要作用.研究指出,Paenibacillus 属细菌具有较高的Cd耐受能力和Cd 污染土壤修复潜力[34],Paenibacillus sp.LYX-1 可利用表面的官能团吸附溶液中的Cd2+,最大Cd2+吸附容量约为30.68mg/g[35];Paenibacillus ferrarius CY1(T)可将SO2-4还原为S2-,并与Cd2+形成CdS 沉淀[36].土壤细菌属水平双因素网络分析结果(图9a)表明,土壤中DTPA-Cd 含量不仅与土壤中g_Frateuria 和g_Pullulanibacillus 等细菌的丰度显著正相关,还与g_Bradyrhizobium 和g_Paenibacillus等细菌的丰度显著负相关(P<0.05).Frateuria 属细菌被认为可能是一种可以氧化金属硫化物的冶金细菌[37-38],研究证实,Frateuria 属细菌可以促进施加硫酸钾的土壤中钾的溶出[39].图9b 指出,NBC 组土壤中Frateuria 属细菌的相对丰度显著低于其他处理组(P<0.05),Frateuria 属细菌氧化金属硫化物的能力可能是NBC 组土壤中DTPA-Cd 含量最低的原因之一.Bradyrhizobium 属细菌是一种常见的具有较强重金属抗性的植物促生菌,NBC 组土壤中Bradyrhizobium 属细菌的平均相对丰度显著性高于其他处理组(P<0.05)(图 9c),这表明施加负载NH4+-N 的生物炭可能有助于改善具有重金属污染风险的农业用地中作物的生长[40-41].

图8 属水平上丰度前20 的细菌群落与环境因子的皮尔逊相关性分析Fig.8 The Pearson correlation analysis of the top 20 bacterial communities and environmental factors at the genus level

图9 土壤细菌属水平双因素相关性网络分析Fig.9 Analysis of the two-factor correlation network of soil bacteria at genus level

3 结论

3.1 相较于普通秸秆生物炭,负载NH4+-N 的生物炭的Cd2+吸附能力显著提高约11.70%(Cd2+浓度为0.1mg/L 时,P<0.05),施加负载NH4+-N 的生物炭可以显著降低土壤中DTPA-Cd 含量约19.20%(P<0.05).负载NH4+-N 的生物炭材料具有高于传统秸秆生物炭的Cd 钝化能力.

3.2 负载NH4+-N 降低了生物炭材料的疏水性.负载NH4+-N 虽然未明显改变生物炭材料表面官能团组成,但是使其获得了更大的比表面积和更丰富的孔隙组成.

3.3 施加负载NH4+-N 的生物炭提高土壤细菌丰度、驱动土壤微生物群落结构改变并刺激Paenibacillus属、Bradyrhizobium 属等功能细菌富集.