負載銨態氮對生物炭鈍化土壤中鎘性能的影響

胡嘉源,王 倩,吳貝貝,施維林,史廣宇*(.蘇州科技大學環境科學與工程學院,江蘇 蘇州 5009；.蚌埠康源生態環境科技有限公司,安徽 蚌埠 33000)

研究表明,中國農用地土壤中平均Cd 含量約為0.35mg/kg,遠高于中國土壤中Cd的背景值[1-2].Cd的轉運系數遠高于銅、鎳、鉻等元素,農用地土壤Cd污染不僅影響植物正常生理活動,還可能導致植物生物量減小、Cd 含量超標,甚至死亡[3].實現Cd 污染農田安全利用的途徑已由最初的“替代種植”變為當下的“安全生產”.成本較低、簡便易行的生物炭還田技術被廣泛用于Cd污染農田的修復,研究表明,施加1%(w/w)田菁炭可顯著降低土壤中有效態Cd 含量約24.3%(P<0.05)[4];添加5%(w/w)巰基改性玉米秸稈生物炭可使土壤中有效態 C d 含量降低約35.8%[8]5.樂清市、溫嶺市、桐廬縣等地已推廣使用生物炭作為農田土壤原位鈍化材料[4-6].

近年,有學者提出將吸附面源污水中銨態氮(NH4+-N)后的生物炭還田,以實現農業面源污染氮負荷的削減和NH4+-N 從水體到田間的安全轉移,并取得良好的NH4+-N 緩釋和土壤氮素流失抑制的效果[7-10].吸附NH4+-N 的生物炭是否具有鈍化土壤中Cd 的能力尚不清楚,Cd2+和NH4+-N 均為陽離子,可能存在競爭性吸附現象,但生物炭并非僅借助靜電吸引、離子交換、絡合和共沉淀等手段達到固定穩定化土壤中Cd 的目的,其還可以通過提高土壤pH 值和驅動微生物群落結構變化等途徑降低土壤中有效態Cd 的含量[11].因此,研究負載銨態氮后的生物炭還田對Cd 鈍化能力影響的具有一定的理論意義.本研究設置室內土壤試驗和模擬吸附試驗,以評估負載銨態氮對生物炭鈍化Cd 能力的提升,并探討負載銨態氮提高生物炭鈍化土壤中Cd 能力的機理,以期為用于土壤重金屬鈍化的材料提供參考.

1 材料與方法

1.1 負載NH4+-N 的生物炭的制備

生物炭為 400 ℃熱解的水稻秸稈生物炭(BC400),根據課題組前期研究結果,制備負載NH4+-N 的生物炭材料.水稻秸稈采自江蘇省蘇州市常熟市某農場,自然風干后備用.秸稈在限氧條件下400℃熱解3h.隨爐冷卻至室溫后取出,研磨過60 目篩,密封干燥保存.制備負載 NH4+-N 的生物炭(NBC400)的條件為:使用BC400 作為吸附劑,投加量為25g/L;溶液中NH4+-N 初始濃度為100mg/L;吸附時間為6h;氯化銨作為水中NH4+-N 的來源.吸附結束后,使用0.5μm 無紡布過濾,30℃風干,研磨后過60目篩,密封干燥保存.使用凱氏定氮法(KjeltecTM 8420,FOSS 公司)測定NBC400 所負載的NH4+-N 含量為2.20mg/g.

1.2 室內土壤試驗

供試土壤采自廣東省佛山市某農田,土壤pH 值為4.81,堿解氮含量為117.00mg/kg,有機質含量為26.20g/kg,鎘含量為0.43mg/kg,鉻含量為39.80mg/kg,銅含量為15.40mg/kg.本實驗共設4 個處理組(表1),每組設置3 個平行試驗,每盆土約2kg.BC400 和NBC400 的添加量均為 3%(w/w),N+BC 組添加0.392g 氯化銨(NH4+-N 含量約0.132g)以保證和NBC 組土壤中增加的NH+4-N 含量一致.各處理組的土壤均勻混合后,添加去離子水補足水分,使用稱重法保持土壤含水量約為田間持水量的60%～70%,培養5 周.土壤有效態鎘含量的測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].陽離子交換量的測定采用乙酸銨法[13].委托上海美吉生物醫藥科技有限公司使用Illumina Hiseq2500平臺進行土壤微生物高通量測序.

表1 各處理組的實驗設計Table 1 Experimental design of each treatment

1.3 負載NH4+-N 對生物炭吸附鎘性能影響的模擬實驗

使用氯化鎘和氯化銨配制溶液以模擬Cd2+和NH+4-N 競爭性吸附.精確稱取0.500g 的BC400,分別加入 20mL 氯化銨-氯化鎘溶液(氨氮濃度為100mg/L;Cd2+濃度分別為0,0.1,0.2,0.3,0.4mg/L)和20mL 氯化鎘溶液(Cd2+濃度分別為0,0.1,0.2,0.3,0.4mg/L),調節溶液pH 為5.0, 25℃下180r/min 水浴恒溫振蕩6h,每組實驗重復3 次.使用0.45μm 濾膜過濾溶液.使用納氏試劑-分光光度法測定濾液和原水中NH+4-N 濃度,并計算生物炭的氨氮吸附容量[14];使用火焰原子吸收分光光度計(Z-2000,HITACHI 公司)測定濾液和原水中Cd2+的濃度[14],并計算溶液中Cd2+的去除率.

1.4 生物炭性質測定及表征

BC400 和NBC400 的粉末壓片后測試其靜態接觸角(DSA25,Kruss 公司)[15].使用比表面積及孔徑分析儀(V-sorb2800,國儀量子公司)測定BC400 和NBC400 的比表面積和孔體積.BC400 和NBC400 的粉末過篩后使用傅里葉變換紅外光譜儀(INVENIO S,BRUKER 公司)測定其表面官能團的特征吸收峰.

1.5 數據處理

使用Excel 2019 計算數據的均值和標準差;使用SPSS 26 對各指標數據進行差異顯著性檢驗(P<0.05);數據處理、分析和可視化使用OriginPro 2023 軟件和美吉生物云平臺.

2 結果與討論

研究表明,DTPA-Cd 的含量適用于預測土壤中Cd 對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,施加蘋果木生物炭可降低土壤中 DTPA-Cd 的濃度約26.9%[18];土壤中DTPA-Cd 的濃度因施加秸稈生物炭顯著降低約38.11%(P<0.05)[19].如圖1 所示,BC 組土壤中DTPA-Cd 含量顯著低于CK 組約15.61%(P<0.05).這是由于生物炭表面含有豐富的官能團和大量的吸附位點,可以有效絡合和吸附土壤中的Cd2+[20].相較于CK 組,N+BC 組、BC 組和NBC 組土壤中 DTPA-Cd 含量分別顯著降低約 11.05%,15.67%和31.83%(P<0.05).因此,推測負載-N 不僅增加了生物炭的比表面積和吸附位點的數量以提高生物炭的Cd2+吸附能力,還刺激了土壤中Cd 鈍化功能微生物的富集.

圖1 各處理組土壤中DTPA-Cd 的含量Fig.1 The content of DTPA-Cd in soils of different treatment

研究表明,溶液中共存的陽離子競爭生物炭表面的吸附位點,從而影響生物炭的吸附能力[21],Pb2+、Cu2+和Ni2+的競爭性吸附導致生物炭對3 種元素的吸附容量下降約48%～75%[22];偶氮染料、Cr6+和NH4+-N 競爭生物炭表面的吸附位點,降低生物炭對3 種污染物的去除效率[23].實驗結果表明(圖2a),BC400 的 Cd2+吸附容量隨Cd2+濃度升高而增加,這與Liu 等[24]在松木屑生物炭吸附溶液中Cd2+的研究和Sun等[25]在改良雞糞生物炭吸附溶液中Cd2+的研究中得到結果類似.溶液中Cd2+與氨氮競爭性吸附導致 BC400 的氨氮吸附容量降低,Cd2+濃度由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,下降約38.29%.如圖2b所示,向0.1mg/L 的Cd2+溶液中施加NBC400,Cd2+去除率高達97.19%,相較于施加BC400 的處理組,溶液中Cd2+的去除率顯著提高約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+的去除率維持在93.87%～95.46%.因此,負載-N不僅未顯著降低生物炭的Cd2+吸附能力,還促進生物炭對低濃度Cd2+(0.1mg/L)的吸附,這可能是NBC 組土壤中DTPA-Cd 含量顯著降低的原因之一.

圖2 競爭吸附和負載NH4+-N 對生物炭氨氮和Cd2+吸附能力的影響Fig.2 The effect of competitive adsorption and pre-adsorbed NH4+-N on the capacities of ammonia nitrogen adsorption and Cd2+ of biochar

根據水滴在生物炭表面的接觸角θ 可以推測BC400 和NBC400 表面固-液界面相互作用的情況.水滴接觸角實驗結果表明(圖3),BC400 的接觸角θ為104.7°,表現出疏水性.這是由于生物炭熱解過程中材料表面羥基等親水官能團數量不斷減少,酯、醚和胺等基團數量上升,導致生物炭材料通常表現出疏水性[26-27].研究表明,具有疏水性的生物炭浸潤性極差,阻礙了生物炭表面與水溶液的接觸,不利于生物炭與溶液的離子交換[15].NBC400 的疏水性減弱,接觸角θ<90°,這有利于NBC400 吸附Cd2+.Abolfazli 等[28]研究指出,預浸泡過程可以減少生物炭微孔(<10μm)的數量,提升生物炭的親水性,改善生物炭的水力性能并促進生物炭內表面與Cd 溶液的相互作用,有利于其對重金屬離子的吸附.因此,推測NBC400疏水性的減弱和Cd 吸附能力的上升可能歸功于負載NH+4-N的過程改變了生物炭的孔隙結構.

圖3 BC400 和NBC400 的接觸角形態Fig.3 Contact angle of BC400 and NBC400

如表2 和圖4 所示,相較于BC400,NBC400 的比表面積增大14.82%,微孔總孔體積增加25%,最可幾孔徑減小9.28%;直徑為2.00～10.00nm 和大于50nm的孔體積占比變化明顯,NBC400 中直徑為2.00～10.00nm 的孔體積占比減少11.32%,直徑大于50nm的孔體積占比增加16.75%.這表明NBC400 獲得了更大的比表面積和更豐富的孔隙組成.NBC400比表面積的增大可能是由于負載銨態氮時溶液浸漬和沖刷等過程顯著降低生物炭材料的灰分含量,NBC400 的灰分含量相較于BC400 顯著降低約10.97%(P<0.05). Hong 等[29]和Andreas 等[30]研究均證實,溶液浸漬后生物炭表面積的顯著增加,歸功于堵塞生物炭微孔的灰分,焦油和有機物等物質被去除.由圖5 可見,2 種生物炭材料的吸附-脫附等溫線均屬于DBBT 分類中的Ⅲ型,低壓區氮氣吸附量低,氮氣吸附量隨 P/P0的數值增加而上升[28].根據IUPAC 分類,兩種材料均出現H3 型滯后環,這是毛細管凝聚現象和孔徑大小分布不均一導致的[15].BC400 的吸附曲線在P/P0=0.8 時快速上升,而NBC400的吸附曲線則在高壓區(P/P0接近1)顯著上升,這表明NBC400 的大孔(孔徑大于50nm)數量增多[31],這與孔體積占比的分析結果相同.如圖6 所示,吸附前后生物炭材料表面官能團組成無明顯差異,這證實更大的比表面積和更豐富的孔隙組成可能是NBC400 的 Cd2+吸附能力提高的主要原因.綜上,Cd2+和NH4+-N 常共存于施肥后的重金屬污染農田中,競爭性吸附可能造成生物炭的Cd 鈍化性能下降[10,32-33],而負載NH4+-N 可以顯著提高生物炭鈍化土壤中的Cd2+的能力(P<0.05).

圖4 生物炭介孔分布和孔體積占比分析Fig.4 Analysis of mesopore distribution and pore volume ratio of biochar

圖5 生物炭的氮氣吸附-脫附等溫線Fig.5 Nitrogen adsorption-desorption isotherms of biochar

圖6 BC400 和NBC400 的FTIR 光譜Fig.6 FTIR spectra of BC400 and NBC400

表2 生物炭的比表面積及孔體積分析Table 2 Analysis of specific surface area and pore volume of biochar

2.3 施加負載NH4+-N 的生物炭對土壤微生物群落結構的影響

如圖7a 所示,NBC 組土壤的Chao1 指數顯著高于其他處理組,相較于BC 組和N+BC 組土壤分別顯著提高約10.84%和8.13%(P<0.05),這說明NBC 組土壤細菌豐度顯著高于其他處理組土壤.Beta 多樣性分析主要借助主成分分析(PCA)和主坐標分析(PCoA)等分析方法來探究不同處理間的差異.屬水平的PCA 分析結果(圖7b)指出,CK 組土壤細菌群落的多樣性與BC 組差異顯著,這說明施加生物炭對屬水平土壤細菌群落結構有顯著影響.NBC 組土壤屬水平細菌群落的多樣性與其他處理組差異顯著(P<0.05).因此,推測施加NBC400 提高土壤細菌豐度并驅動土壤微生物群落結構改變可能是NBC 組土壤中DTPA-Cd 含量下降的重要原因.

圖7 各處理組土壤的Alpha 多樣性和Beta 多樣性Fig.7 The Alpha diversity and Beta diversity of soils in different treatment

利用皮爾遜相關性分析評估屬水平上豐度前20 的細菌群落與環境因子的相關性,結果如圖8a 所示.Tumebacillus 屬、Ammoniphilus 屬和Paenibacillus屬細菌的豐度與土壤中DTPA-Cd 含量顯著負相關(P<0.001).圖8b 指出,NBC 組土壤中Paenibacillus屬細菌的相對豐度顯著高于其他處理組(P<0.05).土壤Paenibacillus 屬等有益細菌在改善土壤微生物生境、降低土壤中有效態Cd 含量等方面發揮重要作用.研究指出,Paenibacillus 屬細菌具有較高的Cd耐受能力和Cd 污染土壤修復潛力[34],Paenibacillus sp.LYX-1 可利用表面的官能團吸附溶液中的Cd2+,最大Cd2+吸附容量約為30.68mg/g[35];Paenibacillus ferrarius CY1(T)可將SO2-4還原為S2-,并與Cd2+形成CdS 沉淀[36].土壤細菌屬水平雙因素網絡分析結果(圖9a)表明,土壤中DTPA-Cd 含量不僅與土壤中g_Frateuria 和g_Pullulanibacillus 等細菌的豐度顯著正相關,還與g_Bradyrhizobium 和g_Paenibacillus等細菌的豐度顯著負相關(P<0.05).Frateuria 屬細菌被認為可能是一種可以氧化金屬硫化物的冶金細菌[37-38],研究證實,Frateuria 屬細菌可以促進施加硫酸鉀的土壤中鉀的溶出[39].圖9b 指出,NBC 組土壤中Frateuria 屬細菌的相對豐度顯著低于其他處理組(P<0.05),Frateuria 屬細菌氧化金屬硫化物的能力可能是NBC 組土壤中DTPA-Cd 含量最低的原因之一.Bradyrhizobium 屬細菌是一種常見的具有較強重金屬抗性的植物促生菌,NBC 組土壤中Bradyrhizobium 屬細菌的平均相對豐度顯著性高于其他處理組(P<0.05)(圖 9c),這表明施加負載NH4+-N 的生物炭可能有助于改善具有重金屬污染風險的農業用地中作物的生長[40-41].

圖8 屬水平上豐度前20 的細菌群落與環境因子的皮爾遜相關性分析Fig.8 The Pearson correlation analysis of the top 20 bacterial communities and environmental factors at the genus level

圖9 土壤細菌屬水平雙因素相關性網絡分析Fig.9 Analysis of the two-factor correlation network of soil bacteria at genus level

3 結論

3.1 相較于普通秸稈生物炭,負載NH4+-N 的生物炭的Cd2+吸附能力顯著提高約11.70%(Cd2+濃度為0.1mg/L 時,P<0.05),施加負載NH4+-N 的生物炭可以顯著降低土壤中DTPA-Cd 含量約19.20%(P<0.05).負載NH4+-N 的生物炭材料具有高于傳統秸稈生物炭的Cd 鈍化能力.

3.2 負載NH4+-N 降低了生物炭材料的疏水性.負載NH4+-N 雖然未明顯改變生物炭材料表面官能團組成,但是使其獲得了更大的比表面積和更豐富的孔隙組成.

3.3 施加負載NH4+-N 的生物炭提高土壤細菌豐度、驅動土壤微生物群落結構改變并刺激Paenibacillus屬、Bradyrhizobium 屬等功能細菌富集.