生物质炭对镉污染土壤钝化修复的作用机制

第1章　绪论 1.1　研究背景、目的和意义 镉（Cd）是易通过在土壤-作物-食物链中的迁移、富集，从而影响人类健康的重金属元素。我国农田土壤Cd污染日趋严峻，污染面积达28×104hm2（张红振等，2010）。水稻以其籽粒的高Cd吸收积累成为关注热点（Chaney et al.，2004；龚伟群等，2006；Chaney et al.，2007）；加之我国水稻主产区由于自身的土壤环境化学特性而具有高Cd移动性（潘根兴等，2002），更加剧了我国以稻米为主食人群的Cd暴露食用风险。农业农村部稻米及制品质量监督检验测试中心对我国稻米质量安全普查结果表明，按照稻米0.2mg kg-1的限量标准［《食品中污染物限量》（GB2762—2017）］，稻米Cd超标率大于10%，甚至一些污染地区的稻米Cd含量高达0.8mg kg-1（黄永春等，2020）。研究发现，在未污染条件下，水稻对Cd吸收的基因型差异主要由品种吸收能力控制（Shi et al.，2009），而污染条件下土壤环境中可给态Cd成为影响水稻镉吸收的主要因素（史静，2008）。因此控制Cd在土壤-水稻系统中的迁移对于保障稻米食品安全具有重要现实意义；而利用环境功能控制材料降低Cd的移动性和毒性，阻断土壤Cd向作物体系迁移是控制土壤Cd污染的有效策略（骆永明，2009）。 生物质炭由于具有多孔、高比表面积等特性，在Cd污染环境修复领域展现出巨大应用潜力（Lehmann，2007；Lehmann and Joseph，2009）。其施用能够显著影响土壤镉的形态和迁移行为（Hua et al.，2009；甘文君等，2012），对污染土壤有稳定作用（Uchimiya et al.，2010；Beesley et al.，2010），从而降低土壤有效态Cd含量（Beesley et al.，2010；Gomez-Eyles et al.，2011），减少Cd向水稻籽粒的迁移量（Cui et al.，2011）。但是对产生原因的探讨多集中在生物质炭输入对酸性土壤环境效应的改善方面，如提高土壤pH（Lehmann，2007）、增加CEC（cation exchange capacity，阳离子交换量）（张文玲等，2009），以及提高土壤有机碳、可溶性有机碳含量（Beesley et al.，2010）等，但对生物质炭修复Cd污染水稻土的根际作用机制尚无报道。 目前的研究工作已充分表明根际微环境是控制Cd迁移的关键区域。根际Cd的环境行为与土体存在显著差异（陈有等，2003；马玉莹等，2011）。根际土壤环境是根系Cd滞留的主要原因（李鹏等，2011）。根际微环境中，土壤颗粒态有机质、根系分泌物、土壤酶活性以及微生物多样性由于对环境响应灵敏而受到重点关注。 研究表明，将有机物料（包括生物质炭）输入土壤，部分有机物料以颗粒态有机质（particulate organic matter，POM）形式存在（陈明霞等，2011；孟令阳等，2011），POM是土壤中粒径大于0.053mm的有机物质，是动植物残体半分解的产物（Franzluebbers and Arshad，1997）。作为活性有机质的一个指标，POM对管理措施的响应比较敏感，并且对团聚体形成具有重要作用。更有研究指出POM具有吸附固定土壤重金属的特性，并且和土壤重金属的赋存形态及生物有效性密切相关，会使土壤其他组分中的重金属迁移至POM组分中（章明奎，2007；章明奎和刘兆云，2009）。 根系分泌物的组成中，植络素和低分子量的有机酸在改变微生物生长环境、促进团聚体形成过程中有重要作用。根际土壤酶是土壤中动物、植物和微生物细胞的分泌物，直接影响土壤重金属的迁移转化（刘姣等，2010）。其中，氧化还原酶类是对Cd活性变化响应较敏感的酶类（石福贵等，2009；曲贵伟等，2009；崔红标等，2011）。纤维素降解酶、多酚氧化酶、几丁质降解酶和FDA（fluorescein diacetate）水解酶等参与土壤碳循环的水解酶大量存在于颗粒态有机质组分中（牛文静等，2009；戴珏等，2010）。 根际土壤微生物活性、土壤微生物群落结构无论在基因型还是表型上均和土壤重金属生物有效性密切相关，这一点已被Suhadolc等（2004）在重金属长期污染草地土壤中采用土壤随机扩增多态性分析技术的实验证实。生物质炭的多孔性和表面特性能够为微生物生存提供附着位点和较大空间（Satio，1990），通过对土壤微环境调控促进特殊类群土壤微生物的栖息生长，增强土壤微生物多样性来应对逆境环境（Steiner et al.，2008；Graber et al.，2010；Jindo et al.，2012）；并且微生物功能的增强跟生物质炭的施入量有关（Noguera et al.，2010）。 因此生物质炭输入后，根际微环境改变可能和土壤Cd赋存形态改变密切相关。而且根际微环境中，这些对环境响应敏感的土壤颗粒态有机质、根系分泌物、土壤酶活性以及微生物多样性相互紧密联系，并且均对团聚体的形成有重要贡献。而重金属在土壤微环境中的空间分异主要受土壤团聚体分配的制约，进而影响其环境迁移和生物有效性（张良运等，2009）。为了更加明确根际微环境对Cd形态改变的作用机制，我们的视角有必要转向土壤团聚体微域环境。 土壤团聚体颗粒作为*基本的土壤系统单元，是成土过程和外界因素相互作用的产物，活跃地参与地球表层生态系统过程。不同粒径的团聚体颗粒在影响重金属的束缚能力以及生物有效性等方面存在差异（王芳等，2007）。有研究报道粗砂粒组重金属含量对环境有明显响应（李恋卿等，2001）。因此，研究土壤重金属团聚体颗粒组微域环境的空间分异对阐明重金属的环境行为具有重要科学意义。目前已认识到野外土壤中污染重金属被优先吸持到富活性有机质的较大团聚体中，Cd污染可能改变稻田土壤团聚体组成及Cd在各颗粒组的分配（张良运等，2009），这种改变可能和该土壤微生物数量、微生物功能多样性降低有关（阎姝等，2008；周通等，2009），也可能是由于污染土壤有机质降低，以及较粗团聚体中颗粒态有机碳分配改变（朱宁等，2009；潘根兴等，2009）；尤其是提高了具有较强富集外源有机碳能力的大团聚体含量（朱捍华等，2008；杨莹莹等，2012）的结果，而大团聚体中微生物群落有较高的活性；这可能是生物质炭通过改变团聚体微域环境进而影响土壤Cd赋存形态的作用机制。 综上所述，关于生物质炭对Cd在土壤环境中的迁移、归趋以及生物有效性影响是近年的研究热点，但对于从根际微环境尤其是团聚体微域角度进行影响机制的探寻尚无报道。目前，生物质炭与土壤环境尤其是与微生物群落的关系以及其对控制环境污染物迁移的影响已被列为重点研究方向。基于此，我们假定：在土壤环境受到Cd胁迫后，根际土壤微环境发生改变，Cd生物有效性增强；生物质炭输入后，会通过影响根际土壤颗粒态有机质含量、酶活性及微生物多样性来恢复根际微环境，影响团聚体稳定性与微域环境，进而改变Cd赋存形态在颗粒组的分配，*终影响根际Cd生物有效性。但生物质炭输入条件下根际微环境对其的响应程度如何？Cd在不同粒径团聚体颗粒中的迁移分配特征如何？团聚体颗粒中Cd分配和根际土壤Cd生物有效性的关系如何？这些均需进一步明确。 因此，本书研究正是以生物质炭-根际微环境-团聚体微域环境-镉在团聚体的迁移分配特征-土壤镉形态变化为主线，深入研究以下几方面：①生物质炭输入下根际水稻土Cd赋存形态的转化特征；②生物质炭输入对Cd污染水稻根际土微环境的影响；③生物质炭输入对土壤团聚体微域环境及镉形态转化的影响。这些均可为丰富生物质炭钝化修复Cd污染土壤根际微环境机制理论提供科学依据。 1.2　研究进展 1.2.1　生物质炭基本性状 1. 元素构成 生物质炭主要元素组成为C、H、O、N等，而C的质量分数*高，在各元素中占66.6%～87.9%，除这些元素外还有灰分元素，主要为K、Ca、Mg、Si等（Demirbas，2004；孔丝纺等，2015）。由此可知，生物质炭富含稳定的C。当限制供O时，生物质炭会随着炭化温度的升高，C含量增加，H和O含量降低，灰分含量增加。已有研究者利用木屑和麦秆为原料经200℃、300℃、400℃和600℃热解制备生物质炭证明了此变化规律（孔露露和周启星，2015）。但其他研究者表明，在利用牛粪热解制备生物质炭中，牛粪生物质炭C含量随温度升高而逐渐下降（Cao and Harris，2010）。由此说明生物质炭的元素组成不仅与炭化温度有关，还与材料种类有关。 2. pH 生物质炭一般呈碱性，且制备时热解温度越高，其pH越高（Yuan et al.，2011），原因为其含有一定灰分元素，灰分含量越高，生物质炭的pH越高，如Na、K、Mg、Ca等矿质元素以氧化物或碳酸盐的形式存在于灰分中，溶解在水中后，溶液呈碱性（谢祖彬等，2011）。其中有机官能团、碳酸盐和无机碱金属离子是生物质炭呈碱性的主要影响因子，有机官能团的影响作用随着热解温度的升高而降低，碳酸盐和碱金属离子的影响作用却与之相反（许妍哲和方战强，2015）。因此，生物质炭pH随热解温度升高而增大。相关研究发现，在热解温度为300℃和400℃条件下，生物质炭pH＜7；当热解温度达到700℃时，生物质炭pH＞7（Hossain et al.，2011）。 3. 比表面积和孔隙结构 通过电镜扫描可知，生物质炭具有巨大的比表面积和多孔隙结构，但由于其材料来源和制备条件不同而影响不一。如利用玉米秸秆和沙蒿制备生物质炭的研究表明，随着炭化温度升高，两种生物质炭的比表面积均增大，总孔容呈V形变化；当炭化温度小于400℃时，两种材料生物质炭孔隙结构均保存完整；当炭化温度大于600℃时，两种材料生物质炭蜂窝状结构均遭到破坏，玉米秸秆生物质炭破坏得更严重；而同一炭化温度下，玉米秸秆生物质炭比表面积及总孔容和平均孔径均大于沙蒿生物质炭（梁桓等，2015）。随热解温度升高，生物质炭与微孔的比表面积均呈显著增加趋势，当温度达到600℃时大幅增加，同500℃相比，分别增加了933.17%和3122.90%，因此随热解温度逐渐上升，微孔比表面积占总比表面积比例显著增加（赵世翔等，2015）。除此之外，加热速率也影响生物质炭孔隙大小。微孔在大气压和低加热速率下形成，大孔则在高加热速率下形成（Cetin et al.，2004）。 4. 官能团 生物质炭表面富含含氧官能团，使其具有良好的吸附、亲水或疏水的特性以及对酸碱的缓冲能力（戴静和刘阳生，2013）。随热解温度升高，生物质炭酸性基团减少，碱性基团增加，总官能团减少，官能团密度减小（徐楠楠等，2013）。如秸秆黑炭在300℃和700℃的裂解温度下酸性基团分别为2.83mmol/g、0.3mmol/g，碱性基团分别为0.04mmol/g、0.29mmol/g（Chun et al.，2004）。官能团数量随制备温度不同而发生变化。 5. 阳离子交换量（CEC） 生物质炭阳离子交换量随着热解温度升高而降低。相关研究发现，当制备生物质炭的温度由450℃上升到700℃时，CEC由（26.36±0.1676）cmol kg-1下降至（10.28±2.909）cmol kg-1（Lee et al.，2010），主要是因为CEC与生物质炭中氧碳比有关，当热解温度较低时纤维素分解不完全，羧基、羰基等含氧官能团被保留，导致生物质炭具有更高的氧碳比和较大的CEC。不同材料制备的生物质炭具有不同的CEC。杨放等（2015）研究了9种材质制备的生物质炭，得到CEC为81.74～179.91cmol kg-1，均值为104.42cmol kg-1，其中乔木、草本和秸秆三类生物质炭的CEC均值