水稻全生育期內(nèi)零價鐵與生物炭鈍化土壤鎘砷的協(xié)同效應與機制

張曉峰 ，方利平 ，李芳柏 ，于煥云 ，劉傳平 *，杜衍紅

1. 中國科學院廣州地球化學研究所，廣東 廣州 510640；2. 廣東省科學院/廣東省生態(tài)環(huán)境技術研究所/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650；3. 華南土壤污染控制與修復國家地方聯(lián)合工程研究中心，廣東 廣州 510650；4. 中國科學院大學，北京 100049

鎘（Cd）和砷（As）都屬于常見的重金屬（類金屬）且為人體非必需元素，因其極具生理毒性與遺傳毒性而備受關注（Singh et al.，2007；曾晨等，2018）。暴露于Cd和As污染環(huán)境中，可以引起心血管疾病、肝腎疾病，影響生殖健康并且致癌（Jomova et al.，2011；鄧新等，2010）。隨著經(jīng)濟社會的發(fā)展，礦山活動的加劇，使得大量含重金屬類金屬（Cd和As等）的污染物存在于冶煉廢水與礦渣中，在雨水的沖刷下，進入周邊的水體，沉積在附近的農(nóng)田中，并最終富集在農(nóng)作物中，威脅公眾的糧食安全（Molina-Villalba et al.，2015；Yu et al.，2016）。水稻是中國南方重金屬污染區(qū)域的主食作物，且對Cd和As皆具強烈的富集能力（Lei et al.，2011；Williams et al.，2009），這要求土壤修復策略能夠?qū)Φ咎镏械腃d/As污染物同步鈍化。

但實際上，Cd與As在土壤中的賦存形式與地球化學行為各異。Cd在自然界中主要以 Cd2+陽離子存在，堿性材料如石灰、磷酸鹽與生物炭等都能促進其水解、沉淀與吸附（Hale et al.，2012；Houben et al.，2013；McGowen et al.，2001）；而對于 As，它主要以 H2AsO4-和 HAsO42-陰離子存在于環(huán)境（Wilson et al.，2010），堿性物質(zhì)的加入將增強土壤母質(zhì)的電負性，這會造成對 As的陰離子靜電排斥，反而增強其移動性。生物炭（BC）因其吸附表面積大、富含活性絡合基團且呈堿性而被廣泛運用重金屬污染土壤的修復；例如，王紅等（2017）曾運用水葫蘆生物炭分別吸附固定了土壤中 21.83%和44.57%的Zn和Pb。此外，由于As(III)/As(V)與Fe(III)之間的強烈結(jié)合作用（Couture et al.，2013；Sherman et al.，2003），土壤鐵礦物被認為是鈍化As污染的關鍵，因此向As污染土壤中添加含鐵修復劑是目前常用的手段（Liu et al.，2015）。零價鐵粉（ZVI）鑒于其粒度小、活性高，易轉(zhuǎn)化為鐵氧礦物而不顯著影響土壤pH值，被視為一種環(huán)境友好型重金屬修復材料（馬健偉等，2019）；例如，零價鐵粉被報道能降低土壤的易溶型 As高達77.5%（胡立瓊等，2014）；然而，零價鐵粉的電化學腐蝕會產(chǎn)生游離態(tài)Fe2+（Tang et al.，2014）可能與Cd2+競爭吸附位點，影響Cd的固定?；诖耍魧VI和BC組合為ZVI+BC復合修復劑，應該可以克服彼此的缺陷并同步鈍化Cd和As。此前，Qiao et al.（2018）的研究表明BC+ZVI組合確能同時降低稻米中Cd和As，但遺憾的是僅僅研究了水稻成熟期中土壤與水稻植株中的處理差異，并不能闡明全生育期內(nèi)BC和/或ZVI對稻田土壤中Cd/As遷移轉(zhuǎn)化與累積影響的動態(tài)過程，也未考慮BC和/或ZVI對稻田土壤中變價元素As的形態(tài)轉(zhuǎn)化的作用行為。

為此，本研究開展了ZVI-/BC-/ZVI+BC-修復和對照組（CK）共4組處理的盆栽實驗，研究了不同材料抑制水稻對Cd和As累積的作用與機制。在水稻整個生命周期中，收集不同培育時間點的水稻植株、孔隙水和根際土壤樣品，并測定各樣品中的Cd/As含量與存在形式，擬探明水稻不同生長時期中BC和/或ZVI對稻田土壤中Cd/As遷移轉(zhuǎn)化與富集的影響行為與機制，以期為BC和ZVI在Cd-As復合污染稻田中的修復應用提供理論依據(jù)。

1 實驗材料與方法

1.1 土壤的采集與分析

參試土壤于2017年3月采集自中國湖南省冷水江市錫礦山礦區(qū)（111°27′E，27°42′N）的 Cd-As復合污染的稻田。在稻田中隨機選取3個樣點，用便攜pH計（HQ11d，美國哈希）原位測得土壤pH為 (7.75±0.15)，并采取0—25 cm深度的表層土壤。之后，將其運至實驗室，自然風干，木槌破碎，并通過2 mm孔徑的網(wǎng)篩，徹底混合成一個復合土樣，并儲存于150 L的塑料圓筒中待用。取風干的復合土壤若干，參考《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》（魯如坤，2000）測得土壤中Cd質(zhì)量分數(shù)為 (3.65±0.18)mg·kg-1，總砷（TAs）為 (41.5±3.57) mg·kg-1，總鐵（TFe）為 (34.2±3.54) g·kg-1，可溶性 SO42-（Dis-SO42-）為 (219±25) mg·kg-1。

1.2 生物炭與零價鐵粉的制備與表征

生物炭（BC）通過馬來西亞油棕纖維 700 ℃下焦化4 h自行制備，具體方法參照Hamza et al.（2015）的報道。制得的BC冷卻后被粉碎至能通過0.15 mm篩網(wǎng)，并存于玻璃干燥器中備用。而且，運用傅里葉變換紅外光譜（IRTracer-100，日本島津）、比表面孔徑檢測（3H-2000PS2，北京貝士德）和X射線衍射儀（XPert Powder，英國馬爾文）對BC顆粒進行了表征，結(jié)果顯示得到的BC富含羥基（-COOH）和羧基（-OH）等有機基團，比表面積為 (179±3.8) m2·g-1，且含有 CaAl2(Si2Al2)O10(OH)2等鋁氧化礦物。零價鐵粉（ZVI）從日本同和公司購得，其顆粒尺寸為0.15 mm，并保存于一種干燥缺氧的玻璃容器中防止氧化。此外，ZVI+BC組合是依據(jù)我們研究團隊之前的研究基礎（Qiao et al.，2018），以質(zhì)量比為1?0.05的比例將BC和ZVI充分混合而制備。

1.3 盆栽實驗

在氣候可控的溫室中，共設置了16個實驗盆，其中包括 3個處理過的和 1個未經(jīng)處理的對照土壤，且每個處理設有4個重復，用于種植水稻直至成熟階段。錫礦山區(qū)域的本地稻黃華占（Oryza sativaL.subsp. indica）被選為試驗水稻。在風干土壤和修復材料（如表 1）、肥料（每公斤干土加入0.21 g尿素，0.455 g K2HPO4·3H2O 和 0.036 g KH2PO4）充分混合后，按每盆13 kg土壤的質(zhì)量轉(zhuǎn)移至15 L塑料盆中。隨后，盆中土壤用自來水充分淹沒，浸泡24 h，并保持2—3 cm水深以平衡其成分。之后，將苗齡為兩周的水稻幼苗黃花占以每盆6株的密度移栽至盆中。為了在水稻的整個生命周期中保持2—3 cm的水深，每天用自來水澆灌。而后，運用土壤水分取樣器（Rhizon，荷蘭Eijkelkamp）按照第1、3、5、7、10、15天和之后每隔10天取1次的頻率采集土壤中的孔隙水，且孔隙水樣品用1M HCl鹽酸酸化并在4 ℃下保存以防止鐵離子的沉降與Cd/As的共沉淀（Zhao et al.，2013）。同時，根據(jù)水稻的生長狀況，在其幼苗期、分蘗期、拔節(jié)期、抽穗期和成熟期所分別對應第15、45、65、75和120天，同時采集水稻植株樣品和根際土樣品。此外，為了監(jiān)測淹水后土壤特性的快速變化，還補充采取了第5天的根際土壤。其中，水稻植株樣品直接從盆中挖取，之后用自來水和去離子水清洗，用陶瓷剪刀分離成地上部分和根系兩部分；之后，將根系浸泡在碳酸氫鈉-檸檬酸三鈉-連二亞硫酸鈉（DCB）溶液中提取根表鐵膜，并再次用去離子水洗凈，具體步驟參照高阿祥等（2017）的報道；此后，將植株樣品置于65 ℃下烘干并稱取質(zhì)量待用。同時，在挖出的水稻根系上用木勺輕輕刮取根際土樣品；而在水稻移栽后第5天，由于沒有采集植株樣品就在盆中根系附近輕輕采集根際土，所采集土壤樣品皆被冷凍干燥后用于化學成分分析。

表1 盆栽實驗處理設計Table 1 The pot trials designed in this study

1.4 樣品測試方法

1.4.1 孔隙水中溶解態(tài)離子的測試方法

孔隙水在通過0.22 μm濾膜后，運用石墨爐原子吸收光譜儀（PinAAcle 900，美國PerkinElmer）分析了溶解態(tài)Cd（Dis-Cd）的濃度，并采用高效液相色譜-氫化物發(fā)生-原子熒光光譜儀（As-30，北京吉天）分析了溶解態(tài)As（III）（Dis-As(III)）與總As（Dis-TAs）的濃度。

1.4.2 根際土中結(jié)合態(tài)Cd/As的分析方法

參考歐洲共同體參考局的 BCR順序提取程序（Davidson et al.，1998）和 0.01 M CaCl2提取法（Salomon，1998）提取了不同結(jié)合態(tài)的Cd；其中，用CaCl2、HAC、NH2OH-HCl和H2O2-NH4AC浸提液所提取的分別為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài) Cd。需要補充的是，BCR連續(xù)提取法無法提取出單獨可交換態(tài)重金屬，而MgCl2等提取劑又不適用于偏堿性污染土壤，為此增加了 CaCl2的提取步驟以提取出可交換態(tài)的Cd。同時，根據(jù)Wenzel et al.（2001）描述的五步連續(xù)提取法提取不同結(jié)合態(tài)的TAs和As(III)；其中，以(NH4)2SO4、NH4H2PO4、Oxalate和 Oxalate+Ascorbic acid浸提液所提取的分別為非專性吸附態(tài)、專性吸附態(tài)、無定型與弱結(jié)晶態(tài)鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)和強結(jié)晶態(tài)鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)的總 As與As(III)。此后，浸提液中Cd、TAs和As(III)含量的測試方法均與上述孔隙水中溶解態(tài)離子的方法一致。此外，土壤的pH用便攜式pH計（HQ30D，美國哈希）計在實驗盆中原位測定。

1.4.3 植物樣品Cd和As含量的測定方法

采用標準方法對植物樣品進行消解處理。簡言之，用1.3 mL HClO4和8.7 mL HNO3在110—130 ℃下消化植物樣品的0.5—1.0 g，直到獲得澄清溶液。消化后的樣品用超純?nèi)ルx子水稀釋至50 mL，并通過0.45 μm過濾器過濾。濾液中的Cd和As濃度也用與孔隙水中溶解態(tài)離子相同方法進行分析。

1.4.4 鐵膜中TFe、Cd和TAs的分析方法

吸取上述1.3中浸提完根表鐵膜的DCB溶液按5 mL 與 HClO4-HNO3（V?V，1.3?8.7）混酸混合后，也在 110—130 ℃消化，并獲得澄清溶液。消化后的樣品用超純?nèi)ルx子水稀釋至25 mL，并通過0.45 μm 過濾器過濾。此后，通過鄰菲羅啉分光光度法分析了過濾液中的總Fe（TFe）濃度，并用與孔隙水中溶解態(tài)離子相同方法測試了濾液中的 Cd和TAs含量。

1.5 數(shù)據(jù)處理方法

采用SPSS?22.0軟件對Cd和As相數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析。各處理間差異的統(tǒng)計學意義采用方差分析，P＜0.05。此外，根表鐵膜質(zhì)量分數(shù)（ω(ironplaque)）和鐵膜中的Cd質(zhì)量分數(shù)（ω(ironplaque-Cd)）和As質(zhì)量分數(shù)（ω(ironplaque-As)）的計算方法如等式（1）、（2）、（3）。

其中，mFe（mg）、mCd（μg）和mAs（μg）分別為鐵膜中總Fe、Cd和總As的質(zhì)量，mroot（g）為烘干水稻根系的質(zhì)量。

2 結(jié)果與分析

2.1 ZVI和/或BC對稻米與稻殼中Cd和As累積的影響

圖1 ZVI和/或BC對稻米與稻殼中Cd（a）和As（b）累積的影響Fig. 1 Effects of ZVI and/or BC on Cd (a) and As (b) contents in rice and husk

由圖 1可知，單獨 ZVI既能有效降低稻米中Cd的積累（17.0%）又能降低As的積累（24.3%），而BC僅能有效降低稻米中Cd的含量（15.4%）但對于As的積累影響不顯著。ZVI+BC組合導致了稻米中的最大的Cd降低量（50.2%），這大于單獨的ZVI和BC降低稻米中Cd積累量的總和（32.4%）；同時，ZVI+BC組合所引起的稻米中As含量的降低量（35.6%），也大于單獨ZVI和BC所導致的稻米中As降低量的總和（26.7%）；由此可知，ZVI+BC組合修復劑在同步鈍化稻田土壤中Cd和As時具有一定的協(xié)同效應。此外，稻殼中的Cd與As含量與稻米中的差別并不大。但是，ZVI+BC組合修復劑處理下稻米中 Cd和 As的質(zhì)量分數(shù)仍然分別高達0.28 mg·kg-1和 0.92 mg·kg-1，明顯超出國家規(guī)定地Cd/As規(guī)定的限量標準 0.2 mg·kg-1（GB 2762—2017）；這表明針對該Cd-As復合污染稻田土壤，ZVI+BC的組合修復材料的一次性施加還不足以使稻米達到糧食安全標準，因而還需要多次施加。

2.2 ZVI和/或BC對水稻植株Cd和As含量的影響

由圖2可知，在水稻的全生育期內(nèi)，不同處理下水稻根系中Cd的含量都隨時間的延長而降低，但地上部分中的Cd則隨時間的延長先升高后下降；然而，水稻根系和地上部分中的 As含量都隨著時間的延長含量升高；此外水稻根系中Cd/As的積累含量都高于地上部分，這符合植物對重金屬積累的一般規(guī)律。ZVI同時降低了水稻地上部分與根系中的Cd/As積累，且對As的鈍化作用強于Cd，并在水稻的成熟期（第120天）最終降低了水稻地上部分和根系中的 Cd/As分別為 15.7%/25.5%與19.5%/23.8%。相較于對照組，在水稻的全生育期中，BC都降低了水稻植株中的Cd積累；但對于As，BC則是在第65天之前提高As在水稻植株中積累，之后隨著時間的延長與對照組的差異逐漸縮小。ZVI+BC組合最終在成熟期導致了水稻植株中Cd和As最大的下降量；例如，在水稻成熟的第120天，ZVI+BC組合最終降低水稻根系中的Cd和As含量分別為 41.5%和 40.3%。此外，在水稻的全生育期內(nèi)，ZVI+BC組合基本上都導致了植株中Cd積累的最大降低量；而對于As，ZVI+BC組合則是先使得水稻植株中的As含量高于ZVI處理組，隨后又低于使之ZVI處理組，這說明ZVI+BC組合鈍化稻田土壤As的協(xié)同作用應該是后期才表現(xiàn)出來的。

2.3 ZVI和/或BC對溶解態(tài)Cd/As的影響

土壤孔隙水中溶解態(tài)的自由態(tài)的重金屬離子，可以直接為作物的根系所吸收，是一種重要的生物可利用存在形式（Xu et al.，2018），為此監(jiān)測了ZVI和/或 BC處理下孔隙水中 Dis-Cd、-TAs和-As(III)在水稻全生育期內(nèi)的動態(tài)變化過程。

圖2 水稻全生育期內(nèi)，ZVI和/或BC對水稻地上部與根系中Cd（a）/（b）和As（c）/（d）含量的影響Fig. 2 Effects of ZVI and/or BC on Cd (a)/(b) and As (c)/(d) contents in parts above root and roots over the entire rice lifecycle

圖3 水稻全生育期內(nèi)，ZVI和/或BC對水孔隙水中Dis-Cd（a）、-TAs（b）和-As(III)（c）濃度的影響Fig. 3 Effects of ZVI and/or BC on Dis-Cd (a), -TAs (b) and -As(III) (c) concentrations in pore water over the entire rice lifecycle

由圖3可知，在水稻的全生育期內(nèi)，不同處理下的土壤孔隙水中，Dis-Cd皆先上升后下降，而Dis-TAs和-As(III)隨著時間的延長而增多。在第75天以前，ZVI、BC和 ZVI+BC組合都能有效降低Dis-Cd的質(zhì)量濃度，而ZVI+BC組合的降低作用最明顯（圖3a）；例如第45天，ZVI、BC和ZVI+BC組合分別降低 Dis-Cd 達 0.19、0.35、0.45 μg·L-1。相比于對照組，ZVI在水稻全生育期內(nèi)都降低了Dis-Tas質(zhì)量濃度并在第 45天后也明顯降低了Dis-As(III)的濃度；例如，在第 105天，ZVI對Dis-TAs 和-As(III)的降低量分別達 14.71 μg·L-1和5.45 μg·L-1。BC 在處理前期同時提高了孔隙水中Dis-TAs和-As(III)的濃度，但隨著時間延長BC處理組中 Dis-TAs的濃度與對照組中的差異逐漸變小，而 BC對Dis-As(III)的提高作用仍在擴大（圖3b）。ZVI+BC組合先導致了比ZVI處理組更高的Dis-TAs濃度，之后又在整體上導致了比該處理更低地 Dis-TAs濃度。同時，BC引起了比對照組更高的Dis-As(III)濃度（圖3c），而ZVI+BC組合也導致了比ZVI處理組更高的Dis-As(III)濃度，這說明BC具有促進淹水土壤中As(V)還原為As(III)的能力。此外，Dis-Cd/-TAs的變化趨勢與根系中Cd/As積累量趨勢基本一致，這說明土壤中溶解態(tài)的Cd與TAs是影響水稻植株中Cd和As積累量的重要因素之一。

2.4 ZVI和/或BC對土壤提取態(tài)Cd和As和pH的影響

土壤中可交換態(tài)與吸附態(tài)的重金屬離子，因其與土壤礦物結(jié)合能力弱，也被認為是生物可利用形態(tài)（Zhang et al.，2010；He，2007；Okkenhaug et al.，2011）；而ZVI或/和BC的加入，可能會影響土壤中Cd/As在不同結(jié)合態(tài)之間相互轉(zhuǎn)化，并最終影響As和Sb的生物有效性。為此，監(jiān)測了ZVI和/或BC處理下不同提取態(tài)中Cd和TAs在水稻全生育期內(nèi)的動態(tài)變化過程。

由圖4可知，水稻全生育期內(nèi)，對照組中可交換態(tài)與鐵錳結(jié)合態(tài)中Cd的含量皆下降，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)與有機結(jié)合態(tài)中的上升，這表明隨著水稻培育時間的延長未處理土壤中可交換態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)中的Cd在逐漸向碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化。相比于對照組，ZVI處理降低了可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的含量而升高了鐵錳結(jié)合態(tài)與有機結(jié)合態(tài)Cd的含量，表明ZVI的加入確實更有利于Cd被含鐵物質(zhì)所固定。而在BC處理下，與對照組相比，可交換態(tài)和鐵錳結(jié)合態(tài)中的Cd含量下降，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd的含量上升，這表明BC主要是通過促進有機物、碳酸鹽對Cd的結(jié)合以及Cd自身的水解來達到鈍化Cd的作用。在這4個處理中，ZVI+BC組合導致了4個處理中最高的鐵錳結(jié)合態(tài)/有機結(jié)合態(tài)的Cd含量與最低的生物可利用交換態(tài)Cd的含量；例如，在水稻移栽后的第65天，相比于對照組，ZVI+BC組合對可交換態(tài)Cd的降低量高達20.1%，而單獨的ZVI和 BC對可交換態(tài) Cd的降低量僅分別為 5.7%和10.6%。由此可見，ZVI+BC組合土壤結(jié)合態(tài)中生物可利用的Cd的鈍化作用最強，且主要是通過增強鐵錳氧化物與有機物對Cd的固定來實現(xiàn)的。此外，吸附態(tài)Cd的變化趨勢與水稻根系中Cd的積累趨勢一致，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的變化趨勢與根系中Cd的積累量趨勢差異很大，這說明土壤中可交換態(tài)Cd確實是影響水稻植株中Cd積累量的重要因素。

圖4 水稻全生育期內(nèi)，ZVI和/或BC對土壤中可交換態(tài)（a）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（b）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（c）和有機結(jié)合態(tài)（d）鎘含量的影響Fig. 4 Effects of ZVI and/or BC on contents of exchangeable (a), carbonate bound (b), iron manganese oxide bound (c) and organic bound (d) cadmium in soil over the entire rice lifecycle

圖5 水稻全生育期內(nèi)，ZVI和/或BC對土壤中非專性吸附態(tài)（a）、專性吸附態(tài)（b）、無定型與弱結(jié)晶態(tài)鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)（c）和強結(jié)晶態(tài)鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)（d）總砷含量的影響Fig. 5 Effects of ZVI and/or BC on contents of non-specification absorbed (a), specifically absorbed (b), amorphous Fe-Al oxides bound (c)and crystalline Fe-Al oxides bound total As over the entire rice lifecycle

由圖5可知，水稻全生育期內(nèi)，不同處理下鐵鋁氧化物強結(jié)晶態(tài)與弱結(jié)晶態(tài)中的TAs含量都隨時間的延長下降，而生物可利用的專性和非專性吸附態(tài)中的TAs上升，這反映了淹水稻田中鐵鋁氧化物中砷污染物逐漸轉(zhuǎn)化為生物可利用形態(tài)的暴露過程。相較于對照組，ZVI提高了土壤中鐵鋁弱結(jié)晶態(tài)氧化物中TAs的含量，而降低了其他3種提取態(tài)中的TAs。BC在第75天前，降低了鐵鋁氧化物強結(jié)晶態(tài)與弱結(jié)晶態(tài)TAs的含量而提高了專性和非專性吸附態(tài)的TAs，這說明在處理前期BC能夠促進As污染物從鐵鋁氧化物轉(zhuǎn)化進入生物可利用吸附態(tài)；但隨著時間的延長，BC處理中專性/非專性吸附態(tài)和鐵鋁氧化物弱結(jié)晶態(tài)TAs的含量與對照組中的差異都呈現(xiàn)逐漸縮小的趨勢。ZVI+BC組合在第45天之前引起了比 ZVI處理更低的鐵鋁氧化物弱結(jié)晶態(tài) TAs含量與更高的專性/非專性吸附態(tài) TAs含量；之后，又導致了比ZVI處理更高的鐵鋁氧化物弱結(jié)晶態(tài)TAs含量與更低的專性/非專吸附態(tài)TAs含量，并且取得了最大的生物可利用性吸附態(tài)TAs的下降量；例如，在水稻成熟的第120天，相較于對照組，ZVI+BC組合對非專性吸附態(tài)TAs的下降量為29.2%，單獨的ZVI和BC引起的下降量僅分別為16.2%和6.1%。此外，專性/非專性吸附態(tài)TAs含量的變化趨勢與根系中 As的積累量趨勢具有較高的一致性，這說明土壤中吸附態(tài)TAs確實也是影響水稻植株中As積累量的重要因素。

同時，鑒于土壤介質(zhì)中As主要以III和V的化學形態(tài)存在且 As(III)的移動性要強于 As(V)（Bissen et al.，2003），因而As的形態(tài)轉(zhuǎn)化也是影響其遷移與富集的重要因素。為此，考察了不同處理對土壤提取態(tài)中As(III)含量的影響，如圖6所示。不同處理中，專性/非專性吸附態(tài)和鐵鋁氧化物弱結(jié)晶態(tài)中的As(III)含量均隨著時間的延長而升高，這反映了淹水稻田土中的 As(V)被逐漸生化還原成As(III)的地球化學過程。與對照組相比，ZVI降低了，專性/非專性吸附態(tài)As(III)的含量而提高了鐵鋁氧化物弱結(jié)晶態(tài)中的As(III)，這說明ZVI能夠促使As(III)由吸附態(tài)轉(zhuǎn)化進入鐵鋁氧化物中以將其固定。此外，BC處理下的專性/非專性吸附態(tài)和鐵鋁氧化物弱結(jié)晶態(tài)中的As(III)含量都高于對照組，且ZVI+BC組合處理下的專性/非專性吸附態(tài)和鐵鋁氧化物弱結(jié)晶態(tài)中的As(III)含量也都高于ZVI處理組，這進一步表明BC具有促進淹水土壤中As(V)還原為As(III)的能力。

此外，在水稻的全生育期內(nèi)，不同處理下稻田土壤中的pH都隨時間的延長而降低；例如，對照組中pH由苗期（第15天）的7.46下降至成熟期（第120天）的7.23。ZVI和/或BC都能提高土壤的pH，而ZVI+BC組合的提高效果最強；例如，在第35天，對照組中土壤的pH為7.43，而ZVI、BC和ZVI+BC組合處理組中的pH分別為7.56、7.81、7.67。但是，隨著時間的延長在第65天后不同處理之間的pH差異逐漸縮小，并在75 d后不同處理組的pH都在7.20—7.30之間波動。

2.5 ZVI和/或BC對根表鐵膜中Cd和As含量的影響

由圖7a、b可知，全生育期內(nèi)，水稻根表鐵膜中Cd和As質(zhì)量分數(shù)（ω(iron plaque-Cd)和ω(iron plaque-As)）皆隨著培育時間的延長而減少。相較于對照組，ZVI和/或 BC處理均提高了根表鐵膜中的 Cd含量，這將增強根表鐵膜阻隔水稻對Cd的吸收積累，且 ZVI+BC組合對鐵膜中 Cd含量的提高作用最強；例如，在第45天，ZVI、BC和ZVI+BC組合分別提高了鐵膜中 Cd含量達 22.6%、16.4%和23.2%。同時，與對照組相比，ZVI和/或BC處理也都提高了根表鐵膜中 As的含量，而且也是ZVI+BC組合對鐵膜中As含量提高作用最強；例如，在第 45天，ZVI、BC和 ZVI+BC對鐵膜中As的提高量分別為20.1%、18.3%和50.6%。此外，如圖7c、b所示，根表鐵膜中Cd/As含量與鐵膜自身的含量（ω(ironplaque)）都具有良好的線性相關性，這表明ZVI、BC和ZVI+BC組合是通過提高鐵膜的生成量進而提高鐵膜中Cd和As含量的。

3 討論

圖6 水稻全生育期內(nèi)，ZVI和/或BC對土壤中非專性吸附態(tài)（a）、專性吸附態(tài)（b）、無定型與弱結(jié)晶態(tài)鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)（c）As(III)含量的影響Fig. 6 Effects of ZVI and/or BC on contents of non-specification absorbed (a), specifically absorbed (b), amorphous Fe-Al oxides bound (c) As(III)over the entire rice lifecycle

稻田土壤中Cd與As的賦存形式與地球化學行為差異很大，它們的修復通常會遇到Cd和As的不一致轉(zhuǎn)化，即特定修復策略在有效鈍化其中一種元素時，反而會激活另一種元素的移動性，或是對另一種元素作用不大。本研究的結(jié)果表明，單一的ZVI或BC對土壤中Cd/As鈍化效果有限，但當二者組合運用時明顯增強了對As和Cd的修復效果，且對稻米中Cd和As濃度的降低量分別增高至50.2%和35.6%。因此，ZVI和BC在組合使用時可能存在某些相互作用。關于單一BC或ZVI對土壤種Cd/As的作用以及二者組合的相互作用的詳細討論如下。

3.1 ZVI的作用

圖1、2結(jié)果表明，ZVI同時降低了稻米和水稻植株中的Cd和As的積累，且對As積累的降低作用更為明顯。相較于對照組，ZVI處理中與鐵錳礦物結(jié)合的Cd以及與弱結(jié)晶態(tài)氧化物結(jié)合態(tài)的TAs都明顯增多（圖4c和5c）。ZVI材料的粒度小、反應活性高，而剛開始有氧的土壤環(huán)境中，可以通過電化學腐蝕釋放出游離的 Fe2+（Katsoyiannis et al.，2008），并快速生成鐵的氧化礦物例如水鐵礦（Furukaw et al.，2002）。這些新生成鐵氧礦物可以增加Cd和As的吸附位點，或是將Cd和As污染物吸納進入礦物組成，都可以降低其移動性。此外，ZVI電化學腐蝕過程會產(chǎn)生OH-，這將提高土壤的pH（反應式(4)/(5)）（Neff et al.，2005；Triszcz et al.，2009），并促進 Cd2+的水解沉降。而且，還原性ZVI的加入應該會降低土壤的氧化還原電位（Eh），這將促進含硫土壤中SO42-生化還原成S2-/S22-（Xin et al.，2008）并與釋放的Fe2+形成鐵硫化物，而鐵硫化物被認為是降低 Cd/As移動性的重要因素（Han et al.，2018；Gong et al.，2016）。同時，新產(chǎn)生的游離Fe2+將遷移至水稻根系部位，并在根系泌氧作用下氧化成礦形成根表鐵膜，進一步阻隔水稻對的Cd和As的吸收利用。值得注意的是，由于As在鐵氧礦物表面的絡合系數(shù)（logK=29.31）遠大于Cd（logK=0.46）（Qiao et al.，2018），從而鐵礦物與As的結(jié)合能力也要遠大于Cd，且土壤中總As（41.5±3.57 mg·kg-1）的含量遠高于 Cd（3.65±0.18 mg·kg-1），這使得 ZVI對鐵膜與土壤鐵氧化物中As含量的影響要強于Cd，這最終導致了ZVI對As的鈍化作用比對Cd更強。

3.2 BC的作用

圖1、2結(jié)果表明，相較于對照組，BC在水稻的全生育期內(nèi)都能降低稻米與植株中的Cd積累。但對于As，BC對稻米中As積累的作用不明顯，且在全生育期內(nèi)是先提高水稻植株對As的有效性，后又導致了與對照組差異不大的 As積累量。生物炭因其吸附表面積大、堿性高、離子交換能力強且富含有機絡合基團，被認為是同時能固定Cd與As的優(yōu)良修復材料（Li et al.，2017；Vithanage et al.，2017）。BC的加入既可通過物理吸附、表面絡合和離子交換使得Cd附著于BC的表面吸附位點，也能通過提高土壤pH進一步提高Cd的吸附效率并促進其水解沉淀，從而降低Cd在土壤體系中的移動性與生物有效性。而對于As，BC的堿性將提高土壤礦物表面的電負性，這將促進以電負性離子（H2AsO4-和 HAsO42-）存在的 As的移動性，并增強其生物有效性。此外，BC因其表面的存在醌基等含氧基團而具有電子穿梭功能，在持續(xù)淹水的厭氧環(huán)境中可以促進土壤鐵礦物的還原性溶解（Kappler et al.，2014），這將引起鐵礦物中結(jié)合態(tài)As的釋放與暴露。同時，其電子穿梭功能還能促進As(V)生化還原為移動性更強的As(III)（Qiao et al.，2017），將明顯提高土壤中水溶態(tài)與不同提取態(tài)As(III)的含量（圖3c和圖7）且進一步提高As的生物有效性。但是，隨著培育時間的延長，BC的電子穿梭功能也將促進土壤 SO42-生化還原為S2-/S22-（Zhang et al.，2018）并增加鐵硫化物生成；同時，BC的堿性將因為根系分泌物與土壤母質(zhì)的緩沖作用（Ponnamperuma et al.，1969）而逐漸消減；此外，由于BC中含鋁的氧化物（見1.2節(jié)），可以導致 As污染由生物可利用態(tài)轉(zhuǎn)化進入鐵鋁氧化弱結(jié)晶態(tài)，可使BC對As的固定能力得以增強；這些都將使得BC處理組中As的生物有效性與對照組逐漸接近。

3.3 ZVI與BC的相互作用

圖1結(jié)果表明 ZVI+BC組同時取得了稻米中Cd和As的最大下降量，達到了同步鈍化的Cd/As的目的。而且，ZVI+BC組合引起的稻米中 Cd/As的下降量要大于單一的 ZVI和 BC導致的稻米中Cd/As下降量之和，這反映了ZVI和BC的組合在鈍化稻田土壤中的Cd/As時具有一定的協(xié)同作用。至于水稻植株（如圖2），在水稻全生育期內(nèi)ZVI+BC組合一直都能取得最低的Cd積累量；但對于As，ZVI+BC組合則是先導致水稻植株中比ZVI處理組更高的As積累量，之后又取得了比ZVI處理組更低的As積累量；這說明ZVI+BC組合對Cd的鈍化的協(xié)同作用應該是自始至終的，而對 As的鈍化的協(xié)同作用是后期才具備的。在前期土壤有氧的條件下，BC的電子穿梭體功能將促進ZVI的電化學腐蝕，提高鐵氧礦物的生成速率（Chen et al.，2015；Dou et al.，2010）。同時，BC的巨大表面與吸附位點有利于鐵氧礦物的分散附著而形成較為均勻的BC負載鐵氧化物的復合體（Yang et al.，2016；Chen et al.，2011），既能增強BC對As的親和能力也能提高鐵氧礦物的表面。而且，BC的電子穿梭功能與 ZVI的還原性都有利于 S2-/S22-的形成，且ZVI的腐蝕還能提供額外的Fe2+，二者的組合將更有利于生成鐵硫化物固定Cd和As。此外，ZVI可氧化為游離態(tài)Fe2+而BC促進鐵礦還原也能產(chǎn)生Fe2+，二者的組合將有利于協(xié)同形成根表鐵膜阻隔水稻對Cd與As的吸收。但是當BC的石灰效應還存在時，僅能提高對Cd的固定，而不利于As的鈍化；當BC的堿性隨著時間的延長而降低，則對As的協(xié)同鈍化效應將逐漸體現(xiàn)出來。

4 結(jié)論

本研究旨在通過盆栽實驗考察ZVI和BC的組合修復材料對稻田土壤中Cd與As生物可利用性的影響。結(jié)果表明，ZVI+BC組合同時顯著降低稻米中Cd和As的含量，能達到同步鈍化的目的。同時，ZVI+BC組合導致的稻米中Cd/As下降量要分別大于單一的ZVI和BC引起的稻米中Cd/As下降量之和，反映了ZVI和BC在共同修復土壤中Cd/As污染的協(xié)同效應。但是，在ZVI+BC組合處理下，仍然不能使的稻米中Cd和As含量達到規(guī)定的限量標準。總體來說，針對Cd/As復合污染土壤的需要同步鈍化的現(xiàn)實問題，零價鐵與生物炭的組合修復材料（ZVI+BC）是一種有前景的選擇，盡管可能需要多次施用。