黃永東，杜應(yīng)瓊，陳永堅(jiān)，陳楚國(guó)，杜瑞英，文典，吳志超，彭立鈞，李梅霞

1. 廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)產(chǎn)品公共監(jiān)測(cè)中心，廣東 廣州 510640；2. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全檢測(cè)與評(píng)價(jià)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（廣州），廣東 廣州 510640；3. 廣東省農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510640；4. 廣東農(nóng)科監(jiān)測(cè)科技有限公司，廣東 廣州 510640

治理農(nóng)田土壤砷污染已成為近幾年研究熱點(diǎn)。在水淹厭氧條件下水稻土有效砷含量更高（鐘松雄等，2016），無(wú)機(jī)砷濃度達(dá)到0.8 mg·L?1以上時(shí)能顯著抑制水稻生長(zhǎng)（李仁英等，2014）。砷超標(biāo)已成為水稻種植中關(guān)注的重點(diǎn)問(wèn)題之一，嚴(yán)重影響中國(guó)的食品安全（Zhang et al.，2015）。

生物炭對(duì)砷并沒(méi)有展現(xiàn)良好的吸附能力（Agrafioti et al.，2014；Gregory et al.，2015），盡管其對(duì)As(Ⅲ)有一定的氧化作用（Zhong et al.，2019），但可能會(huì)增加砷的生物有效性（Gregory et al.，2014；Jin et al.，2020）。錳改性是提高生物炭對(duì)砷吸附性能的有效方法（Benis et al.，2020），錳氧化物可以有效地降低土壤有效砷含量，在厭氧條件下仍能促進(jìn) As(Ⅲ)氧化為 As(Ⅴ)（Li et al.，2019）。利用錳改性雖然降低了生物炭的比表面積（于志紅等，2014），但是平均孔徑增大，增強(qiáng)了錳氧化物的負(fù)載，而且也增強(qiáng)了生物炭的極性及其含氧官能團(tuán)的含量（Song et al.，2014），從而增強(qiáng)了表面吸附性能和氧化性能（于志紅等，2015）。

在水淹條件下，氧化還原電位降低和pH值提升是驅(qū)動(dòng)土壤砷釋放的關(guān)鍵因素（鐘松雄等，2017），As(Ⅴ)被還原為活性高的 As(Ⅲ)，鐵錳等氧化物/氫氧化物結(jié)合的 As因鐵錳還原釋放（Williams et al.，2007；Jia et al.，2014），因此，錳改性生物炭在水淹條件下對(duì)土壤砷的吸附和氧化作用是否顯著、及其影響水稻砷吸收的作用機(jī)理尚未明確。基于此，本研究通過(guò)不同污染程度土壤的盆栽試驗(yàn)?zāi)M水稻水淹生長(zhǎng)環(huán)境，探討了錳改性生物炭對(duì)土壤砷形態(tài)和水稻吸收不同形態(tài)砷的影響，明確錳改性生物炭降低水稻砷含量的效應(yīng)，為錳改性生物炭在砷污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

（1）錳改性生物炭：生物炭的制備參考葉協(xié)鋒等（2017）的限氧升溫炭化法，將稻谷谷殼破碎后置于真空箱式氣氛爐內(nèi)，抽真空后充入氮?dú)庾鳛楸Ｗo(hù)氣體，以每分鐘10 ℃的升溫速度升至600 ℃后恒溫炭化2 h，冷卻后取出，粉碎過(guò)篩（0.85 mm孔徑），用抽濾法將生物炭用去離子水清洗至中性，于 60 ℃烘干。生物炭與高錳酸鉀吸附共沉淀法改性生物炭（Song et al.，2014），稱取1 g高錳酸鉀置于100 mL坩堝中，加入40 mL純水溶解，然后加入5 g谷殼炭，超聲波超聲2 h混勻，95 ℃水浴蒸干后，放入真空箱式氣氛爐內(nèi) 600 ℃無(wú)氧熱解30 min，冷卻至室溫備用。理論上，生物炭與高錳酸鉀質(zhì)量比為 5∶1。生物炭和錳改性生物炭基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

（2）供試水稻：粵農(nóng)絲苗Oryza sativasubsp.xian（廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院水稻研究所提供）。

（3）供試土壤：廣東省廣州市天河區(qū)大豐試驗(yàn)基地土壤，其基本理化性質(zhì)見(jiàn)表2。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

等溫吸附實(shí)驗(yàn)采用一次平衡法，以 0.01 mol·L?1硝酸鈉溶液作為支持電解質(zhì)。稱風(fēng)干水稻土2.0 g，分別置于50 mL棕色玻璃瓶中。向每個(gè)玻璃瓶中加入一定濃度的亞砷酸鈉，使溶液中As(Ⅲ)質(zhì)量濃度為 0—100 mg·L?1，溶液最終體積為20 mL。錳改性生物炭和生物炭材料以固體形式直接加入，添加量為土壤質(zhì)量的2%，以供試土壤作為本實(shí)驗(yàn)的對(duì)照組，設(shè)3個(gè)重復(fù)。玻璃瓶密封后水平放置，在 (25±0.5) ℃下振蕩24 h，以Millipore（HN）0.45 μm濾膜過(guò)濾。原子熒光光譜儀測(cè)定濾液中砷濃度。根據(jù)吸附平衡前后砷濃度差，計(jì)算土壤砷吸附量。

表1 生物炭和錳改性生物炭的基本理化性質(zhì)Table 1 Selected physical and chemical properties of biochar and Mn-modified biochar

表2 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 2 Basic physical and chemical properties of soil

水稻盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)如表3所示，設(shè)置4個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)置4個(gè)重復(fù)。分別向供試土壤加入25、50 mg·kg?1（依據(jù) GB 15618—2018，以砷計(jì)）的亞砷酸鈉制得低度砷污染和中度砷污染土壤。盆內(nèi)徑16 cm，高30 cm，裝入土壤8.0 kg，其余水肥措施相同：播種前施 N 0.2 g·kg?1，0.15 g·kg?1P2O5，0.25 g·kg?1K2O，0.3 g·kg?1CaO，0.2 g·kg?1MgSO4·7H2O，1 mL·kg?1Arnon營(yíng)養(yǎng)液，與土壤混勻后澆水平衡20 d，分蘗期后追施N 0.1 g·kg?1。錳改性生物炭添加量如表3所示，土壤拌勻后加水平衡20 d。采用育苗盤育苗，待水稻苗生長(zhǎng)至 4—5片葉子大小后，將其轉(zhuǎn)移到試驗(yàn)土，每?jī)芍晏滓粋€(gè)300目根袋進(jìn)行盆栽試驗(yàn)，每盆6株，移栽后盆缽內(nèi)始終保持2—3 cm水層（水淹狀態(tài)）。于抽穗期取根區(qū)土壤測(cè)定總砷和4種砷形態(tài)（As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、二甲基砷DMA、一甲基砷MMA）的含量，提取根表鐵錳膜測(cè)定鐵、錳、總砷含量，取水稻根、莖、葉測(cè)定總砷及4種砷形態(tài)含量。

表3 水稻盆栽試驗(yàn)方案設(shè)計(jì)Table 3 Test design

1.3 測(cè)定方法

土壤總砷的測(cè)定：土壤風(fēng)干研磨并過(guò)0.149 mm孔徑篩，測(cè)定方法參照《土壤質(zhì)量 總汞、總砷、總鉛的測(cè)定 原子熒光法》（GB/T 22105.2—2008）第2部分：土壤中總砷的測(cè)定。

土壤和水稻砷形態(tài)的測(cè)定：參考耿安靜等（2019）的方法并改進(jìn)，取新鮮樣品立即采用甲醇水浸提-液相色譜串聯(lián)等離子體質(zhì)譜儀測(cè)定，結(jié)果以新鮮樣品計(jì)。稱取0.5 g試樣（精確至0.001 g），準(zhǔn)確加入提取液（V甲醇∶V水=1∶1）10 mL 于 50 mL離心管中，渦旋 1 min混勻后超聲波水浴提取 30 min，4500 r·min?1轉(zhuǎn)速離心 5 min，將上清液倒入25 mL比色管中，再向殘?jiān)屑尤?0 mL提取液重復(fù)提取一次，合并提取液并定容至25 mL，過(guò)0.22 μm濾膜，用液相色譜-等離子體質(zhì)譜聯(lián)用儀測(cè)定。色譜柱為陰離子交換色譜柱（Hamilton PRP-X100，250 mm×4.6 mm，10 μm），流動(dòng)相 25 mmol·L?1磷酸氫二銨（pH 6.0）與甲醇體積比為 92∶8，流速 1.25 mL·min?1。通過(guò)監(jiān)測(cè)m/z為75的信號(hào)強(qiáng)度形成的峰來(lái)定量不同形態(tài)砷。

水稻總砷的測(cè)定：取新鮮樣品洗凈晾干后立即進(jìn)行測(cè)定，參照《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中總砷及無(wú)機(jī)砷的測(cè)定》（GB 5009.11—2014）第二法 氫化物發(fā)生原子熒光光譜法測(cè)定，結(jié)果以新鮮樣品計(jì)。

根表鐵錳膜測(cè)定：采用 DCB（dithionitecitrate-bicarbonate）法浸提。將根系置于提取液（0.03 mol·L?1檸檬酸鈉、0.125 mol·L?1碳酸氫鈉、0.6 g·L?1硫代硫酸鈉）中提取60 min，用等離子體質(zhì)譜儀測(cè)定鐵、錳、總砷含量，浸提后的殘?jiān)鼫y(cè)定總砷含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理方法

試驗(yàn)數(shù)據(jù)運(yùn)用Excel計(jì)算，運(yùn)用SPSS統(tǒng)計(jì)軟件（IBM SPSS Statistics 19）進(jìn)行多重比較、兩兩比較和相關(guān)性分析。多重比較和兩兩比較采用Tukey HSD方法，顯著性水平為0.05。相關(guān)性分析采用 Pearson相關(guān)系數(shù)，雙側(cè)檢驗(yàn)相關(guān)性，P＜0.05為顯著相關(guān)，P＜0.01為極顯著相關(guān)。

吸附等溫線采用Langmuir擬合，Langmuir擬合方程：

式中，Qe表示平衡時(shí)吸附量，mg·kg?1；ρe表示平衡后溶液中吸附質(zhì)的質(zhì)量濃度，mg·L?1；Qm表示Langmuir吸附等溫線的最大吸附容量，mg·kg?1；a為模型中的常數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 錳改性生物炭對(duì)土壤砷吸附性能的影響

錳改性生物炭促進(jìn)土壤對(duì)砷的吸附。如圖1所示，在平衡濃度為17.5 mg·L?1左右時(shí)，添加錳改性生物炭土壤的As吸附量（721.6 mg·kg?1）是土壤吸附量（250.1 mg·kg?1）的2.88倍，是添加生物炭土壤吸附量（230.1 mg·kg?1）的3.14倍。不同處理，砷的平衡溶液濃度與吸附量間存在較強(qiáng)的相關(guān)關(guān)系，Langmuir吸附等溫線擬合的決定系數(shù)R2值都在0.95以上（表4），達(dá)顯著水平。添加錳改性生物炭的最大吸附量（Qm）為 1193.9 mg·kg?1，是土壤的最大吸附量（524.1 mg·kg?1）的2.29倍，是添加生物炭的最大吸附量（454.1 mg·kg?1）的2.63倍，說(shuō)明錳改性生物炭顯著提高土壤對(duì)砷的吸附能力，而生物炭不能提高土壤對(duì)砷的吸附能力，甚至導(dǎo)致土壤砷的溶出。

圖1 錳改性生物炭對(duì)土壤砷吸附量的影響Fig. 1 Effect of manganese modified biochar on Arsenic adsorption capacity in soil

表4 Langmuir曲線擬合參數(shù)Table 4 Parameters for Langmuir isotherm

2.2 錳改性生物炭對(duì)盆栽土壤砷的影響

錳改性生物炭對(duì)土壤總砷含量幾乎不產(chǎn)生影響（圖2），但是降低土壤As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量（圖3）。低度砷污染土壤中，CM1的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量與 CK1相比分別降低 18.9%和 16.6%，其中As(Ⅲ)差異顯著，而 As(Ⅴ)差異不顯著。中度砷污染土壤中，CM2的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量與CK2相比分別降低15.7%和17.5%，均顯著低于CK2，CM2的 As(Ⅴ)含量降低至與低度砷污染土壤 CK1差異不顯著。結(jié)果表明，水淹條件下，錳改性生物炭降低水稻土中砷的有效性，有利于阻控砷向農(nóng)作物的遷移，這一效果可能與其對(duì)As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附作用有關(guān)。

圖2 錳改性生物炭對(duì)土壤總砷的影響Fig. 2 Effect of manganese modified biochar on totol arsenic in soil

圖3 錳改性生物炭對(duì)土壤砷形態(tài)的影響Fig. 3 Effect of manganese modified biochar on arsenic speciation in soil

2.3 錳改性生物炭對(duì)水稻不同組織總砷的影響

錳改性生物炭降低水稻根、莖、葉中總砷含量。如圖4所示，兩兩比較時(shí)，添加錳改性生物炭的處理根、莖、葉總砷含量均顯著低于相應(yīng)的對(duì)照。根中總砷含量大幅高于莖和葉，錳改性生物炭處理對(duì)根中總砷含量的降低幅度低于莖和葉，低度砷和中度砷污染下分別降低根中總砷20.2%、18.1%；錳改性生物炭處理對(duì)莖中總砷含量的降低幅度最大，低度砷和中度砷污染下分別為43.8%、45.9%；對(duì)葉中總砷含量的降低幅度居中，低度砷和中度砷污染下分別為43.0%、18.3%。水稻莖和葉中，中度砷污染土壤（CM2）的總砷含量已低于低度砷污染土壤（CK1）的水平。

圖4 錳改性生物炭對(duì)水稻不同組織總砷的影響Fig. 4 Effect of manganese modified biochar on total arsenic in different tissues of rice

2.4 錳改性生物炭對(duì)水稻不同組織砷形態(tài)的影響

圖5 錳改性生物炭對(duì)水稻不同組織砷形態(tài)的影響Fig. 5 Effect of manganese modified biochar on arsenic speciation in different tissues of rice

錳改性生物炭降低水稻根、莖、葉中As(Ⅲ)含量，促進(jìn)水稻根系更多地吸收As(Ⅴ)。如圖5所示，無(wú)論中度還是低度砷污染土壤，添加錳改性生物炭后，根、莖、葉中As(Ⅲ)含量均顯著低于相應(yīng)的對(duì)照（CM1低于CK1、CM2低于CK2），降低幅度為 24.4%—63.8%。添加錳改性生物炭增加水稻As(Ⅴ)含量，增加幅度排序?yàn)楦厩o＞葉，CM2處理的根中As(Ⅴ)含量是CK2的11.9倍。中度砷污染土壤，CM2處理的根、莖、葉中As(Ⅴ)含量均顯著高于CK2處理；低度砷污染土壤，CM1處理的根中As(Ⅴ)含量顯著高于CK1處理，而莖和葉中的差異不顯著。由此表明，錳改性生物炭在降低水稻總砷吸收的同時(shí)促進(jìn)水稻根系更多地吸收As(Ⅴ)，這可能是由于錳改性生物炭促進(jìn)土壤中 As(Ⅲ)向As(Ⅴ)的轉(zhuǎn)化。DMA含量比較，根和莖中各處理均未檢出，而葉中均有檢出，表明葉片中DMA的合成較根和莖更強(qiáng)烈。MMA在根和葉中部分檢出，未見(jiàn)明顯規(guī)律。

2.5 錳改性生物炭對(duì)根表鐵錳膜的影響

錳改性生物炭利于根表錳膜的形成。如圖6a、圖 6b所示，低度砷和中度砷污染土壤，錳改性生物炭處理，水稻根表鐵膜含量顯著低于對(duì)照，錳膜含量顯著高于對(duì)照，其中，CM1處理錳膜含量相對(duì)于CK1提高了518.9%，CM2處理錳膜含量相對(duì)于CK2提高了 893.8%。土壤總砷含量高不利于根表鐵錳膜的形成，中度砷污染土壤，鐵膜和錳膜含量均低于低度砷污染土壤，其中，對(duì)照（CK2比CK1）的鐵膜和錳膜含量分別降低15.1%和43.4%，錳改性生物炭處理（CM2比 CM1）的鐵膜和錳膜含量分別降低13.4%和9.0%。

圖6 錳改性生物炭對(duì)根表鐵錳膜量的影響Fig. 6 Effect of manganese modified biochar on Fe plaque and Mn plaque on root surface

錳改性生物炭顯著降低根表總砷含量。如圖 7所示，各處理根殘?jiān)械纳楹烤陀诟龛F錳膜中，表明砷主要富集和分配在根表鐵錳膜中，鐵錳膜中砷的分配比率達(dá)79.0%—83.4%。錳改性生物炭處理根表鐵錳膜中砷含量顯著低于相應(yīng)的對(duì)照，低度砷和中度砷污染土壤分別降低34.1%和21.3%。此外，根表錳膜量與根表砷含量和根殘?jiān)楹砍蕵O顯著負(fù)相關(guān)，錳膜量與根、莖、葉中的As(Ⅲ)含量呈極顯著負(fù)相關(guān)，而與根、莖、葉中的As(Ⅴ)呈顯著正相關(guān)。由此表明，錳改性生物炭降低根表總砷含量是阻控水稻砷吸收的原因之一。

圖7 錳改性生物炭對(duì)根表和根殘?jiān)楹康挠绊慒ig. 7 Effect of manganese modified biochar on arsenic content in root surface and root residue

3 討論

錳改性生物炭對(duì)土壤砷展現(xiàn)出良好的吸附能力，是阻控水稻砷吸收的重要原因。Jin et al.（2020）研究發(fā)現(xiàn)生物炭通過(guò)增加鐵還原細(xì)菌總數(shù)來(lái)增強(qiáng)鐵結(jié)合態(tài)砷的還原溶解，因此認(rèn)為，低施用量的生物炭可能不是緩解 As在水稻中積累的有效途徑，而高施用量可能會(huì)增加As在受As污染的淹水土壤中的健康風(fēng)險(xiǎn)。生物炭經(jīng)過(guò)錳改性后，含氧官能團(tuán)增加（Yu et al.，2015），錳改性生物炭通過(guò)化學(xué)鍵吸附砷并固定在球形結(jié)構(gòu)內(nèi)部（Lalhmunsiama et al.，2012），因此增強(qiáng)對(duì)砷的吸附。也有研究發(fā)現(xiàn)杏仁殼生物炭對(duì)As污染水溶液中As(Ⅲ)/As(Ⅴ)具有良好的吸附潛力，紅外光譜、X射線光電子能譜研究表明大量?OH 官能團(tuán)以及一些其他芳香族/脂肪族富碳和富氧基團(tuán)（C=C-C，?C-H，C=O）是該生物炭吸附As的原因（Ali et al.，2020）。這些研究均解釋了生物炭和錳改性生物炭對(duì)砷吸附能力差異的原因，主要為含氧官能團(tuán)的數(shù)目，為本研究進(jìn)一步說(shuō)明錳改性生物炭對(duì)土壤砷吸附能力的影響提供了依據(jù)。于志紅等（2015）根據(jù)吸附等溫線得出炭-錳復(fù)合材料對(duì)水溶液中 As(Ⅲ)的最大吸附量為 20.08 mg·g?1，是生物炭最大吸附量（11.41 mg·g?1）的 1.76倍。本研究表明，添加 2%錳改性生物炭的土壤對(duì) As(Ⅲ)的最大吸附量為 1.19 mg·g?1，是土壤的最大吸附量（0.52 mg·g?1）的 2.29倍，是添加 2%生物炭的土壤的最大吸附量（0.45 mg·g?1）的 2.63 倍，這是因?yàn)殄i改性生物炭對(duì) As(Ⅲ)的吸附能力強(qiáng)于生物炭和土壤本身，從而提高了土壤對(duì)As(Ⅲ)的吸附能力。

在淹水稻田的還原條件下，As(Ⅲ)占主導(dǎo)地位（Clemens et al.，2016），As(Ⅲ)主要是利用OsNIP2;1（即Lsi1）水通道蛋白進(jìn)入水稻根系，而As(Ⅴ)主要通過(guò)磷酸鹽轉(zhuǎn)運(yùn)體（Pht）的運(yùn)輸進(jìn)入水稻（Ma et al.，2008）。Yu et al.（2017）認(rèn)為錳改性生物炭施用于水稻土能降低土壤中砷的生物有效性，顯著降低水稻籽粒和根中As的含量，為本研究進(jìn)一步探討錳改性生物炭影響根系對(duì)不同形態(tài)砷的吸收奠定了基礎(chǔ)。本研究錳改性生物炭改變了土壤中砷的形態(tài)，可能通過(guò)降低根系Lsi1水通道蛋白運(yùn)輸、增強(qiáng)磷酸鹽轉(zhuǎn)運(yùn)體運(yùn)輸，從而抑制水稻吸收As(Ⅲ)，促進(jìn)水稻根系更多地吸收As(Ⅴ)，這一機(jī)制有待進(jìn)一步研究。錳改性生物炭處理對(duì)根中總砷含量的降低幅度低于莖和葉，錳改性生物炭處理的水稻莖和葉中，中度砷污染土壤的總砷含量已低于低度砷污染對(duì)照的水平。由此推測(cè)，錳改性生物炭可能影響砷從地下部到地上部的運(yùn)輸，有待進(jìn)一步研究。相關(guān)性分析結(jié)果表明，根、莖和葉中總砷含量與土壤As(Ⅲ)、As(Ⅴ)含量均呈極顯著正相關(guān)；根中總砷含量與土壤總砷含量呈極顯著正相關(guān)，而莖和葉中總砷含量與土壤總砷含量相關(guān)性不顯著。由此表明，土壤As(Ⅲ)、As(Ⅴ)比總砷更適合反映植株地上部的砷含量。

根表鐵錳膜是影響水稻砷吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)的重要因素（胡瑩等，2013）。董飛等（2011）發(fā)現(xiàn)水稻根表鐵膜中砷含量隨根表中鐵、錳的增加而富集。Yu et al.（2017）認(rèn)為水稻根表沉積大量鐵錳膜，阻礙砷向植物體內(nèi)遷移，從而阻控水稻對(duì)砷的吸收。本研究進(jìn)一步探討根表中砷含量，結(jié)果表明，大量錳膜的形成降低了根表砷的含量，從而抑制根對(duì)砷的吸收。

4 結(jié)論

（1）錳改性生物炭顯著促進(jìn)土壤對(duì)砷的吸附，降低水稻土中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量，能將中度砷污染土壤中As(Ⅴ)含量降低至低度砷污染土壤水平，有利于阻控砷從土壤向水稻的遷移。

（2）錳改性生物炭顯著降低根、莖、葉總砷含量。錳改性生物炭對(duì)根中總砷含量的降低幅度低于莖和葉，莖中總砷含量的降低幅度最大，能將中度砷污染土壤水稻莖和葉中的總砷含量降低至低度砷污染土壤水平。這是因?yàn)殄i改性生物炭利于根表錳膜的形成，顯著降低根表總砷含量，從而阻控根系對(duì)砷的吸收。

（3）錳改性生物炭促進(jìn)水稻根系更多地吸收As(Ⅴ)。錳改性生物炭顯著降低水稻根、莖、葉中As(Ⅲ)含量，砷總量降低的同時(shí)相對(duì)提高水稻As(Ⅴ)含量。