2021, Vol. 42
土壤是生态系统的基本要素, 也是人类赖以生存和文明建设的重要基础资源[1].近几十年来, 随着工农业持续发展, 不同类型的污染物进入土壤并积累, 从而造成了不同程度的土壤污染.其中, As做为一种常见的有毒且致癌致畸物质, 在广泛应用于工农业以及医学领域的同时, 对环境也构成了巨大的威胁[2, 3].As在自然界主要以雌黄(As2S3)、雄黄(As4S4)和砷黄铁矿(FeAsS)等硫化物的形式存在或者伴生于其他金属矿物中, 岩石风化、火山爆发、污水灌溉和矿山开采等活动都会造成土壤As污染, 尤其是在矿山开采过程中, 长期暴露于地表的金属矿石和废石经雨水冲刷会生成大量酸性废水, 渗入土壤后造成土壤As污染[4~6], 根据2005年4月至2013年12月开展的全国土壤污染状况调查结果显示, 土壤中As的点位超标率已达到2.7%.土壤中的As可通过食物链富集危害人体健康, 也可经水和大气等介质传输或蓄积, 带来健康和生态等多种潜在风险[7].由土壤污染引发的农产品质量安全问题和群体性事件逐年增多, 成为影响群众身体健康和社会稳定的重要因素.土壤As污染不仅妨碍我国农业的可持续发展, 对人体健康的危害更是日益严峻, 故土壤As污染修复亟待解决.
与其它修复技术相比, 土壤钝化修复具有良好的应用前景, 性能良好的钝化材料研发是该技术的核心.生物炭作为成本低、环境友好、稳定性强和修复效率高的钝化材料[8], 将其应用于重金属污染土壤的修复正被国内外广泛关注.尤其是生物炭在改性条件下可大幅度提高其对重金属的固定能力, 应用于土壤修复上的钝化效果越来越被大量证实.Li等[9]的研究表明, 铁改性生物炭的施用可导致土壤中As的移动性大大减弱, 大幅减少作物对As的吸收.然而生物炭进入土壤后, 会发生一系列的老化过程, 导致生物炭固定重金属的稳定性及时效性发生变化.目前, 在研究生物炭老化对其固定土壤重金属的稳定性影响方面也取得了一些进展, 如水稻秸秆生物炭经冻融循环和高温老化处理后对Cd的固定能力均有提高[10], 而奶牛粪便和锯末生物炭经干湿交替和冻融循环处理后施入土壤对Cd的固定能力却降低[11]. He等[12]的研究施入生物炭经过2 a的土培试验后, 发现土壤中的弱酸提取态Pb和Cu降低, 但不稳定的As、Zn和Cd却增加.
直至当前, 关于改性生物炭老化及其对重金属固定效应方面的研究鲜见报道, 根据前期研究结果, 铈锰改性生物炭可用于钝化修复As污染红壤, 然而在环境条件影响下尤其是在雨水丰沛的南方地区干湿交替条件如何影响钝化材料发挥固定效果的稳定性尚不明确.因而, 本试验旨在探究干湿交替条件如何影响MBC固定红壤As以及固定As的稳定性和长效性机制, 以期为该材料长期应用于As污染红壤的修复提供依据.
1 材料与方法 1.1 铈锰改性生物炭制备生物炭(biochar, BC): 将磨碎后的小麦秸秆置于马弗炉内, 600℃无氧热解2 h, 冷却至室温, 研磨过筛即为制备好的生物炭.
铈锰改性生物炭(cerium-manganese modified biochar, MBC): 称取100 g上述制备好的小麦秸秆生物炭于1 L的烧杯中, 加入500 mL 1 mol·L-1 HCl搅拌均匀后浸泡12 h以去除生物炭中的杂质, 去离子水清洗至中性后放入75℃烘箱中烘干.将预处理好的生物炭与0.5 mol·L-1 CeCl3、0.2 mol·L-1 KMnO4以1∶5∶5混合, 搅拌均匀放入数字超声仪中超声分散2 h后置于95℃水浴锅中水浴蒸干, 之后放入马弗炉中, 以氮气为保护气, 600℃无氧热解2 h, 冷却至室温即为制备好的铈锰改性生物炭.
BC和MBC基本理化性质如下: pH值分别为9.22和6.06; 生物炭的ω(铈)、ω(锰)和ω(As)分别为0.07、0.16和0.12 g·kg-1, 铈锰改性生物炭的ω(铈)、ω(锰)和ω(As)分别为223.13、31.57和0.12 g·kg-1; 生物炭的ω(有机碳)、ω(全氮)、ω(全磷)和ω(全钾)分别为358、7.41、2.64和19.34 g·kg-1, 铈锰改性生物炭的ω(有机碳)、ω(全氮)、ω(全磷)和ω(全钾)分别为233、3.93、1.05和22.05 g·kg-1.
1.2 供试土壤本试验供试土壤为湖南石门雄黄矿区周边As污染农田的红壤, 其基本理化性质如下, 红壤的pH值为6.58, ω(全氮)、ω(全磷)和ω(有机碳)分别为0.53、0.55和5.39 g·kg-1, ω(速效钾)、ω(总As)和ω(水溶态As)分别为6.47、157.82和0.32 mg·kg-1.
1.3 试验设计准确称取100 g上述红壤置于150 mL烧杯中, 分别设置MBC添加量为0%、0.125%、0.25%和0.5%, 将材料与土壤充分混合均匀后进行干湿交替培养(DWMBC), 且同时设置常规培养(MBC)的处理为对照(CK), 共设置8个处理, 每个处理重复3次, 试验设计方案见表 1.干湿交替培养即为将不同MBC添加量的各处理保持100%田间持水量, 在25℃恒温培养箱中培养16 h, 随后将温度调节至60℃培养8 h(此过程为水分蒸发的过程, 但其间田间持水量不低于30%); 常规培养即为将CK处理保持70%田间持水量在25℃恒温恒湿培养箱中进行培养, 每培养24 h为一个循环周期.所有处理培养进行至1、3、5、7、15和30个周期时取样测定相关指标.其中包括分析土壤pH值、水溶态(water soluble)As含量、结合形态As和土壤酶活性等指标.
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表 1 试验方案设计 Table 1 Design of the experimental program |
1.4 分析方法 1.4.1 土壤及生物炭理化性质分析
土壤及生物炭的理化性质参考土壤农化分析方法[13].BC和MBC中铈和锰含量采用电感耦合等离子体光谱仪(Optima 8300, PerkinElmer公司, USA)进行测定, 仪器检出限为0. 01 mg·L-1.
1.4.2 土壤及生物炭(改性)中总As的分析土壤总As采用HNO3-HCl消解法(USEPA3051a), 氢化物发生-原子荧光分析(型号AFS-933, 北京吉天仪器公司)进行测定, 标准曲线相关系数为0.9999, 仪器检出限为0.05 mg·L-1.测定过程中需加入土壤成分分析标准物质GBW07391(GSS-35)进行质量控制, 方法回收率为95.30%~100.80%, 满足质量控制要求.
生物炭(改性)总As测定采用植物样HNO3-HClO4消解法(EPA300a), 测定过程中需加入玉米成分分析标准物质GBW10012(GSB-3)进行质量控制, 方法回收率为94.95%~99.63%, 满足质量控制要求.
1.4.3 土壤WSAs含量的分析土壤WSAs含量采用土水比1∶10振荡法提取[14], 提取液采用氢化物发生-原子荧光分析进行测定.
1.4.4 土壤结合形态As的分析土壤结合形态As分析采用Wenzel连续提取法[15], 主要分为非专性吸附态As(F1)、专性吸附态As(F2)、无定形和弱结晶水合铁铝氧化物结合态As(F3)、结晶水合铁铝氧化物结合态As(F4)和残渣态As(F5).
1.4.5 土壤酶活性测定土壤过氧化氢酶、蔗糖酶、磷酸酶和脲酶采用紫外分光光度法测定[16, 17].
1.5 数据处理与统计分析本试验所有数据采用SPSS 22.0统计分析, 采用Origin 9.5进行作图.生物炭(改性)对土壤As的固定效率η的计算公式见式(1):
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(1) |
式中, c0指空白土样的有效As含量(mg·kg-1); ce指添加MBC土样的有效As含量(mg·kg-1).
土壤中可溶态As迁移系数M的计算见式(2):
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(2) |
在As污染红壤中添加不同比例MBC, 经过30个常规培养和干湿交替培养周期后, 各处理土壤pH值发生了明显的变化.如图 1所示, 从整体来看, 随着培养时间的延长, MBC施用量为0%、0.125%、0.25%和0.5%的各处理经过干湿交替培养30 d后, 除DWMBC-0对照处理外, 其余处理土壤pH值均持续降低, 培养结束时降幅达0.14~0.27个单位, 而DWMBC-0处理则升高了0.46个单位, 且在干湿交替过程中, 添加MBC的处理土壤pH值均显著低于未添加MBC的处理(P < 0.05).与常规培养相比, MBC-0.25和MBC-0.5经过干湿交替培养后pH值分别下降了0.08和0.16个单位, 其中MBC添加量为0.5%时显著低于常规培养(P < 0.05).与此相反的是, 在干湿交替条件下, DWMBC-0的pH值均显著高于MBC-0(P < 0.05), 在培养结束时相比常规培养升高了0.62个单位, 且随着MBC添加量的增加, 土壤pH值降低愈加明显.
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竖线表示标准差, 不同小写字母代表同一取样天数下各处理间存在显著性差异(P < 0.05) 图 1 常规和干湿交替培养下不同MBC添加量对红壤pH值变化的影响 Fig. 1 Effects of different MBC additions on the pH value of red soil under routine incubation and dry-wet alternate incubation |
经过30个周期的常规培养和干湿交替培养后, 添加不同比例MBC的各处理WSAs含量变化趋势如图 2所示.在干湿交替的水分管理模式下, 添加MBC后各处理土壤中WSAs含量呈现持续降低的趋势, 且随着MBC添加量的增加, 土壤WSAs降低幅度持续加大.至培养试验结束时, 相比培养初期WSAs含量的降低幅度为45.64%~56.19%, 与同期DWMBC-0相比, DWMBC-0.125、DWMBC-0.25和DWMBC-0.5的固定效率分别达到97.09%、98.32%和98.74%, 而常规培养条件下, 相应的固定效率依次为94.79%、96.12%和97.22%.在MBC的3种添加量0.125%、0.25%和0.5%处理下, 干湿交替培养的WSAs含量均显著低于常规培养(P < 0.05), 培养结束时各处理的WSAs降低幅度分别为38.73%、51.94%和50.00%.而未添加MBC的处理在干湿交替和常规培养下的变化趋势一致, 随着时间的推移, 土壤WSAs含量总体呈现一定程度的升高趋势, 当培养至30 d时, 两种培养模式下的土壤WSAs含量分别比培养初期增加57.72%和5.55%.
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竖线表示标准差, 不同小写字母代表同一取样天数下各处理间存在显著性差异(P < 0.05) 图 2 常规和干湿交替培养下不同MBC添加量对红壤WSAs变化的影响 Fig. 2 Effects of different MBC additions on the WSAs of red soil under routine incubation and dry-wet alternate incubation |
As的毒性与其在土壤中的赋存形态密切相关, 当土壤中As活性发生变化时, 也会对其赋存形态产生影响.干湿交替条件下铈锰改性生物炭对红壤中As的结合形态的影响如图 3所示, 土壤中的As形态主要以专性吸附态(F2)、无定形和弱结晶水合铁铝氧化物结合态(F3)、结晶水合铁铝氧化物结合态(F4)和残渣态(F5)这4种形态存在, F2、F3和F4这3种形态质量分数达到75%以上, 而非专性吸附态(F1)质量分数为0.06%~0.18%(图 3中未显示), F5的质量分数为12.57%~21.45%.在干湿交替条件下, 对比同期未添加MBC的对照处理F1和F2显著降低(P < 0.05), 降幅分别为49.64%~64.47%和25.39%~40.26%, 而F5则显著升高(P < 0.05), 增幅为23.81%~50.58%.当改性炭MBC添加量为0.125%和0.25%的处理经过干湿交替培养后, 对比相同用量常规培养下的处理非专性吸附态As(F1)显著降低(P < 0.05), 降幅分别为33.16%和36.00%, MBC添加量为0.125%、0.25%和0.5%的处理对比相同用量常规培养下的处理专性吸附态As(F2)显著降低(P < 0.05), 降幅分别为7.67%、11.99%和10.01%, 残渣态As(F5)则显著升高(P < 0.05), 增幅分别为15.43%、17.19%和42.45%, 而未添加MBC的处理在经过干湿交替后, 相比常规培养条件下F1和F2升高, As活化现象明显.
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1.MBC-0, 2. MBC-0.125, 3. MBC-0.25, 4. MBC-0.5, 5. DWMBC-0, 6. DWMBC-0.125, 7. DWMBC-0.25, 8. DWMBC-0.5 图 3 常规和干湿交替培养下不同MBC添加量对红壤结合形态As变化的影响 Fig. 3 Effects of different MBC additions on the associated forms of red soil under routine incubation and dry-wet alternate incubation |
总体来说, 当土壤中的F1和F2降低, 而F3、F4和F5增加时, 则说明土壤中的As由活性态转化为更加稳定的形态.常用迁移系数M来表示可溶态As在土壤中的迁移性能[9], 由表 2可知, 与常规培养条件相比, 添加改性炭MBC经过干湿交替培养后红壤中的As迁移系数显著降低(P < 0.05), 且随着添加量的增加, 迁移系数M降幅更为明显, 而未添加MBC的处理经过干湿交替后相比常规培养下的迁移系数M显著升高(P < 0.05), 由此可知, 当经历干湿交替后, 红壤中的As会由稳定态向活性态转化, 而加入MBC后则会使红壤中的As由活性态向较为稳定的形态转化, 这与土壤中WSAs的变化规律也趋于一致.说明在本研究ω(总As)为157.82 mg·kg-1的土壤, 干湿交替的水分管理模式有助于MBC固定土壤As.
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表 2 常规和干湿交替培养下不同MBC添加量的可溶态As迁移系数M 1) Table 2 Migration coefficient(M)of soluble As in different amounts of MBC added under routine incubation and dry-wet alternate incubation |
2.4 土壤pH值变化对WSAs含量的影响
在本研究中, 对干湿交替和常规培养下不同时期土壤pH值和WSAs含量做出了相关性分析(表 3), 经统计分析的结果表明, 在整个反应过程中, 土壤中WSAs含量与pH值呈显著(P < 0.05)或极显著(P < 0.01)的正相关关系, 土壤pH值与WSAs含量的变化趋势具有良好的一致性, 这与苏倩倩等[18]的研究结果一致.说明pH值的变化对土壤中WSAs含量具有很大的影响, 即当土壤pH值在弱酸条件范围内逐渐降低时, 土壤中的WSAs含量也会不断降低.由此结论可推断, 在本研究中土壤pH值的变化对红壤中有效态As的影响起关键作用, 土壤经历干湿交替后pH值升高, 导致WSAs含量升高, 而加入改性炭MBC在干湿交替培养后酸性基团增加, 加之MBC本身携带大量正电荷离子, 使得经过干湿交替培养的红壤WSAs含量降低.
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表 3 常规和干湿交替培养下各处理土壤pH值与WSAs含量相关性分析1) Table 3 Correlation analysis of soil pH value and WSAs content of each treatment under routine incubation and dry-wet alternate incubation |
2.5 干湿交替下铈锰改性生物炭对红壤中酶活性的影响
土壤酶是衡量土壤质量的重要指标, 其活性高低反映了某一种土壤生物化学反应的活跃程度、土壤微生物活性的强弱和养分物质循环状况[19].根据本研究的结果, 向红壤中添加不同比例MBC经干湿交替培养后, 土壤蔗糖酶、过氧化氢酶、磷酸酶和脲酶活性均发生了各自不同的变化(图 4).在干湿交替培养条件下, 不同添加量的MBC处理下土壤蔗糖酶活性均较未添加MBC的处理升高, 且随着添加量的增加, 其蔗糖酶活性也随之增加.其中, 添加0.125%和0.25%的MBC处理比常规培养下蔗糖酶活性升高幅度分别为15.80%和15.62%, 而未添加MBC的处理下蔗糖酶活性显著降低(P < 0.05), 降幅为35.28%; 从图 4(b)来看, 在经过干湿交替培养后, 土壤过氧化氢酶活性随着MBC的添加而不断提升, 而对照DWMBC-0下其活性显著降低, 对比常规培养降幅高达50.76%, 与常规条件下比较, DWMBC-0.25处理下土壤过氧化氢酶活性升高幅度达49.54%, 而DWMBC-0和DWMBC-0.125的酶活性显著降低(P < 0.05);与此相似, 在干湿交替下土壤磷酸酶活性显著下降, 对磷酸酶活性抑制作用明显, 其中未添加MBC的处理降幅高达97.90%, 随着MBC的添加, 土壤磷酸酶活性上升, 其中添加量为0.25%的处理增幅达102.23%, 但添加量为0.125%和0.5%的处理下磷酸酶活性仍显著低于同期常规培养(P < 0.05); 从土壤脲酶的情况看, 干湿交替导致对照土壤脲酶活性显著降低(P < 0.05), 而改性生物炭MBC的施用相对于未添加处理而言, 土壤脲酶活性均不同程度地增加, 其中, DWMBC-0.125和DWMBC-0.25土壤脲酶活性均高于常规培养, 而0.5% MBC添加处理脲酶活性与常规培养无显著差异.总体而言, 在干湿交替的水分管理模式下MBC的施用均不同程度地增加了蔗糖酶、过氧化氢酶、脲酶和磷酸酶的活性, 但与常规培养比较, 干湿交替对磷酸酶的抑制作用较为明显.
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竖线表示标准差, 不同小写字母代表所有处理间存在显著性差异(P < 0.05) 图 4 常规和干湿交替培养下不同MBC添加量对红壤酶活性变化的影响 Fig. 4 Effects of different MBC additions on the enzyme activity of red soil under routine incubation and dry-wet alternate incubation |
As在土壤中的存在形态和迁移性能受许多因素的影响, 如土壤pH值、氧化还原状况、铁/铝/锰氧化物的矿物组成和磷素水平等, 而水分条件的改变则导致相应的土壤环境条件改变, 从而影响As的移动性[20].首先, 土壤pH值和氧化还原电位(Eh)是影响土壤中有效态As的重要因素[21, 22].当土壤处于淹水还原过程中, 大量的H+和电子参与铁氧化物、锰氧化物和SO42-等的还原反应, 导致土壤Eh降低, pH值升高, 固定在土壤中的As会释放出来, 并直接影响As在固液相的分配.据报道, 在还原状况下(-200~200 mV), 土壤中的As主要以As(Ⅲ)存在, 而土壤矿物对As(Ⅲ)的吸附能力较弱[23, 24].当土壤处于落干状态时, 整个体系为氧化条件(200~400 mV), As主要以As(Ⅴ)形式存在, 被还原的铁锰离子也将被重新氧化, 使得土壤Eh升高, 而pH值降低, 从而导致As在土壤中的迁移能力将会减弱[25].在本研究中, 相比常规培养, 经过干湿交替后的土壤pH值升高, 土壤不断地经历淹水-落干的循环处理, 此过程中前者反应时间(16 h)相对于后者(8 h)更长, 前者的效应表现更为明显, 从而使土壤在干湿交替条件下pH值升高, 这与张泽洲等[26]和朱玉祥等[27]研究结果一致.
相关性分析的结果表明, pH值与WSAs含量呈极显著正相关(P < 0.01), pH值升高导致WSAs含量增加.未添加改性炭的对照处理, pH值在整个干湿交替过程持续升高, 其在整个干湿交替培养过程中WSAs含量同样持续升高, 这与Mlangeni等[28]和曹健等[29]的研究结果相似.再者, 在土壤pH值为5~9时, As主要以H2AsO4-和HAsO42-的形式存在, 当土壤处于弱酸性状态时, 土壤胶体上存在大量带正电荷的离子, 其对带负电荷的H2AsO4-和HAsO42-的吸附能力增强, 使得土壤As的迁移能力减弱.而随着土壤pH值的增加, 土壤胶体上的负电荷逐渐增多, AsO43-与土壤中负电荷之间的斥力也随之增大, 促进了土壤中As的解吸.当土壤pH值增加时, 增多的OH-必定会与AsO43-竞争吸附位点, 这也将导致土壤中的As溶出[30, 31].此外, 铁氧化物的还原也是促进土壤中As迁移的原因之一.当土壤处于淹水的还原条件时, 由于Eh的降低, 促进了土壤中含铁矿物的还原溶解, 使土壤吸附的As(Ⅴ)转化为As(Ⅲ), 并且释放到土壤溶液中[32].当进入氧化阶段时, Fe(Ⅱ)转化为Fe(Ⅲ), Fe(Ⅲ)逐渐形成结构稳定的矿物, 通过矿物结晶的吸附以及共沉淀两种方式对土壤中的As起到了固定作用[33].
3.2 干湿交替条件下铈锰改性生物炭的固As机制在本研究中, 经干湿交替后红壤中WSAs含量大幅增加, 而加入铈锰改性生物炭MBC后WSAs含量显著降低.通常情况下, pH值是影响重金属活性的关键因素, 本研究中MBC的施用直接导致土壤pH值下降, 而从土壤pH值与WSAs的显著正相关关系可知, 土壤pH的下降直接导致WSAs水平的降低.本研究中施用MBC后的土壤pH下降, 可能与生物炭中含大量芳香族的有机碳在老化过程中会分解成低分子量有机酸导致土壤pH值降低有关[34].另根据Cao等[35]和Cui等[36]的研究结果, 湿度条件会改变生物炭的理化性质, 随着时间的推移, 在干湿交替老化后生物炭表面酸性基团增强, 从而导致老化生物炭的pH值下降[37], 由此导致MBC对土壤As的固定效应增加.与此相反, 对于未改性生物炭经过干湿交替培养后则导致土壤中有效态As大大提升[38], 主要因为带负电的生物炭难以固定带负电的H2AsO4-和HAsO42-, 不断地干湿交替可以增加As由土壤固相向液相的释放, 导致土壤中As的有效性增加. 从材料特性看, 本研究中MBC的等电点为5.28, 其表面带正电荷, 对土壤中以阴离子形式存在的As3+和As5+都具有良好的静电吸附作用, 加之改性后的MBC比表面积增大、平均孔宽减小和空隙容积增大, 这些材料特性的改变均有利于As的吸附, MBC比改性前吸附量提高了103.80倍, 吸附容量大大增加[39], 本研究中ω(总As)为157.82 mg·kg-1的情形下, 材料对土壤有效As的吸附容量未达到饱和时, 干湿交替均并不影响MBC对As的固定.前期研究已表明MBC在氧化还原和沉淀共沉淀等多种作用下可与As结合形成稳定的M-As-OH三元复合体, 从而降低土壤中As的移动性[39, 40], 因而, 不断地干湿交替变化使红壤中As从固相向溶液中加速释放的情况下, 依然不影响MBC对土壤As的固定效能, 也进一步证实了铈锰改性生物炭固定红壤As的稳定性.
3.3 干湿交替下对土壤酶活性的影响我国南方地区高温多雨, 持续干旱和频繁降雨的气候特征十分明显, 土壤水分变化的过程中微生物量、土壤对酶的吸附作用和土壤中水膜的厚度均会发生改变, 从而引起土壤酶活性的变化[41, 42].在本研究中, 经过干湿交替培养后土壤过氧化氢酶、蔗糖酶、磷酸酶和脲酶活性均显著降低, Huygens等[43]的研究发现经干湿交替后智利中南部四处草地上的所有土壤酶活性均降低, 这与本研究的结果一致.当在土壤中加入改性生物炭MBC后, 蔗糖酶、过氧化氢酶和脲酶活性均有不同程度的升高, 这主要是因为生物炭(改性)发达的孔隙结构、对水肥的持留作用和对土壤酸度的缓冲效应能够有效地改善土壤微生物的栖息环境, 有利于细菌群落的繁殖, 并减少其生存竞争[44, 45], 同时生物炭(改性)的施用还可以改善土壤养分的保存与利用, 促进养分循环[46].据聂金锐等[47]的研究, 施用生物炭可提高土壤中过氧化氢酶、磷酸酶、蔗糖酶和脲酶的活性, 这与本研究结果有相似之处.但值得注意的是, 与常规培养相比, 本研究中在MBC作用下土壤磷酸酶活性下降, 这与周玉祥等[48]和冯爱青等[49]的研究结果相似.此外, 磷与As是同主族元素, 两者性质存在一定的相似性, MBC在钝化土壤活性As的同时, 也可能会吸附土壤中的有效磷, 导致土壤磷酸酶活性也随之减弱[50], 这可能间接抑制了土壤磷酸酶活性.
4 结论(1) 在As污染红壤中添加MBC经过干湿交替的水分管理模式后pH值和WSAs含量不断降低, 而未添加MBC的处理pH值和WSAs含量不断升高(P < 0.05); 在30个培养周期结束时, 干湿交替培养后的MBC处理红壤中WSAs含量相比常规培养大大下降, 固定效率达95%以上, 且随着MBC施用量的增加, 干湿交替培养下土壤WSAs含量持续下降.
(2) 经过干湿交替培养后, 添加MBC后土壤中非专性吸附态As(F1)和专性吸附态As(F2)含量不断下降, 无定形和弱结晶水合铁铝氧化物结合态As(F3)、结晶水合铁铝氧化物结合态As(F4)和残渣态As(F5)增加, 干湿交替的水分管理模式可使添加MBC的红壤中活性态As向相对稳定的形态转化, 而未添加MBC的红壤经干湿交替后会出现As活化现象.
(3) 通过对土壤中蔗糖酶、过氧化氢酶、磷酸酶和脲酶活性的分析, 结果表明干湿交替相比于常规培养过程, 均导致未添加MBC的对照土壤中此4种酶活性的显著下降(P < 0.05), 在施用MBC后, 红壤中这4种酶的活性均显著提升(P < 0.05), 尤其在高量施用下提升作用更为明显, 除磷酸酶外, 干湿交替下添加量为0.25%和0.5%的MBC均导致蔗糖酶、过氧化氢酶和脲酶的活性显著高于常规培养或与其基本持平.
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