生物炭對紅壤和褐土中鎘形態的影響

周涵君，韓秋靜，馬 靜，秦燚鶴，張曉遠，吳福如，盧 劍，葉協鋒*

（1 河南農業大學煙草學院/國家煙草栽培生理生化研究基地/煙草行業煙草栽培重點實驗室，河南鄭州 450002；2 云南省臨滄市煙草公司，云南臨滄 677000；3 四川省煙草公司涼山州公司，四川西昌 615000；4 四川省煙草公司西昌市公司，四川西昌 615000）

隨著工業、城市污染的加劇和農用化學品種類、數量的增加，土壤重金屬污染日益嚴重。2014年4月17日我國環境保護部和國土資源部聯合發布了《全國土壤污染狀況調查公報》，指出我國重金屬污染主要涉及Cd、As、Pb等污染物質，其中土壤重金屬污染超標率最高的是Cd，達到7.0%[1]。Cd作為生物體的非必需元素，生物毒性極強，極大地影響了作物生長發育和品質形成，直接危害到區域生態系統的穩定，不僅制約了農業的可持續發展，更為嚴重的是，Cd會通過食物鏈傳遞進而危害人體健康[2-3]。因此，重金屬污染土壤的修復問題已被國內外很多學者關注。

隨著環境科學和土壤科學領域對不同介質中重金屬遷移和積累行為研究的深入，認為僅以重金屬總量考察土壤重金屬的潛在環境風險是遠遠不夠的，重金屬對環境危害的大小更大程度上取決于其形態分布，尤其是具有生物有效性形態的含量和存在比例[4-5]。Tessier等[6]將土壤重金屬按生物活性的大小劃分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態五種形態。Cd在土壤中的賦存形態受土壤pH、有機質、CEC等多種因素的影響[7]。大量研究表明，土壤有效態Cd含量與土壤pH和有機質含量呈顯著負相關關系，土壤pH升高，土壤有機質、粘土礦物和水合氧化物表面的負電荷增多，土壤對Cd2+的吸附能力增強，而土壤pH降低時，碳酸鹽結合態Cd溶解釋放轉化為可溶性Cd2+，導致Cd的生物有效性增加[8-10]。

近年來在修復重金屬污染土壤的領域，對生物炭的研究備受關注。生物炭是農林業廢棄物在高溫隔絕氧氣的條件下炭化而成富含炭的固體物質，具有豐富的活性含氧官能團、發達的孔隙結構和較大的比表面積[11]，生物炭不僅由于其特殊的孔隙結構對重金屬具有較強的吸附效果[12-13]，其較高的pH和碳含量對土壤重金屬也有顯著的降低作用[14-15]。目前，生物炭修復重金屬污染土壤的研究更多針對酸性土壤，生物炭對堿性重金屬污染土壤中重金屬形態分布及生物有效性的研究鮮有報道。因此，本文以兩種不同類型的土壤為例 (酸性紅壤和堿性褐土)，對施加生物炭后土壤Cd形態變化進行對比研究，明確生物炭對不同類型土壤中Cd的穩定化機制，為生物炭修復改良不同類型Cd污染土壤提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試兩種類型土壤分別取自重慶市石柱縣大田耕層和河南農業大學第三科教園區 (鄭州市惠濟區)，將土壤自然風干后，過2 mm篩。土壤基本性狀如表1所示。供試生物炭類型為煙稈炭，購自河南省三利能源有限公司，在450℃低氧條件下制作，pH為9.67、全碳75.60%、有機碳603.50 g/kg、CEC 85.65 cmol/kg、總Cd含量0.088 mg/kg。

1.2 試驗設計

1.2.1 污染土壤制備 稱取兩種過2 mm篩的自然風干土壤各40 kg分別裝于20 L塑料盒中，將Cd(NO3)2溶液加入土壤中，使土壤外源Cd含量達到5 mg/kg，添加去離子水調節土壤含水量為田間最大持水量的70%，于室溫25℃條件下，平衡兩周。風干過2 mm篩待用。

1.2.2 土壤室內培養 使用人工Cd污染土壤，每盆裝土1000 g，分別添加生物炭0、5、10、20 g，每個處理3次重復，均勻混合后調節土壤含水量為田間最大持水量的70%，在室溫 (25℃) 條件下培養50天左右，每隔2天用稱重法補充維持土壤水分，培養1、4、7、14、21、35、49天時取樣，每次取樣15 g，樣品于室內自然風干，過篩，保存備用。

1.3 測定項目與方法

1.3.1 土壤pH和有機碳含量的測定 土壤pH測定水土比2.5∶1，土壤有機碳含量測定采用重鉻酸鉀外加熱法。

1.3.2 土壤重金屬形態分級方法 1) 可交換態：稱取土壤1.0000 g于50 mL離心管中，加入1 mol/L MgCl2(用 HCl和 NH3·H2O 調 pH = 7) 溶液 8 mL，25℃下150 r/min振蕩1 h，離心分離，用0.45 μm濾膜濾取上清液作為原子吸收測定液。洗滌殘渣，離心分離，棄去上清液，殘渣備用。

2) 碳酸鹽結合態：取備用殘渣，用去離子水沖洗兩遍，加入1 mol/L CH3COONa (用CH3COOH調pH = 5)溶液8 mL，25℃下150 r/min振蕩5 h，離心分離，用0.45 μm濾膜濾取上清液作為原子吸收測定液。洗滌殘渣，離心分離，棄去上清液，殘渣以備下步提取用。

3) 鐵錳氧化物結合態：取上步備用殘渣，加入0.04 mol/L NH2OH·HCl [25% (V/V) CH3COOH]溶液20 mL，于水浴振蕩機(96 ± 3)℃間歇振蕩浸提6 h，取出冷卻，25℃下150 r/min振蕩30 min，離心分離，用0.45 μm濾膜濾取上清液作為原子吸收測定液。洗滌殘渣，離心分離，棄去上清液，殘渣以備下步提取用。

4) 有機質結合態：取上步殘渣，加入0.02 mol/L HNO3溶液3 mL和30%的H2O2(用HNO3調pH = 2)溶液5 mL，室溫放置1 h后，于水浴振蕩機(85 ± 2)℃間歇振蕩2 h，補加30%的H2O2(用HNO3調pH =2) 溶液5 mL，繼續間歇振蕩3 h，冷卻后加入3.2 mol/L CH3COONH4[20% (V/V) HNO3]溶液5 mL，用去離子水稀釋至20 mL，25℃下150 r/min振蕩30 min，離心分離，用0.45 μm濾膜濾取上清液作為原子吸收測定液。

5) 殘渣態：取上步驟殘渣，采用5∶1的HF(40%) 和 HClO4(70%) 消解。

上述所得浸提液用原子吸收光譜儀 (日本日立，Z-2000) 測定。每個樣品設3個重復，為保證實驗的準確性，樣品測定過程中同時加入土壤標準物質，加標回收率為89%～103%。

表 1 供試土壤基本性狀Table 1 Basic properties of the tested soils

1.4 數據處理

采用Excel2010軟件進行數據的基本處理，SPSS22.0統計分析軟件進行數據分析。

2 結果與分析

2.1 施用生物炭后土壤pH的變化

施用生物炭后，土壤pH的動態變化如表2所示。紅壤中施用生物炭后，在整個培養期，土壤pH均在前14天快速升高，在21天以后變化趨于平穩，且紅壤的pH隨生物炭施用量的增加呈明顯升高的趨勢，生物炭添加量表現為2% ＞ 1% ＞ 0.5% ＞0%。在培養21天以后，1%和2%生物炭添加量土壤pH顯著高于0.5%和0%添加量。2%生物炭添加量在培養14天以后，土壤呈堿性，整個培養期，土壤pH升高了1.06個單位。在褐土中施入生物炭，土壤pH在整個培養期有升高的趨勢，但變化規律不明顯，均在7.3～7.9范圍內波動，處理之間差異不顯著。

在酸性紅壤中施加生物炭能顯著提高土壤pH，主要是由于生物炭的灰分中含有較多的鹽基離子，如鈣、鎂、鉀、鈉等，且都呈可溶態，施入土壤后使土壤的鹽基飽和度大幅度提高，土壤中鹽基離子可以進行交換反應，降低土壤H+及交換性Al3+水平，同時，生物炭含有堿性物質，當生物炭加入土壤后這些堿性物質能夠很快釋放出來，中和了部分土壤酸度，使土壤pH升高[16]。生物炭對褐土pH也有提高作用，但效果不顯著，由于褐土本身呈弱堿性至堿性，堿性生物炭施入土壤后，土壤體系對環境變化有一定的緩沖作用，因此褐土土壤pH與施用生物炭的關系不顯著。

2.2 土壤有機碳含量的變化

由圖1可知，隨著培養時間的延長，土壤有機碳含量均呈現升高的趨勢，但升高趨勢較緩且平穩。施用生物炭后，兩種土壤有機碳含量均呈現升高的趨勢。紅壤有機碳含量隨生物炭施用量的增加大幅度升高，例如，在培養14天時，添加生物炭1%和2%處理的土壤有機碳含量分別比不添加生物炭增加6.39 g/kg和13.35 g/kg，培養至第49天時，添加生物炭2%處理的土壤有機碳含量是不添加生物炭處理的2.03倍。在整個培養期，褐土的土壤有機碳含量均呈現出高于紅壤有機碳含量的趨勢，說明在褐土中施用大量生物炭，土壤有機碳含量增加幅度較大，可能是由于褐土本身具有相對較高的有機碳含量。

施用生物炭能顯著提高土壤有機碳含量，主要是由于生物炭本身的碳含量高，且生物炭表面存在的部分易分解有機碳可作為一種能源物質被土壤微生物利用[17]，從而使生物炭進入土壤初期就具有較高的降解速率。隨著培養時間的延長，生物炭表面被鈍化且生物炭的強吸附性使土壤中部分微生物被附著在生物炭孔隙內，減少了土壤有機碳與微生物的接觸面，從而使后期土壤有機碳含量變化較平穩[18]。

2.3 土壤Cd形態分布的變化

不同類型土壤中Cd形態變化如圖2所示。紅壤中施用生物炭后，土壤可交換態Cd含量在培養的前7天呈快速下降趨勢，隨后下降較緩慢，整個培養期間，土壤可交換態Cd含量降幅為0.31～0.82 mg/kg。褐土中土壤可交換態Cd含量在培養初期均小幅上下波動，培養末期含量降低，培養期間，土壤可交換態Cd含量降幅為0.26～0.41 mg/kg。酸性紅壤中未施用生物炭對照處理可交換態Cd含量一直處于較高的范圍內，為3.48～3.89 mg/kg，施加生物炭后其含量明顯降低，尤其是添加生物炭2%處理，整個培養期含量為1.24～2.00 mg/kg。在培養49天時，添加生物炭0.5%、1%和2%處理分別是對照的83.95%、55.79%和35.63%。與酸性紅壤相比，堿性褐土可交換態Cd含量整體處于較低的范圍，為2.04～2.90 mg/kg。在褐土中施用生物炭后，土壤可交換態Cd含量也有降低趨勢，但降幅較小，培養至49天時，添加生物炭0.5%、1%和2%處理土壤可交換態Cd含量分別比對照下降了0.09、0.32和0.54 mg/kg。

表 2 施用生物炭后土壤pH的變化Table 2 Dynamic changes of soil pH after biochar application

圖 1 施用生物炭后土壤有機碳含量的變化Fig. 1 Changes of soil organic carbon content following biochar application

在整個培養期，施用生物炭的堿性褐土中，土壤碳酸鹽結合態Cd含量呈現先升高后降低再升高的波浪形變化趨勢，最終達到高于培養初期的水平。施加生物炭的酸性紅壤中，土壤碳酸鹽結合態Cd含量隨著培養期的延長呈現持續升高的趨勢，前7天快速升高，隨后增速變緩。培養至14天時，添加生物炭2%處理土壤碳酸鹽結合態Cd含量明顯高于其他處理。在整個培養期，對照土壤碳酸鹽結合態Cd含量未出現明顯波動，且其含量最低，始終在0.26～0.29 mg/kg的范圍內。在培養至第7天時，添加生物炭0.5%、1%和2%處理的土壤碳酸結合態Cd含量分別比培養初期提高了14.58%、17.92%和31.66%，培養至35天時，分別是其對照的1.40、2.44和3.46倍，培養至49天時，添加生物炭2%處理的土壤碳酸鹽結合態Cd含量高達1.06 mg/kg，高于其他各處理。在堿性褐土中施入生物炭，土壤碳酸鹽結合態Cd含量也呈升高的趨勢，但升高幅度明顯小于酸性紅壤。

培養初期，不同處理土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd含量呈現小幅波動，在培養末期均呈現升高的趨勢。紅壤中施用生物炭后，土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd含量明顯大幅升高，培養至35天，添加生物炭0.5%、1%和2%處理分別是對照的1.59、2.08和3.25倍，培養至49天時，添加生物炭2%處理的土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd含量高達1.84 mg/kg。堿性褐土中施用生物炭后，土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd含量升高幅度較小，培養至35天時，添加生物炭0.5%、1%和2%處理分別是對照的1.11、1.16和1.29倍。

土壤有機結合態Cd含量在整個培養期變化幅度均相對較小。在紅壤中施入生物炭，土壤有機結合態Cd含量提高幅度相對較大，例如培養1天時，添加生物炭0.5%、1%和2%處理分別是對照的1.09、1.63和2.03倍。在堿性褐土中施入生物炭，土壤有機結合態Cd含量也呈現升高的趨勢，但升高幅度較小。

在整個培養期，褐土中殘渣態Cd含量呈現先升高后降低再升高的變化趨勢，紅壤中殘渣態Cd含量在培養前7天呈快速升高的趨勢，之后變化平緩。培養末期，褐土和紅壤中殘渣態Cd含量均表現為緩慢增加。添加生物炭0%、0.5%、1%和2%處理的紅壤殘渣態Cd含量分別增加了0.03、0.13、0.16和0.12 mg/kg，褐土殘渣態Cd含量分別增加了0.07、0.05、0.09、0.13 mg/kg。

2.4 生物炭對土壤不同形態Cd比例的影響

培養結束時，土壤各形態Cd在土壤中所占比例如圖3所示，土壤可交換態Cd所占比例最大，其次是土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd，有機結合態Cd最低。紅壤中，對照土壤可交換態Cd所占比例最大，達到69.46%，隨著生物炭的施用，土壤可交換態Cd所占比例大幅度降低，添加生物炭2%處理降至23.22%。褐土中可交換態Cd所占比例隨生物炭的施用也呈降低趨勢，但降低幅度較小，添加生物炭0.5%～2%處理比對照降低了2.82%～12.07%。施用生物炭后，土壤碳酸鹽結合態Cd和Fe、Mn氧化物結合態Cd占比均明顯升高，褐土的碳酸鹽結合態Cd和Fe、Mn氧化物結合態Cd分別比對照升高了0.94%～2.61%、0.80%～7.90%，紅壤的碳酸鹽結合態Cd和Fe、Mn氧化物結合態Cd所占比例分別比其對照增加了3.14%～14.21%、8.20%～23.96%。

2.5 土壤Cd形態與土壤pH、有機碳含量和生物炭施用量的相關性

由表3可以看出，褐土中，土壤有機碳含量與土壤可交換態Cd呈極顯著負相關關系，與土壤碳酸鹽結合態Cd，土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd，土壤有機結合態Cd呈極顯著正相關關系。紅壤中，土壤pH和有機碳含量均與土壤可交換態Cd呈極顯著負相關關系，與土壤其他四種形態Cd呈極顯著正相關關系。生物炭施用量與土壤可交換態Cd之間存在極顯著負相關關系 (堿性褐土r= -0.786，酸性紅壤r= -0.967，P＜ 0.01)，與土壤碳酸鹽結合態Cd、土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd和土壤有機結合態Cd存在極顯著正相關關系。在酸性紅壤中，各形態Cd與生物炭施用量的相關系數均大于在堿性褐土中的相關系數。

圖 3 生物炭施用對不同形態Cd所占比例的影響Fig. 3 Effect of biochar application on proportion of different forms of Cd

表 3 土壤各形態Cd與土壤pH、有機碳含量和生物炭施用量的關系Table 3 Relationship between soil Cd forms and soil pH, organic carbon content and rate of biochar

3 討論

土壤重金屬形態及有效性與其在土壤中的穩定時間長短密切相關[19]，重金屬在土壤中的時間越長，其有效態含量越低，并逐漸趨于穩定[20]。本研究結果表明，紅壤中施用生物炭后，土壤可交換態Cd含量在培養的前7天呈快速下降趨勢，隨后下降較緩慢；褐土中施用生物炭后，培養14天后土壤可交換態Cd呈緩慢下降趨勢。其他形態Cd含量也是在培養前7到14天變化較劇烈，隨后變化趨于平穩，與秦余麗等[15]研究結果相似。褐土的碳酸鹽結合態Cd含量和有機結合態Cd含量在培養前21天內表現出先升高后降低的趨勢，Fe、Mn氧化物結合態Cd含量呈現相反的變化趨勢，說明在培養過程中，土壤中各形態Cd之間一直處于動態平衡的轉化中。

環境中重金屬的存在特征是揭示重金屬遷移轉化規律和生物有效性大小的重要指標。在Tessier等[6]提出的分組法中，交換態為生物易利用態，碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態為中等可利用態，殘渣態主要為礦物質結合態，極其穩定，屬于生物難利用態，對重金屬的遷移和生物可利用性貢獻不大。已有研究表明[15,21]，降低Cd在土壤中的有效態含量和遷移性，從而減少Cd向植物體的遷移和積累，是控制土壤Cd通過食物鏈傳遞產生危害的一個重要環節，而土壤pH、土壤有機質含量和CEC含量是影響土壤Cd生物有效性的重要因素。pH是土壤化學性質的綜合反映，pH改變可導致土壤中重金屬賦存形態改變[22]。本研究表明，在紅壤中施加生物炭后，土壤pH與土壤可交換態Cd含量呈極顯著負相關關系，即在酸性土壤中，土壤有效態Cd含量隨著土壤pH的升高而降低，原因可能是由于施加生物炭后，生物炭本身較高的pH使土壤pH明顯升高，而土壤pH升高時，一方面使土壤中粘土礦物、水合氧化物和有機質表面的負電荷也增加，因而對Cd2+的吸附力增強，也會促進CdCO3和Cd(OH)2沉淀的生成[23]，同時生成的Cd沉淀也是施入生物炭使土壤碳酸鹽結合態Cd含量升高的原因。另一方面，土壤pH升高時H+濃度減小，降低了H+和Cd2+在吸附位點上的競爭，使得土壤中的有機質、鐵錳氧化物等與重金屬的結合更緊密。研究結果中，紅壤和褐土有機碳含量均與土壤可交換態Cd呈極顯著負相關關系，與土壤碳酸鹽結合態Cd，土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd和有機結合態Cd呈極顯著正相關關系，由于生物炭施入土壤中，生物炭具有的較大比表面積及生物炭表面大量的含氧官能團 (羧基和酚羥等)，不僅對土壤Cd具有較強的吸附作用，其大量的官能團還通過絡合或螯合作用與土壤溶液中的Cd2+反應形成難溶性絡合物。其次生物炭的施用還使褐土和紅壤有機碳含量大幅度增加，土壤有機碳會和土壤粘土礦物、氧化物等無機顆粒結合成有機膠體和有機-無機復合膠體，增加土壤的表面積和表面活性，使得其對重金屬離子具有較強的吸附能力[24]。生物炭本身還具有較高的CEC含量，生物炭在土壤中存在自由顆粒并能夠在其微團聚體內部富集，與土壤顆粒形成土壤團聚體和有機無機復合體，使得土壤CEC增大，對陽離子的吸附能力更強[25]，從而表現出土壤對重金屬Cd的固持作用。生物炭施用量與紅壤的殘渣態Cd含量呈極顯著正相關關系，但相關系數最小，與褐土的殘渣態Cd含量無顯著相關關系，高瑞麗等[26]也得到相似的研究結果。

在整個培養期，紅壤可交換態Cd含量的變化范圍大于褐土可交換態Cd含量的變化范圍，首先可能是由于褐土的有機碳含量和鹽基飽和度均高于紅壤，而有機碳對土壤重金屬具有凈化機制，且較高的CEC能夠降低土壤有效態Cd含量，使褐土在老化過程中就已經鈍化了大量Cd，可能也與成土母質密切相關，褐土中含有大量的水云母和蛭石等2∶1型硅酸鹽礦物，使其在施用生物炭前就具有較大的比表面積和較強的吸附能力；其次是在有機碳較低的土壤中，施用生物炭對提高土壤CEC的作用特別明顯，而在有機碳含量高的褐土中生物炭對提高土壤CEC的作用相對較弱[27]，使得施加生物炭后紅壤的可交換態Cd含量變化范圍較大。紅壤中施用大量生物炭后，Fe、Mn氧化物結合態Cd含量明顯高于褐土，是由于紅壤中富含大量的鐵鋁氧化物，施入的生物炭提高土壤pH可使土壤中的CdOH+與吸附位點的親和力增強，促使重金屬離子向鐵錳氧化物結合態轉化。整個培養期，兩種類型土壤的有機結合態Cd所占比例均最低，與劉麗娟等[28]、吳巖等[29]的研究結果相似，可能是由于培養時間較短，雖然生物炭的施入能促使Cd向螯合態轉變，但轉化效率較低。

綜上所述，生物炭可以降低紅壤和褐土中有效態Cd含量，使土壤碳酸鹽結合態Cd含量，土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd含量，有機結合態Cd含量和殘渣態Cd含量升高，但由于紅壤和褐土性質不同 (土壤pH、有機質含量、粘粒含量等)，使生物炭對紅壤的修復效果優于對褐土的修復效果，因此，可以考慮將生物炭作為一種酸性Cd污染土壤修復改良材料。雖然目前室內及田間模擬試驗表明在短期內生物炭對土壤具有一定的改良作用，但生物炭對土壤的長期效應還需進一步研究。

4 結論

1) 生物炭對褐土pH的提高作用不顯著。

2) 紅壤pH隨生物炭施用而升高，培養21天后，生物炭施加量大于1%的處理土壤pH顯著高于其他處理；培養14天后，施加2%的生物炭，土壤由酸性變為弱堿性。

3) 添加生物炭主要增加了碳酸鹽結合態Cd含量，顯著降低了可交換態Cd含量。培養7天后，施用生物炭大于1%時，紅壤碳酸鹽結合態Cd含量增幅大于其他處理，培養49天后，紅壤可交換態Cd含量降低0.31～0.82 mg/kg，處理2%的碳酸鹽結合態Cd含量最高，為1.06 mg/kg。

4) 土壤有機碳含量和生物炭施用量均與兩種土壤可交換態Cd呈極顯著負相關，與土壤碳酸鹽結合態Cd，土壤Fe、Mn氧化物結合態Cd和土壤有機結合態Cd呈極顯著正相關，但紅壤的各相關系數均大于褐土的各相關系數。