Cd污染農田的炭基修復方案設計和效果評價

魏嵐，黃連喜，劉曉文，李翔，張建文，凃新紅，黃慶，吳穎欣，劉忠珍*

（1.廣東省農業科學院農業資源與環境研究所，農業部南方植物營養與肥料重點實驗室，廣東省養分循環利用與耕地保育重點實驗室，廣州510640；2.生態環境部華南環境科學研究所，廣州510655；3.云浮市農業農村局，廣東 云浮527300；4.仁化縣農業農村局，廣東 仁化512300）

根據2014 年發布的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國農田土壤重金屬污染范圍較為廣泛，耕地土壤環境質量堪憂，農田耕地土壤點位超標率為19.4%，其中輕微、輕度、中度和重度污染點位比例分別為13.7%、2.8%、1.8% 和1.1%，主要污染物為Cd、Ni、Cu、As、Hg、Pb[1]。各種調查也表明，土壤中的重金屬污染已成為全球環境質量面臨的一個主要問題[2]。因此，調控、治理土壤重金屬污染對農業可持續發展尤為重要。針對我國耕地土壤污染面積廣泛、土壤和農產品重金屬超標問題嚴重的情況，如何有效針對不同理化性質、不同污染問題的土壤開發不同的改良劑，達到安全生產的效果是重金屬污染農田安全利用的重要課題。

生物炭由于其固碳、吸附有機無機污染物、提高土壤肥力、促進作物生長等作用，成為近年來農業、環境等領域關注的熱點[3-4]。但生物炭對不同土壤、不同重金屬離子的遷移性機制和影響規律存在較大差異。Uchimiya等[5]的研究表明，在黏土、堿性土壤中生物炭對Cu的吸附性能遠遠大于侵蝕性土壤和酸性肥沃土壤。在低pH 值時，生物炭吸附Cd主要依靠表面負電荷的靜電引力，高pH 值時則主要取決于表面官能團的去質子化程度[6]。同時由于存在解吸附，在長期效果上，單一施用生物炭會導致降Cd 效果的不穩定[7]，且需要較大施用量，成本較高。因此，將生物炭和其他改良劑材料復配在理論上可以達到更好的穩定和鈍化Cd的效果。王建樂等[8]利用多種材料對Pb/Cd 污染農田土壤進行修復效果的研究發現，以羥基磷灰石為代表的黏土礦物在原位修復Pb污染農田土壤方面有明顯優勢，而含生物炭的修復材料在原位修復Cd 污染農田土壤方面有明顯優勢。除此之外，生物炭與不同物質復配的改良劑在不同理化性質的土壤上效果也不相同[9]。研究表明，堿渣鈣鎂肥、石灰、沸石、有機肥等對重金屬具有吸附作用，可作為固化劑治理土壤重金屬污染[10-13]。堿渣鈣鎂肥呈堿性，含有Ca、Mg 和Si 等多種營養元素，具有價格低廉等優點，在試驗中被應用于鈍化土壤重金屬活性[10]，但是單獨施用鈣鎂磷肥對重金屬的鈍化效果不顯著[11]。黃慶等[10]的研究表明，生物炭和堿渣鈣鎂肥配施處理可以提高土壤pH 0.91個單位，土壤有效Cd 含量降低11.63%，對減少花生莖葉對重金屬Cd 的吸收累積有明顯作用。徐明崗等[12]利用石灰、有機肥、海泡石改良土壤的盆栽試驗發現，石灰和有機肥配施降低小油菜對Cd 和Zn 的吸收效果大于石灰和海泡石配施。Abbaspour 等[13]將蚯蚓糞（VC）、沸石（ZE）和磷酸二銨（DP）加到重金屬污染的中性土壤（pH=7.19）中，顯著降低了土壤中DTPA-Cd的濃度。

土壤污染問題診斷及土壤調理劑配方設計程序建立一直是土壤污染治理的難點之一。土壤理化性質復雜多樣，污染類型和污染程度存在差異，加上共存的土壤酸化、肥力退化等問題，造成了土壤污染修復治理的高難度，不可能一種模式或者一種土壤調理劑解決所有的問題。因此，“土壤醫生”的理念應運而生，針對土壤污染問題，具體問題具體診斷分析，從降低污染物危害、改善土壤質量、加強作物營養支持幾方面綜合考慮，從而開出具有針對性的“藥方”，即修復治理安全利用方案，主要包括土壤改良劑原材料的選擇、配比及施用劑量，集成用于定向調控污染農田安全利用，同時研發系列用于不同問題土壤改良的調理劑配方。低碳、循環、可持續是當前我國農業發展的客觀需求。從某種程度上講，農業發展的可持續，歸根到底是耕地的可持續，既要保證面積、保證產量，又要提升質量。在大田試驗中，土壤改良劑對農作物產量的影響是其能否被農戶接受的重要影響因素。

本研究運用“土壤醫生”的理念，首先對污染土壤進行診斷，根據其理化性質、重金屬污染程度和類型，從降低土壤污染物毒性、改善土壤質量、提供作物營養支持3 方面綜合考慮，選擇生物炭為主要原材料，石灰、有機肥等其他有機、無機材料為輔料，設計生物炭基土壤改良劑，目的是在保證不影響農事正常生產，保證作物產量的基礎上，降低土壤Cd的生物有效性，從而減少Cd向農產品中的運輸，保障農產品的安全。本試驗選取了分別在韶關、云浮的不同理化性質和不同Cd 污染程度的3 塊農田土壤為研究對象，設計了3 種生物炭基土壤改良劑，通過大田應用，研究其對作物產量、土壤性狀和可食用部位Cd 含量等的影響，以期為南方Cd污染土壤治理改良、農產品安全保障提供技術和產品支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗區概況

試驗區1 和2 均為位于廣東省韶關市仁化縣董塘鎮某礦區周邊的重金屬污染農田。試驗區3 為位于廣東省云浮市某區域的重金屬污染農田。試驗前采集不同區域農田表層土壤（0～20 cm），風干，研磨過篩（2 mm 和0.5 mm），測試土壤基本理化性質，結果見表1。3 種土壤主要的差異體現在pH 和Cd 含量上，從試驗區1到3，其pH 值顯著升高，從強酸性到堿性；而總Cd 含量顯著降低，從5.60 mg·kg-1降低到1.61 mg·kg-1。

1.2 供試材料

各試驗區施用的生物炭基改良劑所用的生物炭及其他改良劑材料的基本理化性質如表2 所示，生物炭、堿渣、沸石的pH 均呈強堿性，而有機肥則是弱酸性。其中棕櫚絲和花生殼生物炭中有機碳的C 含量極高，椰殼生物炭的C 含量相對較高，而其他改良劑C 含量低。本試驗區1 和2 生物炭購自廣州某公司，原材料分別是棕櫚絲和椰殼，經過500～600 ℃厭氧熱解制備；試驗區3 生物炭購自河南某生物炭公司，原料為花生殼，經500～600 ℃厭氧熱解制備，石灰、堿渣鈣鎂肥（全量Ca 含量：3.74%，全量Mg 含量：2.51%）、沸石和有機肥均購自廣州新農科肥業科技有限公司。

材料復配：試驗區1 土壤pH 值極低（pH=4.73），其中土壤全Cd 含量為5.60 mg·kg-1，顯著高于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）中的風險管制值（1.5 mg·kg-1，pH≤5.5），其有效態Cd含量達到2.36 mg·kg-1（表1）。試驗區1 以提高土壤pH 為主，選擇pH 最高的生物炭（棕櫚絲生物炭）與堿性較強、Ca 和Mg 含量豐富的堿渣鈣鎂肥復配作為生物炭基改良劑1（B1），生物炭和堿渣鈣鎂肥的配比為10∶3，B1施用量為13 t·hm-2。

表1 試驗區土壤基本理化性質Table 1 Basic physicochemical properties of soil in test areas

表2 施用的改良劑組分基本理化性質Table 2 Basic physicochemical properties of amendment components applied in test areas

試驗區2 土壤的pH 值為5.54，土壤呈酸性，土壤中的總Cd 含量為3.16 mg·kg-1，也顯著高于《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）中的風險管制值（2.0 mg·kg-1，5.5＜pH≤6.5），其有效態Cd含量為1.19 mg·kg-1（表1）。根據試驗區2 土壤偏酸、總Cd 含量高于風險管制值、有效態Cd 較高的情況，以加強生物炭表面官能團對Cd 的吸附為主，提高土壤pH 為輔，選擇CEC 較高的椰殼生物炭復配較少比例pH快速改良劑石灰作為生物炭基改良劑2（B2），椰殼生物炭和石灰的比例為10∶1，B2施用量為22 t·hm-2。

針對試驗區3 的土壤堿性較強（pH=8.01）、存在Cd 污染風險，但Cd 來源并非外源，且有效Cd 含量較低的情況，以提高土壤有機碳含量為主，鈍化土壤重金屬為輔，選擇C 和K 含量較高的花生殼生物炭和堿性土壤鈍化效果較好的沸石作為改良劑主要材料，由于示范面積大，為方便施用，還復配了有機肥作為生物炭基改良劑3（B3），具有一定的基肥功能，生物炭∶有機肥∶沸石為4∶6∶3，B3施用量為6 t·hm-2。

所有試驗區的改良劑用量和配比均根據前期試驗結果[10，14]和前人的研究結果[12-16]進行設計。

供試作物：試驗區1（韶關玉米）的供試作物為玉米品種“粵甜9 號”，由廣東省農業科學院作物研究所提供；試驗區2（韶關水稻）的供試作物為水稻雜優品種“五豐優615”，由廣東省農業科學院水稻研究所提供；試驗區-3（云浮水稻）的供試作物為水稻雜優品種“廣八優169”，由廣東省農業科學院水稻研究所提供。

1.3 試驗設計

試驗均設對照（CK）和改良劑（示范區）2個處理，試驗區1（韶關玉米區域）對照和示范區面積均為0.67 hm2；試驗區2（韶關水稻區域）對照和示范區面積均為0.40 hm2；試驗區3（云浮水稻區域）對照面積0.67 hm2，示范區面積2.67 hm2。試驗區1施用生物炭基改良劑1，試驗區內玉米種植行距60 cm，株距30 cm，于2016 年4 月5 日播種，7 月5 日收獲，整個生育期為91 d。試驗區2施用生物炭基改良劑2，水稻播種期為2017年3月14日，移栽期為4月11日，收獲期為7月23日，整個生育期為131 d。試驗區3施用生物炭基改良劑3，水稻播種期為2018 年7 月8 日，移栽期為8月6日，收獲期為11月1日，整個生育期為116 d。

炭基改良劑的施用方法均為種植前一周將炭基改良劑施入土壤，使用農業翻耕機使炭基改良劑與土壤充分混勻，老化平衡一周后進行播種。玉米、水稻的栽培管理和施肥等參照當地正常生產模式。玉米、水稻收獲后測定對照和示范區作物產量以及作物不同部位重金屬含量；同時采集土壤進行不同指標測定。

1.4 分析方法

土壤pH 值測定采用水∶土=2.5∶1，玻璃電極電位法，其他指標的測定采用《土壤農化分析》常規方法[17]；土壤有效態Pb、Cd 的測定采用0.005 mol·L-1DTPA-0.1 mol·L-1TEA-0.001 mol·L-1CaCl2浸提-原子吸收分光光度火焰法（美國PerkinElmer 公司AA800）；土壤全Cd、Pb 含量測定采用HNO3-HClO4消煮- 原子吸收分光光度火焰法（日本日立公司ZA3300）；土壤不同形態重金屬提取方法采用短程序提取方法（the Bureau Communautair de Rererence，BCR）[18]-原子吸收分光光度石墨爐法[17]，酸溶態（水溶交換態和碳酸鹽結合態）采用1 mol·L-1HOAc 提取16 h；還原態（鐵錳氧化態）采用1 mol·L-1NH2OH·HCl（pH=2）提取16 h；氧化態（有機結合態）采用30%H2O2（pH=2，HNO3），85 ℃ 提 取2 h，再 用1 mol · L-1NH4Ac（pH=2，HNO3）提取16 h；殘渣態采用HClO4-HF-HNO3法消解完全。

植物樣品Cd 和Pb 含量測定采用HNO3-HClO4消煮-原子吸收分光光度石墨爐法（美國PerkinElmer 公司AA800）。

在土壤和植物樣品的分析測定過程中采用土壤成分分析標準物質GBW07417a（土壤有效態Cd、Pb）、GBW07453（土壤全量Cd、Pb）、GBW04712（有機碳、CEC、堿解N、有效P 及速效K 等）和標準植物樣品GBW07603（植株全量Cd、Pb）進行質量控制。

1.5 數據統計分析

試驗數據采用3 次重復結果的平均值和標準誤差表示，應用Excel 軟件進行處理和作圖，用SAS 9.0軟件進行單因素Duncan 統計分析。

RAC（Risk assessment code）風險評價法是基于形態學研究的評價方法，通過分析重金屬在環境中的活性形態含量來評價其對環境的風險大小[19]，并將其結果劃為5個等級，RAC＜1、1～10、11～30、31～50和＞50 所對應的風險級別分別為Ⅰ（無）、Ⅱ（低）、Ⅲ（中）、Ⅳ（高）和Ⅴ（極高）風險。RAC=（酸溶態Cd含量/Cd 總量）×100%，即土壤中Cd 的酸溶態含量占總量的百分比。

2 結果與討論

2.1 試驗區1結果

圖1 生物炭基改良劑1（B1）對試驗區1玉米產量的影響Figure 1 Effects of biochar-based amendment 1（B1）on maize yield in field 1

圖2 結果表明，在施加B1 后玉米地上部所有部位中的Cd 含量均比對照有顯著下降（P＜0.05），分別是對照的33.33%、40.17% 和58.77%，說明施加生物炭基改良劑1 具有良好的降低作物可食用部分和地上部重金屬含量的作用。在試驗區1 中，未處理前，玉米粒的Cd 含量（0.30 mg·kg-1）超過《食品安全國家標準食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中的標準值，在施加B1 后，玉米粒中的Cd 含量（0.10 mg·kg-1）降到國家標準（0.1 mg·kg-1）以下，基本達到安全食用標準。

圖2 生物炭基改良劑1（B1）對試驗區1玉米不同部位Cd含量的影響Figure 2 Effects of biochar-based amendment 1（B1）on Cd content in different parts of maize in field 1

表3 的結果表明，施加B1 后，試驗區1 土壤的pH和有機碳含量得到了顯著的提高（P＜0.05），但是對堿解N、有效P、速效K 含量的影響并不顯著。試驗區1中有機碳含量的提高可能是由于其本身土壤有機碳含量較低，在施加含C 豐富的生物炭以后，土壤中有機碳的含量顯著增加。

表4為試驗區1土壤各種形態Cd的分布情況，各提取態Cd含量大小順序為：酸溶態Cd＞還原態Cd＞氧化態Cd＞殘渣態Cd；其中酸溶態Cd含量最高，占總含量的68.72%。酸溶態Cd 中主要的一部分是水溶交換態Cd，而水溶交換態Cd 是作物吸收并累積的主要形態，其中能被植物吸收利用的部分與作物有良好的相關性，喻華等[22]的研究表明，水稻籽粒Cd 含量與土壤水溶交換態Cd呈顯著正相關（r=0.573*），可見水溶交換態Cd 是土壤Cd 形態中的有效部分。而施加B1處理后土壤中前3 種形態的含量均顯著減少（P＜0.05），分別是對照的81.72%、75.34% 和62.86%，而殘渣態大幅度增加（4.68% 增加至20.37%）（P＜0.05）。這說明在污染嚴重的酸性土壤中施加所配置的生物炭基改良劑1 后，能夠將土壤中活性和生物可利用形態的Cd 含量降低，從而減少作物可食用部位的污染風險。

表3 生物炭基改良劑1（B1）對試驗區1土壤基本理化性質的影響Table 3 Effects of biochar-based amendment 1（B1）on basic physical and chemical properties of soils in field 1

表4 生物炭基改良劑1（B1）對試驗區1土壤不同形態Cd含量的影響Table 4 Change of different forms of soil Cd after the application of biochar-based amendment 1（B1）in field 1

在嚴重污染的試驗區1 中采用由棕櫚絲生物炭和堿渣鈣鎂肥復配而成的B1改良劑的主要原因有幾個方面。首先是棕櫚絲生物炭具有較高的pH 值（10.12）和較大的比表面積（326.32 m2·g-1）。生物炭鈍化土壤中Cd 的主要機理包括影響土壤的pH，使土壤中的金屬離子由不穩定形態轉向穩定形態[23]，以及利用生物炭巨大的比表面積吸附土壤中的重金屬離子，從而減少重金屬離子的生物可利用性[3]，棕櫚絲生物炭的特點決定了其具有較好的吸附性能。另一成分堿渣中，粒徑小于1.6 μm 的約占總數的50%，說明堿渣的比表面積較大，具有膠體的性質，有利于其對重金屬Cd 離子的吸附[19]。同時由于試驗區1 土壤pH 值極低，復配含有較強的堿性物質的堿渣來進一步增強調節土壤pH 的強度，能更有效地降低Cd的生物有效性。有研究表明，在pH 為7.52～9.01 的范圍內，堿渣對Cd 離子的吸附呈現快速增長的趨勢[24]。試驗區1 的土壤酸性極強，在酸性條件下只施用堿渣會由于體系內H+濃度高而迅速消耗堿渣，產生大量的CO2，阻礙重金屬離子的吸附，而高pH 的棕櫚絲生物炭可起到輔助調節土壤pH值的作用，使土壤pH保持在堿渣對Cd 吸附較強的pH 區域。同時復配材料中含有較高的Ca 和Mg，其對重金屬離子有拮抗作用，會競爭植物根系上的吸收位點，從而減少植物對重金屬的吸收[24]。

2.2 試驗區2結果

圖3 顯示試驗區2 的B2 處理與對照的水稻產量基本持平，差異不顯著。周加順等[25]的研究發現，生物炭單獨施加對水稻的產量無顯著影響，也可能對作物的產量產生負面效應，其可能的原因在于生物炭施加后，增強了土壤對N、P、K 養分的固持作用，從而使作物對養分的吸收減少。

從圖4 中可以看出，在B2 處理后，水稻地上部位的Cd 含量均比對照有顯著下降（P＜0.05），分別為對照的46.88%、58.33% 和76.39%。在未處理前，水稻糙米中Cd 含量（0.32 mg · kg-1）超過國家標準（GB 2762—2017），而施加生物炭基改良劑2 后糙米中的Cd 含量（0.15 mg·kg-1）降到國家標準（0.2 mg·kg-1）以下，達到安全食用標準。

圖3 生物炭基改良劑2（B2）對試驗區2水稻產量的影響Figure 3 Effects of biochar-based amendment 2（B2）on rice yield in field 2

圖4 生物炭基改良劑2（B2）對試驗區2水稻不同部位Cd含量的影響Figure 4 Effects of biochar-based amendment 2（B2）on Cd content in different parts of rice in field 2

表5 生物炭基改良劑2（B2）對試驗區2土壤基本理化性質的影響Table 6 Effects of biochar-based amendment 2（B2）on basic physical and chemical properties of soils in field 2

表5 數據顯示，B2 施入試驗區后，試驗區2 土壤性質中只有pH 得到了顯著的提高（P＜0.05），土壤pH提高到6.07，比對照提高了0.53。但B2 改良劑對其他土壤理化性質如有機碳含量和堿解N、有效P、速效K 含量沒有顯著的影響。原因在于試驗區2 施用的生物炭中C含量較低（13.60 g·kg-1），且復配的石灰有機碳含量也極低，因此不能有效提升土壤有機碳含量。

1、建立健全獸醫工作體系建立健全獸醫行政管理機構。中央一級獸醫行政管理機構列入農業部的內設機構。省以下獸醫行政管理機構由省級人民政府結合本地養殖業發展情況和獸醫工作需要確定，并按程序報批。上級獸醫行政管理機構對下級獸醫行政管理機構負有指導職責；各級獸醫行政管理機構對動物防疫、檢疫工作負有指導和監督職責。要加強獸醫醫政、藥政管理，實施官方獸醫制度。

表6 的結果顯示，在未處理之前土壤中Cd 各種形態的含量關系與試驗區1 的相一致。而添加B2 改良劑以后，土壤中的Cd形態向殘渣態轉變，差異達到顯著水平（8.49% 升高至15.35%）（P＜0.05）。而殘渣態主要存在于土壤結構的晶格中，很難被釋放，生物有效性極低，可以減少作物對Cd的吸收。

椰殼生物炭具有較高的陽離子交換量（CEC），CEC 主要決定其在土壤中持留陽離子的能力和表面含氧官能團的含量[26]。而官能團是影響土壤中Cd 吸附的另一重要因素，因此選擇CEC 含量較高的椰殼生物炭作為試驗區2 的主要炭基修復材料。復配石灰的主要原因在于土壤中施加石灰后，水溶態Cd 含量降低，而黏土礦物和氧化物結合態及殘渣態增加；當pH＞7.5時，Cd主要以黏土礦物、氧化物結合態及殘渣態存在[27]。但是只利用石灰固定土壤重金屬持久性差[11]，配施生物炭可將土壤的pH 值維持在堿性的水平，增加其對Cd 的吸附。同時石灰中Ca 的存在也會促成水化硅酸鈣或鋁酸鈣的產生，從而與Cd 發生沉淀反應。

2.3 試驗區3結果

圖5顯示在堿性輕度Cd污染土壤上施加B3改良劑后，水稻產量比對照增加7.13%，差異不顯著。在B3 調理劑中，花生殼生物炭所占比重減少，這可能是水稻產量效果略好于試驗區2的原因。

圖6 顯示，土壤中施加B3 改良劑后，水稻地上部分的Cd 含量都相應降低，其中水稻糙米中的Cd 含量顯著降低，與對照相比下降了57.14%（P＜0.05）。

B3 改良劑施入土壤后，有機碳和速效K 含量得到顯著提升（P＜0.05），分別提高了47.05% 和22.60%，堿解N 和有效P 含量與對照相比沒有顯著差異（表7）。主要原因可能是花生殼生物炭材料中含有較高的K，同時又配施了部分有機肥。

圖5 生物炭基改良劑3（B3）對試驗區3水稻產量的影響Figure 5 Effects of biochar-based amendment 3（B3）on rice yield in field 3

表6 生物炭基改良劑2（B2）對試驗區2土壤不同形態Cd含量的影響Table 6 Change of different forms of soil Cd after the application of biochar-based amendment 2（B2）in field 2

表7 生物炭基改良劑3（B3）對試驗區3土壤基本理化性質的影響Table 7 Effects of biochar-based amendment 3（B3）on basic physical and chemical properties of soils in field 3

表8 生物炭基改良劑3（B3）對試驗區3土壤不同形態Cd含量的影響Table 8 Change of different forms of soil Cd after the application of biochar-based amendment 3（B3）in field 3

圖6 生物炭基改良劑3（B3）對試驗區3水稻不同部位Cd含量的影響Figure 6 Effects of biochar-based amendment 3（B3）on Cd content in different parts of rice in field 3

表8 結果顯示，在未處理之前土壤中Cd 各種形態的含量關系與試驗區1 和2 的均表現相一致，酸溶態Cd 含量表現最高，占總Cd 的37.91%。添加B3 改良劑以后，土壤中的Cd 形態與對照無顯著差異。這可能是試驗區3 土壤堿性較強造成的。B3 處理所用到的生物炭與沸石均能對土壤中Cd 形態產生影響。B3 中的花生殼生物炭具有pH 值、C 含量和有效K 含量高的特點。pH 值是影響土壤中Cd 生物有效性的重要因素，在輕度污染土壤上施用該生物炭，可以提高土壤中的OH-濃度，Cd2+與OH-結合，形成不溶性氫氧化物沉淀，降低Cd 的生物有效性[15]。B3 中的沸石為一種比表面積大、礦物表面負電荷豐富的鋁硅酸鹽礦物，可降低交換態Cd 的含量，增加碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態Cd 的含量[15]。

然而本試驗中發現，在偏堿性土壤中施用含沸石的生物炭基改良劑，對土壤的pH影響較小，進而對土壤中Cd 形態的影響不顯著。但是，土壤上施加B3 改良劑可以提高水稻的產量，同時降低水稻可食用部位的Cd 含量。這與周航等[16]的研究結果相一致，原因可能在于施用沸石-羥基磷石灰改良劑可以使水稻對重金屬的富集系數、根系到莖葉和谷殼到稻米的轉運系數顯著降低。另外，花生殼生物炭具有高含量的有效K，能夠促進蛋白酶活性，提高N 的吸收，加快作物生長，從而提高水稻的產量。B3 改良劑中的組分也有相互的正向作用：沸石的施用可以促進土壤團聚體的形成，提高土壤有機質[28]，在配施生物炭和有機肥后可以形成有機-無機復合體，降低土壤中有機物分解速率，提高腐殖化系數，導致土壤中有機質增加，促進土壤自身的離子交換反應，增強土壤對Cd2+的吸附，從而降低作物對重金屬的吸收[29]。

2.4 土壤重金屬酸溶態Cd含量與土壤性質的相關性

圖7 顯示，在試驗區域土壤中酸溶態Cd 含量與土壤pH 和有機碳含量呈現極顯著負相關關系（P＜0.01），酸性土壤和有機碳含量低的土壤含有更高的酸溶態重金屬Cd，具有更大的風險，主要原因是pH下降時土壤黏粒礦物和有機碳表面的負電荷減少導致對重金屬的吸附能力下降[27]。而本試驗中隨著有機碳含量的提高，土壤中小分子有機物及其相關的官能團含量也相應增加，因此會和有效態重金屬發生螯合或絡合作用，降低土壤中酸溶態Cd的含量[29]。

2.5 生物炭基改良劑的設計及對作物安全生產的影響

針對不同理化性質和不同污染程度的土壤設計不同的生物炭基改良劑是一項有效的土壤治理措施。前期的研究表明，不同物料制備的生物炭具有不同的性質，松針、甘蔗渣、木薯等制備的生物炭具有較大的比表面積（48.19～620.05 m2·g-1），而花生殼生物炭具有較高的C 含量和灰分含量等[30]。這些性質決定了部分生物炭具有很強的物理吸附性能，而部分生物炭表面豐富的帶電基團（羥基、羧基等）通過離子交換可與Cd 離子形成較為穩定的絡合物和螯合物，從而降低土壤中Cd 離子的移動性[7，31-32]。因此在本試驗中，利用不同原材料的生物炭作為基礎改良劑材料，配施其他物料改良重金屬污染的土壤。

圖7 土壤酸溶態Cd含量與土壤pH/有機碳的相關關系Figure 7 Relationship between soil acid-soluble Cd content and soil pH/organic carbon in test areas

試驗結果表明，經過生物炭基改良劑處理后酸性重污染的試驗區1 作物產量大幅度提高，比對照增產383.03%，試驗區2 和3 作物產量沒有顯著差異，但試驗區3也體現出增加趨勢。

鑒于3 個試驗區土壤的Cd 含量處理后仍然是高風險土壤（34.91%～70.59%，RAC 風險評價法），試驗進一步關注污染土壤上產出農產品可食用部位的Cd含量，在施加生物炭基改良劑后，所有的農產品可食用部分Cd 含量均有顯著降低，說明施加改良劑效果顯著。

根據“土壤醫生”的理念，面對問題土壤時，首先對土壤污染問題進行診斷，包括實地考察和土壤、水體、作物樣品的測試等；其次根據樣品測試的結果設計治理方案，酸性土壤考慮提高pH 值，重金屬污染土壤考慮鈍化重金屬；改良劑配方選擇程序考慮的因素包括土壤pH、有機質、CEC 和改良劑本身的性質，從降毒、營養、功能等全方位的綜合考慮，研發系列用于不同問題土壤改良的調理劑配方。在3 個試驗區中，根據土壤理化性質和污染程度來設計以生物炭為基礎的炭基改良劑是保障作物產量、提高作物品質的有效途徑。由于單次施用生物炭基改良劑對土壤污染治理的理化效應持續時間較長，后續研究應繼續關注施用生物炭基改良劑對污染土壤改良的長期效果。

3 結論

本研究從降低Cd 毒性、改善土壤質量和加強營養支持3 個因素綜合考慮，針對不同土壤理化性狀和Cd 污染程度，設計了分別以棕櫚絲、椰殼和花生殼生物炭為基本材料，輔配其他材料的3 種炭基改良劑方案，并應用于大田試驗，結果表明施用炭基改良劑可以增產并降低作物可食用部位的Cd 含量，尤其在酸性重金屬污染土壤上效果更為顯著。

炭基改良劑的設計以土壤重金屬種類和含量、pH 值、CEC、有機質含量為主要考慮因素，首先通過生物炭性質的選擇：比表面積、pH 值、CEC、營養元素含量，輔以其他改良劑的配施，如在酸性土壤上考慮施用堿性改良劑，污染土壤上施用黏土礦物，貧瘠土壤上施用有機肥等。針對土壤污染問題，具體問題具體診斷分析，從改善土壤性質、增加作物產量、提高農產品品質綜合考慮，制定用于定向調控污染農田的土壤改良劑配方。本研究結果為生物炭改良劑在不同污染程度和不同理化性質土壤中的應用與實施，提供了新的設計理念和數據基礎。