重金属镉（Cd）是我国土壤重金属污染的主要污染物之一，其超标点位占到了全国土壤调查点位的7%^[1]。Cd是一种生物毒性极强的重金属元素^[2-3]，低浓度的Cd能够抑制小麦、甘蓝型油菜（Brassica napus L.）等植物的根系生长，增加植物地下和地上组织中Cd的积累。当植物体中Cd含量达到5~10 μg·g^-1（干质量）即会引起生物体毒性效应，带来严重的农产品安全问题^[4]。Cd污染不仅会降低农作物产量和品质，还会影响土壤养分元素循环，导致土壤退化。研究^[5-6]表明，外源Cd、Cu的加入能够显著降低土壤对养分元素K的吸附，增加土壤中可提取态K的含量；相反地，重金属污染物的存在增加了土壤对养分元素P的固持，降低土壤中P的生物有效性。然而，重金属污染物对土壤N循环过程影响的研究结果却不尽相同，这与土壤氮素矿化、硝化/反硝化等过程的复杂性相关。红壤风化程度高，养分（如N、P等）含量低，并且呈强酸性（pH≈4.5），重金属污染物，尤其是具有较强生物富集性和毒性的Cd进入红壤后，其重金属活性较高，对土壤养分元素循环的影响更为显著，还将会进一步增加Cd通过植物体富集进入食物链的风险^[7]。因此，有必要开展红壤上Cd污染的修复研究工作。

研究^[8-9]表明，生物质炭具有较为发达的微孔结构和巨大的比表面积，其表面丰富的含氧官能团和较高的电荷密度能够增强土壤对重金属污染物的吸附固持能力，从而降低重金属元素在土壤中的移动性和生物有效性，已经被广泛应用于土壤重金属钝化修复中。蒋田雨等^[10]研究发现，土壤质量5%添加量的稻草生物质炭能显著增加酸性土壤（广西柳州红壤、海南昆仑红壤和海南澄迈砖红壤）的表面负电荷量，土壤上Cd²⁺的吸附量也随生物质炭添加量的增加而增大。稻草生物质炭的添加不仅促使土壤中酸溶态Cd和Cu向低生物有效性的还原态和可氧化态转化，还显著提高了土壤有效态磷的含量，这与生物质炭本身携带丰富的营养元素关系密切^[11]。尽管越来越多的研究^[9-10]已经表明生物质炭的添加能够影响土壤上重金属的赋存形态和养分元素的生物可利用性，但不同量的生物质炭影响土壤上重金属元素生物有效性和养分元素形态转化的效力是存在差异的，这些差异及其内在作用机制仍亟待研究。

本研究以典型Cd污染红壤为供试土样，通过添加不同量的玉米秸秆炭，研究其对红壤上主要理化性质（pH、有机碳含量等）和Cd吸附固持能力的影响，通过zeta电位的变化来探讨静电效应在土壤-生物质炭-重金属系统中的作用，明确不同量生物质炭的加入对红壤中主要养分元素（N、P、K）赋存形态的影响，以期为合理评价生物质炭修复土壤重金属污染，降低环境风险提供理论依据。

供试生物质炭材料来自于玉米秸秆，将玉米秸秆用自来水和去离子水洗净后放入105 ℃烘箱中烘干7 h，用粉碎机粉碎后过0.250 mm筛保存，以备生物质炭烧制使用。玉米秸秆采用中国科学院南京土壤研究所的ZBX1型炭化炉进行厌氧烧制，操作过程参考文献^[12-13]方法：抽真空，充氮气至仪器压力为1~3 MPa，在无氧条件下缓慢升温至400 ℃（升温速率为20 ℃·min^-1），并保持该温度8 h后缓慢降温，待仪器冷却后开启，取出制备好的生物质炭材料，研磨后过0.250 mm筛备用。生物质炭pH值按照炭:水=1:20搅拌均匀后，采用复合pH电极测定为pH=8.71；生物质炭样品的C、H、O元素的质量分数采用Vario MICRO型元素分析进行测定，分别为80.8%、1.05%和11.9%；生物质炭样品经HF-HNO₃-HClO₄三酸消解后经ICP-OES测定，其总Cd含量均低于检测限。

供试红壤采自于安徽省宣城市，为自然植被覆盖下的底层土壤，采样层为表层0~20 cm。土壤样品剔除植物根系等杂物后自然风干、研磨过0.250 mm筛备用。土样的主要理化性质参照《土壤农业化学分析方法》^[14]测定；土壤有机质含量、CEC和养分元素含量等性质送至南京土壤研究所红壤站分析中心进行检测，土壤基本理化性质如表 1所示。称取500 g红壤样品于烧杯，分别加入质量分数为0%、2%、4%和8%的玉米秸秆炭，混和均匀后用去离子水将土壤含水量调至田间最大持水量的50%。在25 ℃下培养35 d后取出土壤样品^{[10, 15]}，自然风干后磨细过0.250 mm筛保存，用于后续土壤重金属Cd吸附实验。

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Physico-chemical properties of test soil

表选项

等温吸附实验：配制Cd²⁺浓度为0、0.1、0.25、0.5、1.0、1.5 mmol·L^-1的CdCl₂溶液，支持电解质选择1 mmol·L^-1 NaCl。称取质量为1.000 g的混合了玉米秸秆炭的土壤样品（见1.1）于80 mL塑料离心管中，分别加入25 mL上述浓度的Cd²⁺溶液，用HCl和NaOH调节土壤悬液pH值为5.5（接近土壤本身pH值），每个处理组重复3次。封盖，25 ℃恒温振荡（250 r·min^-1）24 h后以4500 r·min^-1离心10 min，上清液过0.45 μm滤膜后得到吸附平衡液。

红壤上Cd²⁺的吸附量（q_e，mmol·kg^-1）可通过以下公式计算。

(1)

式中：C_i和C_e分别为Cd²⁺在初始溶液和吸附平衡溶液中的浓度，mmol·L^-1；V为平衡溶液的体积，mL；m为土壤质量，kg。

不同pH影响下红壤上Cd²⁺的吸附实验：Cd²⁺溶液浓度设定为1.0 mmol·L^-1，目标pH值选为4.0、5.0、6.0、7.0、7.5，加入4 mmol·L^-1的MES或MOPS控制溶液pH值。吸附过程同上，经恒温振荡离心后得到不同pH处理下土壤Cd²⁺的吸附浓度并计算吸附量。

SEM-EDAX样品准备：配制Cd²⁺浓度为0、1.5 mmol·L^-1的CdCl₂溶液，支持电解质选择1 mmol·L^-1 NaCl。称取质量为1.000 g的玉米秸秆炭样品于80 mL塑料离心管中，通过等温吸附实验获得吸附溶液^[10]，倒掉上清液，剩下的溶液在70 ℃条件下烘干8 h后研磨，样品送至河海大学环境学院分析中心测定（Hitachi，S-4800；Octane Plus）。

称取0.050 g过0.053 mm筛的混合了玉米秸秆炭的土壤样品（见1.1）于250 mL聚乙烯白色塑料瓶，加入1 mmol·L^-1的NaCl作为支持电解质。将配制的悬液超声波分散1 h，在25 ℃恒温培养箱中静置1 d后用HNO₃和NaOH调节至不同的目标pH值，继续静置平衡2 d后用JS94H微电泳仪测定胶体土壤悬液的Zeta电位。每个处理设置3个平行。

为研究Cd在土壤上的吸附特性，采用Langmuir和Freundlich模型对吸附等温线进行拟合。公式分别表示如下。

(2)

(3)

式中：q_e和q_m分别是红壤上Cd²⁺的平衡吸附量和最大吸附量，mmol·kg^-1，C_e为Cd²⁺在吸附平衡溶液中的浓度，mmol·L^-1，K_L、K_f、n均为吸附常数。

称取500 g自然风干、研磨过0.250 mm筛的红壤样品于1 L大塑料杯中，人为添加CdCl₂溶液后均匀搅拌使得土壤保持较高的Cd污染水平，混和均匀后用去离子水将土壤含水量调节至实际田间持水量的70%，恒温培养箱中25 ℃下培养1个月（每隔2 d检查并调整土壤含水量），培养结束后测定土壤中总Cd含量为3.1 mg·kg^-1。向该污染土壤中分别加入质量分数为0%、2%、4%和8%的玉米秸秆炭，混和后用去离子水将土壤含水量调节至实际田间持水量的50%，25 ℃下培养35 d后取出样品（参看1.1），自然风干，研磨过0.150 mm孔径筛备用。

土壤中总磷含量采用钼锑抗比色法测定，氮含量采取紫外分光光度法测定，速效钾含量通过醋酸铵提取法测定，具体可参照《土壤农业化学分析方法》^[14]。总可转化态氮（TTN）主要包括四种形态：离子交换态氮（IEF-N）、弱酸可浸取态氮（WAEF-N）、强碱可提取态氮（IMOF-N）和强氧化剂可提取态氮（OSF-N）。土壤中可转化态氮形态的分析方法参考沉积物中氮的逐级浸取分离法^[16]。土壤中磷的分级提取方法主要参照张雷等^[17]的研究。

实验数据主要通过SPSS 18.0进行单因素方差分析，比较不同处理组对土壤基本理化性质和养分元素含量影响的差异，文中不同小写字母表示差异具有统计学意义（P＜0.05）；通过Sigmaplot 10.0进行数据拟合和作图。

培养35 d后土壤pH值随着生物质炭添加量的增加而增大，如图 1a所示。与对照相比，4%和8%玉米秸秆炭的添加均能显著提高土壤pH，分别比对照增加了57.4%和59.8%。这主要由于生物质炭材料表面丰富的碱性含氧基团（-COO-和-O-等）和养分元素，使得生物质炭通常呈碱性，能够有效降低红壤上交换性酸的含量，提高土壤pH值。此外，生物质炭材料大多制备于富含碳、氮、氧等元素的有机物料，如玉米秸秆，其输入能够显著地增加土壤有机碳含量，提升土壤碳库。如图 1b所示。当生物质炭添加量为2%时，红壤有机碳含量从1.69 g·kg^-1增加到4.73 g·kg^-1；而当添加量为4%和8%时，有机碳含量分别为7.78 g·kg^-1和13.7 g·kg^-1。土壤pH和有机碳含量的快速增加不仅与玉米秸秆炭的添加量有关，还与培养时间、培养条件等密切相关。研究^{[12, 18]}发现，向水稻土中添加1%（质量分数）玉米秸秆炭，培养初期pH上升较快，但随着培养时间的增加土壤pH不断降低，在培养135 d后土壤pH值和有机碳含量分别较对照增加了0.16个单位和26.1%。而一次性施用小麦秸秆生物质炭3年后，尽管土壤有机碳含量随施用量的增加而增大，但活性有机碳比例呈下降趋势^[19]。这可能与土壤缓冲性能、微生物活动、水分条件等因素相关。

图 1 不同量生物质炭处理下土壤pH（a）和有机碳含量（b） Figure 1 Effect of biochar addition on soil pH values(a) and organic carbon contents(b)

图选项

生物质炭的添加不仅能够影响土壤基本理化指标，如pH、有机碳含量，还能够对土壤中重金属污染物的迁移、吸附解吸等行为产生影响。如图 2所示，随着玉米秸秆炭添加量的增大，红壤上吸附Cd²⁺的量不断增加。这与蒋田雨等^[10]关于稻草生物质炭影响三种可变电荷土壤上Cd²⁺吸附量变化的研究结果相一致。与对照相比，在Cd²⁺的初始浓度为1.0 mmol·L^-1时，2%的生物质炭添加使得红壤上Cd²⁺的吸附量增加了9.56%；当生物质炭添加量分别为4%、8%时，红壤上Cd²⁺的吸附量较对照分别增加了18.8%和20.2%。分别通过Freundlich和Langmuir方程对吸附等温线进行了拟合，如表 2所示，两个方程拟合的决定系数R²均在0.92以上，且Freundlich方程拟合R²为0.97~0.99之间。从方程拟合的相关参数也可以发现，Langmuir方程中Cd²⁺的最大吸附量（q_m）从29.2 mg·kg^-1增加到32.7 mg·kg^-1，表明玉米秸秆炭的添加显著增大了红壤上Cd²⁺的最大吸附量；K_L是与吸附容量相关的参数^[20]，随着玉米秸秆炭添加量的增大，K_L值从6.91增加到17.5。钱林波^[8]通过元素分级、红外光谱技术表征以及Zeta电位测定技术研究发现，生物质炭不仅能够通过释放无机组分，如PO₄^3-对重金属离子产生络合作用，固定重金属污染物，还能够通过其表面丰富的芳环结构和含氧官能团，如-COO-、-COH等增加土壤上的离子交换位点，提高土壤CEC水平，增加土壤表面负电荷数量，进而通过静电吸附作用提高土壤对Cd²⁺的吸附量。此外，通过SEM-EDAX分析发现玉米秸秆炭表面富有褶皱和孔隙，粒径大约在0.15~0.25 mm，能够吸附和负载环境中的重金属污染物（图 3a、图 3b）。其能谱结果表明一部分Cd²⁺的确被负载在生物质炭材料中，如图 3c所示。这表明生物质炭不仅能够增强土壤对Cd²⁺的吸附能力，还能够通过自身的截留作用^[21]，降低土壤上Cd²⁺的生物有效性和环境风险，起到修复重金属污染土壤的作用。

图 2 不同量生物质炭处理对土壤上Cd2+吸附的影响 Figure 2 Adsorption isotherms of Cd2+ on soil with different levels of biochar addition

图选项

表 2 生物质炭影响下土壤上Cd²⁺等温吸附方程的拟合参数 Table 2 Isotherm parameters of different isotherm equations for Cd²⁺ adsorption by soil

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图 3 玉米秸秆生物质炭负载Cd2+后电镜扫描（a，b）及b图在X区域的图谱（c） Figure 3 The scanning electron microscope(a, b) and the EDAX map(c) of the corn-straw biochar loaded Cd2+ in the X area of (b)

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土壤重金属污染一方面能够直接产生生态环境毒性，危害生物生长；另一方面能够通过影响土壤养分元素的生物有效性，进而产生间接危害。研究表明，重金属Cu、Cd、Zn等的硫酸盐污染物进入到土壤环境中能够通过竞争吸附效应显著降低土壤上Al-P、Fe-P的含量，导致植物生长过程中出现缺磷的症状^[5]。此外，土壤上高浓度的重金属胁迫还能够降低生物体内与养分元素吸收、运输相关的酶活性，从而抑制生物体对养分元素的利用，影响作物的生长^[22]。而生物质炭因其自身富含养分元素，如Mg、Si、P和Ca等（图 3c），在降低重金属污染物生物有效性的同时，还能够缓解重金属污染物胁迫对土壤养分元素循环所造成的影响，改善土壤质量。

在上述研究中发现，生物质炭的加入显著地增加了土壤pH值。众多研究^{[10, 23]}表明，pH是影响土壤中重金属吸附行为的重要因素，这不仅表现为pH影响了Cd²⁺在红壤上的静电吸附过程，还与土壤中Cd的赋存形态改变有关。因此，进一步针对不同pH下生物质炭影响土壤上Cd²⁺的吸附行为展开了研究。通过Visual Minteq 3.0软件计算了模拟土壤溶液体系中，不同pH值对Cd赋存形态的影响（图 4），结果表明，pH＜8.0时，Cd主要是以Cd²⁺的形式存在于环境中。当pH＞8.0时，溶液中Cd（CO₃）₂^2-和CdCO₃所占百分比开始上升，而Cd²⁺含量则开始下降。因此，我们主要针对pH为4.0~7.5的情况，开展了不同pH值影响下Cd²⁺的吸附解吸行为研究。

图 4 不同pH值条件下模拟土壤溶液（0.25 mmol·L-1 CaCl2+ MgCl2，2.5 mmol·L-1 NaCl+KCl）中Cd的形态分布 Figure 4 Fraction distribution of Cd speciation in the simulated soil solution containing 0.25 mmol·L-1 CaCl2 and MgCl2, 2.5 mmol·L-1 NaCl and KCl, with different pH series

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如图 5a所示，随着玉米秸秆炭添加量的增加，红壤上Cd²⁺的吸附量不断增大；与此同时，pH升高促进了红壤上Cd²⁺吸附量的增加。与对照相比，pH 4.0时2%、4%和8%玉米秸秆炭的施加使得红壤上Cd²⁺吸附量分别增加了0.36、0.44、0.83 mmol·kg^-1。而pH 7.0时红壤上Cd²⁺吸附量分别增加了2.94、3.62、6.62 mmol·kg^-1。pH升高导致土壤上表面负电荷量增加，提高了土壤对Cd²⁺的静电吸附能力；同时，土壤上较高的pH值能够促进玉米秸秆炭表面含氧官能团-COOH、-OH等的解离，从而增加土壤的表面负电荷量，使得土壤通过静电吸附结合更多的Cd^{2+ [10]}。土壤悬液Zeta电位值的变化为土壤固体颗粒表面所带电荷的数量和性质提供了直接的证据，如图 5b所示。当pH为4.0时，土壤悬液电负性能够从-10.2 mV增加到-15.2 mV；而当pH增加到7.0时，土壤悬液电负性能够从-28.3 mV增加到-56.2 mV。由此可见，生物质炭作为一种来源广泛的有机钝化剂，其在修复土壤重金属污染，尤其是降低南方酸性红壤重金属生物有效性上具有巨大的应用潜力。

图 5 不同pH处理下生物质炭对土壤上Cd2+吸附（a）和Zeta电位值（b）的影响 Figure 5 Effect of different pH values on soil Cd2+ adsorption(a) and zeta potential variations(b), with biochar addition

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土壤养分元素含量及有效性的变化是污染土壤治理效果的重要指标之一。向Cd污染土壤中施加玉米秸秆炭培养35 d后，红壤中主要养分元素无机磷、氮和速效钾含量及赋存形态随生物质炭添加量的变化而改变，如表 3及图 6所示。总磷含量随生物质炭添加量的增加而增大（表 3）。与对照相比，8%玉米秸秆炭的添加使得土壤总磷的含量增加了121%。这与生物质炭本身含有丰富的磷元素关系密切。Biederman等^[24]通过Metal-analysis统计学分析也发现，土壤磷和钾含量均会随着生物质炭输入的增加而增大，而生物质炭上大量可溶性磷的释放还能够在短期内增加土壤中可溶性磷（KCl-P）的含量，提高磷的生物有效性。从图 6a中可以看出，铁结合态磷（Fe-P）、钙结合态磷（Ca-P）和KCl-P含量均随着生物质炭添加量的增加而增大，且在8%添加量下生物可利用态磷含量最高。土壤中铝结合态磷（Al-P）含量在4%生物质炭添加量时开始下降，与2%添加量相比，Al-P含量降低了26%。土壤中不同形态无机磷的含量大小依次为Al-P＞Fe-P＞Ca-P＞KCl-P。一方面，生物质炭的添加降低了土壤中Cd的生物有效性，减轻了Cd对不同磷形态的胁迫。另一方面，生物质炭的加入能够通过影响磷在土壤上的吸附-解吸行为，从而改变磷的赋存形态及其环境行为^[5]。尽管有研究发现^[24]，生物质炭通过吸附土壤中的大量阳离子，如Al³⁺、Fe³⁺和Ca²⁺等，能够阻碍磷与这些金属氧化物的结合，增加其生物有效性；然而，在本研究发现随着玉米秸秆炭添加量的增加，土壤中Ca-P、Fe-P的含量均呈现增大的趋势，而Al-P含量则先增加后降低。Xu等^[25]的研究也发现了类似的现象。其原因可能是（1）生物质炭的添加尽管提高了土壤pH值，导致土壤溶液中的Al³⁺和Fe³⁺以沉淀态存在，但这些沉淀态金属化合物表面仍然存在结合磷的位点^[26]；（2）生物质炭本身含大量的Al³⁺、Fe³⁺和Ca²⁺等金属阳离子，能够为磷的吸附结合提供充足的位点^[25]。

表 3 红壤中生物质炭不同添加量对土壤总磷和速效钾含量的影响 Table 3 Effect of different biochar addition rates on total phosphorus and available potassium contents in the soil

表选项

图 6 不同量生物质炭处理下土壤中磷（a）和可转化态氮（b）的赋存形态 Figure 6 Effect of different biochar addition rates on forms of phosphorus(a) and nitrogen(b) in the soil

图选项

与磷形态变化相比，土壤中TTN含量随生物质炭输入的变化趋势不明显（图 6b）。TTN是土壤中氮素的重要存在形式，能在适宜的环境条件下向水体或土壤中释放氮素营养^[16]。其中，IMOF-N和OSF-N为主要赋存形态，IEF-N含量高于WAEF-N含量。玉米秸秆炭4%添加量下，IMOF-N含量从123 mg·kg^-1降低到103 mg·kg^-1，但OSF-N和IEF-N含量则分别从89.1、35.9 mg·kg^-1增加到105、40.6 mg·kg^-1。WAEF-N含量则呈现先降低后稳定的趋势。其中，IEF-N作为一种吸附态氮，是土壤中最活跃的氮素形态，一般占土壤总氮的比例较低^[16]。随着外源生物质炭材料的加入，红壤上IEF-N的含量呈现不断增加的趋势，这与生物质炭本身含有较高的可交换态氮有关，能够有效补充土壤氮素养分，改良土壤养分营养^[12]。与IFE-N类似，WAEF-N也是土壤活性氮的来源之一，能够在酸性条件下向土壤间隙水中转移，被作物吸收和利用。然而，随着玉米秸秆炭添加量的增大，土壤pH值增加，WAEF-N含量也随之减少。此外，有研究^[27]表明，生物质炭的输入能够提高土壤通透性，降低土壤厌氧还原水平，从而有利于IMOF-N的稳定存在。土壤中OSF-N含量则主要受土壤氧化还原水平、有机质含量等的影响。随着生物质炭的输入，土壤各形态氮之间存在一定的相互转化，但主要以IFE-N和WAEF-N两种形态的转化最为活跃，进而影响土壤环境中氮的生物可利用性。随着生物质炭添加量的增大，红壤中速效钾含量也显著增加（表 3）。与对照相比，8%玉米秸秆炭的添加使得速效钾含量从92.5 mg·kg^-1增加到1968 mg·kg^-1。究其原因，一方面，生物质炭的添加提高了土壤pH值，增加了土壤阳离子交换性，从而增加H⁺或NH₄⁺的含量，促进土壤缓效钾转化成速效钾^[28]；另一方面，生物质炭添加还可能提高与钾素释放相关的微生物如解钾细菌（Potassium bacteria）的活性，促进土壤速效钾的释放^[29]。

（1）玉米秸秆炭表面丰富的表面含氧官能团和特殊的形貌结构促进了土壤对Cd²⁺的吸附，其表面负电荷能够显著提高土壤胶体的电负性，从而使得土壤通过静电吸附作用结合更多的Cd²⁺，有效降低重金属污染土壤的生态环境风险。

（2）玉米秸秆炭材料富含碱性含氧基团和碳、氮、氧等元素，向Cd污染红壤中添加不同百分含量玉米秸秆炭能够有效提高土壤pH值和有机碳含量，增加土壤中磷、氮和钾的生物可利用性，改善土壤养分条件。