随着我国工业的不断发展，以及农业生产上农药和化肥的过度施用，农田土壤重金属污染日趋严重^[1-2]。而重金属在土壤污染过程中又具有隐蔽性、长期性、不可降解和不可逆转性的特点^[3]，其在长期积累中使土壤环境质量不断恶化，导致农产品的产量和质量下降，最终通过食物链的传递而危及人类健康。因此，寻找一种经济有效的方法治理和修复重金属污染土壤以保障农产品安全生产具有重要的意义。

原位钝化修复技术以其成本较低、操作简单、见效快而适合大面积污染治理的特点，已成为重金属污染土壤修复关注的热点^[4-6]。生物质炭是秸秆等生物质材料在限氧或无氧条件下经低温或相对低温（ < 700 ℃）热裂解而产生的一种含碳丰富、难溶、稳定、高度芳香化的固体物质^[7-8]，因具有较高的pH、较大的孔隙度以及丰富的含氧官能团等特性，而逐步被用作土壤环境修复材料^[9]。目前，生物质炭对重金属污染土壤的原位修复研究在国内外已有许多报道，已有研究显示在重金属污染稻田施用生物质炭可显著降低水稻对铅镉的吸收^[10]。这可能与生物质炭对重金属离子的物理吸附以及生物质炭表面的羧基、羟基等多种官能团与重金属形成配合物所产生的化学固定有关^[11-13]。此外，大量研究表明^[14-16]，生物质炭能够有效提高土壤的pH，从而改变重金属的形态而降低其生物可利用性，减少作物对重金属的累积量。生物质炭的石灰效应被认为是其降低土壤重金属有效性的主要原因之一^[17-18]；Bian等^[19]、Chen等^[20]的研究表明，生物质炭对酸性土壤重金属具有钝化效应且该效应具有一定的持效性。但目前关于施用生物质炭对污染的碱性旱地土壤重金属的有效性以及对不同作物种类重金属吸收影响的报道还较少。

本研究以Cd、Pb为主要污染物的旱地土壤为研究对象，选择小麦-玉米轮作制，研究生物质炭对土壤Cd、Pb有效性以及小麦、玉米籽粒中Cd和Pb积累的影响，以期为生物质炭在农业土壤重金属污染的修复提供理论依据。

1 材料与方法 1.1 材料与处理

试验地位于河南省济源市两个分别邻近矿区的甲村（SN）和乙村（JZ），其污染源主要来自周边冶炼厂的污水排放及污染物的大气沉降等。土壤的基本性质见表 1。按照我国《农用地土壤环境质量标准（三次征求意见稿）》中耕地土壤的标准限值，乙村和甲村的土壤镉含量均超过标准值（0.6 mg·kg^-1）；乙村的土壤铅含量超过标准值（200 mg·kg^-1），甲村的土壤铅含量也已逼近标准值。

所用小麦秸秆生物质炭购于河南三利能源公司，该生物质炭经过450~550 ℃高温、限氧、热裂解而成，产率约为35%，过2 mm筛后供大田试验施用。生物质炭的基本性质见表 2。

试验设置3个施炭处理：不施炭对照（C0）、施炭20 t·hm^-2（C1）、施炭40 t·hm^-2（C2），甲村和乙村两地处理按施炭量由低到高均分别记为C0、C1、C2。每个处理3次重复，随机区组排列，小区面积30 m²。生物质炭于2013年10月小麦播种前一周施入土壤，翻耕与表层0~20 cm土壤混匀。管理措施按照当地农作习惯进行，两个点均于播种前施入0.75 kg·hm^-2的复合肥（N-P₂O₅-K₂O，20-20-5）作为基肥，整个生育期不再追肥，分别于越冬前和返青前灌溉。待小麦和玉米成熟后，分别采集土壤和作物籽粒样品。所有样品带回实验室用于相关指标测定。

1.2 样品处理与测定方法 1.2.1 作物样品的处理与测定

小麦籽粒经脱壳、洗净、烘干后，取适量粉碎，过100目筛待测；玉米籽粒洗净烘干后粉碎，过100目筛待测。

作物样品重金属含量测定方法：称取适量样品用HNO₃:HClO₄（4:1，优级纯）混合酸消解完全，待测溶液定容、过滤后用原子吸收分光光度计测定^[20]。

1.2.2 土壤样品的处理与测定

取0~20 cm表层土，带回实验室后剔除植物根系等杂物，风干，分别过60目和100目尼龙筛后备用。土壤理化性质的分析测定参照《土壤农化分析》^[21]。其中，土壤有机碳测定采用“重铬酸钾-外加热法”：取适量（0.1~1 g）风干土样，分别加5 mL重铬酸钾标准溶液和5 mL硫酸，油浴加热，沸腾时开始计时，煮沸5 min，取出冷却后于250 mL三角瓶中，以邻啡罗啉为指示剂、硫酸亚铁为滴定溶液，滴定定量。

土壤样品重金属含量的提取与测定方法参照文献[20]。土壤重金属全量的提取方法：称取风干磨细过100目筛的土样0.500 0 g于30 mL聚四氟乙烯坩埚内，滴几滴三级水浸润，加10 mL HF和5 mL HNO₃:HClO₄（1:1优级纯）混合酸，放置过夜，砂浴低温（100 ℃以下）消化1 h以后，升温到200 ℃保持1 h，再升高温度（250~300 ℃）继续消化至HClO₄大量冒烟，再加5 mL HF和5 mL混合酸，消化至HClO₄大量冒烟并至干（糊状），然后加5 mL HNO₃消解至剩余约2 mL，如剩余液不是清亮透明则须补加HF，直至消煮完全。

土壤氯化钙（CaCl₂）浸提态重金属提取方法：称取风干土壤（过2 mm筛）5.00 g，置于离心管中，用移液管准确添加0.01 mol·L^-1氯化钙溶液50 mL，拧紧管塞，在25 ℃恒温条件下，以180次·min^-1的频率在振荡器上振荡2 h，然后离心，过滤。

所有待测溶液均用原子吸收分光光度计测定，在分析过程中以国家标准物质土壤GBW（E）-070009和湖南大米GBW10045（GSB-23）进行质量控制。标样回收率范围在83%~113%。

1.3 数据统计与分析方法

采用Microsoft Excel 2013软件对数据进行处理，数据进行平均值和标准差计算，多重比较的显著性差异采用Duncan法，统计分析采用SPSS 20.0软件。

2 结果与分析 2.1 生物质炭对小麦和玉米籽粒中Cd、Pb含量的影响

施用生物质炭能有效降低小麦籽粒Pb、Cd的含量（表 3）。从甲村来看，与C0相比，C1和C2两个施炭水平下小麦籽粒Cd、Pb的含量均显著（P < 0.05）降低，降幅分别达到13%、28%和21%、25%，但不同施炭量间小麦籽粒Cd、Pb含量没有显著差异。从乙村来看，高施炭量处理显著（P < 0.05）降低小麦籽粒Cd、Pb含量，与C0相比，降幅分别为15%和35%；低施炭量仅对小麦籽粒中Pb的含量有显著降低作用，较C0下降43%，而不同施炭量间小麦籽粒Cd、Pb含量没有显著差异。但是，小麦籽粒Cd、Pb含量仍高于国家粮食卫生标准（GB 2762—2012）：Cd < 0.1 mg·kg^-1，Pb < 0.2 mg·kg^-1。此外，施加生物质炭对玉米籽粒Cd、Pb的富集均无显著影响。

2.2 生物质炭对土壤Cd、Pb有效性的影响

施用生物质炭可显著降低土壤CaCl₂浸提态Cd（CaCl₂-Cd）含量（图 1）。与C0相比，甲村的C1和C2两个施炭处理均能显著降低小麦季土壤CaCl₂-Cd含量，降幅分别达到30%和51%，但两施炭处理间无显著差异；在玉米季仅C2处理的土壤CaCl₂-Cd含量较对照显著下降47%，而两施炭处理间无显著差异。乙村仅高施炭处理能显著降低土壤CaCl₂-Cd含量。小麦季和玉米季的C2处理较C0分别降低27%和29%，而玉米季C1与C2处理间无显著差异。由此可以看出，甲村和乙村的两个生长季中均表现为C2处理对土壤CaCl₂-Cd含量的抑制有一定的持效性；但随着污染水平的提高，生物质炭对Cd的抑制效果有一定的减弱。

施用生物质炭可显著降低土壤CaCl₂浸提态Pb（CaCl₂-Pb）含量（图 2）。与C0相比，甲村的小麦季和玉米季中，C2处理的土壤CaCl₂-Pb含量分别显著下降50%和46%，而C1处理与C0及C2处理均无显著差异；乙村小麦季的两个施炭处理的土壤CaCl₂-Pb含量较C0分别降低26%和47%，但两施炭处理间无显著差异；玉米季则表现为C2处理较C0显著降低46%，而C1处理与C0无显著差异。由此可以看出，两施炭量在甲村和乙村的两个生长季中，同样表现为C2处理对土壤CaCl₂-Pb含量的抑制有一定的持效性；且随着土壤Pb污染水平的提高，生物质炭对Pb的抑制作用仍然维持在较高水平。

2.3 生物质炭、污染水平及作物类型对小麦、

玉米籽粒Cd、Pb含量的方差分析对小麦、玉米籽粒中Cd、Pb含量根据作物类型（小麦、玉米）、污染水平及生物质炭用量进行三因素方差分析（表 4）。结果表明，作物类型、污染水平及生物质炭用量对作物籽粒中的Cd、Pb含量均有显著影响（P < 0.05），但三个因素的交互效应并未对小麦、玉米籽粒中Cd、Pb含量产生显著影响。污染水平和生物质炭的交互效应对小麦、玉米籽粒中Cd含量无显著影响，但是作物类型、污染水平及生物质炭用量两两的交互效应对作物籽粒中Pb含量有显著影响，三者的交互效应对籽粒中Pb含量也无显著影响。

2.4 生物质炭对土壤有机碳和pH的影响

施加生物质炭显著增加了土壤有机碳的含量（图 3）。甲村小麦和玉米两个生长季中，C1、C2处理的土壤有机碳含量分别是C0的1.7、2.4倍和1.9、2.8倍，且C2处理均显著高于C1处理；乙村的两个生长季中，C1和C2处理分别是C0的1.4、1.6倍和2.1、2.2倍，但C1和C2处理之间均无显著差异。

施加生物质炭仅在小麦季对土壤pH有显著影响（图 4）。两试验田均以C2处理效果显著，甲村、乙村两地土壤pH分别提高0.3、0.1个单位，乙村的C1处理较C0也有显著提高作用。而玉米季两试验田各处理间的土壤pH均无显著差异。

3 讨论

本研究结果表明，施加生物质炭能够显著降低小麦籽粒Cd、Pb的含量，其作用效果受到土壤污染水平及生物质炭用量的影响，而对玉米籽粒Cd、Pb的富集没有显著影响。作物的重金属吸收与其在土壤中的有效态含量密切相关^[22-23]，大量研究表明，生物质炭主要是通过对土壤中重金属的吸附固定以及络合螯合等作用降低重金属的移动性及生物有效性，进而降低作物对重金属的吸收富集^[24-26]。本研究也发现，小麦籽粒Cd、Pb含量以及玉米籽粒Cd含量分别与对应的土壤CaCl₂-Cd、CaCl₂-Pb呈极显著（P < 0.01）正相关关系（表 5），即土壤中有效态Cd、Pb含量越高，小麦籽粒中Cd、Pb以及玉米籽粒中Cd的含量也越高，但玉米籽粒的Pb含量与土壤Pb含量并无相关关系。苏春田等^[27]研究也发现，玉米籽粒中Pb等元素的含量与土壤中对应的重金属含量没有显著相关关系，与本研究的结果一致。本研究还显示，玉米、小麦两种作物类型对重金属在作物籽粒中的富集有显著影响。玉米籽粒对重金属Cd、Pb的积累能力要显著低于小麦籽粒，生物质炭能有效降低小麦籽粒中Cd、Pb的积累；而土壤的污染程度越高，作物籽粒中积累的重金属就越多。相对于施用生物质炭，不同作物类型对籽粒中Cd的浓度影响更大。李静等^[28]研究表明：在污染程度不同的土壤中，Cd、Pb在玉米植株不同器官的浓度大小均为叶>根>茎>籽粒，即Cd、Pb在玉米籽粒中的积累最少，而且Cd在玉米根、茎、叶中的富集系数最大。匡少平等^[29]研究也显示，玉米根系中Pb含量是秸秆的4~60倍、是籽实的100~1000倍。这说明污染土壤中种植玉米，其籽粒重金属污染的潜在风险相对较小。

Méndez等^[30]研究发现，生物质炭的添加显著减少了地中海农业土壤中Cd、Pb的DTPA浸提和CaCl₂浸提有效态含量。Houben等^[31]采用芒草秸秆生物炭对土壤Cd、Pb的修复结果表明，经生物炭修复的土壤，Cd、Pb的生物利用率分别下降了71%和92%。本研究结果显示，施加生物质炭能显著降低土壤中CaCl₂-Cd和CaCl₂-Pb的含量，且均以高施用量效果最佳。可能是由于生物质炭表面含有丰富的官能团^[32-33]，这些官能团能够吸附、络合土壤溶液中的Pb²⁺、Cd²⁺，从而降低了重金属离子在土壤中的移动性和生物有效性，而且高炭施用所含相关官能团的总数量相对较大，进而加强了对土壤中Cd、Pb吸附、络合的固定作用。

有研究表明^[34]，生物质炭施用后短期内主要通过提高土壤pH值、降低土壤Cd生物有效性，进一步减少作物对Cd的吸收。Beesley等^[35]研究发现，在土壤中添加生物质炭能显著提高土壤有机碳含量和pH值，进而使土壤中Cd、Zn含量显著下降。通过对土壤CaCl₂-Cd及CaCl₂-Pb含量与土壤pH及有机碳的相关分析（表 6）可知，除麦季CaCl₂-Pb外，土壤CaCl₂-Cd以及玉米季土壤CaCl₂-Pb含量与pH无显著相关性。这可能是由于供试土壤本身为碱性，添加生物质炭对土壤pH的提高没有酸性土壤显著。而本研究发现，小麦季的土壤CaCl₂-Cd、CaCl₂-Pb含量与土壤有机碳含量存在极显著的负相关关系（P < 0.01）。土壤有机碳含量随生物质炭施用量的增加而升高^[36]，有机质丰富的官能团，易与重金属（离子）进行阳离子交换、络合等作用，有效降低其迁移性。表 6显示，麦季土壤CaCl₂-Pb含量与土壤pH和有机碳呈显著负相关关系（P < 0.05），玉米季CaCl₂-Pb含量与有机碳含量存在极显著的负相关关系（P < 0.01），而与pH无相关关系。有研究表明，由于土壤的巨大缓冲作用以及碱性物质的部分淋失，生物质炭对土壤的石灰效应会随时间的推移而逐渐减弱^[37]。但本研究发现，施用生物质炭对重金属有效态的降低从小麦季一直持续到玉米季。卞荣军等^[34]研究发现，生物质炭施入土壤后，随着时间的延长，其表面O含量、O＝C－O等含氧官能团有所增加，而生物质炭表面含氧官能团的增加又是其持续吸附土壤重金属的关键。由此可见，在碱性旱地土壤中，生物质炭主要是通过其表面官能团的吸附络合作用降低土壤重金属的有效性，而生物质炭对碱性土壤重金属的石灰效应不明显。

4 结论

就本试验条件而言，施用小麦秸秆生物质炭40 t·hm^-2可显著降低碱性旱地土壤有效态Cd、Pb的含量，并且这种效应能维持两个生长季；而20 t·hm^-2的低施炭量仅在小麦季对土壤Cd的生物有效性有显著降低作用。小麦籽粒Cd、Pb的含量与土壤有效态Cd、Pb的含量呈显著正相关关系，施用生物质炭能够有效降低小麦籽粒对土壤Cd、Pb的吸收，但Cd、Pb含量均未达到我国粮食卫生限量标准（GB 2762—2012）。施用生物质炭对玉米籽粒Cd、Pb的含量无显著影响。