重金属因其毒性与持久性，被认为是环境中最严重的污染物质之一^[1]。全国污染调查公报显示，我国土壤环境质量总体堪忧，其中以重金属为代表的无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%。土壤-植物系统中的重金属过量积累可导致土壤质量退化、农作物产量和品质降低，最终给人体健康造成威胁^[2-3]。钝化修复是目前广泛采用的土壤重金属污染的修复方式，向土壤中添加的钝化材料，可通过吸附、螯合、沉淀、氧化还原等作用，使土壤中重金属由活性态向难利用态转化，从而达到污染土壤的安全利用^[4-7]。该技术具有时间短、成本低、适用范围广等优点^[8]。生物炭是生物质在限氧、高温慢热解条件下生产的炭化物质，具有多孔、比表面积大且富含各种官能团等特性^[9-11]，在治污、增产、固氮及缓解全球气候变化方面均具有较好的应用^[12-16]。已有研究表明，生物炭同样可以作为修复土壤重金属污染的良好材料，近年来国内外学者围绕生物炭材料的特性表征、重金属污染修复效果与吸附固持机制方面进行了大量的研究^[17-19]。

目前在生物炭修复土壤重金属污染方面，对于单一生物炭的研究较多，但关于不同种类生物炭影响重金属形态变化及其钝化效果比较研究仍然较为缺乏。制备生物炭的材料来源广泛，不同种类生物炭可能具有不同特性，从而表现出不同的钝化效果。本研究选取北方石灰性潮土，以北方地区3种产量较高农业废弃物小麦秸秆、玉米秸秆和棉花秸秆以及城市污泥为材料制备生物炭，研究不同生物炭处理对土壤镉（Cd）、铅（Pb）复合污染条件下重金属形态的影响，以期为土壤重金属污染的修复提供依据。

本研究所采用的土壤为潮土，取自青岛市城阳区棘洪滩街道的农田表层土壤。其理化性质：pH为6.52，有机质为7.01 g·kg^-1，CEC为22.35 cmol·kg^-1，全氮量为0.04%，速效磷为5.5 mg·kg^-1，Cd含量为0.03 mg·kg^-1，Pb含量为163.00 mg·kg^-1。为研究生物炭对较严重污染土壤中重金属的钝化效果，添加外源Cd、Pb，使其含量达到《国家土壤环境质量》（GB 15618—1995）Ⅲ级标准（1、500 mg·kg^-1）的3倍。土壤风干过20目筛后，添加CdSO₄、Pb（NO₃）₂溶液，使土壤中Cd、Pb浓度分别达到3 mg·kg^-1和1500 mg·kg^-1，保持田间持水量稳定30 d，风干、磨碎、过20目筛后置于干燥处保存备用。

供试生物炭原材料选取北方地区常见的有机废弃物，分别为小麦秸秆、玉米秸秆、棉花秸秆和城市污泥，其中植物秸秆取自青岛市城阳区农田，污泥来源于城阳污水处理厂。将材料采用“高温限氧法”，在450 ℃缺氧环境下炭化4 h进行高温裂解，完全炭化，过100目筛后保存备用。供试生物炭理化性质如表 1所示。

表 1 生物炭的理化性质 Table 1 Physicochemical properties of biochars

表选项

设置小麦、玉米和棉花秸秆及城市污泥生物炭4个种类，生物炭添加量设置为0、1%、4% 3个水平，每个处理3次重复。

添加重金属的土壤加入不同处理的生物炭，混匀，在人工气候箱内进行培养，温度设置白天25±1 ℃，晚上15±1 ℃，每日光照时间12 h。培养过程中采用称重法浇水，去离子水的添加频率为每周2~3次，保持土壤湿度约为田间持水量的60%左右。培养50 d后结束，所有土样全部取出，在室内自然环境下风干后用木锤粉碎，过2 mm筛混合均匀后装入自封袋中置于干燥处保存，用于土壤pH值、有机质、阳离子交换量及重金属形态的测定。

土壤理化性质参考鲁如坤的方法进行测定^[20]，pH值采用玻璃电极法测定（土水比为1:2.5），阳离子交换量采用乙酸铵交换法测定，土壤有机质采用重铬酸钾容量法测定。土壤样品中Cd、Pb的浓度采用原子吸收光谱仪测定，其中土壤Cd、Pb全量采用HCl-HNO₃-HF-HClO₄消解；土壤Cd、Pb的形态采用欧共体标准物质局提出的BCR连续提取法，将金属的赋存形态分为弱酸提取态、可还原物质结合态、可氧化物质结合态及残渣态，消解液和提取液中的Cd、Pb含量用电感耦合等离子光谱仪（optima 8000型，PE美国）测定。

所得数据使用Excel 2007进行数据处理、Origin进行图表制作，用SPSS 23.0统计软件对试验数据进行统计分析。

取适量水热生物炭样品分散于含有导电胶的铜柱表面，对样品表面进行喷金处理，然后用扫描电镜（SEM）（S-3500N，日立公司，日本）进行表面形貌分析。

由图 1~图 4可以观察到，玉米、棉花、小麦秸秆生物质炭化后的骨架结构变得更加清晰，孔隙结构丰富，但污泥炭骨架结构清晰度并不明显，未观察到其孔径。由SEM电镜分析可知，平均孔径大小顺序为玉米秸秆炭（6.5 μm）＞棉花秸秆炭（4.2 μm）＞小麦秸秆炭（2.1 μm）＞污泥炭（未检测出）。生物炭具有较大的比表面积、较高的孔隙率和丰富的含氧官能团，对水、土壤或沉积物中重金属有较好的吸附固定作用，在降低土壤重金属生物有效性等方面也具有良好的应用^{[19, 21-22]}。

图 1 玉米秸秆炭微观表面扫描 Figure 1 SEM micrographs of the corn straw biochar

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图 2 棉花秸秆炭微观表面扫描 Figure 2 SEM micrographs of the cotton straw biochar

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图 3 小麦秸秆炭微观表面扫描 Figure 3 SEM micrographs of the wheat straw biochar

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图 4 污泥生物炭微观表面扫描 Figure 4 SEM micrographs of the sludge biochar

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表 2反映了不同生物炭对土壤理化性质的影响，除棉花秸秆生物炭外，其他生物炭均提高了土壤的pH值（P < 0.05），且不同生物炭对土壤pH值的影响存在差异。总体来看表现为玉米秸秆炭＞污泥生物炭＞小麦秸秆炭＞棉花秸秆炭。生物质热解后，其残留灰分中含有大量以氧化物或碳酸盐的形式存在的Ca²⁺、K⁺、Mg²⁺等盐基离子，在土壤溶液中会有所释放，与土壤中的酸性离子发生交换作用，使土壤pH升高^[23]。生物炭添加均极显著增加了土壤有机质含量，与对照相比，4%添加处理的增加幅度更大，有机质增加了252.0%~594.8%。不同种类生物炭相比，小麦秸秆炭提升效果最大，其次为玉米秸秆炭。生物炭本身较为稳定，不宜分解，可提高土壤有机质的积累，其多孔结构、较大的比表面积能够吸附富含官能团的有机分子^[24]，生物炭形成的有机质与矿物质的复合体可减少土壤有机质的淋失。不同种类生物炭的自身结构以及官能团的差异，可能是其导致有机质的增幅存在显著差异的重要原因。除1%污泥生物炭处理外，其他生物炭处理均不同程度地提高了土壤阳离子交换量，其中小麦秸秆炭的提升幅度最大，在1%和4%添加量水平下较CK提高了29.3%和54.3%。生物炭本身含有大量有机官能团，施入土壤后官能团表面与外界发生强烈氧化反应，形成大量羰基、酚基、醌基^[25]，或是生物炭本身丰富的有机质表面、孔隙会吸附一些阳离子，从而造成土壤CEC的增加^[26]。

表 2 不同生物炭对土壤理化性质的影响 Table 2 Effect of various biochars on physicochemical properties of soil

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表 3为不同生物炭处理对于土壤中Cd形态的影响，反映了生物炭对土壤中重金属Cd的钝化效果。在重金属的化学形态中，弱酸提取态迁移性强，易被生物直接利用；可还原物质结合态和可氧化物质结合态在适当的环境条件下转化为弱酸可提取态，可间接被植物利用；残渣态最稳定，即不能被植物利用，迁移性小^[27-28]。结果显示，4种不同生物炭对Cd均有一定的钝化效果，相比于对照处理，1%添加处理下弱酸提取态Cd含量降低了0%~3.9%，残渣态则增加了16.7%~66.7%。其中棉花秸秆炭对Cd的钝化效果最好，在4%添加量水平下弱酸提取态、可还原物质结合态含量分别下降5.2%、25.5%，可氧化物质结合态、残渣态含量分别增加177.8%、166.7%。生物炭由于具有高孔隙率、比表面积大等特性，对重金属有较好的吸附作用^[29]。此外，生物炭含有的较多盐基离子，可提高土壤的盐基离子饱和度，促进重金属的离子交换，进而提高生物炭对重金属的吸附。生物炭表面结构扫描电镜的结果显示，棉花秸秆炭孔隙度较好、平均孔径较大，能提供大量的吸附位点和生存空间，可能是其对土壤Cd的钝化效果最佳的原因。污泥生物炭中孔隙较少，比表面积最小，导致其钝化效果较差。此外，试验所用污泥生物炭本身Cd含量较高，也是导致弱酸提取态和可还原物质结合态Cd含量增加的原因。

表 3 不同生物炭处理下土壤Cd形态/mg·kg^-1 Table 3 Effect of biochars on soil Cd forms/mg·kg^-1

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4种生物炭对于重金属Pb均有一定的钝化效果（表 4）。随施炭量的增加，重金属Pb的弱酸提取态、可还原物质结合态含量下降幅度以及可氧化物质结合态、残渣态含量的增加幅度均有所提升；不同种类生物炭对于土壤Pb形态的影响差异较大，与对照相比，玉米秸秆炭处理下的Pb形态变化最为明显，4%添加处理下，弱酸提取态和可还原物质结合态含量分别下降了4.85%、3.50%；可氧化物质结合态和残渣态含量分别增加了4.53%、3.82%。玉米秸秆炭的平均孔径、比表面积最大，能够提供最大量的吸附位点，以吸附固定最大量的重金属，降低土壤中Pb的活性；另一方面，生物炭对理化性质的改变，可促进土壤中Pb向残渣态转化，也会导致玉米秸秆炭对土壤中Pb的钝化效果较好^[30]。

表 4 不同生物炭处理下土壤Pb形态/mg·kg^-1 Table 4 Effect of biochars on soil Pb forms/mg·kg^-1

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由于所用不同生物炭自身的重金属含量差异较大，研究不同生物炭处理下重金属各形态比例的变化，能更直观反映生物炭对重金属形态转化的影响。图 5、图 6分别表示了1%、4%添加量4种生物炭处理下重金属Cd的形态比例。研究结果表明，土壤中的Cd主要以弱酸提取态存在，占70%以上，其次为可还原物质结合态，可氧化物质结合态与残渣态比例很小。4种生物炭在4%添加量下Cd的弱酸提取态和可还原物质结合态的比例分别下降了0.96%~4.03%和1.38%~4.57%，可氧化物质结合态和残渣态的比例分别增加了1.91%~5.23%和0.42%~3.3%。Uchimiya等^[30]发现，生物炭具有较大的比表面积、较高的pH值和阳离子交换量，可以增加土壤对重金属的静电吸附量；此外，生物炭表面含有丰富的含氧官能团，可通过与重金属形成表面络合物增加土壤对重金属的专性吸附量，降低重金属迁移。本研究中生物炭添加主要导致Cd形态由弱酸提取态和可还原物质结合态向可氧化物质结合态和残渣态转化，从而降低其生物有效性，这也与许超等^[31]的研究相一致。

图 5 1%生物炭处理下Cd的形态分布 Figure 5 Cd fractionation in treatment of 1% biochar application

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图 6 4%生物炭处理下Cd的形态分布 Figure 6 Cd fractionation in treatment of 4% biochar application

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图 7、图 8分别表示了生物炭1%、4%添加量处理下，重金属Pb的形态比例变化幅度。与CK相比，施加生物炭后重金属弱酸提取态和可氧化物质结合态的比例明显下降，可氧化物质结合态和残渣态比例显著上升。土壤中Pb的形态主要以可还原物质结合态存在，占60%以上，其次为弱酸提取态，可氧化物质结合态与残渣态比例较小。4种生物炭在4%添加量水平下，Pb的弱酸提取态和可还原物质结合态的比例分别下降了2.96%~4.85%和0.37%~3.5%，可氧化物质结合态和残渣态的比例分别增加了1.47%~4.53%和1.36%~3.82%。生物炭对Pb赋存形态的影响，一方面与生物炭中碳酸盐、磷酸盐和硫酸盐等所释放离子的吸附-沉淀作用有关^[32]，另一方面也与其改变土壤的理化性质，导致Pb在土壤固相结合能力增强，促进其由有效态向惰性态转化有关^[27]。

图 7 1%生物炭处理下Pb的形态分布 Figure 7 Pb fractionation in treatment of 1% biochar application

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图 8 4%生物炭处理下Pb的形态分布 Figure 8 Pb fractionation in treatment of 4% biochar application

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将添加生物炭后Cd的不同形态与土壤的pH、CEC和有机质含量之间进行了相关分析。结果显示（表 5），可还原物质结合态Cd与pH和有机质含量呈显著（P < 0.05）或极显著（P < 0.01）负相关，而可氧化物质结合态与pH和有机质含量呈现极显著正相关（P < 0.01）。表 6表明，弱酸提取态Pb与CEC呈显著负相关（P < 0.05），可氧化物质结合态和残渣态则与CEC呈极显著正相关（P < 0.01），而弱酸提取态、可还原物质结合态与可氧化物质结合态Pb则分别与有机质呈极显著负相关、极显著负相关和正相关（P < 0.01）。pH、有机质含量的增加降低了可利用态Cd的含量，增加了难利用态含量；CEC和有机质的提高导致可利用态Pb含量降低，难利用态含量增加。这表明添加生物炭引起的土壤理化性质的变化可能是导致重金属生物可利用性发生改变的重要因素^{[14, 23]}。

表 5 Cd的化学形态与土壤性质的相关性分析 Table 5 Correlation analysis between chemical forms of Cd and soil properties

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表 6 Pb的化学形态与土壤性质的相关性分析 Table 6 Correlation analysis between chemical forms of Pb and soil properties

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4种生物炭均提高了土壤的pH值、有机质和阳离子交换量，在培养时间内，较高的生物炭添加量增加幅度更大。4种生物炭对土壤Cd、Pb均有较好的钝化效果，促进其生物可利用态（弱酸提取态、可还原物质结合态）向生物难利用态（可氧化物质结合态、残渣态）转化，不同生物炭对土壤中Cd的钝化能力为棉花秸秆炭＞玉米秸秆炭＞小麦秸秆炭＞污泥生物炭，对土壤中Pb的钝化能力为玉米秸秆炭＞小麦秸秆炭＞棉花秸秆炭＞污泥生物炭。不同添加量对重金属的钝化效果存在一定的差异，一定范围内，较高添加量更能有效降低重金属的生物有效性。相关性分析表明，施加生物炭导致的土壤理化性质的变化可能是导致土壤重金属形态变化的重要原因。