20世纪80年代以来，快速的工业化和城市化对农用地土壤提出高强度需求的同时，也伴随着工业废弃物的排放，这使得土壤重金属的污染风险和修复压力与日俱增^[1]。土壤重金属污染不仅会造成农作物减产，破坏生态系统，还会通过植物富集转移到人体，危及生命健康^[1-2]。2014年《全国土壤污染状况调查公报》数据显示^[3]，我国多个区域耕地土壤和工矿业废弃地土壤环境质量正在快速恶化，其中铜（Cu）、镉（Cd）和铅（Pb）等重金属污染问题较为突出，严重制约着农用地土壤的可持续利用。因此，如何开展重金属污染农田土壤修复至关重要。

植物修复技术作为一种新兴的技术，主要通过自身生理特性对土壤重金属进行吸收、富集，再经自身代谢活动，实现降低土壤重金属的目的^[4-6]。其治理土壤重金属污染具有原位性、永久性、经济性及后期处理简易性等优点^{[4, 7-8]}，但也存在修复植物受重金属毒害作用而难以生长或生长缓慢、修复周期较长、富集量小以及对土壤环境适应性较弱等缺点^{[4, 9-10]}，难以达到实际应用要求^[11-13]。为此，通过添加化学材料辅助富集植物生长和进行化学-生物联合修复以强化富集植物对重金属的吸收成为重金属污染土壤修复的重要路径^[7]。龙葵^[14-15]、黑麦草^[7]和巨菌草^[4-5]是常用的大生物量Cu /Cd富集或超富集植物，常与生石灰^{[4-5, 7]}、柠檬酸^[14]、EDTA^[15]或植物生长调节剂^[16]等联用。其中柠檬酸和EDTA可改变土壤中Cd的形态并促进其释放，常用于强化Cd污染土壤的植物修复^[17]：如刘萍等^[14]利用室内盆栽实验将柠檬酸添加到CdPb复合污染土壤后，不仅促进了龙葵的生长，而且显著增加了龙葵对Cd的吸收；黎诗宏等^[15]同时研究了柠檬酸和EDTA对龙葵修复Cd污染土壤的影响，结果发现，虽然添加柠檬酸和EDTA可以提升龙葵的修复效率，但施加浓度过高时会对龙葵产生一定的毒害作用。于彩莲等^[16]通过盆栽实验研究了复硝酚钠、2，4－二氯苯氧乙酸和己酸二乙氨基乙醇酯3种常用的植物生长调节剂对龙葵修复Cd污染土壤的影响，结果显示，后两种生长剂可显著促进植物生长，所有3种生长剂均显著增加了龙葵地上部和地下部Cd的累积量。杜志敏等^[7]利用石灰与黑麦草联合修复Cu污染土壤，发现施用石灰不仅增加了黑麦草的生物量，且增加了其对Cu的吸收。徐磊等^[4]通过田间小区实验分别对比了金黄狗尾草、香根草、海州香薷、巨菌草4种植物与石灰联合对Cu-Cd污染土壤的效果，结果表明，巨菌草凭借生物量优势表现出更大的修复潜力。已有研究大都通过室内盆栽外源添加CdCl₂或Cd（NO₃）₂的形式模拟污染土壤，且一般设计的污染程度较高^[18-19]，并不符合实际污染土壤环境^[20-21]；另外，长期大量添加生石灰、柠檬酸和EDTA等化学材料会破坏土壤结构和土壤微生态^{[20, 22]}。水稻秸秆制成的稻秆生物炭（稻秆炭）是一种绿色、高效和新型的生物源土壤改良剂^[23-25]，其在农田施用不仅可以提高土壤肥力、改善土壤结构^[26]，还具有良好的土壤重金属钝化效果^[27-28]，不仅克服了其他化学材料在农田土壤中施用的缺点，还可以减轻重金属对植物生长的毒害。因此，稻秆炭与巨菌草联合将是一种经济、高效和可持续的重金属污染农田修复技术，但是该联合修复技术，特别是在田间条件下的修复效果和修复潜力还需要进一步研究和明确。

本研究以某冶炼厂周边农田Cu-Cd污染土壤为研究区，通过对试验小区施用不同量的稻秆炭，来研究施加稻秆炭对巨菌草生长状况、土壤重金属含量与生物有效性以及植物各组织吸收重金属的影响，进而通过计算其富集系数和地上部绝对富集量的变化来评价其修复潜力，为生物炭-巨菌草联合修复技术体系的建立提供理论和数据支撑。

1 材料与方法 1.1 研究区概况

试验区位于我国南方某大型Cu冶炼厂周边农田，土壤主要污染物为Cu和Cd，以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618— 2018）为参照标准，采用单因子指数法进行评价，得到P_Cu=14.70、P_Cd=1.83，该地区农用地土壤同时存在高风险Cu和低风险Cd污染。同时，该地区为我国南方典型红壤区，酸雨沉降、土壤酸化较为严重，大范围农田土壤难以正常生长农作物，部分区域几乎无植物可以生长并已出现沙化现象^[4]。土壤质地为砂质壤土。试验小区土壤基本理化性质，见表 1。

1.2 供试材料

稻秆炭购自湖北金日生态能源股份有限公司。稻秆炭pH按照炭:水=1:20搅拌均匀后，采用复合pH电极测定，pH为9.91；稻秆炭样品C、H、O元素的质量分数采用Vario MICRO型元素分析仪进行测定，分别为80.8%、1.05%和11.9%；稻秆炭样品经HF-HNO₃- HClO₄三酸消解后经ICP-MS测定，其总Cd和总Cu含量均低于检测限。

巨菌草（Pennisetum sinese）幼苗（多年生草本植物）购于当地村民。

1.3 试验设计

2019年3月中旬开始培苗，对试验小区进行土地平整，开沟起垄。本试验共设计5个处理，各处理3次重复，共15个小区，随机区组排列，每个小区面积为5 m×6 m，各个小区以宽20 cm、深30 cm的排水沟隔开，防止各小区之间相互影响。于2019年5月初，按照表 2设置的田间施用量在污染农田土壤表面均匀施撒稻秆炭，耕翻入土混匀，间隔3 d后施用一次尿素作为基肥，用量为450 kg·hm^-2。筛选长势一致（20~ 30 cm）的巨菌草苗移至试验小区，按照株距0.5 m、行距0.5 m，每小区120株的密度进行种植，期间进行除草和浇水日常管理；在2019年8月下雨后按照450 kg·hm^-2的用量追施一次尿素。

1.4 研究方法

于2019年12月初（植株渐干）开始采收巨菌草，其中植物样品的采集方法为每处理小区随机取5株巨菌草，每处理采集15株，分根部和地上部装于尼龙网袋中。将每处理小区采集的巨菌草的根、茎、叶取适量按不同组织混合作为该处理小区的一个植物组织样，剪刀分段，用清水洗净，装于牛皮纸内，放入烘箱经105 ℃杀青1 h，75 ℃烘至恒质量，用打粉机破碎，备用。土壤样品取自巨菌草株间0~17 cm表层土壤，每处理小区分不同位置5点混合，得到一个混合样，然后采用四分法取适量带回室内，经风干、过筛后备用。

各处理采集的巨菌草株高直接用卷尺测量。地上部总生物量用尼龙网袋装好放于电子天平称量，然后将茎组织和叶片分装于尼龙网袋测其鲜质量，并取部分茎和叶组织由烘干法测其含水量，经水分换算系数（茎为8.1%、叶为5.2%）获得各处理植株茎和叶片的干质量。

土壤理化性质测定参照《土壤农业化学分析方法》 ^[29]。土壤有机质采用重铬酸钾（浓硫酸）氧化-外加热法测定；土壤pH采用1:2.5土水比-电位法测定；土壤全氮采用半微量开氏法测定；土壤全磷采用HFHClO₄-HNO₃消煮-钼锑抗比色法测定；土壤速效磷采用HCl-NH₄F浸提-钼锑抗比色法测定。土壤样品中全量Cu和Cd测定^[27]采用HF-HNO₃-HClO₄三酸消解，再分别于石墨炉-原子吸收光谱仪测定Cu和电感耦合等离子体发射光谱仪测定Cd；土壤有效态Cu和Cd含量测定采用0.01 mol·L-1 CaCl₂溶液提取，再分别于石墨炉-原子吸收光谱仪测定Cu和电感耦合等离子体发射光谱仪测定Cd；植物样品Cu和Cd含量^[30]经HNO₃-H₂O₂消解后于电感耦合等离子体发射光谱仪进行测定。整个测试过程采用平行双样测定，每20个样品做一个平行双样，各元素测定结果的实验室内相对标准偏差应 < 35%；进行土壤全量Cu、Cd测定时，每批样品采用GBW07405和GBW07407两种标准物质做回收试验，每批植物样品采用GBW10010标准物质做回收试验，以控制试验精准度，其标准物质回收率均在85%~115%的允许误差范围内。

1.5 数据处理与分析

利用Excel 2010和SPSS 18.0进行数据处理，利用OriginPro 8.5专业绘图软件完成制图。其中，植物组织的重金属富集系数、地上部绝对富集量按下列公式计算：

富集系数=植物组织重金属含量（mg·kg^-1）/土壤重金属含量（mg·kg^-1）

植物地上部绝对富集量（g·hm^-2）=植物茎重金属含量（mg·kg^-1）×茎干质量（kg·hm^-2）×10^-3+植物叶重金属含量（mg·kg^-1）×叶干质量（kg·hm^-2）×10^{-3 [4]}

修复效率＝（修复前土壤全量Cd－修复后土壤全量Cd）/修复前土壤全量Cd×100%

修复边际效率=修复效率（%）/钝化剂成本

本研究中修复边际效率定义为单位价格钝化剂（不含运输与田间施用人工成本）对研究区污染农田土壤全量Cu或全量Cd的修复效率，本试验中所用的稻秆生物炭每1 000 kg市场价格为100元。

2 结果与分析 2.1 稻秆炭施用对巨菌草生长的影响

经田间调查和统计（表 3），施用稻秆炭可以明显提高巨菌草在Cu-Cd污染土壤中的成活率，而不施加稻秆炭处理小区的巨菌草仅有10%成活，说明Cu、Cd污染土壤会严重抑制巨菌草的生长。与CK相比，在一个生长季内，施用稻秆炭显著增加了巨菌草地上部生物量和株高，且此两项指标随着稻秆炭施用量的增加均呈增加趋势，最高增加幅度分别达289.4%和68.6%（图 1）。因此，对Cu-Cd污染土壤施加稻秆炭不仅可以促进巨菌草成活，而且可以显著提高其生物量。

2.2 稻秆炭施用对土壤中Cu、Cd的影响

施用稻秆炭一个生长季后，各处理小区土壤Cu含量出现不同程度的差异（图 2）。相比于CK，BC1和BC2处理小区土壤全量Cu降低，BC3和BC4处理小区土壤全量Cu含量增加，其中BC2处理小区土壤全量Cu降低达显著水平。可能是因为不同用量稻秆炭处理下巨菌草对土壤Cu的吸收程度存在差异，从而产生不同小区土壤全量Cu含量的差异。各处理小区土壤CaCl2提取态Cu（CaCl₂-Cu）含量随稻秆炭用量增加呈现减小趋势，且BC3和BC4处理土壤中CaCl₂-Cu含量降低达显著水平（图 2）；此外，对比各处理小区土壤中CaCl₂-Cu占全量Cu的百分比发现（表 4），CaCl₂-Cu所占比例随稻秆炭施用量的增加而下降，施加稻秆炭处理小于CK处理，且CK与BC4处理间差异达显著水平。可见，稻秆炭施用对研究区土壤Cu产生了钝化作用，使其从生物有效态向稳定态转变，且该效果随稻秆炭用量增加而加强。

与土壤Cu不同，各处理小区土壤中全量Cd和CaCl2提取态Cd（CaCl₂-Cd）含量均显著低于CK处理，其中土壤中CaCl₂-Cd含量随稻秆炭施用量增加而降低（图 3），并且经稻秆炭处理后的土壤Cd含量均低于我国农用地土壤污染风险筛选值0.3 mg·kg^-1（pH≤ 5.5）。各处理小区土壤CaCl₂-Cd占土壤全量Cd的百分比与CK相比也不同程度减小，其中BC2、BC3和BC4与CK处理差异达显著水平（表 4）。由此可见，稻秆炭处理不仅通过钝化作用降低了土壤有效态Cd的比例，而且很可能通过促进巨菌草对土壤Cd的吸收而降低土壤中的Cd。

2.3 稻秆炭施用对巨菌草富集Cu、Cd的影响

不同用量稻秆炭施入土壤后巨菌草各组织的Cu含量如图 4所示。与CK相比，施用稻秆炭处理的巨菌草根和茎组织Cu含量均存在不同程度降低，其中BC1处理的巨菌草根组织Cu含量和BC2、BC3、BC4处理的茎组织Cu含量与CK处理差异达显著水平；而经稻秆炭处理下的巨菌草叶组织Cu含量与CK相比无显著变化。说明，施用稻秆炭主要对巨菌草茎组织的Cu吸收产生影响，降低了其对土壤Cu的吸收，而对巨菌草叶组织Cu吸收基本无影响。

不同用量稻秆炭处理对巨菌草各组织吸收Cd的影响如图 5所示。与CK相比，施用稻秆炭均显著提高了巨菌草根、茎和叶组织中的Cd含量，且根、茎和叶组织Cd含量增幅均在BC1处理下达到最大，分别增加了60.75%、230.31%和83.34%；虽然茎组织Cd含量低于根和叶组织，但从平均增幅来看，稻秆炭各处理下巨菌草组织中Cd增幅均表现为茎>叶>根。由此可知，稻秆炭施用促进了巨菌草各组织对土壤Cd的吸收和富集，尤其是加强了茎组织对Cd的吸收，并于BC1处理下作用效果最明显。

与CK相比，各处理小区巨菌草根和茎对土壤Cu的富集系数出现不同程度的减小，其最大降幅分别达51.30%（BC1）和57.28%（BC2），而叶对Cu的富集系数无显著变化，各处理下巨菌草各组织对Cu的富集系数都小于1，表现为根>叶>茎。而施加稻秆炭均明显增加了巨菌草根、茎和叶对土壤Cd的富集系数，各组织对Cd的富集系数均大于1，达到超富集植物的富集水平，富集系数大小依次为叶>根>茎；BC1处理下的各组织Cd富集系数均最高，根、茎和叶增幅分别达60.89%、229.80%和83.34%（表 5）。

经公式计算得到各处理小区巨菌草地上部对Cu和Cd的绝对富集量（表 6）。施用稻秆炭不仅显著增加了巨菌草地上部生物量，也显著提升了巨菌草地上部对Cu和Cd的绝对富集量，但施加稻秆炭各处理间无显著差异，其中巨菌草地上部对Cu的绝对富集量最大达3 741.04 g·hm^-2，增幅达319.98%（BC2），对Cd绝对富集量最大达167.81 g·hm^-2，增幅达111.23%（BC1）。尽管稻秆炭施用降低了巨菌草对Cu的吸收，但凭借生物量的提高，仍显著提升了地上部Cu的绝对富集量；此外，由稻秆炭对土壤Cu、Cd修复边际效率计算结果可知，BC1处理下的土壤Cu和Cd修复边际效率均为最高。因此，综合地上部重金属绝对富集量和钝化剂修复边际效率考虑，5 000 kg·hm^-2（BC1）稻秆炭施用量作为巨菌草修复大面积Cu-Cd污染土壤更高效，且成本更低。

3 讨论

生物炭对土壤重金属离子（Cu²⁺、Cd²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺等）具有良好的吸附固定作用，其钝化机理主要包括：静电吸附作用、离子交换作用、沉淀作用和有机络合作用4种^[31]。其中，秸秆生物炭固定Cu²⁺的主要方式体现为羧基和酚羟基官能团与Cu²⁺的络合作用，其次为生物炭表面负电荷对Cu²⁺的静电吸附作用^[32]。通过生物炭的吸附固定，可明显降低土壤中重金属的移动性和生物有效性，减少对植物生长的毒害^[31]。

多数研究表明^{[4, 31, 33]}，巨菌草具有较强的Cd耐性和富集能力，是一种较好的Cd污染土壤修复植物，可以在Cd含量达到20 mg·kg^-1的土壤中正常生长而生物量不发生明显变化；但在高浓度Cu污染土壤中，由于Cu²⁺对植物根部细胞结构、生理生化代谢的破坏以及对土壤微生物活性的抑制，使得大多数植物难以存活^{[7, 34-35]}。试验区土壤属于重度Cu和低度Cd复合污染，土壤pH常年小于5.5，为酸性红壤，重金属离子活性较高，对巨菌草这种大生物量植物的正常生长增加了环境障碍。本研究利用稻秆炭钝化土壤Cu和Cd以减弱重金属对巨菌草的毒害，维持巨菌草生长，进而保障其对土壤重金属的吸收。田间试验同样证明了施加稻秆炭的小区巨菌草长势良好，且其生物量随稻秆炭施用量增加而增大（表 3和图 1）。

整体上，稻秆炭施用对各处理小区土壤全量Cu影响较小，但土壤中CaCl₂-Cu的含量及其占土壤全量Cu比例降低，特别是在高量稻秆炭处理下降幅达显著水平（图 2和表 4），说明施用稻秆炭对土壤Cu²⁺产生了钝化作用，将土壤有效态Cu转变为稳定态，并且这种作用效果在高用量条件下得到较好实现。而稻秆炭处理小区土壤中不仅全量Cd和CaCl₂-Cd含量相比于CK显著降低，且土壤中CaCl₂-Cd占全量Cd的比例也显著降低，其中土壤CaCl₂-Cd含量随稻秆炭施用量增加而逐渐降低（图 3和表 4）。由此说明，稻秆炭与巨菌草联合修复对研究区复合污染土壤中Cu和Cd的影响具有一定的剂量效应，且对土壤Cd的含量和形态影响较大。

施加稻秆炭导致巨菌草根部和茎部对土壤Cu的吸收量减小，进而产生其对Cu富集系数的降低（图 4和表 5）；而稻秆炭处理下巨菌草根、茎、叶对土壤Cd的吸收及其富集系数明显增加，并于BC1处理增幅达到最大，其中茎增幅大于根和叶（图 5和表 5）。虽然施用稻秆炭一定程度上固定了土壤中的有效态Cu，维持了巨菌草的生长，但也同时减小了植物组织对Cu的吸收。然而，稻秆炭的施用促进了巨菌草各组织对Cd的富集，这很可能是由于Cd胁迫，巨菌草体内谷胱甘肽合成酶的活性增强，产生大量植物螯合肽（PCs）的合成前体GSH，PCs上的巯基（—SH）与Cd螯合形成无毒的化合物；GSH还可以直接清除细胞内的活性氧，此过程可有效减轻Cd对巨菌草的毒害^[33]，从而表现出较强的Cd耐性和Cd富集能力。

尽管施用稻秆炭通过钝化作用降低了土壤中有效态Cu和有效态Cd的含量，但显著提高了巨菌草的地上生物量并促进了巨菌草对土壤Cd的吸收，进而间接提升了巨菌草对土壤Cu、Cd的绝对富集量（表 6）。在同一污染区的不同地块，徐磊等^[4]探索了生石灰分别与4种富集植物联合修复重金属污染土壤的效果，结果显示，其对Cu、Cd的绝对富集量分别为3 781 g·hm^-2和28.8 g·hm^-2（巨菌草）、2 706 g·hm^-2和27.3 g·hm^-2（海州香薷）、1 261 g·hm^-2和5.1 g·hm^-2（香根草）、247 g·hm^-2和1.72 g·hm^-2（金黄狗尾草）。杜志敏等^[7]研究的生石灰与黑麦草联合修复技术对土壤Cu的绝对富集量为179 g·hm^-2（按最大Cu吸收量处理计算）。对比可知，生石灰处理除了与巨菌草、海州香薷联合修复对Cu的绝对富集量与本研究结果接近外，其他几种植物与生石灰的联合修复对Cu、Cd的绝对富集量远低于稻秆炭与巨菌草联合修复技术。另外，长期大量施用石灰会造成土壤板结甚至复酸化^[34]，不利于农用地土壤的整体健康和可持续利用；相反，多数研究认为^{[25-28, 36-37]}，施用生物炭不仅可以提高土壤肥力、吸附和固定重金属，还可以提高作物产量。此外，钝化剂成本核算结果显示，本研究中修复边际效率最高的BC1稻秆炭用量成本仅为500元，也远低于同等规模污染农田所需生石灰（按徐磊等^[4]的研究报道，土壤质量按2 250 000 kg·hm^-2计算，需要石灰4 725 kg）的成本（9 450元）。虽然目前我国尚未发布污染农田修复标准，但在重金属污染农田的修复技术示范和大面积推广应用中，高效率、低成本和不破坏土壤性质成为修复实践的主要目标^[37]。因此，本研究中稻秆炭与巨菌草联用不仅提高了植物对Cu、Cd的富集水平，还体现了更大的农田污染土壤修复潜力和优势。

4 结论

（1）施加稻秆生物炭可以促进巨菌草在Cu-Cd污染土壤中存活，并显著提高其地上部生物量。

（2）稻秆炭在固化土壤Cu、Cd的过程中，一定程度上抑制了巨菌草对Cu的吸收和富集，但促进了巨菌草对Cd的吸收和富集。

（3）与施用石灰相比，稻秆炭与巨菌草联合修复对Cu-Cd污染土壤具有更大的修复潜力和优势，其高效率、低成本的稻秆炭田间施用量为5 000 kg·hm^-2。