曹永強(qiáng)，荊延德①，申 磊，郝 郝

(1.曲阜師范大學(xué)地理與旅游學(xué)院，山東 日照 276826;2.山東省高校南四湖濕地生態(tài)與環(huán)境保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗室，山東 濟(jì)寧 273165)

伴隨著全球工業(yè)化和城市化的迅速發(fā)展,作為環(huán)境主要載體之一的土壤因工礦業(yè)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等人類活動導(dǎo)致重金屬污染日益嚴(yán)重。Cd是主要的重金屬污染元素之一[1],能被農(nóng)作物吸收富集而影響其產(chǎn)量和質(zhì)量,并通過食物鏈等方式潛在危害人類健康[2]。在土壤中Cd具有移動性差、不易被微生物降解等特點(diǎn),治理和修復(fù)難度較大。Cd常以多種形態(tài)賦存[3],遷移能力、生物有效性和毒性等方面都與其形態(tài)有密切聯(lián)系[4-5],故對Cd進(jìn)行形態(tài)分析,對評價土壤Cd污染風(fēng)險及探討Cd污染土壤的改良機(jī)理具有重要意義。

生物炭是一種新型的土壤改良劑,具有比表面積大、吸附能力強(qiáng)等優(yōu)越的物理化學(xué)性質(zhì),能夠降低土壤重金屬活性[6-7],目前已被廣泛應(yīng)用于重金屬污染土壤修復(fù)[8-9]。吳萍萍等[10]研究指出,向礦區(qū)土壤中施入適量秸稈生物炭,能顯著降低復(fù)合污染土壤中酸提取態(tài)重金屬含量,促進(jìn)重金屬元素由酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化,有利于降低重金屬的遷移性和生物可利用性;LU等[11]對鉛鋅礦區(qū)附近污染土壤的研究發(fā)現(xiàn),施入磁性生物炭能大幅降低土壤中酸溶態(tài)Cd、Cu、Zn、Pb含量,減弱土壤中重金屬的可提取性,有效降低植物中重金屬含量。磷肥作為傳統(tǒng)的土壤改良劑之一,除為土壤提供肥力外,能與土壤中重金屬形成磷酸鹽沉淀,以達(dá)到修復(fù)效果,常用于修復(fù)土壤Pb、Cd、Cu、Zn污染等。將磷肥與生物炭2種材料混合,既可利用生物炭對于重金屬較高的固持能力,又能發(fā)揮磷肥的沃土與修復(fù)效果,以期實(shí)現(xiàn)不同修復(fù)劑的協(xié)同作用。目前生物炭和磷肥混合的研究還不多,基于實(shí)際污染土壤中重金屬的復(fù)雜多樣性,將多種改良劑混合以開發(fā)高效土壤修復(fù)劑的前景十分可觀。因此,該研究以山東省常見的農(nóng)業(yè)廢棄物花生秸稈和棉花秸稈為原料制備生物炭,通過單施生物炭、磷肥以及兩者配施進(jìn)行Cd污染土壤培養(yǎng),分析不同生物質(zhì)、不同施加量的生物炭與磷肥配施處理前后土壤Cd形態(tài)變化,驗證改良劑混合施入的效果,篩選最佳生物炭與磷肥配合方案,并分析其對Cd的修復(fù)作用機(jī)制,以期為合理高效修復(fù)重金屬污染土壤提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

供試土壤于2016年6月取自山東省日照市東港區(qū)(35°30′ N,119°16′ E)農(nóng)田10～20 cm表層土,挑出石子等其他雜物,風(fēng)干研磨過0.147 mm孔徑篩,裝袋備用。供試土壤類型為棕壤,pH值為6.0,總鎘含量為0.4 mg·kg-1,有機(jī)質(zhì)含量為10.9 g·kg-1,有效錳含量為30.1 mg·kg-1,有效鐵含量為68.7 mg·kg-1。

花生秸稈和棉花秸稈于2016年4月取自山東省日照市農(nóng)田,洗凈烘干,經(jīng)粉碎機(jī)打碎后裝入坩堝,坩堝置于馬弗爐(KSY-12D-16)中,在650 ℃下限氧高溫裂解2 h,待溫度降至室溫取出樣品,稱重,過0.147 mm孔徑篩,裝袋備用?；ㄉ斩捝锾?PB)和棉花秸稈生物炭(CB)的產(chǎn)率、灰分和pH值分別參照GB/T 17664—1999《木炭和木炭試驗方法》、GB/T 12496.3—1999《木質(zhì)活性炭試驗方法 灰分含量的測定》和GB/T 12496.7—1999《木質(zhì)活性炭試驗方法 pH值的測定》測定;生物炭的比表面積和平均孔徑用比表面積及孔徑分析儀(V-Sorb 2800P)測定;生物炭陽離子交換量(CEC)采用乙酸鈉交換法測定。生物炭基本理化性質(zhì)見表1。

表1生物炭的基本理化性質(zhì)

Table1Physicalandchemicalpropertiesofbiochar

生物炭w(灰分)/%pH值陽離子交換量/(cmol·kg-1)比表面積/(m2·g-1)平均孔徑/nm微孔體積/(10-2 cm3·g-1)花生秸稈 19.38 10.12 249 121.326 10.856 4.52棉花秸稈 8.81 9.62 224 184.291 3.976 4.48

磷肥選購于國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司,主要成分為過磷酸鈣〔Ca(H2PO4)2·CaSO4·H2O〕,技術(shù)條件符合企業(yè)內(nèi)部標(biāo)準(zhǔn)Q/CYDZ 617—2007,試劑為化學(xué)純。磷肥pH值(10 g·L-1,25 ℃)為1.5～3.0,P質(zhì)量分?jǐn)?shù)為17.0%～18.0%,有效磷(以P2O5計)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為14.0%～15.0%,酸度(以P2O5計)為3.0%～3.5%。

1.2 試驗設(shè)計

根據(jù)GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》,人工外源添加重金屬Cd,污染水平為重度污染(10 mg·kg-1)。每組處理稱取供試土壤50 g于塑料小桶中,將以CdCl22.5H2O配置的Cd(Ⅱ)溶液加入供試土壤中,攪拌均勻,至于暗處(25±2) ℃下將污染土壤穩(wěn)定、平衡2周,土壤持水量保持在田間持水量的60%左右,并利用稱重法定期補(bǔ)充水分。生物炭施加量設(shè)置20和40 g·kg-1(以土壤干重計)這2個水平,磷肥施加量為20 g·kg-1(以土壤干重計)。共計設(shè)置10個處理:20 g·kg-1磷肥(P),20 g·kg-1花生生物炭(PB2),40 g·kg-1花生生物炭(PB4),20 g·kg-1棉花生物炭(CB2),40 g·kg-1棉花生物炭(CB4),P+PB2,P+PB4,P+CB2,P+CB4,不加修復(fù)材料的污染土壤(CK)。每個處理設(shè)置3個重復(fù)。培養(yǎng)過程維持室溫(25±2) ℃,土壤持水量保持在田間持水量的60%左右,培養(yǎng)30 d后,自然風(fēng)干,過0.147 mm孔徑篩后裝袋以備分析使用。

1.3 測試指標(biāo)與方法

土壤全Cd用氫氟酸和高氯酸的混合液進(jìn)行消解[12]。準(zhǔn)確稱取過0.147 mm孔徑篩的供試棕壤土樣1.5 g于聚四氟乙烯坩堝中,先用少許去離子水將土樣濕潤,后加入5 mLφ=60%的高氯酸和15 mLφ=40%的氫氟酸,混合均勻后進(jìn)行消解,消解液中Cd含量用原子吸收分光光度計(AA-7000,日本)測定。土壤樣品pH值用pH計(PHS-3C)測定〔V(水)∶m(土)=2.5∶1〕。

各組土壤中Cd形態(tài)參照Tessier連續(xù)提取法分析[13],準(zhǔn)確稱取每組培養(yǎng)樣品1.000 g于離心管中,經(jīng)以下5個步驟提取:(1)1 mol·L-1MgCl2溶液(pH值7.0)提取可交換態(tài)(Exc);(2)1 mol·L-1NaAc溶液(pH值5.0)提取碳酸鹽結(jié)合態(tài)(Cab);(3)含0.04 mol·L-1NH2OHHCl的HAc溶液(φ=25%)提取鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(FMO);(4)0.02 mol·L-1HNO3和5.0 mLφ=30%的H2O2(pH值2.0)水浴消解后,加入H2O2(pH值2.0)繼續(xù)加熱振蕩,冷卻后加入3.2 mol·L-1NH4Ac(φ=20%的HNO3溶液)提取有機(jī)結(jié)合態(tài)(OM);(5)HF-HClO4混合酸消解提取殘渣態(tài)(Res)。各組樣品提取液中Cd含量用原子吸收分光光度計(AA-7000,日本)測定。用Cd活性系數(shù)(K)衡量Cd活性及有效性。Cd活性系數(shù)=可交換態(tài)Cd含量/(碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)+有機(jī)結(jié)合態(tài)+殘渣態(tài)Cd含量)。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 16.0 軟件進(jìn)行差異顯著性分析(LSD法,P<0.05),采用Excel 2010軟件進(jìn)行試驗數(shù)據(jù)分析與制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭與磷肥配施對土壤pH值的影響

由圖1可知,生物炭、磷肥施入土壤對土壤pH值的影響有一定的差異。與CK相比，除單施磷肥處理土壤pH值顯著降低外(P<0.05),其余處理土壤pH值均顯著提高(P<0.05)。單施生物炭處理土壤pH值較CK升高18.42%～24.67%。添加PB處理土壤pH值的增幅較CB更顯著。生物炭和磷肥配施處理對土壤pH值的影響與單施生物炭處理的趨勢相同,與CK相比,P+PB2、P+PB4、P+CB2和P+CB4處理的土壤pH值分別提高8.88%、15.30%、0.99%和4.44%,但與對應(yīng)的單施生物炭處理組相比,pH值有所降低。這說明添加改良劑后土壤pH值的升高主要是由生物炭引起的。

P—20 g·kg-1磷肥;PB2—20 g·kg-1花生秸稈生物炭;PB4—40 g·kg-1花生秸稈生物炭;CB2—20 g·kg-1棉花秸稈生物炭;CB4—40 g·kg-1棉花秸稈生物炭;CK—對照。直方柱上方英文小寫字母不同表示處理間土壤pH值差異達(dá)顯著水平(P<0.05)。

2.2 生物炭與磷肥配施對土壤Cd形態(tài)的影響

單施磷肥(P)、棉花秸稈生物炭(CB2和CB4)及其配施(P+CB2和P+CB4)處理土壤重金屬Cd形態(tài)分布見圖2。污染土壤中各形態(tài)Cd含量表現(xiàn)為可交換態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)>殘渣態(tài)>有機(jī)結(jié)合態(tài)。可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd是主要存在形態(tài),可交換態(tài)Cd含量占Cd總量的41.37%。土壤中磷與Cd存在密切聯(lián)系,含磷物質(zhì)可通過一系列作用影響土壤Cd有效性[14]。與CK相比,單施磷肥處理土壤可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量分別減少43.90%、67.48%和71.06%,而有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量有所增加,且殘渣態(tài)Cd含量增幅達(dá)顯著水平(P<0.05)。這可能是由于土壤可交換態(tài)Cd等轉(zhuǎn)化為活性低的有機(jī)結(jié)合態(tài)或無活性的殘渣態(tài),導(dǎo)致土壤Cd有效性降低,這與WANG等[15]的研究結(jié)果相一致。

P—20 g·kg-1磷肥;CB2—20 g·kg-1棉花秸稈生物炭;CB4—40 g·kg-1棉花秸稈生物炭;CK—對照。

單施CB后,土壤重金屬Cd主要以碳酸鹽結(jié)合態(tài)存在,其次為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)。土壤可交換態(tài)Cd含量顯著降低(P<0.05),且CB4處理的降幅大于CB2。單施生物炭處理后碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)Cd含量有所增加,其中碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量增幅達(dá)顯著水平(P<0.05)。除殘渣態(tài)外,其余形態(tài)Cd含量均隨施炭量的增加而上升,但不同施炭量處理組間差異不顯著(P<0.05)。

生物炭和磷肥配施處理組Cd形態(tài)的轉(zhuǎn)化趨勢與單施生物炭處理組一致。P+CB2和P+CB4處理較對應(yīng)的單施生物炭處理組分別降低20%和15.28%,較單施磷肥處理分別降低17.89%和35.79%,即生物炭和磷肥混合施用對土壤Cd活性效果的減弱效果優(yōu)于單施生物炭或磷肥,且40 g·kg-1PB與磷肥配施處理優(yōu)于20 g·kg-1PB與磷肥配施處理。

2.3 不同生物質(zhì)生物炭與磷肥混施對土壤Cd形態(tài)的影響

生物炭與磷肥等比例混合(20 g·kg-1)條件下,2種類型生物炭、磷肥及其混施處理土壤各形態(tài)Cd含量見表2。單施磷肥處理土壤可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量較CK顯著降低(P<0.05),殘渣態(tài)Cd含量劇增(P<0.05),上升約91.67%,有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量增加不顯著。

表2不同添加量的生物炭與磷肥配施處理土壤各形態(tài)Cd含量及Cd活性系數(shù)(K)

Table2CdcontentandCdactivitycoefficient(K)ofvariousformsofCdinsoiltreatedwithdifferentamountsofbiocharandphosphatefertilizer

處理各形態(tài)Cd含量/(mg·kg-1)可交換態(tài)碳酸鹽結(jié)合態(tài)鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)有機(jī)結(jié)合態(tài)殘渣態(tài)K CK3.38±0.66a2.68±0.54b1.37±0.04ab0.36±0.02a0.38±0.26c0.706 P1.90±0.72bc0.87±0.17c0.40±0.10b0.45±0.09a4.56±0.41a0.302 CB21.95±0.11bc3.33±0.08a1.69±0.07ab0.41±0.03a0.79±0.56c0.313 CB41.44±0.60c3.35±0.08a1.98±0.30ab0.96±0.96a0.45±0.68c0.214 PB21.13±0.56b4.03±0.14a1.89±0.11b0.45±0.06ab0.67±0.31b0.160 PB41.09±0.58bc4.06±0.11a1.83±0.14a0.47±0.06c0.71±0.34b0.154 P+CB21.56±0.52b2.78±0.07b2.74±0.77a0.49±0.10a0.60±0.15c0.236 P+CB41.22±1.07c3.01±0.06ab1.45±0.05ab0.36±0.03a2.13±1.06b0.176 P+PB21.07±0.66c3.70±0.11ab2.01±0.09a0.44±0.05ab0.95±0.39b0.150 P+PB41.22±0.46c3.43±0.09a1.86±0.12b0.44±0.01c1.23±0.13b0.175

P為20 g·kg-1磷肥;PB2為20 g·kg-1花生秸稈生物炭;PB4為40 g·kg-1花生秸稈生物炭;CB2為20 g·kg-1棉花秸稈生物炭;CB4為40 g·kg-1棉花秸稈生物炭;CK為對照。同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示處理間某指標(biāo)差異達(dá)顯著水平(P<0.05)。

單施PB和CB均可顯著降低土壤可交換態(tài)Cd含量(P<0.05),與CK相比，分別降低66.57%和42.31%。其余4種形態(tài)Cd含量均有所增加,但鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd、有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd和殘渣態(tài)Cd含量增幅不顯著。PB2處理的土壤Cd活性系數(shù)(0.160)小于CB2(0.313),說明PB處理對土壤Cd活性的降低效果優(yōu)于CB。

2種生物炭和磷肥配施對降低土壤Cd活性具有促進(jìn)作用,且P+PB2配施處理效果優(yōu)于P+CB2。P+PB2、P+CB2配施處理土壤可交換態(tài)Cd含量低于單施PB、CB和磷肥處理。P+PB2處理土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量高于P+CB2,而鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量低于P+CB2。整體而言,單施PB、CB和磷肥以及配施處理均可使土壤可交換態(tài)Cd向有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化,而生物炭的效果要優(yōu)于磷肥,PB與磷肥配施效果更好,Cd活性系數(shù)為0.150。即P+PB2處理最有利于降低土壤Cd活性及其生物有效性。

3 討論

3.1 改良劑對土壤pH值的影響

生物炭含有一定量的灰分,Na、K、Ca和Mg等以氧化物或碳酸鹽的形式存在于灰分中,施入土壤后使土壤溶液呈堿性[16]。有研究表明,土壤pH值與生物炭的施加量以及類別有關(guān)[17]。筆者研究發(fā)現(xiàn)土壤pH值隨生物炭施加量的增加而升高,2種施炭量處理均與CK差異顯著(P<0.05),這與唐行燦等[18]的研究結(jié)果相一致。而PB處理土壤pH值增幅較CB處理更為明顯,這表明生物炭的pH值高低在一定程度上與原料組分有關(guān),反映了原料中酸性物質(zhì)或堿性物質(zhì)的含量。PB的pH值(10.12)明顯高于CB(9.62),這可能是由于棉花秸稈中木質(zhì)素的含碳量高且屬于芳香族結(jié)構(gòu),其熱穩(wěn)定性高,導(dǎo)致PB灰分較多,可在較大程度上提高土壤pH值[19]。由于磷肥pH值較低(1.5～3.0),過磷酸鈣在土壤溶液中迅速溶解并釋放出H+,可加劇土壤酸性。添加配施改良劑后土壤pH值上升，說明生物炭起主要作用。

3.2 生物質(zhì)炭對土壤Cd形態(tài)的影響

相關(guān)研究發(fā)現(xiàn),土壤可交換態(tài)Cd含量與土壤pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系[20]。筆者的研究結(jié)果與此一致,隨生物炭添加量的增多,土壤pH值增幅變大,土壤溶液中OH-濃度增加,使土壤Cd2+與CO32-、OH-等結(jié)合成難溶的Cd(CO3)2和Cd(OH)2等沉淀,使可交換態(tài)Cd含量降低。這主要是由于土壤pH值升高削弱了H+的競爭作用,使Cd與鐵錳氧化物及有機(jī)質(zhì)等載體結(jié)合得更牢固,從而使鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量增加[21]。筆者研究表明生物炭能夠促使土壤可交換態(tài)Cd向潛在有效態(tài)(碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài))和不可利用態(tài)(殘渣態(tài))轉(zhuǎn)化。

pH值影響著土壤無機(jī)污染物的沉淀溶解、氧化還原等過程,是影響土壤重金屬歸趨極其重要的因子[22]。由于PB的堿性高于CB,對提高土壤pH值效應(yīng)更明顯,可在較大程度上降低土壤可交換態(tài)Cd含量。另外,在秸稈熱炭化過程中,原料中所含氧元素發(fā)生氧化反應(yīng)造成碳元素的蝕刻,發(fā)育出孔結(jié)構(gòu)[23]。由于CB的比表面積略高于PB,但微孔體積和平均孔徑低于PB,又由于PB的陽離子交換能力較強(qiáng),導(dǎo)致PB對土壤可交換態(tài)Cd的吸附作用強(qiáng)于CB。因此,PB2處理對土壤可交換態(tài)Cd含量的吸附效果優(yōu)于CB2處理。

3.3 磷肥對土壤Cd形態(tài)的影響

由于過磷酸鈣為水溶性含磷材料,可溶性磷可與Cd形成沉淀,減弱其遷移能力。另外,土壤能夠吸附磷酸根離子,土壤表面凈負(fù)電荷增加導(dǎo)致其對Cd離子的吸附增強(qiáng),從而降低土壤有效Cd含量[24]。施加磷肥也可能增加土壤可交換態(tài)Ca含量,由于Ca和Cd之間具有較強(qiáng)的競爭作用,也會影響Cd形態(tài)變化[25-26]。目前,磷肥能降低土壤重金屬活性態(tài)含量這一結(jié)論存在爭議,一些文獻(xiàn)報道發(fā)現(xiàn),施加磷肥會引入Ca2+和Mg2+等陽離子,占據(jù)Cd離子的吸附位點(diǎn),進(jìn)而減弱土壤Cd離子的吸附效應(yīng),使土壤活性Cd增多[27]。究其原因,這可能與土壤類型有關(guān),還可能與磷肥的生產(chǎn)工藝、磷肥添加量等有關(guān)。磷肥對土壤Cd形態(tài)的影響是多種因素綜合作用的效果,其對土壤有效Cd含量的作用機(jī)理有待進(jìn)一步研究。

3.4 生物質(zhì)炭與磷肥配施對土壤Cd形態(tài)的影響

生物炭和磷肥配施對土壤Cd活性的降低效果優(yōu)于單施生物炭或磷肥,且生物炭比例越高,效果越好。這可能是由于一方面，生物炭可通過物理吸附和表面官能團(tuán)吸附土壤中溶解態(tài)Cd;另一方面,生物炭中可能含有較高的磷,在磷肥量一定的情況下,隨施炭量增多,土壤中速效磷含量在一定條件下呈增加趨勢。張水勤等[28]分析發(fā)現(xiàn),有效磷是土壤Cd生物有效性的關(guān)鍵調(diào)控因子。筆者研究表明在生物炭和磷肥配施條件下,土壤速效磷含量的變化是降低土壤Cd有效性的因素之一。有研究發(fā)現(xiàn)土壤Cd含量與速效磷含量呈顯著正相關(guān)[29]。此外,土壤中溶解態(tài)Cd易與可溶性磷酸鹽形成沉淀,而具有高pH值的生物炭施入會有助于土壤中Cd以磷酸鹽和氫氧化物形式沉淀,從而降低Cd的生物有效性[30]。故合理施用磷肥或選擇最佳劑量的配合劑對降低土壤Cd活性具有重要意義。

此外,由于不同處理組土壤pH值不同,土壤pH值的變化能改變土壤磷酸鹽含量以及磷與Cd的結(jié)合能力,進(jìn)而影響Cd的有效性。許多研究報道,磷酸鹽能夠有效固定土壤重金屬,減少有效態(tài)重金屬含量[31-33]。生物炭與磷肥等比例混合施入土壤(20 g·kg-1),土壤pH值較單施生物炭處理雖有所降低,但磷酸鹽對土壤中Cd仍起到固化作用。原因在于磷肥施加量不高,對土壤pH值的影響不大，而PB提高土壤pH值的能力大于磷肥降低土壤pH值的效果。

4 結(jié)論

(1)單施磷肥可顯著降低土壤pH值,單施生物炭和配施處理均可提高土壤pH值。其中,土壤pH值隨生物炭添加量的增多而升高,且PB對土壤pH值的提高效果優(yōu)于CB。

(2)單施磷肥可顯著降低土壤可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量,增加有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量。單施生物炭和配施處理均可顯著減少土壤可交換態(tài)Cd含量,增加碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量。配施處理對降低土壤活性Cd含量的效果優(yōu)于單施處理。

(3)在相同施炭量(20 g·kg-1)下,單施PB處理對土壤可交換態(tài)Cd含量的降低效果顯著優(yōu)于CB處理。在一定條件下,生物炭和磷肥配施處理對降低土壤有效Cd含量具有促進(jìn)作用,且P+PB2配施處理效果優(yōu)于P+CB2。