小麥秸稈生物質(zhì)炭對堿性土壤中油菜生長和鎘吸收的影響

任心豪，陳喬，李錦，賀飛，吳思沛，郭軍康

（陜西科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，西安 710021）

土壤是由固、液、氣三相組成的復(fù)雜體系，是人類賴以生存和發(fā)展的最主要自然資源之一。隨著人類社會經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，受人類活動如污水灌溉、農(nóng)藥和化肥大量使用、采礦和冶煉等影響，我國土壤污染日趨嚴(yán)重。原環(huán)境保護(hù)部和國土資源部官方公布，我國約有1/5 耕地受到不同程度污染，其中鎘為主要污染物[1]。土壤污染已對我國糧食安全造成嚴(yán)重威脅，若不合理控制，則污染物可通過食物鏈傳遞，給人體健康帶來巨大風(fēng)險[2]。為保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，我國出臺了《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），其中規(guī)定了農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值和管制值，當(dāng)土壤中重金屬含量高于風(fēng)險篩選值而低于風(fēng)險管制值時，可采用農(nóng)藝調(diào)控等措施保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全。

生物質(zhì)炭是由農(nóng)業(yè)廢棄物在厭氧條件下經(jīng)高溫?zé)峤猱a(chǎn)生的一類富含碳的高聚物[3]。由于其具有較大的比表面積、較高的有機(jī)碳含量、豐富的極性官能團(tuán)和高灰分含量等性質(zhì)，生物質(zhì)炭添加到土壤中可顯著改變土壤理化性質(zhì)，增加作物產(chǎn)量，并對土壤中重金屬表現(xiàn)出較強(qiáng)的吸附作用[2，4-8]。大量研究表明，生物質(zhì)炭添加到土壤中可在一定程度上降低土壤中重金屬的生物有效性，進(jìn)而降低作物對土壤中重金屬的富集量[2，9-11]。因此，生物質(zhì)炭作為土壤改良劑既可提高作物產(chǎn)量，又可提高農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，被認(rèn)為是一種良好的重金屬污染土壤的鈍化劑。生物質(zhì)炭主要通過兩種途徑降低土壤中重金屬的生物有效性：一是生物質(zhì)炭具有較強(qiáng)堿性，添加到中性或酸性土壤中可提高土壤pH 值[2，6]，進(jìn)而增強(qiáng)土壤對重金屬的吸附能力，增加重金屬氫氧化物沉淀的量；二是生物質(zhì)炭對重金屬具有較強(qiáng)的吸附能力，添加到土壤中可提高土壤對重金屬的吸附能力[2，6，12]。但是，以往關(guān)于生物質(zhì)炭鈍化土壤中重金屬的研究多集中在酸性土壤[2,6]。而關(guān)于生物質(zhì)炭對堿性土壤中重金屬的鈍化效果研究較少。僅少數(shù)研究結(jié)果表明生物質(zhì)炭可降低堿性土壤（pH=7.96～8.04）中重金屬（如Cd、Cu、Ni、Pb 等）的生物可利用性[13-14]。Zhang等[13]研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭可顯著降低堿性土壤（pH=8.23）中黑麥草富集Cd 的量，但是在添加相同生物質(zhì)炭量的條件下，黑麥草吸收Cd的量并未隨著生物質(zhì)炭的堿性增強(qiáng)而降低。

陜西省地理位置獨特，擁有豐富的礦產(chǎn)資源，其中陜南地區(qū)金屬礦產(chǎn)資源尤其豐富。礦產(chǎn)資源開發(fā)的同時，也導(dǎo)致了周邊農(nóng)田重金屬污染嚴(yán)重，部分點位重金屬含量超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）的篩選值甚至管制值[15]。雖然土壤具有較強(qiáng)堿性，但是土壤重金屬含量較高，部分農(nóng)作物重金屬含量嚴(yán)重超標(biāo)，因此，對這部分重金屬污染土壤進(jìn)行修復(fù)具有重要意義。本研究以Cd 污染的堿性土壤為受試對象，向污染土壤中添加商品化生物質(zhì)炭，采用盆栽試驗，研究生物質(zhì)炭對Cd污染程度不同的堿性土壤的鈍化效果。此外，采用化學(xué)提取法，研究不同提取劑對堿性土壤中Cd 生物有效性的預(yù)測效果，以期為生物質(zhì)炭修復(fù)堿性土壤提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自陜西科技大學(xué)園林綠化帶表層（0～20 cm），質(zhì)地為砂質(zhì)黏壤土，pH 值為8.7，有機(jī)質(zhì)含量為2.23%，Cd 含量為0.214 mg·kg-1，自然風(fēng)干后過2 mm 篩，待用。生物質(zhì)炭購自河南商丘三利新能源有限公司，由小麥秸稈在450 ℃限氧熱解2 h 制得，pH 值為10.4，其他理化性質(zhì)見文獻(xiàn)[16]。油菜種子購自河北冀農(nóng)種業(yè)有限公司，品種為“上海青”。

1.2 土壤染毒

取部分清潔土壤，加入一定濃度Cd（NO3）2溶液，攪拌均勻，自然晾干后與剩余未染毒土壤混勻，定期澆水?dāng)嚢?，老?0 d[12]。依據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—2018）,土壤染毒濃度分別為篩選值的2、3、4、5倍和7倍，即濃度分別為1.2、1.8、2.4、3.0 mg·kg-1和4.2 mg·kg-1，對應(yīng)的土壤分別標(biāo)記為S1、S2、S3、S4和S5。

1.3 試驗設(shè)計

試驗設(shè)置空白組、對照組和試驗組三組。其中不添加生物質(zhì)炭的清潔土壤設(shè)為空白組，標(biāo)記為S0，未添加生物質(zhì)炭的染毒土壤設(shè)為對照組（S1、S2、S3、S4和S5），添加1%（m/m）生物質(zhì)炭的染毒土壤設(shè)為試驗組，分別標(biāo)記為S1-BC、S2-BC、S3-BC、S4-BC 和S5-BC。

將各處理土壤和生物質(zhì)炭混勻后裝入塑料盆中（盆口直徑為15 cm，高20 cm），每盆中土凈質(zhì)量5 kg，每個處理設(shè)置3次重復(fù)，隨機(jī)排列于溫室中。

油菜種子經(jīng)95%乙醇浸泡后育苗，待長出真葉后，選取長勢相近、生長狀態(tài)良好的油菜幼苗移栽到各盆中，每盆10 顆幼苗，植株定期澆水，肥料（磷酸二氫鉀，添加量為1.8 g·kg-1土壤）作基肥一次性施入，生長50 d后收獲。油菜分成地上和地下兩部分，清洗干凈并在-20 ℃下冷凍，置于冷凍干燥機(jī)中進(jìn)行冷凍干燥，至樣品質(zhì)量恒定。稱取地上部分質(zhì)量，計算每株油菜干物質(zhì)生物量并測定油菜地上（可食用）部分Cd含量。

1.4 測定項目與方法

1.4.1 土壤指標(biāo)

土壤pH 值：利用pH 計（PHS-3C，雷磁，上海精密科學(xué)儀器有限公司）分別測定空白組、對照組和試驗組土壤pH值，固液比為1∶2.5。

土壤Cd 形態(tài)分布：利用BCR 提取法對土壤中Cd進(jìn)行形態(tài)分析，將Cd 形態(tài)分為弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài)四種形態(tài)，具體操作方法參考文獻(xiàn)[10，17]。

1.4.2 植物中Cd含量測定

準(zhǔn)確稱取0.300 g 植物樣品于消解管中，采用優(yōu)級純HNO3-H2O2（7∶2）加熱消解后，利用原子吸收分光光度計（ZEEnit 700P，Analytik Jena）測定。

1.4.3 吸附實驗

采用序批式吸附平衡法研究生物質(zhì)炭對土壤吸附能力的影響。以土壤和生物質(zhì)炭-土壤混合物為吸附劑。取一定質(zhì)量吸附劑加入到40 mL 樣品瓶中，同時加入40 mL 5 mmol·L-1CaCl2溶液作為吸附背景液，旋緊蓋子，置于搖床中，振蕩條件為20 ℃、150 r·min-1，連續(xù)振蕩12 h 后，加入一定量Cd 儲備液，使Cd初始濃度為0.2～35 mg·L-1。旋緊蓋子，繼續(xù)恒溫振蕩24 h，之后于3 000 r·min-1條件下常溫離心30 min，取上清液，利用原子吸收分光光度計測定溶液中Cd 含量。每個試驗點均做3 個平行。通過質(zhì)量平衡法計算Cd 的吸附量。利用Freundlich 和Langmuir 模型對吸附等溫線數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合。

1.4.4 土壤中有效態(tài)Cd含量測定

利用文獻(xiàn)報道比較多的提取劑提取土壤中有效態(tài)Cd[9，18]。采用的提取劑分別為1 mol·L-1NH4OAC、0.05 mol·L-1CaCl2、0.5 mol·L-1Mg（NO3）2、0.1 mol·L-1HCl 和DTPA 復(fù)合試劑（0.005 mol·L-1DTPA+0.01 mol·L-1CaCl2+0.1 mol·L-1三乙醇胺）。

具體操作：分別準(zhǔn)確稱取2.50 g 土樣和25 mL 某種提取劑于100 mL 錐形瓶中，混勻，置于25 ℃、180 r·min-1條件下水平振蕩2 h，之后過濾，利用原子吸收分光光度計測定上清液中Cd 含量，即為土壤中有效態(tài)Cd 含量。另外，采用BCR 法第一步提取出的量作為土壤中有效態(tài)Cd進(jìn)行對比研究。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

試驗數(shù)據(jù)分析采用Excel 2010，數(shù)據(jù)間多重比較采用SPSS 17.0，作圖采用Origin 8.5。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤中Cd形態(tài)分布

由表1 可知，染毒后土壤Cd 含量明顯增加，而且染毒后土壤Cd含量與理論染毒濃度相差不大，S1～S3實際染毒濃度與理論染毒濃度無顯著差異（P＞0.05），而S4和S5實際染毒濃度與理論染毒濃度存在顯著差異（P＜0.05）。未染毒土壤Cd 含量低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值（0.6 mg·kg-1，pH＞7.5），染毒后土壤Cd含量是篩選值的2.2～8.5 倍，其中S1～S4 土壤中Cd 含量低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管制值（4 mg·kg-1，pH＞7.5），而S5土壤Cd含量高于管制值。此外，S0土壤中Cd 主要以弱酸提取態(tài)和殘渣態(tài)存在，分別占總量的64.9%和25.0%；染毒土壤中Cd 主要形態(tài)為弱酸提取態(tài)，占總量的75%以上。弱酸提取態(tài)主要指可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)這兩種形態(tài)。

2.2 生物質(zhì)炭對土壤pH和吸附Cd能力的影響

由表2 可知，本研究所用土壤的pH 值為8.7，屬于堿性土壤。外源Cd 添加到土壤顯著提高了土壤pH 值，增加0.2～0.4 個單位。生物質(zhì)炭pH 值為10.4，按照1%（m/m）比例添加到Cd 污染土壤后，降低了污染土壤的pH值，不同處理間不存在顯著差異，而且與未染毒土壤（S0）pH值差異不顯著。

表1 土壤中Cd含量及其形態(tài)分布（mg·kg-1）Table 1 Concentration and fractions of Cd in soils（mg·kg-1）

表2 外源添加Cd和生物質(zhì)炭對土壤pH值的影響Table 2 Effects of application Cd and biochar on soil pH

Cd 在土壤和生物質(zhì)炭上的吸附等溫線和相關(guān)擬合參數(shù)如圖1 和表3 所示。Cd 在生物質(zhì)炭上的吸附等溫線符合Freundlich 模型（R2＞0.92），而在土壤以及土壤-生物質(zhì)炭混合體上的吸附等溫線符合Langmuir模型（R2＞0.99）。生物質(zhì)炭對Cd的吸附能力強(qiáng)于土壤對Cd 的吸附能力。不同平衡濃度下，Cd 在生物質(zhì)炭上的Kd值是在土壤上的1.5～3.0 倍。與土壤相比，生物質(zhì)炭添加到土壤后，生物質(zhì)炭和土壤混合體系對中高濃度Cd 的吸附能力降低，而對低濃度Cd 的吸附能力提高。如在1 mg·L-1平衡濃度下，生物質(zhì)炭添加到土壤后，Kd值由555 L·kg-1下降至434 L·kg-1，降幅為21.8%；在較低平衡濃度下（如0.1 mg·L-1）生物質(zhì)炭添加到土壤后，生物質(zhì)炭和土壤混合體系對Cd 的吸附能力提高了19.5%（Kd值由1.23×103L·kg-1提高至1.47×103L·kg-1）。

圖1 Cd在土壤和生物質(zhì)炭上的吸附等溫線Figure 1 Sorption isotherm of Cd on soil and biochar

2.3 生物質(zhì)炭對油菜生長和吸收Cd的影響

由圖2A 可知，與未污染土壤相比，Cd 污染土壤中油菜生物量顯著降低，最高降幅約25%。但Cd 污染的5 個處理（S1～S5）油菜生物量并不具有顯著差異（P＞0.05）。與未添加生物質(zhì)炭的Cd 污染土壤相比，添加生物質(zhì)炭的Cd 污染土壤中油菜生物量有所增加。與S1 相比，S1-BC 油菜生物量增長了45.0%；而與S5 相比，S5-BC 油菜生物量僅提高了9.9%，兩者差異不顯著（P＞0.05）。這表明生物質(zhì)炭添加到土壤中可在一定程度上緩解Cd 污染對油菜生長的抑制作用。

由圖2B 可知，油菜地上部分吸收Cd 的量隨著土壤中Cd 含量的增大而增高。與S0 油菜吸收Cd 的量（0.094 mg·kg-1）相比，S1～S5 油菜吸收Cd 的含量分別為0.362、0.621、0.712、1.13、1.34 mg·kg-1，分別增加了2.85、5.61、6.57、11.02、13.26 倍。生物質(zhì)炭添加到土壤中可在一定程度上降低油菜富集Cd 的量，尤其是對低濃度Cd污染的土壤。與未添加生物質(zhì)炭的土壤相比，添加生物質(zhì)炭后油菜地上部分吸收Cd 的量從0.362 mg·kg-1（S1）和0.621 mg·kg-1（S2）降低至0.215 mg·kg-1和0.511 mg·kg-1，分 別 下降 了40.6% 和17.7%。但對高濃度Cd 污染土壤來說，如S3～S5，與未添加生物質(zhì)炭相比，生物質(zhì)炭的添加并未對油菜地上部分吸收Cd的量產(chǎn)生顯著影響。

表3 Cd在不同吸附劑上的吸附等溫線擬合參數(shù)Table 3 The regression parameters of Cd sorption to different sorbents

圖2 不同處理土壤中油菜生物量（A）和油菜地上部分Cd含量（B）Figure 2 Effects of different treatments on rape biomass（A）and Cd concentrion in ground part of rape（B）

2.4 不同提取劑對堿性土壤中Cd的有效性預(yù)測對比

6 種不同提取劑對土壤中Cd 的提取結(jié)果見表4?？偟膩碚f，隨著土壤中Cd含量的增加，不同提取劑提取Cd 的量也在增加。酸性提取劑（如HCl、DTPA 和BCR1）提取出Cd 的量高于中性提取劑[如NH4OAC、CaCl2和Mg（NO3）2]。HCl 提取出Cd 的量高于DTPA，而且HCl 和DTPA 提取出Cd 的量分別約占土壤總量的79%～85%和62%～79%。所研究的三種中性提取劑中，NH4OAC 對土壤中Cd 的提取能力最強(qiáng)，其次為Mg（NO3）2，CaCl2提取能力最弱。NH4OAC、Mg（NO3）2和CaCl2提取出Cd 的量分別約占土壤總量的56%～70%、34%～39%、12.8%～31.2%。

根據(jù)提取態(tài)Cd含量與油菜吸收Cd含量之間的相關(guān)性（表4）可知，所研究的6種提取劑均可預(yù)測土壤中Cd的生物有效性（R2＞0.80），而且CaCl2和Mg（NO3）2對土壤中Cd 生物有效性的預(yù)測能力更強(qiáng)（R2＞0.95）。但是除了CaCl2，其他提取劑提取出Cd 的量均高于油菜地上部分吸收Cd 的量（線性方程斜率＞1），而CaCl2提取出Cd 的量低于油菜地上部分吸收Cd 的量。這表明利用這幾種提取劑雖然能預(yù)測土壤中Cd 的生物有效性，但是利用所研究的提取劑可能會高估（NH4OAC、BCR1、HCl 和DTPA）或低估（CaCl2）油菜吸收土壤中Cd 的量。在所研究的6 種提取劑中，Mg（NO3）2提取出土壤中Cd 的量與油菜吸收Cd 的量更接近（線性方程為Y=1.23X+0.016 7，n=4，R2=0.953 5，P=0.03）。

3 討論

根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），土壤染毒后，S1～S4土壤中Cd 含量低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管制值（4 mg·kg-1，pH＞7.5），而S5 土壤Cd 含量高于管制值，這表明S1～S4 土壤理論上可通過采用農(nóng)藝調(diào)控措施保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全。由于所研究土壤為西北地區(qū)干旱土壤，pH 值為8.7，為典型的石灰性土壤，因此，土壤高pH 值和高碳酸鹽含量可能是導(dǎo)致土壤中Cd 以弱酸提取態(tài)形式存在的主要原因。與未污染土壤相比，外源Cd添加到土壤后土壤pH值顯著升高（表2），這可能是因為外源Cd 進(jìn)入到土壤中，通過離子交換作用將土壤顆粒表面鹽基離子（如K+、Ca2+、Mg2+等）置換到土壤溶液中，從而增加了土壤溶液的pH值。

表4 不同提取劑提取土壤中Cd含量及其與油菜地上部分富集Cd含量的相關(guān)性分析Table 4 Results of extractable Cd in soils,and the linear correlation equation between extractable Cd concentrations in soils and Cd concentrations in the ground part of rape

生物質(zhì)炭對溶液中Cd具有較強(qiáng)的吸附能力（圖2和表3），而且Cd 在生物質(zhì)炭上的吸附等溫線非線性較強(qiáng)（n=0.351＜1，表3），表明生物質(zhì)炭在Cd 吸附過程中表面吸附占主要作用。研究表明生物質(zhì)炭可通過離子交換作用、配位作用、Cd-π等作用吸附溶液中的Cd[7，19-20]。但生物質(zhì)炭添加到土壤后，可提高混合體系（S0-BC）對低濃度Cd 的吸附能力，而降低對高濃度Cd 的吸附能力（表3）。假設(shè)生物質(zhì)炭和土壤混合后不發(fā)生相互作用，混合體系對Cd 的吸附作用應(yīng)該是土壤和生物質(zhì)炭對Cd 吸附作用的加和。由表3 可以看出，當(dāng)生物質(zhì)炭與土壤不發(fā)生相互作用時，Cd 在混合體系（S0+BC）上的分配系數(shù)（Kd）的預(yù)測值，在低濃度時（如0.1 mg·L-1）低于實測值，而在高濃度時（如10 mg·L-1）高于實測值，這可能是由于生物質(zhì)炭與土壤混合后發(fā)生了相互作用，而且這種相互作用可促進(jìn)生物質(zhì)炭-土壤混合體系對低濃度Cd的吸附，但可抑制對高濃度Cd 的吸附。預(yù)測土壤中Cd 生物有效性的提取劑能夠較好反映植物利用Cd 的難易程度，也可在一定程度上反映根際溶液中Cd的可能濃度。結(jié)合表4，不同提取劑提取出的土壤中Cd 的量均超過0.4 mg·L-1，而在該平衡濃度下，Cd 在S0 上的Kd值高于Cd 在S0-BC 上的Kd值，表明與未添加生物質(zhì)炭的土壤相比，生物質(zhì)炭-土壤體系中油菜吸收Cd的量降低，并不是由于生物質(zhì)炭添加促進(jìn)了土壤對Cd 吸附能力。此外，由表2 可以看出，生物質(zhì)炭添加到Cd 污染土壤中不同程度地降低了土壤的pH值。由于碳酸鹽結(jié)合態(tài)對土壤pH值變化敏感，降低土壤pH可導(dǎo)致該部分重金屬重新釋放而被作物吸收[21]。因此，生物質(zhì)炭降低堿性土壤中油菜吸收Cd的量并非通過提高土壤pH 值和吸附能力實現(xiàn)的，這與文獻(xiàn)中報道的生物質(zhì)炭降低中性或酸性土壤中Cd有效性的作用機(jī)理不同[2，6]。

植物對土壤中重金屬的吸收能力與土壤中重金屬的存在形態(tài)密不可分，減少重金屬由土壤溶液向土壤顆粒遷移是降低重金屬植物有效性的前提。生物質(zhì)炭添加到土壤中，可通過吸附作用顯著降低土壤溶液中重金屬含量，導(dǎo)致重金屬水溶態(tài)或弱酸提取態(tài)含量降低，這是生物質(zhì)炭影響重金屬形態(tài)分布的直接作用，但是生物質(zhì)炭在降低土壤中重金屬弱酸提取態(tài)含量的同時，也不同程度地降低或提高了重金屬的可還原態(tài)、可氧化態(tài)或殘渣態(tài)的含量[9,22-24]。通過計算發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭上吸附的重金屬的量低于重金屬弱酸提取態(tài)降低的量[9]，這表明生物質(zhì)炭對重金屬吸附的直接作用難以解釋對重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的機(jī)理。因此，生物質(zhì)炭可能主要通過兩個途徑影響重金屬的形態(tài)轉(zhuǎn)化：①生物質(zhì)炭通過吸附直接作用于土壤溶液中的重金屬；②生物質(zhì)炭通過影響土壤顆粒性質(zhì)間接作用于土壤顆粒上的重金屬，使其釋放到土壤溶液中而重新分布。控制重金屬在土壤固-液相間平衡的因子十分復(fù)雜，研究表明土壤pH 值、有機(jī)質(zhì)含量與結(jié)構(gòu)、氧化還原電位、礦物成分與類型以及其他可溶性成分的濃度等都會影響土壤重金屬的固-液平衡和植物有效性[25]。而且大量研究表明生物質(zhì)炭添加到土壤中能對土壤理化性質(zhì)、微生物群落結(jié)構(gòu)和礦物轉(zhuǎn)化造成影響[26-29]。土壤膠體表面的電荷密度和電荷數(shù)直接影響重金屬可交換態(tài)的含量與結(jié)合的強(qiáng)度，而膠體表面電荷數(shù)與土壤的pH 值和有機(jī)質(zhì)含量密切相關(guān)[25]，因此，生物質(zhì)炭通過影響土壤pH 值和有機(jī)質(zhì)含量間接影響了土壤膠體特性；土壤中碳酸鹽的轉(zhuǎn)化本質(zhì)上是化學(xué)沉淀與溶解過程，而土壤微生物和土壤空氣含量影響著這種化學(xué)過程的平衡[25]。許仁智[30]研究發(fā)現(xiàn)淡灰鈣土壤中添加生物質(zhì)炭后土壤中碳酸鹽含量發(fā)生變化，而且土壤碳酸鹽含量與生物質(zhì)炭類型和生物質(zhì)炭處理水平有關(guān)。土壤中鐵錳氧化物由于具有較大的比表面積和較多活性點位，對土壤中重金屬具有吸附和轉(zhuǎn)化功能。土壤中鐵和錳價態(tài)之間的相互轉(zhuǎn)化除了與土壤Eh 有關(guān)外，還與微生物活動密切相關(guān)。當(dāng)土壤處于富氧狀態(tài)時，F(xiàn)e（Ⅱ）轉(zhuǎn)化為Fe（Ⅲ），F(xiàn)e（Ⅲ）以無定型鐵礦物或水鐵礦形式存在，對重金屬有較強(qiáng)的吸附作用。因此，生物質(zhì)炭改變土壤理化性質(zhì)，如pH值、有機(jī)質(zhì)含量、微生物群落結(jié)構(gòu)、土壤通氣性能等，從而對土壤中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化造成影響，進(jìn)而影響土壤中重金屬的生物有效性。可見，需要進(jìn)一步研究生物質(zhì)炭對影響重金屬結(jié)合的關(guān)鍵組分（如有機(jī)質(zhì)、鐵錳氧化物等）的轉(zhuǎn)化作用。

4 結(jié)論

（1）生物質(zhì)炭對Cd具有較強(qiáng)的吸附能力，添加到堿性土壤后，可增強(qiáng)土壤對低濃度Cd的吸附，但抑制了土壤對高濃度Cd的吸附。

（2）生物質(zhì)炭添加到Cd 污染土壤中提高了油菜的生物量，而且對低濃度Cd 污染土壤中油菜生物量的提升作用更顯著。

（3）生物質(zhì)炭添加到土壤后，生物質(zhì)炭和土壤混合體系中油菜富集Cd 的量顯著降低，但隨著土壤中Cd 濃度的提高，生物質(zhì)炭對油菜富集Cd 的抑制作用逐漸下降。

（4）所研究的6 種提取劑均能有效預(yù)測土壤中有效態(tài)Cd的量，其中Mg（NO3）2提取出Cd的量與油菜富集Cd的量最接近。

（5）綜合來看，生物質(zhì)炭可降低堿性土壤中油菜吸收Cd的量，但并非通過提高土壤pH 值和吸附能力來實現(xiàn)。