稻稈炭與巨菌草聯(lián)合對銅鎘污染土壤的修復(fù)

王璽洋，辛在軍，李曉暉，李亮，孫小艷，閔芳芳

（1.江西省科學(xué)院鄱陽湖研究中心，南昌 330096；2.江西省分析測試研究所，南昌 330029；3.江西省重金屬污染生態(tài)修復(fù)工程技術(shù)研究中心，南昌 330096）

20 世紀(jì)80 年代以來，快速的工業(yè)化和城市化對農(nóng)用地土壤提出高強(qiáng)度需求的同時，也伴隨著工業(yè)廢棄物的排放，這使得土壤重金屬的污染風(fēng)險和修復(fù)壓力與日俱增[1]。土壤重金屬污染不僅會造成農(nóng)作物減產(chǎn)，破壞生態(tài)系統(tǒng)，還會通過植物富集轉(zhuǎn)移到人體，危及生命健康[1-2]。2014 年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》數(shù)據(jù)顯示[3]，我國多個區(qū)域耕地土壤和工礦業(yè)廢棄地土壤環(huán)境質(zhì)量正在快速惡化，其中銅（Cu）、鎘（Cd）和鉛（Pb）等重金屬污染問題較為突出，嚴(yán)重制約著農(nóng)用地土壤的可持續(xù)利用。因此，如何開展重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)至關(guān)重要。

植物修復(fù)技術(shù)作為一種新興的技術(shù)，主要通過自身生理特性對土壤重金屬進(jìn)行吸收、富集，再經(jīng)自身代謝活動，實現(xiàn)降低土壤重金屬的目的[4-6]。其治理土壤重金屬污染具有原位性、永久性、經(jīng)濟(jì)性及后期處理簡易性等優(yōu)點[4，7-8]，但也存在修復(fù)植物受重金屬毒害作用而難以生長或生長緩慢、修復(fù)周期較長、富集量小以及對土壤環(huán)境適應(yīng)性較弱等缺點[4，9-10]，難以達(dá)到實際應(yīng)用要求[11-13]。為此，通過添加化學(xué)材料輔助富集植物生長和進(jìn)行化學(xué)-生物聯(lián)合修復(fù)以強(qiáng)化富集植物對重金屬的吸收成為重金屬污染土壤修復(fù)的重要路徑[7]。龍葵[14-15]、黑麥草[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，常與生石灰[4-5，7]、檸檬酸[14]、EDTA[15]或植物生長調(diào)節(jié)劑[16]等聯(lián)用。其中檸檬酸和EDTA 可改變土壤中Cd 的形態(tài)并促進(jìn)其釋放，常用于強(qiáng)化Cd 污染土壤的植物修復(fù)[17]：如劉萍等[14]利用室內(nèi)盆栽實驗將檸檬酸添加到Cd-Pb 復(fù)合污染土壤后，不僅促進(jìn)了龍葵的生長，而且顯著增加了龍葵對Cd 的吸收；黎詩宏等[15]同時研究了檸檬酸和EDTA 對龍葵修復(fù)Cd 污染土壤的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，雖然添加檸檬酸和EDTA 可以提升龍葵的修復(fù)效率，但施加濃度過高時會對龍葵產(chǎn)生一定的毒害作用。于彩蓮等[16]通過盆栽實驗研究了復(fù)硝酚鈉、2，4-二氯苯氧乙酸和己酸二乙氨基乙醇酯3 種常用的植物生長調(diào)節(jié)劑對龍葵修復(fù)Cd 污染土壤的影響，結(jié)果顯示，后兩種生長劑可顯著促進(jìn)植物生長，所有3種生長劑均顯著增加了龍葵地上部和地下部Cd的累積量。杜志敏等[7]利用石灰與黑麥草聯(lián)合修復(fù)Cu 污染土壤，發(fā)現(xiàn)施用石灰不僅增加了黑麥草的生物量，且增加了其對Cu 的吸收。徐磊等[4]通過田間小區(qū)實驗分別對比了金黃狗尾草、香根草、海州香薷、巨菌草4 種植物與石灰聯(lián)合對Cu-Cd 污染土壤的效果，結(jié)果表明，巨菌草憑借生物量優(yōu)勢表現(xiàn)出更大的修復(fù)潛力。已有研究大都通過室內(nèi)盆栽外源添加CdCl2或Cd（NO3）2的形式模擬污染土壤，且一般設(shè)計的污染程度較高[18-19]，并不符合實際污染土壤環(huán)境[20-21]；另外，長期大量添加生石灰、檸檬酸和EDTA 等化學(xué)材料會破壞土壤結(jié)構(gòu)和土壤微生態(tài)[20，22]。水稻秸稈制成的稻稈生物炭（稻稈炭）是一種綠色、高效和新型的生物源土壤改良劑[23-25]，其在農(nóng)田施用不僅可以提高土壤肥力、改善土壤結(jié)構(gòu)[26]，還具有良好的土壤重金屬鈍化效果[27-28]，不僅克服了其他化學(xué)材料在農(nóng)田土壤中施用的缺點，還可以減輕重金屬對植物生長的毒害。因此，稻稈炭與巨菌草聯(lián)合將是一種經(jīng)濟(jì)、高效和可持續(xù)的重金屬污染農(nóng)田修復(fù)技術(shù)，但是該聯(lián)合修復(fù)技術(shù)，特別是在田間條件下的修復(fù)效果和修復(fù)潛力還需要進(jìn)一步研究和明確。

本研究以某冶煉廠周邊農(nóng)田Cu-Cd 污染土壤為研究區(qū)，通過對試驗小區(qū)施用不同量的稻稈炭，來研究施加稻稈炭對巨菌草生長狀況、土壤重金屬含量與生物有效性以及植物各組織吸收重金屬的影響，進(jìn)而通過計算其富集系數(shù)和地上部絕對富集量的變化來評價其修復(fù)潛力，為生物炭-巨菌草聯(lián)合修復(fù)技術(shù)體系的建立提供理論和數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗區(qū)位于我國南方某大型Cu 冶煉廠周邊農(nóng)田，土壤主要污染物為Cu和Cd，以《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）為參照標(biāo)準(zhǔn)，采用單因子指數(shù)法進(jìn)行評價，得到PCu=14.70、PCd=1.83，該地區(qū)農(nóng)用地土壤同時存在高風(fēng)險Cu 和低風(fēng)險Cd 污染。同時，該地區(qū)為我國南方典型紅壤區(qū)，酸雨沉降、土壤酸化較為嚴(yán)重，大范圍農(nóng)田土壤難以正常生長農(nóng)作物，部分區(qū)域幾乎無植物可以生長并已出現(xiàn)沙化現(xiàn)象[4]。土壤質(zhì)地為砂質(zhì)壤土。試驗小區(qū)土壤基本理化性質(zhì)，見表1。

1.2 供試材料

稻稈炭購自湖北金日生態(tài)能源股份有限公司。稻稈炭pH按照炭∶水=1∶20攪拌均勻后，采用復(fù)合pH電極測定，pH為9.91；稻稈炭樣品C、H、O元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用Vario MICRO 型元素分析儀進(jìn)行測定，分別為80.8%、1.05%和11.9%；稻稈炭樣品經(jīng)HF-HNO3-HClO4三酸消解后經(jīng)ICP-MS測定，其總Cd和總Cu含量均低于檢測限。

巨菌草（Pennisetum sinese）幼苗（多年生草本植物）購于當(dāng)?shù)卮迕瘛?/p>

1.3 試驗設(shè)計

2019年3月中旬開始培苗，對試驗小區(qū)進(jìn)行土地平整，開溝起壟。本試驗共設(shè)計5個處理，各處理3次重復(fù)，共15 個小區(qū)，隨機(jī)區(qū)組排列，每個小區(qū)面積為5 m×6 m，各個小區(qū)以寬20 cm、深30 cm 的排水溝隔開，防止各小區(qū)之間相互影響。于2019 年5 月初，按照表2 設(shè)置的田間施用量在污染農(nóng)田土壤表面均勻施撒稻稈炭，耕翻入土混勻，間隔3 d后施用一次尿素作為基肥，用量為450 kg·hm-2。篩選長勢一致（20～30 cm）的巨菌草苗移至試驗小區(qū)，按照株距0.5 m、行距0.5 m，每小區(qū)120 株的密度進(jìn)行種植，期間進(jìn)行除草和澆水日常管理；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（植株漸干）開始采收巨菌草，其中植物樣品的采集方法為每處理小區(qū)隨機(jī)取5 株巨菌草，每處理采集15 株，分根部和地上部裝于尼龍網(wǎng)袋中。將每處理小區(qū)采集的巨菌草的根、莖、葉取適量按不同組織混合作為該處理小區(qū)的一個植物組織樣，剪刀分段，用清水洗凈，裝于牛皮紙內(nèi)，放入烘箱經(jīng)105 ℃殺青1 h，75 ℃烘至恒質(zhì)量，用打粉機(jī)破碎，備用。土壤樣品取自巨菌草株間0～17 cm 表層土壤，每處理小區(qū)分不同位置5 點混合，得到一個混合樣，然后采用四分法取適量帶回室內(nèi)，經(jīng)風(fēng)干、過篩后備用。

各處理采集的巨菌草株高直接用卷尺測量。地上部總生物量用尼龍網(wǎng)袋裝好放于電子天平稱量，然后將莖組織和葉片分裝于尼龍網(wǎng)袋測其鮮質(zhì)量，并取部分莖和葉組織由烘干法測其含水量，經(jīng)水分換算系數(shù)（莖為8.1%、葉為5.2%）獲得各處理植株莖和葉片的干質(zhì)量。

土壤理化性質(zhì)測定參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[29]。土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀（濃硫酸）氧化-外加熱法測定；土壤pH采用1∶2.5土水比-電位法測定；土壤全氮采用半微量開氏法測定；土壤全磷采用HFHClO4-HNO3消煮-鉬銻抗比色法測定；土壤速效磷采用HCl-NH4F 浸提-鉬銻抗比色法測定。土壤樣品中全量Cu和Cd測定[27]采用HF-HNO3-HClO4三酸消解，再分別于石墨爐-原子吸收光譜儀測定Cu 和電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測定Cd；土壤有效態(tài)Cu和Cd含量測定采用0.01 mol·L-1CaCl2溶液提取，再分別于石墨爐-原子吸收光譜儀測定Cu 和電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測定Cd；植物樣品Cu 和Cd 含量[30]經(jīng)HNO3-H2O2消解后于電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀進(jìn)行測定。整個測試過程采用平行雙樣測定，每20個樣品做一個平行雙樣，各元素測定結(jié)果的實驗室內(nèi)相對標(biāo)準(zhǔn)偏差應(yīng)＜35%；進(jìn)行土壤全量Cu、Cd測定時，每批樣品采用GBW07405 和GBW07407 兩種標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)做回收試驗，每批植物樣品采用GBW10010標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)做回收試驗，以控制試驗精準(zhǔn)度，其標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)回收率均在85%～115%的允許誤差范圍內(nèi)。

表1 試驗區(qū)土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of soil in the study area

表2 各處理小區(qū)稻稈炭施用量情況Table 2 Application amount of rice-straw biochar in the different treatment plots

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

利用Excel 2010和SPSS 18.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，利用OriginPro 8.5 專業(yè)繪圖軟件完成制圖。其中，植物組織的重金屬富集系數(shù)、地上部絕對富集量按下列公式計算：

富集系數(shù)=植物組織重金屬含量（mg·kg-1）/土壤重金屬含量（mg·kg-1）

植物地上部絕對富集量（g·hm-2）=植物莖重金屬含量（mg·kg-1）×莖干質(zhì)量（kg·hm-2）×10-3+植物葉重金屬含量（mg·kg-1）×葉干質(zhì)量（kg·hm-2）×10-3[4]

修復(fù)效率＝（修復(fù)前土壤全量Cd-修復(fù)后土壤全量Cd）/修復(fù)前土壤全量Cd×100%

修復(fù)邊際效率=修復(fù)效率（%）/鈍化劑成本

本研究中修復(fù)邊際效率定義為單位價格鈍化劑（不含運輸與田間施用人工成本）對研究區(qū)污染農(nóng)田土壤全量Cu 或全量Cd 的修復(fù)效率，本試驗中所用的稻稈生物炭每1 000 kg市場價格為100元。

2 結(jié)果與分析

2.1 稻稈炭施用對巨菌草生長的影響

經(jīng)田間調(diào)查和統(tǒng)計（表3），施用稻稈炭可以明顯提高巨菌草在Cu-Cd污染土壤中的成活率，而不施加稻稈炭處理小區(qū)的巨菌草僅有10%成活，說明Cu、Cd污染土壤會嚴(yán)重抑制巨菌草的生長。與CK 相比，在一個生長季內(nèi)，施用稻稈炭顯著增加了巨菌草地上部生物量和株高，且此兩項指標(biāo)隨著稻稈炭施用量的增加均呈增加趨勢，最高增加幅度分別達(dá)289.4%和68.6%（圖1）。因此，對Cu-Cd污染土壤施加稻稈炭不僅可以促進(jìn)巨菌草成活，而且可以顯著提高其生物量。

2.2 稻稈炭施用對土壤中Cu、Cd的影響

施用稻稈炭一個生長季后，各處理小區(qū)土壤Cu含量出現(xiàn)不同程度的差異（圖2）。相比于CK，BC1和BC2處理小區(qū)土壤全量Cu降低，BC3和BC4處理小區(qū)土壤全量Cu 含量增加，其中BC2 處理小區(qū)土壤全量Cu 降低達(dá)顯著水平?？赡苁且驗椴煌昧康径捥刻幚硐戮蘧輰ν寥繡u 的吸收程度存在差異，從而產(chǎn)生不同小區(qū)土壤全量Cu含量的差異。各處理小區(qū)土壤CaCl2提取態(tài)Cu（CaCl2-Cu）含量隨稻稈炭用量增加呈現(xiàn)減小趨勢，且BC3和BC4處理土壤中CaCl2-Cu含量降低達(dá)顯著水平（圖2）；此外，對比各處理小區(qū)土壤中CaCl2-Cu占全量Cu的百分比發(fā)現(xiàn)（表4），CaCl2-Cu所占比例隨稻稈炭施用量的增加而下降，施加稻稈炭處理小于CK處理，且CK與BC4處理間差異達(dá)顯著水平?？梢?，稻稈炭施用對研究區(qū)土壤Cu產(chǎn)生了鈍化作用，使其從生物有效態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)變，且該效果隨稻稈炭用量增加而加強(qiáng)。

表3 不同稻稈炭處理下巨菌草的成活率Table 3 The survival condition of Pennisetum sinese in the different treatment plots

與土壤Cu 不同，各處理小區(qū)土壤中全量Cd 和CaCl2提取態(tài)Cd（CaCl2-Cd）含量均顯著低于CK 處理，其中土壤中CaCl2-Cd 含量隨稻稈炭施用量增加而降低（圖3），并且經(jīng)稻稈炭處理后的土壤Cd含量均低于我國農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值0.3 mg·kg-1（pH≤5.5）。各處理小區(qū)土壤CaCl2-Cd 占土壤全量Cd 的百分比與CK 相比也不同程度減小，其中BC2、BC3 和BC4與CK處理差異達(dá)顯著水平（表4）。由此可見，稻稈炭處理不僅通過鈍化作用降低了土壤有效態(tài)Cd的比例，而且很可能通過促進(jìn)巨菌草對土壤Cd 的吸收而降低土壤中的Cd。

2.3 稻稈炭施用對巨菌草富集Cu、Cd的影響

不同用量稻稈炭施入土壤后巨菌草各組織的Cu含量如圖4 所示。與CK 相比，施用稻稈炭處理的巨菌草根和莖組織Cu 含量均存在不同程度降低，其中BC1 處理的巨菌草根組織 Cu 含量和 BC2、BC3、BC4處理的莖組織Cu含量與CK 處理差異達(dá)顯著水平；而經(jīng)稻稈炭處理下的巨菌草葉組織Cu 含量與CK 相比無顯著變化。說明，施用稻稈炭主要對巨菌草莖組織的Cu 吸收產(chǎn)生影響，降低了其對土壤Cu 的吸收，而對巨菌草葉組織Cu吸收基本無影響。

表4 稻稈炭與巨菌草聯(lián)合對土壤中CaCl2-Cu和CaCl2-Cd百分比的影響Table 4 Effect of the combination of rice-straw biochar and Pennisetum sinese on the percentage of CaCl2extractable Cu（Cd）in the total Cu（Cd）in soil

不同用量稻稈炭處理對巨菌草各組織吸收Cd的影響如圖5 所示。與CK 相比，施用稻稈炭均顯著提高了巨菌草根、莖和葉組織中的Cd 含量，且根、莖和葉組織Cd 含量增幅均在BC1 處理下達(dá)到最大，分別增加了60.75%、230.31%和83.34%；雖然莖組織Cd含量低于根和葉組織，但從平均增幅來看，稻稈炭各處理下巨菌草組織中Cd增幅均表現(xiàn)為莖＞葉＞根。由此可知，稻稈炭施用促進(jìn)了巨菌草各組織對土壤Cd 的吸收和富集，尤其是加強(qiáng)了莖組織對Cd的吸收，并于BC1處理下作用效果最明顯。

與CK 相比，各處理小區(qū)巨菌草根和莖對土壤Cu的富集系數(shù)出現(xiàn)不同程度的減小，其最大降幅分別達(dá)51.30%（BC1）和57.28%（BC2），而葉對Cu 的富集系數(shù)無顯著變化，各處理下巨菌草各組織對Cu 的富集系數(shù)都小于1，表現(xiàn)為根＞葉＞莖。而施加稻稈炭均明顯增加了巨菌草根、莖和葉對土壤Cd的富集系數(shù)，各組織對Cd的富集系數(shù)均大于1，達(dá)到超富集植物的富集水平，富集系數(shù)大小依次為葉＞根＞莖；BC1 處理下的各組織Cd富集系數(shù)均最高，根、莖和葉增幅分別達(dá)60.89%、229.80%和83.34%（表5）。

經(jīng)公式計算得到各處理小區(qū)巨菌草地上部對Cu和Cd 的絕對富集量（表6）。施用稻稈炭不僅顯著增加了巨菌草地上部生物量，也顯著提升了巨菌草地上部對Cu 和Cd 的絕對富集量，但施加稻稈炭各處理間無顯著差異，其中巨菌草地上部對Cu 的絕對富集量最大達(dá)3 741.04 g·hm-2，增幅達(dá)319.98%（BC2），對Cd絕對富集量最大達(dá)167.81 g·hm-2，增幅達(dá)111.23%（BC1）。盡管稻稈炭施用降低了巨菌草對Cu的吸收，但憑借生物量的提高，仍顯著提升了地上部Cu的絕對富集量；此外，由稻稈炭對土壤Cu、Cd修復(fù)邊際效率計算結(jié)果可知，BC1 處理下的土壤Cu 和Cd 修復(fù)邊際效率均為最高。因此，綜合地上部重金屬絕對富集量和鈍化劑修復(fù)邊際效率考慮，5 000 kg·hm-2（BC1）稻稈炭施用量作為巨菌草修復(fù)大面積Cu-Cd 污染土壤更高效，且成本更低。

3 討論

生物炭對土壤重金屬離子（Cu2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+等）具有良好的吸附固定作用，其鈍化機(jī)理主要包括：靜電吸附作用、離子交換作用、沉淀作用和有機(jī)絡(luò)合作用4 種[31]。其中，秸稈生物炭固定Cu2+的主要方式體現(xiàn)為羧基和酚羥基官能團(tuán)與Cu2+的絡(luò)合作用，其次為生物炭表面負(fù)電荷對Cu2+的靜電吸附作用[32]。通過生物炭的吸附固定，可明顯降低土壤中重金屬的移動性和生物有效性，減少對植物生長的毒害[31]。

多數(shù)研究表明[4，31，33]，巨菌草具有較強(qiáng)的 Cd 耐性和富集能力，是一種較好的Cd 污染土壤修復(fù)植物，可以在Cd 含量達(dá)到20 mg·kg-1的土壤中正常生長而生物量不發(fā)生明顯變化；但在高濃度Cu 污染土壤中，由于Cu2+對植物根部細(xì)胞結(jié)構(gòu)、生理生化代謝的破壞以及對土壤微生物活性的抑制，使得大多數(shù)植物難以存活[7，34-35]。試驗區(qū)土壤屬于重度Cu 和低度Cd 復(fù)合污染，土壤pH 常年小于5.5，為酸性紅壤，重金屬離子活性較高，對巨菌草這種大生物量植物的正常生長增加了環(huán)境障礙。本研究利用稻稈炭鈍化土壤Cu 和Cd 以減弱重金屬對巨菌草的毒害，維持巨菌草生長，進(jìn)而保障其對土壤重金屬的吸收。田間試驗同樣證明了施加稻稈炭的小區(qū)巨菌草長勢良好，且其生物量隨稻稈炭施用量增加而增大（表3 和圖1）。

表5 施用稻稈炭對巨菌草各組織Cu、Cd富集系數(shù)的影響Table 5 Effect of rice-straw biochar application on the bioconcentration factors of Cu and Cd in Pennisetum sinese tissues

表6 不同用量稻稈炭對巨菌草地上部Cu、Cd絕對富集量和修復(fù)邊際效率的影響Table 6 Effects of different application amounts of rice-straw biochar on the absolute enrichment of Cu and Cd in the Pennisetum sinese shoot and their marginal efficiency of remediation

整體上，稻稈炭施用對各處理小區(qū)土壤全量Cu影響較小，但土壤中CaCl2-Cu 的含量及其占土壤全量Cu 比例降低，特別是在高量稻稈炭處理下降幅達(dá)顯著水平（圖2 和表4），說明施用稻稈炭對土壤Cu2+產(chǎn)生了鈍化作用，將土壤有效態(tài)Cu轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定態(tài)，并且這種作用效果在高用量條件下得到較好實現(xiàn)。而稻稈炭處理小區(qū)土壤中不僅全量Cd和CaCl2-Cd含量相比于CK顯著降低，且土壤中CaCl2-Cd占全量Cd的比例也顯著降低，其中土壤CaCl2-Cd 含量隨稻稈炭施用量增加而逐漸降低（圖3 和表4）。由此說明，稻稈炭與巨菌草聯(lián)合修復(fù)對研究區(qū)復(fù)合污染土壤中Cu和Cd 的影響具有一定的劑量效應(yīng)，且對土壤Cd 的含量和形態(tài)影響較大。

施加稻稈炭導(dǎo)致巨菌草根部和莖部對土壤Cu的吸收量減小，進(jìn)而產(chǎn)生其對Cu 富集系數(shù)的降低（圖4和表5）；而稻稈炭處理下巨菌草根、莖、葉對土壤Cd的吸收及其富集系數(shù)明顯增加，并于BC1處理增幅達(dá)到最大，其中莖增幅大于根和葉（圖5 和表5）。雖然施用稻稈炭一定程度上固定了土壤中的有效態(tài)Cu，維持了巨菌草的生長，但也同時減小了植物組織對Cu 的吸收。然而，稻稈炭的施用促進(jìn)了巨菌草各組織對Cd 的富集，這很可能是由于Cd 脅迫，巨菌草體內(nèi)谷胱甘肽合成酶的活性增強(qiáng)，產(chǎn)生大量植物螯合肽（PCs）的合成前體GSH，PCs 上的巰基（—SH）與Cd 螯合形成無毒的化合物；GSH還可以直接清除細(xì)胞內(nèi)的活性氧，此過程可有效減輕Cd 對巨菌草的毒害[33]，從而表現(xiàn)出較強(qiáng)的Cd耐性和Cd富集能力。

盡管施用稻稈炭通過鈍化作用降低了土壤中有效態(tài)Cu 和有效態(tài)Cd 的含量，但顯著提高了巨菌草的地上生物量并促進(jìn)了巨菌草對土壤Cd 的吸收，進(jìn)而間接提升了巨菌草對土壤Cu、Cd 的絕對富集量（表6）。在同一污染區(qū)的不同地塊，徐磊等[4]探索了生石灰分別與4 種富集植物聯(lián)合修復(fù)重金屬污染土壤的效果，結(jié)果顯示，其對Cu、Cd 的絕對富集量分別為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（金黃狗尾草）。杜志敏等[7]研究的生石灰與黑麥草聯(lián)合修復(fù)技術(shù)對土壤Cu 的絕對富集量為179 g·hm-2（按最大Cu 吸收量處理計算）。對比可知，生石灰處理除了與巨菌草、海州香薷聯(lián)合修復(fù)對Cu的絕對富集量與本研究結(jié)果接近外，其他幾種植物與生石灰的聯(lián)合修復(fù)對Cu、Cd的絕對富集量遠(yuǎn)低于稻稈炭與巨菌草聯(lián)合修復(fù)技術(shù)。另外，長期大量施用石灰會造成土壤板結(jié)甚至復(fù)酸化[34]，不利于農(nóng)用地土壤的整體健康和可持續(xù)利用；相反，多數(shù)研究認(rèn)為[25-28，36-37]，施用生物炭不僅可以提高土壤肥力、吸附和固定重金屬，還可以提高作物產(chǎn)量。此外，鈍化劑成本核算結(jié)果顯示，本研究中修復(fù)邊際效率最高的BC1 稻稈炭用量成本僅為500 元，也遠(yuǎn)低于同等規(guī)模污染農(nóng)田所需生石灰（按徐磊等[4]的研究報道，土壤質(zhì)量按2 250 000 kg·hm-2計算，需要石灰4 725 kg）的成本（9 450 元）。雖然目前我國尚未發(fā)布污染農(nóng)田修復(fù)標(biāo)準(zhǔn)，但在重金屬污染農(nóng)田的修復(fù)技術(shù)示范和大面積推廣應(yīng)用中，高效率、低成本和不破壞土壤性質(zhì)成為修復(fù)實踐的主要目標(biāo)[37]。因此，本研究中稻稈炭與巨菌草聯(lián)用不僅提高了植物對Cu、Cd的富集水平，還體現(xiàn)了更大的農(nóng)田污染土壤修復(fù)潛力和優(yōu)勢。

4 結(jié)論

（1）施加稻稈生物炭可以促進(jìn)巨菌草在Cu-Cd污染土壤中存活，并顯著提高其地上部生物量。

（2）稻稈炭在固化土壤Cu、Cd 的過程中，一定程度上抑制了巨菌草對Cu 的吸收和富集，但促進(jìn)了巨菌草對Cd的吸收和富集。

（3）與施用石灰相比，稻稈炭與巨菌草聯(lián)合修復(fù)對Cu-Cd污染土壤具有更大的修復(fù)潛力和優(yōu)勢，其高效率、低成本的稻稈炭田間施用量為5 000 kg·hm-2。