近年来，随着工业发展、废弃物排放以及农业化肥施用量增加，土壤重金属污染日趋严重，给我国环境和食品安全提出了严峻考验.据调查，遭受重金属污染的耕地面积已接近2000万hm²，约占耕地总面积的1/5(席晋峰等，2011).目前比较常用的修复方法有物理修复、化学修复、生物修复及其联合修复(骆永明，2009).

生物质炭(biochar)也称生物质焦或生物炭，是秸秆、枯枝落叶、粪便和污泥等生物质高温裂解的固体产物，一般具有高度芳香化结构，疏松多孔，具有巨大的比表面积，能够吸持大量的水分和养分(Lehmann and Joseph， 2009；Wang et al., 2010).国内外研究发现，生物质炭具有多孔、高比表面积、大量的表面负电荷以及高电荷密度的特性，对重金属离子(Cd²⁺、Pb²⁺、Cu²⁺等)有很好的吸附固定作用，且去除率较高(李文文等，2014；Zhang et al., 2013)，可降低土壤中重金属的移动性和生物有效性(Park et al., 2011).

重金属的生物有效性大小决定着其在土壤中毒性的强弱，因此，修复重金属污染土壤过程中，降低重金属的生物有效性对于改善土壤质量至关重要(张小凯等，2013).生物质炭的施用能够显著影响土壤中重金属的形态和迁移行为，降低土壤中Pb和Cd的酸可提取态含量，因而降低重金属的生物有效性，对重金属表现出很好的固定效果(Fellet et al., 2011；Méndez et al., 2012).许超等(2012)研究发现，在淹水条件下的污染土壤中施用不同量的生物质炭，土壤中TCLP提取态Cd、Cu、Pb和Zn含量显著降低，且表现为随生物质炭施用量的增加其降低程度增大.另外，不同生物质源制备的生物质炭对重金属污染土壤的修复也存在较大差异，如在重金属复合污染水稻土中添加生物质炭，稻草炭比竹炭降低TCLP提取态Pb含量的效果更佳(Lu et al., 2014).不同类型、用量和粒径的生物质炭在土壤环境中的反应性是有差异的，这些差异使得生物质炭与土壤中包括污染重金属在内的不同组分间的相互作用关系变得异常复杂，亟待研究.

本研究以重金属复合污染水稻土为供试土样，通过添加不同用量、粒径的竹炭和稻草炭，研究其对土壤重金属有效性的影响，采用欧共体参比司(European Community Bureau of Reference)的BCR法来分析生物质炭对土壤中Cd、Cu、Pb和Zn元素的化学形态分配的影响，以期为生物质炭作为改良剂吸附固定土壤中重金属，修复污染稻田土壤提供理论依据.

供试土样采集自浙江富阳的重金属复合污染水稻田.取0~20 cm表层土，带回实验室后剔除植物根系等杂物，风干，过2 mm不锈钢筛.供试竹炭购自市场，利用热解装置将竹屑在750 ℃厌氧条件下热解3 h制成.供试稻草炭是将稻草在500 ℃厌氧条件下持续慢速热解3 h制成.生物质炭研磨后分别过0.25 mm和1 mm筛.

称取2 kg过筛土装入塑料盆(直径为18 cm，高为14 cm)，分别加入 < 0.25 mm和< 1 mm的竹炭和稻草炭，生物质炭的施用量分别为0、1%和5%.以不添加生物质炭为对照(CK)，共9个处理，每个处理重复4次.每个盆施用100 mg · kg^-1 N，80 mg · kg^-1 P和100 mg · kg^-1 K，充分混合均匀.按田间持水量的70%加入去离子水，土壤每3 d补水1次，于(25±1)℃下连续培养1年.

土壤理化性质的分析测定参照鲁如坤《土壤农业化学分析方法》(鲁如坤，2000).其中，土壤pH值采用1 ∶ 2.5土水比，FE20型酸度计(梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司)测定；全氮(TN)测定采用半微量凯氏法；有效磷采用Olsen法，0.5 mol · L^-1 NaHCO₃浸提，比色法(UVA 132122 分光光度计，Thermo electron corporation，Engl and )测定；有机碳(OC)采用水合热测定法；阳离子交换量(CEC)测定采用中性乙酸铵法；重金属全量采用硝酸-氢氟酸-高氯酸消化法，用电感耦合等离子体发射光谱(ICP-OES，Optima 2000，PerkinElmer Co.，USA)测定.供试土壤的基本理化性质见表 1.

表 1(Table 1)

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Physicochemical properties of the tested soil

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Physicochemical properties of the tested soil pH 全氮 (TN)/ (g·kg -1) 有效磷 (Olsen-p)/ (mg·kg -1) 有机碳 (C org)/ (g·kg -1) 阳离子交换量 / (cmol·kg -1) 总镉 / (mg·kg -1) 总铜 / (mg·kg -1) 总铅 / (mg·kg -1) 总锌 / (mg·kg -1) 5.7 2.5 18 8.7 5.3 1.4 693 527 1 471

生物质炭的pH值采用土水比1 ∶ 20，间接性搅拌1 h后，用pH计测定；电导率(EC)采用土水比1 ∶ 10，在25 ℃用DDS-307型电导率仪(上海虹益仪器仪表有限公司)测定；阳离子交换量(CEC)用1 mol · L^-1乙酸铵(pH = 7.0)浸提，提取液中的钙和镁采用原子吸收分光光度法测定(鲁如坤，2000).生物质炭的灰分测定使用ASTM D1762-84法(ASTM International，2013)；碱度采用返滴定法测定(Yuan and Xu， 2011).步骤简述如下：称取0.2 g生物质炭于塑料瓶中，加入40 mL 0.03 mol · L^-1盐酸溶液，于25 ℃下振荡2 h，静置24 h后用0.5 mol · L^-1 NaOH滴定过量的HCl，生物质炭中和的酸即为其碱度.生物质炭的碳(C)、氢(H)和氮(N)含量用元素分析仪(Flash EA1112，Thermo Finnigan，Italy)测定；无机碳的测定采用ASTM D4373-02法(ASTM International，2007)，以1 mol · L^-1 HCl中和的CO₂计.生物质炭的有机碳测定采用IBI(2013)标准方法，即用全碳含量减去无机碳含量计算.生物质炭比表面积的测定采用77 K条件下氮气吸附法.步骤简述如下：样品在573 K，10^-4 mbar条件下脱气8 h后，在0.05~0.30相对压强下用表面分析仪(TristarII 3020，Micromeritica Instrument Corporation，USA)测定比表面积(BET).生物质炭的化学成分采用X射线能量色散谱仪(X-ray Energy Dispersive Spectrometry)分析.总磷(TP)测定采用钼酸抗坏血酸分光光度法(鲁如坤，2000).供试生物质炭重金属全量采用硝酸-氢氟酸-高氯酸消化法，用ICP-OES测定.供试生物质炭的基本理化性质见表 2.

表 2(Table 2)

表 2 生物质炭的基本理化性质 Table 2 Physicochemical properties of biochars used in the experiment

表 2 生物质炭的基本理化性质 Table 2 Physicochemical properties of biochars used in the experiment 参数 竹炭 稻草炭 总磷(TP) / (g·kg -1) 2.3 2.6 电导率(EC) / (dS·m -1) 0.08 0.18 pH 9.5 10 碳(C)含量 / (g·kg -1) 860 508 氮(N)含量 / (g·kg -1) 4.5 16.6 氢(H)含量 / (g·kg -1) 14.9 17.2 有机碳(C org) / (g·kg -1) 839 470 C org/N 186 28 H/C org 0.21 0.44 灰分 11.9% 42.7% 阳离子交换量 / (cmol·kg -1) 15 45 比表面积(BET) / (m 2·g -1) 907.4 36.7 碱度 / (cmol·kg -1) 123 152 总镉 / (mg·kg -1) 未检出 未检出 总铜 / (mg·kg -1) 19 47 总铅 / (mg·kg -1) 未检出 4.8 总锌 / (mg·kg -1) 33 197

土壤重金属有效态含量采用二乙三胺五乙酸(DTPA)浸提法，用ICP-OES测定.

土壤重金属Cd、Cu、Pb和Zn元素形态分级采用BCR连续浸提法，共分为酸溶态(可交换态和碳酸盐结合态)、可还原态(铁锰氧化物结合态)、可氧化态(有机物和硫化物结合态)和残渣态，各步提取液中的重金属含量均用ICP-OES测定.

应用SPSS 17.0进行数据分析，采用单因素方差分析和Duncan’s多重比较评价不同处理对土壤pH、有效磷含量和有效态重金属含量影响的显著性，文图中不同小写字母表示差异具有统计学意义(p < 0.05)；采用一般线性模型(general linear model，GLM)进行多因素方差分析，评价生物质炭类型、粒径和用量及三者交互作用对土壤pH、有效磷含量和重金属有效态含量的影响.应用Origin 8.0和Excel 2007软件作图.

竹炭和稻草炭主要含有C，小部分N、P和H，呈碱性，且稻草炭的pH值高于竹炭(表 2).相比于稻草炭，竹炭的有机碳含量更高，比表面积更大(表 2).竹炭和稻草炭的CEC均高于供试土壤，分别是土壤的3倍和9倍(表 1、表 2).图 1表明，竹炭和稻草炭均含有C、O、Al、Si和S等元素.与竹炭相比，稻草炭含有更多元素(Mg、P、Cl、K、Ca、Mn和Fe等)，且其Si元素含量明显高于竹炭.

图 1(Fig.1)

图 1 竹炭和稻草炭的能谱(EDS)图 Fig.1 Energy dispersive X-ray spectra (EDS) collected from the scanning electron microscopy (SEM) regions of bamboo and rice straw biochars

由图 2可以看出，稻草炭的施用显著(p < 0.05)提高了土壤的pH，且在RSB-5%(0.25 mm)处理下效果最明显，与对照(CK)相比土壤pH提高了0.78个单位.相同施用量、不同粒径稻草炭处理之间，以及相同粒径、不同施用量稻草炭处理之间，土壤pH值均无显著性差异.在竹炭处理下，土壤pH无显著性变化，不同用量和粒径对其影响也不显著.

图 2(Fig.2)

图 2 不同处理下土壤pH和有效磷含量 Fig.2 Effects of biochar treatments on soil pH values and available phosphorus content

稻草炭的施用显著(p < 0.05)提高了土壤的有效磷含量，且5%用量比1%用量的效果更佳，但粗、细粒径处理间无显著性差异.在竹炭处理下，土壤有效磷含量无显著性变化.另外，与5%粗粒径(1 mm)竹炭相比，5%细粒径(0.25 mm)竹炭处理下土壤有效磷含量显著(p < 0.05)增加.

由图 3可知，5%竹炭的添加显著(p < 0.05)降低了土壤中Cd、Cu、Pb和Zn的DTPA有效态含量.RSB-5%(0.25 mm)处理对降低Cd、Cu、Pb和Zn的DTPA有效态含量的效果最佳，分别减少了34.5%、50.1%、52.5%和52.1%.另外，5%竹炭和1%稻草炭的不同粒径处理之间，Cd、Cu、Pb和Zn有效态含量均无显著性差异.

图 3(Fig.3)

图 3 不同生物质炭处理下土壤中有效态Cd、Cu、Pb和Zn的含量 Fig.3 Effect of bamboo and rice straw biochars on DTPA-extractable concentrations of Cd, Cu, Pb and Zn in soil

对于降低土壤中Cd有效态含量的效果，BB-1%(0.25 mm)比BB-1%(1 mm)处理更显著(p < 0.05).对细粒径稻草炭，Cd、Cu和Zn有效态含量随着施用量的增加而显著(p < 0.05)降低.另外，5%粗粒径(1 mm)竹炭比1%粗粒径(1 mm)竹炭降低Cd、Cu、Pb和Zn有效态含量的效果更佳.相同施用量、不同粒径竹炭或稻草炭处理之间，以及相同粒径，不同施用量竹炭或稻草炭处理之间，Cu和Pb有效态含量无显著性差异.RSB-5%(0.25 mm)比BB-5%(0.25 mm)处理对降低Zn有效态含量的效果更加显著.

多因素方差分析结果表明(表 3)，生物质炭类型对土壤重金属有效态含量无显著(p>0.05)影响，而对土壤pH、有效磷含量有显著(p < 0.05)影响；生物质炭用量对土壤pH无显著(p>0.05)影响，而对土壤有效磷含量和重金属(Cd、Cu、Pb和Zn)有效态含量均有显著(p < 0.05)影响；生物质炭类型×用量互作仅对土壤有效磷含量有显著(p < 0.05)影响.

表 3(Table 3)

表 3 生物质炭类型、粒径和用量对土壤pH、有效磷含量和重金属有效态含量影响的多因素方差分析 Table 3 Multiple factor ANOVA of effects of biochar type, particle size and feedstock on soil pH values, available phosphorus content and concentrations of DTPA-extractable heavy metals

表 3 生物质炭类型、粒径和用量对土壤pH、有效磷含量和重金属有效态含量影响的多因素方差分析 Table 3 Multiple factor ANOVA of effects of biochar type, particle size and feedstock on soil pH values, available phosphorus content and concentrations of DTPA-extractable heavy metals 变异来源 pH值 有效磷含量 有效态Cd含量 有效态Cu含量 有效态Pb含量 有效态Zn含量 F P F P F P F P F P F P 类型 35.660 0.000 155.747 0.000 0.870 0.360 0.277 0.604 0.147 0.705 2.049 0.165 粒径 0.183 0.673 1.652 0.211 2.104 0.160 1.689 0.206 2.406 0.134 1.337 0.259 用量 3.397 0.078 69.640 0.000 5.320 0.030 6.014 0.022 5.083 0.034 4.601 0.042 类型×粒径 1.962 0.174 0.973 0.334 0.156 0.696 0.054 0.818 0.000 0.989 0.034 0.855 类型×用量 1.223 0.280 68.386 0.000 0.163 0.690 0.170 0.683 0.146 0.706 0.008 0.928 粒径×用量 0.565 0.459 1.294 0.267 0.226 0.639 0.866 0.361 1.634 0.213 0.853 0.365 类型×粒径×用量 0.096 0.760 1.212 0.282 0.633 0.434 1.034 0.319 0.740 0.398 0.788 0.384

如图 4所示，对照组(CK)Cd和Zn主要以酸溶态存在，分别达到76.5%和53.1%，无残渣态Cd检出；Cu主要以可还原态和酸溶态存在，分别占35.6%和34.2%；Pb主要以可还原态为主，其后依次为酸溶态、可氧化态和残渣态.

图 4(Fig.4)

图 4 不同生物质炭处理下土壤Cd、Cu、Pb和Zn的形态分布 (C表示粗粒径(1 mm)，F表示细粒径(0.25 mm)) Fig.4 BCR-based fractionation of Cd, Cu, Pb and Zn in soil(Letter C indicates coarse biochars and letter F indicates fine biochars)

粗粒径竹炭的施用增加了酸溶态Cd含量，而减少了可氧化态Cd含量.在稻草炭处理下，酸溶态Cd含量减少，可还原态和可氧化态Cd含量增加，且5%用量比1%用量处理效果更佳.其中，RSB-1%(1 mm)处理与对照组相比，酸溶态Cd含量减少幅度最大(6%).竹炭和稻草炭的添加使酸溶态Cu含量减少，可还原态和可氧化态Cu含量增加，且稻草炭比竹炭效果更明显，5%用量比1%用量处理效果更佳.在RSB-5%(0.25 mm)处理下，土壤中酸溶态Cu含量最低，与供试土壤相比，下降了11.9%；可还原态和可氧化态Cu含量最高，与供试土壤相比，分别增加了6.7%和5.6%.

稻草炭的施用使酸溶态和残渣态Pb含量减少，可还原态和可氧化态Pb含量增加，且5%用量比1%用量效果更明显.土壤中酸溶态Pb含量随竹炭施用量的增加而降低.竹炭和稻草炭的添加减少了酸溶态Zn含量，且5%用量比1%用量处理效果更明显.BB-5%-C处理与对照组相比，酸溶态Zn含量降低幅度最大(4.6%)，残渣态Zn含量增加幅度最大(1.1%).

pH值是土壤溶解-沉淀、吸附-解吸等反应的重要影响因素(Martínez and Motto， 2000).丁文川等(2011)研究发现，在Cd和Pb污染土壤中加入松木条制成的生物质炭60 d后，污染土壤pH值较对照上升0.35~0.86个单位；李明遥等(2013)的研究也发现，加入600 ℃下制备的水稻秸秆生物质炭后，Cd污染土壤的pH值增加了1.88个单位.本研究的结果表明，生物质炭类型对土壤pH和有效磷含量有显著(p < 0.05)影响，施加稻草炭显著(p < 0.05)提高了土壤pH值和有效磷含量，而在添加竹炭后，土壤pH值和有效磷含量均无显著性变化.这可能是稻草炭中含有更多的盐基离子，如Ca、Mg、K、Fe和Mn等(图 1)，且都呈可溶态，施入土壤后可提高土壤的盐基饱和度，盐基离子可以进行交换反应，降低土壤H⁺及交换性铝离子水平；同时，其含有的碱性物质，能够在土壤中很快释放出来，中和部分土壤酸度，使土壤pH值升高(Fellet et al., 2011).

提高土壤pH值，可增加土壤及生物质炭表面的可变电荷，增强阳离子吸附能力，降低重金属的解吸，还可促进重金属沉淀产生(Cao et al., 2009)；另一方面，pH值提高，可促进生物质炭表面的离子交换作用，降低重金属的移动性(Gomez-Eyles et al., 2011).Uchimiya等(2010)发现添加生物质炭引起的土壤pH值升高可以提高土壤对Cd和Ni的固定效果.Méndez等(2012)研究发现，污泥生物质炭的添加显著减少了地中海农业土壤中Cd、Pb和Zn的DTPA浸提和CaCl₂浸提有效态含量.本研究的结果显示，RSB-5%(0.25 mm)处理对降低DTPA重金属有效态含量的效果最佳，减小幅值大小顺序为Pb(52.5%)> Zn(52.1%)> Cu(50.1%)> Cd(34.5%)；5%细粒径(0.25 mm)稻草炭比5%细粒径(0.25 mm)竹炭降低Zn有效态含量的效果更显著.Jiang等(2012)研究发现，稻草炭对Cu和Pb的固定作用比对Cd的固定作用更明显，这与本文的研究结果相一致.可能的原因是相比于竹炭，稻草炭pH值和碱度更高，Si元素和P元素含量更高，通过与Pb形成Pb(OH)₂和Pb₃(PO₄)₂沉淀(Ahmad et al., 2012；刘维涛和周启星，2010)，使不稳定态Pb向更稳定的羟基磷铅矿(Pb₅(PO₄)₃OH)转化(Cao et al., 2011)，有效固定了土壤中的Pb；硅(Na₂SiO₃ · 9H₂0)的添加显著降低了污染土壤中可交换态Pb含量(Li et al., 2011).研究表明，生物质炭对土壤重金属的固定作用受原材料、热解温度和施用量影响较大，而受粒径(0.5~1 mm)影响较小.大多数生物质炭比表面积大，有多孔结构，pH值高，含有可溶性盐，能通过吸附和沉淀作用降低土壤中重金属的溶解性(Yuan and Xu， 2011；Chan and Xu， 2009；Yuan et al., 2011；Zhang et al., 2013).

重金属的酸溶态迁移性强，可以直接被生物利用；可还原态和可氧化态可以被植物间接利用，在一定的物理化学条件下会释放出来显示生物有效性；前3种形态之和被称为有效态；残渣态中元素形态主要赋存于硅酸盐、原生和次生矿物等土壤晶格中，短期内不易释放，几乎不被生物利用或迁移性很小(陈茂林，2005).本实验结果表明，生物质炭的添加减少了酸溶态Cd、Cu、Pb和Zn含量，使植物最易吸收态重金属比例降低.丁文川等(2011)研究发现，在Cd和Pb复合污染农田土中加入松木条制成的生物质炭60 d后，土壤重金属酸溶态含量下降；崔立强等(2014)研究发现，在铅污染稻田中施用小麦秸秆制成的生物质炭后，土壤中酸溶态Pb组分显著降低.而侯艳伟等(2011)在污染红壤中施用鸡粪生物质炭和木屑生物质炭后发现Cd、Cu、Pb和Zn的酸溶态增加.与本文结果不同的可能原因是其供试红壤中重金属Cd、Cu、Pb和Zn均主要以残渣态存在，与本研究供试土壤性质差别较大；生物质炭的原材料类型为鸡粪和木屑，与本研究不同.

一般来说，重金属有效态的质量分数越高，越易释放出来造成二次污染，其生物有效性就越大(于瑞莲和胡恭任，2008).本研究结果显示，对照组不同重金属有效态含量的比例大小顺序为Zn(85.1%)< Cu(88.7%)< Pb(95.1%)< Cd(100%)，表明该污染区域土壤中重金属Cd的生物有效性最大，具有极大的生态风险.不同生物质炭施用后土壤中不同重金属元素化学形态响应状况不同.其中，生物质炭处理下的残渣态Cd仍未检出；在稻草炭处理下，土壤中酸溶态Cd、Pb和Zn含量减少，可氧化态Cd和Pb含量增加，可还原态Zn含量增加，且5%用量比1%用量效果更明显；竹炭和稻草炭的添加均使酸溶态Cu向可还原态和可氧化态转化，且5%用量比1%用量效果更明显.Park等(2011)研究发现，添加不同量(1%和5%)鸡粪和绿肥制成的生物质炭可以降低Cd、Cu、Pb的迁移性和生物有效性，且添加5%的更明显.另外，酸溶态Pb在稻草炭处理下向可还原态和可氧化态转化，且细粒径比粗粒径效果更明显，其原因可能是相比于较大粒径的生物质炭，较小粒径的生物质炭具有相对较高的比表面积(Cui et al., 2013)，可以提高生物质炭与重金属离子的接触面积，固定游离的重金属离子.林爱军等(2007)采用Tessier分级提取的方法研究了施加骨炭对污染土壤重金属的固定效果，结果表明，土壤施加10 mg · kg^-1骨炭后，可交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Pb的浓度都显著下降，而有机结合态Pb的浓度显著上升，Cd、Zn和Cu都有类似的结果.而本文通过施用不同类型、用量和粒径生物质炭后，土壤中Cd、Cu、Pb和Zn的化学形态响应状况不同.这种差异可能和土壤环境，如土壤pH和土壤重金属污染状况有关；此外，生物质炭自身特性及其施用对土壤环境影响的差异可能会导致不同生物质炭的施用效应不尽相同.

1)5%细粒径(0.25 mm)稻草炭的施用显著提高了土壤的pH值和有效磷含量，降低了土壤中Cd、Cu、Pb和Zn的DTPA有效态含量.而在竹炭处理下，土壤pH值无显著性变化.

2)Cd、Cu和Zn有效态含量随着细粒径(0.25 mm)稻草炭施用量的增加而显著降低；Cd、Cu、Pb和Zn有效态含量均随着粗粒径(1 mm)竹炭施用量的增加而显著降低.

3)竹炭和稻草炭的施用改变了土壤重金属各形态的分布，且不同类型、用量和粒径生物质炭施用后土壤中Cd、Cu、Pb和Zn的化学形态响应状况不同.

生物质炭对土壤重金属的有效性和迁移转化的影响作用机制需进一步研究，同时，应增加生物质炭对土壤重金属污染长期定位实验，进一步阐述生物质炭对土壤重金属污染治理的机制，以便在综合分析土壤污染状况以及不同原料制备生物质炭成本的前提下，选择最优的修复方案.