摘 要

随着人们对环境问题和健康问题的日益重视，土壤重金属污染逐渐进入大众视野，因而对土壤重金属污染修复的研究日益增多。对重金属污染的农田进行修复，降低作物中重金属有效性成为当前研究重点。生物质炭作为一种农业废弃物再利用，施入土壤可有效降低土壤中重金属的有效性。同时，土壤条件、生物质炭类型、重金属种类及种植植物的种类对生物质炭调控土壤重金属有效性有较大影响，进而不同研究之间的结论有很大差异。本研究将通过三因子三水平正交盆栽试验，比较分析了不同土壤pH、生物质炭施用量及不同植物类型三种典型因素对生物质炭调控土壤重金属有效性影响。主要研究结果如下：

（1）盆栽试验显示，影响上层土壤中Cu有效态的因素排序为：植物类型 gt; 生物质炭施用量 gt; 土壤pH，根际作用是影响重金属有效态含量的首要因素。影响上层土壤中Cd有效态的因素排序为：土壤pH gt; 生物质炭施用量 gt; 植物类型，三因素对Cd有效态含量的影响有交互性。在植物影响效果较小的下层土中，影响Cu和Cd的有效态含量的因素排序完全一致，为土壤pH gt; 生物质炭施用量 gt; 植物类型。

（2）生物质炭对重金属在土壤中的形态影响最大，在5%施用量、pH=5.5、种植紫花苜蓿的处理组中，高活跃度的酸溶态含量下降15.03%，其中大部分转化为残渣态，其残渣态含量增加16.85%。

（3）生物质炭施用量越大，植物体内重金属富集系数越小。

关键词：土壤重金属；生物质炭；有效性；正交试验

Abstract

With the increasing emphasis on environmental and health issues, soil heavy metal pollution has gradually entered the public's field of vision, and research on soil heavy metal pollution has been increasing. Remediation of heavy metal-contaminated farmland and reduction of the availability of heavy metals in crops have become the focus of current research. Biochar is reused as an agricultural waste, and the application of soil can effectively reduce the effectiveness of heavy metals in the soil. At the same time, soil conditions, biochar types, heavy metal species and planting species have a greater impact on the effectiveness of biochar in regulating soil heavy metals, and the conclusions between different studies are quite different. In this study, three factors and three levels of orthogonal pot experiment were conducted to compare and analyze the effects of different soil pH, biochar application and different plant types on the effectiveness of biochar in regulating soil heavy metals. The main findings are as follows:(1) Pot experiments showed that the factors affecting the effective state of Cu in the upper soil were: plant type gt; biochar application gt; soil pH, and rhizosphere was the primary factor affecting the effective content of heavy metals. The factors affecting the effective state of Cd in the upper soil were: soil pH gt; biochar application gt; plant type, and the influence of three factors on the effective content of Cd was interactive. In the lower soil with less effect on plants, the factors affecting the effective content of Cu and Cd are completely consistent, which is soil pH gt; biochar application gt; plant type.(2) Biochar had the greatest influence on the morphology of heavy metals in soil. In the treatment group with 5% application rate, pH=5.5 and alfalfa planting, the acidity content of high activity decreased by 15.03%, most of which were transformed. In the residual state, the residual state content increased by 16.85%.(3) The greater the amount of biochar applied, the smaller the heavy metal enrichment factor in plants.

Keywords: heavy metals in soil; biochar; availability; orthogonal experiment

目录

摘要 I

Abstract II

目录 III

第一章 绪论 1

1.1 土壤镉、铜污染及其危害 1

1.2 土壤镉、铜污染现状与修复措施 1

1.2.1 土壤镉、铜污染现状 1

1.2.2 土壤重金属修复措施 3

1.3 化学钝化修复技术原理 3

1.3.1 重金属的形态与有效性 4

1.3.2 钝化作用修复机制 5

1.4 生物质炭修复技术进展 6

1.4.1 生物质炭特性 6

1.4.2 生物质炭对土壤重金属形态影响 7

1.4.3 研究进展 8

1.5 研究目的、内容和技术路线 9

1.5.1 研究目的与意义 9

1.5.2 研究内容 10

1.5.3 技术路线 10

第二章 材料与方法 12

2.1 实验材料 12

2.1.1 供试土壤 12

2.1.2 植物 12

2.1.3 生物质炭 12

2.1.4 实验仪器和试剂 13

2.2 试验设计 14

2.3 测定方法 15

2.3.1 土壤基本理化性质测定 15

2.3.2 重金属有效态含量 16

2.3.3 重金属形态分级 16

2.3.4 植物中重金属含量 17

2.4 数据分析方法 17

2.4.1 正交试验数据分析方法 17

2.4.2 土壤中各形态Cu含量 19

2.4.3 重金属活性系数（MF） 20

2.4.4 富集系数法（BCF） 20

第三章 结果与分析 22

3.1 正交试验数据分析 22

3.1.1 极差分析 22

3.1.2 方差分析 26

3.1.3 讨论 28

3.2 重金属形态分级数据分析 28

3.2.1 极差分析 28

3.1.2 方差分析 30

3.1.3 重金属形态变化 30

3.3 植物中重金属数据分析 31

第四章 结论与建议 32

4.1 结论 32

4.2 问题与建议 32

参考文献 34

致谢 36

第一章 绪论

1.1 土壤镉、铜污染及其危害

土壤是生态、水、气系统之间物质和能量交换的重要构成单元，是人类生存环境的重要支撑^[1]。土壤污染是指人为因素有意或无意地将对人类本身和其他生命体有害的物质施加到土壤中，使其某种成分的含量明显高于原有含量、并引起现存的或潜在的土壤环境质量恶化的现象^[2]。土壤发生污染的方式多种多样，分为直接污染和间接污染，土壤污染中的重金属污染因其隐蔽性、长期性和不可逆性备受关注。随着农药和化肥在农田种作中的大量应用、土地污水或废水灌溉、工业废渣堆积和垃圾填埋占地导致渗滤液下渗，以及大气沉降等，土壤重金属污染更加严重。

重金属可以进入所有生态系统，迁移到大气，土壤，生物圈和水圈，对植物，动物和人类产生严重影响，特别是重金属可以在土壤和有机体中富集，并在整个食物链中传播。首先，土壤中的重金属会对植物有胁迫作用，会引起株高、叶面积、主根长度等植物生理特征的改变，如被铜污染的土壤上，由于缺铁，植物中毒会发生失绿症，另外铜会毒害植物，并抑制光合电子转移，进而破坏光系统导致植物光合作用减弱及其产量下降；第二，土壤中酶活性受土壤李华性质和土壤中微生物的影响，重金属对土壤酶活性影响较大；第三，重金属污染严重威胁土壤动物的生存环境，土壤动物群落的组成与数量随着重金属污染加重而减少，且在重污染的土壤中，优势类群与常见类群的种类明显减少；此外，重金属对土壤动物群落的多样性指数、均匀性指数、密度类群指数均有负面影响^[3]。第四，表层土壤中的重金属通过食物链传递进入人体，会对人体健康造成严重威胁，例如摄入过量Cd会引起身体器官病变，也可能引发骨密度降低、骨折发生机率增加等疾病^[4]。

1.2 土壤镉、铜污染现状与修复措施

1.2.1 土壤镉、铜污染现状

重金属是指比重大于5.0g/cm3的金属元素，由于其在土壤中的不同，在研究土壤重金属污染时，通常关注镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍、钼、钴。

全国土壤环境状况不容乐观，土壤污染呈现局部地区较重、耕地土壤环境问题突出的特点。工矿业、农业等人为活动区域的土壤环境背景值高。全国土壤总超标率为16.1％，轻微，轻度，中度和重度污染的比例分别为11.2％，2.3％，1.5％和1.1％。污染类型以无机为主，其次为有机型，复合污染比例小，无机污染物超标占82.8％。中国耕地土壤中重金属污染的比例约为1/6。从位置分布来看，南方土壤污染重于北方；长江三角洲、珠江三角洲、东北老工业基地等部分区域土壤污染问题较为严重，西南、中南地区的土壤重金属超标范围较大；镉、汞、砷、铅4种无机污染物呈现从西北到东南、从东北到西南方向，逐渐增加的态势^[5]。辽宁、河北、江苏、广东、山西、湖南、河南、贵州、陕西、云南、重庆、新疆、四川和广西14个省、市和自治区可能是我国耕地重金属污染的多发区域，辽宁和山西的耕地土壤重金属污染可能尤其严重^[6]。

据2014年全国土壤污染调查公报显示，镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍8种无机污染物点位超标率分别为7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%；自然背景值高，是一些区域和流域土壤重金属超标的主要原因，例如我国西南、中南地区分布着大面积的有色金属成矿带，镉、汞、砷、铅等元素的自然背景值较高，加上金属矿冶炼、高镉磷肥施用等，导致这些地区重金属普遍超标，加剧了区域性的土壤重金属复合污染；在镉成矿带和高背景值地区，由于洪水等作用，土壤中的镉在流域中下游形成富集区或富集带^[7]。流水搬运与洪灾也造成土壤重金属污染，例如长江中下游两岸土壤镉污染与流水搬运和洪灾有关。

从植物营养学角度，土壤中的重金属可以分为两类：生物必需营养元素和生物非必需元素。重金属本身是无毒的，只有当其生物细胞中重金属元素的浓度超过其高端阈值，才会表现出毒害性。

铜（Cu）是生物必须营养元素，对生物生长、发育、生殖等过程有促进作用，它是许多酶的激活因子，用于调节氧化还原电势，也是很多酶原的重要组组成成分。但对植物生理代谢的促进作用也是有条件的，即有其适宜的浓度区间（低端阈值浓度和高端阈值浓度）。铜的点位超标率为2.7％，在所有污染因子中位居第四，而且作为耕地主要的污染因子之一，影响农田作物的产量及品质。正常植物组织中Cu的浓度在5~30mg/Kg干重之间。一项针对铜污染的五年长期观测试验表明，在铜污染胁迫下，水稻分蘖与产量受到明显抑制，同时，Cu也会明显抑制玉米的生长发育。因此，由铜引起的农田土壤污染及其危害不容忽视。当土壤中Cu含量大于200mg/Kg时，小麦会枯死；土壤中Cu含量大于250mg/Kg时，水稻会枯死。

镉（Cd）作为生命体非必需元素，是剧毒性的土壤重金属污染物之一，对生物的毒害作用只有高端阈值浓度。土壤中天然镉含量一般为0.01~2mg/Kg，过量的镉会影响植物生长，加上它移动性强、生物毒性大，可在植物体内积累，并极易通过植物链金属人体，严重危害人体健康。土壤环境中的镉主要来自于工业废物排放、污水灌溉、大气沉降和长期施用磷肥。据统计，我国约有114万公顷土地受到镉污染，其中耕地面积为1.3万公顷（张从、夏立江，2000）。土壤中的镉通过植物根系的吸收和体内运输积聚在植物的可食用部分中，镉进入土壤后在低浓度开始吸收，含量超过2.5mg/Kg时，许多植物就会受到危害。镉在人体内的半衰期通常可达20~40年，镉主要在动物肾脏，肝脏和生殖器官中积累^[8]。

1.2.2 土壤重金属修复措施

土壤污染修复是通过采用适当的物理学、化学、生物学等方法降低土壤中污染物浓度，固定土壤污染物，将土壤污染物转化成毒性较低或无毒的物质，阻断污染物在生态系统中的转移途径，从而减轻土壤污染物对人群和生物群落危害。

物理修复分为两类：一是运用机械搬运方法将被重金属污染的土壤搬运至他处或者引入清洁土壤（客土）来降低重金属元素含量；二是运用物理分离、固化技术等对土壤物理性状和物理过程进行调节或控制，使污染物在土壤中分离并转化为低毒或无毒物质。

物理化学修复技术应用化学品使污染物发生酸碱、氧化、还原、裂解、中和、沉淀、聚合、固化、玻璃质化等反应，将其从土壤中分离、转化成低毒或无毒的化学形态。主要修复方法包括土壤淋洗修复，土壤冲洗修复，土壤电动力学修复，固定稳定化修复技术。

生物修复是指利用微生物、真菌、绿色植物及其酶类等生物吸收、富集、萃取、转化固化土壤中的重金属元素，使土壤中重金属元素的浓度降低、毒性减小或消失的过程。主要有植物修复、动物修复和微生物修复三种^[9]。

大多数现有的重金属修复方法目的是降低土壤中重金属总量，但此类方法应用于推广应用到农业实践中因成本较高难以实现。因此固定稳定化修复技术通过改变重金属在土壤中的赋存形态降低其在环境中的生物有效性，成本低廉、操作方便，适用于大面积推广。研究显示，利用化学或物理方法对钝化材料进行改性，突出其在重金属吸附钝化过程中的化学功能性质优势，将能取得更好的修复效果。重金属原位化学钝化技术基于添加外源修复剂，与重金属发生系列反应，改变重金属在土壤中的赋存形态，以降低其在土壤中移动性和生物有效性^[10]。

1.3 化学钝化修复技术原理

土壤是极为复杂的体系，不仅组分变化大，同时又分为固相、液相和气相。重金属元素在土壤中经过一系列物理化学过程，涉及重金属污染物在土壤中的吸附-解析、固定-释放、沉淀-溶解等，重金属的化学钝化修复技术通过影响土壤物理化学性质、影响重金属在土壤中的动态变化过程，改变了重金属形态，影响了重金属活度，导致重金属元素迁移速度和运动方式的改变，最终影响重金属在土壤-植物系统中迁移、转化、积累等。

1.3.1 重金属的形态与有效性

1.3.1.1 重金属形态

重金属形态是指重金属的价态、化合态、结合态和结构，即某金属元素在土壤中以某种离子或分子存在的实际形式。土壤中污染物的迁移、转化及其对动植物的毒害和环境的影响程度，除了与土壤中污染物的含量有关外，还与其在土壤中具体的赋存形态有关。常见形态分析方法有Tessier五步提取法和BCR法。Tessier将或土壤中重金属元素的形态分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态；欧洲参考交流局提出的BCR法，将重金属分为4种形态，即酸溶态、可还原态、可氧化态和残渣态。

水溶态是指以简单离子或弱离子存在于土壤溶液中的重金属，可以直接被植物根部吸收，其含量极低，一般与可交换态合并研究；可交换态是某些土壤某些成分对水中重金属吸附形成的重金属形态，重金属通过扩散作用、外层络合作用，非专性地吸附在土壤中，是土壤中活动性最强的部分，对环境变化敏感，在中性条件下，可交换态最容易释放，最有可能转化为其他形态，具有最大的流动性和生物利用性，并且毒性最大；碳酸盐结合态是指碳酸盐矿物中土壤中重金属元素的共沉淀结合状态，对环境条件，特别是pH最敏感，随着土壤pH值降低碳酸盐重金属易于释放重新造成污染；铁锰氧化物结合态一般以较强的离子键结合吸附在土壤中的铁或锰氧化物上，以矿物的外囊物和细分散颗粒存在，吸附或共沉淀阴离子而成，土壤pH值和氧化还原条件对铁锰氧化物中重金属的分离有重要影响，当pH值和Eh较高时，有利于铁锰氧化物的形成，当环境Eh降低（如淹水、缺氧等时），这部分形态的重金属可被还原而释放，造成二次污染；有机结合态主要存在土壤中，如动植物残体，活性腐殖质群以及矿物颗粒与土壤中重金属络合形成螯合物，当土壤Eh改变时，有机质的分解会导致少量重金属的释放；残渣态是未受污染的土壤中最重要的重金属形态其含量可代表土壤重金属元素的背景值，在正常条件下不易释放，不能用常规方法提取，只能通过风化过程逐步释放，迁移和生物有效性不高，毒性也很小^[11]。修复重金属污染通常以将重金属转化为残渣态为目标。

BCR分级法中，弱酸可溶态代表当环境条件变酸时，能释放到环境中的金属元素，此形态的重金属活性很大，对环境的危害也最大，其相当于五步提取法中的可交换态和碳酸盐态之和；可还原态代表与铁锰氧化物结合在一起的金属，当环境条件变为还原状态时，这部分金属可以释放到环境中去，其相当于五步提取法中的铁锰氧化物结合态；可氧化态代表与有机质和硫化物结合的金属，当环境条件变为氧化状态时，这部分金属可以释放到环境中去，其相当于五步提取法中的有机物结合态^[12]。