随着我国现代工业的发展，重金属污染对土壤生态和环境的影响不容乐观，我国农田土壤重金属污染也日趋严重。土壤中的 Cd 可以通过多种途经进入人体，长期低水平的摄入会对人体健康造成严重的负面影响^[1]，威胁程度取决于其可被人体吸收的总量，但土壤中重金属毒性大小不单由总量决定，更大程度上取决于其赋存形态。因此，修复与治理重金属污染土壤形势十分严峻，成为影响我国环境健康的重要问题之一。生物炭作为一种惰性碳源，具有丰富的孔隙结构、比表面积和阳离子交换能力，可以有效地改善土壤结构，提高土壤养分的利用率^[2-5]。此外，在土壤重金属污染修复方面，生物炭也具备良好的性能，它能够稳定土壤中的重金属离子，降低其生物可利用性^[6]。

然而，直接由生物质原材料热解制备的原生物炭由于自身的吸收限度性和吸收选择性，其对土壤结构性状的改良是有限度的^[7]。因此，各种改性 / 活化方法，如表面氧化、材料复合和功能化，已被广泛应用于土壤改良与环境修复中^[8]。这些方法可能会增加表面吸附位点，从而促进土壤结构和微生物活性的改善^[9]。壳聚糖可以增加生物炭表面官能团，且对重金属有更好的亲和力，可以用来吸附重金属离子^[10]。铁改性生物炭添加到土壤中会影响土壤微生物群落，在施用过程中增加土壤团粒结构^[11]。零价纳米铁其材料具有丰富的活性表面位点和高反应活性，对重金属 Cd 的去除和稳定有一定效果^[12]，且与生物炭相结合会弥补零价纳米铁易氧化和易团聚的缺点^[13]，因此零价铁改性生物炭修复 Cd 污染优于原始生物炭材料^[14]。而且当添加壳聚糖时，可以增强纳米铁改性生物炭的稳定性，以此来稳定其强还原性、高反应活性并保留其磁性^[15]。由上述可知，改性生物炭相较非改性生物炭有更好的吸附性和优化土壤结构的能力。因此，零价纳米铁-壳聚糖来改性能够解决生物炭材料的吸收选择性和限度性问题，而其对土壤结构体形成和 Cd 赋存形态稳定性的影响需要进行验证。

因此，本研究以废弃枸杞枝条作为生物炭热解原料，研究改性生物炭对土壤重金属赋存形态的影响。在研究中，我们分析了土壤 pH、土壤有机碳 （SOC）库、土壤阳离子交换量（CEC）、土壤水稳性团聚体（WSA）和土壤重金属 Cd 形态的中介作用，旨在揭示改性生物炭对不同形态土壤 Cd 赋存形态和土壤结构体形成的作用机理，以期为研究区域土壤质量提升和生态环境安全提供科学的理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料与试验地点

试验所用生物炭原料为试验农场收集的废弃枸杞枝条，经去离子水清洗后，于陕西亿鑫生物科技有限公司采用水热炭化慢速热裂解工艺制备，冲入氮气体积为 2.5 倍热解炉腔体积，升温速率为 5～10℃·min^-1，最终热解温度 600℃下快速热解 2 h。生物炭的特性如下：C 80.7%，N 0.9%， H 3.2%，K 0.2%，Ca1.1%，Mg 0.7%，灰分 3.8%，比表面积 510 m² ·g^-1。

零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭的制备：利用 FeSO₄·7H₂O 的甲醇溶液（甲醇与水的体积比为 30%∶70%）充分喷洒生物炭原材料，再用 NaBH₄ 溶液（浓度为每 4 g NaBH₄ 溶解在 10 mL 去离子水中）喷洒，最后用甲醇溶液再次喷洒晾干，随后用壳聚糖溶液喷洒生物炭材料，壳聚糖溶液浓度为每升去离子水中溶解 20 g 壳聚糖。

供试土壤采自芦花台长期定位试验点耕层土壤 （0～20 cm），土壤有机质 11.29 g·kg^-1，全氮 0.35 g·kg^-1，全磷 0.08 g·kg^-1，全钾 23.65 g·kg^-1，碱解氮 28.43 mg·kg^-1，有效磷 23.74 mg·kg^-1，速效钾 133.56 mg·kg^-1，CEC 22.79 cmol·kg^-1，全镉 0.358 mg·kg^-1，pH 8.97。土壤风干后混合均匀，去除土壤中的植物残体和石子、砖块等杂物，过 2 mm 筛。参照国家环境质量标准（GB 15618— 2018），用 CdCl₂ 溶液设置 3 种水平的 Cd 污染土壤，使土壤中总 Cd 浓度分别为 T0（实测背景值）、 T1（实测背景值 +0.15 mg·kg^-1）、T2（实测背景值 +0.3 mg·kg^-1）。3 种重金属污染土壤均在室温下进行沉化 1 个月试验，每两天查看土壤情况，若土壤干裂则适当添加一定去离子水定期浇水，土壤湿度保持在田间持水量的 80%。

1.2 试验方法

1.2.1 试验设计

每个聚乙烯盆加入 T0、T1、T2 土壤样品 2.5 kg（干重）。改性生物炭设置 3个添加水平 BC1、 BC2、BC3（占土壤干重百分比分别为 1%、2%、 3%），以无生物炭的处理为空白对照（CK）。试验采用裂区设计，其中主区为土壤重金属梯度，副区为改性生物炭添加水平，主副区均采用随机区组排列，各处理重复 3 次。保持土壤湿度（田间持水量 80%），分析沉化 300 d 后土壤中的 pH、SOC、 CEC，沉化 300 d 测定土壤 WSA 与重金属高浓度处理下的 Cd 形态变化。

1.2.2 测定项目与方法

土壤 pH 采用电位法测定，测定时设置土水比为 1∶2.5； 土壤 SOC 采用 TOC 仪测定（TOC-VCPH/TOC-VCPN，日本岛津）；CEC 采用乙酸钠-火焰光度快速测定法测定^[16]；土壤 WSA 分布使用湿筛法确定^[17]4 种粒径（>2、0.25～2、 0.05～0.25、<0.05 mm）的质量分布；重金属形态提取采用欧共体标准局顺序提取方案（BCR sequential extraciton procedure）^[18]，仪器采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS；Thermo Fisher iCAP RQ，USA）进行测定。

1.3 数据整理与分析

试验数据均为多次采样的平均值。SAS 9.4 用于数据差异显著性分析（LSD 法）。Origin 2018 被用来绘制图表。采用 R 软件包（lavaan、semplot、 ggcorplot 和 ggthemes）进行路径分析。

2 结果与分析

2.1 零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭对土壤结构体的影响

2.1.1 对土壤 pH 的影响

相对于 CK，改性生物炭输入显著增加了土壤 pH（图1）。在 Cd 污染 T0 水平下，添加水平 BC1、BC2、BC3 的土壤 pH 较 CK 分别依次显著增加了 4.94%、6.47%、7.80%； 在 T1 和 T2 水平下，添加水平 BC1、BC2、BC3 的土壤 pH 依次分别显著增加了 7.47%、6.80%、10.04% 和 9.39%、 10.76%、10.99%。随着生物炭输入量的增加，土壤 pH 增幅越大，其中改性生物炭 BC3 输入水平下土壤 pH 增幅最大。在相同浓度生物炭添加水平下，Cd 的不同污染水平的土壤 pH 无显著差异，土壤 pH 变化主要受改性生物炭输入量的影响。

注：不同小写字母表示不同处理 0.05 水平差异显著。下同。

2.1.2 对土壤有机碳的影响

不同 Cd 污染条件下，改性生物炭输入显著增加了 SOC 含量（图2）。由图2 可知，在 Cd 污染 T0、T1、T2 水平下，相对于 CK，添加 3 种水平改性生物炭均提高了 SOC 含量。其中，T0 水平下，添加水平 BC1、BC2、BC3 的 SOC 相较于 CK 分别依次显著提高了 11.19%～109.37%。 T1 水平下，相较于 CK 分别依次显著提高了 51.59%～145.55%。T2 水平下，相较于 CK 分别依次显著提高了 18.35%～75.63%。其中 BC3 处理的 SOC 增幅最大。在同浓度生物炭添加条件下，土壤 Cd 在 T2 污染浓度下的 SOC 增幅少于 T0 和 T1 浓度。

2.1.3 对土壤阳离子交换量的影响

不同 Cd 污染条件下，改性生物炭输入显著增加了土壤 CEC（图3）。在 Cd 污染 T0 水平下，添加水平 BC1、BC2 的土壤 CEC 较 CK 分别依次显著增加了 40.37% 和 7.06%，而添加水平 BC3 的土壤 CEC 较 CK 显著下降了 15.51%；在 T1 水平下，添加水平 BC1、BC2、BC3 的土壤 CEC 较 CK 分别依次增加了 46.73%、9.95%、12.87%（BC1、BC3 增加达显著水平）；在 T2 水平下，添加 BC1 的土壤较 CK 显著下降了 3.05%，而添加水平 BC2、BC3 的土壤较 CK 则分别显著增加了 19.52%、37.10%。在 T0 和 T1 水平下，BC1 对土壤 CEC 的提升量最大，且该水平下生物炭施加量与阳离子增加量呈反比，而在 T2 水平下则呈相反规律。

2.1.4 对土壤水稳性团聚体的影响

与 CK 相比，添加 3% 改性生物炭后，WSA>2 mm 组分平均下降了 69.25%（图4）。在同浓度生物炭添加下，土壤 Cd 在 T1 污染浓度下的 WSA>2 mm 组分含量最高，为 1.55%。与 CK 相比，在添加 3% 改性生物炭下，土壤 Cd 在 T0 和 T1 污染浓度下的 WSA 0.25～2 mm 的含量分别上升了 17.60% 和 15.55%，而处于 T2 浓度下 WSA 0.25～2 mm 组分含量则显著下降了 22.14%。在同浓度生物炭添加下，WSA 0.25～2 mm 组分含量与土壤 Cd 浓度呈反比。与 CK 相比，在添加 3% 改性生物炭下，土壤 Cd 在 T0 和 T1 污染浓度下的 WSA 0.05～0.25 mm 组分含量分别下降了 13.36% 和 8.17%，而处于 T2 浓度下 WSA 0.05～0.25 mm 组分含量显著上升了 12.87%。在同浓度生物炭添加下，WSA 0.05～0.25 mm 组分含量与土壤 Cd 浓度呈正比。与 CK 相比，在添加 3% 改性生物炭下，土壤 Cd 在 T2 浓度下 WSA<0.05 mm 组分含量显著增加了 4.41%。在同浓度生物炭添加下，WSA <0.05 mm 组分含量与土壤 Cd 浓度呈正比。

整体而言，相对于 CK，在施加 3% 生物炭后，土壤 Cd 在 T0 和 T1 污染浓度下土壤大颗粒 WSA 含量（>0.25 mm）百分比增加了 7.67% 和 7.71%，小颗粒 WSA 含量（<0.25 mm） 减少了 6.71% 和 4.73%。而处于 T2 浓度下土壤大颗粒 WSA 含量减少了 37.90%，小颗粒 WSA 含量增加了 10.67%。相对于 CK，Cd 处于 T0 和 T1 浓度下，添加生物炭会使土壤大颗粒 WSA 含量逐渐增加，而小颗粒 WSA 含量逐渐减少。

2.2 零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭对土壤中 Cd 赋存形态的影响

BCR 提取法对应的重金属形态中，弱酸提取态最活泼，属于生物可利用态重金属，可还原态和可氧化态相对稳定，属于生物潜在可利用态重金属，而残渣态最稳定，是生物不可利用态重金属。在未污染土壤（CK+0 d）中，土壤 Cd 的主要形态为残渣态，占 59.72%，其次为弱酸提取态，占 25.34%，而可氧化态和可还原态占比较少，分别为 6.05% 和 8.89%。且经过 300 d 后（CK+300 d），其形态无显著变化，相对稳定（图5）。

在受 Cd 污染土壤（T2+0 d）中，土壤 Cd 的主要形态变为弱酸提取态，占 67.03%，其次为可还原态，占 24.33%，而可氧化态和残渣占比较少，分别为 3.17% 和 5.47%。当施加改性生物炭 300 d 后（T2+300 d），土壤中 Cd 的弱酸提取态、可还原态和可氧化态占比都有所下降，分别下降了 12.61%、5.52% 和 1.21%，而残渣态占比上升了19.34%。以上结果表明，施加改性生物炭会使土壤中有效态 Cd 占比降低，使无效态 Cd 占比升高，从而降低土壤 Cd 的生物有效性。

注：F1 为弱酸提取态，F2 为可还原态，F3 为可氧化态，F4 为残渣态。下同。

由相关性分析结果可知，土壤 pH 与有效态 Cd （弱酸提取态和可还原态）呈正相关，而与 Cd 可氧化态和 WSA>2 mm 含量分布呈负相关（图6）。 SOC 与 CEC、有效态 Cd 呈正相关，而与 Cd 可氧化态呈负相关。CEC 与 WSA 0.25～2 mm 部分呈正相关。

注：WSA1、WSA2、WSA3、WSA4 分别为 >2、0.25～2、0.05～0.25、 <0.05 mm 的水稳性团聚体，下同。图中数字为相关性系数。

根据相关性分析的结果，进行直接变量与间接变量中介效应分析，以揭示改性生物炭对土壤 Cd 赋存形态的作用路径（图7）。路径分析结果表明，土壤 pH 和 SOC 含量直接影响有效态 Cd 的含量且存在因果关系，SOC 的含量直接影响土壤小颗粒 WSA（<0.25 mm）的形成，有效态 Cd 的含量会受 CEC 和土壤小颗粒 WSA 影响而减少，且土壤小颗粒 WSA 形成和 CEC 含量与有效态 Cd 存在因果关系。土壤 CEC 受大颗粒 WSA 分布的直接作用影响。从路径分析的结果来看，土壤 CEC 和土壤 WSA 是土壤 Cd 有效性的关键作用因子。

注：卡方 =23.386，自由度 =22.000，P=0.380，比较合适性指数 =0.987，标准拟合指数 =0.838，增量拟合指数 =0.989，均方根误差逼近度 =0.076。

3 讨论

3.1 零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭输入对土壤理化性状和结构体分布的影响

本研究中，相对于 CK，施加零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭后，土壤 pH 显著增加，且增加幅度与改性生物炭输入量呈正比。这是由于在土壤中添加改性生物炭后，它含有碱性基团和碳酸盐，可以降低土壤酸度，提高 pH^[19]。李继宁等^[20]的研究表明，添加零价纳米铁-改性生物炭会明显增加土壤 pH，与本研究的结果一致。另外，本研究中使用的生物炭原材料虽经水洗，但自身 pH 偏高，输入土壤后也会导致土壤 pH 增加。

在不同浓度 Cd 污染条件下，添加零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭显著增加了 SOC 含量。一方面，这与生物炭添加后增强了 SOC 的稳定性有关，使得 SOC 难以被分解矿化^[21-22]。另一方面，这可能与改性生物炭中的铁离子和土壤有机物之间的聚集效应有关，形成紧束态结构体，提高了 SOC的固存能力^[23]。同时，改性生物炭中的铁离子也可能促进土壤团聚体的形成，从而依靠团聚体的物理保护作用来使 SOC 累积^[24]，与本研究的结果一致，且符合路径分析里小颗粒团聚体对 SOC 的正向作用结果。

零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭输入后，在 Cd 高浓度水平下，BC3 对 CEC 的提升量最大，改性生物炭添加量与 CEC 增加量呈正比。这是由于生物炭含有含氧官能团且自身拥有高 CEC，且改性中的铁离子具有丰富的活性表面位点和高反应活性，壳聚糖可以增加生物炭中的含氧官能团，同时也可以增强改性生物炭的稳定性^{[10，12，25]}，使得改性生物炭具有高 CEC 的同时自身也稳定。且小颗粒团聚体具有更大的比表面积，是土壤 CEC 的主要来源，由于其表面胶体有大量阳离子吸附点，使其 CEC 比大颗粒 WSA 要多^[26]，本研究路径分析结果表明，大颗粒 WSA 对 CEC 存在负向关系，也验证了这一规律。

本研究中，施加改性生物炭的处理相对于对照，增加了土壤中大颗粒 WSA（>0.25 mm）的百分比含量；而土壤小颗粒 WSA 则呈现相反的规律。这表明改性生物炭凭借其较大的比表面积和孔隙度，具有良好的吸附能力，在“阳离子桥”的作用下，吸附黏土颗粒，促使小颗粒 WSA 聚合成大颗粒 WSA，从而减少了土壤小颗粒 WSA 的分布^[27-28]。另一方面，壳聚糖和零价纳米铁的改性作用可以增加生物炭的官能团含量、吸附性和微生物群落的多样性^[29-30]，并改善土壤大团聚物的形成，从而优化土壤结构体。孙彤^[31]的研究表明，添加铁改性生物炭会使小颗粒团聚体向大颗粒团聚体转化，与本研究的结果一致。路径分析结果也与此规律保持一致。在高浓度 Cd 污染的处理中，小颗粒团聚体增多，大颗粒团聚体减少。这可能因为重金属元素富集在粒径小的颗粒中，由于 Cd 的高浓度富集，减少了土壤小颗粒团聚体的孔隙结构，从而抑制了生物炭对小颗粒团聚体的凝聚作用^[32]，这也符合路径分析中土壤小颗粒团聚体与有效态 Cd 间的因果作用关系。

3.2 零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭对土壤 Cd 赋存形态的影响

本研究中，施加零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭后，会使土壤中有效态 Cd 占比降低，使无效态 Cd 占比升高，从而降低土壤 Cd 的毒性。这是由于改性生物炭中的铁离子具有丰富的活性表面位点和高反应活性，壳聚糖可以增加生物炭中的含氧官能团，同时也可以增强改性生物炭的稳定性，使得改性生物炭相较普通生物炭具有更高 CEC 的同时自身也稳定。这与王期凯等^[33]的研究结果相同，因为生物炭施入土壤中会改善土壤结构，增加土壤 CEC，减少土壤 Cd 生物可利用态向其他形态转化，自身的多孔性、芳香性以及其超大比表面积均有助于其表面对重金属 Cd 的表面吸附。本研究路径分析结果表明有效态 Cd 的含量会受 CEC 和土壤小颗粒 WSA 影响而减少。添加改性生物炭后，提高了土壤 pH，会使土壤重金属迁移性降低，其中有机质、改性生物炭中的铁离子和壳聚糖等作为土壤吸附重金属的重要载体，使重金属更加牢固的与之结合，降低土壤中重金属 Cd 的生物可利用性^[34]。石云龙等^[35]研究发现，生物炭中的铁离子会与大部分 Cd 离子反应生成 Cd（OH）₂ 沉淀从而固定，降低有效态 Cd 的含量，与本研究的结果一致。黄安香等^[36]研究发现，壳聚糖改性生物炭对有效性 Cd具有显著钝化作用，与本研究的结果一致。因此，土壤在零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭作用下可以提供更多吸附点位，增加土壤无效态重金属离子含量，从而降低土壤 Cd 的生物有效性。

4 结论

零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭输入到 Cd 污染土壤中，能够改良土壤理化性质，提高土壤 pH、 CEC、SOC 和大颗粒 WSA 的含量。改性生物炭中的铁离子中丰富的活性表面位点和高反应活性能使生物炭具体更高 CEC，壳聚糖增加含氧官能团的同时能保持铁离子改性的稳定，使改性生物炭具体高 CEC 的同时自身稳定。土壤 CEC 含量增加和土壤团聚体形成能增强有效态 Cd 向无效态 Cd 的转化，从而减少危害，以达到治理重金属污染土壤的目的。从路径分析的结果来看，土壤 CEC 和土壤 WSA 是土壤 Cd 有效性的关键作用因子。在本试验条件下，对于高浓度 Cd 污染土壤，零价纳米铁-壳聚糖改性生物炭对 Cd 固定有较好的效果。

参考文献