湿地植物生物炭对土壤镉的固化效果及植物生理的影响

普东伟,邱亮,周巧红,梁威

湿地植物生物炭对土壤镉的固化效果及植物生理的影响

普东伟1,3,邱亮1,2*,周巧红1,梁威1

1. 中国科学院水生生物研究所淡水生态与生物技术国家重点实验室, 湖北 武汉 430072 2. 湖北省农业科学院农产品加工与核农技术研究所, 湖北 武汉 430072 3. 中国科学院大学, 北京 100049

本文比对了不同湿地植物生物炭固化镉的性能差异，并且探究了湿地植物生物炭对含镉土壤上种植蔬菜体内镉迁移转化的影响，为湿地植物资源化利用以及生物炭修复重金属土壤的实际运用提供一定的依据。选用三种典型的湿地植物（芦苇、香蒲、美人蕉）作为前驱体，以热解温度400 ℃、500 ℃、600 ℃的条件制备了九种生物炭。并进行了土培实验对其固化土壤镉的性能进行了比较。并进行了盆栽实验用于研究其对镉污染土壤中种植蔬菜的重金属迁响以及植物生理指标的影响。结果表明，所有生物炭均能降低镉在土壤中的迁移能力，但芦苇生物炭的效果显著低于其他两类生物炭，其中效果最好的是热解温度为500 ℃制备的美人蕉生物炭，可将土壤中容易迁移的镉从92.08%降低至67.64%。TCLP由CK组的2.73 mg/kg降低至1.38 mg/kg；CaCl2提取浓度由2.92 mg/kg降低至0.65 mg/kg。最后，使用生物炭处理后苋菜的单株干重上升了174%，根长也有一定程度的增加；并且苋菜体内的Cd含量显著下降，其中地上部分的Cd含量下降了60.3%，根部的Cd含量下降了30.6%；植物的抗氧化酶（SOD、POD、MDA）有一定程度的上升同时MDA含量显著下降。湿地植物生物炭对土壤镉的固定能力优异，并且能够显著降低蔬菜体内的镉含量，并减少镉向可食用部分的转移。降低了重金属污染地区蔬菜的食用安全风险。

生物炭; 镉; 土壤修复

随着全球资源的日益短缺，随着工业生产和各种化工产品的应用，重金属通过各种方式对环境造成了大量污染[1]。全球发现超过1000万个主要污染点，其中50%以上被重金属污染[2]。此外，污染场地多为土壤，尤其是农田土壤。在中国，研究人员发现，在2020年从3000个调查区域采集的样本中有21.49%被污染，比2014年高出近5%[3]。镉是一种人体不需要的重金属，也是粮食污染中最常见的重金属。研究发现，人体过量摄入镉会导致其蓄积到肝肾中，从而引发一系列疾病，并且还会蓄积在骨骼中，使骨骼软化、变形甚至萎缩[4]，如日本的痛痛病就是由于食用镉污染大米导致的。因此，解决镉污染问题对于降低食品安全风险，提高农田使用率有重要意义。控制土壤重金属污染的常用方法有沉淀法、离子提取法、稀释法和种植富集植物等[5]。但这些方法通常由于存在成本高、见效慢、操作难度大甚至对自然环境造成二次污染等缺点而限制了实际应用。而生物炭作为一种低成本、生态安全、可大规模推广，并且可以提高土壤的生物活性的修复材料，已被大量研究证明其具有有效的孔隙结构、比表面积大、pH值高等特点，对土壤中的重金属具有很强的固化能力，因此受到了广泛研究[6]。众多研究发现，影响生物炭性能的因素主要有两个，即制备原料和热解温度。对于热解温度对生物炭吸附性能的影响而言，目前还没有一个统一的结论。有的学者认为，随着温度的升高，生物炭具有更高的pH值和更大的表面积，并且能表现出更高的Cd吸附能力[7]。例如Niazi NK通过比较不同热解温度下紫苏叶生物炭对砷的去除效果，高热解温度下（700 ℃）制备的生物能够在土壤pH值7～9时去除更多的As[8]。但有的学者则得出了相反的结论。例如Shen YS等发现，在较高温度下，生物炭的表面积减少，会导致Cr(VI)去除能力降低[9]。对于制备原料方面而言，大量研究认为不同原料制备的生物炭对重金属的吸附效果有显著差异。Gul S认为农作物秸秆、藻类和牲畜粪便热解的生物炭比含高木质素的阔叶木生物炭具有更低的炭含量、更高的碱度和更好的重金属固定能力[10]。此外，以牛粪和动物粪便为原料生产的生物炭磷含量较高，具有较好的降低Pb生物毒性的能力[11]。另外，Xu C等认为餐厨垃圾生物炭较玉米秸秆和花生壳制备的生物炭而言对As和Cd有更强的固定能力[12]。随着人工湿地技术的不断发展，产生的废弃湿地植物的数量呈倍数增长，这些植物若不经收割利用，死亡后重新回归水体会释放大量有机质以及其他营养物质，造成二次污染。因此，找寻合适的湿地植物废弃物利用方式也是亟需解决的问题。而湿地植物本身具有丰富的有机质，是制备生物炭的理想原料。并且也已经有许多学者分别对芦苇、香蒲、美人蕉等湿地植物制备的生物炭对重金属的固化性能进行了研究。例如陈楸健发现芦苇生物炭能够降低高污染土壤地区中Cd的生态毒性，并提高蔬菜发芽率和生物量[13]；蔡朝卉等使用香蒲为制备原料研究了不同热解温度对生物炭性能的影响，发现随着热解温度上升香蒲生物炭的含氧官能团减少、芳香性增强，碳化程度更高并表面孔径更加丰富[14]。但目前研究主要集中于对于单一性质变化对于生物炭固化性能的影响，即研究不同热解温度对同一原料制备生物炭的影响和不同原料在同一热解温度下制备生物炭的性能差异。对于不同原料在高、中、低热解温度下制备的生物炭研究较少。本研究着眼于废弃湿地植物资源化利用，拟通过对比三种湿地植物在低、中、高三个不同的热解温度下制备的生物炭对土壤中Cd的固化效果，并筛选出性能最好的生物炭进行盆栽实验，探究湿地植物生物炭对植物体内Cd迁移转化以及植物生理的影响。为湿地植物资源化利用和生物炭对土壤Cd固化提供一定的参考。

1 材料与方法

1.1 实验材料

1.1.1 供试土壤土培实验中用土采集自江西省抚州市的红土，采集回实验室后经过阴干，由于土壤本身Cd含量很低因此在过筛后按4mg/kg的预计浓度向土壤中喷洒硝酸镉溶液进行老化处理，处理时间为1个月。土壤的理化性质如下表所示。

盆栽用土采集自湖南省长沙市某蔬菜基地，采集回实验室后经过简单的磨碎，过筛后使用。

表 1 土壤理化性质

1.1.2 实验试剂冰醋酸；氢氧化钠；过氧化氢；醋酸铵；盐酸羟胺；氯化钙；醋酸钠；硝酸。所有试剂均为分析纯。

1.1.3 实验仪器电感耦合等离子体质谱仪（美国PerkinElmer NexION 300X）；马弗炉（合肥科晶KSL-1200X）；傅里叶红外光谱仪；X射线衍射仪；BET测微仪；扫描电镜；

1.2 实验方法

1.2.1生物炭制备人工湿地废弃植物（芦苇、香蒲、美人蕉）取自中国科学院水生生物研究所官桥水产研究基地，将植物洗净，烘干后磨碎，过40目筛，后放入马弗炉中厌氧热解。热解温度分别设定为400 ℃、500 ℃和600 ℃，升温速率10 ℃/min，保温时间2h。制备后研磨过100目筛。

1.2.2 土培实验取50mL离心管，在其中加入30g准备好的土壤，分别添加2%上述生物炭，另设置一组不加生物炭的CK。保持土壤湿度在50～70%，6周共计42d。设置三组平行。实验结束后测定Tessier提取态，TCLP浸出浓度和CaCl2浸提浓度。

1.2.3 Tessier法提取态测定Tessier法将金属形态分为五种：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和剩余态。具体步骤为：（1）提取态：将1g土壤烘干，加入8mL1M氯化镁溶液，连续震荡1h，取上清液；（2）碳酸盐结合态：在剩余物中加入8mL1M醋酸钠溶液（醋酸调节pH调节至5.0），连续震荡5h，取上清液；（3）铁锰氧化物结合态：在剩余物中加入20mL 0.04M盐酸羟胺溶液（25%醋酸为底液），96 ℃水浴6h，取上清液；（4）有机物结合态：在剩余物中加入3mL 0.02M硝酸和5mL30%过氧化氢（硝酸pH调节至2），85 ℃水浴2h；然后加入3mL上述过氧化氢，85 ℃水浴3h，最后加入5mL3.2M醋酸铵（20%硝酸为底液），定容至20mL，静置30min取上清液（5）剩余态：剩余物加入10mL硝酸后放入微波消解仪消解后取上清液。将上述五步上清液用ICPMS测定Cd含量。

1.2.4 TCLP实验TCLP（Toxicity Characteristic Leaching Procedure）实验是美国环保局推荐的标准毒性浸出方法。TCLP作为美国最新的法定重金属污染评价方法，主要用于检测固体介质或废弃物中重金属元素的溶出性和迁移性。具体步骤为：（1）提取液配制：5.7mL冰醋酸溶于500mL水，加入1M氢氧化钠64.3mL，定容至1L，使用硝酸调pH至4.93；（2）步骤：按固液比1:20混合样品和提取液，常温振荡19h，离心提取上清液使用ICP-MS测定Cd含量。

1.2.5 CaCl2浸提实验使用氯化钙（CaCl2）提取土壤中的重金属是测定金属生物利用性的常用方法，具体步骤为：5g土壤中加入25mL 0.01M氯化钙，常温振荡2h，离心提取上清液使用ICP-MS测定Cd含量。

1.2.6 盆栽实验选用植物为常见蔬菜苋菜。实验总共设置CK（对照组）和BC（生物炭处理组）两个组别，每个实验组设置三个平行。培养装置为长50cm、宽30cm、高20cm的塑料种植盆，每个装置的土壤重量为1.5kg至2kg。

在种植植物前1 d，将土培实验中效果较好的热解温度为500 ℃的美人蕉生物炭按2%的比例加入土壤中混合均匀，放入容器中,为保证植物正常生长再容器内按0.3g/kg的比例加入复合化肥。第2 d每个容器中分别加入蔬菜种子若干，在7d后进行间苗，使每个培养装置中有10棵左右幼苗后继续培养，培养周期6周共计42d。收获后测定土壤Cd含量、植物生物量、不同部位Cd含量，随后计算生物富集系数（BF）和转移系数（TF），公式如下：

其中：表示植物Cd含量；表示土壤Cd含量；表示植物地上部分Cd含量；表示植物地下部分Cd含量。

2 结果与分析

2.1 湿地植物生物炭表征分析

表征项目包括扫描电镜、XRD、FTIR和BET。

FTIR如图1所示。结果表明，三种湿地植物制备的生物炭的官能团含量基本无差异，并且随着热解温度的升高，香蒲和美人蕉生物炭的-OH强度增高，但芦苇生物炭却与之相反，原因可能为芦苇比其他两类植物更脆弱，更容易进行脱水和脱氢反映失去-OH[15]。除此之外，随着热解温度升高，C=C双键（1621 cm-1）的波峰蓝移，表明温度升高生物炭的碳化程度会更好[16]。其他官能团如CO(1099 cm-1)，CO3(1430 cm-1), CH (748 cm-1)无明显变化。此外，XRD结果如图2所示，从图中可看出三类湿地植物生物炭在23～25°处均呈现出较宽的衍射峰，属于无定形碳，随着热解温度升高，碳含量也随着升高。其中芦苇和美人蕉生物炭的峰强高于香蒲生物炭的峰强，但两者之间峰强差异不明显。并且图谱中存在尖峰，三类生物炭中均还有一定的晶体矿物，分别为钾盐、石英和方解石。但不同生物炭的矿物含量差异较大，受温度影响较小，与Zhang W等的结果相似[17]。

图 1 不同湿地植物生物炭FTIR图

图 2 不同湿地植物生物炭XRD图

BET结果如表2所示。我们可以看出，热解温度越高，表面积越大，孔隙体积越小。这可能与高温下挥发性物质释放和维管束结构的出现有关[18]。并且进一步可观察到，与另外两种原料相比，美人蕉具有更大的表面积和孔隙（平均值），因此，美人蕉生物炭可能具有更好的固化能力。此外，扫描电镜结果如图3所示。从图中可以看出，在较低的热解温度条件下制备的生物炭表面植物本身的维管束结构和气孔还占大部分，而由于热解作用产生的新微孔很少。对比400 ℃制备的三种湿地植物生物炭，可以看出芦苇生物炭表面基本上还是以维管束结构为主，表面平整光滑，微孔很少；香蒲生物炭表面较芦苇组更加粗糙，并且结构更加细碎；美人蕉生物炭虽然表面微孔数量也不多，但是其表面气孔结构遍布，一定程度上也能提高其吸附性能。随着热解温度升高，三种湿地植物制备的生物炭表面微孔数量均增多，样品孔隙结构出现坍缩和热解收缩，并且温度越高效果越明显。与芦苇和香蒲相比，美人蕉生物炭有更发达的孔隙，结构也相对不规则和粗糙。与芦苇和香蒲相比，美人蕉生物炭有更发达的孔隙，结构也相对不规则和粗糙。其他研究也表明，随着温度的升高，孔隙体积变大，结构主要取决于原料的细胞结构[19,20]。

表 2 不同湿地植物生物炭的BET表征结果

2.2 提取态差异

Tessier根据重金属迁移性的不同将重金属分为五种形态：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态以及剩余态[21]。本研究中，九种生物炭处理组的Cd提取态差异如图4所示。在土培实验开始前，可交换态Cd是比例最高的形态，其占比高达87.15%。剩下依次是剩余态（5.12%）、碳酸盐结合态（3.92%）、铁锰氧化物结合态（3.53%），有机物结合态几乎没有。培养6周后，各实验组中土壤Cd可交换态比例均明显下降，下降范围在2.65%～27.03%。其中添加美人蕉生物炭实验组的可交换态比例最低，分别降低至60.62%（M400）、62.41%（M500）和60.12%（M600）。其次是香蒲生物炭实验组（64.79%、65.81%、69.33%）。与这两组不同的是与CK相比，芦苇生物炭实验组大的可交换态比例仅下降不超过5%。另外，各个实验组的碳酸盐结合态比例有所上升，其中添加美人蕉生物炭的实验组中碳酸盐结合态比例均超过10%，而芦苇生物炭实验组变化很小。值得注意的是，对于所有实验组而言，经过6周的土培实验后土壤Cd增加最多的形态为铁锰氧化物结合态。对CK组的3.53%来说，平均增长最多的实验组为美人蕉组，其铁锰氧化物结合态比例平均上升19.77%；其次为香蒲组（18.01%），而芦苇组的平均上升量仅为7.93%。最后，所有实验组中有机物结合态和剩余态比例几乎没有变化或个别实验组的变化很小。

图 4 各处理组Cd形态分布

2.3 TCLP实验结果及生物利用性差异

毒性浸出实验（Toxicity Characteristic Leaching Procedure，TCLP）是当前国际上运用最广泛的衡量固体废物及土壤浸出毒性的方法之一。本研究中，TCLP实验结果如下图5所示。在湿地植物生物炭处理前，土壤Cd的TCLP浸提浓度为2.73±0.18mg/kg。经过6周的处理后，各个处理组的TCLP浸出浓度均有不同程度的下降，其中芦苇生物炭的效果最差，最好的L600实验组中TCLP浓度仅下降到2.23±0.14mg/kg。香蒲组和美人蕉组的固化效果更好，其中香蒲组的TCLP浓度下降到1.46±0.16mg/kg至1.59±0.14mg/kg;美人蕉组的TCLP浓度下降至1.38±0.16mg/kg至1.43±0.11mg/kg。

图 5 TCLP实验结果

图 6 CaCl2浸提实验结果

土壤Cd生物利用性的测定采用目前运用广泛的CaCl2浸出实验，结果如图6所示。在实验开始前，土壤Cd的CaCl2的浸出浓度为2.92±0.13mg/kg。经过6周的土培试验后，所有处理组的CaCl2浸出浓度均呈现出下降的趋势。并且在所有处理组中，美人蕉生物炭实验组展现出了极佳的效果，效果最好的为热解温度500 ℃的美人蕉生物炭处理组（M500），浸出浓度下降超过75%，CaCl2浓度下降到0.65±0.11mg/kg。与之相反的是，芦苇生物炭处理组的浸出浓度的下降程度显著低于其余两类生物炭处理组，效果最好的L600实验组中浸出浓度仅下降了33.9%，浸出浓度为2.18±0.24mg/kg。

总体而言，从以上两个实验以Cd形态的差异可以看出，在三类湿地植物生物炭中，美人蕉生物炭处理组具有更好的固定Cd的能力，而芦苇生物炭的效果最差。

2.4 盆栽实验结果

为了研究生物炭对镉污染土壤中的植物体内重金属迁移以及植物生理的影响，本研究使用土培实验中效果较好的热解温度为500 ℃的美人蕉生物炭进行了盆栽实验。

首先，苋菜L.的单株干重如下图7所示。由图可知，未经生物炭处理对照组（CK）中苋菜的单株干重生物量为0.31g（平均值）。使用湿地植物生物炭处理土壤后，苋菜呈现出更强的增长趋势，其单株干重生物量平均值较CK增长了174%，达到了0.85g。对于根长而言，对照组中的苋菜根长组间差异很大，范围在2.82cm至5.34cm。经过生物炭处理后苋菜的根长有明显增加，平均值达到了5.11cm，并且组内差异更小。结果表明湿地植物生物炭可以显著促进苋菜生长，提升其根长和生物量，提高产量。

图 7 苋菜生物量和根长

其次，苋菜的Cd含量如图8所示。在未添加生物炭的对照组中，苋菜根部的Cd含量为1.21mg/kg，地上部分的Cd含量1.11mg/kg，根部Cd含量略高于地上部分。在添加生物炭后，蔬菜体内Cd含量显著降低，其中根部Cd含量降低了30.6%，Cd含量下降到0.84g/kg。而苋菜地上部分Cd含量下降更为明显，下降幅度高达60.3%，Cd含量下降到了0.44mg/kg，食品安全风险明显降低。

图 8 苋菜Cd含量

BC:生物炭处理组 Biochar treatmen CK:对照组 Control check

此外，为了探究湿地植物生物炭对蔬菜体内重金属转运的影响，本研究还测定了生物富集系数和转移系数，结果如表3所示。生物富集系数（Bioconcentration Factor, BcF）是植物体内重金属含量与土壤重金属的含量之比，用于衡量植物从环境介质中摄取重金属的能力。在未添加生物炭前，苋菜的富集系数为0.55。在添加生物炭后富集系数显著降低，下降到了0.30，下降比例为45.4%。说明生物炭能够降低蔬菜从环境介质中吸收重金属Cd，与上述结果一致。转移系数（Transfer Factor, TF）是植物体内地上部分重金属含量与地下部分重金属含量之比，用于衡量植物体内重金属从根部向上部的转运能力。本研究中，空白对照的苋菜转移系数高达0.92，说明在含Cd土壤中种植的苋菜很容易将根部吸收的重金属转移到地上部分，食用风险很高。苋菜的转移系数下降到0.52，表明生物炭的添加能够明显抑制植物将重金属从根系向上部转移，原因可能是因为生物炭能够改善土壤的理化性质，并且促进植物的生长，增强植物对重金属的抵抗能力，从而抑制其向上部的转移[32]。这与其他学者的研究结果相似，例如有学者研究了生物炭添加对油麦菜体内重金属含量的影响，结果表明生物炭能够显著降低油麦菜体内的Cd、Pb含量[33]。

表 3 美人蕉生物炭对植物生物富集系数和转移系数的影响

最后，为探究生物炭对Cd污染土壤中植物的抗氧化能力的影响，本研究测定了植物机体的超氧岐化酶（SOD）、过氧化物酶（POD）、过氧化氢酶（CAT）和丙二醛（MDA）的含量，结果如下图9所示。SOD是生物体内普遍存在抗氧化金属酶，能够催化超氧自由基生成过氧化氢和氧，在机体的抗氧化平衡中起到了至关重要的作用。在本研究中，经过了生物炭处理后，植物机体的SOD含量有一定增加，但增加量不多，仅为13.3%；POD是以过氧化氢和酚类胺类为底物的酶，是机体抗氧化体系的重要组成部分。在本研究中，生物炭处理组的POD含量约为940U/g鲜重，较CK增长了21.1%；CAT是细胞体内催化过氧化氢分解成水和氧的酶，是机体抗氧化体系最终阶段的酶。在本研究中，添加生物炭后，植物机体的CAT含量比CK组的含量高了近一倍，说明生物炭可以显著增加植物机体的CAT酶活性；MDA是反映植物膜脂过氧化水平的重要指标，而膜脂过氧化水平的增加往往是因为受到环境伤害。在本研究中，生物炭处理组的MDA含量显著低于CK，仅为83.13nmol/g，表明植物机体的膜脂过氧化水平明显下降。综上所述，添加热解温度为500℃的美人蕉生物炭可以显著提高植物的抗氧化能力，降低其膜脂过氧化水平。植物机体的抗氧化体系中，最主要的三种酶即SOD、POD以及CAT，虽然在本研究中三种酶活均有不同程度的增加，但SOD酶活的增加幅度明显低于剩余两类酶，这与任怀新等人的结果相似，他们发现生物炭更有利于提高豆科植物的SOD酶活性而对其他植物的缓解作用较弱，原因可能是因为豆科植物的根瘤结构更能与生物炭有效结合[22]。此外，POD和CAT酶活性的显著提高原因可能是因为生物炭可以显著改善土壤环境，使其更适宜植物生长[23,24]，导致植物的生物量明显增加，并且增加了植物的水分吸收含量，并增强了植物的蒸腾作用，使其水分利用效率上升，而POD和CAT对水分比较敏感，因此能达到较高水平[25,26]。

图 9 美人蕉生物炭对植物抗氧化指标的影响

3 讨论

（1）大量研究表明，在Tessier法提取的五种重金属形态中，可交换态和碳酸盐结合态的重金属容易通过溶解在水体或其他溶液中释放出来从而被生物或植物吸收利用，因此被认为是迁移率更高，生物性利用性更高的形态；而铁锰氧化物结合态以及有机物结合态虽然迁移性没有前两种形态高，但仍有机会在某些条件下转化为可交换态和碳酸盐结合态，或者被植物间接利用。剩余态是最稳定的形态，不易迁移也不易被植物利用[27]。因此，判断处理组的固化效果好坏主要是比较可交换态和碳酸盐结合态所占比例。对于本研究而言，在未进行生物炭改良土壤前土壤Cd中容易迁移的部分（可迁移态与碳酸盐结合态之和）占比超过90%，土壤的生态风险很高。经过湿地植物生物炭改良后，除芦苇生物炭实验组外，其余两类生物炭实验组中土壤Cd易迁移部分的比例均下降到75%左右，Cd的迁移性明显下降并转化为更为稳定的铁锰氧化物结合态。这与许多研究结果相似，原因可能是因为生物炭的添加会大大促进土壤Cd的氧化反应，促使Cd形成氧化物和氢氧化物[28,29]。还有研究表明，生物炭的加入会显著提高土壤pH值，并且促进土壤中的氧化还原反应并使Cd沉淀在土壤中[30]。除此之外，此外，生物炭可以增加土壤有机质的含量，增强土壤对Cd的固定能力，而且生物炭具有较丰富的含氧官能团，可以与Cd发生络合反应，从而降低Cd的迁移性[31]。但相反，所有芦苇生物炭处理（L400、L500、L600）的固定性能都很差。在土培实验中对土壤Cd各个形态的影响很小，这可能是因为芦苇生物炭的比表面积明显低于其他生物炭，原料是决定生物炭固定化能力的主要因素之一。总体而言，对于香蒲和美人蕉等湿地植物而言，以其作为原材料制备的生物炭在土壤重金属固化方面均展现出较好的性能，并且价廉易得，是工业化生产的理想材料。

（2）在本研究中，盆栽实验所使用的的土壤的Cd含量为4.21±0.45mg/kg,远高于国标GB15618-2018中三级标准所规定的的Cd污染风险筛选值（＜0.6mg/kg）和风险管制值（＜2.0mg/kg）,表明使用该土壤种植的蔬菜具有很高的食用风险。虽然使用湿地植物生物炭处理土壤后，蔬菜体内重金属含量虽然得到大幅下降，但是较国标要求的叶类蔬菜Cd含量要求的0.2mg/kg还有一定差距。这很可能是由于本研究中生物炭添加量仅为2%，对比其他学者在研究中为了达到标准生物炭添加量往往很高[34,35]。这在实际运用中由于成本问题往往很难实现，并且还有研究表明生物炭添加量过高会导致土壤性质造成不可逆损伤。因此在后续研究中将综合成本问题可持续利用问题，考虑使用生物炭与其他修复方式如微生物法联用深度治理土壤Cd污染问题。

4 结论

利用湿地植物芦苇、香蒲、美人蕉在400 ℃、500 ℃、600 ℃的热解温度下制备生物炭，除芦苇生物炭外，其余两类湿地植物生物均能有效降低易迁移部分的Cd含量，显著降低了Cd的生态毒性和生物利用率，其中效果最好的为热解温度为500℃的美人蕉生物炭。并在后续的盆栽实验中，该生物炭能够促进蔬菜生长，并降低蔬菜摄入Cd的含量，抑制Cd从根部向上转移，降低食用风险，并提高了植物的抗氧化能力。为湿地植物生物炭在土壤重金属固化方面的应用和规模化生产提供一定参考。

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The Effect of Biochar Produced by Different Wetland Plants on on Immobilization of Cd and Plant Physiology in Contaminated Soil

PU Dong-wei1,3, QIU Liang1,2*, ZHOU Qiao-hong1, LIANG Wei1

1.430072,2.430072,3.100049,

The performance differences of cadmium solidification of different wetland plant biochar were compared, and the effect of wetland plant biochar on the migration and transformation of cadmium in vegetables planted on cadmium containing soil was explored, so as to provide a certain basis for the resource utilization of wetland plants and the practical application of biochar to repair heavy metal soil. Batch experiments were conducted to assess the influence of biochar pyrolyzed from wetland waste plant (Reed; Typha; Canna) on immobilization of Cd in contaminated soil. Results showed that biochar could all enhance the residual state of Cd in soil. Moreover, Canna biochar pyrolyzed at 500 ℃ showed the best immobilization capacity. It can significantly decrease the exchangeable state and the state of bound to carbonates from 92.08% to 67.64%. Besides, it showed the great performance in TCLP and CaCl2-extraced Cd experiments. Furthermore, after biochar amended, the Cd in edible part decreased sharply and increased the biomass in pot experiment. Our research can provide a certain basis for the resource utilization of wetland plants as and the practical application of biochar to remediate heavy metal soils.

Biochar; Cd; soil remediation

S151.9+4

A

1000-2324(2022)04-0574-10

10.3969/j.issn.1000-2324.2022.04.012

2022-04-27

2022-05-11

普东伟(1997-),男,硕士研究生,研究方向为环境污染生态修复. E-mail:18669065426@163.com

Author for correspondence. E-mail:328272861@qq.com