农药、化肥的不合理施用和长期污灌等已造成菜地土壤重金属污染。根据资料显示，我国接近 2 000万hm² 的耕地面积已惨遭重金属污染^[1]，其中珠江三角洲附近的菜地土壤重金属污染尤为严重^[2-3]。调查数据显示，目前广东省近40%的菜地土壤已受不同重金属的污染，主要是Cd和Pb污染，10%属严重超标^[4]。因此，加强广东省菜地土壤重金属污染的防控已迫在眉睫。

大量研究表明，蔬菜体内的重金属含量与土壤中的重金属有效态含量成正相关^[5-7]，降低土壤中重金属有效态含量则可减少植物吸收重金属，因此，降低菜地土壤重金属的有效态含量是缓解当前菜地土壤重金属污染的最直接途径之一。有研究表明，向污染的土壤中添加生物炭，可降低土壤重金属的有效态含量，从而降低重金属的生物有效性^[8-9]。

Fe是多种植物生长发育的必需矿物元素，相关研究发现Fe可减少作物吸收和积累Cd等重金属^[10-11]，而植物培养过程中缺Fe则会增加其对Cd等重金属的积累^[12]。硅肥中的Si能提高土壤和植物根际pH^[13]，提高植物对重金属毒害的耐受力^[14]，增强植物根际氧化能力，从而改变土壤中的重金属形态，最终改变其在土壤中的生物有效性^[15]。

有研究证明，水钠锰矿负载型稻壳生物炭相对于稻壳生物炭来说大大增加了对Cd的吸附能力^[16]，但鲜有报道生物炭和微肥复合施用对土壤重金属形态的影响，因此本文选择皇竹草生物炭、咖啡渣生物炭和花生壳生物炭3种生物炭配施铁肥、锰肥和硅肥3种微量元素肥料作为土壤添加剂，研究不同组合添加剂对土壤中重金属Cd、Pb、Zn、Cu和Ni的钝化作用，从而筛选出生物炭配施微肥的最佳配剂，为农田土壤重金属污染控制提供理论参考。

1 材料与方法 1.1 试验材料

供试土壤采自广州市白云区某菜地耕作层，土壤风干后磨细，过 2 mm筛备用。土壤类型为黏壤土，主要农化性状为：pH 6.3，有机质33.73g·kg^–1，铵态氮16.75 mg·kg^–1，有效磷40.57 mg·kg^–1，速效钾19.07 mg·kg^–1。本试验所用皇竹草采自华南农业大学生态农场，咖啡渣由星巴克咖啡厅提供，参考赖长鸿等^[17]将原料皇竹草和咖啡渣在500 ℃条件下制备成生物炭。花生壳生物炭(500 ℃)购自某公司。供试土壤和供试生物炭重金属含量见表1。本试验中所述的微肥包括铁肥、锰肥和硅肥，分别以FeSO₄·7H₂O[w(Fe)为20.1%]、MnSO₄·H₂O[w(Mn)为31.8%]和Na₂SiO₃·5H₂O[w(SiO₂)为28%]溶液的形式施入土壤中。

1.2 试验设计

试验共设15个处理(表2)，每处理重复6次。将备好的土壤装入无盖的塑料盆(高12 cm、直径8 cm)内，每盆装150 g，然后施加生物炭和微肥，其中生物炭按2%的质量比施入土壤中，铁肥、锰肥和硅肥用量分别为1.300、0.010和0.428 g·kg^–1，施入后充分搅拌均匀。置于培养箱(25±2) ℃条件下无光照培养。控制土壤含水量为田间最大持水量的40%左右，并每2~3 d称量塑料杯的质量，补充定量的去离子水，培养从2016年10月20日开始，分别于11月2和16日(即培养14和28 d后)分2次取土样，每次每个处理组随机取土样3盆，测定其Cd、Pb、Zn、Cu和Ni的有效态含量。

1.3 分析测定方法

土壤pH参照鲍士旦^[18]的分析方法(水土质量比为2.5∶1.0)测定。土壤有机质含量采用土壤碳氮转化测量系统(BaPS-SI)测定。土壤铵态氮、有效磷和速效钾含量采用联合浸提–比色法测定^[19]。

土壤有效态Cd、Pb、Zn、Cu和Ni含量采用二乙烯三胺五乙酸–氯化钙–三乙醇胺(DTPA–CaCl₂–TEA)缓冲溶液浸提法测定^[20]，最后提取液用火焰原子吸收分光光度计(岛津AA-6800)测定。

1.4 数据分析

试验数据用Excel软件(2013 版)进行处理，采用SPSS 20.0 的单因素方差分析(One-way ANOVA)和独立样本t检验法进行各处理间的显著性分析。以土壤中Cd、Pb、Zn、Cu和Ni这5种重金属的有效态含量为聚类指标，以阈值为5作为聚类标准，采用WARD系统聚类法(度量标准是欧氏距离平方)对各处理进行聚类分析。

2 结果与分析 2.1 添加生物炭和微肥对土壤有效态重金属含量的影响 2.1.1 添加生物炭和微肥对土壤中有效态Cu含量的影响

土壤培养14 d后，加入生物炭或微肥的处理组T1、T2、T3、T4、T7、T8、T10、T11、T13、T14和T15土壤的有效态Cu含量均显著低于对照组T0(P<0.05)。总体看，生物炭配施微肥的复合处理组对有效态Cu含量的降低效果比相应的单一处理组好，降低效果最好的4个处理组依次是T7(皇竹草生物炭+铁肥)、T14(花生壳生物炭+锰肥)、T10(咖啡渣生物炭+铁肥)和T8(皇竹草生物炭+锰肥)，有效态Cu含量分别比对照组降低了32.94%、32.22%、27.21%和22.91%(图1)。

培养28 d后，处理组T3、T4、T6、T7、T8、T9、T10、T12、T13、T14和T15的有效态Cu含量均显著低于对照组T0(P<0.05)，降低效果最好的依次是T13(花生壳生物炭+铁肥)、T10(咖啡渣生物炭+铁肥)和T7(皇竹草生物炭+铁肥)，分别降低了49.06%、48.11%和44.81%(图1)。

分别对培养14和28 d后各处理组土壤的有效态Cu含量进行比较(独立样本t检验法，下同)发现，培养28 d后的处理组T9和T13有效态Cu含量与14 d比显著降低，T2处理组显著升高，其他处理组无显著性差异。

2.1.2 添加生物炭和微肥对土壤中有效态Ni含量的影响

土壤培养14 d后，加入生物炭或微肥的处理组T3、T4、T8、T9、T10、T11、T12、T14和T15土壤有效态Ni含量显著低于对照组T0(P<0.05)。总体看，生物炭配施微肥的复合处理组降低效果比相应的单一处理组好。降低效果最好的4个处理组依次是T11(咖啡渣生物炭+锰肥)、T10(咖啡渣生物炭+铁肥)、T12(咖啡渣生物炭+硅肥)和T3(硅肥)，分别比对照组降低了24.53%、22.64%、20.75%和17%(图2)。

培养28 d后，处理组T9、T10、T11、T12、T13和T14土壤的有效态Ni含量均显著低于对照组(P<0.05)，其中降低效果最好的依次是T12(咖啡渣生物炭+硅肥)、T14(花生壳生物炭+锰肥)和T11(咖啡渣生物炭+锰肥)，分别比对照组降低了23.73%、16.95%和14.41%(图2)。

与培养14 d相比，培养28 d后各处理组土壤的有效态Ni含量都升高，其中T1、T3、T4、T5、T7、T8、T9、T10和T11处理组差异达到显著水平。

2.1.3 添加生物炭和微肥对土壤中有效态Pb含量的影响

土壤培养14 d后，加入生物炭或微肥各处理组土壤的有效态Pb含量均显著低于对照组T0(P<0.05)。降低效果最好的处理组依次是T3(硅肥)、T4(皇竹草生物炭)、T7(皇竹草生物炭+铁肥)、T10(咖啡渣生物炭+铁肥)，分别比对照组降低了36.70%、35.37%、31.26%和29.71%(图3)。

培养28 d后，处理组T3、T4、T5、T7、T9、T10、T12、T13和T14的有效态Pb含量仍显著低于对照组T0(P<0.05)，降低效果最好的依次是T10(咖啡渣生物炭+铁肥)、T5(咖啡渣生物炭)和T13(花生壳生物炭+铁肥)处理组，分别比对照组降低了20.6%、19.1%和18.9%(图3)；与培养14 d相比，各处理组土壤的有效态Pb含量均升高，其中T1、T2、T3、T4、T6、T7、T8、T9、T11和T15处理组土壤的有效态Pb含量显著升高，其他处理组无显著差异。

2.1.4 添加生物炭和微肥对土壤中有效态Zn含量的影响

土壤培养14 d后，加入生物炭或微肥的处理组T3、T7、T8、T9、T10、T11、T12、T14和T15的有效态Zn含量显著低于对照组T0(P<0.05)，降低效果最好的处理组依次是T10(咖啡渣生物炭+铁肥)、T11(咖啡渣生物炭+锰肥)、T3(硅肥)和T7(皇竹草生物炭+铁肥)，分别比对照组降低了10.35%、10.12%、8.47%和6.82%(图4)。

与14 d相比，培养28 d后土壤有效态Zn含量有所升高，但处理组T5、T10、T11、T12和T13仍显著低于对照组(P<0.05)，降低效果最好的依次是T12(咖啡渣生物炭+硅肥)、T10(咖啡渣生物炭+铁肥)和T11(咖啡渣生物炭+锰肥)，分别比对照组降低了9.72%、8.06%和6.16%(图4)。

2.1.5 添加生物炭和微肥对土壤中有效态Cd含量的影响

土壤培养14 d后，加入生物炭或微肥的处理组T1、T3、T4、T6、T7、T8、T9、T10、T11和T15的有效态Cd含量显著低于对照组T0(P<0.05)。总体来看，生物炭配施微肥的复合处理组的降低效果比其相应的单一处理组好。降低效果最好的处理组依次是T7(皇竹草生物炭+铁肥)，T1(铁肥)，T3(硅肥)、T4(皇竹草生物炭)、T6(花生壳生物炭)、T8(皇竹草生物炭+锰肥)、T10(咖啡渣生物炭+铁肥)，分别比对照组降低了21.21%、18.18%和15.15%(其中T3、T4、T6、T8、T10的有效态Cd含量相同)(图5)。

培养28 d后，处理组T1、T3、T4、T5、T6、T7、T8、T9、T10、T11和T15的土壤有效态Cd含量均显著低于对照组(P<0.05)，降低效果最好的依次是T5(咖啡渣生物炭)和T7(皇竹草生物炭+铁肥)，T8(皇竹草生物炭+锰肥)、T10(咖啡渣生物炭+铁肥)和T6(花生壳生物炭)，分别比对照组降低了18.18%(T5和T7的有效态Cd含量相同)和15.15%(T6、T8和T10的有效态Cd含量相同)(图5)。

经显著性检验得知，培养14和28 d各处理组土壤的有效态Cd含量均无显著差异。

2.2 不同处理组的聚类与评价

为了更好地分析评价各种生物炭及微肥处理对土壤重金属的钝化效果，以培养14 d后土壤中5种重金属Cu、Ni、Pb、Zn和Cd的有效态含量作为聚类指标，采用WARD系统聚类分析法(欧氏距离平方)，将16个处理组聚成了3大类，结果如图6所示。第1类是对重金属钝化效果最好的处理组，共6个，分别为T10(咖啡渣生物炭+铁肥)、T11(咖啡渣生物炭+锰肥)、T3(硅肥)、T8(皇竹草生物炭+锰肥)、T4(皇竹草生物炭)和T7(皇竹草生物炭+铁肥)；第2类是对重金属钝化效果中等的9个处理组，分别为T1(铁肥)、T2(锰肥)、T5(咖啡渣生物炭)、T6(花生壳生物炭)、T9(皇竹草生物炭+硅肥)、T12(咖啡渣生物炭+硅肥)、T13(花生壳生物炭+铁肥)、T14(花生壳生物炭+锰肥)和T15(花生壳生物炭+硅肥)；第3类是对照T0, 对重金属钝化效果最差。

3 讨论与结论

生物炭具有较大孔隙度和比表面积，对重金属有很强的吸附能力，可降低土壤中有效态重金属含量^[21-22]。有研究证明皇竹草生物炭比花生壳生物炭颗粒更细小，其单位质量的生物炭比表面积更大；花生壳生物炭表面较光滑，而皇竹草生物炭表面较粗糙且疏松多孔^[23-24]；咖啡渣表面结构致密无孔，不利于活化剂渗透入组织结构中，但咖啡渣生物炭表面凹凸不平，结构复杂，因此吸附性能较好^[25]。生物炭的这些结构、组成差异能够对其吸附性能产生较明显的影响，施入土中将影响土壤有效态重金属的含量。本研究中，向土壤中添加皇竹草生物炭能够显著降低土壤有效态Cd、Pb、Cu和Ni含量。

施加铁肥一方面能提高土壤中的有效态Fe含量，减少膜转运蛋白OsIRT1 和OsIRT2，另一方面可与Cd²⁺竞争膜转运蛋白OsIRT1 和OsIRT2，以减少Cd的吸收^[26]。硅肥中所含的 ${\rm{SiO}}^{2-}_3 $ 与Cd、Pb和Zn等重金属发生化学反应，形成新的不易被植物吸收的硅酸化合物而沉淀下来^[27-28]。李平等^[29]已证明土壤中添加硅肥能显著降低土壤交换态Cd含量，且在15 d时达到最低值。本研究发现，铁肥、硅肥能显著降低土壤有效态Cu、Pb和Cd含量，且在14 d时降低到最小，与前人研究结果一致。

有研究证明土壤中加入紫云英在30 d时能降低土壤交换态Cd含量，而在90 d时交换态Cd含量又有显著提高，这表明添加有机物料后氧化锰结合态Cd不稳定，并向交换态Cd转化^[30]。殷飞等^[31]发现土壤中Pb和Zn的铁锰氧化物结合态、碳酸盐结合态所占比例较大，而Cd的主要赋存形态是残渣态，其次是铁锰氧化物结合态，Cu的主要赋存形态是碳酸盐结合态，其次是有机结合态，说明不同重金属在土壤中的存在形态及比例各不相同，当外源添加改良剂时可改变土壤有效态重金属含量。在本研究中，皇竹草生物炭配施铁肥以及咖啡渣生物炭配施铁肥处理后，培养14 d时土壤5种重金属Cd、Pb、Cu、Ni和Zn都分别降低，28 d时有效态Cu含量继续降低，有效态Cd含量无明显变化，但有效态Pb、Zn和Ni含量升高，分析原因可能是Pb、Zn和Ni的铁锰氧化物结合态并不稳定，28 d时向有效态转化使有效态含量升高。综合来说，生物炭配施微肥对重金属的吸附是一个复杂的过程，因为有机物料对重金属的钝化过程比较复杂，其生物有效性取决于有机物料本身的性质、对土壤pH的作用、内在的氧化还原作用、土壤类型以及重金属离子的性质等^[32]。

综上所述，生物炭配施微肥对土壤有效态重金属含量降低的效果优于单一施加生物炭或单一微肥，其中皇竹草生物炭配施铁肥对有效态Cu、Pb、Zn和Cd含量的降低效果最佳，可用于土壤重金属复合污染的钝化。