張海波，閆洋洋，程紅艷，常建寧，黃菲，張國勝，閆夢

（山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，山西 太谷030801）

隨著全球化與工業(yè)化的高速發(fā)展，冶金工業(yè)、化學(xué)制造業(yè)以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)規(guī)模的不斷壯大，我國農(nóng)田土壤正面臨著嚴(yán)重的重金屬污染問題，對人類健康和生態(tài)系統(tǒng)安全構(gòu)成了巨大的風(fēng)險［1～3］。其中，以Pb、Cd 兩種重金屬元素的影響較為突出，其點(diǎn)位超標(biāo)率分別達(dá)到了1.5%與7.0%［4］。大量研究表明，土壤中重金屬的毒性主要與其在土壤中的賦予形態(tài)以及生物有效性有關(guān)［1，5］。因此，通過對土壤中遷移性較高形態(tài)重金屬的固定來降低重金屬的生物有效性至關(guān)重要。在眾多的土壤重金屬修復(fù)方法中，原位鈍化修復(fù)技術(shù)因綠色、經(jīng)濟(jì)及適用范圍廣等優(yōu)點(diǎn)受到越來越多的關(guān)注，其主要依靠吸附、絡(luò)合以及沉淀等方式降低重金屬活性以中斷土壤-植物系統(tǒng)中重金屬的轉(zhuǎn)移，進(jìn)而達(dá)到安全利用受污染土壤的目的，但該技術(shù)的關(guān)鍵在于對鈍化材料的選?。?，6］。

生物炭是一種在限氧條件下經(jīng)熱化學(xué)轉(zhuǎn)化制備而成的富炭固體，因其具有的優(yōu)良性能（大比表面、多孔結(jié)構(gòu)以及豐富的官能團(tuán)等）被認(rèn)為是一種具有足夠適用性與選擇性的環(huán)境修復(fù)材料［7］。近些年來，玉米秸稈、花生殼、污泥與餐廚垃圾等一些固體廢棄物已被制備成生物炭，應(yīng)用于固化土壤中的重金屬以及降低農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險方面，并表現(xiàn)出了巨大的修復(fù)潛力［8～10］。已有大量研究發(fā)現(xiàn)，生物炭對土壤中重金屬的固化能力很大程度上受其理化性質(zhì)的影響，而生物質(zhì)原料組分又是影響其性質(zhì)的主要因素［11，12］。因此，選擇合適的生物質(zhì)原料是開發(fā)出低成本、高效率重金屬吸附產(chǎn)品的必要條件。

我國是世界上最大的食用菌生產(chǎn)國，產(chǎn)量占世界總產(chǎn)量的75%以上［13］。據(jù)統(tǒng)計，2018 年我國食用菌總產(chǎn)量約為4.0×107t，隨之帶來的副產(chǎn)品-菌糠的數(shù)量高達(dá)2.0×108t［14］。目前除少數(shù)菌糠被循環(huán)利用外，絕大多數(shù)都被露天堆砌或焚燒，這不僅是可用資源的浪費(fèi)，而且會對空氣以及地表水造成嚴(yán)重污染［13］。由于菌糠具有豐富的官能團(tuán)以及礦質(zhì)元素，研究者們已將其作為土壤改良劑應(yīng)用于修復(fù)重金屬污染土壤。劉學(xué)生等［15］研究發(fā)現(xiàn)菌糠的施用可以提高土壤pH，降低土壤中有效態(tài)Pb 的含量。Han 等［16］發(fā)現(xiàn)菌糠的添加可以促進(jìn)土壤中的Pb、Zn 由遷移性較高的形態(tài)向較穩(wěn)定的形態(tài)轉(zhuǎn)化。郝千萍等［17］通過盆栽實(shí)驗研究了菌糠對石灰性Cu 污染土壤中玉米生長的影響，發(fā)現(xiàn)菌糠的添加可以降低Cu 在玉米各部位的累積量，緩解Cu 對玉米生長的脅迫作用。然而，將菌糠制備成生物炭用于重金屬污染土壤的修復(fù)或許為一種更好的選擇，關(guān)于其理化性質(zhì)以及鈍化效果方面的研究信息尚需完善。因此，本研究選用靈芝、平菇與繡球3 種菌糠作為生物質(zhì)原料，在500 ℃條件下限氧熱解制備生物炭，通過SEM、BET、FTIR、Zeta 電位分析等多種技術(shù)對其進(jìn)行表征。并通過盆栽試驗研究了3 種菌糠生物炭對土壤中Pb、Cd 的鈍化效果以及甜菜生長的影響，以期為固廢處理以及菌糠生物炭修復(fù)Pb、Cd 復(fù)合污染土壤提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

1.1.1 生物炭的制備

3 種菌糠取自山西農(nóng)業(yè)大學(xué)食用菌研究中心，經(jīng)70 ℃烘干后篩分至1 mm。將過篩后的樣品放入熱解爐中，經(jīng)壓實(shí)密封后在500 ℃下慢速熱解2 h（升溫速率設(shè)置為10 ℃·min-1），此溫度下生物炭的產(chǎn)率、含氧官能團(tuán)數(shù)量適中，且能耗較相對較低［18］。待自然冷卻至室溫后，研磨過100 目篩，隨后將制備的菌糠生物炭收集于密封袋中保存以備用。根據(jù)原料名稱，將靈芝、平菇與繡球3 種菌糠生物炭分別命名為GSBC、PSBC 與SCBC。

1.1.2 供試作物及土壤

盆栽試驗于2019 年4 月在山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境試驗站的日光大棚中進(jìn)行。供試農(nóng)作物為葉可食甜菜（Beta vulgarisL.），生育期為40 d。供試盆栽土壤采自湖南省湘陰縣某污灌區(qū)試驗田，在0～20 cm 深度進(jìn)行土樣采集，待自然風(fēng)干后過篩（2 mm）以備用。土壤基本化學(xué)性質(zhì)：pH 值5.82，有機(jī)質(zhì)25.42 g·kg-1，速效N 含量114.29 mg·kg-1，有效P 含量26.73 mg·kg-1，速 效K 含量145.69 mg·kg-1，全量Pb 濃度264.17 mg·kg-1，全量Cd 濃度23.48 mg·kg-1。其中，土壤中Pb、Cd 的含量均超過了農(nóng)用地土壤重金屬污染風(fēng)險篩選值（GB 15618-2018）。

1.2 試驗設(shè)計

本試驗為完全隨機(jī)設(shè)計，將過篩后的土樣與3種生物炭混合攪拌均勻后置于底部平鋪適量玻璃珠的PVC 盆中（直徑15 cm、高20 cm），每盆裝風(fēng)干土2.5 kg，GSBC、PSBC 與SCBC 的添加量均設(shè)置為1.5%。設(shè)CK（不添加生物炭），GS（加入GSBC）、PS（加入PSBC）以及SC（加入SCBC）4 個處理，每個處理設(shè)置3 個平行，共12 盆。在甜菜的生長過程中，嚴(yán)格進(jìn)行田間管理，及時進(jìn)行澆水（適當(dāng)?shù)乃浚?、除草，盡最大可能的避免其它可控因素造成的影響。隨后，在甜菜成熟后進(jìn)行土樣的采集，待自然風(fēng)干后過篩、密封裝袋以待進(jìn)一步試驗檢測。此外，采集一部分新鮮的甜菜葉片貯存于冰箱，以測定植物生理特性等指標(biāo)。將收獲后整株甜菜的地上部分與根部分開，使用去離子水反復(fù)沖洗，保證不留任何泥土。然后在105 ℃烘箱內(nèi)殺青30 min，于75 ℃下進(jìn)行烘干直至達(dá)到質(zhì)量衡定，研磨后密封裝袋以備用。

1.3 測定項目及方法

1.3.1 生物炭表征

通過在馬弗爐中敞口灼燒（800 ℃）測定菌糠生物炭的灰分；使用pH 計（PHS-4C）測定菌糠生物炭的pH 值，固水比設(shè)置為1∶20（m·v-1）；使用元素分析儀測定菌糠生物炭的C、N、H 含量，根據(jù)質(zhì)量平衡計算O 的含量；使用掃描電鏡（JSM-6490LV）在放大2 000 倍的條件下對菌糠生物炭的表面形貌進(jìn)行了觀察；使用表面孔徑分析儀（ASAP2020）測定菌糠生物炭的比表面積與孔徑分布特征；使用Zeta 電位分析儀（ZS90）測定菌糠生物炭表面的Zeta 電位；使用X 射線衍射儀（D8 Advance）分析了菌糠生物炭表面的晶體結(jié)構(gòu)；通過FTIR 分析儀（Nicolet）測定了菌糠生物炭表面的官能團(tuán)，通過KBr 進(jìn)行壓片后，在500～4 000 cm-1波長范圍內(nèi)掃描64 次獲得光譜。

1.3.2 土壤檢測指標(biāo)及方法

采用玻璃電極法測定土壤pH 值（1∶2.5 土水比）；土壤中Pb、Cd 各形態(tài)分級采用BCR 四步連續(xù)提取法進(jìn)行提?。?9］，弱酸可提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)與殘渣態(tài)Pb、Cd 的含量使用原子吸收分光光度計進(jìn)行測定。

1.3.3 植物檢測指標(biāo)及方法

為了評估土壤中的Pb、Cd 對甜菜的毒害作用，分別檢測了甜菜株高、鮮重、葉綠素、丙二醛（MAD）、超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化氫酶（CAT）與過氧化物酶（POD）等指標(biāo)。甜菜葉綠素含量采用酒精丙酮浸提法測定，MAD 含量采用硫代巴比妥酸比色法測定，SOD 活性采用氮藍(lán)四唑光還原法（NBT）測定，POD 活性采用愈創(chuàng)木酚比色法測定，CAT 活性采用碘量滴定法測定［20］。

甜菜各部位中Pb、Cd 的含量利用4∶1 硝酸-高氯酸（體積比）進(jìn)行消煮，使用電感耦合等離子光譜儀（ICP-OES）進(jìn)行測定。為了進(jìn)一步反應(yīng)Pb、Cd 在甜菜各部位的累積與轉(zhuǎn)運(yùn)情況，對其富集系數(shù)與轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)進(jìn)行了計算，公式如下：

富集系數(shù)（EC）=植物中重金屬含量/土壤中重金屬含量×100；

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）=地上部位重金屬含量/地下部位重金屬含量×100。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)使用Microsoft Excel 進(jìn)行整理分析，使用OriginPro2016 進(jìn)行圖形繪制，并通過SPSS系統(tǒng)（P＜0.05）進(jìn)行顯著性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭的表征

2.1.1 不同菌糠生物炭的基本性質(zhì)

不同菌糠生物炭的主要理化性質(zhì)見表1。GSBC、PSBC 與SCBC 的產(chǎn)率分別為35.16%、37.29%與41.27%，其中SCBC 產(chǎn)率最高。GSBC的灰分含量明顯高于其它2 種生物炭，達(dá)到了37.23%，其含量分別是PSBC 與SCBC 的2.5 與5.5 倍。同時相較 于PSBC 與SCBC，GSBC 也 表現(xiàn)出較強(qiáng)的堿性（pH=10.57）。此外，不同菌糠生物炭中的C、H、O、N 含量因菌糠原料的不同呈現(xiàn)出一定的差異，SCBC 中的C 元素含量最高，H/C比值最低，表明其具有較多的芳香結(jié)構(gòu)［21］。3 種菌糠生物炭的Zeta 電位值為- 29.6、- 32.4與-35.9 mV，說明GSBC、PSBC 與SCBC 表面均帶有大量的負(fù)電荷，這將有利于吸附土壤中的Pb、Cd 重金屬離子［22］。

表1 生物炭的基本性質(zhì)Table 1 The physic-chemical properties of biochars

基于BJH 理論計算出的不同菌糠生物炭的孔徑大小結(jié)果表明，3 種生物炭的平均孔徑（7.87～10.83 nm）均介于2～50 nm 之間，屬于介孔結(jié)構(gòu)［23］。GSBC 的孔徑體積分別是PSBC 與SCBC的1.3 與4.5 倍，表明GSBC 擁有良好的多孔結(jié)構(gòu)。同時，GSBC 的比表面積（41.32 m2·g-1）遠(yuǎn)高于PSBC（22.09 m2·g-1）與SCBC（8.32 m2·g-1）。上述孔徑分布結(jié)果表明，相較于PSBC 與SCBC，GSBC 具有大比表面與良好的孔徑結(jié)構(gòu)，這些特性可為其吸附土壤中的Pb、Cd 提供更多的結(jié)合位點(diǎn)，進(jìn)而有利于對土壤中的Pb、Cd 進(jìn)行固化［24］。

2.1.2 不同菌糠生物炭的SEM 分析

生物炭的表面形貌與結(jié)構(gòu)主要取決于熱解條件和原料的胞狀結(jié)構(gòu)。在放大2 000 倍的條件下觀察發(fā)現(xiàn)，所有生物炭表面均可見多孔結(jié)構(gòu)，且表面上含有大量凸起或者附著物（圖1）。在這3 種生物炭中，炭化后的GSBC 的表面分布了致密的孔狀結(jié)構(gòu)，孔隙率較高，PSBC 的骨架結(jié)構(gòu)較清晰，孔隙相對較大，而SCBC 表面僅分布了少數(shù)大孔徑結(jié)構(gòu)，孔隙率較低。上述發(fā)現(xiàn)表明，相較其它2 種生物炭，GSBC 具有更高的孔隙率，良好的孔狀結(jié)構(gòu)。結(jié)合上述孔徑分析所得出的結(jié)果（表1），充分驗證了GSBC 的比表面積遠(yuǎn)大于其它2 種生物炭這一結(jié)論。

圖1 不同菌糠生物炭的掃描電鏡圖（2000 倍）Fig.1 SEM image of different biochars（×2000）

2.1.3 不同菌糠生物炭的X 射線衍射分析

3 種生物炭的XRD 圖譜上均出現(xiàn)兩條明顯的衍射峰，分別代表SiO2（2θ=26.6o）與CaCO3（2θ=29.4o）晶體相，表明GSBC、PSBC 與SCBC 均富含石英和方解石（圖2）。此外，不同菌糠生物炭的衍射峰強(qiáng)度差異較大。如與代表方解石的衍射峰進(jìn)行對比發(fā)現(xiàn)，3 種生物炭的峰值強(qiáng)度大小順序表現(xiàn)為GSBC＞PSBC＞SCBC，而SiO2變化規(guī)律則與之相反。

圖2 不同菌糠生物炭的XRD 圖譜Fig.2 XRD patterns of different biochars

2.1.4 不同菌糠生物炭的FTIR 分析

不同菌糠生物炭的紅外光譜圖（FTIR）見圖3，GSBC、PSBC 與SCBC 在3 412、1 631、1 589、1 410、1 383、874 與760 cm-1位置存在明顯的吸收峰，表明3 種生物炭表面含有豐富的官能團(tuán)。同時，不同菌糠生物炭的光譜圖上也可反映出表面官能團(tuán)的變化。在1 631 與1 383 cm-1處的吸收峰分別為羧酸的C=O 振動峰與酚羥基（-OH）伸縮振動峰［25，26］，相較于GSBC 與PSBC，SCBC 的這2種官能團(tuán)的峰值強(qiáng)度均為最高。而對于1 410 cm-1出現(xiàn)的芳香C=C 環(huán)振動峰［27］，SCBC 的吸收峰強(qiáng)度則低于其它2 種生物炭。874 cm-1處出現(xiàn)的吸收峰為CaCO3晶體的典型振動峰［28］，相比于SCBC，GSBC 與PSBC 的 峰 值 強(qiáng)度較高，這 與XRD 的分析結(jié)果一致（圖2）。光譜中的其它吸收峰分別代表-OH（3 412 cm-1）、芳香性C=O（1 589 cm-1）與芳香C-H（760 cm-1）振動峰［26，29，30］，而這些峰的強(qiáng)度沒有明顯變化，說明3 種生物炭具有相似的特征。

圖3 不同菌糠生物炭的紅外光譜圖Fig.3 FTIR spectra of different biochars

2.2 不同菌糠生物炭對土壤pH 的影響

土壤pH 值是重金屬在土壤中進(jìn)行溶解-沉淀、吸附-解吸反應(yīng)過程中的重要因素。由圖4 可見，GSBC、PSBC 與SCBC 施入后，土壤pH 值具有不同程度的升高。與CK 進(jìn)行對比，處理GS、PS與SC 中土壤pH 值分別顯著增加了1.74、1.18 與0.97 個單位，且各處理間差異顯著。其中，處理GS 對于土壤pH 的提高效果最佳，證明GSBC 的堿性最強(qiáng)（表1）。

圖4 不同菌糠生物炭對土壤pH 的影響Fig.4 Effect of different biochars on soil pH

2.3 不同菌糠生物炭對土壤中Pb、Cd 各形態(tài)分布的影響

土壤中存在的不同形態(tài)重金屬的含量可以用于評估土壤污染對自然環(huán)境中生物的危害。如圖5 所示，土壤中的Pb 主要以可還原態(tài)的形式存在，所占比例為51.77%，而土壤中的Cd 則主要以弱酸可提取態(tài)的形式存在，占比高達(dá)37.14%。GSBC、PSBC 與SCBC 添加后，土壤中各形態(tài)Pb、Cd的含量均發(fā)生了不同程度的變化。與CK 相比，土壤中的弱酸可提取態(tài)Pb 的含量顯著降低了13.59%～51.55%，且各處理間差異顯著。土壤中可還原態(tài)Pb 的含量較CK 降低了12.50%～34.29%，且除處理SC 外其余處理均達(dá)到顯著性水平。土壤中可氧化態(tài)與殘渣態(tài)Pb 的含量較CK分 別 增 加 了 22.90%～55.60% 與 16.08%～48.86%。對于Cd，土壤中弱酸可提取態(tài)與可還原態(tài)Cd 的含量較CK 分別顯著降低了18.75%～56.25%與16.00%～40.00%，可氧化態(tài)與殘渣態(tài)Cd 含量則分別增加了20.00%～120.00% 與42.86%～128.57%。綜上，不同菌糠生物炭的施用均可促進(jìn)土壤中Pb、Cd 由弱酸可提取態(tài)與可還原態(tài)向可氧化態(tài)與殘渣態(tài)進(jìn)行轉(zhuǎn)化，降低土壤中Pb、Cd 的生物有效性，這表明菌糠生物炭的添加促進(jìn)了土壤中易遷移態(tài)Pb、Cd 的固定。其中，GSBC 對土壤中Pb、Cd 的固化效果均表現(xiàn)最佳。

圖5 不同菌糠生物炭對土壤中不同形態(tài)Pb、Cd 含量的影響Fig.5 Effects of different biochars on different speciation contents of Pb/Cd in soil

2.4 不同菌糠生物炭對甜菜生長及生理特性的影響

GSBC、PSBC 與SCBC 的添加均可顯著增加甜菜的株高、鮮重以及葉綠素的含量（表2），說明不同菌糠生物炭的施用均可促進(jìn)甜菜的生長。其中，處理GS 的增加效果最好，甜菜的株高、鮮重與葉綠素含量分別為36.70 cm、97.55 g、1.12 mg·g-1，較CK 增加了62.89%、71.80%與69.70%。

MAD、SOD、CAT 與POD 是4 種用于反映作物抗脅迫能力的常見指標(biāo)，可以間接呈現(xiàn)出重金屬Pb、Cd 對甜菜的脅迫程度［31］。由表3 可見，不同菌糠生物炭的施用后，甜菜的4 種抗逆性指標(biāo)均發(fā)生了不同程度的變化。與CK 對比，處理GS、PS與SC 甜菜中MAD 的含量分別顯著降低了65.93%、23.08%與50.00%，且各處理間差異顯著。對于甜菜中SOD、CAT 與POD 的活性，GS、PS 與SC 較CK 分別顯著提高了13.84%～67.04%、17.39%～60.87%、20.33%～68.51%。上述結(jié)果表明，不同菌糠生物炭的施用極大的減弱了土壤中的Pb、Cd 對甜菜生長的脅迫作用。

表2 不同菌糠生物炭對甜菜生長的影響Table 2 Effects of different biochars on sugarbeet growth

表3 不同菌糠生物炭對甜菜生理指標(biāo)的影響Table 3 Effects of different biochars on physiological index of sugarbeet

2.5 不同菌糠生物炭對甜菜各部位中Pb、Cd 含量的影響

不同菌糠生物炭施入土壤后，與CK 相比，甜菜各部位中Pb、Cd 的含量均顯著降低，且各處理間差異顯著（表4），地上部與根部Pb 的平均降幅分別達(dá)到了43.52%與42.86%，Cd 的平均降幅分別達(dá)到了54.48%與55.42%。其中，處理GS 對于甜菜各部位中Pb、Cd 的降低效果最好，甜菜地上部與根部Pb 的含量分別為1.29 與28.38 mg·kg-1，較CK 分別顯著降低了76.67%與64.81%。地上部與根部中Cd 的含量分別達(dá)到了0.34 與2.15 mg·kg-1，較CK 分 別 顯 著降低 了85.71% 與95.55%。雖然處理GS 對于甜菜各部位中Pb、Cd的含量的降低均具有較好的效果，但由于土壤自身含有的較高濃度的Pb、Cd（264.17 與23.48 mg·kg-1），致使甜菜可食部位中Pb、Cd 的含量均超過了國家食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)。

2.6 不同菌糠生物炭對甜菜中Pb、Cd 富集與轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

為了更準(zhǔn)確的了解不同菌糠生物炭對Pb、Cd在甜菜體內(nèi)富集與轉(zhuǎn)運(yùn)的影響，采用富集系數(shù)與轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)來研究Pb、Cd 在甜菜的累積轉(zhuǎn)運(yùn)特征（表5）。不同菌糠生物炭施入土壤后，甜菜地上部與根部對Pb、Cd 的富集系數(shù)均顯著降低，表明GSBC、PSBC 與SCBC 的施用均有效減少了Pb、Cd在甜菜體內(nèi)的累積。其中，處理GS 中甜菜對Pb、Cd 的富集系數(shù)最小，且與其它處理間的差異達(dá)到了顯著性水平。此結(jié)果與表2 中所得出的結(jié)論一致，GSBC 對于降低土壤中的Pb、Cd 在甜菜各部位的累積效果最佳。

由表6 可見，與CK 相比，各處理地上部對Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均有不同程度的降低，說明不同菌糠生物炭的施用可以有效的抑制甜菜根部的Pb 向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)，且處理GS 差異達(dá)到顯著性水平。對甜菜地上部中Cd 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)除處理GS 中Cd 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)較CK 顯著降低外，處理PS 與SC 中Cd 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均有小幅度的增加，促進(jìn)甜菜根部中的Cd 向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。

表4 不同菌糠生物炭對甜菜不同部位Pb、Cd 含量的影響Table 4 Effect of different biochars on Pb/Cd in different parts of sugarbeet 單位：mg·kg-1

表5 不同菌糠生物炭對甜菜不同部位Pb、Cd 富集系數(shù)的影響Table 5 Effect of different biochars on Pb/Cd enrichment in different parts of sugarbeet 單位：mg·kg-1

表6 不同菌糠生物炭對甜菜中Pb、Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響Table 6 Effects of different biochars on Pb/Cd transfer in overground part of sugarbeet

3 討論與結(jié)論

生物炭的性質(zhì)在很大程度上受原料組分的影響，不同原料制備的生物炭性質(zhì)具有一定的差異。本研究中，3 種菌糠生物炭均為堿性物質(zhì)，且GSBC 的堿性強(qiáng)于其它2 種生物炭，這可能與其較高的灰分含量有關(guān)［26］。此外，500 ℃炭化熱解制備的GSBC、PSBC 與SCBC 表面均含有豐富的官能團(tuán)以及攜帶有大量的負(fù)電荷，這與Ahmad 等的研究結(jié)果相一致［32］。3 種菌糠生物炭屬于介孔材料，具有良好的多孔結(jié)構(gòu)，這可能與菌糠自身所具有的疏松多孔結(jié)構(gòu)有關(guān)。在這3 種生物炭中，GSBC 具有的大比表面與良好的孔徑結(jié)構(gòu)可以為土壤中Pb、Cd 的吸附提供更多的結(jié)合點(diǎn)位［24］。

pH 值是土壤的重要理化性質(zhì)，其直接影響重金屬在農(nóng)田系統(tǒng)中的移動性和有效性［33］。相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)經(jīng)過熱解后，大量的Na+、Ca2+、K+與Mg2+等堿性離子殘留于生物炭中，施入土壤后則會以氧化物與碳酸鹽的形式釋放于土壤溶液，之后通過與土壤中的酸性離子進(jìn)行交換以提高土壤的pH 值［34］。在本研究中，菌糠生物炭富含Ca2+、K+等礦質(zhì)元素，GSBC、PSBC 與SCBC 的施入顯著的提高了土壤pH，這與Wang 等［11］的研究結(jié)論相似。3 種菌糠生物炭的施用均有效的促進(jìn)了土壤中的Pb、Cd 由遷移性較高的形態(tài)向較穩(wěn)定的形態(tài)轉(zhuǎn)化，降低了其生物有效性。不同菌糠生物炭對土壤中Pb、Cd 賦存形態(tài)的影響包括兩方面，一方面與土壤pH 的升高有關(guān)。由于土壤pH值的升高，土壤中H+的減少削弱了其與Pb、Cd 的競爭吸附，導(dǎo)致土壤表面大量的結(jié)合位點(diǎn)被釋放出來［35］。同時，土壤pH 的升高也會加速帶負(fù)電荷的土壤膠體表面上吸附位點(diǎn)的形成，較高pH 環(huán)境下更容易產(chǎn)生的碳酸鹽、磷酸鹽和金屬氫氧化物等將與Pb、Cd 離子進(jìn)行共沉淀反應(yīng)，進(jìn)而促進(jìn)Pb、Cd 在土壤中的固定化［9，36］。另一方面，菌糠生物炭表面攜帶的負(fù)電荷可以通過靜電引力將土壤中可遷移性Pb、Cd 吸附至其表面（表1），而其表面豐富的含氧官能團(tuán)（-OH、C=O）則會通過絡(luò)合作用與Pb、Cd 進(jìn)行結(jié)合以降低它們在土壤中的溶解度［10，35］（圖3）。此外，之前XRD 的分析結(jié)果表明，3種菌糠生物炭含有豐富的CaCO3，而這些CaCO3的存在則可以通過吸附-沉淀作用將活性較高形態(tài)的Pb、Cd 固定在其表面［37］，進(jìn)而降低土壤中Pb、Cd 的生物有效性（圖2）。在這3 種菌糠生物炭中，靈芝菌糠生物炭對土壤中Pb、Cd 的鈍化效果要優(yōu)于其它2 種菌糠生物炭，這可能與其表面較多的吸附結(jié)合位點(diǎn)以及豐富的CaCO3含量有關(guān)。

由于重金屬的存在和積累，植物的生長會受到不同程度的抑制，包括對植物株高、生物量以及綠葉素含量的影響。不同菌糠生物炭施用后，顯著增加了甜菜的株高、鮮重以及葉綠素含量，促進(jìn)了甜菜的生長。這可能是由于土壤中容易被植物吸收的Pb、Cd 形態(tài)轉(zhuǎn)化為生物利用度較低的形態(tài)，從而減輕了甜菜對Pb、Cd 的吸收［37］。在正常情況下，植物通過體內(nèi)活性氧清除系統(tǒng)（包括SOD、POD 與CAT）來減少和修復(fù)活性氧造成的損害。當(dāng)植物受到重金屬脅迫時，活性氧的產(chǎn)生和清除系統(tǒng)間的平衡被破壞，進(jìn)而對植物的新陳代謝造成影響［38］。本研究發(fā)現(xiàn)，施用不同菌糠生物炭后，顯著提高了甜菜中SOD、POD 與CAT 活性，減弱了土壤中的Pb、Cd 對甜菜生長的脅迫作用。這主要因為不同菌糠生物炭能將可利用的Pb、Cd 轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定的形態(tài)，降低重金屬的脅迫誘導(dǎo)效應(yīng)，從而減少活性氧對植物的傷害，保護(hù)甜菜細(xì)胞免受氧化損傷。同時，不同菌糠生物炭的施用降低了甜菜各部位中Pb、Cd 的含量，抑制了Pb、Cd 在甜菜體內(nèi)的富集。Jing 等［39］研究發(fā)現(xiàn)，植物體內(nèi)重金屬的濃度主要受土壤表層生物可利用性重金屬的影響。因此，施用菌糠生物炭主要可以降低土壤中有效態(tài)Pb、Cd 的濃度，限制甜菜對Pb、Cd 的吸收，與Bashir 等［40］的研究結(jié)果一致。

綜上所述，不同菌糠生物炭施入土壤后，可以顯著提高土壤pH，促進(jìn)土壤中的Pb、Cd 由弱酸可提取態(tài)與可還原態(tài)向較穩(wěn)定的可氧化態(tài)與殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，降低Pb、Cd 的生物有效性。同時可以促進(jìn)甜菜的生長，抑制Pb、Cd 在甜菜各部位的累積，降低Pb、Cd 進(jìn)入食物鏈的風(fēng)險，為Pb、Cd 污染土壤的修復(fù)提供參考。