徐 艷， 曹婷婷

(1.自然資源部 退化及未利用土地整治工程重點試驗室, 陜西 西安 710075; 2.陜西省土地工程建設(shè)集團有限責(zé)任公司, 陜西 西安 710075; 3.陜西地建土地工程技術(shù)研究院有限責(zé)任公司, 陜西 西安 710075; 4.陜西省土地整治工程技術(shù)研究中心， 陜西 西安 710075)

陜豫接壤的小秦嶺金礦區(qū)農(nóng)田土壤、地下水及蔬菜、小麥、玉米中有不同程度的Hg、Pb、Cd、Cu、Zn元素的累積，土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險嚴重[1-2]。這些重金屬元素在環(huán)境中活性強，易進入食物鏈對人體肝、腎及骨骼等組織造成嚴重損傷[3-4]。植物修復(fù)是目前廉價實用的技術(shù)，是利用綠色植物及其根系與土壤中的微生物體系來降解、吸附環(huán)境中一些不易自然降解而造成永久性污染物質(zhì)的一種方法[5]。已有研究表明，用三葉草修復(fù)重金屬污染土壤，可起到美化環(huán)境、保持水土和修復(fù)重金屬等多重作用[6]。牛之欣等[7]研究表明，三葉草雖存在整株生物量相對較小的修復(fù)局限性，但其繁殖能力強，根、莖、葉均對Cd有較好富集性，且隨Cd濃度升高富集作用更強。孫楠等[8]研究表明，三葉草對金礦尾礦土中Cr、Pb、Cd和Hg有一定去除效果，但單純利用植株進行重金屬污染修復(fù)效果并不顯著，采用人工輔助措施提升其富集效果較為明顯。董姬妃等[8]發(fā)現(xiàn)鎘脅迫下增施氮肥有助于三葉草對土壤中鎘的富集。生物炭具有多孔結(jié)構(gòu)、較大的比表面積和豐富的表面官能團，且來源廣、成本低，能夠較好富集土壤重金屬污染物[10-13]。同時，土壤中添加生物炭能夠改良土壤，提高土壤肥力，促進三葉草的生長[14]。

目前，對不同種類生物炭的理化性質(zhì)及三葉草對銅、鉛、鎘的單一污染修復(fù)研究較多[15-20]，而生物炭-三葉草復(fù)合模式對污染土壤的重金屬去除效果研究較少。為此，筆者以小秦嶺金礦區(qū)農(nóng)田重金屬污染土壤為對象，比較了在土壤中分別添加5%、10%的豬糞炭和果木炭，種植三葉草后對土壤重金屬的去除效果，以為金礦重金屬污染土壤的修復(fù)提供實踐依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 污染土壤 為潼關(guān)縣金礦區(qū)堆積的顆粒狀尾礦砂與農(nóng)田耕層土壤(0～30 cm)，將其除去石塊、雜草、植物根系后過5 mm篩后，按照1∶2(風(fēng)干土質(zhì)量比)混合配制。經(jīng)測定，供試土壤pH為8.25，總Pb、Cd、Cu平均含量分別為農(nóng)用地土壤風(fēng)險篩選值(>7.5)的4.69、2.16和1.72倍，總Hg為土壤風(fēng)險管制值[20]的1.60倍，屬汞鉛鎘銅復(fù)合污染土壤，其余4種重金屬Cr、Ni、Zn和As均處于低生態(tài)風(fēng)險水平。

1.1.2 果木炭及豬糞炭 果木炭購自陜西億鑫生物能源科技開發(fā)有限公司，是以蘋果樹為原料燒制而成，pH為9.81；豬糞炭購自青島貝爾卡有限責(zé)任公司，pH為10.22。經(jīng)測定，果木炭總Ni和Cr輕微超標(biāo)；豬糞炭總Cu、Zn也有輕微超標(biāo)。

1.1.3 三葉草及肥料 試驗植物選用白三葉草，有機肥購自陜西楊凌供銷站，其中有機質(zhì)含量約65%，總養(yǎng)分含量約10%。

1.2 試驗設(shè)計

試驗在陜西地建土地工程技術(shù)研究院秦嶺野外監(jiān)測站日光溫室進行，采用盆栽方式，共設(shè)5個處理。分別為污染土壤中，不加果木炭及豬糞炭(CK)，按風(fēng)干土壤質(zhì)量添加5%的果木炭(G5)和5%的豬糞炭(Z5)，10%的果木炭(G10)和10%的豬糞炭(Z10)，每處理3個重復(fù)。盆用上口徑25 cm、高20 cm)的塑料花盆，盆底鋪網(wǎng)紗。有機肥施用量為土壤質(zhì)量的1%。將土壤、有機肥、果木炭、豬糞炭按設(shè)定質(zhì)量比混合均勻后裝盆。每盆裝混合土壤2.5 kg，自然壓實。每盆播入相同數(shù)量的三葉草種，待出苗7 d后間苗，保留相同數(shù)量健壯苗，每日適時澆灌，保持各處理管理水平一致。三葉草于2018年5月1日播種，7月10日收獲。

1.3 指標(biāo)測定

三葉草收獲后，每盆內(nèi)用直徑2 cm小土鉆取擾動土樣，各取4鉆，混合后風(fēng)干研磨，分別過2 mm和0.149 mm篩待測。土壤pH采用DELTA 320 pH計測定(水土比2.5∶1)，重金屬Cr、Ni、Cu、Zn、Pb、Cd采用ICP-MS法測定；Hg、As用原子熒光法測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS進行數(shù)據(jù)處理，利用Origin 2018繪制圖件。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤Hg含量

由圖1可知，各處理土壤Hg含量較種植前均有所下降，土壤Hg含量降幅依次為Z5(19.8%)>Z10(19.1%)>G10(17.4%)>G5(13.3%)>CK(6.9%)。其中，Z5組土壤Hg含量由種植前的8.61 mg/kg降至6.90 mg/kg，Z10組土壤Hg含量由種植前的8.34 mg/kg降至6.75 mg/kg，Z5處理與Z10處理下土壤中Hg含量降幅差異較?。籊10和G5處理次之。相較CK組，添加生物炭后土壤Hg含量下降，且添加豬糞炭后土壤重金屬Hg含量明顯下降，優(yōu)于添加果木炭的效果。

2.2 土壤Pb含量

由圖2可知，種植后土壤中Pb含量相較種植前均有所下降，土壤Pb含量降幅依次為Z10(26.4%)>G10(21.6%)>G5(20.1%)>Z5(19.1%)>CK(12.9%)。種植三葉草后，Z10組土壤Pb含量由種植前的864.9 mg/kg降至636.6 mg/kg，G10處理次之。Z5與G5處理下土壤Pb含量降幅差異較小，均接近20.0%。CK處理下Pb降幅最小，為12.9%。相較CK組，添加2種生物炭后，土壤Pb含量有所下降，且添加10%的豬糞炭修復(fù)效果更顯著。

2.3 土壤Cd含量

由圖3可知，種植后土壤Cd含量較種植前有所下降，降幅依次為Z5(27.9%)>Z10(26.3%)>G10(19.0%)>G5(15.4%)>CK(1.8%)。種植三葉草后，Z5處理下土壤Cd含量由種植前的1.43 mg/kg降至1.03 mg/kg，降幅最大。Z10處理與Z5降幅差異較小。添加果木炭組土壤Cd降幅較小，G10和G5降幅分別為19.0%和15.4%；CK組降幅最小。

2.4 土壤Cu含量

由圖4可知，種植后土壤中Cu含量相較種植前有所下降，降幅依次為Z10(15.0%)>G5(10.8%)>G10(7.1%)>CK(1.1%)>Z5(0.1%)。添加10%豬糞炭后，種植三葉草的土壤中Cu含量降幅最顯著，由種植前202.3 mg/kg降至172.0 mg/kg，G5組次之，為10.8%。CK和Z5處理下土壤Cu含量在種植前后降幅不顯著。

3 結(jié)論

添加生物炭后，種植三葉草前后各處理組供試土壤中Hg、Pb、Cd和Cu含量均有所下降，生物炭-三葉草聯(lián)合修復(fù)對該重金屬復(fù)合污染土壤有一定修復(fù)效果。根據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準，Hg含量仍超過土壤風(fēng)險管制值(6.0 mg/kg)，Cu、Cd、Pb含量均超過其土壤風(fēng)險篩選值(100.0 mg/kg, 0.6 mg/kg, 170.0 mg/kg)[21]，土壤重金屬污染潛在風(fēng)險減小但依然存在。試驗表明，相較CK處理，2種生物炭添加對供試土壤這4種重金屬的修復(fù)效果較好。整體而言，豬糞炭-三葉草的修復(fù)效果略優(yōu)于果木炭-三葉草，且隨2種生物炭添加濃度增加，對土壤重金屬污染修復(fù)效果差異不顯著。Hg、Pb、Cd和Cu復(fù)合污染中，4種重金屬元素共存時存在競爭吸附現(xiàn)象，生物炭-三葉草對4種重金屬整體修復(fù)效果依次為Pb>Cd>Hg>Cu，且10%的豬糞炭-三葉草聯(lián)合修復(fù)對供試土壤Hg、Pb、Cd的修復(fù)效果最佳，5%的果木炭-三葉草對供試土壤Cu的修復(fù)效果最佳。