戴光玲， 蔣少軍， 吳嘉晨， 舒月紅*

(華南師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院， 廣州 510006)

生物炭因其具有高的比表面積、豐富的表面官能團(tuán)多孔性等性質(zhì)而對(duì)土壤中的重金屬表現(xiàn)出良好的吸附性能[1-2]. 生物炭呈堿性，因此對(duì)被酸性礦山廢水污染的土壤中重金屬的固定具有良好的修復(fù)效果. 然而，生物炭顆粒(特別是納米或微米級(jí)顆粒)可以通過(guò)地表徑流、風(fēng)、降雨和耕作等方式攜帶重金屬隨著土壤剖面向下遷移，從而對(duì)地下水環(huán)境造成污染風(fēng)險(xiǎn)[3].

生物炭來(lái)源的溶解性有機(jī)質(zhì)(DOM)，因其具有不同于土壤來(lái)源DOM的特殊熒光指紋特征，可被用于定性和定量地識(shí)別添加到土壤中的生物炭[4]. 激發(fā)發(fā)射矩陣光譜(EEMs)是近年來(lái)廣泛用于研究生物炭DOM特征的一種熒光光譜分析技術(shù)[5]. EEMs結(jié)合平行因子分析(PARAFAC)可以識(shí)別生物炭在土壤中的特殊組分，從而追蹤生物炭在大田中的遷移[4,6]. 陳玲桂[7]利用生物炭DOM熒光光譜分析發(fā)現(xiàn)稻草生物炭能促進(jìn)銅(Cu)在土壤中的垂直遷移，但與竹子生物炭的結(jié)果相反. FAN等[8]利用該技術(shù)報(bào)道了Pb和Cd的垂直共遷移與生物炭來(lái)源的水溶性有機(jī)質(zhì)(WSOM)有關(guān)，添加生物炭可以顯著提高WSOM的含量. 然而，關(guān)于生物炭在土壤中的縱向遷移程度和速率、生物炭與土壤中重金屬遷移的關(guān)聯(lián)性以及由此帶來(lái)的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的研究尚少.

本研究選用荔枝修剪殘枝這一農(nóng)業(yè)廢料作為生物炭的生物質(zhì)來(lái)源，以受廣東韶關(guān)大寶山酸性礦山廢水污染的農(nóng)田為對(duì)象，利用EEMs與PARAFAC技術(shù)，通過(guò)對(duì)土壤DOM組分進(jìn)行分析，探究生物炭添加到土壤1年內(nèi)，生物炭與重金屬Cd的遷移行為，為生物炭的安全利用提供理論參考.

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)與材料表征

實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)位于廣東省大寶山礦區(qū)橫石河下游上壩村( 24°36′N,113°40′E)，為亞熱帶季風(fēng)氣候，全年溫暖多雨，年降水量達(dá)到1 782.7 mm. 研究區(qū)域主要土壤類型為酸性紅壤. 大寶山為大型多金屬礦床，自20世紀(jì)70年代進(jìn)行露天開(kāi)采，礦床Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為37.36～4 970 mg/kg，酸性采礦廢水隨橫石河徑流造成下游上壩村農(nóng)田大面積的Cd嚴(yán)重污染. 實(shí)驗(yàn)地的土壤pH為4.02，溶解性有機(jī)炭(DOC)質(zhì)量分?jǐn)?shù)和陽(yáng)離子交換量(mCEC，質(zhì)量摩爾濃度)分別為109 mg/kg和0.972 mmol/kg，Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.52 mg/kg. 本研究的生物炭購(gòu)自廣西生物能源有限公司，采用600 ℃高溫限氧裂解而成. 在使用之前，對(duì)購(gòu)買的生物炭進(jìn)行基本理化性質(zhì)分析(表1)，包括：元素分析、比表面積(BET)測(cè)試、掃描電子顯微鏡(SEM)等.

表1 生物炭的基本理化性質(zhì)Table 1 The physical and chemical properties of biochar

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)對(duì)照組(CK)與處理組(C)，對(duì)照組不做任何處理，處理組施加生物炭(30 t/hm2). 每個(gè)實(shí)驗(yàn)小區(qū)尺寸為2 m×8 m，各組重復(fù)3次，隨機(jī)分布. 實(shí)驗(yàn)時(shí)間為期1年(自2017年3月至2018年4月). 2017年3月進(jìn)行試驗(yàn)地翻耕，深度達(dá)到15 cm，處理組將生物炭均勻撒入表層土壤中，再次翻耕，保證生物炭與土壤充分接觸反應(yīng). 詳細(xì)的實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)可參考前期研究[9]. 處理之后的農(nóng)田可進(jìn)行正常耕作.

于2017年10月和2018年4月在施加生物炭半年和1年之后進(jìn)行2次土壤樣品采集，采用S點(diǎn)取樣法，每個(gè)實(shí)驗(yàn)小區(qū)采集5個(gè)點(diǎn)，用深層取樣器在0～20、20～40、40～60、60～80、80～100 cm深分別取土，土樣經(jīng)風(fēng)干后，過(guò)尼龍篩(孔徑2 mm)，裝袋保存，待測(cè).

1.3 樣品分析

土壤基本理化性質(zhì)分析參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[10]. 采用土水料液比為1∶2.5(即1 kg土壤與2.5 L水配置)測(cè)定不同深度的對(duì)照組與處理組土壤的pH. 使用總有機(jī)碳分析儀(島津)測(cè)定土壤樣品DOC的質(zhì)量分?jǐn)?shù)w(DOC)，用以表示土壤中DOM的質(zhì)量分?jǐn)?shù). 土壤樣品Cd總質(zhì)量分?jǐn)?shù)的測(cè)定采用HNO3-HF-HClO4消解，稱取0.5 g土壤樣品置于石墨爐中，設(shè)置升溫程序在60、90、150 ℃維持2.5 h，待消解結(jié)束后定容過(guò)濾，將樣品置于冰箱中4 ℃下保存待測(cè). 因該試驗(yàn)地為酸性紅壤土(pH 4.02)，故采用0.1 mol/L HCl提取土壤重金屬有效態(tài)成分[11]，具體步驟如下：稱取2 g土壤樣品置于容積為50 mL的離心管中，加入20 mL HCl(0.1 mol/L)，25 ℃下恒溫震蕩2 h，3 500 r/min轉(zhuǎn)速下離心10 min，取上清液測(cè)定. Cd的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)和有效態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的測(cè)定均采用電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)測(cè)定. 采用標(biāo)準(zhǔn)土壤(GBW07450，中國(guó)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)研究中心)保證土壤消解分析程序的精度.

每個(gè)深度的對(duì)照組和處理組土壤樣品分別使用超純水和甲苯/甲醇(體積比為1∶6)提取劑獨(dú)立提取. 稱取2 g土壤放入容積為50 mL的離心管中，加入30 mL提取劑，在25 ℃、150 r/min條件下震蕩12 h，再以3 500 r/min的轉(zhuǎn)速離心10 min，然后用孔徑為0.45 μm的濾膜過(guò)濾取上清液. 對(duì)超純水和甲苯/甲醇提取劑提取的上清液分別采用熒光光譜儀(F-4600，日立)進(jìn)行三維熒光光譜的測(cè)定，配以1 cm光程的石英比色皿. 測(cè)量條件：激發(fā)光波長(zhǎng)220～400 nm，發(fā)射光波長(zhǎng)280～600 nm，間隔3 nm，狹縫5 nm，反應(yīng)時(shí)間0.5 s，掃描速度2 400 nm/min，光電位增電壓700 V. 以每種提取劑本身作為空白樣，用樣品減去空白樣以減小拉曼散射和瑞利散射的影響.

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用土壤淋失率測(cè)定Cd在不同土壤剖面的遷移率[12]：

(1)

其中，Ri為Cd在i層土壤中的淋失率(%)，wi-1為Cd在i-1層的質(zhì)量分?jǐn)?shù)(mg/kg)，wi為Cd在i層土壤的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)(mg/kg).

利用地質(zhì)累積指數(shù)法(Igeo)為評(píng)價(jià)土壤中重金屬污染程度指標(biāo)[13]：

(2)

其中，wn為元素Cd在土壤中的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)，1.5為矯正區(qū)域背景值差異系數(shù)，Bn為Cd的土壤環(huán)境背景值(質(zhì)量分?jǐn)?shù))，在本實(shí)驗(yàn)取廣東省土壤Cd的環(huán)境背景值(0.094 mg/kg). 土壤重金屬Igeo污染程度分級(jí)具體可參考文獻(xiàn)[14].

利用MATLAB R2019a (MathWorks) 軟件，采用PARAFAC手段對(duì)三維熒光光譜分析，各個(gè)組分的熒光強(qiáng)度用Fmax表示. 采用EXCEL 2019 和SPSS 26 軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭的基本性質(zhì)

生物炭pH和mCEC較大(表1)，有利于其吸附帶正電荷的金屬離子，同時(shí)有中和土壤酸性的作用. 生物炭的w(DOC)為723.47 mg/kg，說(shuō)明生物炭有機(jī)質(zhì)豐富. 荔枝生物炭在800 ℃煅燒至質(zhì)量恒定后殘余灰分占原試樣質(zhì)量的9.5%. 在元素分析結(jié)果中，H與C原子比n(H)/n(C)常被用于表征生物炭的芳香性，越低說(shuō)明生物芳香性越高[15]. 荔枝生物炭n(H)/n(C)較低(0.02)，說(shuō)明荔枝木在高溫裂解過(guò)程中生成了大量穩(wěn)定的芳香結(jié)構(gòu)的碳. 生物炭表面較為光滑(圖1)，呈多孔網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)且表面孔分布較密，生物炭的比表面積大(412.3 m2/g)，生物炭平均孔徑為4.45 nm. 這些孔隙為生物炭吸附重金屬提供了較多的位點(diǎn). 圖1中出現(xiàn)較多的顆粒附著于生物炭表面和孔隙中，這些顆粒主要來(lái)源于高溫?zé)峤膺^(guò)程中產(chǎn)生的灰分.

圖1 荔枝生物炭的SEM圖

2.2 生物炭對(duì)土壤基本理化特征的影響

表2為2017年10月和2018年4月采集的田間不同深度土壤樣品pH、w(DOC). 總體來(lái)看，土壤pH均隨土壤深度的增加而逐漸增大，這是由于該試驗(yàn)地受到大寶山酸性礦山廢水的污染，表層土被嚴(yán)重酸化. 處理組表層土pH均比對(duì)照組的高0.56，這主要由于生物炭表面存在大量的堿性有機(jī)官能團(tuán)(如-COO-、-O-)和碳酸鹽，可以中和土壤中的質(zhì)子，使得土壤pH提高[1]，并且在1年內(nèi)生物炭對(duì)土壤酸性的修復(fù)效果依然保持良好. 高瑞麗等[16]研究發(fā)現(xiàn)秸稈生物炭可提高鎘污染土壤的pH，pH升高0.31～1.05. 對(duì)于處理組和對(duì)照組，20～100 cm深土壤層的pH無(wú)明顯差別，可能是因?yàn)樯锾酷尫诺膲A性物質(zhì)被表層土截留，無(wú)法到達(dá)深層土壤.

表2 不同土壤深度對(duì)照組(CK)和處理組(C)的pH和溶解有機(jī)碳的質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 2 The pH and dissolved organic carbon content of control group (CK) and treatment group (C) at different soil depths

土壤DOM是影響重金屬結(jié)合形態(tài)的主要因素[1]，本研究用w(DOC)測(cè)定值表示土壤DOM的質(zhì)量分?jǐn)?shù). 2017年10月，處理組0～60 cm深土壤層w(DOC)比對(duì)照組平均增加了50.3%，但到2018年4月，對(duì)照組和處理組0～40 cm深土壤層的w(DOC)較2017年10月的均下降了50%左右，更深層土壤w(DOC)沒(méi)有明顯變化. 生物炭能提高土壤DOM的質(zhì)量分?jǐn)?shù)：首先，生物炭本身含有豐富的羧基、羰基和苯環(huán)等含碳官能團(tuán)，含碳量高，直接為土壤DOM起到補(bǔ)充作用；其次，生物炭在土壤中緩慢分解能促進(jìn)腐殖質(zhì)的形成[8]，從而提高了土壤DOM的質(zhì)量分?jǐn)?shù). 而處理組20～60 cm深土壤層DOM的質(zhì)量分?jǐn)?shù)升高，說(shuō)明生物炭在田間發(fā)生了縱向遷移.

SMEBYE等[17]的研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過(guò)72 h的淋溶實(shí)驗(yàn)，加生物炭的處理組底層土DOM的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著增加. 本研究中，生物炭加入1年后土壤DOM的質(zhì)量分?jǐn)?shù)下降，這由于在老化過(guò)程中生物炭的理化性質(zhì)改變，發(fā)生了降解和礦化作用，顆粒破碎，表面多孔結(jié)構(gòu)塌陷. HE等[18]對(duì)施入田間2年后的生物炭進(jìn)行表征，發(fā)現(xiàn)生物炭顆粒較新鮮，生物炭明顯粗糙，表面吸附了更多的土壤礦物，且含氧官能團(tuán)增加，對(duì)重金屬的絡(luò)合能力下降，釋放有機(jī)質(zhì)減少.

2.3 三維熒光平行因子分析

利用PARAFAC模型對(duì)試驗(yàn)田0～100 cm深土壤層的處理組和對(duì)照組土壤樣品的2種提取劑(超純水和甲苯/甲醇)進(jìn)行光譜分析(圖2)，每個(gè)提取劑主要分析出3個(gè)熒光組分. 超純水提取(圖2A)熒光組分峰值位置見(jiàn)表3，組分1(C1)為類蛋白質(zhì)，熒光峰位于λex/λem=220/320 nm和270/320 nm，分別為土壤中色氨酸和絡(luò)氨酸[19]. 組分2(C2)和組分3(C3)屬于類腐殖質(zhì)： C2的熒光峰位于λex/λem=220/390 nm和280/390 nm，分別為可溶性微生物代謝產(chǎn)物和富里酸，一般來(lái)源于微生物生命活動(dòng)降解產(chǎn)物[20]；C3熒光峰位于λex/λem=270/440 nm和340/440 nm，屬于UVA和UVC腐殖酸，與植物殘?bào)w腐爛有關(guān)[8,21]. 富里酸中含有大量羥基和其他含氧官能團(tuán)，腐殖酸大分子的基本結(jié)構(gòu)為芳環(huán)和脂環(huán)，其相對(duì)分子質(zhì)量比富里酸的高，二者都能與金屬離子發(fā)生相互作用，影響重金屬在土壤中的環(huán)境化學(xué)行為.

表3 超純水提取土壤DOM組分的特征Table 3 The characteristics of DOM components in the soil extracted with ultrapure water

在甲苯/甲醇提取法的熒光光譜(圖2B)中，C1的λex/λem=290/330 nm，C2的λex/λem=310/370 nm，C3的λex/λem=295/420 nm和345/420 nm. 這與UCHIMIYA等[22]利用甲苯/甲醇提取的土壤中生物炭DOM組分位置一致，他們認(rèn)為利用甲苯/甲醇提取劑能夠提取生物炭中獨(dú)特的來(lái)自高溫裂解的DOM芳香結(jié)構(gòu)，從而可以作為定性/定量檢測(cè)土壤中生物炭的有效手段. 單獨(dú)針對(duì)純生物炭采用甲苯/甲醇提取，在其熒光光譜圖(圖3)中，生物炭熒光峰的激發(fā)波長(zhǎng)為280～320 nm，發(fā)射波長(zhǎng)為370～430 nm，正好將甲苯/甲醇的C2和C3包含其中，說(shuō)明C1 為土壤自身的芳香結(jié)構(gòu)，C2和C3為生物炭中的多環(huán)芳烴結(jié)構(gòu)[4].

圖2 不同方法提取的3組分的三維熒光光譜及特征曲線

圖3 甲苯/甲醇提取純生物炭的熒光指紋圖譜

圖4顯示了土壤DOM的熒光強(qiáng)度，2種提取劑的C1在所有土壤層(0～100 cm)中占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，且熒光強(qiáng)度在處理組和對(duì)照組的差異較小. 對(duì)于超純水提取的C2和C3(圖4A)，2017年10月對(duì)照組熒光強(qiáng)度比處理組在0～20 cm深土壤層的提高64.1%和110.3%，比處理組在20～40 cm深土壤層的增加了23.5%和19.4%，比處理組在40～60 cm深土壤層的增加了44.5%和63.0%. 生物炭處理組中C2和C3增加，說(shuō)明生物炭的加入增大了土壤DOM中富里酸和腐殖酸的含量. FAN等[8]和ZHANG等[19]研究發(fā)現(xiàn)富里酸和腐殖酸組分熒光強(qiáng)度隨生物炭含量的增加而增強(qiáng). 但在2018年4月我們利用超純水提取C2和C3的熒光強(qiáng)度明顯下降，生物炭處理和對(duì)照組土壤熒光強(qiáng)度沒(méi)有明顯差異. 這說(shuō)明利用超純水提取的EEM-PARAFAC技術(shù)可短期內(nèi)追蹤生物炭在田間實(shí)驗(yàn)中的縱向遷移，但長(zhǎng)時(shí)期追蹤生物炭遷移存在短板. 由圖4B可知，對(duì)于0～20 cm深的土壤層，在2017年10月時(shí)，處理組甲苯/甲醇提取C2和C3的熒光強(qiáng)度是對(duì)照組的2.5、4.1倍，而在2018年4月時(shí)是對(duì)照組的1.1、1.7倍. 本研究在20～60 cm 深土壤層中也觀察到處理組C2和C3熒光強(qiáng)度明顯高于對(duì)照組，而在更深層土壤中沒(méi)有觀察到生物炭DOM的特征組分，這說(shuō)明生物炭在1年的田間實(shí)驗(yàn)里發(fā)生了縱向遷移，最深達(dá)到地下60 cm處. 而生物炭在田間的遷移主要受自身顆粒大小和環(huán)境因素(如離子強(qiáng)度、酸堿性等)兩方面的影響[23]. 比較超純水和甲苯/甲醇這2種提取方法的PARAFAC結(jié)果發(fā)現(xiàn)，超純水EEM-PARAFAC主要是通過(guò)生物炭對(duì)土壤腐殖質(zhì)含量影響來(lái)定量分析生物炭在田間的縱向遷移，但隨著生物炭老化過(guò)程中有機(jī)質(zhì)釋放量的減小，該方法受到局限. 甲苯/甲醇通過(guò)識(shí)別生物炭特有的高溫DOM芳香結(jié)構(gòu)[4]，靈敏度高，可定量分析土壤中存在的微量生物炭，因此可以用來(lái)追蹤生物炭在土壤中的長(zhǎng)時(shí)間縱向遷移. 總之，通過(guò)2種提取劑共同來(lái)定量分析生物炭在土壤中的含量，結(jié)果表明生物炭在田間發(fā)生了明顯的縱向遷移，最深遷至地下60 cm.

圖4 超純水和甲苯/甲醇提取的土壤DOM 3種組分的熒光強(qiáng)度

2.4 生物炭對(duì)土壤中Cd遷移的影響

Cd在不同深度土壤中的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)和HCl提取有效態(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)見(jiàn)圖5，Cd的淋失率見(jiàn)表4. 總體來(lái)看，無(wú)論是處理組還是對(duì)照組，Cd在40～100 cm深土壤層的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)和有效態(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)都高于0～40 cm深土壤層，尤其是在40～60 cm深土壤層，其平均淋失率高達(dá)1.69(表4)，這說(shuō)明Cd在土壤中的遷移率較高. 2017年10月生物炭處理組在0～20 cm深土壤層的有效態(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)和Cd總質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照組相比分別降低43.2%和15.9%，說(shuō)明生物炭通過(guò)調(diào)節(jié)酸性土壤pH，降低了土壤中弱酸提取態(tài)、還原態(tài)和氧化態(tài)Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，并且由于生物炭的比表面積大，表面含有羥基、羧基等多種含氧官能團(tuán)可以吸附隔離子，對(duì)土壤Cd污染起到鈍化修復(fù)作用. 在20～40 cm 和40～60 cm深土壤層，2017年10月生物炭處理組由有效態(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)比對(duì)照組的增加了18.2%和148.1%，2018年4月處理組深層土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)較2017年的進(jìn)一步增大. 在60～100 cm深的土壤層，對(duì)照組和處理組有效態(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)并無(wú)明顯差異. Cd總質(zhì)量分?jǐn)?shù)表現(xiàn)出和有效態(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)相似的變化規(guī)律. 結(jié)果表明：生物炭的添加對(duì)土壤表層0～20 cm(耕作層)Cd有穩(wěn)定作用，降低了有效性，但是生物炭本身的縱向遷移可能導(dǎo)致Cd繼續(xù)向20～60 cm深處遷移. Cd在各個(gè)土壤層中的淋失率(表4)呈先升后降的趨勢(shì)，且處理組在0～60 cm深土壤剖面的淋失率均大于對(duì)照組，說(shuō)明Cd受到生物炭影響遷移率增大. ZHANG等[24]通過(guò)90 d的土柱淋濾實(shí)驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)在淋溶條件下被生物炭吸附的重金屬會(huì)再次活化發(fā)生再次遷移行為，添加生物炭的底層土壤中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)比對(duì)照組的增加了28.7%，與本文研究結(jié)果一致.

表4 土壤Cd淋失率的變化Table 4 The variation of the leaching ratio of Cd in the soil profile

圖5 不同土壤深度處理組和對(duì)照組的Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)

大量的研究也證實(shí)DOM的不同組分對(duì)重金屬結(jié)合順序和能力有一定影響. HUANG 等[25]通過(guò)Cd的熒光猝滅實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：Cd與土壤組分的結(jié)合首先發(fā)生在蛋白質(zhì)和富里酸，其次發(fā)生在腐殖酸，并且與各組分的結(jié)合能力均較弱. 因此，本研究中，無(wú)論是采用超純水提取的類腐殖質(zhì)組分，還是采用甲苯/甲醇提取的含多環(huán)芳烴結(jié)構(gòu)組分，都會(huì)通過(guò)大量的有機(jī)官能團(tuán)(羧基、羰基、醛基)與Cd結(jié)合，從而與Cd發(fā)生共同向下的遷移，直至40～60 cm深處. 由于Cd與這些組分的結(jié)合能力并不強(qiáng)，在田間自然老化的過(guò)程中，生物炭組分對(duì)Cd的結(jié)合能力將不斷下降，結(jié)合態(tài)的Cd轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)和離子態(tài)的Cd，從而使有效態(tài)Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)升高，并隨生物炭DOM組分向下遷移[24]. 綜上所述，生物炭的加入雖然對(duì)表層土壤中Cd修復(fù)的效果顯著，但增加了深層土壤(20～60 cm)中Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)和遷移率，對(duì)地下水環(huán)境存在潛在的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn).

2.5 污染指數(shù)評(píng)價(jià)

Igeo是由德國(guó)科學(xué)家MüLLER提出，用于評(píng)價(jià)土壤中重金屬污染程度的定量指標(biāo)[13]，該指標(biāo)不僅考慮了自然地質(zhì)過(guò)程造成的背景值影響，而且也注意到了人為活動(dòng)對(duì)重金屬污染的影響[26]. 對(duì)照組和處理組在0～60 cm深土壤層Igeo基本分布在1～2之間(圖6)，綜合污染程度為輕度污染，生物炭處理組的Igeo在0～20 cm深土壤層中降低，而在20～60 cm深土壤層中增加，這主要由于Cd在處理組底層土壤中的遷移率增大，造成了Cd的富集. 在污染相對(duì)嚴(yán)重時(shí)，底層土壤(60～100 cm)的Igeo均超過(guò)2，達(dá)到中度污染. 說(shuō)明金屬Cd由于遷移性強(qiáng)，深層土壤污染程度比表層土壤的更大，雖然生物炭的使用會(huì)減小表層土壤中Cd的Igeo，減輕污染程度，但會(huì)一定程度上增大底層土壤中Cd的Igeo，污染底層土壤.

圖6 不同土壤中Cd的地質(zhì)污染指數(shù)(Igeo)

3 結(jié)論

施用生物炭增加了土壤(深度0～60 cm)中的w(DOC)，提高了表層土壤(深度0～20 cm)的pH，對(duì)更深層的pH影響不大，且生物炭能夠向下遷移至土層40～60 cm處. 甲苯/甲醇因其能夠提取生物炭中的芳香結(jié)構(gòu)DOM，更適合用來(lái)長(zhǎng)期追蹤生物炭在環(huán)境中的遷移行為. 生物炭的施用顯著降低了表層土壤(深度0～20 cm)中有效態(tài)Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)和Cd的總質(zhì)量分?jǐn)?shù)，但會(huì)增大20～60cm深土壤層中Cd的遷移率，使有效態(tài)Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高增加了148.1%. 污染指數(shù)分析也驗(yàn)證了生物炭底層土壤的Igeo增加，污染程度增大. 在利用生物炭修復(fù)重金屬污染土壤時(shí)，需要重視生物炭對(duì)重金屬縱向遷移行為的影響.