硫改性生物炭鎘鉛吸附機(jī)制及其對(duì)油麥菜的影響

施玲芳，張潤(rùn)花，謝言蘭，黃興學(xué)，曹秀鵬，周?chē)?guó)林

（1.武漢市農(nóng)業(yè)科學(xué)院 蔬菜研究所，湖北 武漢 430300；2.華中農(nóng)業(yè)大學(xué) 園藝林學(xué)學(xué)院，湖北 武漢 430070）

關(guān)于《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》分析顯示，在我國(guó)施肥結(jié)構(gòu)變化和工業(yè)化進(jìn)程的影響下，2017年耕地中鎘（Cd）的電位超標(biāo)率達(dá)到了7%[1]，全國(guó)蔬菜、谷物、水果和肉類(lèi)等鉛（Pb）超標(biāo)率分別為38.6%、28.8%、27.6%、41.9%[2]，重金屬Cd、Pb嚴(yán)重威脅環(huán)境可持續(xù)性、食品安全以及人體健康[1-3]。人們對(duì)于被Cd和Pb污染土壤的可持續(xù)性使用和生態(tài)修復(fù)做了大量嘗試，比如進(jìn)行了傳統(tǒng)的置換、電動(dòng)力學(xué)修復(fù)、土壤沖洗和植物修復(fù)等[4]，但這些方式耗時(shí)長(zhǎng)且價(jià)格昂貴，在大面積污染或輕度污染的農(nóng)田中都不適用，并且可能造成二次污染[5]。

生物炭是一種從有機(jī)廢物/殘留物中提取的多孔固體，在熱解后保留了大量吸附電子的官能團(tuán)，在固定重金屬、改善土壤肥力和減少有機(jī)污染物方面具有很高的潛力[6]。不過(guò)，生物炭表面的官能團(tuán)主要帶負(fù)電荷，對(duì)陰離子的吸附效果較差，僅依靠生物炭本身對(duì)重金屬的吸附能力是有限的[7]。通過(guò)各種改性手段活化生物炭表面性質(zhì)，可以提高生物炭吸附性能[8]。硫改性生物炭制備成本較低、操作簡(jiǎn)便，以往的研究主要應(yīng)用于治理重金屬汞引起的水體和土壤污染[9-11]，其在作為土壤改良劑去除土壤中的Cd 和Pb、改善土壤地力等方面也具有一定潛力。ZHAO 等[12]的研究表明，與添加未改性生物炭相比，加入硫改性生物炭的土壤中，重金屬汞從稻殼向糙米的轉(zhuǎn)移率降低了19.1%；WU 等[13]的研究表明，與未添加生物炭的空白對(duì)照相比，施加硫改性生物炭以及硫鐵改性生物炭后，提高了土壤有機(jī)質(zhì)含量及微生物菌群的相對(duì)豐度。

目前，鮮有學(xué)者研究硫改性生物炭對(duì)Cd、Pb 單獨(dú)和復(fù)合污染土壤的固定化機(jī)制及其對(duì)植物生長(zhǎng)的影響，為此，擬通過(guò)對(duì)生物炭表征和吸附試驗(yàn)，探討硫改性生物炭和新鮮生物炭吸附方式和吸附性能的差異。擬以室內(nèi)盆栽試驗(yàn)探討2種生物炭對(duì)油麥菜的生物量和安全品質(zhì)的影響，以期為硫改性生物炭在生產(chǎn)實(shí)踐中更好的應(yīng)用提供理論依據(jù)，為Cd和Pb 污染土壤的可持續(xù)性使用和生態(tài)修復(fù)提供新思路。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)材料

所使用的生物炭購(gòu)買(mǎi)自河南省鄭州市立嘖環(huán)保有限公司，該公司以玉米秸稈為原料，經(jīng)過(guò)500 ℃高溫?zé)峤夂蟮玫搅叫∮?.9 mm 的新鮮生物炭（Fresh biochar，F(xiàn)BC）。

硫改性生物炭（Sulfur-modified biochar，SBC）是在FBC 基礎(chǔ)上制成的。首先制備改性溶液，將0.4 mol/L 的NaOH 與二硫化碳（CS2）以2∶3 在室溫下攪拌4 h，之后再經(jīng)過(guò)超聲1 h 即可。準(zhǔn)確稱(chēng)取10.0 g小于0.9 mm 粒徑的FBC 加到100 mL 改性溶液中，在40 ℃下攪拌16 h 后，放入40 ℃的烘箱中烘干，即可制備得到SBC，將其封存于自封袋中保存?zhèn)溆谩?/p>

1.2 生物炭的表征

采用pH 計(jì)（PHS-3C，雷磁，中國(guó)）和電導(dǎo)率儀（DDS-307A，雷磁，中國(guó)）測(cè)定pH 值和EC 值。采用掃描電子顯微鏡（SU801，天美，中國(guó)）觀察生物炭表面形態(tài)，噴漆處理以提高圖像質(zhì)量。采用傅里葉變換紅外光譜（Thermo Fisher，Nicolet In10）表征生物炭表面官能團(tuán)。采用CuKα 輻射（λ=1.540）的X-射線粉末衍射儀（Brooke，D8ADVANCE）測(cè)定生物炭樣品的晶體結(jié)構(gòu)。采用X 射線光電子能譜（Thermo ESCLAB250XL，USA）探究生物炭樣品中主要元素的化學(xué)結(jié)合態(tài)。采用全自動(dòng)比表面積和孔徑分析儀（MikeASAP2020，USA）分析生物炭樣品的比表面積和孔徑。采用元素分析儀（Flash Smart，意大利）測(cè)定生物炭樣品中C、N、O、H和S含量。

1.3 等溫吸附試驗(yàn)

于 初 始 質(zhì) 量 濃 度 分 別 為5、10、20、40、80、120 mg/L 的Cd 或Pb 溶液以及Cd 和Pb 的混合溶液20 mL 中加入0.02 g 生物炭進(jìn)行等溫吸附試驗(yàn)。在室溫下平衡吸附24 h，每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，充分反應(yīng)后的混合溶液經(jīng)0.45 μm 的醋酸纖維膜過(guò)濾，使用ICP-AES 測(cè)定生物炭吸附前后混合溶液中Cd和Pb 的含量。利用Langmuir 和Freundlich 模型揭示吸附等溫線。方程：

式中，Qe和Qm分別表示生物炭上Cd 或Pb 的吸附量和生物炭的最大飽和吸附量；Co和Ce代表Cd或Pb 的初始含量和平衡含量；b和Kf是Langmuir 和Freundlich 的對(duì)應(yīng)常數(shù)；n為與地表位置異質(zhì)性相關(guān)的Freundlich 常數(shù)；RL為無(wú)因次常數(shù)分離因子，可以進(jìn)一步表達(dá)Langmuir等溫線的本質(zhì)特征。

1.4 盆栽試驗(yàn)

1.4.1 土壤處理 使用不銹鋼鏟采集湖北省武漢市黃陂區(qū)武湖現(xiàn)代農(nóng)業(yè)園（30°28′N(xiāo)，14°25′E）0～20 cm 土壤樣品，自然風(fēng)干1 周后粉碎，過(guò)2 mm 篩。土壤理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 土壤樣品的理化性質(zhì)Tab.1 Physicochemical properties of soil samples

用1 000 mg/L 的CdCl2溶 液 和5 000 mg/L 的PbCl2溶液噴施，使土壤中Cd 和Pb 的最終含量分別提高到3.41、502.74 mg/kg[《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB15618—2018）]，達(dá)到高于正常植物所容忍的相應(yīng)重金屬閾值的污染水平，將其徹底混勻后放置于黑色塑料袋中避光陳化，保持土壤的田間持水量為（65±5）%，室溫下保存60 d。

1.4.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 油麥菜（薩娃提）種子購(gòu)于四川種都高科種業(yè)有限公司，自行催芽和育苗。盆栽試驗(yàn)于湖北省武漢市黃陂區(qū)武漢市農(nóng)科院北部園區(qū)B區(qū)溫室內(nèi)進(jìn)行。為保證油麥菜健康生長(zhǎng)，整個(gè)土壤盆栽試驗(yàn)期間，為植物提供Hogland 和Snyde 營(yíng)養(yǎng)液。試驗(yàn)土壤包括4 個(gè)處理：無(wú)重金屬和生物炭的一般土壤（S）；未施用生物炭的重金屬土壤（SH）；施用FBC 的重金屬土壤（SH+FBC）；施用SBC 的重金屬土壤（SH+SBC）。所有處理混合均勻，每個(gè)處理3個(gè)平行，采用完全隨機(jī)設(shè)計(jì)，所有油麥菜均于移栽后45 d采收。

1.4.3 測(cè)定指標(biāo) 油麥菜采收后，采用Tessier 五步連續(xù)提取法分析土壤重金屬形態(tài)分布；采用百分之一的電子天平測(cè)量油麥菜根和葉的生物量；采用蒽酮比色法測(cè)定可溶性糖含量[14]；采用考馬斯亮藍(lán)G-250 染色法測(cè)定可溶性蛋白含量[15]；采用二甲苯萃取、分光光度計(jì)法測(cè)定維生素C含量；使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS）測(cè)定消化液中重金屬離子含量。

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

使用SPSS 23.0 軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析（ANOVA），采用最小顯著性差異（LSD）檢驗(yàn)確定處理間的差異顯著性。圖表使用Origin 2018 和Excel 2016繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 硫改性生物炭超微結(jié)構(gòu)分析

如圖1所示，F(xiàn)BC 表面相對(duì)平滑，孔隙規(guī)則而平坦，呈多孔的網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)。SBC表面相對(duì)粗糙，分布大量沉淀顆粒，孔隙變大，微孔結(jié)構(gòu)發(fā)生了塌陷，這可能是由于改性過(guò)程中強(qiáng)堿性物質(zhì)破壞了生物炭表面的微孔結(jié)構(gòu)。

圖1 生物炭的超微結(jié)構(gòu)Fig.1 Scanning electron microscope observation of biochar

2.2 硫改性對(duì)生物炭理化性質(zhì)的影響

通常用H/C和（N+O）/C原子比表征材料的芳香性和極性指數(shù)的大小，H/C 值越小，芳香性越強(qiáng)，而（N+O）/C 值越大，則極性越大[16]。如表2 所示，與FBC 相比，SBC 的H/C、O/C 和（N+O）/C 的比值差別不大，說(shuō)明硫改性后對(duì)生物炭的芳香性、極性和氧化程度沒(méi)有明顯影響。SBC 中S 含量從0.047%增加到0.680%，增加了12.47 倍，表明S 被成功加載到生物炭上。此外，SBC 的pH 值提高了0.52，比表面積和孔容分別增加了39.97%、31.25%，這有利于增加生物炭表面與重金屬離子的結(jié)合位點(diǎn)。SBC的平均孔徑降低了9.74%，這可能是由于SBC 表面微孔結(jié)構(gòu)坍塌導(dǎo)致的，與先前的掃描電鏡結(jié)果相吻合。

表2 硫改性處理對(duì)生物炭理化性質(zhì)的影響Tab.2 Effect of sulfur modification treatment on the physicochemical properties of biochar

2.3 X射線能譜分析

生物炭及其吸附重金屬后的X 射線能譜（Xray diffractometer，XRD）如圖2 所示，所有生物炭樣品中均有礦物質(zhì)存在。通過(guò)與前人的研究[17]對(duì)比分析，F(xiàn)BC 和SBC 中位于29.38°的特征衍射峰歸屬于CaCO3。吸附Cd 和Pb 后，F(xiàn)BC 和SBC 中CaCO3的特征峰強(qiáng)度明顯減弱，二者均出現(xiàn)了位于2θ=26.62°、2θ=27.13°的強(qiáng)峰，這些特征峰分別屬于CdCO3和Pb（CO3）2（OH）2[17]，表明FBC 和SBC 主要通過(guò)離子交換的方式吸附Cd、Pb。

圖2 生物炭樣品及其吸附重金屬后的XRDFig.2 XRD patterns of biochar samples before and after adsorbing heavy metals

2.4 傅里葉變換紅外光譜分析

生物炭樣品的傅里葉變換紅外光譜（Fourier transform infrared spectroscopy，F(xiàn)TIR）如圖3 所示。生物炭表面的主要官能團(tuán)包括3 429 cm-1（-OH 伸縮振動(dòng)）、2 926～2 856 cm-1（脂肪族-CH2的伸縮振動(dòng)）、1 582 cm-1（芳香族C=C 的伸縮振動(dòng)）、1 462 cm-1（-COOH/CHO 的彎曲振動(dòng)）、1 149 cm-1（C-O 和C-C 的伸縮振動(dòng)）[17]。與FBC 相比，SBC 在659 cm-1出現(xiàn)了一個(gè)新的弱吸收峰（C-S）[13]，說(shuō)明生物炭表面成功引入了巰基官能團(tuán)。此外，吸附Cd和Pb后，生物炭部分吸收特征峰發(fā)生了強(qiáng)度變化和位置移動(dòng)，與SBC 相比，SBC-Cd，Pb 在3 429 cm 處吸收峰強(qiáng)度明顯減弱，表明生物炭表面的羥基和溶液中的Cd或Pb發(fā)生了離子交換或表面絡(luò)合。

圖3 Cd、Pb吸附前后FBC和SBC的FTIR光譜Fig.3 FTIR spectra of FBC and SBC before and after the adsorption of Cd and Pb

2.5 X射線光電子能譜分析

為進(jìn)一步闡明FBC 和SBC 吸附Cd、Pb 方式差異，采用X 射線光電子能譜（X-ray phtooelectron spectroscopy，XPS）分析生物炭表面元素化學(xué)結(jié)合態(tài)。如圖4a、4b 所示，F(xiàn)BC 的C 1s 可劃分為4 個(gè)峰：C-C/C=C（284.8±0.1 eV）、C-O-C/C（285.4±0.1 eV）、C=O（286.4±0.3eV）、O-C=O（289.1±0.3eV）；SBC 增加了1 個(gè)峰，即C-S（288.6±0.1eV）[18]，與FTIR 結(jié)果相一致，表明巰基被成功加載到生物炭上。如圖4c、4d 所 示，413.9 eV 和406.03 eV 分 別 歸 屬 于Cd 3d3/2和Cd 3d5/2，表明Cd與生物炭的表面巰基（CS）或去質(zhì)子氧（-O-）發(fā)生了表面絡(luò)合，從而以Cd-S和Cd-O 的 形 式 存 在[19]。Pb 4f 出 現(xiàn) 在144.86 eV 和140.01 eV的峰值分別歸屬于Pb-O-C和Pb-O[20]。

圖4 FBC和SBC及其吸附重金屬后C 1s、Cd 3d和Pb 4f的XPSFig.4 XPS patterns of FBC and SBC before and after their adsorption of heavy metals with C 1s，Cd 3d and Pb 4f

2.6 等溫吸附結(jié)果分析

由 表3 可 知，與FBC 相 比，SBC 中C-C/C=C 和C=O 的含量分別下降了47.90%、80.00%。吸附Cd、Pb 后，F(xiàn)BC-Cd，Pb 中C-O-C/C-OH、O-C=O/C 含量增加了27.46%、17.28%，說(shuō)明FBC 主要依靠官能團(tuán)絡(luò)合吸附重金屬。與FBC 相比，SBC 表面出現(xiàn)了C-S 官能團(tuán)，而吸附Cd、Pb 后，SBC-Cd，Pb 中C-C/C=C、C-O-C/C-OH 官能團(tuán)的含量比FBC-Cd，Pb 分別降低了22.23%、61.77%，C-S、C=O 的含量上升到了3.06%、36.46%，表明SBC 在吸附重金屬后形成了C=O 官能團(tuán)，表面的C-S 官能團(tuán)與重金屬發(fā)生了反應(yīng)，可能生成硫化物沉淀。

表3 Cd、Pb吸附前后SBC和FBC C 1s的XPS數(shù)據(jù)Tab.3 C ls XPS data of FBC and SBC before and after Cd and Pb adsorption %

如圖5 所示，隨著Cd 和Pb 初始含量的增加，F(xiàn)BC 和SBC 對(duì)Cd、Pb 的平衡吸附能力先達(dá)到最大值，隨后達(dá)到吸附平衡。說(shuō)明由于未占用位點(diǎn)足夠多，吸附在初始階段反應(yīng)迅速。隨著反應(yīng)的進(jìn)行，可用位點(diǎn)減少，吸附速度減慢直到達(dá)到平衡。等溫吸附曲線用Freundlich、Langmuir 模型進(jìn)行擬合，擬合參數(shù)如表4所示。與Freundlich模型（R2=0.844 39～0.994 09）相比，Langmuir 模型的R2值（0.942 33～0.993 09）能夠更好地?cái)M合生物炭對(duì)重金屬的吸附過(guò)程，說(shuō)明2 種生物炭對(duì)Cd 和Pb 的吸附以單分子層吸附為主，其表面的吸附位點(diǎn)分布均勻，以化學(xué)吸附為主。

圖5 FBC和SBC對(duì)Cd、Pb單一金屬（a、b）和二元金屬體系（c、d）的等溫吸附曲線Fig.5 Isothermal adsorption curves of Cd and Pb single metals（a，b）and binary metal systems（c，d）by FBC and SBC

由表4 可知，在單一金屬體系中，與FBC 相比，SBC 對(duì)Cd 和Pb 的 最 大 吸 附 量（Qm）分 別 增 加 了46.81%、21.95%。SBC 吸附量的增加可能是由于表面有豐富的官能團(tuán)（-OH、-SH 和-COOH）和較大的比表面積。二元金屬體系中，SBC 對(duì)Cd 和Pb 的最大吸附量分別提高了53.63%、2.23%。雖然2 種生物炭對(duì)Cd、Pb 的最大吸附量均小于單一金屬體系，但其總的吸附量大于單一金屬體系，表明這2 種生物炭對(duì)二元金屬體系中Cd和Pb的吸附是有利的。

表4 不同生物炭對(duì)Cd、Pb單一金屬和二元金屬的Langmuir和Freundlich等溫吸附擬合參數(shù)Tab.4 Fitting parameters of Langmuir and Freundlich adsorption isotherms for Cd，Pb single and binary metals by different biochars

2.7 生物炭施用對(duì)土壤中重金屬形態(tài)的影響

土壤中重金屬危害程度與其存在形態(tài)緊密相關(guān)，根據(jù)Tessier 五步連續(xù)提取法，重金屬主要分為以下5 種結(jié)合形態(tài)：可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、Fe-Mn氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)[20]，其生物有效性和遷移性依次降低。結(jié)果如圖6 所示，隨著時(shí)間的推移，土壤中重金屬存在形態(tài)占比發(fā)生了改變。以SH 為對(duì)照，移栽20 d 后，SH+FBC 處理土壤中Cd 的有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)占比分別提高了5.80%、63.00%，且均高于SH+SBC 處理。移栽45 d后，SH+SBC土壤中Cd、Pb的有機(jī)結(jié)合態(tài)，Cd的殘?jiān)鼞B(tài)占比比對(duì)照分別提高了9.17%、21.13%、104.17%，比SH+FBC 處理分別提高了6.98 個(gè)百分點(diǎn)、23.23 個(gè)百分點(diǎn)、38.14 個(gè)百分點(diǎn)，表明長(zhǎng)期施用SBC能夠有效降低土壤Cd、Pb的遷移性和生物有效性，提高重金屬固定穩(wěn)定性。

圖6 不同生物炭處理和培養(yǎng)時(shí)間對(duì)污染土壤中重金屬形態(tài)分布的影響Fig.6 Effect of different biochar treatments and incubation time on the distribution of heavy metal forms in contaminated soil

2.8 生物炭施用對(duì)油麥菜生物量的影響

如表5 所示，與SH 處理相比，SH+FBC 處理油麥菜葉鮮質(zhì)量顯著降低了17.18%，不同處理間葉干質(zhì)量無(wú)顯著差異。生物炭對(duì)油麥菜根的影響更明顯，2 種生物炭的施加均顯著提高了根的鮮質(zhì)量和干質(zhì)量。與SH+FBC 相比，SH+SBC 處理油麥菜葉鮮質(zhì)量提高了14.44%。

表5 不同處理對(duì)油麥菜生物量的影響 g/株Tab.5 Effect of different treatments on the biomass of lettuce g/plant

如表6 所示，與其他處理相比，S 處理油麥菜維生素C和可溶性糖含量最高，SH+SBC 處理維生素C和可溶性糖含量均顯著高于SH+FBC 處理，分別提高了107.69%、30.47%，而可溶性蛋白含量沒(méi)有統(tǒng)計(jì)學(xué)差異，這可能與不同生物炭改良導(dǎo)致土壤性質(zhì)改變有關(guān)。

表6 不同處理對(duì)油麥菜品質(zhì)的影響Tab.6 Effect of different treatments on the quality of lettuce

2.9 生物炭施用對(duì)油麥菜重金屬富集的影響

如表7 所示，與SH 相比，SH+FBC 處理油麥菜葉片中Cd 和Pb 的含量分別顯著降低了47.61%、31.38%，根部的Cd 含量分別降低了62.40%。SH+SBC 處理油麥菜葉片中Cd 和Pb 的含量較SH 分別顯著降低了47.96%、55.17%，油麥菜根部的Cd和Pb含量分別顯著降低了77.44%、22.05%?？梢?jiàn)，添加FBC 和SBC 后對(duì)重金屬污染的土壤均有不同程度改善，SBC 對(duì)Cd 和Pb 吸附效果更理想。此外，與SH+FBC 相比，SH+SBC 顯著降低了Cd 和Pb 在油麥菜根部的富集，分別降低了40.00%、23.61%。

表7 不同處理對(duì)油麥菜根和葉中Cd、Pb含量的影響Tab.7 Effects of different treatments on the contents of Cd and Pb in the roots and leaves of lettuce

3 結(jié)論與討論

生物炭在修復(fù)污染土壤、提高土壤肥力以及增加作物產(chǎn)量方面的作用受到了越來(lái)越多的關(guān)注[21-22]。本研究中采用NaOH和CS2對(duì)玉米秸稈生物炭改性得到SBC，通過(guò)表征試驗(yàn)證實(shí)了巰基的成功負(fù)載，相較于FBC，SBC的吸附方式不僅包括離子交換或官能團(tuán)絡(luò)合，部分可能生成硫化物沉淀。研究發(fā)現(xiàn)，通過(guò)礦物、氧化劑、生物鹽、金屬氧化物、納米顆粒、酸或堿溶液活化均能提高生物炭的吸附性能[23-25]。本研究中，等溫吸附試驗(yàn)結(jié)果表明，SBC 對(duì)Cd 和Pb 的最大吸附量與FBC 相比分別提高了46.81%、21.95%，表明硫改性是提高生物炭吸附能力的較有效方法之一。CHEN 等[26]采用小麥秸稈熱解改性后得到的SBC 能夠使土壤中有效Cd 含量降低22.72%～27.90%。這與本研究結(jié)果相似，油麥菜種植45 d 后，施加SBC 的重金屬土壤中Cd 和Pb 的有機(jī)結(jié)合態(tài)以及Cd 的殘?jiān)鼞B(tài)和對(duì)照相比分別提高9.17%、21.13%、104.17%，降低了Cd、Pb 的生物有效性。

SBC 對(duì)Pb 和Cd 吸附效率受土壤中其他重金屬離子競(jìng)爭(zhēng)作用的影響，HAN 等[27]發(fā)現(xiàn)，在Cd 和鋁（Al）存在下，生物炭對(duì)Pb吸附量降低?？赡苁怯捎贏l 的酸化效應(yīng)導(dǎo)致Cd 和Pb 存在競(jìng)爭(zhēng)吸附，從而使Pb吸附量下降。本研究發(fā)現(xiàn)，在二元金屬體系的等溫吸附試驗(yàn)中，SBC 對(duì)Cd 的吸附量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于對(duì)Pb的吸附量，說(shuō)明在此過(guò)程中Cd 的競(jìng)爭(zhēng)性更強(qiáng)。BASHIR 等[28]認(rèn)為，高pH 值有利于土壤溶液中氫氧根和碳酸根離子的形成，Cd可與之結(jié)合生成難溶的Cd（OH）2和CdCO3沉淀，降低植物對(duì)Cd 的吸收。研究表明，SBC 可以通過(guò)增加土壤pH 值、有機(jī)質(zhì)促進(jìn)稻田中可交換態(tài)Cd 向Fe-Mn 氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)的轉(zhuǎn)化，并降低土壤中Cd的生物有效性[29]，這與本研究結(jié)果相似，SBC 增加了Cd 和Pb的Fe-Mn 氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)占比，提高了土壤的pH 值，與FBC 相比，更大程度地降低了土壤中的有效Cd含量，提高了生物炭固定重金屬離子的穩(wěn)定性，表明SBC 對(duì)復(fù)合重金屬污染土壤修復(fù)具有一定的潛力。

鐘曉曉等[30]發(fā)現(xiàn)，利用玉米秸稈和豬糞生物炭治理復(fù)合重金屬污染土壤，2 種生物炭均能有效促進(jìn)油麥菜的生長(zhǎng)，并且降低了油麥菜重金屬含量，對(duì)土壤中多種重金屬污染均有較好的改良作用。吳偉健等[31]研究表明，施用3%的生物炭后，改善了土壤理化性質(zhì)并提高了土壤養(yǎng)分含量，進(jìn)而提高了番茄的產(chǎn)量和品質(zhì)。本研究中，相較于FBC，SBC對(duì)油麥菜根部Cd 和Pb 的富集量分別降低了40.00%、23.61%，且對(duì)油麥菜生物量、維生素C 和可溶性糖含量均有一定的積極影響，這與前人研究結(jié)果基本一致。

綜上所述，與FBC 相比，SBC 的重金屬吸附效果存在顯著差異，SBC 在保證油麥菜生物量的前提下，提高了土壤pH 值和油麥菜的安全品質(zhì)，可有效改善土壤Cd、Pb重金屬污染。