生物炭對(duì)礦區(qū)農(nóng)田土壤及大豆安全種植的影響研究

蔣少軍，劉峻光，劉玲玲，劉悅弘，黃仁龍，舒月紅

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

礦產(chǎn)資源開采破壞了原有的地球化學(xué)環(huán)境平衡，造成礦山周邊水土環(huán)境和農(nóng)田重金屬污染[1]。廣東韶關(guān)某礦區(qū)的開采、尾礦堆淋濾及金屬冶煉產(chǎn)生的重金屬?gòu)U水對(duì)周圍農(nóng)田土壤造成不同程度的多金屬?gòu)?fù)合污染[2]。重（類）金屬污染的農(nóng)田土壤不利于作物生長(zhǎng)，導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量下降，通過(guò)食物鏈危害人體健康。礦區(qū)下游的農(nóng)村長(zhǎng)期受重金屬污染，已成為業(yè)界知名的癌癥村[2]。礦區(qū)影響農(nóng)田范圍廣、面積大，土壤修復(fù)和治理難度大，部分區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬Pb和As的含量分別超國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)6.48倍[3]和2.75倍[4]，大量污染農(nóng)田無(wú)法保障安全生產(chǎn)。開展重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)技術(shù)研究，降低重金屬在作物體內(nèi)的含量，已成為保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量，實(shí)現(xiàn)礦山周邊污染農(nóng)田土壤安全利用的一項(xiàng)重要而緊迫的科學(xué)任務(wù)[5]。

生物炭是生物質(zhì)材料在無(wú)氧或限氧的條件下經(jīng)熱裂解制備而成的一種具有疏松多孔、比表面積大等特征的碳質(zhì)材料[6]。隨著生物炭材料在農(nóng)業(yè)環(huán)境領(lǐng)域的廣泛應(yīng)用和深入研究，其優(yōu)勢(shì)逐漸引起關(guān)注，成為當(dāng)前環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。生物炭表現(xiàn)出較大的孔隙度和比表面積、表面電荷和化學(xué)官能團(tuán)豐富、離子交換能力強(qiáng)等特性，對(duì)重金屬離子具有較強(qiáng)的吸附能力，可以有效地降低土壤中重金屬的有效性，消減其對(duì)生態(tài)環(huán)境危害[6-7]。研究表明，生物炭作為一種綠色有效的土壤重金屬穩(wěn)定劑，在改善土壤理化性質(zhì)、提高作物產(chǎn)量、有效降低重金屬向作物轉(zhuǎn)移等方面效果突出，具有非常廣闊的應(yīng)用前景[8-11]。Rees等[8]對(duì)450℃制備的硬木生物炭的短期修復(fù)研究中發(fā)現(xiàn)，生物炭堿性物質(zhì)的釋放顯著提升土壤的pH，從而降低土壤中Pb、Cu、Cd、Zn、Ni的生物有效性；Song 等[9]對(duì)施用450℃污泥生物炭的植物栽培試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，生物炭顯著改善土壤理化性質(zhì)并降低植物As、Pb的積累；侯艷偉[12]在礦區(qū)農(nóng)田施用500℃水稻秸稈生物炭修復(fù)研究中發(fā)現(xiàn)，生物炭能顯著降低Pb、Cd在油菜中的含量，但對(duì)郴州土壤中As有活化作用，增加其在油菜中的含量。Xu等[11]發(fā)現(xiàn)，不同溫度制備的柳條生物炭不僅能固持Cd，而且可以通過(guò)提高土壤pH、有機(jī)質(zhì)來(lái)降低重金屬的生物有效性。以往的研究表明，生物炭能夠有效改善土壤理化性質(zhì)，降低土壤重金屬的生物有效性，但多數(shù)研究仍僅限于實(shí)驗(yàn)室研究基礎(chǔ)之上，生物炭的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)及其在實(shí)際礦區(qū)農(nóng)田酸性土壤修復(fù)方面仍需要開展進(jìn)一步的研究。

本研究選用荔枝果木生物炭應(yīng)用于礦區(qū)農(nóng)田修復(fù)，探究生物炭施用對(duì)土壤基本理化性質(zhì)、As、Pb含量及生物有效性和形態(tài)分布、大豆產(chǎn)量及其對(duì)重（類）金屬富集效應(yīng)的影響，分析生物炭施用保障大豆安全生產(chǎn)的可行性，為礦區(qū)周邊居民農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)提供理論參考。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究礦區(qū)地處廣東省韶關(guān)市曲江縣和翁源縣的交界處，研究區(qū)域位于該多金屬礦采區(qū)分水嶺以南的橫石河下游的農(nóng)村，農(nóng)田基帶土壤為紅壤。本研究試驗(yàn)用地選用該村“清灌”區(qū)域農(nóng)田，于2006年左右開始引無(wú)污染水庫(kù)水進(jìn)行灌溉[3]，其土壤基本理化性質(zhì)及重金屬含量見表1，As、Pb均超國(guó)家《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—2018）》[13]二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值（pH≤6.5），屬于中度污染農(nóng)田，實(shí)現(xiàn)此類農(nóng)田的安全利用與《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》[14]中規(guī)定的“輕度和中度污染的劃為安全利用類，重度污染的劃為嚴(yán)格管控類，以耕地為重點(diǎn)，分別采取相應(yīng)管理措施，保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全政策”相符。

1.2 生物炭制備

供試生物炭的生物質(zhì)源于廣東省廣州市某荔枝園修剪殘枝。荔枝作為我國(guó)華南地區(qū)特色經(jīng)濟(jì)水果，每年修剪下來(lái)的果木殘枝量約6.5×105t，可為生物炭的制備提供充足的生物質(zhì)原料[15]。生物炭采用實(shí)驗(yàn)室馬弗爐（QSXL-1016）制備，炭化溫度為600℃，炭化2 h，制備過(guò)程持續(xù)通入100 mL·min-1的 N2，冷卻后研磨過(guò)10目篩。所制備生物炭pH為9.57，有機(jī)質(zhì)和C/N分別為30.70%、43.50%，比表面積和陽(yáng)離子交換量（CEC）分別為158.3 m2·g-1和26.35 cmol·kg-1。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

供試農(nóng)田分設(shè)4個(gè)生物炭處理水平：T0（0 t·hm-2）、T1（10 t·hm-2）、T2（20 t·hm-2）、T3（30 t·hm-2）。試驗(yàn)小區(qū)面積為4 m×8 m，各處理組重復(fù)3次。于2017年3月進(jìn)行土壤深翻，耕地深度達(dá)30 cm。對(duì)小區(qū)休耕處理一個(gè)月，播種前將生物炭均勻撒在試驗(yàn)小區(qū)土壤表層，然后用犁在深度0～15 cm進(jìn)行翻耕，將生物炭與土壤混合均勻。2017年4月1日，進(jìn)行大豆（廣東1號(hào)）穴播種植，每穴兩粒種子，種植密度為：40 cm×30 cm。大田試驗(yàn)肥料供應(yīng)N、P、K用量分別按255 kg（N）·hm-2，120 kg（P2O5）·hm-2和 195 kg（K2O）·hm-2供給。肥料在播種前將氮肥、磷肥和鉀肥作為基肥施用于試驗(yàn)小區(qū)，后期將不再補(bǔ)充營(yíng)養(yǎng)肥料。

表1 土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Elementary properties of the soil

1.4 樣品采集和分析

作物于2017年6月底收獲，樣品分果實(shí)、葉和根采集，采集的植物樣品置于聚乙烯自封袋中，保鮮處理帶回實(shí)驗(yàn)室待測(cè)，每個(gè)小區(qū)按“S”型法采集15個(gè)樣本。土壤樣品分種植前后采集，種植前土壤樣品于2017年3月生物炭施后當(dāng)天采集，種植后土壤樣品分作物根際土壤和非根際土壤采集。土壤采集表層0～15 cm樣品，采用抖根法采集根際土，非根際土壤采用“S”型采樣法，并將土壤樣品混合均勻置于自封袋中。土壤樣品經(jīng)風(fēng)干、研磨后過(guò)100目篩，置于棕色玻璃瓶中備用。

土壤和生物炭的基本理化性質(zhì)的測(cè)定均參照魯如坤《土壤農(nóng)化分析方法》[16]；土壤DOC采用水土比2∶1法提取測(cè)定[17]。土壤As和Pb含量采用HNO3-HF-HClO4（5∶10∶5）消煮；植物組織鮮樣采用HNO3-HClO4（5∶1）消煮；采用Tessier連續(xù)提取法對(duì)土壤中Pb和As進(jìn)行形態(tài)分級(jí)[18]；生物有效態(tài)采用0.01 mol·L-1CaCl2背景液作為提取劑浸提[18]；通過(guò)控制提取液酸度，用氫化物-原子熒光法來(lái)實(shí)現(xiàn)砷（Ⅲ）、砷（Ⅴ）的含量測(cè)定[19]。樣品中Pb采用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定（Thermo iCE 300 SERIES）、As采用雙道原子熒光光度計(jì)測(cè)定（海光AFE-2202E）。

1.5 數(shù)據(jù)分析

本研究以國(guó)家食品安全標(biāo)準(zhǔn)《食品中污染物的限量（GB 2762—2012）》[20]為對(duì)照標(biāo)準(zhǔn)，采用單項(xiàng)污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)相結(jié)合的方法評(píng)價(jià)大豆可食用部位污染狀況。

單項(xiàng)污染指數(shù)法。計(jì)算公式為：

式中：Pi為重金屬單項(xiàng)污染指數(shù)；Ci為大豆中單項(xiàng)重金屬質(zhì)量比；Si為該重金屬評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值。

綜合污染指數(shù)法。計(jì)算公式為：

式中：p為綜合污染指數(shù)；Pave為各單項(xiàng)污染指數(shù)（Pi）的平均值；Pmax為各單項(xiàng)污染指數(shù)中的最大值[21]。

本研究所列數(shù)據(jù)為3次重復(fù)實(shí)驗(yàn)的平均值，數(shù)據(jù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差的形式呈現(xiàn)。用Microsoft Office Excel 2010和SPSS 16.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭對(duì)礦區(qū)酸性農(nóng)田中As、Pb在土壤中分布的影響

生物炭施用使農(nóng)田土壤中As、Pb含量呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，與T0相比，T1、T2、T3處理組As含量分別下降8.00%、12.00%、21.60%；Pb含量分別下降21.27%、26.27%、39.32%（圖1）。相比As，生物炭施用對(duì)Pb的含量影響較顯著。導(dǎo)致土壤重金屬含量下降的因素很多，處理組中土壤As、Pb含量的下降可能與大豆的富集、生物炭的稀釋效果以及固持了重金屬的生物炭向下層土壤的遷移等因素有關(guān)。

生物炭施用能夠降低土壤中Pb在0.01 mol·L-1CaCl2提取劑中的溶出量，與T0相比，T1、T2、T3處理組Pb有效態(tài)含量分別降低了39.00%、43.50%、74.18%；不同處理組土壤中Pb主要以殘?jiān)鼞B(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)形式存在，碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量較低，生物炭施用降低土壤中可交換態(tài)含量，與生物炭施用降低Pb有效態(tài)的溶出相吻合。生物炭對(duì)土壤As的影響不同于Pb，與對(duì)照組相比，T1處理組土壤的As有效態(tài)含量提升了44.9%，T2和T3處理組As有效態(tài)含量則分別降低9.00%、1.20%（圖2）；生物炭對(duì)土壤As的影響可能取決于施用生物炭的量，在低水平用量時(shí)可能對(duì)As具有活化效應(yīng)。土壤中As存在形態(tài)主要是殘?jiān)鼞B(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)，而有機(jī)結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)含量就較少，生物炭改變土壤As的存在形態(tài)，對(duì)可交換態(tài)含量影響不顯著，顯著提升土壤中As鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的含量（圖3）。對(duì)0.01 mol·L-1CaCl2中可溶出As不同價(jià)態(tài)的分析，As主要以As（Ⅴ）存在，As（Ⅲ）含量較少，不同處理中，生物炭能夠降低土壤As（Ⅲ）含量，在T0處理組中As含量的增加主要以As（Ⅴ）存在（圖4）。結(jié)果表明：生物炭施用能夠固持土壤中Pb，降低Pb的生物有效態(tài)；但對(duì)于As則取決于生物炭的施用量，生物炭能夠降低As（Ⅲ）含量，從而改善土壤污染脅迫，提升土壤環(huán)境質(zhì)量。

2.2 生物炭施用對(duì)土壤性質(zhì)的影響

圖1 生物炭施用對(duì)土壤中As、Pb含量的影響Figure 1 Effect of biochar application on As and Pb contents in soil

生物炭的施用顯著提升土壤的pH、CEC、有機(jī)質(zhì)含量。種植前，施用生物炭土壤的pH明顯提升，T1、T2、T3處理組同T0相比分別提升7.0%、19.4%、27.4%（表2）；大豆種植后，同一處理組根際和非根際土壤pH并無(wú)顯著差異，不同處理組土壤pH隨生物炭施用量增加而增加。種植前，CEC含量隨生物炭施用量顯著提升，T1、T2、T3同對(duì)照組相比分別提升0.7%、2.3%、4.8%（表2）；相比種植前土壤CEC含量，非根際土壤有上升趨勢(shì)，這可能與大豆種植過(guò)程中生物炭的老化有關(guān)。根際土壤CEC含量受大豆生長(zhǎng)的影響，根際效應(yīng)導(dǎo)致根際土壤CEC含量低于非根際土壤，但高于種植前土壤含量。種植前，T1、T2、T3土壤的有機(jī)質(zhì)含量較未施加生物炭T0分別提升了21.04%、31.35%、44.29%（表2）。耕作過(guò)程會(huì)引起土壤有機(jī)質(zhì)含量微弱下降，同種植前相比，大豆根際土壤有機(jī)質(zhì)含量分別下降2.47%、5.34%、1.12%、5.83%（表2）；根際土壤與非根際土壤之間有機(jī)質(zhì)含量的差異可能與作物生長(zhǎng)過(guò)程中利用了土壤有機(jī)質(zhì)有關(guān)。土壤DOC含量與有機(jī)質(zhì)含量存在相關(guān)性，T1、T2和T3組分別較T0提高42.3%、56.4%、65.1%；大豆種植后土壤DOC含量低于種植前含量與有機(jī)質(zhì)下降規(guī)律具有一致性，且根際土壤DOC含量低于非根際土壤，非根際土T0、T1、T2和T3組分別較種植前降低了71.29%、75.75%、76.57%、76.67%（圖5）。結(jié)果表明：生物炭的施用能夠有效提升礦區(qū)酸性農(nóng)田土壤的pH，改善大豆根系環(huán)境CEC和有機(jī)質(zhì)含量，改善大豆生長(zhǎng)土壤環(huán)境。

圖4 不同處理土壤中可溶出As不同價(jià)態(tài)的含量Figure 4 The content of soluble As in different treatments

圖2 生物炭施用對(duì)土壤As、Pb有效態(tài)含量的影響Figure 2 Effect of biochar application on available As and Pb content in soil

圖3 生物炭施用對(duì)土壤As、Pb形態(tài)分布的影響Figure 3 Effect of biochar application on distribution of As and Pb in soil

2.3 生物炭對(duì)大豆產(chǎn)量及As、Pb含量的影響

生物炭施用對(duì)T1、T2處理組大豆產(chǎn)量增加影響不顯著，與T0處理組相比，T3處理組大豆增產(chǎn)9.44倍（表3）。T1、T2中大豆低產(chǎn)狀態(tài)可能與土壤較低pH（pH＜5.00）和重金屬污染脅迫有關(guān)，而T3組生物炭施加能夠顯著提升土壤pH，降低As、Pb有效態(tài)含量，緩解重金屬脅迫。大豆不同部位As、Pb的富集量存在差異性，根中As、Pb的累積量遠(yuǎn)高于果實(shí)。大豆可食用部位中As含量均低于國(guó)家食品安全標(biāo)準(zhǔn)《食品中污染物的限量（GB 2762—2012）》的安全限值，但T1處理組中大豆As含量高于T0處理組（表3）。生物炭施用顯著降低大豆對(duì)Pb的富集，與T0相比，T3處理組中大豆根部Pb的含量下降54.4%；T0中大豆可食用部位Pb含量的超標(biāo)倍數(shù)為2.40，而T3處理組符合國(guó)家食品安全標(biāo)準(zhǔn)，說(shuō)明T3組生物炭施用量能促進(jìn)大豆增產(chǎn)并保障大豆產(chǎn)品的安全（表3）。從大豆可食用部位單因素污染指數(shù)分析，生物炭施用顯著降低大豆可食用部位As、Pb污染指數(shù)，且對(duì)Pb效果優(yōu)于As；不同處理組大豆可食用部位污染等級(jí)分析可知，T0處理組大豆屬重污染等級(jí)，T1、T2、T3處理組中大豆污染等級(jí)分別為中度污染、輕度污染和安全（表3）。結(jié)果表明：T3處理中生物炭能夠顯著促進(jìn)大豆增產(chǎn)，并降低大豆可食用部位As、Pb含量，從大豆安全種植的角度考慮，30 t·hm-2生物炭用量能夠保障該區(qū)域大豆安全種植。

2.4 礦區(qū)酸性土壤性質(zhì)與大豆As、Pb富集的相關(guān)性

土壤pH與生物炭施用量呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。土壤CEC和有機(jī)質(zhì)含量與生物炭施用量呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），而土壤中As和Pb含量及土壤Pb有效態(tài)含量與生物炭施用量呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）（表4）。生物炭的施用能夠有效改善土壤基本理化性質(zhì)，土壤中As和Pb含量及土壤Pb有效態(tài)含量顯著受pH和有機(jī)質(zhì)含量的影響。大豆As含量與生物炭施加量、土壤pH，以及土壤CEC和有機(jī)質(zhì)含量均沒有達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；大豆Pb同生物炭施用量、pH、以及土壤CEC和有機(jī)質(zhì)含量呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）；大豆Pb的含量與土壤Pb含量以及Pb有效態(tài)含量之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）（表4）。相關(guān)性分析表明：土壤中As含量以及大豆As含量同生物炭施用量之間并無(wú)顯著相關(guān)性，Pb同生物炭施用量相關(guān)性顯著。

圖5 生物炭施用對(duì)土壤DOC含量的影響Figure 5 Effect of biochar application on DOC content in soil

表2 生物炭施用對(duì)土壤基本理化性質(zhì)的影響Table 2 Effect of biochar application on basic physical and chemical properties of soil

表3 生物炭對(duì)大豆產(chǎn)量及As、Pb含量的影響（n=15）Table 3 Effect of biochar on soybean yield and As，Pb contents（n=15）

表4 生物炭施用和各指標(biāo)之間的相關(guān)性Table 4 The different biochar application rate and the correlation between the indicators

3 討論

生物炭加入到重金屬污染土壤中，可提供豐富的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和穩(wěn)定的碳源，緩解土壤營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)流失，提升土壤CEC含量和土壤保水能力，進(jìn)而改善作物生長(zhǎng)環(huán)境，促進(jìn)作物生長(zhǎng)[8-11]。本研究中，添加生物炭后土壤pH得到顯著的提高，明顯地改善了重金屬污染土壤的酸性環(huán)境，這主要源于生物炭本身的堿性（pH=9.57）。生物炭制備過(guò)程中會(huì)形成碳酸鹽和有機(jī)酸根[22-24]，同時(shí)，生物炭因其本身的高有機(jī)質(zhì)含量，具有穩(wěn)定芳香環(huán)結(jié)構(gòu)的碳，其添加顯著提高了土壤的有機(jī)質(zhì)和DOC的含量。大豆種植后，不同生物炭添加水平的土壤中，與種植前比較，土壤有機(jī)質(zhì)含量少量下降，而DOC含量大幅下降，這主要是由于大豆生長(zhǎng)過(guò)程利用了有機(jī)質(zhì)成分，而DOC含量的下降還與生物炭在土壤的老化過(guò)程中對(duì)其吸附有關(guān)。此外，生物炭因其表面帶電荷、豐富的化學(xué)官能團(tuán)、離子交換能力強(qiáng)等特性[25-26]，能夠顯著提高農(nóng)田土壤的CEC含量（表2）。

生物炭的添加能顯著降低土壤中Pb的有效態(tài)含量（圖2A）和可交換態(tài)含量，且隨著生物炭添加量的增大而降低幅度變大。這主要是由于生物炭的添加提高了土壤的pH以及CEC、有機(jī)質(zhì)含量（表2）。土壤pH升高是Pb有效態(tài)及可交換態(tài)含量降低，并逐漸向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化的主要原因。pH能促進(jìn)Pb在土壤-水體系中的水解平衡，此外，生物炭表面豐富的有機(jī)官能團(tuán)產(chǎn)生特異性絡(luò)合與金屬離子形成金屬配合物[15]，生物炭親水基團(tuán)促進(jìn)表面形成水分子簇，使重金屬向微孔擴(kuò)散，減少重金屬離子在土壤溶液中溶出[25]。添加生物炭后，T1組中As的有效態(tài)含量升高，而T2、T3則有所下降（圖2B），這可能是生物炭的施加提高了土壤有機(jī)質(zhì)含量，改善了土壤結(jié)構(gòu)，促進(jìn)了土壤微生物活性及群落豐度，而微生物的活動(dòng)能夠促進(jìn)土壤中As的活化[27]。隨著T2、T3組中生物炭施加量的增大，微生物對(duì)As活化影響弱于生物炭對(duì)As的固持效應(yīng)。CaCl2提取液中，所有處理組中毒性較低的As（Ⅴ）是As的主要存在形態(tài)。與T0組比較，T1中毒性更強(qiáng)的As（Ⅲ）含量提高了5.40%，而T2和T3組As（Ⅲ）含量則下降了17.40%和23.00%，這可能是因?yàn)樯锾渴┯酶淖兞送寥姥趸€原電位[26-27]，將As（Ⅲ）氧化成As（Ⅴ），使得As（Ⅲ）含量的下降，從而可以降低As毒性對(duì)大豆的脅迫。

本研究中，生物炭一方面通過(guò)改善土壤結(jié)構(gòu)和理化性質(zhì)，提升土壤質(zhì)量，促進(jìn)大豆生長(zhǎng)，提高大豆產(chǎn)量；另一方面，生物炭能夠降低土壤中As、Pb含量和生物有效性，從而降低大豆對(duì)As、Pb的富集，保障其安全種植。此外，還可以通過(guò)調(diào)節(jié)生物炭的施加量而控制As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的比例，減輕As（Ⅲ）對(duì)大豆生長(zhǎng)的毒性脅迫。因此，生物炭施于土壤能降低大豆可食用部位的單一污染指數(shù)和污染等級(jí)，提升大豆質(zhì)量，T3處理組中大豆屬于安全等級(jí)，說(shuō)明生物炭能夠保障大豆在礦區(qū)酸性農(nóng)田的安全種植。但是生物炭保障礦區(qū)農(nóng)田安全種植與土壤污染程度以及生物炭的施用量有關(guān)，目前關(guān)于這一點(diǎn)還未達(dá)成共識(shí)。生物炭應(yīng)用于大規(guī)模重金屬污染農(nóng)田修復(fù)需根據(jù)土壤類型、生物炭性質(zhì)以及土壤污染程度等綜合因素考慮制定具體實(shí)施方案。

4 結(jié)論

（1）生物炭施用極顯著提升土壤pH（P＜0.01）、CEC以及有機(jī)質(zhì)含量，從而改善土壤環(huán)境，降低土壤污染對(duì)作物的毒害效應(yīng)，促進(jìn)作物生長(zhǎng)，增加產(chǎn)量。土壤As、Pb含量以及有效態(tài)與pH值呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），大豆中Pb的含量與生物炭施用量之間呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）。

（2）生物炭的施用顯著降低礦區(qū)農(nóng)田土壤As、Pb含量及Pb的有效態(tài)含量（P＜0.05），促進(jìn)其在土壤中向穩(wěn)定化形態(tài)轉(zhuǎn)化，從根本上降低土壤污染風(fēng)險(xiǎn)，保障大豆的生長(zhǎng)。30 t·hm-2生物炭的施用量能保障礦區(qū)農(nóng)田大豆的安全種植。