水分調(diào)節(jié)對(duì)施用生物炭土壤重金屬Cu形態(tài)的影響研究

張 蘭，夏紅霞，夏洋漪，朱啟紅，李 強(qiáng)，廖 偏

（1.重慶化工職業(yè)學(xué)院，重慶長(zhǎng)壽 401228；2.重慶文理學(xué)院，環(huán)境材料與修復(fù)技術(shù)重慶市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶永川 402168）

隨著經(jīng)濟(jì)與社會(huì)發(fā)展，人類活動(dòng)帶來(lái)的環(huán)境問(wèn)題日益凸顯，尤其是土壤重金屬污染已嚴(yán)重影響生態(tài)安全并危及人類健康[1]。銅作為我國(guó)最先使用的重金屬元素，它為社會(huì)發(fā)展帶來(lái)巨大作用的同時(shí)，所導(dǎo)致的重金屬污染問(wèn)題也一直存在。據(jù)資料顯示，在土壤無(wú)機(jī)污染物中，重金屬銅的點(diǎn)位超標(biāo)率已達(dá)2.1%[2]，銅引起的土壤重金屬污染問(wèn)題已引起農(nóng)業(yè)科學(xué)工作者的廣泛關(guān)注。

生物炭是有機(jī)物質(zhì)在厭氧或限氧環(huán)境下經(jīng)過(guò)高溫裂解生成的穩(wěn)定性物質(zhì)，具有巨大的表面積和內(nèi)部空隙[3]，施用土壤后不僅可以直接吸附固定污染物質(zhì)[4]，還可以改善土壤理化性質(zhì)[5]、減少養(yǎng)分流失[6]、促進(jìn)植物生長(zhǎng)[7]，現(xiàn)已被廣泛用于低產(chǎn)地改良和污染土壤修復(fù)[3]，并取得了較好的研究效果[8,9]。Ali等[10]研究發(fā)現(xiàn)，蘋果樹(shù)生物炭可降低土壤重金屬Zn 和Cd 的有效性，降低了甘藍(lán)型植物對(duì)重金屬Zn 和Cd 的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)。Cao 等[11]研究發(fā)現(xiàn)，向土壤中施用廚余垃圾、玉米秸稈和花生殼制生物炭后，可顯著降低空心菜中Cd和Pb的濃度，且生物炭添加量與與土壤中可提取態(tài)重金屬含量呈正相關(guān)關(guān)系。

水分在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中占有主導(dǎo)地位，缺水將導(dǎo)致農(nóng)業(yè)生產(chǎn)無(wú)法正常進(jìn)行[12]。相關(guān)研究表明，農(nóng)作物只有在水分適宜的土壤環(huán)境中才能正常生長(zhǎng)[9,12]。當(dāng)土壤水分不足時(shí)，不僅會(huì)造成土壤養(yǎng)分不易被植物吸收，還會(huì)導(dǎo)致植物自身水分、養(yǎng)分不足而枯萎死亡[13,14]；當(dāng)土壤中水分過(guò)多時(shí)，則會(huì)導(dǎo)致土壤養(yǎng)分流失，甚至造成漬害和土壤退化[15]。田桃等[16]研究發(fā)現(xiàn)，通過(guò)淹水措施降低土壤氧化還原電位，可以減少水稻對(duì)重金屬Cd的積累。葛穎等[17]也研究發(fā)現(xiàn)，淹水可減少重金屬鎘從水稻根系向水稻莖稈部分轉(zhuǎn)移，降低稻米中鎘的積累量。張雪霞等[18]認(rèn)為，這主要是土壤水分含量可影響土壤S、Fe2+活性，進(jìn)而影響Cd活性。

由此可見(jiàn)，利用生物炭可修復(fù)污染土壤或改良低產(chǎn)地，通過(guò)調(diào)節(jié)土壤水分也可以改善土壤理化性質(zhì)，進(jìn)而促進(jìn)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)，但現(xiàn)有研究?jī)H限于利用單一生物炭修復(fù)污染土壤/改良低產(chǎn)地[19]，或者單一利用水分調(diào)節(jié)措施改善土壤環(huán)境促進(jìn)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)[20,21]，但尚未見(jiàn)到有關(guān)利用水分調(diào)節(jié)措施和生物炭聯(lián)合修復(fù)重金屬污染土壤方面的研究。為此，本研究以已施用生物炭的重金屬污染土壤為研究對(duì)象，通過(guò)實(shí)驗(yàn)探究水分調(diào)節(jié)措施對(duì)施用生物炭土壤重金屬形態(tài)影響，旨在為利用水分調(diào)節(jié)措施進(jìn)一步提高生物炭修復(fù)重金屬污染土壤效果提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土壤：供試土壤取自重慶市永川區(qū)某鄉(xiāng)鎮(zhèn)未受污染的土壤，土壤類型為水稻土?，F(xiàn)場(chǎng)采樣時(shí)，采樣深度為0～20 cm，同時(shí)在現(xiàn)場(chǎng)測(cè)試供試土壤的田間持水量。

生物碳：供試生物炭為自制酒糟生物炭，采用限氧熱解法制備[22]。

1.2 試驗(yàn)方法

稱取土壤樣品40 kg 于大塑料桶中，以CuSO4作為添加的外源重金屬，添加濃度為54.18 mg/kg，充分混勻后鈍化2 周；再添加400 g 自制酒糟生物炭充分混勻，用高純水補(bǔ)充水分至田間持水量的75%，密封、陳化4周后進(jìn)行水分調(diào)節(jié)實(shí)驗(yàn)。

分取2 kg 陳化后的土壤于塑料燒杯中，根據(jù)前期測(cè)試的土壤田間持水量，用高純水補(bǔ)充土壤含水量至實(shí)驗(yàn)設(shè)置要求，充分混勻、密封后置于恒溫恒濕培養(yǎng)箱中進(jìn)行培養(yǎng)。為保持各實(shí)驗(yàn)組土壤水分含量恒定，通過(guò)稱重法每2 d 補(bǔ)充一次水分。實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)共6 組：CK（無(wú)添加水，對(duì)照）、W1(36%田間持水量)、W2(52%田間持水量)、W3(68%田間持水量)、W4(84%田間持水量)和W5（100%田間持水量）。經(jīng)測(cè)試與計(jì)算，對(duì)照組（CK）土壤水分含量為田間持水量的23.6%。培養(yǎng)30 d后，取上層土壤測(cè)定其速效養(yǎng)分含量。每一處理均重復(fù)3 次，取其平均值用于統(tǒng)計(jì)分析。

1.3 樣品分析與數(shù)據(jù)處理

土壤中各形態(tài)重金屬含量提取：按照Sahuquillo 等人提出的修正BCR 三步連續(xù)提取法，依次用0.1 mol/L 的HAC 溶液、0.5 mol/L 的NH2OH·HCl(加濃度為2 mol/L 的硝酸調(diào)節(jié)pH 值1.5)、H2O2和王水（HCl∶HNO3=7.0∶2.3）提取土壤重金屬[23]，再將各形態(tài)重金屬提取液經(jīng)0.45 μm 濾膜過(guò)濾后采用ICP-MS（美國(guó)Agilent公司，型號(hào)7700x）測(cè)試。

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS 和Excel 軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，SPSS20.0進(jìn)行單因素方差分析，顯著性檢驗(yàn)水平均設(shè)為0.05，圖中不同小寫字母表示處理間差異顯著（P<0.05）。

2 實(shí)驗(yàn)結(jié)果

2.1 水分對(duì)可交換態(tài)銅含量的影響

可交換態(tài)重金屬是指土壤中的重金屬元素與碳酸鹽礦物在其表面上形成的以共沉淀或結(jié)合態(tài)化學(xué)物質(zhì)與交換吸附于沉積物上的黏土礦物以及其他成分，如氫氧化錳、氫氧化鐵以及腐殖質(zhì)上附著的重金屬，該形態(tài)的重金屬離子易被交換、遷移，代表了該重金屬元素對(duì)環(huán)境潛在的風(fēng)險(xiǎn)，被認(rèn)為是對(duì)生態(tài)環(huán)境毒性最大的重金屬形態(tài)[24]，Kabala 和Singh 甚至提出了用流動(dòng)因子（MF）[25]來(lái)描述環(huán)境中重金屬的這一行為?？山粨Q態(tài)重金屬對(duì)環(huán)境的變化很敏感，尤其是pH 值對(duì)它的含量影響巨大。pH值升高有助于碳酸鹽的生成，但當(dāng)pH值下降時(shí)會(huì)重新釋放出來(lái)[26]，對(duì)環(huán)境產(chǎn)生潛在的毒害風(fēng)險(xiǎn)。

水分調(diào)節(jié)措施對(duì)施用生物炭土壤可交換態(tài)Cu 含量的影響如圖1所示。由圖1可知，增加土壤水分含量，可降低施用生物炭土壤可交換態(tài)銅含量，尤其是在W5處理?xiàng)l件下土壤可交換態(tài)重金屬銅含量最低，比對(duì)照低18.52%，與對(duì)照相比差異顯著（P<0.05），這與姚桂華等[27]的研究結(jié)果相似。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果還顯示，不同水分調(diào)節(jié)措施下，施用生物炭土壤可交換態(tài)Cu 也存在較大差異。與W1相比，W2處理?xiàng)l件下可交換態(tài)Cu降低了7.42%，W3處理?xiàng)l件下可交換態(tài)Cu 降低了12.59%，與對(duì)照相比差異顯著（P<0.05），這與李蕊等[28]的研究結(jié)果相似。

圖1 水分對(duì)可交換態(tài)Cu的影響Fig.1 Effect of water regulation on exchangeable Cu

2.2 水分對(duì)可還原態(tài)銅含量的影響

可還原態(tài)重金屬主要以細(xì)分散的顆粒和礦物外囊物的形式存在，其比表面積較大，是重金屬元素吸附或者共沉淀陰離子而形成的重金屬形態(tài)，又稱鐵錳氧化物態(tài)，在一定條件下可轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)重金屬[29]。影響可還原態(tài)重金屬含量的主要因素是土壤的氧化還原條件和pH 值，在較高的氧化還原電位和pH值下，有助于形成鐵錳氧化物；在氧化條件下和低pH值條件下，易轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)，進(jìn)而對(duì)生態(tài)環(huán)境生產(chǎn)潛在的毒害作用[30]。

水分調(diào)節(jié)措施對(duì)施用生物炭土壤可還原態(tài)Cu 含量的影響如圖2所示。由圖2可知，增加土壤水分含量，可增加施用生物炭土壤可還原態(tài)銅含量，尤其是在W5處理?xiàng)l件下土壤可還原態(tài)重金屬銅含量明顯高于對(duì)照，比對(duì)照高17.48%，與對(duì)照相比差異顯著（P<0.05）。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果還顯示，施用生物炭土壤可還原態(tài)Cu 在不同水分處理間也存在較大區(qū)別。與W1相比，W5處理?xiàng)l件下可還原態(tài)Cu 增加了9.85%，與對(duì)照相比差異顯著（P＜0.05），這與姚勝勛[31]、鄭紹建等[32]研究結(jié)果相似。姚勝勛[31]、鄭紹建等[32]研究發(fā)現(xiàn)，增加土壤水分會(huì)改變土壤pH 值、Eh 值，使得土壤中重金屬與鐵錳氧化物、S 相互反應(yīng)，相互結(jié)合增加了土壤中可還原態(tài)重金屬的含量。趙津等[33]研究也發(fā)現(xiàn)，土壤水分有助于提高土壤可還原態(tài)重金屬含量。

圖2 水分對(duì)可還原態(tài)Cu的影響Fig.2 Effect of water regulation on reducible Cu

2.3 水分對(duì)可氧化態(tài)銅含量的影響

可氧化態(tài)重金屬是由土壤中的各種有機(jī)物與重金屬通過(guò)鏊合作用而形成的[34]，例如動(dòng)植物殘骸、腐殖質(zhì)及礦物質(zhì)顆粒的外層等，這些有機(jī)物自身具有很大的與金屬離子螯合的能力，又在礦物顆粒的表面以有機(jī)膜的形式附著，使礦物顆粒的表面性質(zhì)發(fā)生了改變，極大程度的增加對(duì)重金屬的吸附能力[35]，它又稱為有機(jī)結(jié)合態(tài)。有機(jī)結(jié)合態(tài)重金屬在某種程度上可以反應(yīng)人類生物活動(dòng)及人類排放所造成的影響，當(dāng)Eh 較高或處于堿性條件下，可氧化態(tài)會(huì)被分解釋放，該形態(tài)的重金屬可被轉(zhuǎn)化成活性態(tài)重金屬[34]。

水分調(diào)節(jié)措施對(duì)施用生物炭土壤可氧化態(tài)Cu 的影響如圖3所示。由圖3可知，增加土壤水分含量，可增加施用生物炭處理土壤可氧化態(tài)Cu 含量，尤其是W5（100%田間保水率）處理土壤可氧化態(tài)銅含量最高，比對(duì)照增加16.64%，與對(duì)照相比差異顯著（P<0.05），這與鄭順安等[36]的研究結(jié)果相似。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果還顯示，施用生物炭土壤可氧化態(tài)Cu 在不同水分處理間也存在較大區(qū)別。與W1相比，W3處理?xiàng)l件下可氧化態(tài)Cu 增加了5.99%，W4處理?xiàng)l件下可氧化態(tài)Cu 增加了9.85%，與對(duì)照相比差異顯著（P<0.05）。王學(xué)峰等[37]研究表明隨著水分含量的增加可氧化態(tài)重金屬含量呈較為穩(wěn)定的增長(zhǎng)趨勢(shì)。

圖3 水分對(duì)可氧化態(tài)Cu的影響Fig.3 Effect of water regulation on oxidizable Cu

2.4 水分對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)銅含量的影響

殘?jiān)鼞B(tài)是固定在土壤晶格中的重金屬形態(tài)，自然條件下很難被植物吸收，且能長(zhǎng)期穩(wěn)定在沉積物中，屬于不溶態(tài)的重金屬[38,39]。水分調(diào)節(jié)措施對(duì)施用生物炭土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cu 含量如圖4所示。由圖4可知，隨著土壤水分含量變化，施用生物炭土壤殘?jiān)鼞B(tài)重金屬銅含量并不明顯，與對(duì)照相比，土壤殘?jiān)鼞B(tài)銅含量最大降幅僅為2.80%，與對(duì)照相比差異不顯著（P＞0.05），這與王鳴宇等[40]的研究結(jié)果相似。王鳴宇等[40]研究湘江表層沉積物重金屬表示，殘?jiān)鼞B(tài)Cu 與水分并無(wú)太大相關(guān)，且能長(zhǎng)期穩(wěn)定在沉積物中。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果還顯示，與W2相比，W3處理?xiàng)l件下可交換態(tài)Cu 降低了0.75%，W4處理?xiàng)l件下可交換態(tài)Cu 降低了1.03%，W5處理?xiàng)l件下可交換態(tài)Cu 降低了1.71%，與對(duì)照相比差異不顯著（P＞0.05），這與Lu A[41]和Jalali M[42]等的研究結(jié)果相似。Lu A[41]和Jalali M[42]等的研究也認(rèn)為，在水分條件的影響下土壤中殘?jiān)鼞B(tài)重金屬含量和占比基本保持恒定狀態(tài)。

圖4 水分對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)Cu的影響Fig.4 Effect of water regulation on residual Cu

2.5 水分對(duì)土壤重金屬銅形態(tài)分布的影響

重金屬進(jìn)入土壤后，主要以可交換態(tài)酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)存在[43]。其中，可交換態(tài)重金屬離子易與土壤溶液中的其它離子發(fā)生交換，因而其生物有效性最大，很容易被植物根部直接吸收[44]。而殘?jiān)鼞B(tài)的遷移能力則很弱，不易被生物吸收利用[45]。水分調(diào)節(jié)措施對(duì)施用生物炭土壤重金屬銅形態(tài)分布的影響如圖5所示。由圖5可知，隨著土壤水分含量增加，施用生物炭土壤中可交換態(tài)銅含量逐漸降低，可交換態(tài)銅向可交換態(tài)和可還原態(tài)轉(zhuǎn)化的比例逐級(jí)增加，而殘?jiān)鼞B(tài)銅含量變化不明顯。這主要是隨著土壤水分含量增加，土壤氧化還原電位逐漸降低，進(jìn)而促進(jìn)土壤可交換態(tài)重金屬向可氧化態(tài)和可還原態(tài)轉(zhuǎn)化[16,18]。

圖5 水分對(duì)土壤重金屬Cu形態(tài)分布的影響Fig.5 Effect of water regulation on Cu forms distribution

3 分析與討論

可交換態(tài)重金屬是4種重金屬形態(tài)中對(duì)土壤毒害最大、最具生物有效性的重金屬形態(tài)[35]。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，隨著土壤含水量增加，施用生物炭土壤可交換態(tài)Cu 含量呈下降趨勢(shì)；尤其是在W5處理?xiàng)l件下降幅最高，比對(duì)照低18.52%，與對(duì)照相比差異顯著（P<0.05），這與姚桂華[27]、李蕊[28]等的研究相似。姚桂華等[27]研究結(jié)果顯示，增加土壤水分含量，將導(dǎo)致土壤的物理化學(xué)性質(zhì)發(fā)生改變，減少了可交換態(tài)重金屬含量。淹水可以增加土壤中有機(jī)質(zhì)對(duì)交換態(tài)重金屬的吸附，而且淹水所造成的還原性條件有助于微生物對(duì)重金屬離子的固定作用和重金屬-有機(jī)復(fù)合體的形成[36]。重金屬元素在還原條件下更容易于與土壤中的黏粒礦物或者有機(jī)酸官能團(tuán)(羥基、羧基、氨基)等形成穩(wěn)定的結(jié)合物[31]，從而使可交換態(tài)重金屬轉(zhuǎn)化成其他形態(tài)。在淹水環(huán)境下，土壤中水溶性有機(jī)質(zhì)含量將會(huì)下降[29]，而水溶性有機(jī)質(zhì)是土壤重金屬遷移轉(zhuǎn)化的載體；土壤水溶性有機(jī)質(zhì)含量降低，將會(huì)導(dǎo)致土壤重金屬元素難以發(fā)生絡(luò)合遷移，最終造成土壤可交換態(tài)重金屬含量下降。向土壤中施用生物炭，可提高土壤pH 值[46]，使土壤膠體負(fù)電荷含量增加，使帶正電荷的重金屬離子的吸附力得到了增強(qiáng)，極大程度減少了土壤可交換態(tài)Cu 含量。鄭紹建[32]研究表明，土壤淹水后，土壤所含碳酸鹽類物質(zhì)不斷被分散，增加了土壤表面吸附能力，導(dǎo)致其吸持量提高，加大了對(duì)重金屬的吸附，從而減少了土壤中交換態(tài)重金屬的占比。增加土壤水分和外加生物炭的共同作用，使土壤pH 逐漸增大，土壤變?yōu)檫€原條件，在還原條件下重金屬元素更容易與黏粒礦物或者有機(jī)酸官能團(tuán)(羥基、羧基、氨基)等形成穩(wěn)定的絡(luò)合物；pH 的增加使得可交換態(tài)Cu 開(kāi)始解析出來(lái)，可交換態(tài)在此條件下將會(huì)緩慢向其他兩種形態(tài)轉(zhuǎn)化[47]。此外，生物炭表面的堿性基團(tuán)也可與重金屬沉淀絡(luò)合；淹水時(shí)土壤中逐漸增多的鐵、錳等還原態(tài)陽(yáng)離子和S2－等陰離子也可與酸性土壤中的H+反應(yīng)，導(dǎo)致土壤pH 升高，促進(jìn)重金屬沉淀的生成，降低重金屬有效性［48］。陳康[49]同樣在實(shí)驗(yàn)分析得出，在淹水情況下兩種干旱地區(qū)的土壤中，有機(jī)態(tài)重金屬含量較之前顯著增加。

可還原態(tài)重金屬含量對(duì)土壤pH 和氧化還原條件的變化較為敏感[50]，它能反應(yīng)人類等活動(dòng)對(duì)環(huán)境的污染情況。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果表示，增加供試土壤水分含量，可促進(jìn)可交換態(tài)銅向可還原態(tài)轉(zhuǎn)化，尤其在W5（100%田間保水率）處理下增幅最高，達(dá)17.48%，與對(duì)照相比差異顯著（P<0.05），這與趙津[33]、姚勝勛[31]等的研究結(jié)果相似。趙津[33]、謝青霞[51]等研究表明，水分與生物炭均會(huì)改變土壤Eh 值，而土壤氧化還原條件對(duì)土壤可還原態(tài)重金屬含量影響十分關(guān)鍵。姚勝勛[31]等研究表明，在不斷增加土壤含水量的影響下，土壤中的生物和微生物活動(dòng)與有限的氧氣分解相結(jié)合導(dǎo)致氧氣耗盡，從而建立了還原條件，且土壤的還原條件不斷增高，水分在Eh 值改變的時(shí)候，會(huì)導(dǎo)致土壤Fe、Mn 和S 在土壤中的存在形式發(fā)生改變，使得土壤中重金屬與鐵錳氧化物和S相互反應(yīng)，相互結(jié)合增加了土壤中可還原態(tài)重金屬的含量。張平[52]研究也表明，施用生物炭會(huì)使土壤的保水能力得到增加，進(jìn)而降低了土壤的Eh 值，導(dǎo)致重金屬元素在還原條件下形成了M2+或MOH+離子，這些還原狀態(tài)下的離子容易和鐵錳氧化物膠體(鐵錳氧化物膠體表面由于陽(yáng)離子不飽和而水化，會(huì)產(chǎn)生可離解的羥基(-OH)或水合基(-OH2)相互作用而生成高穩(wěn)定性的表面絡(luò)合物。同時(shí)，由于Cu是親硫元素，在還原條件與較高pH 的條件下，易與硫形成溶性硫化物[41]。因此，土壤中游離的Cu 離子，在水分與生物炭共同作用下的高水分還原條件下，大部分Cu 元素以二價(jià)銅離子游離在土壤中，并與土壤中的羥基或者水和羥基以及硫元素形成Cu 的絡(luò)合物或硫銅化合物，增加了土壤中可還態(tài)Cu的含量。

可氧化態(tài)重金屬含量與土壤有機(jī)質(zhì)的含量有關(guān)，它可以反應(yīng)土壤受到的由生物或人類活動(dòng)帶來(lái)的有機(jī)污染物的污染情況[27]。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，土壤可氧化態(tài)Cu 含量隨著土壤水分增加而逐漸增加，尤其是W5（100%田間保水率）處理下增幅最高，16.64%，與對(duì)照相比差異顯著（P<0.05），這與鄭順安[36]、王學(xué)峰[37]等的研究結(jié)果相似。鄭順安[36]指出，提高土壤水分有助于增強(qiáng)土壤中有機(jī)質(zhì)對(duì)交換態(tài)重金屬的吸附，高水分條件所導(dǎo)致的還原性條件有助于微生物的固定作用以及形成新的重金屬-有機(jī)復(fù)合體，增加了土壤忠可氧化態(tài)Cu 的含量。唐行燦等[53]研究也指出，施加生物碳會(huì)直接導(dǎo)致土壤中有機(jī)質(zhì)含量增加，導(dǎo)致氧化態(tài)重金屬含量的增加。而且生物炭本身含有pH 較高的灰分，隨著水分的增加以及生物炭的施加，二者共同作用使土壤整體的pH 隨之上升。王學(xué)峰[37]研究發(fā)現(xiàn),在土壤中pH 值升高時(shí)，土壤中的有機(jī)質(zhì)和黏粒礦物質(zhì)表面的負(fù)電荷會(huì)增加，進(jìn)而加大了對(duì)重金屬離子的吸附能力，增強(qiáng)了土壤重金屬絡(luò)合物穩(wěn)定性，增加了有機(jī)結(jié)合態(tài)重金屬的含量，導(dǎo)致了土壤中可氧化態(tài)Cu 的增加。殘?jiān)鼞B(tài)重金屬存在于土壤顆粒晶格中性質(zhì)極為穩(wěn)定，屬于不溶態(tài)重金屬[54]。實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，隨著水分梯度的變化，殘?jiān)鼞B(tài)Cu 含量的變化并不明顯，與對(duì)照相比差異不顯著（P＞0.05），這與Lu A[41]、Jalali M[42]的研究結(jié)果相似。殘?jiān)鼞B(tài)是固定在土壤晶格中的重金屬形態(tài)，因此它受外界變化并不明顯，就改變水分和施用生物炭等措施，并不能對(duì)它造成太大的影響，無(wú)法使其大量釋放到土壤中，所以總體上保持不變。

4 結(jié) 論

實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，適量增加施用生物炭土壤的水分含量，可降低供試土壤可交換態(tài)重金屬Cu 含量，提高供試土壤可氧化態(tài)Cu、可還原態(tài)Cu 含量，降低土壤重金屬Cu 的生物毒性；尤其是在土壤含水量為100%田間持水量條件下，供試土壤可交換態(tài)重金屬銅含量比對(duì)照低18.52%、可氧化態(tài)銅比對(duì)照增加17.48%、可還原態(tài)銅比對(duì)照高16.64%，與對(duì)照相比均差異顯著（P<0.05），而殘?jiān)鼞B(tài)與對(duì)照差異不明顯。由此表明，利用水分調(diào)節(jié)措施可降低施用生物炭土壤可交換態(tài)重金屬Cu 含量，降低土壤重金屬Cu生物毒性，提高生物炭對(duì)重金屬Cu污染土壤的修復(fù)效果。