一种生物炭对镉污染土壤性质及镉形态影响的研究方法与流程

本发明涉及一种生物炭对镉污染土壤的研究领域，尤其涉及一种生物炭对镉污染土壤性质及镉形态影响的研究方法。

背景技术：

土壤是人类赖以生存的主要自然资源。然而，目前土壤重金属污染日益严重。土壤重金属污染的范围广、持续时间长，而且隐蔽性强、无法被生物降解。镉是毒性最强的重金属元素之一，土壤镉污染也已经成为突出的环境问题。被镉污染的土壤会影响作物正常生理代谢，进而通过食物链的富集影响人类的健康。近年来，我国重金属镉污染事故频发。例如，2006年的湖南省浏阳市镉污染事故，2012年广西河池龙江河镉污染事件等。因此，为了环境可持续发展，合理有效的控制和治理土壤中镉污染已经成为环境治理工作的重中之重。目前，治理污染土壤的方法主要是原位修复法。原位修复法虽然只能改变重金属在土壤中的存在形态，但是其具有快速、经济有效、便于实施等优点，适合修复大面积重金属污染的土壤，能够很好的满足当前我国土壤重金属污染以及保障农产品安全的要求。而选择一种合理的钝化剂，通过吸附、螯合、沉淀、氧化还原等作用改变土壤中重金属的形态，降低重金属的生物有效性是污染土壤原位修复法中的一种重要的思路和方法。目前常用的无机改良剂有石灰、骨炭、沸石、磷酸盐、硅酸盐、粘土矿物等，常用的有机改良剂有绿肥、泥炭、堆肥和动物粪便等。

生物炭是一类新型环境功能材料，已被用于农业、环境保护、医药等多个领域。生物炭(biochar,bc)是指由生物质如农业废弃物等在完全或部分缺氧的情况下高温热解产生的一类高含碳量的芳香化物质。生物炭具有性质稳定、表面多孔特征显著、比表面积大、表面能高、吸附性强等特点，是理想的固碳减排新材料。而且，生物炭表面带有很多的含氧官能团如羧基、酚羟基、羰基等，构成了其良好的吸附特性。因此，生物炭在吸附固定土壤重金属、降低土壤重金属的生物有效性等方面有着很好的应用潜力，其作为土壤修复剂具有可行性。近年来，生物炭在提高土壤肥力和研制土壤改良剂及治理污染土壤等方面的应用已越来越受到重视。另外，生物炭的制备原料来源广泛，主要有农林业废弃物如木材、秸秆、果壳，工业和城市生活中产生的有机废弃物如垃圾、污泥等。而生物炭制备原材料、热解条件、制备工艺等不同导致生物炭在结构和比表面积、ph、灰份等性质的差异，因此是其拥有不同的环境效应及应用。然而，目前生物炭的制备原材料以农林废弃物为主，对以海洋生物质作为原材料制备生物炭的研究较少。而且，虽然生物炭对土壤镉污染的修复作用和机理方面的研究受到极大的关注，但是大部分的针对土壤镉污染的研究主要是通过在土壤中添加外源镉的方式而开展，对实际镉污染土壤的直接钝化研究较少，生物炭施入土壤后的对土壤环境性质和镉形态变化的影响还不清楚，亟待加强相关的理论和应用技术研究。

技术实现要素：

本发明所要解决的技术问题是，针对现有技术的不足，提供一种生物炭对镉污染土壤性质及镉形态影响的研究方法，通过该研究方法研究了不同的生物炭降低了土壤有效态cd含量，促使土壤重金属cd由交换态向碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态转化，降低了重金属cd的生物有效性和生态毒性，从而大大降低重金属镉的危害。

本发明公开了以下技术方案：一种生物炭对镉污染土壤性质及镉形态影响的研究方法，其研究方法如下：

(1)实验材料

供试土壤采自夏色岭钨矿，位于浙江省临安市河桥镇学川村，采样深度为0-20cm，土壤采集带回后风干，挑去植物根系、石块等杂物，磨碎后过10目筛混匀备用，供试土壤的理化性质为：ph值5.77，有机质32.40mg·kg^-1，有效磷23.19mg·kg^-1，全氮1.54g·kg^-1，速效钾147.8mg·kg^-1；

供试生物炭原料羊栖菜取自浙江省温州市洞头，山核桃壳和水稻秸秆由浙江省农业科学院提供，原材料用自来水洗净、自然风干后置于自封袋中待用；

(2)生物炭的制备

生物质炭化采用限氧控温炭化法，原料羊栖菜/山核桃壳/水稻秸秆疏松的装入开启式可编程管式炉中在500℃隔绝氧气炭化，升温速率为25℃·min^-1，达到终温后继续炭化3h，待管式炉自然冷却至室温后取出称重，并计算炭化产率；将炭化产物放入80℃烘箱烘24h，研磨并分别过10和100目筛，置于自封袋中保存备用，所获得的生物炭分别标记为：y500-羊栖菜炭，h500-山核桃炭，s500-水稻秸秆炭；

(3)镉储备液的配制

准确称取cdcl2·2.5h2o2.0314g于烧杯中，加入适量蒸馏水，搅拌至完全溶解，转移入1000ml的容量瓶中，定容，获得1000mg·l^-1的cd²⁺储备液，室温保存，待用时根据实验需要进行稀释；

(4)吸附实验

将cd²⁺储备液分别稀释至25、50、100、300、500mg·l^-1，分别调节不同浓度的cd²⁺溶液ph值至7，准确称取0.05g的y500，h500及s500分别置于100ml锥形瓶中，并分别加入50ml调节好的cd²⁺溶液，摇匀后放入摇床，在25℃，150r·min^-1下振荡24h后过滤，测定滤液中cd²⁺的浓度，并计算得生物炭对cd²⁺的去除率；

实验设置三个平行，结果取平均值。滤液中的cd²⁺浓度采用等离子体原子发射光谱(icp-aes,prodigy)测定，并计算吸附量和去除率，计算方法如下：

式中：qe为吸附量(mg·g^-1)；c0为吸附前镉溶液的质量浓度(mg·l^-1)；ce为吸附后镉溶液的质量浓度(mg·l^-1)；v为镉溶液体积(ml)；m为称取的生物炭质量(mg)；u为镉去除率(％)；

(5)盆栽试验

将10目筛的风干供试土壤装盆，每盆500g，然后将优选出的具有最大镉吸附量的生物炭按质量百分比1％，2％，5％的添加量加入盆中，充分混合，调节含水量为田间最大持水量的60％；同时设置未添加生物炭的污染土壤为空白对照ck，共4个处理，每个处理3个重复；每隔1d用去离子水给土壤补充水分，保持在田间持水量的60％左右，室温下培养60天后取样分析培养后土壤理化性质及其中重金属cd的化学形态。

上述研究方法以海洋生物质(羊栖菜)、农林废弃物(水稻秸秆、山核桃壳)为原料制备了三种生物炭，并比较了三种生物炭对水溶液中镉的吸附效果，从而优选出对镉吸附最佳的生物炭。通过在镉污染的土壤中施用不同用量的优选生物炭，测定污染土壤基本理化性质和镉化学形态的变化，初步探讨了生物炭对实际镉污染土壤理化性质和土壤镉污染的钝化效果。研究了生物炭对实际镉污染土壤理化性质和镉化学形态的影响。降低了土壤有效态cd含量，促使土壤重金属cd由交换态向碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态转化，降低了重金属cd的生物有效性和生态毒性，从而大大降低重金属镉的危害。

附图说明

图1cd初始浓度对不同生物炭材料(h500、s500和y500)吸附cd的影响；

图2羊栖菜生物炭样品扫描照片图(a×2000倍，b×15000倍)；

图3羊栖菜炭样品的红外光谱图；

图4羊栖菜炭热重图；

图5羊栖菜炭氮气吸附解析等温线谱图(a)和孔径分布图(b)；

图6羊栖菜炭添加量对污染土壤ph的影响；

图7羊栖菜炭添加量对污染土壤有效磷的影响；

图8羊栖菜炭添加量对污染土壤速效钾的影响；

图9羊栖菜炭添加量对污染土壤全氮的影响；

图10羊栖菜炭添加量对污染土壤有机质的影响；

图11羊栖菜炭对污染土壤重金属cd形态的影响。

具体实施方式

下面对本发明实施例作进一步详细的说明：

一种生物炭对镉污染土壤性质及镉形态影响的研究方法，其研究方法如下：

(1)实验材料

供试土壤采自夏色岭钨矿，位于浙江省临安市河桥镇学川村，采样深度为0-20cm，土壤采集带回后风干，挑去植物根系、石块等杂物，磨碎后过10目筛混匀备用，供试土壤的理化性质为：ph值5.77，有机质32.40mg·kg^-1，有效磷23.19mg·kg^-1，全氮1.54g·kg^-1，速效钾147.8mg·kg^-1；

供试生物炭原料羊栖菜取自浙江省温州市洞头，山核桃壳和水稻秸秆由浙江省农业科学院提供，原材料用自来水洗净、自然风干后置于自封袋中待用；

(2)生物炭的制备

生物质炭化采用限氧控温炭化法，原料羊栖菜/山核桃壳/水稻秸秆疏松的装入开启式可编程管式炉中在500℃隔绝氧气炭化，升温速率为25℃·min^-1，达到终温后继续炭化3h，待管式炉自然冷却至室温后取出称重，并计算炭化产率；将炭化产物放入80℃烘箱烘24h，研磨并分别过10和100目筛，置于自封袋中保存备用，所获得的生物炭分别标记为：y500-羊栖菜炭，h500-山核桃炭，s500-水稻秸秆炭；

(3)镉储备液的配制

准确称取cdcl2·2.5h2o2.0314g于烧杯中，加入适量蒸馏水，搅拌至完全溶解，转移入1000ml的容量瓶中，定容，获得1000mg·l^-1的cd²⁺储备液，室温保存，待用时根据实验需要进行稀释；

(4)吸附实验

将cd²⁺储备液分别稀释至25、50、100、300、500mg·l^-1，分别调节不同浓度的cd²⁺溶液ph值至7，准确称取0.05g的y500，h500及s500分别置于100ml锥形瓶中，并分别加入50ml调节好的cd²⁺溶液，摇匀后放入摇床，在25℃，150r·min^-1下振荡24h后过滤，测定滤液中cd²⁺的浓度，并计算得生物炭对cd²⁺的去除率；

实验设置三个平行，结果取平均值。滤液中的cd²⁺浓度采用等离子体原子发射光谱(icp-aes,prodigy)测定，并计算吸附量和去除率，计算方法如下：

式中：qe为吸附量(mg·g^-1)；c0为吸附前镉溶液的质量浓度(mg·l^-1)；ce为吸附后镉溶液的质量浓度(mg·l^-1)；v为镉溶液体积(ml)；m为称取的生物炭质量(mg)；u为镉去除率(％)；

(5)盆栽试验

将10目筛的风干供试土壤装盆，每盆500g，然后将优选出的具有最大镉吸附量的生物炭按质量百分比1％，2％，5％的添加量加入盆中，充分混合，调节含水量为田间最大持水量的60％；同时设置未添加生物炭的污染土壤为空白对照ck，共4个处理，每个处理3个重复；每隔1d用去离子水给土壤补充水分，保持在田间持水量的60％左右，室温下培养60天后取样分析培养后土壤理化性质及其中重金属cd的化学形态。

实验结果：

1、不同生物质原材料制备的生物炭的组成和性质具有较明显的差异，羊栖菜炭、山核桃壳炭、水稻秸秆炭的质量组成、产率、灰分列于表1。

表1生物炭的基本理化性质

从表1可以看出，炭得率和灰分含量均为羊栖菜炭>秸秆炭>山核桃炭。说明羊栖菜炭中可能含有较大的矿物质。另外，元素组成分析是判断生物炭结构和性质最简单和最重要的方法之一。人们通常用各种元素的原子比来表征吸附剂的物理化学性质。其中，o/c、(n+o)/c原子比表征吸附剂的极性大小，其值越大则极性越大。而h/c原子比则表征吸附剂的芳香性大小，其值越小则芳香性越高^[8]。由表1可知，h/c和o/c均为羊栖菜炭>秸秆炭>山核桃炭，表明羊栖菜炭的极性大于秸秆炭大于山核桃炭，而芳香性为山核桃炭大于秸秆炭大于羊栖菜炭。这些性质将会影响这三种生物炭对重金属镉的吸附性能。

2、不同种类生物炭对重金属镉的吸附性能研究

不同种类生物炭在不同的初始浓度下对cd²⁺的去除率的影响及变化规律如图1所示。从图1中可以看出，当cd初始浓度为10-200mg·l^-1时，三种炭对cd的吸附量均随着cd初始浓度的增加而增加。当cd初始浓度大于200mg·l^-1时，山核桃壳炭对cd²⁺吸附量趋于稳定。而水稻秸秆炭和羊栖菜炭对cd的吸附量在cd初始浓度大于300mg·l^-1时趋于稳定。这是由于生物炭表面的吸附位点是有限的，当吸附位点未被占满时，吸附量就会持续增大，而当生物炭表面吸附位点达到饱和时，对cd吸附量趋于稳定。而且，羊栖菜炭对cd的吸附性能明显优于水稻秸秆炭和山核桃炭。因此，本实验选择羊栖菜炭进行详细的表征并用于随后的盆栽实验。·

3、羊栖菜炭理化性质表征

图2为500℃条件下获得的羊栖菜炭的扫描电镜图。从图2可以看出，羊栖菜炭表面粗糙，而且表面及断面的有一定的无序的孔隙，这进一步加剧了羊栖菜炭表面的粗糙程度。这是由于在热解过程中，随着环境温度的升高，羊栖菜原料受热后，大量能量从内部释放出来，将原料内部孔道冲开，使得生物炭的孔道分布变得无序，增大了表面粗糙程度，因此羊栖菜炭具有较好的重金属吸附性能。

进一步对羊栖菜炭表面官能团结构进行表征，图3为羊栖菜炭样品的红外光谱图。图中3425cm-1处出现的宽峰为羟基-oh的特征吸收峰，这些羟基可能来源于有机物中的碳水化合物。2932和2847cm^-1处的吸收峰分别为-ch2的c-h反对称伸缩振动及为-ch3和-ch2的c-h对称伸缩振动，这些基团主要来自于有机物中的碳水化合物、脂肪族化合物和脂环族化合物等。1604cm^-1处的吸收峰是芳香环中c＝c，c＝o的伸缩振动以及-coo-的反对称伸缩振动。1446cm^-1处的吸收峰为碳水化合物和脂肪族化合物中-ch2基团的剪式变形振动及脂肪族和木质素中-ch3的c-h的不对称变形振动。1108cm^-1是碳水化合物中c-o的伸缩振动。因此，从红外谱图可知获得的羊栖菜炭是富含有机官能团的，这些官能团在吸附重金属的过程中发挥着至关重要的作用。

图4为羊栖菜炭样品的热重分析图。由该图可见，热重(tg)曲线共出现三个失重，从室温到200℃的质量损失约为4wt％，这可以认为是样品表面少量的吸附水的蒸发。tg曲线上第二个明显的失重台阶(约15wt％)可被认为是纤维素等有机质的去除。从600-1000℃之间的热失重对应于木质素的热分解过程。这与红外光谱图中羊栖菜炭中含量有机官能团的结果是相一致的。

典型的氮气吸附脱附等温线如图5a所示，bjh孔径分布曲线如图5b所示。羊栖菜炭的吸附/脱附滞后循环主要出现在0.5-1.0p/po，且等温线呈现出iv型，具有h3滞后回线，说明羊栖菜炭样品具有介孔结构。此外，从等温线的吸附分支可获得样品的孔径分布曲线(图5b)。孔径分布在20nm出现峰值，这进一步说明羊栖菜炭具有一定的孔隙，与扫描电镜结果相一致。500℃下获得的羊栖菜炭样品的比表面积为2.73m²·g^-1，平均孔径为13.23nm。

4、添加羊栖菜炭后污染土壤性状与土壤cd化学形态分析

(1)添加羊栖菜炭对污染土壤ph值的影响

土壤的ph值是控制重金属吸附-解吸和沉淀-溶解平衡的主要因素，土壤的ph值对土壤中重金属的迁移、有效性以及重金属对植物的危害性等具有很大的影响。采样原土的ph显弱酸性(ph＝5.28)，将羊栖菜炭添加入土壤中，由图6所示，不同羊栖菜炭添加量均能显著提高土壤的ph值，且随着羊栖菜炭添加量的增加呈升高趋势，羊栖菜炭施加的量越多土壤的ph越接近中性。添加1％，2％，5％的羊栖菜炭的土壤ph值在较对照分别升高了0.30，0.78和1.61。这是由于生物炭灰分中有不同浓度碱性物质，如k、ca、na、mg氧化物、氢氧化物、碳酸盐等，施入土壤可以提高土壤盐基饱和度，降低可交换铝水平，从而提高土壤ph。因此，添加羊栖菜炭可显著增加土壤ph值，对于防治土壤酸化方面具有一定效果。而且，由于土壤ph值升高会影响重金属cd的水解平衡，使cd通过络合、沉淀等作用被固定下来，因此，羊栖菜炭有望作为土壤钝化剂固定污染土壤中的镉。

(2)添加羊栖菜炭对污染土壤有效磷的影响

图7为添加不同添加量羊栖菜炭对污染土壤有效磷的影响。从图中可以看出，不同添加量的羊栖菜炭对污染土壤中有效磷含量的影响较大，与对照相比，土壤有效磷均有显著增加，分别增加了100.1％、327.4％和652.7％。因此，羊栖菜炭的添加可以显著提高土壤有效磷的含量。这一方面与羊栖菜炭本身较高的有效磷含量有关，另一方面羊栖菜炭对磷素养分有一定的吸持作用。有报道指出，生物炭不仅可以产生负电荷，也可产生正电荷，因而可以吸持有机质不吸持的磷素养分。生物炭一方面通过减少磷素养分的溶解避免其流失，另一方面生物炭可作为磷素养分的缓释载体，使磷素在土壤中持续而缓慢地释放，从而达到保持肥力的效果。另外，生物炭可以为微生物尤其是细菌提供一个良好的环境，使其矿化和溶解有机和无机磷，从而使这些p可被植物利用和吸收。因此，添加羊栖菜炭可以显著增加土壤有效磷含量。

(3)添加羊栖菜炭对污染土壤速效钾的影响

土壤速效钾是指易被作物吸收利用的钾，对作物的钾素营养状况有直接影响，其含量高低是判断土壤钾素丰缺的重要指标。从图7可以看出，施用羊栖菜炭对土壤速效钾含量有明显影响。与对照处理ck相比，添加不同量羊栖菜炭处理均提高了土壤速效钾含量，较对照处理增幅达269.5～271.2％。添加羊栖菜炭与对照处理相比有显著性差异，而不同羊栖菜炭添加量处理之间差异不显著。表明羊栖菜炭对污染土壤速效钾含量平具有良好的提升作用，这是由于羊栖菜炭具有较大的比表面积，较强的吸附性能，因此可将钾吸附在其表面，不易流失。而羊栖菜炭用量对污染土壤速效钾含量提升不明显，因此可以综合其他因素，判断羊栖菜炭添加量。

(4)添加羊栖菜炭对污染土壤全氮的影响

添加羊栖菜炭对污染土壤全氮的影响如图9所示。从图中可以看出，与对照处理ck相比，不同羊栖菜炭添加量处理的土壤全氮含量增幅分别达8.76％、21.90％、28.47％。统计结果表明：添加1％的羊栖菜炭处理与对照ck相比无显著性差异，说明施用少量羊栖菜炭对土壤全氮的含量无明显影响。当羊栖菜炭添加量达到2％以上时，土壤全氮含量随生物炭添加量的增加而增加，与对照相比差异显著。这是由于生物炭的施用可降低氮素淋失，而且土壤中的微生物能够改善土壤通气状况、抑制氮素微生物的反硝化作用从而减少了nox的形成和排放，使得土壤中全氮储量增加。而且，添加少量的生物炭未导致氮素损失显著降低和带来更多氮素。因此，在农业生产中，添加生物炭量应至少达到2％以上才能实现提高土壤全氮的目的。

(5)添加羊栖菜炭对污染土壤有机质的影响

土壤有机质可以改良土壤结构，提高土壤保水保肥能力，改善土壤通气性和透水性，支持微生物活动以及为植物提供营养等，是土壤肥力的重要指标之一。添加羊栖菜炭对污染土壤有机质的影响如图10所示。与不添加羊栖菜炭的对照(ck)相比，添加不同含量的羊栖菜炭均能显著提高污染土壤的有机质含量。而不同羊栖菜炭添加量对土壤有机质的影响存在较大大的差异，随着羊栖菜炭添加量的增加土壤有机质含量升高。添加1％、2％、5％的羊栖菜炭处理的土壤比对照组分别提高51.55％、55.01％和78.07％，差异达显著性水平。添加1％和2％的羊栖菜炭的土壤有机质处理之前无显著性差异，当羊栖菜炭添加量达5％时，土壤有机质含量较添加1％和2％的羊栖菜炭处理有显著提高。已有研究表明，生物炭能提高土壤有机质含量水平，其提高幅度取决于生物炭用量及稳定性。羊栖菜生物炭能提高土壤有机质水平，一方面是羊栖菜炭本身具有很高的有机质含量，另一方面可能是由于生物炭能通过促进形成土壤有机-矿质复合体形成，提高团聚体稳定性进而减少有机质淋失。

(6)添加羊栖菜炭后污染土壤cd化学形态分析

大量试验证明，重金属的环境行为和生物有效性及毒性不仅与重金属的总量有关，而且与重金属的化学形态也密切相关，重金属的赋存形态是判断土壤中重金属毒性以及生态风险的重要指标。土壤中的镉主要以交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化结合态、有机结合态及残渣态5种形态存在，不同形态镉的生物有效性大不相同。在重金属cd的化学形态中，可交换态迁移性强，易被生物直接利用；植物主要吸收土壤中的交换态，而碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态为潜在可利用态，有机结合态和残渣态为不可利用态，不能被植物利用，迁移性小。当总镉含量相同时，交换态镉含量越低其生物有效性也更低；相反，当总镉含量相同时，碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态及残渣态4种形态镉含量越高，其生物有效性也越低。由图11可知，与未添加生物炭的对照处理ck相比，施加羊栖菜炭导致土壤交换态镉含量明显下降，碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态镉含量均增加(图11)。污染土壤经过30天的培养后，与对照处理相比，施加1％、2％、5％羊栖菜炭处理可交换态镉含量由5.20mg/kg分别减少至2.92、1.94、3.05mg/kg。因此，各个处理均显著降低了土壤交换态cd含量。碳酸盐结合态镉含量由0.30mg/kg分别增加至0.83、1.05、0.91mg/kg；铁锰氧化物结合态镉含量由2.59mg/kg分别增加至3.86、4.71、3.82mg/kg；有机结合态镉含量由0.76mg/kg分别增加至0.95、1.33、0.94mg/kg；残渣态镉含量由1.20mg/kg分别增加至1.96、2.47、1.94mg/kg。不同羊栖菜炭添加量处理对土壤cd含量影响差异不同，交换态cd含量与对照相比显著下降，碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态cd含量与对照相比显著上升。这是由于羊栖菜炭具有高的比表面积和孔隙度，当其施加入土壤之后可以通过表面吸附固定重金属cd。另外，ph值是土壤溶解-沉淀、吸附-解吸等反应的重要影响因素，从而影响重金属生物有效性。羊栖菜炭本身具有较高的ph值，添加入土壤后，导致土壤ph升高、土壤表面胶体所带负电荷增加，促进了cd²⁺与土壤中的碳酸根反应生成碳酸盐沉淀。而土壤中铁锰氧化物为两性胶体，对重金属的吸附主要取决于表面负电荷，而羊栖菜炭的加入提高了土壤ph值，使土壤溶液中h⁺、fe³⁺、al³⁺、mn²⁺等浓度减小，与重金属cd竞争吸附减弱，形成的铁锰氧化物进一步增强了cd的吸附。因此，加入羊栖菜炭的土壤的ph随之升高，致使碳酸盐结合态cd和铁锰氧化物结合态cd升高。

另外，由红外光谱图(图3)可知，羊栖菜炭富含大量的含氧官能团，如羧基、羟基等，羧基和羟基通过络合或螯合作用与土壤溶液中的cd²⁺反应形成难溶性络合物，从而改变土壤对重金属离子的吸附能力。因此，土壤中的有机质与cd结合更紧密，进一步导致交换态cd含量降低。综上所述，添加羊栖菜炭能够使土壤重金属cd由交换态向碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态转化，从而降低重金属cd的生物有效性和生态毒性，从而大大降低重金属镉的危害。而且，不同羊栖菜炭添加量对土壤cd形态的影响不同，羊栖菜炭施用量为2％时，交换态镉含量降幅最大，碳酸盐结合态、铁锰氧化结合态、有机结合态镉形成最多，效果最佳。因此，在施用羊栖菜炭改良重金属cd污染土壤过程中，可根据不同生物炭添加量对土壤cd形态的影响特点，合理选择炭添加量获得最佳改良效果。

5、结果

(1)三种生物炭中羊栖菜炭对重金属镉的吸附效果最佳；

(2)污染土壤添加羊栖菜炭后可以明显提高污染土壤ph、有效磷、速效钾、全氮和有机质含量。而且随羊栖菜炭添加量增加而增大；

(3)不同量的羊栖菜炭的施入均显著降低了土壤有效态cd含量，促使土壤重金属cd由交换态向碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态转化。羊栖菜炭施用量为2％时，交换态镉含量降幅最大，碳酸盐结合态、铁锰氧化结合态、有机结合态镉形成最多，效果最佳。