石灰、羟基磷灰石、秸秆生物炭对烟草吸收镉的影响

采矿、冶炼、城市建设的快速发展及农业化肥的过度施用，使大量重金属进入土壤。我国农用地土壤重金属污染率高达10.2%[1]，土壤重金属污染已成为我国最突出的环境问题之一。镉(Cd)是有毒重金属元素，主要以Cd2+形式存在于土壤中，易与HS-、OH-和HCO3-等离子或有机物结合，具有较高的溶解性和生物毒性[2]。农田土壤中Cd通过作物吸收、富集及食物链传递进入人体，具有潜在食品安全风险和人体健康风险。云南省地处重金属高背景区且矿产资源丰富，誉为“有色金属王国”，其土壤母质中烃源岩含有较高浓度的微量金属，其土壤Cd含量为全国均值的1.9倍[3]。此外，Zhang等[4]研究发现，云南省农用地在使用5～10年后土壤中Cd含量持续增加。

烟草是我国重要经济作物，据统计，2019年烟草种植面积102.7万hm2，烟草产量215万t，总产值为10 062亿元，具有极大的社会经济效益。云南烟草占全国市场的45%，“十二五”期间云南烟草产业经济占全省GDP的13.8%，2019年，种植烤烟烟农达60.8万户，经济创收251亿元，目前，云南省大力培育千亿级烟草产业，预计到2025年，全省烟草产业创收将达1 600亿元。然而，烟草极易从土壤中吸收Cd，积累量表现为叶>茎>根，影响烟叶品质及质量安全。Cd胁迫对烟草整个生长周期均产生影响[5-6]，Cd浓度>0.5 mmol·L-1可抑制烟草种子萌发，随浓度增加抑制作用增强[7]。当土壤Cd浓度>1 mg·kg-1，烟草株高、叶片干质量及根、茎、叶中钙、磷、钾、锰含量显著降低[8-9]。此外，Cd强烈诱变和破坏烟草细胞亚显微结构，对烟草细胞的细胞膜、细胞核、叶绿体和线粒体均可产生不可逆破坏[10]，导致光合速率、气孔导度和蒸腾作用降低。

烟草成熟叶片富集Cd能力最强，约占烟草Cd总量的50%[11]。燃烧产生的烟气、香烟过滤嘴和烟灰中Cd占比分别为33%、19%和48%[12]，经估算，每日吸20支香烟可吸收约1 μg Cd[13]。吸入香烟燃烧产生的烟气已成为人体摄入Cd的主要途径之一，进入人体的Cd对肝脏、胎盘、肾脏、肺、大脑和骨骼等具有极强的毒性作用及致癌风险[14]，因此降低烟草中Cd含量已引起广泛关注。

目前，降低烟草Cd吸收的常用土壤修复技术包括：化学淋洗[15]、植物修复[16]和钝化[17]。化学清洗扰动土壤环境，导致土壤养分流失，且淋洗剂具有一定生物毒性，易造成二次污染[18]；植物修复过程时间长、修复效率低、植物生长易受环境条件影响，应用具有局限性[19]。钝化技术通过向污染土壤中添加钝化材料，通过降低土壤重金属离子活动性和生物有效性，从而降低植物对重金属的吸收和富集，具有效率高、操作简单、环境友好等优势。目前使用较为广泛的钝化剂主要包括石灰类(消石灰)、磷酸盐类(羟基磷灰石)和有机类(生物炭)。研究表明，石灰类钝化剂通过提高土壤pH值，提高土壤颗粒表面负电荷量，与Cd2+结合形成难溶性化合物，降低土壤Cd的溶解性和生物有效性。例如，张蕴睿[20]通过向田间施加石灰(Ca(OH)2)使土壤pH从4.52升至5.98，土壤有效态Cd含量降低20.8%，进而使烟叶Cd含量降低23.6%。磷酸盐类钝化剂可通过表面络合共沉淀降低Cd的活动性和生物有效性。例如，Lu等[21]发现，羟基磷灰石(HAP)可使土壤有效态Cd含量降低14.1%，烟叶Cd含量降低74.7%。有机类钝化剂通过吸附、氧化还原和络合等反应降低土壤Cd的生物有效性，实现土壤Cd固定化。其中，生物炭中有机质通过表面含氧官能团的络合作用络合土壤中Cd2+，无机组分通过沉淀作用和离子交换作用吸附土壤中Cd2+。例如，尤方芳等[22]发现，施用生物炭可使土壤有效态Cd含量降低56.3%，烟叶Cd含量降低52.6%。前期研究表明，石灰、羟基磷灰石和生物炭是较常用钝化剂且均可降低烟草Cd吸收，但其不同施加量对不同污染程度土壤中Cd的钝化效率及烟草吸收Cd的影响尚不明确。因此，本文通过对比3种钝化剂不同施加量对不同浓度Cd污染土壤的钝化效率及烟草Cd吸收降低效率的影响，以期为降低烟草Cd含量提供基础数据和技术参考。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 供试材料

供试烟草为云南省主要种植品种幼苗，株高10～11 cm，鲜质量1.4～1.7 g，叶片2片。供试土壤为云南省昆明市某农田土壤，采集表层0～20 cm土壤样品，风干后磨碎过2 mm尼龙筛。根据《全国土壤污染状况调查公报》，我国轻微Cd污染土壤占比5.2%，中度Cd污染土壤占比0.5%，依据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》(GB5618—2018)，农用地土壤Cd污染风险筛选值为0.7～0.8 mg·kg-1(pH>6.5)，Cd污染风险管制值为3～4 mg·kg-1(pH>6.5)，Cd含量高于风险筛选值时具有潜在土壤污染风险，达到风险筛选值的3倍～5倍时为中度污染。本研究模拟轻微污染和中度污染，加入计算出的定量CdCl2溶液及蒸馏水，使土壤含水量达到最大持水量的50%，充分搅拌混匀，每日搅拌并通过称重法补充蒸发水量，于室温老化5个月以保证老化充分。老化结束后自然风干、研磨、过2 mm尼龙筛，充分混匀后装袋备用。土壤Cd浓度实测值为0.83 mg·kg-1和12 mg·kg-1，总N含量为0.19 g·kg-1，总P含量为1.77 g·kg-1，土壤最大持水率为70%。

选取目前广泛应用的石灰类、磷酸盐类和有机类3类钝化剂，石灰(石灰类，Ca(OH)2；广东东华科技股份有限公司，粒径≤150 μm，pH值为12.5，Cd含量0.09 mg·kg-1)、羟基磷灰石(磷酸盐类，HAP；南京埃普瑞公司，粒径≤80 μm，pH值为7.41，Cd含量0.04 mg·kg-1)和玉米秸秆生物炭(有机类；郑州立泽环保科技有限公司，450 ℃裂解，粒径1～2 mm，pH值为8.35，Cd含量0.21 mg·kg-1)。

1.2 实验方法

为确定不同种类钝化剂及其施加量对中度(12 mg·kg-1)、轻微(0.83 mg·kg-1)污染土壤Cd钝化和降低烟草吸收Cd的影响，本研究选取3种钝化剂(石灰、HAP和玉米秸秆生物炭)，各设置2个施加量(2 g·kg-1和16 g·kg-1)种植烟草[23]，无钝化剂无烟草作空白，无钝化剂有烟草作对照，共14个处理，每个处理设置3个重复。每盆加入土壤3 kg(干质量)，准确称取计算量钝化剂与土壤充分混匀后装入花盆(外口径(R)=24 cm，底径(r)=14 cm，高度(H)=29.6 cm)，选取长势均匀一致的烟草幼苗记录鲜质量，移栽入盆，每盆1株。期间每日通过称重法补水，保持土壤含水量为最大持水量的60%。

种植60 d后，每盆采集土壤约50 g，自然风干后磨碎过100目筛，自封袋保存备用。烟草使用自来水、冰磷酸盐缓冲液(1 mmol·L-1 Na2HPO4, 10 mmol·L-1 2-吗啉乙磺酸(MES), 0.5 mmol·L-1 Ca(NO3)2, pH 5.7)和蒸馏水清洗去除根表土壤及吸附元素，吸水纸吸干根系水分，记录鲜质量，将烟草分为根、茎和叶，-20 ℃冷冻后使用真空冷冻干燥机(GOLD-SIM，FD8-3P)冻干至恒重，记录干质量，液氮研磨并过100目筛，存入自封袋备测。

1.2.2 吸附动力学实验

为分析3种钝化剂对Cd2+的吸附/络合效率，设置Cd2+溶液初始浓度为0.5 mg·L-1和5 mg·L-1，初始pH均为6.40，分别称取20 mg钝化剂与10 mL Cd溶液于离心管充分混合[24]，无钝化剂溶液为空白对照，共7个处理，每个处理设置3个重复，于140 r·min-1、25 ℃恒温振荡(上海知楚仪器，ZQLY-180E)，分别于10 min、20 min、30 min、1 h、2 h、6 h、12 h和24 h取样，8 000 r·min-1离心10 min(盐城市凯特实验仪器，TD5Z)后取上清液5 mL测定Cd2+浓度，至溶液Cd2+浓度不再降低达到吸附平衡。

1.3 分析方法

1.3.1 土壤pH值测定

参照《中华人民共和国国家环境保护标准(土壤pH值的测定电位法)》(HJ962—2018)中土壤pH值测定方法，土水比为1∶2.5(m∶V)，200 r·min-1振荡2 min，静置30 min，pH计(Mettler Toledo，FE28)测定。土壤初始pH值为5.3。

1.3.2 土壤有效态Cd含量及土壤/烟草Cd全量测定

土壤有效态Cd采用二乙基三胺五乙酸(DTPA)提取液(0.005 mol·L-1 DTPA+0.01 mol·L-1 CaCl2+0.1 mol·L-1三乙醇胺(TEA)，pH=7.3，m(土)∶V(提取剂)=1∶2)提取[23]，20 ℃、200 r·min-1振荡2 h，8 000 r·min-1离心10 min，上清液过膜(0.45 μm)。

土壤/植物Cd全量分析依据US EPA 3050B方法，即称取0.2 g土壤或0.05 g烟草样品于消解管中，加入10 mL HNO3(V∶V=1∶1)，于聚四氟乙烯电热消解仪(LabTech，DigiBlock ED54)105 ℃消解4～5 h，未消解完全样品另加5 mL HNO3(V∶V=1∶1)继续消解至剩余消解液2～3 mL。冷却后，加入1～2 mL 30% H2O2继续消解0.5～1 h至无气泡产生，常温冷却，蒸馏水冲洗回流盖后定容至50 mL，过0.45 μm滤膜，0.1 mol·L-1 HNO3(Merck)稀释。

土壤及烟草消解液中Cd浓度使用电感耦合等离子体质谱(ICP-MS, Thermo Scientific ICAP-RQ)测定。通过内标物质(In)和标准物质(坛墨质检，土壤GBW07401/GSS-1、GBW07405/GSS-5、芹菜GBW10048/GSB-26)对消解及分析过程进行质控(Qa/Qc)监测，内标回收率为90%～110%，标准物质Cd回收率为96%～104%。

1.3.3 烟草Cd富集系数

烟草根、茎、叶Cd富集系数分别为各部位Cd含量与土壤Cd含量的比值。

1.4 数据分析

1.4.1 吸附动力学模型

根据Ce和C0计算各溶液体系中石灰、HAP和生物炭对Cd的平衡吸附容量(qe)，并用准一级动力学模型(1)和准二级动力学模型(2)对吸附结果进行拟合。

式中：qt为经过时间t(h)时，Cd在单位质量钝化剂上的吸附量(mg·g-1)；qe为吸附平衡后，钝化剂中Cd的饱和吸附量(mg·g-1)；C0为初始时溶液中Cd的质量浓度(mg·L-1)；Ce为平衡时溶液中Cd的质量浓度(mg·L-1)；k1为准一级动力学吸附速率常数(h-1)；k2为准二级动力学吸附速率常数(g·(mg·h)-1)；V为溶液体积(L)；m为钝化剂质量(g)。

采用Microsoft Excel 2019进行数据处理与分析，采用Origin 2021拟合吸附动力学曲线，采用GraphPad Prism 9作图，分析结果为重复试验平均值±标准偏差。

2 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 不同钝化剂对土壤pH值的影响

土壤pH值是调控Cd形态、分配和生物有效性的重要参数[25-26]，不同施加量的3种钝化剂对不同浓度Cd污染土壤pH值的影响如图1所示。

轻微(0.83 mg·kg-1)Cd污染土壤中，高施加量(16 g·kg-1)的石灰和HAP钝化剂显著(P<0.05)提高了土壤pH值，其中，石灰和HAP分别使土壤pH升高2.84和1.98，生物炭作用不显著，使土壤pH值仅升高0.16；低施加量(2 g·kg-1)钝化剂对土壤pH值的影响均不显著(P>0.05)，例如，石灰和生物炭分别使pH升高0.1和0.11(图1(a))。

中度(12 mg·kg-1)Cd污染土壤中，高施加量(16 g·kg-1)的石灰和HAP钝化剂显著(P<0.05)提高了土壤pH值，其中，石灰和HAP分别使土壤pH升高3.06和1.99，生物炭作用不显著，使pH值仅提高0.36；低施加量(2 g·kg-1)钝化剂对土壤pH值的影响均不显著(P>0.05)，例如，石灰和生物炭分别使pH升高0.23和0.21(图1(b))。综上，3种钝化剂高施加量时对土壤(轻微、中度污染)pH的提升作用较为显著，表现为：石灰(2.84、3.06)>HAP(1.98、1.99)>生物炭(0.16、0.36)；反之，低施加量时对土壤(轻微、中度污染)pH的提升作用不显著，表现为：石灰(0.1、0.23)>HAP(0.57、0.06)>生物炭(0.11、0.21)。

钝化剂对土壤pH的提高作用与其自身pH及施用量呈正相关。石灰为碱性材料，pH通常为12.4～12.6，可中和土壤中酸度从而提高土壤pH。例如，王浩朴等[23]向土壤中施加16 g·kg-1石灰，使土壤pH值提高2.93，骆文轩等[27]向水稻土壤中施加2 500 kg·hm-2石灰，使土壤pH提高1.84，与本文研究结果相近。HAP释放

在水相中转化为

和

并释放出大量OH-，从而提升土壤pH[28]。唐守寅等[29]向水稻土壤中分别施加32 g·kg-1 HAP和2 g·kg-1 HAP，使pH分别提高1.01和0.1，表明高施加量钝化剂对提高土壤pH值影响显著。生物炭通过盐基离子的吸持作用降低土壤中H+含量，并且生物炭自身呈碱性，中和部分土壤酸度，从而提升土壤pH值[30]。杨惟薇等[31]在土壤中施加10 g·kg-1蚕沙生物炭(pH=8.87)、木薯秆生物炭(pH=9.33)、水稻秸秆生物炭(pH=9.75)和甘蔗叶生物炭(pH=10.4)，使土壤pH提高0.52～0.98，与本文结果相近，由于生物炭自身pH值存在差异，其对土壤pH的影响亦存在差异。

2.2 不同钝化剂对土壤有效态Cd含量的影响

土壤Cd总量虽可影响烟草Cd吸收，但产生直接影响的是土壤中有效态Cd含量[32]。因此，为更准确地评估钝化剂对烟草吸收Cd的影响，分析了其对土壤中有效态Cd含量的影响(图2)。

轻微(0.83 mg·kg-1)Cd污染土壤中，3种钝化剂均显著(P<0.05)降低土壤有效态Cd含量(13.1%～71.5%)，施加量越高，有效态Cd含量越低，16 g·kg-1石灰对土壤有效态Cd降低效率最高，由0.061 mg·kg-1降至0.017 mg·kg-1，降低效率达71.5%(图2(a))。

中度(12 mg·kg-1)Cd污染土壤中，3种钝化剂对土壤有效态Cd含量的影响与轻微Cd污染土壤不同，低施加量(2 g·kg-1)3种钝化剂对土壤中有效态Cd含量无显著(P>0.05)降低作用，高施加量(16 g·kg-1)均显著(P<0.05)降低土壤有效态Cd含量。与对照组相比，16 g·kg-1石灰和HAP使土壤有效态Cd含量由1.08 mg·kg-1分别降至0.33 mg·kg-1和0.42 mg·kg-1(图2(b))。综上，3种钝化剂低施加量时对土壤(轻微、中度污染)有效态Cd含量降低效率相对较低，表现为：石灰(12.8%、1.24%)>生物炭(12.6%、5.06%)>HAP(11.8%、3.28%)；高施加量时均能降低土壤(轻微、中度污染)有效态Cd含量，其降低效率表现为：石灰(77.5%、70.0%)>HAP(58.5%、60.7%)>生物炭(23.3%、16.6%)。

钝化剂对土壤有效态Cd含量的降低作用与施用量呈正相关。石灰通过降低土壤pH，且与Cd2+形成CdHCO3、CdCO3，降低土壤有效态Cd含量和生物有效性[33]。张蕴睿[20]通过施加3 000 kg·hm-2石灰，使土壤有效态Cd含量降低20.8%，且随石灰施用量增加呈显著下降趋势。羟基磷灰石的晶体结构形式和离子半径与Cd2+具有相似性，使土壤中Cd2+与其晶格中Ca2+发生交换，通过表面吸附与阳离子交换形成稳定磷酸盐[34]，降低土壤中有效态Cd含量。此外，施用磷酸盐可提高土壤pH、增加磷酸盐表面负电荷，增强土壤成分对Cd2+的吸附[35]。唐守寅等[29]施用2 g·kg-1 HAP使土壤有效态Cd含量降低8.5%，而16 g·kg-1 HAP使土壤有效态Cd含量降低31.7%，与本研究中高施加量HAP可更显著地降低土壤Cd有效态含量的作用规律一致。生物炭通过自身的碱性物质如灰分提高土壤pH，改变Cd2+在土壤中的赋存形态，使其通过络合、沉淀等作用被固定[36-38]。例如，杜彩艳等[39]通过向土壤中施加50 g·kg-1不同原材料生物炭，使土壤有效态Cd含量降低40%。

2.3 不同钝化剂对烟草生物量的影响

轻微(0.83 mg·kg-1)Cd污染土壤中，低施加量(2 g·kg-1)的HAP和生物炭钝化剂显著(P<0.05)提高了烟草鲜质量增长量，其中HAP和生物炭分别使烟草鲜质量增长量提高7.97倍和5.07倍，石灰作用不显著，仅使鲜质量增长量提升1.14倍；高施加量(16 g·kg-1)仅生物炭使烟草鲜质量增长量显著提高18.5倍(图3(a))。

中度(12 mg·kg-1)Cd污染土壤中，3种钝化剂对烟草鲜质量增长量的影响与轻微Cd污染土壤类似，低施加量(2 g·kg-1)钝化剂显著(P<0.05)提高了烟草鲜质量增长量，其中HAP和生物炭分别使烟草鲜质量增长量提升3.29倍和5倍；高施加量(16 g·kg-1)仅生物炭使烟草鲜质量增长量显著提高29.7倍，石灰和HAP均使烟草鲜质量增长量降低，与空白相比，分别降低80.1%和79.5%(图3(b))。在实际种植过程中发现，高施加量(16 g·kg-1)石灰和HAP处理的盆栽土壤发生板结现象，使烟草生长缓慢，鲜质量增长较低，这可能与石灰和HAP施用量过高，使土壤pH提升呈碱性，致使土壤中有机质含量降低，影响烟草生长发育，戴万宏等[40]通过研究土壤有机质含量与酸碱度关系发现，有机质含量与pH呈显著负相关，随pH升高有机质含量降低12.2%～22.9%。同时，HAP在土壤环境中其自身的磷酸根离子与土壤中Cd2+、Ca2+等阳离子结合形成难溶性磷酸盐，致使土壤板结，影响烟草根系活力，导致烟草无法正常生长。

Cd胁迫在烟草整个生长周期中均可产生影响[6]，导致植株生长缓慢，但施加生物炭可缓解毒性作用，使烟草的生长胁迫降低。例如，提高土壤Cd浓度，使烟草生物量显著降低，土壤Cd含量为3 mg·kg-1时，施加20 g·kg-1生物炭使烟草地上部生物量提高1.3倍[41-42]。生物炭具有多孔结构，在土壤中可为微生物提供附着环境和生长所需的营养物质[43]，此外，生物炭可显著增加土壤溶解性有机碳(SOC)、土壤阳离子交换容量(CEC)和土壤电导率(EC)[44-47]，从而提升土壤肥力。生物炭较大的比表面积、多孔结构、强离子交换能力可通过与土壤养分的相互作用，直接或间接降低土壤养分淋失[48]，进一步促进烟草生长，提升烟草对Cd胁迫的耐受能力。

2.4 不同钝化剂对烟草各部位Cd含量与富集的影响2.4.1 对烟草根、茎、叶Cd含量的影响

轻微(0.83 mg·kg-1)Cd污染土壤中，3种钝化剂均显著(P<0.05)降低烟草根、茎、叶Cd含量，降低率分别为38%～98%、39.3%～99.5%、13.2%～99.9%。中度浓度(12 mg·kg-1)Cd污染土壤中，根、茎、叶Cd含量分别降低17.2%～97.4%、1.64%～94.2%、12%～88.5%。此外，钝化剂高施加量的Cd含量降低率高于低施加量的。16 g·kg-1石灰、HAP使根、茎、叶Cd含量分别降低87.7%～98%、82.3%～99.5%、77%～99.9%，但此2种钝化剂使烟草无法正常生长(图3)。轻微(0.83 mg·kg-1)Cd污染土壤中，高施加量(16 g·kg-1)生物炭亦可降低烟草Cd含量，根、茎、叶Cd含量分别降低74.6%、82.5%、59.3%(图4(a)、(c)和(e))，且可保证烟草正常生长和促进生物量提高。高施加量(16 g·kg-1)生物炭使烟草根、茎、叶Cd含量分别降低50.7%、57.9%和46.5%(图4(b)、(d)和(f))。低施加量(2 g·kg-1)HAP土壤pH和有效态Cd含量较对照组无显著变化，土壤呈弱酸性，但烟草根部Cd含量增加，可能原因是，HAP含有41.2%～46.7% P[49]，外源P可促使植物根系生长，增大其与土壤的接触面积，促进根系对Cd的吸收累积，导致根部Cd含量增加[50-51]。

研究表明，石灰可降低土壤中有效态Cd含量，亦可通过Ca2+与Cd2+的拮抗作用降低烟草对Cd的吸收[52]。例如，施加不同剂量的石灰使烟草根、茎、叶Cd含量分别降低18%～46.3%、0%～38.1%、48.7%～56.3%[53]。磷酸盐可提高土壤pH，降低有效态Cd含量，进而降低烟草对Cd的吸收[54-56]。例如，施加32 g·kg-1 HAP使烟草根、茎、叶Cd含量分别降低76.7%、79.1%、82.2%[23]。生物炭可通过提高土壤pH，提高表面阳离子交换点位，提高其对Cd2+的吸附作用，降低土壤有效态Cd含量，进而降低烟草对Cd的吸收与积累[48]。例如，施加20 g·kg-1生物炭使烟草根、茎、叶Cd含量降低56.8%、70.4%、67%[57]。通常，通过钝化剂降低烟草Cd含量时，可根据土壤Cd污染程度选择适宜的钝化剂种类及施加量。然而，本研究表明，16 g·kg-1石灰、HAP虽可降低烟草Cd含量，但影响烟草正常生长，而生物炭在降低烟草Cd含量的同时可促进烟草生长，故相较于石灰和HAP，生物炭更适于降低烟草Cd含量，同时提高烟草产量。

2.4.2 不同钝化剂对烟草Cd富集系数的影响

生物富集系数(bioconcentration factor, BCF)反映Cd在烟草各部位的转运、分配与累积趋势。不同程度Cd污染土壤、不同钝化剂处理前后烟草各部位Cd的富集系数如表1所示。整体上看，轻微污染土壤中烟草对Cd的富集系数较中度污染土壤更高，其中烟草叶片对Cd的富集能力最强，表现为：叶(Cd0.83：247，Cd12：48.6)>茎(Cd0.83：203，Cd12：41.7)>根(Cd0.83：122，Cd12：24.7)。此外，3种钝化剂均可显著降低烟叶Cd富集系数，表现为：生物炭(Cd0.83：59.5%，Cd12：46.5%)>石灰(Cd0.83：32.4%，Cd12：18.5%)>HAP(Cd0.83：16.6%，Cd12：13.2%)。

轻微(0.83 mg·kg-1)Cd污染土壤中，3种钝化剂使根、茎、叶富集系数分别降低50.6%～74.7%、44.3%～82.5%、16.6%～59.5%，且施加量与富集系数降低率呈正相关。3种钝化剂中，生物炭对富集系数的降低率最高，分别使根、茎、叶富集系数降低68.7%～74.7%、70.1%～82.5%、51.4%～59.5%。

中度(12 mg·kg-1)Cd污染土壤中，3种钝化剂使烟草根、茎、叶富集系数降低率比低Cd土壤低，分别为25.1%～50.6%、10.6%～57.8%、13.2%～46.5%。同低Cd土壤，生物炭的降低作用最为突出，分别使根、茎、叶富集系数降低32%～50.6%、44.6%～57.8%、33.1%～46.5%。

综上，在中度、轻微Cd污染土壤中，烟草各部位对Cd的富集系数均表现为叶>茎>根，且随土壤Cd浓度升高而降低。此外，生物炭对富集系数的降低作用最显著。生物炭通过表面负电荷及含氧官能团与土壤中Cd2+结合形成金属络合物，从而降低土壤有效态Cd含量，进而降低烟草对Cd的吸收和积累[41]。此外，生物炭通过提高土壤SOC、CEC和EC，促进烟草生长和地上部生物量增长，在烟草体内起到“稀释效应”，亦可促进烟叶Cd浓度降低[58]。

2.5 吸附动力学

对吸附实验的结果采用准一级动力学模型(式1)和准二级动力学模型(式2)进行拟合，不同钝化剂对Cd的吸附动力学曲线及拟合参数见图5、图6和表2。

吸附动力学模型反映不同因素对钝化剂吸附重金属速率的影响，准一级动力学模型假设未吸附位点与吸附速率成正比，吸附受扩散速率的影响较大[59-60]。准二级动力学模型假设吸附速率与溶液中污染物浓度的平方成正比，吸附速率主要受化学吸附过程的影响[60-61]。结果表明，石灰对溶液中Cd2+无吸附，HAP和生物炭对Cd的吸附规律相似，2 h内以快吸附为主，之后为慢速吸附，24 h后溶液中Cd2+去除率无明显变化且大于90%，达到表观吸附平衡；且均符合准二级动力学模型，表明HAP和生物炭对Cd2+具有化学吸附作用；低浓度(0.5 mg·kg-1)Cd溶液中，平衡时Cd饱和吸附量表现为生物炭(0.234 mg·kg-1)>HAP(0.222 mg·kg-1)；高浓度(5 mg·kg-1)Cd溶液中，则为HAP(2.31 mg·kg-1)>生物炭(2.03 mg·kg-1)。

吸附初期，溶液中Cd2+浓度相对较高，溶液中Cd2+与HAP和生物炭表面充分接触，从而产生快速吸附现象，随反应时间增加，Cd2+由吸附材料表面向内部扩散，导致吸附速率减缓[62]。吸附材料对溶液中金属离子的吸附包括快速吸附、慢速吸附和吸附平衡3个阶段。慢速吸附阶段溶液中Cd2+与钝化剂之间的传质动力随溶液中Cd2+的减少而下降。HAP和生物炭表面均带负电荷，吸附过程中溶液Cd2+减少，其表面电性被中和最终达到吸附平衡[63]。例如，秸秆生物炭对Cr的吸附试验结果与本文一致，且符合准二级动力学模型[63-64]。

通过盆栽实验，研究石灰、HAP和玉米秸秆生物炭对植烟地土壤Cd钝化和烟草Cd吸收的降低作用。通过分析土壤pH、有效态Cd含量、烟草生长量及烟草根、茎、叶Cd含量，以及吸附动力学实验，得到的主要结论如下。

(1)3种钝化剂均能提高土壤pH且降低有效态Cd含量。对土壤pH的提升作用表现为：石灰(0.02～3.06)>HAP(0.06～1.99)>生物炭(0.11～0.36)。高施加量(16 g·kg-1)时，对土壤有效态Cd含量的降低作用表现为：石灰(5.6%～77.5%)>HAP(0%～60.7%)>生物炭(5.06%～23.3%)。

(2)高施加量(16 g·kg-1)石灰、HAP对烟草Cd含量降低作用较高，但影响烟草正常生长，而生物炭在降低烟草各部位Cd吸收的同时，可提高烟草生物量。3种钝化剂对烟草各部位Cd含量降低表现为叶(Cd0.83：215 mg·kg-1；Cd12：671 mg·kg-1)>茎(Cd0.83：177 mg·kg-1；Cd12：542 mg·kg-1)>根(Cd0.83：106 mg·kg-1；Cd12：341 mg·kg-1)，根Cd含量降低率为生物炭(Cd0.83：51.9%～80.2%；Cd12：20.0%～62.8%)>石灰(Cd0.83：54.8%～68.0%；Cd12：17.2%～32.1%)>HAP(Cd0.83：38.0%～60.2%；Cd12：0)；茎Cd含量降低率为生物炭(Cd0.83：65.5%～83.5%；Cd12：38.7%～60.0%)>石灰(Cd0.83：53.3%～65.0%；Cd12：20.5%～23.1%)>HAP(Cd0.83：39.3%～48.4%；Cd12：1.64%～9.31%)；叶Cd含量降低率为生物炭(Cd0.83：45.6%～63.3%；Cd12：39.2%～49.1%)>石灰(Cd0.83：26.2%～37.2%；Cd12：16.8%～20.1%)>HAP(Cd0.83：13.2%～19.5%；Cd12：12.0%～14.8%)。综合考虑Cd吸收降低率和生物量增长率，生物炭较石灰和HAP更适于植烟地土壤Cd钝化和烟草Cd吸收阻控，可根据土壤Cd污染程度选择适宜的生物炭施加量。

(3)HAP和生物炭均能吸附溶液中Cd2+，达到吸附平衡时，溶液中Cd2+去除率均>90%，且符合准二级动力学模型，表明HAP和生物炭对Cd2+具有化学吸附作用；低浓度(0.5 mg·kg-1)Cd溶液中，Cd饱和吸附量为生物炭(0.234 mg·kg-1)>HAP(0.222 mg·kg-1)；高浓度(5 mg·kg-1)Cd溶液中，则为HAP(2.31 mg·kg-1)>生物炭(2.03 mg·kg-1)。

通讯作者简介：刘雪(1987—)，女，博士，副研究员，主要研究方向为环境污染与食品安全。

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