小麦秸秆生物炭添加对养殖池塘底泥重金属的原位修复

杜胜男，张瀚麟，赵汉胤，陈以芹，李娟英

（上海海洋大学海洋生态与环境学院，上海 201306）

池塘养殖是我国水产品供应的重要来源，池塘养殖模式也是我国淡水养殖的主要模式。然而，在养殖过程中，水体中的重金属可能被水生生物直接或间接地利用并通过食物链进行放大，从而对人体造成威胁[1-2]。养殖池塘底泥是污染物汇聚及迁移转化的重要载体，也是众多水生生物的生存场所和重要的食物来源[3-4]。养殖池塘中重金属残留的报道时有发生：刘金金等[5]的研究发现，养殖池塘底泥表层沉积物中重金属的含量分别为Cr 41.96±11.9 mg·kg-1、Cu 20.61±7.76 mg·kg-1、Pb 10.87±5.83 mg·kg-1、Cd 0.13±0.05 mg·kg-1，虽然均处于较低的污染水平，但其来源广泛，仍需引起重视；湖州市养殖池塘底泥表层沉积物重金属含量范围分别为Hg 0.03～0.39 mg·kg-1、Pb 15.12～72.96 mg·kg-1、Cd 36.43～227.43 mg·kg-1、Cr 0.06～2.31 mg·kg-1、Cu 10.50～98.20 mg·kg-1，其中Cd和Hg 的生态风险水平较高[6]；和庆等[3]分析长三角地区池塘养殖的水产品重金属污染的情况发现，水产品中Cr 和Cd 两种重金属含量与养殖底泥息息相关，且重金属污染的养殖池塘中的水产品存在食用安全风险。由于养殖池塘底泥重金属污染具有滞后性、隐蔽性和长期性的特点，部分元素在低浓度下也会产生强烈的毒性，所以，修复重金属污染的养殖池塘底泥，从而保障水产品的品质至关重要。

目前，针对底泥污染控制技术有异位处理和原位修复技术两种[7]，异位处理技术成本较高，在清除污染物的过程中对水体扰动较大，且易造成二次污染[8-9]。而原位修复技术因具有成本低、对底泥扰动相对较小且对环境潜在危害较小等优点被广泛关注。原位修复方法中最常用吸附法，即在底泥中添加生物炭等吸附剂进行底泥重金属污染治理，该技术通过降低底泥中重金属的流动性和生物利用度，遏制底泥向上覆水中释放重金属，从而减少其在水生食物链中的积累[10]。生物炭是由农、林废弃物等生物质原料在缺氧条件下高温裂解制得的结构相对稳定的多孔含碳物质，其对重金属离子、有机化合物、氮、磷等污染物均有较好的吸附效果。Liu 等[11]发现生物炭机械强度稳定，在养殖底泥中是一种较好的重金属稳定剂；张学庆等[12]利用磷改性牛粪生物炭修复Pb和Cd复合污染的土壤，结果表明改性后的生物炭可使土壤中Pb和Cd 由弱酸可提取态向残渣态转化，且能显著增加土壤阳离子交换量，达到钝化重金属和改善土壤质量的目的；小麦秸秆生物炭是一种具有较高固定重金属能力的生物炭，被人们广泛用作模型生物炭[13-14]。国家统计局显示，2022 年小麦单位面积产量为5 912.3 kg·hm-2，因此，小麦秸秆生物炭的原料丰富且简单易得。将小麦秸秆制成生物炭可以减少传统处理过程（堆肥或焚烧）中释放的固体颗粒和烟尘的数量。此外，在秸秆碳化方面的研究也逐渐增多[3-4]，因此将小麦秸秆生物炭重新添入土壤，可以达到以废治废的目的。目前，小麦秸秆生物炭多用在修复受污染的土壤中，且已取得较多成果，若将其运用到养殖池塘底泥则具有同样广阔的前景。赵汉胤等[4]已证实小麦秸秆生物炭的添加可以改善养殖池塘底泥中微生物群落结构，有助于底泥中重金属和多环芳烃等污染物的降解去除。

然而，目前养殖池塘底泥生物炭修复的研究多集中于实验室阶段，但实验室的理想条件有别于现场修复，在原位现场应用的过程中，环境条件的变化可能会对生物炭的长期有效性产生影响，同时以往研究视角往往集中在修复过程中底泥污染物的浓度和形态变化，很少将修复过程与生物生长阶段相结合来探讨修复效果。故本研究利用我国小麦秸秆产量大、制取成本低、修复效果好等特点，用小麦秸秆生物炭在养殖现场开展原位修复实验，结合生物的完整养殖周期，重点研究：（1）小麦秸秆生物炭作为养殖池塘底泥添加材料在生物生长的各个阶段对降低水产品体内重金属累积浓度和食用风险的效果；（2）基于DGT 被动采样法评估小麦秸秆生物炭添加对降低各个时期底泥中重金属生物有效性的效果以及降低沉积物-水界面重金属扩散通量作用，以期为小麦秸秆生物炭原位修复养殖池塘底泥中的重金属污染提供理论支撑，从而提高水产品食用安全并保障人体健康。

1 材料与方法

1.1 养殖池塘的选择

养殖池塘位于上海市浦东新区书院镇祥园路（121°50′4″E，30°58′40″N），该池塘养殖情况为混养，鱼类包括白鲢、花鲢、草鱼、鲫鱼、鳊鱼，混有螺蛳、三角帆蚌等底栖生物。池塘水体Cu、Pb、Cd、Cr 重金属初始浓度分别为18.74±2.66、29.26±2.73、12.65±2.61、1.87±0.02 μg·L-1。整个实验分为实验塘（n=3）和对照塘（n=3）两组。

1.2 待修复底泥和小麦秸秆生物炭的基本理化性质

根据课题组以往研究发现Cu、Pb、Cd和Cr 4种重金属在养殖池塘中的残留量高，食用风险较大[7]，因此本研究选取了Cu、Pb、Cd、Cr 四种重金属作为研究对象。

待修复底泥基本性质：待修复池塘表层底泥中重金属Cu、Pb、Cd 和Cr 的含量（干质量，下同）分别为5.1、23、0.55 μg·g-1和14 μg·g-1，其中Cd 含量最高浓度已超过《农产品安全质量 无公害水产品产地环境要求》（GB/T 18407.4—2001）中Cd 的最高限量浓度（0.5 μg·g-1）。

小麦秸秆生物炭的理化性质：本研究选用的小麦秸秆生物炭购于河南誉中奥农业科技有限公司，该小麦秸秆生物炭老化前pH 为10.24，老化后pH 为9.65，比表面积为20.78 m2·g-1，元素组成为C、H、O、N 和S，其占比分别为62.88%、1.08%、16.10%、13.86% 和6.08%，H/C为0.21，（N+O）/C为0.38。

根据课题组以往研究发现，经过热解和老化后的小麦秸秆生物炭对底泥中的复合污染物有更好的稳定效果，同时有助于提升水产品的质量，保障消费者人体健康[15]。因此本研究中的小麦秸秆生物炭在加入底泥之前进行了热解和自然老化，具体步骤如下：

热解：将小麦秸秆生物炭置于200 ℃烘箱中热解24 h，自然冷却至室温后保存于干燥器中。

自然老化：将热解后的小麦秸秆生物炭放入密闭容器内，置于4 ℃冰箱中，避光老化28 d。

1.3 养殖池塘现场原位修复实验

整个现场实验分为三个阶段：

第1 阶段：底泥处理（2019 年4 月）。经试验测定，该养殖池塘底泥含水率约为60%，湿泥密度为1.4×103kg·m-3。预混合厚度为养殖池塘底泥表层5 cm，单位平方混合体积为0.05 m3，按照密度公式可计算出待处理底泥单位每平方米湿泥质量为70 kg，干泥质量为28 kg，参考课题组之前的研究结果[3-4]，实验组添加3%干质量比的小麦秸秆生物炭，即每平方米底泥小麦秸秆生物炭的添加量约为0.84 kg。实验中每个池塘面积为104 m2（8 m×13 m），平均深度为1 m（地下水位2.5 m），为更好地促进小麦秸秆生物炭与底泥的混合，将每个池塘分割成10 个面积约为10 m2的小块。用瓢将事先称质量完成的小麦秸秆生物炭均匀覆盖在底泥表面，再利用印有5 cm 刻度的铁铲等工具将其进行混合，重复多次，直至充分混匀。处理完成后，保持小麦秸秆生物炭与底泥接触自然老化4 周，池塘放水再接触老化2 周。为保障该池塘内水产品有较高的存活率，至6月初再投放鱼苗。

第2 阶段：水产品养殖（2019 年6 月）。本研究中养殖池塘所选用的饲料为明辉牌淡水鱼膨化配合饲料，饲料中Cu、Pb、Cd、Cr 4 种重金属含量分别为19.86±0.07、2.21±0.01、0.68±0.12、4.62±0 mg·kg-1，每日两次投放饲料分别为上午八点和下午三点，每次投放量为1.5 kg。实验阶段进水两次，Cu、Pb、Cd、Cr 4种重金属进水浓度分别为19.75±1.38、37.82±5.21、15.34±3.09、12.02±1.08 μg·L-1。

第3 阶段：样品采集（2019 年6 月）。实验日期从池塘放水后开始计算，实验整个周期持续28 周。在整个实验过程中的第1、2、3、4、6、8、12、14、20、24 周分别对实验塘与对照塘进行DGT 装置的投放，对底泥和上覆水进行采样分析。每个养殖池塘用彼德森采泥器按对角线布点法采集5 个分布点的表层底泥，混匀装入玻璃罐中，置于加入冰袋的保温箱中运回实验室，在-20 ℃冰箱中储存待测；水样采用1 L 预淋洗棕色玻璃瓶采集，暂时储存于加入冰袋的保温箱中运回实验室，在鱼类生长的幼苗期、生长期和成熟期（即实验开始后的12 周、18 周和24 周）分别对实验塘和对照塘内每种生物进行随机取样，将该生长阶段的五种鱼类和两种底栖生物带回实验室检测，用于实验分析的水产品均为肌肉组织等可食用部分。本研究关注鱼类和底栖生物的整体修复效果，因此实验数据没有区分具体鱼的种类和底栖生物的种类，不同种类结果数值差异采用误差值来代表，具体种类差异待后续进一步研究。

1.4 DGT介绍及布置方法

ZrO-Chelex 型DGT 装置购置于南京智感环境科技有限公司，由固定膜、琼脂糖扩散膜和PVDF 滤膜组成，通过新型平板式塑料外壳将三者依次叠加密封组成，其固定膜厚度0.40 mm，扩散层厚度0.90 mm，暴露窗口面积154 mm×20 mm（长×宽）。在底泥中部署之前，装置需用氮气脱氧16 h 以上，并将其保存在无氧的NaCl 溶液（0.03 mol·L-1）中。本实验采用的DGT装置已密封包装进行充氮处理，在使用前再打开装置。

在DGT 装置顶部圆孔处固定鱼线，在鱼线的末端系上浮标用以标定位置。现场投放使用时，实验人员身着下水服，将DGT 装置缓慢插入底泥中。每块DGT 总长15 cm，以9 cm 的深度插入底泥中，并留有6 cm 部分在水体中。放置24 h 后取出DGT，将洗净的DGT 装置放入自封袋中，加入少量去离子水保湿。收集完成后低温冷藏，迅速带回实验室分析。

1.5 DGT提取的有效态浓度和表观扩散通量计算方法

ZrO-Chelex 型DGT 总长150 mm，以10 mm 为标准将其切段，将切段后DGT 膜放入4 mL 1.0 mol·L-1HNO3提取液中，确保固定膜完全浸没，常温静置24 h后，将提取液吸出转移至另一空白离心管中，保存待分析（Cu、Pb、Cd）；加入10 mL 超纯水浸没固定膜2 h（水洗离心管中残留的HNO3提取液），然后吸出水洗液，在DGT 中加入混合提取剂0.2 mol·L-1NaOH-0.5 mol·L-1H2O24 mL，确保固定膜完全浸没，4 ℃条件下提取3～5 h，取出固定膜，保存提取液待测定（Cr）。上机前用0.22 μm 玻璃纤维膜过滤。DGT 膜上累积量M（ng）和有效态浓度CDGT（mg·L-1）的计算方法如下：

式中：Ce是所测量的金属浓度，ng·mL-1；Ve是提取液的体积，mL；Vg是固定膜的体积，mL；fe是每种金属的洗脱因子。

式中：t是部署时间，s；A是每个固定膜片段的暴露面积，cm2；Δg是扩散凝胶层厚度（0.9 cm），D是金属在固定膜上的扩散系数，E-6·cm2·s-1。

基于DGT的表观扩散通量计算如下：

式中：表观扩散通量是沉积物和上覆水的通量之和，Jw和Js分别表示上覆水和沉积物中不稳定的金属通量值。此计算着重于SWI（沉积物-水界面）附近的区域。在上式中，φ是沉积物的孔隙度，根据Gao等[16]的结果，将其选择为0.88；Dw和Ds分别是金属在水和沉积物中的扩散系数，Cu、Pb、Cd 和Cr 在水体中扩算系数分别为7.33×10-6、9.45×10-6、7.17×10-6cm2·s-1和5.94×10-6cm2·s-1；金属在沉积物中的扩算系数Ds=φ2Dw[17]。分别表示在上覆水和沉淀物中DGT 不稳定浓度梯度，以DGT 浓度与深度的比值斜率梯度计算[18]。

1.6 重金属目标危险系数（THQs）的计算

重金属的健康风险评价采用目标危险系数法（THQ），通过假定人体日常摄入的重金属总量与吸收量相等，将测定的吸收量与各重金属的参考剂量的比值作为评价标准[19]。计算公式如下：

单一重金属风险计算公式：

多种重金属复合风险计算公式：

式中：EF为重金属在人群中暴露频率365 d·a-1；ED是暴露期限，30 a；IR是摄入速率（鱼类为30.5 g·d-1[20]，虾类为93.43 g·d-1[20]，贝类为5 g·d-1[21]）；C为水产品中重金属含量（μg·g-1，鲜质量，下同）；RfD是口服参考剂量，μg·g-1·d-1，Cu、Pb、Cd、Cr 分别为4×10-2、4×10-3、1×10-3、1.5×10-3μg·g-1·d-1[22]；BW是体质量，70 kg；AT是平均年龄，70 a。

1.7 质量控制与保证

为保证实验结果的准确性和科学性，所有样品设定3 个平行样，底泥样品的重金属检出限和回收率如表1 所示。图表制作及数据分析均采用Prism8.0 和Origin8.0完成。

表1 重金属的检出限和回收率Table 1 Detection limits and recovery rates of heavy metals

2 结果与讨论

2.1 对养殖生物体内重金属累积浓度和食用风险的影响

养殖生物体内污染物累积浓度的变化是验证修复方法是否有效最直接的体现，修复期间养殖生物不同生长阶段的重金属累积浓度情况如表2所示。

表2 修复期间养殖生物不同生长阶段的重金属累积浓度（μg·g-1）Table 2 Heavy metals in cultured organisms in different growth stages during remediation（μg·g-1）

在整个修复期间养殖生物的不同生长阶段内，实验组所有生物的4 种重金属数据均低于空白组，表明养殖底泥中加入小麦秸秆生物炭对于降低养殖水产品中重金属含量有明显效果。小麦秸秆生物炭的表面含有丰富的含氧官能团，能对重金属产生络合作用，变成金属络合物，而小麦秸秆生物炭的添加也使底泥pH 由7.2～7.4 提高到7.6～7.8，底泥pH 的升高能够促进重金属盐的沉淀，而小麦秸秆生物炭表面存有的吸附点位也能对重金属进行吸附，因此小麦秸秆生物炭能够吸附固定底泥中的重金属，从而降低了重金属的有效性[23]。此外碱性生物炭还能与Cd、Pb 等重金属产生共沉淀作用[15]，从而降低了重金属在水产品体内的迁移，使实验组中水产品体内重金属累积浓度降低。

修复期间养殖生物不同生长阶段的4 种重金属累积浓度下降率如图1a所示。其中，4种重金属积累浓度在整个生长阶段总体下降率为Cd＞Pb＞Cr＞Cu，下降率范围在15%～55%。从图1a中可以观察到在生物生长的幼苗期Pb 和Cd 两种重金属积累浓度下降率达到最大值，而重金属Cu 和Cr 的积累浓度下降率的最大值在生长期，这可能与Cu 的来源有关，Cu 普遍添加在养殖饲料中[6]，在生长期会大量投入养殖饲料使池塘Cu 含量增大。在两类水生生物中，重金属Cd和Pb 的下降率都高于Cr 和Cu，这可能是由于重金属Cd 和Pb 在底泥中有较高的流动性，其代表流动性的形态（弱酸可提取态和Fe-Mn 氧化物结合态）占比较高（约60%），而生物炭的添加将其固定于底泥中，大幅减少了其向水产品体内的迁移[8]。Cr 的下降率较低可能与Cr 在底泥中的存在形态有关，Cr 的残渣态比例相对较高[24]，这说明底泥中Cr 的流动性相对较低，不易释放，因此生物炭对其修复作用较小。Munir 等[25]的研究也表明，使用2%竹生物炭进行修复，孔隙水中Cr的降低仍不显著。

图1 水产品体内4种重金属累积浓度的下降率（a）和水产品体内4种重金属目标危险系数的下降率（b）Figure 1 Decline rates of four heavy metals（a）and THQs（b）of four heavy metals in aquaculture products

从图1a 中可以看出，与鱼类相比，底栖生物的重金属累积浓度的下降率更高，这可能是因为鱼类是在上层水体中进行生物活动，而底栖生物活动在底泥表面，能更多地接触底泥中的重金属。对底泥进行生物炭修复可以有效阻止重金属进入生物体内，故在底栖生物中的作用更为明显[4]。另外，不同生物本身对于不同重金属应激响应和解毒机制也有所不同，这也是可能导致鱼类与底栖生物重金属累积浓度下降率有差异的原因[26-27]；重金属的生物有效性也影响着重金属在生物体内的累积程度。

在投入小麦秸秆生物炭原位修复底泥重金属实验过程中，还可能存在因饲养过程和底泥性质差异、纳米级生物炭悬浮和生物炭老化以及微生物群落变化等对实验结果产生影响，但是，仅根据本实验结果，实验组相较于对照组4 种重金属含量平均降低达39.75%，这部分因素对实验结果没有明显影响，具体影响机制需进一步研究。由通过投入小麦秸秆生物炭进行底泥重金属修复的水生生物重金属累积浓度下降率可见，向养殖底泥中添加生物炭可以有效抑制底泥中重金属在生物体内的累积，并显著降低水产品的食用风险。

底泥中添加小麦秸秆生物炭后，在整个养殖周期的不同生长阶段，各水产品的食用风险THQ值的计算结果如表3所示。

表3 修复期间养殖生物不同生长阶段的食用风险THQ值Table 3 THQ values of cultured organisms at different growth stages during remediation

纵观整个实验周期，实验组中水产品的THQs值均低于空白组，且水产品的ΣTHQs值均低于USEPA规定的限值（1.0），这表明实验组中的水产品是安全可食用的，且添加小麦秸秆生物炭可控制底泥中重金属在生物体内的累积并显著降低水产品的食用风险。计算了不同水产品在各生长阶段不同重金属目标危险系数的下降率变化，结果如图1b所示。

对比图1a 和图1b 可知，对于底栖生物，4 种重金属的目标危险系数下降率与4 种重金属的累积浓度下降率变化趋势基本一致，下降率范围也在15%～55%，Cd、Pb 和Cr 3 种重金属的目标危险系数下降率在幼苗期就达到最大，分别为49%、46%和41%。Cu在生长期目标危险系数下降率达最大值（约50%），这与重金属积累浓度下降率一致。对于鱼类，Pb、Cd、Cu 目标危险系数在其生长期达到最大值，这与危险系数计算模型中所提到的底栖生物和鱼类的摄入速率与各重金属的口服参考速率不同有关[21]。

2.2 对底泥孔隙水中重金属生物有效态浓度的影响

为进一步了解小麦秸秆生物炭的添加对原位底泥中重金属生物有效性的影响，采用原位监测以保证结果的准确非常必要，而DGT 即薄膜扩散梯度装置原位测定底泥孔隙水中重金属的浓度可满足这一要求。因此，在本研究中采用ZrO-Chelex 型DGT 对底泥中重金属的生物有效性进行了深入探讨。4 种重金属在修复过程中生物的各个生长阶段中底泥孔隙水中有效态的浓度变化如图2所示。

图2 修复期间水生生物不同生长阶段底泥孔隙水CDGT变化Figure 2 Changes in pore water CDGT of substrate at different growth stages during restoration

纵观整个修复周期，经小麦秸秆生物炭修复的底泥孔隙水中重金属浓度绝大部分低于空白组。具体而言，Cu、Pb、Cd 和Cr 的底泥有效态浓度降低率范围分别为3.7%～21%，16%～48%，35%～71% 和3.7%～19%。修复初期，底泥孔隙水中4 种重金属浓度都明显下降，这与2.1 中生物体内重金属累积浓度在幼苗期下降率最大相呼应。随着修复时间的延长，尤其到幼苗期后期和生长期阶段，对照组与修复组中底泥孔隙水浓度差异较小。除Cd 之外，其他3 种重金属的CDGT在生长期有明显升高的趋势，可能与幼苗后期和生长期大量饲料投加，以及雨水流入、换水等来源有关[28-29]。因此，为了控制生长期水产品体内重金属的累积，需要加大底泥中生物炭的投加量或者采用其他方法降低养殖水体中的重金属浓度。

虽然实验组底泥孔隙水中重金属的浓度显示出一定的下降，其下降范围在3%～70%，与水产品体内累积的重金属浓度下降相比（图1a）范围更大。这可能由于DGT 和生物累积污染物的方式不同，生物累积重金属的过程是十分复杂的，一系列生物活动会改变底泥的物理化学组成，从而影响底泥的重金属存在形态，进而影响生物对重金属的累积[30]。DGT 装置则是通过Fick第一定律，靠结合相源源不断地累积环境中的有效态重金属，是纯粹的物理过程[31]。因此，在用DGT 模拟生物累积底泥中重金属污染时，生物累积与DGT膜上的累积结果会有差异。

2.3 对水生生物不同生长阶段底泥中重金属扩散通量的影响

DGT不仅能够评估底泥中重金属的生物有效性，而且能够对沉积物-水界面附近重金属元素的流动方向以及交换通量进行预测[32-33]。将DGT 部分垂直插入底泥并保留部分在水环境中可以同时反映沉积物和水两个界面的浓度差异，对比两个界面的浓度可以确定重金属的流动方向。通过计算DGT 装置上的浓度CDGT与所处底泥深度的斜率梯度比值从而估算固液界面处的交换通量，这可以反映泥水界面处重金属的化学活性。

表观扩散通量的正值和负值分别代表了重金属迁移到上覆水或是沉积物的通量，图3 显示了4 种重金属在生物生长的各个阶段在沉积物-水界面处的表观扩散通量。从图中可明显看出实验组中重金属向底泥沉积，而空白组中的情况则相反，表明小麦秸秆生物炭能降低重金属向上覆水扩散的可能性，使实验组中的养殖底泥成为重金属的汇，这对养殖塘底泥的修复是有利的。从重金属污染物迁移的角度，生物炭吸附重金属使底泥中重金属的有效态降低，且底泥中剩余重金属迁移性降低；从水生生物角度，迁移性较强的重金属经生物炭吸附，生物体内积累的重金属浓度降低，有效改善水产品品质。

图3 修复期间水生生物不同生长阶段固液界面表观扩散通量的变化Figure 3 Changes of apparent diffusion flux at different growth stages during remediation

空白组中Cu、Pb、Cd 和Cr 的扩散通量范围分别在-0.050～0.097、-0.011～0.11、0.001 9～0.017 ng·cm-2·d-1和0.060～0.19 ng·cm-2·d-1，多数为正值，表明对照组中的养殖底泥在整个实验过程中充当重金属的源，即底泥向养殖水环境中释放重金属。当底泥添加小麦秸秆生物炭后，实验组中底泥重金属的表观扩散通量有降低的趋势，Cu、Pb、Cd 和Cr 的范围分别在-0.210 00～0.000 28、-0.120～0.027、-0.018 0～0.000 40 ng·cm-2·d-1和-0.090～0.081 ng·cm-2·d-1，数值多数为负，表明水体中的重金属易向养殖底泥中沉积，小麦秸秆生物炭的添加使重金属向底泥汇聚，从而降低重金属向上覆水迁移的可能性，并最终降低水产品体内累积的浓度。

对比实验组各个生长阶段Cu、Pb、Cd 和Cr 4 种重金属的扩散通量，重金属Cu、Pb 在生长期扩散通量最大，而重金属Cd 和Cr 的扩散通量在成熟期才达最大值，表明小麦秸秆生物炭的添加对养殖底泥中重金属的修复作用主要发生在生长期末期到成熟期阶段。

3 结论

（1）经小麦秸秆生物炭修复，生物体内4 种重金属浓度和食用风险下降率范围都在15%～55%，4种重金属下降率的总体趋势为Cd＞Pb＞Cr＞Cu，对于Pb 和Cd，都是在幼苗期下降率达到最大，而对于重金属Cr、Cu，下降率在生长期才达最大值。底栖生物的重金属积累浓度和危险系数下降率普遍大于鱼类。

（2）对小麦秸秆生物炭修复阶段的底泥进行原位监测的结果表明，重金属的有效态浓度在小麦秸秆生物炭修复后是逐渐降低的，Cu、Pb、Cd 和Cr 4 种重金属的底泥有效性浓度下降范围分别为3.7%～21%、16%～48%、35%～71%和3.7%～19%，且小麦秸秆生物炭对底泥孔隙水中重金属的修复主要集中于幼苗期阶段。

（3）沉积物-水界面处表观扩散通量计算结果表明，实验组底泥中添加的小麦秸秆生物炭能够成功控制底泥重金属的释放，使实验组中的养殖底泥成为重金属的汇，降低了重金属向上覆水扩散的可能性。