生物炭對(duì)水稻根際微域土壤Cd 生物有效性及水稻Cd 含量的影響

張麗，侯萌瑤，安毅，李玉浸，林大松*，朱丹妹，秦莉，霍莉莉

（1.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，哈爾濱 150000；2.農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津 300191）

生物炭對(duì)水稻根際微域土壤Cd 生物有效性及水稻Cd 含量的影響

張麗1，2，侯萌瑤1，2，安毅2，李玉浸2，林大松2*，朱丹妹2，秦莉2，霍莉莉2

（1.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，哈爾濱 150000；2.農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津 300191）

采用根際箱培養(yǎng)的方式，研究了在Cd污染土壤中施用生物炭對(duì)根際和非根際土壤pH值、Cd生物有效性及Cd在水稻植株不同部位累積量的影響。結(jié)果表明：土壤pH值隨著輸入生物炭比例增加有上升趨勢(shì)。在不同用量生物炭添加下，根際和非根際土壤Cd有效態(tài)含量均有下降，其中，根際土壤在中用量（50 g·kg－1）生物炭處理下降幅最大，達(dá)13.9%；非根際第一、二層土壤在高用量（100 g·kg－1）生物炭處理下達(dá)顯著差異（P＜0.05），分別下降了27.4%和22.9%，而第三層土壤Cd有效態(tài)含量在中用量（50 g·kg－1）處理下效果最明顯，下降了29.2%。施加生物炭均降低水稻各部位Cd含量，且與對(duì)照相比，水稻根和糙米中Cd的含量在中用量（50 g·kg－1）生物炭處理下達(dá)顯著性差異（P＜0.05），分別下降了49.8%和81.2%；莖葉和稻殼分別在高用量（100 g·kg－1）和中用量（50 g·kg－1）處理下降幅最大，分別下降了28.2%和47.1%。由此可見，在Cd污染土壤中添加一定量的生物炭能提高土壤的pH值，降低土壤中Cd的生物有效性并抑制水稻對(duì)Cd的吸收。

生物炭；水稻；根際環(huán)境；Cd；生物有效性

Cd作為眾所周知的“五毒”元素之一，土壤受其污染后具有隱蔽性、滯后性的特點(diǎn)，不易被察覺和注意，再加上污染范圍廣、持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)、無法被生物降解，很容易在土壤耕層中積累，難以消除。2014年4月環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部公布的全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)顯示：Cd的點(diǎn)位超標(biāo)最高，正式被確認(rèn)為我國(guó)土壤的首要污染物。農(nóng)田土壤Cd污染的治理不但是環(huán)境問題，還直接關(guān)系著人類自身的食品安全健康及可持續(xù)發(fā)展。因此，如何有效控制及治理農(nóng)田土壤中Cd金屬的污染，改善土壤質(zhì)量，是當(dāng)前農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展和生態(tài)環(huán)境保護(hù)中迫切需要解決的重要內(nèi)容。

近年來，生物炭在土壤重金屬污染控制方面成為一個(gè)新的研究領(lǐng)域。生物炭含有作物生長(zhǎng)所必需的大量和中微量元素，且其孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá)，比表面積大，具有很強(qiáng)的吸附能力[1]。隨著研究的深入，生物炭在改善土壤理化性質(zhì)，調(diào)控營(yíng)養(yǎng)元素循環(huán)，防治重金屬、多環(huán)芳烴等污染物遷移轉(zhuǎn)化方面的功能逐漸被人們所認(rèn)知，其在土壤改良與修復(fù)領(lǐng)域的應(yīng)用嘗試也隨之日益增多[2-5]。來源廣泛、對(duì)環(huán)境友好的新型吸附材料備受研究人員的關(guān)注[6-7]，已有研究表明，生物炭可以提高土壤肥力，促進(jìn)作物生長(zhǎng)并降低土壤重金屬的生物有效性[8]。生物炭不僅是富含碳的有機(jī)物質(zhì)，還含有氮、氧、硫等多種養(yǎng)分元素和無機(jī)碳酸鹽成分，其輸入可以增加土壤有機(jī)碳含量水平，提供微生物可利用組分[9]。同時(shí)，生物炭具有一定的離子交換能力和吸附特性，其對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素（如NO3--N、NH4+-N、PO34-）的吸附和截留，可以降低肥料養(yǎng)分的流失，提高養(yǎng)分的利用率[10]。此外，生物炭還可以通過對(duì)土壤pH、CEC等環(huán)境的改變，影響氮素轉(zhuǎn)化過程[11]以及提高磷素有效性[12]。

水稻是我國(guó)最主要的糧食作物，其生產(chǎn)的安全性令人高度關(guān)注，而水稻的根際環(huán)境作為營(yíng)養(yǎng)元素和污染物進(jìn)入植物根系的環(huán)境界面，其獨(dú)特的、動(dòng)態(tài)的性質(zhì)通過影響各種重金屬化學(xué)過程而直接控制重金屬從土壤向植物的傳遞。目前，國(guó)內(nèi)外應(yīng)用生物炭對(duì)重金屬污染土壤進(jìn)行處理的研究很多，但多集中在實(shí)驗(yàn)室人工模擬試驗(yàn)和盆栽試驗(yàn)上，大量研究了生物炭對(duì)土壤中Cd形態(tài)的影響及植物對(duì)重金屬的富集，而有關(guān)水稻根際土及非根際土Cd有效性差異方面的研究較少。本研究選取湖南水稻（當(dāng)前受Cd污染較嚴(yán)重的農(nóng)作物）作為研究對(duì)象，通過改變生物炭的施入量，探究水稻不同部位Cd累積量、根際與非根際土壤pH及Cd有效態(tài)含量變化差異性，旨在從根際土壤Cd生物有效性及對(duì)作物的影響方面探索生物炭對(duì)Cd污染土壤的調(diào)控機(jī)理，并為農(nóng)田土壤Cd污染控制與治理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試水稻為魚鱗稻欣榮優(yōu)華占，采購于湖南金色農(nóng)華種業(yè)科技有限公司。供試土壤為湖南Cd污染稻田土壤，其理化性質(zhì)見表1。供試生物炭來自山東省東營(yíng)市，用玉米秸稈在550～600℃缺氧條件下熱解6～8 h制備而成，基本性質(zhì)為：比表面積62.11 m2·g-1，孔體積0.031 cm2·g-1，平均孔徑3.624 nm，含碳量為45.44%，pH 8.49，CEC 185.56 mol·kg-1，全氮5.50 g· kg-1，全磷3.90 g·kg-1，全Cd 0.03 mg·kg-1。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical characteristics of the studied soil

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

利用多隔層根箱水稻盆栽實(shí)驗(yàn)來研究生物炭對(duì)水稻根際與非根際土壤Cd環(huán)境化學(xué)行為的影響。根箱是在Moritsuka等（2000）研究基礎(chǔ)上加以改進(jìn)而成，水稻根際土壤被分隔成多個(gè)空間，具體見圖1。該裝置用有機(jī)玻璃加工制成，規(guī)格為300 mm×200 mm× 250 mm，內(nèi)部分為植物根系生長(zhǎng)室（寬2 cm）、左右近根區(qū)（各1 cm寬）3個(gè)試驗(yàn)區(qū)，并于緊貼中室兩邊的左右近根區(qū)內(nèi)插入6張由覆蓋400目尼龍篩的有機(jī)玻璃框制成的隔板，框的厚度為0.8 mm。此設(shè)計(jì)避免了水稻根系組織進(jìn)入相鄰的隔層，實(shí)現(xiàn)了根際土壤與非根際土壤之間的分離，但水分、養(yǎng)分以及土壤重金屬等物質(zhì)可以自由通過各個(gè)隔層。至采樣期，可觀察到根系在與中室相鄰的兩側(cè)尼龍網(wǎng)上生長(zhǎng)形成根墊，而左右近根際并無根系組織穿過。

根箱培養(yǎng)試驗(yàn)共設(shè)4個(gè)生物炭施用水平，即生物炭施用量分別為0（CK）、25 g·kg-1（M1）、50 g·kg-1（M2）、100 g·kg-1（M3），每個(gè)處理4次重復(fù)。土壤與生物炭按比例混合均勻后裝入根際箱，每根際箱裝土4 kg。試驗(yàn)于日光溫室內(nèi)進(jìn)行，2015年5月25日將催芽露白的水稻種子直播于根際箱中間層，每層5粒，保持水分充足。9月30日收獲。

圖1 水稻根箱栽培示意圖Figure 1 The root box of rice cultivation

1.3 樣品采集與分析

待水稻生長(zhǎng)成熟后，以自封袋采集水稻樣品，將采集的水稻樣品用自來水沖洗，并用超純水潤(rùn)洗，分糙米、稻殼、莖葉和根于80℃烘箱內(nèi)烘干，然后測(cè)定Cd含量。采集土樣時(shí)，開箱并逐一抽出尼龍撩網(wǎng)插片，從而分離采集距根際1、2、3 cm的非根際土壤（分別記作非根際土1、2、3），并充分混勻，根系生長(zhǎng)室的根際土壤采用抖落法，抖落根系上的大土塊，剩下粘在根系上的回實(shí)驗(yàn)室用刷子刷下來。土壤樣品風(fēng)干后混合均勻，磨取過10目篩，待測(cè)。土壤pH以1 mol·L-1KCl溶液為浸提劑，采用電位法測(cè)定。土壤中Cd有效態(tài)含量測(cè)定：稱取過2 mm篩的風(fēng)干土樣12.5 g于100 mL塑料瓶中，準(zhǔn)確加入25 mL DTPA浸提劑，將塑料瓶置于振蕩機(jī)中，以（180±20）r·min-1的速度在（25±2）℃下振蕩2 h后過濾于100 mL塑料瓶中，用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定待測(cè)液中Cd含量。植物樣品中Cd含量采用HNO3－HClO4[13-14]消化、原子吸收分光光度法測(cè)定。

1.4 儀器設(shè)備

原子吸收分光光度計(jì)（Solaar M6，美國(guó)熱電公司）；電熱數(shù)控烘箱（101-3A，天津泰斯特儀器設(shè)備有限公司）；微型植物粉碎機(jī)（FZ102，天津泰斯特儀器設(shè)備有限公司）；微型土壤粉碎機(jī)（FT102，天津泰斯特儀器設(shè)備有限公司）；電熱板（EH35B，北京萊伯泰科儀器設(shè)備有限公司）。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

用Microsoft Excel 2003、Origin 8.6分析數(shù)據(jù)、作圖，SPSS16.0統(tǒng)計(jì)軟件Turkey法進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，顯著性檢驗(yàn)設(shè)P＜0.05，多重比較結(jié)果以小寫英文字母表示。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭施加下根際與非根際土壤中pH的變化

從圖2可看出，生物炭不同施用量水平M1、M2和M3與對(duì)照相比，根際層土壤pH值分別提升了0.02、0.06、0.08個(gè)單位，表明生物炭施用量增加，土壤pH值也隨之增加。非根際第1、2層土壤pH值都呈先下降后上升的趨勢(shì)，其中：第1層土壤pH值在M1處理下下降了0.01個(gè)單位，M2和M3處理下分別升高了0.08、0.13個(gè)單位；非根際第2層土壤pH值在M1處理下下降了0.02個(gè)單位，M2和M3處理pH值分別提高了0.18、0.25個(gè)單位，但并未達(dá)到顯著性差異（P> 0.05）。非根際第3層土壤pH值在M1、M2和M3處理下均有增加，分別提高了0.41、0.93、0.79個(gè)單位。

2.2 生物炭對(duì)根際與非根際土壤Cd有效態(tài)含量的影響

2.2.1 生物炭對(duì)根際土壤有效態(tài)Cd含量的影響

從圖3可知，相比于對(duì)照，生物炭不同用量處理下Cd的有效態(tài)含量均有降低，且呈先下降后上升的趨勢(shì)，其中M1、M2和M3的降幅分別為7.6%、13.9%和5%?？梢姼H土壤Cd的有效態(tài)含量在M2處理下效果最明顯。

2.2.2 生物炭非根際土壤有效態(tài)Cd含量的影響

圖2 生物炭處理對(duì)土壤pH的影響Figure 2 Effects of different dosages of biochar treatment on the pH value

從圖4可以看出，與對(duì)照相比，各非根際層Cd有效態(tài)含量均顯著性降低。非根際第1、2層土壤Cd有效態(tài)含量都隨生物炭施用量的增加而降低。其中，第1層土壤Cd的有效態(tài)含量在M1、M2和M3處理分別下降了9.5%、13.1%和27.4%。第2層土壤Cd有效態(tài)含量下降幅度分別為2.4%、9.6%和22.9%。M3處理下非根際第1、2層土壤Cd的有效態(tài)含量與對(duì)照達(dá)到了顯著性差異（P＜0.05）。非根際第3層土壤Cd有效態(tài)含量在M1、M2和M3處理水平下均有降低，降幅分別為8.3%、29.2%和20.8%，且都達(dá)到了顯著性差異（P＜0.05）。

綜合圖3和圖4來看，根際層和非根際層土壤中Cd的有效態(tài)含量在不同生物炭施用量下均有降低。根際土壤Cd有效態(tài)含量在中用量（M2）生物炭施用下降幅最大，非根際土壤第1、2層Cd有效態(tài)含量在高用量（M3）生物炭施用下降幅最大，與對(duì)照相比呈顯著性差異（P＜0.05），第3層Cd有效態(tài)含量在不同生物炭施用水平下與對(duì)照相比都呈顯著性差異（P＜0.05），說明在Cd污染土壤中施加一定量的生物炭可降低Cd的生物有效性。對(duì)比根際與非根際土壤Cd含量可發(fā)現(xiàn)，根際Cd有效態(tài)普遍低于非根際土壤。

2.3 施加生物炭對(duì)水稻不同部位Cd含量的影響

對(duì)成熟期水稻莖葉、根、糙米及稻殼中Cd含量進(jìn)行測(cè)定，得出在不同生物炭施用量下水稻不同部位Cd含量的變化如表2所示。

圖3 生物炭處理對(duì)根際土壤Cd有效態(tài)含量的影響Figure 3 Effects of different dosages of biochar treatment on the concentrations of Cd effective forms in rhizosphere soil

圖4 生物炭處理對(duì)非根際土壤Cd有效態(tài)含量的影響Figure 4 Effects of different dosages of biochar treatment on the concentrations of Cd effective forms in non－rhizosphere soil of different layers

表2 不同用量生物炭處理水稻Cd含量變化（mg·kg－1）Table 2 Variation of amount of Cd concentrations in rice under different dosages of biochar（mg·kg－1）

由表2可以看出，相對(duì)于對(duì)照處理，不同用量生物炭處理均可降低水稻各部位Cd含量，莖葉、根、糙米和稻殼在M1、M2和M3處理水平下降幅分別為12.1%～28.2%、5.4%～49.8%、33.7%～81.2%和29.6%～47.1%。水稻莖葉Cd含量隨生物炭用量的增加而降低，但效果不顯著，水稻根部Cd含量在不同用量生物炭處理下均有降低，且與對(duì)照相比在M2施用下達(dá)到了顯著性差異（P＜0.05）；糙米和稻殼在不同用量生物炭處理下也均有下降，糙米在M2處理水平下與對(duì)照相比達(dá)顯著性差異（P＜0.05），而稻殼Cd含量差異不顯著（P＞0.05）。

3 討論

生物炭是一種碳含量極其豐富的木炭。它是在低氧環(huán)境下，通過高溫裂解將木材、草、玉米稈或其他農(nóng)作物廢物碳化。生物炭因其自身特點(diǎn)在施入土壤后可從多方面對(duì)土壤的物理、化學(xué)性質(zhì)進(jìn)行調(diào)控，進(jìn)而影響土壤中Cd的有效性及植物對(duì)Cd的吸收。生物質(zhì)高溫炭化后可形成大量無機(jī)鹽，與土壤混合后為土壤帶來大量的鹽基離子，較易與Cd離子形成穩(wěn)定的化合物，生物炭作為一種良好的吸附材料，表面帶有大量負(fù)電荷和較高的電荷密度，并且富含一系列含氧、含氮、含硫官能團(tuán)，具有很大的陽離子交換量（CEC）而吸附大量可交換態(tài)陽離子[15]，生物炭的多孔結(jié)構(gòu)、高比表面積和表面豐富的含氧官能團(tuán)使其有結(jié)合重金屬離子的強(qiáng)烈傾向，能夠較好地鈍化土壤中的重金屬[16]。生物炭自身大都呈堿性，能夠一定程度上提高土壤的pH值，由此來降低一些重金屬可交換態(tài)的含量，進(jìn)而減輕有害元素對(duì)作物生長(zhǎng)過程中的傷害[17-19]。

本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，根際和非根際土壤pH值在生物炭低施用量處理下略有下降，隨著生物炭施用量的增加，土壤pH值升高。這可能是因?yàn)樯锾繉?duì)土壤影響有一定的延遲作用。Glaser等[20]的研究結(jié)果與之類似，認(rèn)為生物炭對(duì)土壤pH值的改良是呈波浪形上升的。pH值是影響土壤重金屬污染鈍化修復(fù)效果的一個(gè)重要因素，在酸性土壤上，土壤pH值的提高能增加土壤對(duì)重金屬的固定，從而降低生物有效性[21]。毛懿德等[22]的研究表明，施用生物炭可以提高土壤pH值，減少氫離子與Cd離子的競(jìng)爭(zhēng)置換作用，較易形成金屬氫氧化物、鹽酸鹽或磷酸鹽沉淀，進(jìn)而增加土壤表面活性吸附點(diǎn)位。除此之外，施用生物炭還可以通過影響土壤的pH值和CEC等理化性質(zhì)減少土壤中重金屬向植物體系的遷移，如Uchimiya等[23]的研究表明，生物炭的輸入會(huì)引起土壤pH值的升高，促進(jìn)土壤中Cd的固定。提高土壤pH，可加強(qiáng)土壤黏粒及土壤有機(jī)/無機(jī)膠體對(duì)重金屬離子的吸附能力，降低土壤中重金屬離子的有效性[24]。

本試驗(yàn)結(jié)果顯示，受Cd污染土壤施加不同用量生物炭后水稻各部位Cd累積量均有下降，且降幅為糙米>稻殼>莖葉>根，說明生物炭的施入明顯影響著Cd在水稻不同器官的累積分配差異。水稻根部富集Cd的能力最強(qiáng)，并且把吸收的Cd大部分截留在根部器官內(nèi)[25]，但在土壤中施入生物炭后，通過提高土壤pH值、生物炭對(duì)土壤中Cd離子的競(jìng)爭(zhēng)吸附、消減Cd生物有效性作用以及其富含的有機(jī)質(zhì)增強(qiáng)土壤對(duì)Cd的吸附固定等方式，降低水稻對(duì)重金屬的吸收，從而降低水稻體內(nèi)重金屬的含量，尤其是降低水稻糙米重金屬含量。

根際土壤是指受植物根系直接影響的那部分微域土壤，其區(qū)域的重金屬形態(tài)直接影響到重金屬對(duì)植物的有效性，根際土壤環(huán)境在土壤體系中較為獨(dú)特，它與非根際土壤在物理、化學(xué)性質(zhì)方面有較大的差異。本研究發(fā)現(xiàn)施加生物炭后，根際土壤pH的上升幅度小于非根際土壤，且非根際土壤第1、2、3層土壤pH的上升幅度不斷增大。這可能是由于在根際土壤中，根系對(duì)陰陽離子的不平衡吸收及由此帶來的H+和HCO-3凈分泌的不同，有機(jī)酸的分泌及大量CO2產(chǎn)生等，根系的泌氧功能使根際土壤維持較高的氧化還原電位，可降低土壤中某些有毒物質(zhì)如Fe2+、Mn2+及 H2S等的濃度，生物炭的施加也降低了Cd2+濃度，同時(shí)伴隨著H+的產(chǎn)生，導(dǎo)致土壤pH有所降低，而非根際土壤隨與根際土壤層距離的增大只單方面受到生物炭的影響。雖然土壤中的重金屬含量是評(píng)價(jià)該土壤污染水平的關(guān)鍵因素，但尚不能準(zhǔn)確反應(yīng)土壤中該元素的有效性，所以分析土壤中重金屬的有效性很有必要[26-27]。根際和非根際土壤有效態(tài)含量變化在生物炭施用后也存在差異性，研究發(fā)現(xiàn)：一方面，根際和非根際土壤Cd有效態(tài)含量在不同用量生物炭施用下均有下降，通過將土壤中Cd生物可利用態(tài)向活性低的生物不可利用形態(tài)轉(zhuǎn)化，從而降低Cd的生物有效性和可遷移性，阻控土壤中的Cd向農(nóng)作物可食部位運(yùn)移富集，降低重金屬對(duì)環(huán)境的危害[28-29]。說明可以通過施用生物炭降低Cd的生物有效性，增強(qiáng)土壤對(duì)Cd的吸附固定[30-32]。這與侯艷偉等[33]和孫文博等[34]的研究成果一致。Beesley等[35]研究發(fā)現(xiàn)生物炭對(duì)土壤中Cd和Zn具有良好的吸附固定作用；王期凱等[24]通過田間試驗(yàn)表明，在受Cd污染的菜地土壤中施用生物炭顯著降低土壤pH，降低土壤Cd的活性；Beesley等[36]的田間試驗(yàn)同樣表明，向Cd污染土壤中施用生物炭可顯著降低Cd濃度。這些實(shí)驗(yàn)結(jié)果均表明，土壤中添加生物炭可以明顯降低重金屬的生物有效性。另一方面，根際土壤Cd有效態(tài)含量普遍低于非根際土壤Cd有效態(tài)含量，說明在根際微環(huán)境下Cd被活化的程度要低于非根際土壤。Lin等[37]研究同樣發(fā)現(xiàn)，根系及分泌物可以一定程度上影響Cd的活化，根際土壤與非根際土壤中重金屬含量的生物有效性大不相同[38]，在根際土壤微環(huán)境下，一方面根系分泌物的釋放、植物根系的生長(zhǎng)、根系對(duì)水的吸收及根系對(duì)化學(xué)物質(zhì)的吸附和解吸都會(huì)導(dǎo)致根際與非根際的物理、化學(xué)或生物性質(zhì)大不相同[39]，另外，根系能分泌糖類、有機(jī)酸、氨基酸及其他次生代謝物質(zhì)，可通過改變根際環(huán)境及與土壤重金屬進(jìn)行絡(luò)合、螯合、沉淀而影響土壤中Cd的有效性[40]，誘導(dǎo)改變土壤微生物活動(dòng)及群落結(jié)構(gòu)[41]，使根際土壤中Cd有效態(tài)含量低于非根際土壤Cd有效態(tài)含量。生物炭是如何通過改變根系分泌物的組成及土壤微生物活動(dòng)而影響根際微環(huán)境，其機(jī)理有待深入研究。

總體來看，在土壤中施用生物炭可增加土壤pH值，降低土壤中Cd有效態(tài)含量，降低水稻各部位Cd累積量。限于盆栽試驗(yàn)條件和環(huán)境與土壤等因素影響，生物炭對(duì)水稻根際土壤微域Cd生物有效性及水稻Cd含量的長(zhǎng)期效應(yīng)還有待田間試驗(yàn)進(jìn)一步驗(yàn)證，并對(duì)其作用機(jī)制等科學(xué)問題系統(tǒng)研究和深入探討。

4 結(jié)論

（1）施加生物炭可提高土壤pH值，且施用生物炭量越多，土壤pH值增加越明顯。

（2）不同用量生物炭施用下，根際和非根際土壤Cd有效態(tài)含量均有下降。根際土壤在50 g·kg－1生物炭處理下降幅最大，但效果不顯著，非根際的3層土壤在50、100 g·kg－1生物炭處理下Cd有效態(tài)含量顯著降低（P＜0.05），且根際土壤Cd有效態(tài)含量普遍低于非根際土壤。

（3）施加生物炭可降低水稻各部位Cd含量，水稻根和糙米Cd含量在50 g·kg－1處理下顯著降低（P＜0.05），降幅分別為49.8%和81.2%，莖葉和稻殼分別在100、50 g·kg－1處理下降幅最大，降幅分別為28.2%和47.1%。

[1]劉玉學(xué),劉微,吳偉祥,等.土壤生物質(zhì)炭環(huán)境行為與環(huán)境效應(yīng)[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2009,20（4）：977－982.

LIU Yu－xue,LIU Wei,WU Wei－xiang,et al.Environmental behavior and effect of biomass－derived black carbon in soil：A review[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2009,20（4）：977－982.

[2]Gaskin J W,Steiner C,Harris K,et al.Effect of low temperature pyrolysis conditions on biochar for agricultural use[J].Transactions of the ASABE,2008,51（6）：2061－2069.

[3]Yao F X,Arbestain M C,Virgel S,et al.Simulated geochemical weathering of a mineral asrich biochar in a modified soxhlet reactor[J]. Chemosphere,2010,80（7）：724－732.

[4]Yuan J H,Xu R K,Zhang H.The forms of alkalis in the biochar produced from crop residues at different temperatures[J].Bioresource Technology,2011,102（3）：3488－3497.

[5]陳溫福,張偉明,孟軍,等.生物炭應(yīng)用技術(shù)研究[J].中國(guó)工程科學(xué),2011,13（2）：83－89.

CHEN Wen－fu,ZHANG Wei－ming,MENG Jun,et al.Researches on biochar application technology[J].Engineering Sciences,2011,13（2）：83－89.

[6]Saito Y,Mori M,Shida S.Formaldehyde adsorption and desorption properties of wood－based biochar[J].Mokuzai Gakkaishi,2000,46（6）：596－601.

[7]Dinesh M,Charles U,Pittman J,et al.Pyrolysis of wood/biomass for biooil：A critical review[J].Energy and Fuels,2006,20（3）：848－889.

[8]Lehmann J.Bio－energy in the black[J].Frontiers in Ecology and the Environment,2007,5（7）：381－387.

[9]Woolf D,Amonette J E,Street－Perrott F A,et al.Sustainable biochar to mitigate global climate change[J].Nature Communications,2010（1）：56.

[10]Xie Z,Xu Y,Liu G,et al.Impact of biochar application on nitrogen nutrition of rice,greenhouse－gas emissions and soil organic carbon dynamics in two paddy soils of China[J].Plant and Soil,2013,370（1/2）：527－540.

[11]Zhao X,Wang S Q,Xing G X.Nitrification,acidification,and nitrogen leaching from subtropical cropland soils as affected by rice strawbased biochar：Laboratory incubation and column leaching studies[J]. Journal of Soils and Sediments,2014,14（3）：471－482.

[12]Liang B,Lehmann J,Solomon D,et al.Black carbon increases cation exchange capacity in soils[J].Soil Science Society of America Journal, 2006,70（5）：1719－1730.

[13]張玉玲,王松君,王璞君,等.微波消解植物灰分與環(huán)境土壤中微量元素的ICP－AES方法研究[J].光譜學(xué)與光譜分析,2009,29（8）：2240－2243.

ZHANG Yu－ling,WANG Song－jun,WANG Pu－jun,et al.Study of microelements in plant′s ash and environmental soil by microwave digestion ICP－AES[J].Spectroscopy and Spectral Analysis,2009,29（8）：2240－2243.

[14]胡恭任,于瑞蓮,呂斌.桐花樹對(duì)水體中鉻、鎳、銅污染的修復(fù)實(shí)驗(yàn)研究[J].中國(guó)礦業(yè),2009,18（1）：68－72.

HU Gong－ren,YU Rui－lian,Lü Bin.Experimental study on water contamination phytoremediation of Cr6+,Ni2+,Cu2+by pittosporum trees [J].China Mining Magazine,2009,18（1）：68－72.

[15]Regmi P,Moscoso J L G,Kumar S,et al.Removal of copper and cadmium from aqueous solution using switchgrass biochar produced via hydrothermal carbonization process[J].Journal of Environmental Management,2012,109：61－69.

[16]吳成,張曉麗,李關(guān)賓.黑碳吸附汞砷鉛鎘離子的研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2007,26（2）：770－774.

WU Cheng,ZHANG Xiao－li,LI Guan－bin.Sorption of Hg2+,As3+,Pb2+and Cd2+by black carbon[J].Journal of Agro-Environment Science, 2007,26（2）：770－774.

[17]Cox D,Bezdick D,Fauci M.Effects of compost,coal ash,and straw amendments on restoring the quality of eroded palouse soil[J].Biology Fertility of Soils,2001,3（55）：365－372.

[18]Topoliantz S,Ponge J F,Ballof S.Manioc peel and charcoal：a potential organic amendment for sustainable soil fertility in the tropics[J].Biology Fertility of Soils,2005,41（1）：15－21.

[19]Van Z L,Kimber S,Morris S,et al.Effects of biochar from slow pyrolysis of paper mill waste on agronomic performance and soil fertility[J]. Plant Soil,2010,327（1/2）：235－246.

[20]Glaser B,Lehmann J,Zech W.Ameliorating physical and chemical properties of high weathered soils in the tropics with charcoala review [J].Biology Fertility of Soils,2002,35（4）：219－230.

[21]賈樂,朱俊艷,蘇德純.秸稈還田對(duì)鎘污染農(nóng)田土壤中鎘生物有效性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2010,29（10）：1992－1998.

JIA Le,ZHU Jun－yan,SU De－chun.Effects of crop straw return on soil cadmium availability in different cadmium contaminated soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2010,29（10）：1992－1998.

[22]毛懿德,鐵柏清,葉長(zhǎng)城,等.生物炭對(duì)重污染土壤鎘形態(tài)及油菜吸收鎘的影響[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2015,31（4）：579－582.

MAO Yi－de,TIE Bo－qing,YE Chang－cheng,et al.Effects of biocharon forms and uptake of cadmium by rapeseed in cadmium-polluted soil [J].Journal of Ecology and Rural Environment,2015,31（4）：579-582.

[23]Uchimiya M,Lima I M,Klasson K T,et al.Immobilization of heavy metal ions（CuⅡ,CdⅡ,NiⅡand PbⅡ）by broiler litter-derived biochars in water and soil[J].Journal of Agricultural and Food Chemistry,2010,58（9）：5538-5544.

[24]王期凱,郭文娟,孫國(guó)紅,等.生物炭與肥料復(fù)配對(duì)土壤重金屬鎘污染鈍化修復(fù)效應(yīng)[J].農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào),2015,32（6）：583-589.

WANG Qi-kai,GUO Wen-juan,SUN Guo-hong et al.Combined effects of biochar and fertilizer on cadmium contaminated soil remediation[J].Journal of Agricultural Resources and Environment,2015,32（6）：583-589.

[25]莫爭(zhēng),王春霞,陳琴,等.重金屬Cu、Pb、Zn、Cr、Cd在水稻植株中的富集與分布[J].環(huán)境化學(xué),2002,21（2）：110-116.

MO Zheng,WANG Chun-xia,CHEN Qin,et al.The accumulation and distribution of Cu,Pb,Zn,Cr,Cd in rice plant[J].Environmental Chemistry,2002,21（2）：110-116.

[26]Reeves P G,Chancy R L.Bioavailability as all issue in risk assessment and management of food cadmium：A review[J].Science of the Total Environment,2008,398（1/2/3）：13-19．

[27]Zhang M K,Liu Z Y,Wang H.Use of single extraction methods to predict bioavailability of heavy metals in polluted soils to rice[J].Communications inSoil Science and Plant Analysis,2010,41（7）：820－831.

[28]Wu F L,Lin D Y,Su D C.The effect of planting oilseed rape and compost application on heavy metal forms in soil and Cd and Pb uptake in rice[J].Agricultural Sciences in China,2011,2（10）：267-274.

[29]張亞麗,沈其榮,姜洋.有機(jī)肥料對(duì)鎘污染土壤的改良效應(yīng)[J].土壤學(xué)報(bào),2001,38（2）：212-218.

ZHANG Ya-li,SHEN Qi-rong,JIANG Yang.Effect of organic manure on the amelioration of Cd-pollution soil[J].Acta Pedologica Sinica, 2001,38（2）：212-218.

[30]馬鐵錚,馬友華,徐露露,等.農(nóng)田土壤重金屬污染的農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)[J].農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào),2013,30（5）：39-43.

MA Tie-zheng,MA You-hua,XU Lu-lu,et al.Agro-ecological remediation technologies on heavy metal contamination in cropland soils[J].Journal of Agricultural Resources and Environment,2013,30（5）：39-43.

[31]Fellet G,Marchiol L,Delle Vedove G,et al.Application of biochar on mine tailings：Effects and perspectives for land reclamation[J].Chemosphere,2011,83（9）：1262-1267.

[32]朱佳文,鄒冬生,向言詞,等.鈍化劑對(duì)鉛鋅尾礦砂中重金屬的固化作用[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2012,31（5）：920-925.

ZHU Jia-wen,ZOU Dong-sheng,XIANG Yan-ci,et al.Effects of passivators on stabilization of Pb,Zn and Cd in lead and zinc mine tailing [J].Journal of Agro-Environment Science,2012,31（5）：920-925.

[33]侯艷偉,曾月芬,安增莉.生物炭施用對(duì)污染紅壤中重金屬化學(xué)形態(tài)的影響[J].內(nèi)蒙古大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）,2011,42（4）：460-466.

HOU Yan-wei,ZENG Yue-fen,AN Zeng-li.Effects of the application of biochar on the chemical fraction of heavy metals in polluted red soil [J].Journal of Inner Mongolia University,2011,42（4）：460-466.

[34]孫文博,莫?jiǎng)?chuàng)榮,安鴻雪,等.施用蔗渣對(duì)土壤鎘的賦存形態(tài)和生物有效性的影響研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2013,32（9）：1793-1799.

SUN Wen-bo,MO Chuang-rong,AN Hong-xue,et al.Effects of bagasse application on speciation and bioavailability of cadmium in contaminated soil[J].Jourual of Agro-Environment Science,2013,32（9）：1793-1799.

[35]Beesley L,Marmiroli M.The immobilisation and retention of soluble arsenic,cadmium and zinc by biochar[J].Environmental Pollution, 2011,159（2）：474-480.

[36]Beesley L,Moreno-Jiménez E,Gomez-Eyles J L.Effects of biochar and greenwaste compost amendments on mobility,bioavailability and toxicity of inorganic and organic contaminants in a multi-element polluted soil[J].Environmental Pollution,2010,158（6）：2282-2287.

[37]Lin Q,Chen Y X,Chen H M,et al.Chemical behavior of Cd in rice rhizosphere[J].Chemosphere,2003,50（6）：755-761.

[38]胡林飛.兩種基因型水稻根際微域中重金屬鎘形態(tài)差異及其有效性研究[D].杭州：浙江大學(xué),2012.

HU Lin-fei.Cadmium speciation and its bioavailability in the rhizosphere microzone of two rice genotypes[D].Hangzhou：Zhejiang University,2012.

[39]劉達(dá),涂璐瑤,趙小虎,等.鎘污染土壤施硒對(duì)植物生長(zhǎng)及根際鎘化學(xué)行為的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,36（3）：999-1005.

LIU Da,TU Lu-yao,ZHAO Xiao-hu,et al.Effect of selenium application to the cadmium-polluted rhizosphere on plant growth and chemical behavior of cadmium[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2016,36（3）：999-1005.

[40]Krishnamurti G S R,Cieslinski G,Huang P M,et al.Kinetics of cadmium release from soils as influenced by organic acids：Implication in cadmiumavailability[J].JournalofEnvironmentalQuality,1997,26（1）：271-277.

[41]Cbanmugatbas P,Bollag J M.Microbial mobilization of cadmium in soil under aerobic and anaerobic conditions[J].Journal of Environmental Quality,1987,16（2）：161-167.

Effects of biochar on Cd bioavailability in rhizosphere microenvironment of cadmium-polluted paddy and Cd content in rice

ZHANG Li1,2,HOU Meng－yao1，2,AN Yi2,LI Yu－jin2,LIN Da－song2*,ZHU Dan－mei2,QIN Li2,HUO Li－li2
（1.College of Resource and Environment,Northeast Agricultural University,Haerbin 150000,China;2.Agro－Environmental Protection Institute,Ministry of Agriculture,Tianjin 300191,China）

Rhizobox training experiments were performed to investigate the role of biochar on the pH,Cd bioavailability in rhizosphere and non－rhizosphere soil and the accumulation of Cd in different parts of rice plants.Results showed that the soil pH value has a rising trend with the increasing proportion of biochar.The available forms of Cd were declined under different dosages of biochar in rhizosphere and non－rhizosphere soil,with the maximum reduction of 13.9%under the treatment of 50 g·kg－1biochar in rhizosphere soil.Cd concentrations in the first and second layer in non－rhizosphere soil were significant decreased under the dosage of 100 g·kg－1biochar,resulting in 27.4% and 22.9%reduction,respectively in contrast to the control,but for available Cd concentration in the third layer of non－rhizosphere soil,it was significantly declined under the middle dosage of 50 g·kg－1biochar,and decreased by 29.2 compared with CK.The application of biochar reduced Cd accumulation in different parts of rice.There was a significant difference（P＜0.05）in root and rice under the content of 50 g·kg－1biochar compared with control treatments,and dropped by 49.8%and 81.2%respectively.The maximum reduction of 28.2%and47.1%in Cd concentrations in the leaf and rice husk was got under the dosage of 100 g·kg-1and 50 g·kg-1,respectively.It was observed that application of a certain amount of biochar can improve pH value of soil,and reduce the bioavailability of Cd in soil and Cd absorption in rice.

biochar;rice;rhizosphere microenvironment;Cd;bioavailability

S511

A

1672－2043（2017）04－0665－07

10.11654/jaes.2016－1363

2016－10－26

張麗（1992—），女，山東菏澤人，碩士研究生，從事重金屬污染修復(fù)評(píng)估研究。E－mail：18304623994@163.com

*通信作者：林大松E－mail：lindasong608@126.com

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（31200397）

Project supported：The National Natural Science Foundation of China（31200397）

張麗，侯萌瑤，安毅,等.生物炭對(duì)水稻根際微域土壤Cd生物有效性及水稻Cd含量的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2017,36（4）：665－671.

ZHANG Li,HOU Meng－yao,AN Yi,et al.Effects of biochar on Cd bioavailability in rhizosphere microenvironment of cadmium－polluted paddy and Cd content in rice[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（4）:665－671.