張燕，鐵柏清，劉孝利，張淼，葉長城，彭鷗

湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，湖南 長沙 410128

玉米秸稈生物炭對水稻不同生育期吸收積累As、Cd的影響

張燕，鐵柏清*，劉孝利，張淼，葉長城，彭鷗

湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，湖南 長沙 410128

近年來稻米As、Cd含量超標(biāo)的事件屢有發(fā)生，稻米質(zhì)量安全問題日益突出。通過盆栽種植水稻，向As、Cd復(fù)合污染土壤中分別添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1.00%的玉米秸稈粉末（CS）和不同溫度（300、400、500 ℃）下制備的玉米秸稈生物炭（CB-300、CB-400、CB-500），分析水稻分蘗期、抽穗期及成熟期各部位或器官中As、Cd含量變化，探討不同處理對復(fù)合污染土壤水稻產(chǎn)量的影響。結(jié)果表明，不同時期水稻As、Cd含量分布規(guī)律為：根部＞莖部＞葉部＞糙米；玉米秸稈粉末和玉米秸稈生物炭的添加能一定程度上阻礙土壤As、Cd向水稻遷移，與CK相比，各處理均能顯著降低不同時期水稻各部位Cd的含量（P＜0.05），CB-500處理在三大關(guān)鍵生育期處理效果最佳；玉米秸稈生物炭的施加能降低不同時期水稻各部位As的含量，但各處理未達(dá)到顯著水平；水稻產(chǎn)量方面，與CK相比，生物炭處理和秸稈粉末處理使水稻增產(chǎn)6.93%～55.36%。研究結(jié)果可為生物炭對砷鎘復(fù)合污染土壤的治理與水稻安全生產(chǎn)提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支持。

玉米秸稈生物炭；水稻；土壤砷鎘污染；不同生育期；吸收累積

湖南省作為“有色金屬之鄉(xiāng)”，過度的金屬冶煉及礦山開采導(dǎo)致土壤重金屬污染，而土壤重金屬復(fù)合污染是當(dāng)今土壤污染存在的主要形式之一。有調(diào)查表明，湖南省主要工礦區(qū)稻田土壤Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2.80～51.30 mg·kg-1，高出背景值23.00～572.00倍；湖南郴州土壤平均含砷量為63.90 mg·kg-1，高出全國平均土壤含砷量（9.20 mg·kg-1）6.00倍（蔡保松等，2004），比同類母質(zhì)發(fā)育土壤的背景值高0.60～37.00倍（宋迪思等，2016），農(nóng)田土壤嚴(yán)重超標(biāo)。Cd、As具有較強(qiáng)的生物毒性（崔玉靜等，2003；Jiang et al.，2015），可通過土壤-植物-動物和人的途徑遷移，最終危害人類健康。

中國是世界水稻（Oryza sativa L.)生產(chǎn)大國，約有三分之二的人口以稻米為主食（鄭有川，2000）。而水稻被認(rèn)為是吸Cd、As能力最強(qiáng)的大宗作物之一（史靜等，2013）。稻米Cd、As含量超標(biāo)的事件屢有發(fā)生，稻米質(zhì)量安全問題突出（雷鳴等，2010；關(guān)玉萍等，2004）。關(guān)于不同生育期水稻的Cd、As吸收累積特征，研究結(jié)果不盡一致（劉昭兵等，2011；唐皓等，2015）。Cd吸收的主要時期是分蘗期和成熟期，水稻Cd吸收伴隨著對Zn的排斥現(xiàn)象（趙明柳等，2016）。在灌漿期和成熟期水稻營養(yǎng)生長已經(jīng)停止，水稻吸收砷相對較少（杜心等，2006）。因此，明確水稻在不同時期對土壤重金屬的吸收累積規(guī)律，對在最佳時期采取有效措施降低水稻籽粒的重金屬累積，保障糧食質(zhì)量安全具有重要意義。近年來，由于生物炭具有優(yōu)良的特性，引起了土壤環(huán)境學(xué)界研究人員的廣泛關(guān)注，對利用生物炭修復(fù)土壤重金屬污染的研究也越來越多。周建斌等（2008）研究了棉稈炭對鎘污染土壤的修復(fù)效果，發(fā)現(xiàn)棉稈炭含有豐富的細(xì)小空隙，有利于吸附污染物，降低土壤中Cd的生物可利用形態(tài)。于志紅等（2014）研究發(fā)現(xiàn)玉米秸稈生物炭-高錳酸鉀復(fù)合材料增加紅壤對銅的吸附機(jī)制可能是紅壤表面Mg-O、Si-O等官能團(tuán)與銅形成了Mg-O-Cu-、Si-O-Cu-絡(luò)合物，從而提高了紅壤對銅的吸持能力。然而，多數(shù)研究集中在生物炭對單一污染的土壤修復(fù)方面，而對重金屬復(fù)合污染土壤的修復(fù)研究較少。

本研究選用玉米秸稈生物炭，研究其對砷鎘復(fù)合污染土壤中水稻吸收、積累砷、鎘的影響，探討不同生育期水稻吸收、積累砷、鎘的規(guī)律，以期為利用玉米秸稈生物炭修復(fù)砷鎘復(fù)合污染土壤提供科學(xué)依據(jù)。

表1 玉米秸稈生物炭理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of bio-carbon from corn stalks

1 材料與方法

1.1 供試水稻

水稻品種：中嘉早17號，秈型常規(guī)水稻，全生育期平均109.00 d。水稻幼苗于2016年4月24日移栽，2016年7月21日收割。

1.2 供試土壤

供試土壤采自湖南省株洲市霞灣區(qū)某冶煉廠周邊荒廢的、受重金屬污染的0～20 cm耕作層土壤，土壤pH為7.45～7.99，Cd總量為213.25 mg·kg-1，As總量為123.37 mg·kg-1，Pb總量為559.86 mg·kg-1，Zn總量為149.18 mg·kg-1，Cu含量為27.06 mg·kg-1，土壤中Pb、As、Cd的含量均超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量的二級標(biāo)準(zhǔn)，為鉛砷鎘復(fù)合污染土壤，其中以砷鎘污染最為嚴(yán)重，分別超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)的4倍和711倍。

1.3 供試材料

玉米秸稈采自河南鄭州鞏義西村堤東村，秸稈鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)為(0.15±0.03) mg·kg-1。

玉米秸稈生物炭采用限氧控溫炭化法（易卿等，2013），具體操作步驟為：將玉米秸稈粉末置于坩堝中，使其充滿整個坩堝，加蓋密封，馬弗爐升溫速率為10 ℃·min-1，再分別升至目標(biāo)溫度300、400、500 ℃進(jìn)行碳化3 h，使秸稈受熱均勻、充分。碳化結(jié)束，待生物炭自然冷卻至室溫后取出，儲存于干燥器中。制備好的生物炭分別記為CB-300、CB-400、CB-500。玉米秸稈生物炭理化性質(zhì)見表1。

1.4 試驗設(shè)計

盆栽試驗于湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)樓前坪的網(wǎng)室進(jìn)行。共設(shè)置5個處理：未添加改良劑的空白土壤對照（CK），CB-300、CB-400、CB-500添加量均為土壤與玉米秸稈生物炭質(zhì)量分?jǐn)?shù)的1%，玉米秸稈粉末（CS）添加量亦為土壤與玉米秸稈粉末質(zhì)量分?jǐn)?shù)的1%。每個處理設(shè)3個重復(fù)。具體操作見表2。

表2 試驗處理名稱及內(nèi)容Table 2 Treatments and details of the pot experiment

采集的土壤經(jīng)自然風(fēng)干過孔徑為0.83 mm的尼龍篩，生物炭經(jīng)粉碎后過孔徑為0.18 mm的尼龍篩。培養(yǎng)盆為聚乙烯材質(zhì)，上、下口內(nèi)徑分別為57 cm和38 cm，高50 cm，在桶壁距上口徑10 cm和下口徑5 cm處分別開一直徑為6 cm的小孔，防止淹水并便于排水。每盆裝土80 kg，于水稻移栽前7 d按試驗處理分別添加生物炭后混勻并基施一定量的底肥（尿素8.20 g，過磷酸鈣8.20 g，硫酸鉀3.30 g，分別相當(dāng)于337.5、337.5和127.5 kg·hm-2的施肥量），與表層0～5 cm土壤混勻，再淹水3～5 cm。每盆種植水稻11株，保持盆內(nèi)適宜水分并實施蟲害管理。分別于水稻的分蘗期、抽穗期和成熟期采集植株樣品，除成熟期每盆隨機(jī)采集5兜樣品，其余各時期每盆采集2兜樣品，經(jīng)前處理后，上機(jī)測定水稻各器官或部位中Cd、As含量。

1.5 分析測定

水稻樣品采集后，用自來水洗凈泥土，并分為根、莖、葉、穗、谷粒等部位，根據(jù)常規(guī)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)習(xí)慣，將谷粒樣品置于室外陽光下曬干，其他部位樣品皆裝入編號信封置于103 ℃烘箱內(nèi)殺青1 h，調(diào)至65 ℃烘至恒重后，再稱取和記錄各部位樣品的干重，曬干谷粒用糙米機(jī)細(xì)分為谷殼、糙米，然后用植物粉碎機(jī)粉碎成植物樣品后，裝入密封袋保存待用。水稻樣品經(jīng)混合酸（HNO3∶HClO4=4∶1，V∶V）濕法消解（汪麗萍等，2008），定容后用ICP-OES測定（美國PE8300）測水稻樣品Cd含量，水稻總As含量采用氫化物-非色散原子熒光法（GB/T17135—1997）測定。未能及時測定的消解液置于冰柜4 ℃冷藏保存。

1.6 數(shù)據(jù)處理方法

采用Microsoft Excel 2003進(jìn)行圖表繪制，采用SPSS（Statistical Product and Service Solutions，21.0）進(jìn)行多重差異顯著性分析。

表3 早稻不同生育期各部位中Cd的含量Table 3 Cd concentrations of early rice organs at different stages mg·kg-1

2 結(jié)果分析

2.1 玉米秸稈生物炭添加對水稻不同生育期各部位Cd含量影響

中嘉早17號從移栽到收割的時間為2016年4—7月：4月26日幼苗移栽；5月10日水稻屬于秧苗期；5月20日水稻進(jìn)入分蘗期，水稻生長表征情況正常；6月16日前后開始進(jìn)入抽穗期，水稻植株生長更加茂盛且抽穗；7月15日水稻成熟，稻穗變黃且籽粒飽滿。表3所示為添加玉米秸稈生物炭處理下水稻不同生育期各部位中Cd含量的動態(tài)變化情況。

由表3可知，水稻各部位Cd的含量在三大關(guān)鍵生育期內(nèi)變幅較大，尤其以水稻根部對Cd的積累量異常突出，變化范圍在75.08～217.15 mg·kg-1之間；水稻莖鞘中Cd的含量變化范圍為8.56～12.51 mg·kg-1；水稻葉片中Cd的含量變化范圍為4.76～8.47 mg·kg-1。水稻各部位中Cd含量大小關(guān)系在三大生育期內(nèi)呈現(xiàn)出的總體規(guī)律為：根系＞莖稈＞葉片，水稻各部位中Cd含量均低于土壤中Cd的總量（成熟期空白處理組根部Cd除外），并且水稻根、莖、葉片中Cd含量都隨著水稻的生長而逐漸增加。

從水稻分蘗期各部位的Cd含量大小關(guān)系來看，分蘗期各處理間水稻根部的Cd含量大小關(guān)系為：CK，CS＞CB-300，CS＞CB-400＞CB-500（“，”表示各處理間Cd含量從大到小排列但差異不顯著，“＞”表示各處理間差異顯著，下同）；分蘗期各處理間水稻莖鞘中Cd含量大小關(guān)系為：CK，CS＞CB-300，CB-400＞CB-500；分蘗期各處理間水稻葉片中Cd含量大小關(guān)系為：CK，CS＞CB-300，CB-400，CB-500。在分蘗期，CS處理組雖能降低水稻各部位Cd含量，但水稻根、莖和葉部中Cd的積累量在CK和CS處理間差異均不顯著，淹水環(huán)境下施加玉米秸稈粉末未在分蘗期產(chǎn)生影響；與上述2種處理相比，CB-300、CB-400和CB-500處理水稻在分蘗期各部位中Cd的含量顯著降低，說明玉米秸稈生物炭處理能有效降低水稻分蘗期根、莖、葉部Cd的含量，明顯抑制Cd在水稻體內(nèi)的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)過程。

從水稻抽穗期各部位的Cd含量大小關(guān)系來看，抽穗期各處理間水稻根部的Cd含量大小關(guān)系為：CK，CS，CB-300＞CB-400，CB-500；抽穗期各處理間水稻莖部的Cd含量大小關(guān)系為：CK＞CS，CB-300＞CB-400＞CB-500，表明與CK相比，各處理均能顯著降低水稻莖鞘中Cd的含量，并以CB-500處理對莖部中Cd的阻控效果最佳；抽穗期各處理間水稻葉片中Cd含量大小關(guān)系為：CK＞CS＞CB-300＞CB-400，CB-500，表明與CK相比，各處理措施都能顯著降低水稻葉部中Cd的含量，CB-400和CB-500處理對葉部中Cd的阻控效果最佳。試驗結(jié)果表明，玉米秸稈生物炭及淹水配套處理措施能有效地降低水稻抽穗期根、莖、葉部中Cd的含量，從而明顯抑制Cd在根部的吸收、Cd向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)、Cd向籽粒的再轉(zhuǎn)運(yùn)過程。

從水稻成熟期各部位的Cd含量大小關(guān)系來看，成熟期各處理間水稻根部的Cd含量大小關(guān)系為：CK＞CB-400＞CB-300＞CB-500，CS；成熟期各處理間水稻莖部的Cd含量大小關(guān)系為：CK＞CB-300＞CB-400＞CB-500＞CS，說明與CK相比，其他措施都能顯著降低水稻莖部中Cd的含量，并以CS處理對水稻莖鞘Cd含量的抑制效果佳；成熟期各處理間水稻葉片的Cd含量大小關(guān)系為：CK＞CS＞CB-300＞CB-400＞CB-500，CB-500處理對水稻葉部中Cd的含量抑制效果最佳。

綜上所述，玉米秸稈粉末能降低水稻各部位Cd含量，但在分蘗期未達(dá)到顯著差異，玉米秸稈生物炭及淹水處理都能顯著降低水稻各部位Cd的含量，CB-500處理在三大關(guān)鍵生育期處理效果最佳。

2.2 玉米秸稈生物炭添加對水稻不同生育期各部位As含量影響

水稻各個時期不同部位中砷含量如表4所示。從表4可知，砷在不同時期水稻根、莖和葉的分布規(guī)律均為：根系＞莖鞘＞葉片。水稻根部As含量在分蘗期及成熟期均高于土壤中As的總量（123.37 mg·kg-1），水稻莖鞘及葉片中As含量在整個生育期內(nèi)均遠(yuǎn)低于土壤中As的總量，水稻在整個生長周期，砷濃度呈先下降后上升的趨勢，這可能是水稻在分蘗和成熟階段其體內(nèi)的砷含量較高，而在孕穗和抽穗階段水稻體內(nèi)的砷含量相對較少。

添加玉米秸稈生物炭及玉米秸稈粉末材料后，每個時期的水稻各部位As的含量與CK組相比，都有不同程度的降低，即玉米秸稈粉末和玉米秸稈生物炭的添加能夠阻礙土壤砷遷移到水稻植株內(nèi)；不同溫度下制備的玉米秸稈生物炭均能降低水稻各部位As的含量，但未達(dá)到顯著差異；生物炭制備溫度越高，對水稻各部位As含量的降低效果越好，但各處理之間的差異亦未達(dá)到顯著水平；玉米秸稈粉末的添加能顯著降低水稻各時期根部As的含量。總體而言，改良材料的添加對水稻各部位As含量的降低效果表現(xiàn)為：CS，CB-500＞CB-400，CB-300。

2.3 玉米秸稈生物炭添加對水稻成熟期稻谷Cd、As含量及產(chǎn)量的影響

水稻谷殼和糙米中Cd、As含量如表5所示。由表5可知，早稻成熟期稻谷各部位Cd、As含量大小的分配關(guān)系如下：谷殼＞糙米；玉米秸稈生物炭材料使糙米和谷殼中Cd的含量顯著降低（P＜0.05），與CK相比，其他處理都能顯著降低水稻谷殼中Cd含量，以CB-500處理對谷殼Cd含量的控制效果最佳，降幅達(dá)39.59%，谷殼Cd含量為4.41 mg·kg-1。與CK相比，其他處理都能顯著降低糙米中Cd的含量，以CB-500處理對糙米Cd含量的抑制效果最佳，降幅達(dá)27.22%，糙米Cd含量為1.15 mg·kg-1。與CK相比，谷殼中總砷的含量分別降低了1.50%、4.48%、6.30%、4.48%，各處理均能降低谷殼中的總砷含量，除CB-500處理達(dá)到顯著水平外，其他處理均未能顯著降低谷殼中Cd含量（P＜0.05）；糙米中總砷的含量分別降低5.61%、9.35%、23.36%、23.37%，表明玉米秸稈粉末及玉米秸稈生物炭材料均能阻止土壤砷進(jìn)入水稻糙米內(nèi)，其中CB-500及CS處理能顯著降低水稻成熟期糙米中總砷含量，而其他處理組未達(dá)到顯著水平?？偠灾衩捉斩捝锾康奶砑幽芙档退竟葰ぜ安诿字蠧d、As的含量，以CB-500處理效果最佳，生物炭對Cd的降低效果強(qiáng)于As的效果。

在水稻產(chǎn)量（以成熟期穗部干重計）方面，與CK相比，各處理均能提高水稻產(chǎn)量，但除了CB-400和CB-500處理增幅顯著外（分別為41.76%和55.36%），其他處理與之差異不顯著。

表4 早稻不同生育期各部位中As的含量Table 4 As concentrations of early rice organs at different stages mg·kg-1

表5 不同處理對早稻成熟期稻谷Cd、As的含量及水稻產(chǎn)量的影響Table 5 Effects of different treatments on Cd and As contents in paddy rice and yield of rice at Maturity stage mg·kg-1

3 討論

供試土壤pH為7.45～7.99，Cd總量為213.25 mg·kg-1，As總量為123.37 mg·kg-1，分別是土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB15618—1995）的711倍和4倍，表明該土壤為砷鎘復(fù)合污染土壤。

無論是否添加玉米秸稈生物炭及玉米秸稈粉末，水稻各部位中Cd、As含量大小關(guān)系在三大生育期內(nèi)呈現(xiàn)出的總體規(guī)律為：根系＞莖稈＞葉片＞糙米，這與他人研究結(jié)果一致（居學(xué)海等，2014；張振興等，2016）。與CK相比，添加不同溫度下制備的玉米秸稈生物炭后，水稻各器官中Cd含量顯著低于空白對照組（P＜0.05），且隨著制備溫度的增加，對水稻各部位Cd含量的控制效果越顯著（表3），這可能是由于生物質(zhì)原材料在裂解炭化過程，原材料分子結(jié)構(gòu)中所含的醚鍵（C-O-C）、羰基（C=O）基團(tuán)消失（陸海楠等，2013）。隨著裂解溫度升高，生物炭中甲基（-CH3）和亞甲基（-CH2）也逐漸消失，而芳環(huán)結(jié)構(gòu)增加，生物炭芳香化程度增強(qiáng)，穩(wěn)定性增加（簡敏菲等，2016），因此對重金屬污染治理有著不同的效果。生物炭材料多呈堿性（表1），含有的灰分元素如K、Ca、Mg都呈可溶態(tài)，可增加酸性土壤的鹽基飽和度，進(jìn)而通過交換降低土壤氫離子及交換性鋁的水平，OH-能夠配位取代土壤吸附的Cd，所以土壤pH升高會降低Cd的解吸（董錫文等，2010）。玉米秸稈粉末的添加雖能降低水稻各部位Cd的含量，但未達(dá)到顯著水平，這可能是由于秸稈還田雖是能量和養(yǎng)分的載體（黃婷苗等，2015），含有豐富的氮、磷、鉀及微量營養(yǎng)元素，但利用指數(shù)不高。張靜等（2010）研究了不同玉米秸稈還田量對土壤肥力及冬小麥產(chǎn)量的影響，結(jié)果表明9000 kg·hm-2的玉米秸稈還田處理效果最好，土壤微生物固持碳、氮的效果增強(qiáng)及接茬冬小麥增產(chǎn)顯著。

同時，本研究中盆栽水稻一直處于淹水狀態(tài)，淹水條件下，土壤氧化還原電位降低，提高了土壤pH值，土壤Cd形成CdS沉淀，降低了Cd活性（張良運(yùn)等，2009；Huang et al.，2009）；淹水后明顯降低了土壤交換態(tài)Cd的分配系數(shù)，相應(yīng)地提高了其他形態(tài)的分配系數(shù)，尤其是緊結(jié)合有機(jī)態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的分配系數(shù)。淹水降低土壤Cd活性主要是由于淹水增強(qiáng)了有機(jī)質(zhì)和CaCO3對Cd的吸持所致（劉沖等，2015）。在長期淹水狀態(tài)下，土壤溶液中As3-和As5-并存（George et al.，2016）。在各個生長期，玉米秸稈生物炭及玉米秸稈粉末添加處理水稻部位As的含量與CK組相比，都有不同程度的降低，即玉米秸稈粉末和玉米秸稈生物炭的添加能夠阻礙土壤砷遷移到水稻植株內(nèi)，但其對水稻吸收積累As的效果不顯著，這是由于生物炭表面一般帶負(fù)電，對以陰離子形式存在的污染物質(zhì)（比如本研究涉及的As）的吸附能力普遍較差，需通過表面或結(jié)構(gòu)改性來提高其吸附能力（Toru，2014）。

由表5可知，糙米中Cd、As的含量范圍分別是1.58～1.15、1.07～0.81 mg·kg-1，高于《食品中污染物限量（GB2762—2012）》中Cd、無機(jī)As限量值（0.2 mg·kg-1）。Heikenfeld（2012）的研究表明，大米中無機(jī)As的含量占總As的50%以上，據(jù)此推算，本研究中糙米中無機(jī)As含量范圍是0.54～0.41 mg·kg-1，雖均超過規(guī)定含量，但與空白對照相比，玉米秸稈生物炭及玉米秸稈粉末的施加均降低了水稻糙米中Cd、As的含量，這與他人研究相一致（戴靜等，2013）。水稻產(chǎn)量方面，與空白對照相比，生物炭的施加均提高了水稻產(chǎn)量，以CB-500處理組效果最佳，這與生物炭本身性質(zhì)有關(guān)。玉米秸稈粉末的施加亦能提高水稻產(chǎn)量，與Sun et al.（2003）和Gianfreda et al.（2005）的研究結(jié)果一致。通過添加玉米秸稈粉末及玉米秸稈生物炭材料，能有效阻控土壤Cd、As向水稻遷移。

4 結(jié)論

（1）與CK相比，不同溫度下制備的玉米秸稈生物炭能顯著降低水稻根、莖、葉、糙米中Cd的含量，起到良好的阻控效果，尤其以CB-500的阻鎘效果最為顯著，可以有效控制水稻植株各部位Cd含量的遷移；玉米秸稈粉末還田能顯著降低成熟期水稻各部位Cd含量。

（2）玉米秸稈粉末及秸稈還田的方式能降低水稻不同生育期各部位As含量，糙米中總As含量下降5.61%～23.37%。

（3）水稻產(chǎn)量方面，與CK相比，各處理均能提高水稻產(chǎn)量，但除了CB-400和CB-500處理增幅顯著外（分別為41.76%和55.36%），其他處理與對照差異不顯著。

GIANFREDA L, RAO M A, PIOTROWSKA A, et al. 2005. Soil enzyme activities as affectedby anthropogenic alterations：Intensive agricultural practices andorganic pollution [J]. Sciences of the Total Environment, 341(1-3): 265-279.

GEORGE A, SHIBU E S, MALIYEKKAL S M, et al. 2016. Luminescent, freestanding composite films of Au15 for specific metal ion sensing [J]. Acs Applied Materials & Interfaces, 4(4): 639-644.

HEIKENFELD R, LISTRINGHAUS R, GODOLIAS G. 2012. Arthroscopic Repair of Cuff Tears with Associated Lesions of the Biceps Tendon-Technique and Results after 3 Years (SS-06) [J]. Arthroscopy the Journal of Arthroscopic & Related Surgery, 28(9): e436-e437.

JIANG Q W, NIE L X. 2015. Research Progress on Heavy Metal Contamination in Agriculture in China [J]. Advances in Environmental Protection, 5(5): 103-112.

HUANG D, GE Y, ZHOU Q. 2009. Effect of redox processes on soil Cd activity under submerged conditions [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 29(2): 373-380.

SUN R L, ZHAO B Q, ZHU L S, et al. 2003. Effects of long-term fertilization onsoil enzyme activities and its role in adjustingcontrolling soil fertility [J]. Plant Nutrition and Fertilizer, 9: 406-410.

TORU O. 2014. Noxious Substance Processing Material and Preparation Method Thereof, and Noxious Substance Processing Method[P/OL]. Wo/2014/067444.

蔡保松, 陳同斌, 廖曉勇, 等. 2004. 土壤砷污染對蔬菜砷含量及食用安全性的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報, 24(4): 711-717.

崔玉靜, 趙中秋, 劉文菊, 等. 2003. 鎘在土壤-植物-人體系統(tǒng)中遷移積累及其影響因子[J]. 生態(tài)學(xué)報, 23(10): 2133-2143.

戴靜, 劉陽生. 2013. 生物炭的性質(zhì)及其在土壤環(huán)境中應(yīng)用的研究進(jìn)展[J]. 土壤通報, (6): 1520-1525.

董錫文, 張曉珂, 姜思維, 等. 2010. 科爾沁固定沙丘土壤交換性鹽基空間分布特征[J]. 土壤通報, (3): 590-594.

杜心, 朱永官, 劉文菊, 等. 2006. 汞、砷復(fù)合污染對水稻生長及吸收汞、砷的影響[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 1(2): 160-164.

關(guān)玉萍, 于芬. 2004. 稻米質(zhì)量安全生產(chǎn)存在問題及對策探討[J]. 農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì), (7): 38-38.

黃婷苗, 鄭險峰, 侯仰毅, 等. 2015. 秸稈還田對冬小麥產(chǎn)量和氮、磷、鉀吸收利用的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 21(4): 853-863.

簡敏菲, 高凱芳, 余厚平. 2016. 不同裂解溫度對水稻秸稈制備生物炭及其特性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 36(5): 1757-1765.

居學(xué)海, 張長波, 宋正國, 等. 2014. 水稻籽粒發(fā)育過程中各器官鎘積累量的變化及其與基因型和土壤鎘水平的關(guān)系[J]. 植物生理學(xué)報, (5): 634-640.

雷鳴, 曾敏, 王利紅, 等. 2010. 湖南市場和污染區(qū)稻米中As, Pb, Cd污染及其健康風(fēng)險評價[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 30(11): 2314-2320.

劉沖, 李虎, 趙一莎, 等. 2015. 城市污泥對Cd在黃土中的形態(tài)分布及再分配的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 35(10): 3218-3224.

劉昭兵, 紀(jì)雄輝, 彭華, 等. 2011. 不同生育期水稻對Cd、Pb的吸收累積特征及品種差異[J]. 土壤通報, 42(5): 1125-1130.

陸海楠, 胡學(xué)玉, 劉紅偉. 2013. 不同裂解條件對生物炭穩(wěn)定性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 36(8): 17-20.

史靜, 潘根興, 夏運(yùn)生, 等, 2013. 鎘脅迫對兩品種水稻生長及抗氧化酶系統(tǒng)的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 22(5): 832-837.

宋迪思, 盛浩, 周清, 等. 2016. 不同母質(zhì)發(fā)育土壤的中紅外吸收光譜特征[J]. 土壤通報, 47(1): 1-7.

唐皓, 李廷軒, 張錫洲, 等. 2015. 水稻鎘高積累材料不同生育期鎘積累變化特征研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 34(3): 471-477.

汪麗萍, 張佳欣, 吳春花, 等. 2008. ICP-OES測定大米粉、小麥粉中的11種金屬元素[J]. 分析試驗室, 27(Z2): 215-217.

易卿, 胡學(xué)玉, 柯躍進(jìn), 等. 2013. 不同生物質(zhì)黑碳對土壤中外源鎘(Cd) 有效性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 32(1): 88-94.

于志紅, 謝麗坤, 劉爽, 等. 2014. 生物炭-錳氧化物復(fù)合材料對紅壤吸附銅特性的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 23(5): 897-903.

張靜, 溫曉霞, 廖允成, 等. 2010. 不同玉米秸稈還田量對土壤肥力及冬小麥產(chǎn)量的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 16(3): 612-619.

張良運(yùn), 李戀卿, 潘根興, 等. 2009. 磷、鋅肥處理對降低污染稻田水稻籽粒Cd含量的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 18(3): 909-913.

張振興, 紀(jì)雄輝, 謝運(yùn)河, 等. 2016. 水稻不同生育期施用生石灰對稻米鎘含量的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 35(10): 1867-1872.

趙明柳, 唐守寅, 董海霞, 等. 2016. 硅酸鈉對重金屬污染土壤性質(zhì)和水稻吸收Cd Pb Zn的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 35(9): 1653-1659.

鄭有川. 2000. 稻米的營養(yǎng)價值與中醫(yī)食療作用[J]. 中國稻米, 6(1): 38-38.

周建斌, 鄧叢靜, 陳金林, 等. 2008. 棉稈炭對鎘污染土壤的修復(fù)效果[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 17(5): 1857-1860.

Effects of Corn Stalk Biochar on Absorption and Accumulation of Arsenic and Cadmium in Rice at Different Growth Stages

ZHANG Yan, TIE Boqing*, LIU Xiaoli, ZHANG Miao, YE Changcheng, PENG Ou
College of Resources and Environment, Hunan Agricultural Uuiversity, Changsha 410128, China

The occurrence of excessive Cd and As in paddy rice occurred frequently, and the rice quality and safety problems were highlighted. In order to investigate the effect of corn straw biocarbon and corn straw powder on the migration of As and Cd in rice, the effects of 1% corn stalk powder (CS) and arsenic-cadmium compound polluted soil (CB-300, CB-400, CB-500) were used to analyze the changes of As and Cd contents in different parts or organs of rice at tillering stage, heading stage and Maturity stage. The effects of adding materials on rice yield were analyzed. The results showed, the contents of As and Cd in rice at different stages were: root＞stem＞leaf＞brown rice; The addition of corn straw powder and corn straw bio-char could prevent the migration of As and Cd into rice plants, Compared with CK, the contents of Cd in different parts of rice were significantly decreased in all treatments (P＜0.05), and the treatment of CB-500 was the best in the three key growth stages; The application of corn straw bio-char could decrease the content of As in different parts of rice, but the treatments did not reach the significant level. Compared with CK, application of corn stalk bio-carbon and corn straw powder could increase rice yield by 6.93%～55.36%. The results can provide theoretical basis and data for biological carbon control of arsenic and cadmium polluted soil and for rice safety production.

Corn Stalk Bio-char; rice; arsenic and cadmium pollution; different growth period; absorption accumulation

10.16258/j.cnki.1674-5906.2017.03.020

X53

A

1674-5906（2017）03-0500-06

張燕, 鐵柏清, 劉孝利, 張淼, 葉長城, 彭鷗. 2017. 玉米秸稈生物炭對水稻不同生育期吸收積累As、Cd的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 26(3): 500-505.

ZHANG Yan, TIE Boqing, LIU Xiaoli, ZHANG Miao, YE Changcheng, PENG Ou. 2017. Effects of corn stalk biochar on absorption and accumulation of arsenic and cadmium in rice at different growth stages [J]. Ecology and Environmental Sciences, 26(3): 500-505.

農(nóng)業(yè)部、財政部專項（20160418）；農(nóng)業(yè)部、財政部專項（2014028）；湖南省政府重大專項（20130101）

張燕（1992年生），女，碩士研究生，研究方向為環(huán)境污染修復(fù)與治理。E-mail: 294034286@qq.com *通信作者：鐵柏清（1963年生），男，教授，主要研究方向為土壤和水環(huán)境重金屬污染治理修復(fù)，稻米鎘污染控制技術(shù)，廢水高級氧化處理技術(shù)等。E-mail: tiebq@qq.com

2017-01-20