胡祖武，吳多基，夏李佳，姚冬輝，魏宗強，吳建富

（江西農(nóng)業(yè)大學(xué) 國土資源與環(huán)境學(xué)院，江西 南昌 330045）

【研究意義】隨著經(jīng)濟的發(fā)展和工業(yè)化進程的加快，土壤重金屬污染問題日益嚴重。土壤重金屬污染具有持續(xù)時間長、隱蔽性強且無法被生物降解等特點，極易在作物體內(nèi)富集，進而通過食物鏈威脅人類的健康[1]。水稻是我國主要的糧食作物之一，每年受重金屬污染糧食達1.2×107t[2]，糧食安全面臨嚴重威脅。因此，開展土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)研究，篩選新型修復(fù)材料，降低水稻籽粒中重金屬含量，提升稻米品質(zhì)具有重要研究意義?！厩叭搜芯窟M展】近年來，Cd 污染修復(fù)技術(shù)備受關(guān)注，生物炭作為其中的一個研究領(lǐng)域，在新型環(huán)境功能材料、土壤改良、溫室氣體減排以及受污染環(huán)境修復(fù)等方面得到了廣泛的應(yīng)用[3]。楊曉慶[4]投加松木、秸稈和牛糞生物炭后發(fā)現(xiàn)松木生物炭降低Cd 污染土壤中的交換態(tài)Cd 效果最顯著。崔立強等[5]發(fā)現(xiàn)添加生物炭修復(fù)后，污染土壤中鉛的酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)的比例顯著降低，且部分轉(zhuǎn)化為殘渣態(tài)。Ehsan 等[6]研究表明，生物炭添加改良土壤物理性質(zhì)的同時，也能有效固定土壤Cd 和Ni。與此同時，采用外源硅來降低鎘生物有效性的研究也在逐步展開，郭磊[7]研究發(fā)現(xiàn)，鎘與硅酸在土壤溶液中可形成可溶性配合物，且在鐵氧化物表面形成鐵氧化物-硅-鎘復(fù)合物，Belton 研究發(fā)現(xiàn)：土壤溶液中部分水溶態(tài)硅可通過聚合作用形成結(jié)構(gòu)復(fù)雜的聚硅酸凝膠[8]，其可與重金屬離子（M）結(jié)合形成植物無法吸收的M-Si 復(fù)合物，達到降低鎘生物有效性的目的[9-10]。【本研究切入點】前人關(guān)于土壤重金屬污染修復(fù)的研究側(cè)重于生物炭本身的作用，而關(guān)于生物炭中硅的報道較少；且利用硅對土壤重金屬修復(fù)方面，主要是選擇各種外源硅肥，而對于生物炭中本身的無機硅報道極少?！緮M解決的關(guān)鍵問題】本研究以南方鎘污染紅壤性水稻土為研究對象，以富硅植物為材料制備富硅生物炭[11]，通過盆栽試驗探究添加富硅生物炭對土壤鎘形態(tài)及水稻產(chǎn)量與生物量的變化、鎘的吸收轉(zhuǎn)運的影響，旨在為富硅生物炭修復(fù)鎘污染農(nóng)田提供科學(xué)依據(jù)和技術(shù)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤的制備 供試土壤來源于江西農(nóng)業(yè)大學(xué)科技園試驗田，采集紅壤性稻田耕層土壤（0～20 cm），自然風(fēng)干后挑出植物的根系、石塊等非土壤部分，研磨后過2 mm 篩備用，其基本理化性質(zhì)為：pH 6.4、有機質(zhì)7.97 g/kg、全鎘0.08 mg/kg、有效硅83.58 mg/kg（乙酸-乙酸鈉方法）、粘粒140 g/kg、粉粒371 g/kg、砂粒489 g/kg、全氮0.59 g/kg、全磷0.34 g/kg，Olsen-P10.46 mg/kg。

Cd污染土壤的制備：以CdCl2水溶液的形式向上述所得土壤加入外源Cd，添加濃度為10 mg/kg，攪拌均勻，淹水老化2周，自然風(fēng)干，研磨過篩備用。

1.1.2 供試生物炭的制備 以木屑（BW）低濃度硅含量生物炭的制備原料，按以下方法制備生物炭：首先將原料在空氣干燥7 d，然后放在60 ℃下烘箱中干燥過夜，再將這些材料研磨過100 目篩，并裝入在100 mL 陶瓷坩堝中，隨后將其置于馬弗爐中6 ℃/min 的加熱速率編程，在穩(wěn)定的溫度（即300 ℃）下保持5 h后自然冷卻至室溫，即得到低硅含量的生物炭，用BW3表示。

以稻殼（BH）和竹葉（BB）為原材料，在前期的預(yù)備實驗基礎(chǔ)上，改進前人[12]研究方法，選用KOH對其進行改性，具體步驟如下：采集的原料樣品清洗除塵，置于60 ℃烘箱干燥48 h，隨后用高速旋轉(zhuǎn)粉樣機進行研磨并過1 mm 篩。將處理后的稻殼和竹葉原料樣品分別與KOH 以m（KOH）∶m（原料）=5∶100 混合，然后裝入坩堝中，同時加入100 mL超純水（基于100 g原料），并靜置90 min以待KOH 充分溶解。隨后將坩堝置于馬弗爐中，溫度設(shè)定為150 ℃，保持30 min，隨后升溫至550 ℃并保持90 min，待溫度冷卻至室溫后取出生物炭即為高硅含量的生物炭，分別用AH 和AB 表示，研磨并通過1 mm 篩，密封干燥保存，以便后續(xù)試驗，以上所得3種生物炭基本性質(zhì)見表1。

表1 不同熱解溫度制備的生物炭化學(xué)性質(zhì)Tab.1 Chemical properties of biochar prepared at different pyrolysis temperatures

1.2 試驗設(shè)計

采用盆栽試驗，將上述制備的鎘污染土壤與WB3和AH、AB生物炭混合，所用盆缽為紅色塑料桶，盆高21 cm，底部和頂部直徑分別18 cm 和23 cm。每個盆中加入2 kg 土壤，用BW3、AH、AB 3 種生物炭分別以土壤占比0.2%和0.4%的比率添加到土壤，混合均勻。包括對照（CK，未施加生物炭），共計7 個處理，各處理用“表示生物炭的符號-添加比例”來表示，每個處理重復(fù)3次，供試水稻品種為美香粘2號，氮磷鉀肥料用量相等，即每盆施用純N 0.3 g、P2O50.2 g、K2O 0.3 g，供試化肥為尿素（N 46%）、鈣鎂磷肥（P2O512%）和氯化鉀（K2O 60%），所有肥料均一次性做基肥施入且與土壤充分拌勻，采用塑料盆濕潤育秧，待秧苗生長至3 葉期后，將其移植到預(yù)先準備好的試驗盆中，每盆1 谷粒苗，采用自來水灌溉（電導(dǎo)率：120～150μS/cm，pH：6.5～7.5，未檢出鎘含量），其他按常規(guī)栽培要求進行。

1.3 樣品采集及分析方法

生物炭中C 元素采用元素分析儀測定（Elementar Vario MACRO，德國），pH 依據(jù)文獻［13］測定。生物炭硅含量采用堿熔法[14]，其消解液采用硅鉬藍比色法[15]測定，灰分和產(chǎn)率按參考文獻［16］測定。

水稻成熟期，將每株水稻分成籽粒、秸稈（包括葉）和根系，并用去離子水徹底洗凈根系，于烘箱105 ℃殺青30 min，然后保持70 ℃烘至恒重。水稻植株中鎘含量用硝酸-高氯酸混合酸濕式消解，定容后用ICP-MS（7500ICP-MS美國安捷）測定消化液中鎘的含量[17]。

水稻收獲后，每處理分別采集土壤樣品，自然風(fēng)干過10 目后供土壤鎘形態(tài)含量測定。土壤Cd 形態(tài)分級采用改進的BCR 提取方法，即將Cd 的化學(xué)形態(tài)分為可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘渣態(tài)。各分級的Cd含量均由等離子體原子發(fā)射光譜儀ICP-AES（PRIDE100美國安捷）測定[18-19]。

水稻鎘的生物富集系數(shù)（BCF）按照文獻[20]中的方法計算：BCF=C根/C土壤。其中C根和C土壤分別是水稻根和土壤中鎘的含量；轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）按照文獻[21-22]中的方法計算：TF1=C秸稈/C根，TF2=C籽粒/C根，其中C秸稈、C籽粒、C根分別是水稻秸稈、籽粒和根的鎘含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2016、SPSS 26.0和Origin 2018軟件進行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析，并利用Duncan法進行顯著性檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 富硅生物炭對土壤pH的影響

由圖1 可知，與對照相比，添加富硅的生物炭，提高了土壤的pH 值，且隨著用量的增加而增加，但各處理間差異不顯著（P＞0.05）。表明施用生物炭能促進土壤pH 值上升，其效果可能與富硅生物炭用量及類型有關(guān)。

圖1 生物炭施加對土壤pH值的影響Fig.1 The effect of biochar on soil pH

2.2 富硅生物炭對土壤鎘形態(tài)的影響

由圖2可知，添加富硅生物炭，土壤中可交換態(tài)和還原態(tài)鎘含量所占比例降低，而可氧化態(tài)和殘渣態(tài)鎘含量所占比例增加?？山粨Q態(tài)鎘含量隨生物炭添加量的增加而降低，降幅為12.9%～35.13%，且均顯著低于對照處理（P＜0.05），而添加高硅生物炭的處理間差異不顯著，卻均顯著低于添加低硅生物炭的處理，可能是高硅生物炭中含硅量較高與鎘反應(yīng)生成了硅鎘的復(fù)合物和晶體。

圖2 生物炭對土壤中鎘形態(tài)的影響Fig.2 Effects of biochar on cadmium species in soil

可還原態(tài)鎘的比例由CK 處理的22.17%降低至16.08%，降幅為13.26%～27.8%，各生物炭處理之間差異不顯著。而可氧化態(tài)由CK 處理的2.92%升高至7.06%，其中以添加AB 生物炭的處理增加最為明顯。殘渣態(tài)由CK 處理的43.16%升高至56.34%，增幅為9.54%～30.52%，且在低添加量水平下，處理間差異均顯著。說明富硅生物炭的添加有利于抑制鎘的生物有效性。

2.3 富硅生物炭對水稻組織中鎘含量的影響

由圖3 可知，與CK 相比，添加富硅生物炭，水稻各組織鎘含量均有降低，水稻各組織中的鎘含量大小依次為根、秸稈、籽粒。在生物炭兩種施加量水平下，籽粒中鎘含量均表現(xiàn)為對照（CK）、低硅生物炭（BW3）、高硅生物炭（AH、AB）間差異顯著，且添加生物炭的處理均顯著低于對照處理（P＜0.05），高硅生物炭處理間差異不顯著，卻均顯著低于低硅生物炭處理（P＜0.05）；籽粒中鎘含量隨生物炭添加量的增加而降低，其中以高硅生物炭AB 添加量為0.4%的處理最為明顯，較CK 處理降低了66.85%，AH 次之。秸稈中鎘的含量變化規(guī)律與籽粒變化趨勢基本一致。根系鎘的含量在兩種施加量水平下，由大到小均表現(xiàn)為CK、BW3、AH 和AB，且差異顯著。說明添加富硅生物炭能抑制水稻吸收的鎘向籽粒轉(zhuǎn)運，從而減少籽粒中鎘含量，尤其是以高硅生物炭效果最好。

圖3 生物炭對水稻各組織（A籽粒、B秸稈、C根部）Cd含量的影響Fig.3 Effects of biochar on cadmium content in differt tissues of rice（A grain，B straw，C root）

2.4 富硅生物炭對水稻產(chǎn)量及鎘累積的影響

由圖4可知，以CK 相比，添加富硅生物炭能提高水稻產(chǎn)量和生物量，且隨著生物炭用量的增加而增加。在生物炭兩種施加量水平下，籽粒產(chǎn)量、秸稈生物量、根系生物量均表現(xiàn)為低硅生物炭（BW3）和高硅生物炭（AH、AB）間差異顯著。生物炭添加量為0.4%和0.2%水平下，水稻產(chǎn)量AB、AH 處理較CK 分別增加了29.11%、25.32%和24.88%、19.21%，較WB3 處理分別增加26.87%、23.14%和23.93%、18.3%.；秸稈生物量AB、AH 處理較CK 分別增加23.25%、20.58%和18.69%、17.04%，較WB3 處理分別增加20.63%、18.02%和17.07%、15.44%；根系生物量AB、AH 處理較CK 分別增加48.58%、45.66%和43.38%、40.47%.，較WB3 處理分別增加28.24%、25.72%和36.3%、33.53%。無論是添加高量還是低量生物炭的處理，水稻體內(nèi)鎘的積累量差異不顯著，卻均顯著小于CK 處理（P＜0.05），表現(xiàn)為CK＞BW3≈AH≈AB。說明添加富硅生物炭能促進水稻根系生長，減少水稻植株對鎘的吸收，添加高硅生物炭還有利于提高水稻產(chǎn)量和生物量。

圖4 籽粒的產(chǎn)量（A）、秸稈的生物量（B）、根的生物量（C）、水稻植株總Cd的攝取量（D）Fig.4 Grain yield（A），straw biomass（B），root biomass（C），total cadmium uptake of rice plants（D）

2.5 富硅生物炭對水稻生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)的影響

生物富集系數(shù)（BCF）是反映植物富集重金屬的能力指標，轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）通常用來評價植物體內(nèi)重金屬遷移的能力，也用來作為篩選低鎘積累水稻品種的指標[22]。由表2可知，富硅生物炭的添加，降低了水稻中的鎘富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)，且隨著用量增加而降低，可能是生成了硅和磷的化學(xué)沉淀。添加富硅生物炭的處理BCF 均顯著低于CK 處理，降幅為14.53%～36.37%（P＜0.05），尤其是高硅生物炭AB 降低效果最為明顯，說明生物炭中硅能抑制水稻鎘的生物積累。水稻根部到秸稈的轉(zhuǎn)移系數(shù)TF1 和水稻根部到籽粒的轉(zhuǎn)移系數(shù)TF2的范圍分別為0.095～0.223和0.045～0.086，其轉(zhuǎn)移系數(shù)都遠小于1，表明水稻根系吸收積累的鎘向地上部輸送能力非常弱，吸收積累的鎘大部分分布在水稻根部。水稻體內(nèi)鎘的轉(zhuǎn)移系數(shù)TF1和轉(zhuǎn)移系數(shù)TF2變化規(guī)律大致相似。無論是高量還是低量添加富硅生物炭，TF1和TF2均顯著小于CK 處理，降幅分別為50.64%～57.39%、48.87%～56.05%和31.39%～47.67%、29.06%～45.34%，而添加高硅生物炭處理間差異不顯著，卻均顯著低于添加低硅生物炭的處理；添加量的變化對TF1 和TF2 影響不大。表明富硅生物炭能抑制水稻根系中吸收的鎘向地上部轉(zhuǎn)運，尤其以高硅生物炭效果最佳。

表2 水稻的生物富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）Tab.2 Bioconcentration factor（BCF）and transfer factor（TF）of rice

3 討 論

3.1 富硅生物炭性質(zhì)對土壤鎘生物有效性的影響

眾所周知，生物炭對重金屬穩(wěn)定性的影響，除外界因素外，生物炭本身的性質(zhì)也起到關(guān)鍵作用，如生物炭的pH、含碳量、灰分和生物炭原材料等，在本研究中，從圖1可知，生物炭的添加對土壤pH影響并不顯著，這說明添加生物炭引起土壤pH 變化對重金屬生物有效性產(chǎn)生的影響有限，可能是生物炭的其它性質(zhì)起到關(guān)鍵作用，如前面所提及的生成了其它化學(xué)沉淀。一般來說，在同等條件下，生物炭含碳量越高，對土壤重金屬的固定效果越好[23]。就本實驗而言，低硅生物炭（BW3）含碳量高于高硅生物炭（AH、AB），但重金屬的固定效果反而不如后者，這恰好說明了富硅生物炭本身材料性質(zhì)和其他無機組分對重金屬固定的作用。以往的研究表明，富硅生物炭中高灰分含量含有較多的無機硅，同時，耦合的Si-C 骨架控制生物炭的固碳[24]，并且考慮到生物炭結(jié)構(gòu)中碳的溶出，提出了碳和硅之間的相互保護[25]，這從另外一個角度也證明了Si-C 的相互作用對重金屬的影響，從而也從一定程度上很好的解釋了本研究中高硅生物炭比低硅生物炭固定重金屬的效果更明顯的原因，對于其中的具體的機理，有待進一步研究。

3.2 富硅生物炭對土壤鎘形態(tài)含量的影響

研究表明，施入生物炭，會通過直接的吸附或絡(luò)合螯合作用或者通過改變土壤的特性間接影響重金屬在土壤中的化學(xué)形態(tài)，進而對重金屬在土壤中的遷移性和生物可利用性產(chǎn)生影響[26-27]。生物炭的施用會降低重金屬可交換態(tài)的含量，從而降低重金屬在土壤中的遷移性和生物可利用性。本研究中，可交換態(tài)和可氧化態(tài)隨著富硅生物炭的添加而降低，而可還原態(tài)和殘渣態(tài)的含量增加，其中可交換態(tài)的降低幅度為11.66%～32.02%，可見，富硅生物炭的添加明顯降低了可交換態(tài)鎘的含量；可還原態(tài)鎘是與土壤中Fe和Mn氧化物相關(guān)的Cd，受土壤氧化還原條件的影響，因此，還原態(tài)鎘含量降低可能是富硅生物炭改變土壤Eh有關(guān)[7]。至于富硅生物炭降低土壤鎘生物有效性的原因，除了生物炭本身的因素外，還有可能是生物炭中硅酸分子結(jié)合至土壤表面，由于其含有大量電負性較高的含氧基團（Si-OH）并具有較高的表面吸附容量，鎘可能與土壤表面的含硅基團結(jié)合并被緊密固定在土壤固相中而不易被重新溶出所造成的[7,28]。

3.3 富硅生物炭對水稻產(chǎn)量、組織中鎘含量及鎘積累的影響

丁亨虎等[29]試驗結(jié)果認為施用硅肥能增加單株穗粒數(shù)從而達到水稻增產(chǎn)，且施硅量與穗結(jié)實率呈正相關(guān)；楊丹等[30]在酸性稻田土壤上施用硅肥，能顯著增加水稻產(chǎn)量，且成熟期水稻植株含硅量與稻谷產(chǎn)量間存在顯著的直線正相關(guān)。本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)，富硅生物炭對鎘污染土壤水稻籽粒、秸稈和根部生物量有不同的影響，高硅生物炭比低硅生物炭在低硅土壤中有較高的響應(yīng)，即高硅生物炭比低硅生物炭對水稻籽粒、秸稈、根部生物量增加更明顯，其原因可能是高硅生物炭促進了土壤硅養(yǎng)分的改善，同時促進了水稻對N、P、K 養(yǎng)分的吸收[31]。張愛平等[32]利用生物炭對寧夏引黃灌區(qū)水稻產(chǎn)量及氮素利用率的研究發(fā)現(xiàn)，生物炭和氮肥配施可以提高寧夏引黃灌區(qū)水稻產(chǎn)量，與本研究結(jié)果相一致。本研究結(jié)果顯示，水稻各組織中鎘含量由多到少依次為根、秸稈、籽粒，這與前人的研究結(jié)果[33-34]相一致，高硅生物炭比低硅生物炭處理的籽粒、秸稈、根部鎘含量低，其原因除了生物炭本身的吸附作用外，可能還與生物炭中的無機硅有關(guān)。陳喆等[35]研究表明硅肥作為基肥施用較未施硅肥處理顯著降低了糙米鎘含量，通過盆栽試驗得出隨著施硅量的增加水稻糙米鎘含量呈下降趨勢，與本試驗結(jié)果一致。史新慧等[36]通過水稻水培試驗結(jié)果證實，施硅能顯著抑制Cd 向地上部的運輸，同時也降低了質(zhì)外體內(nèi)不同形態(tài)Cd 的含量。而在本研究中，高硅生物炭與低硅生物炭對水稻鎘的累積量之間沒有明顯差異，主要是高硅生物炭各組織生物量較高，但鎘的含量較低，而低硅生物炭恰好相反，組織中生物量相對較低，而鎘的含量相對較高，最終造成了彼此之間差異的不顯著。

3.4 富硅生物炭對水稻生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)的影響

鎘通過植物吸收作用運移至植物體各個器官和組織中，當(dāng)鎘累積量超過其耐受限度會對植物生長發(fā)育產(chǎn)生毒害作用[37]。研究證明，鎘通過水稻根部吸收至植株體內(nèi)，隨后經(jīng)由木質(zhì)部系統(tǒng)轉(zhuǎn)移至地上部[7,15,26,38]。水稻籽粒中接近50%的鎘是由韌皮部系統(tǒng)從葉片轉(zhuǎn)移而來[39-40]。顯然，鎘在水稻各部位的富集程度、轉(zhuǎn)移速率是決定水稻鎘積累的關(guān)鍵因素。本研究中，高硅生物炭處理比低硅生物炭處理的BCF低，其原因一方面是生物炭降低了土壤鎘的生物有效性，減少了水稻吸收，另一方面可能是前面提到的生物炭中的硅在其中起到了至關(guān)重要的作用，不僅如此，還有可能生物炭促進了土壤理化性質(zhì)的改變而最終影響了其吸附重金屬的能力[41]。同樣，高硅生物炭處理比低硅生物炭處理的轉(zhuǎn)移系數(shù)都要低，特別是高硅生物炭AB，根部到籽粒的轉(zhuǎn)移系數(shù)較CK 降低了57.59%。有研究[22]表明，生物炭釋放的硅可以關(guān)閉水稻根部硅轉(zhuǎn)運通道的基因表達，鎘、硅傳輸可能利用相同的傳輸通道，從而抑制鎘的轉(zhuǎn)運，被水稻攝取的硅可能與鎘在植物體內(nèi)形成結(jié)合物阻控鎘轉(zhuǎn)移到籽粒中；王怡璇等[42]研究發(fā)現(xiàn)施入硅肥可使鎘由根部轉(zhuǎn)運至莖稈的含量顯著下降，其中當(dāng)施硅量為800 mg/kg 時被截留至根部的鎘比較顯著，說明施加硅能夠抑制鎘向地上部分的運輸，與本研究結(jié)果一致。此外，Ma等[43]認為根部細胞壁中的硅可與半纖維素結(jié)合，從而阻礙鎘的轉(zhuǎn)運。

4 結(jié) 論

（1）添加富硅生物炭，土壤中可交換態(tài)和還原態(tài)鎘含量占比均降低，可氧化態(tài)和殘渣態(tài)鎘含量占比均增加，有利于降低鎘的生物有效性，進而降低水稻對鎘的吸收。

（2）富硅生物炭的添加提高了水稻生物量和籽粒產(chǎn)量，降低了水稻中的鎘富集系數(shù)BCF和轉(zhuǎn)移系數(shù)TF。（3）富硅生物炭可以作為鎘污染農(nóng)田修復(fù)的一種調(diào)理劑，尤其是以高硅生物炭修復(fù)效果最好。