生物質(zhì)炭對根際土壤中鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化及水稻鎘累積的影響

趙青青，王海波，夏運生，史靜

云南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650201

生物質(zhì)炭對根際土壤中鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化及水稻鎘累積的影響

趙青青，王海波，夏運生，史靜*

云南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650201

采用盆栽試驗和Tessier連續(xù)形態(tài)分析方法，研究了不同鎘污染水平下（1.0、2.5、5.0 mgkg-1），施入不同量的生物質(zhì)炭（0.0、2.5、5.0、10.0 gkg-1）對根際與非根際土壤中鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化及水稻鎘累積的影響。結(jié)果表明，（1）施入生物質(zhì)炭后，根際與非根際土壤中鎘的有效性降低。施入生物質(zhì)炭后，根際與非根際土壤可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)以及有機物結(jié)合態(tài)鎘最大可分別降低34.64%和28.15%、49.27%和63.82%、34.58%和24.59%、60.04%和49.00%，殘渣態(tài)鎘最大可分別增加14.79%和16.57%。10.0 gkg-1生物質(zhì)炭處理影響效果最顯著。在不同處理下，鎘形態(tài)變化顯著且根際與非根際之間的變化呈顯著性差異。中低鎘污染水平下，施入生物質(zhì)炭，根際與非根際土壤中鎘形態(tài)變化趨于一致但鎘形態(tài)含量存在差異。高鎘污染水平下，生物質(zhì)炭引起根際與非根際土壤中鎘形態(tài)變化但不顯著。（2）施入生物質(zhì)炭可顯著降低水稻各部分鎘含量且水稻根部鎘含量大于地上部鎘含量。在不同鎘污染程度下，不同施入量生物質(zhì)炭處理與對照相比，地上部、根部鎘含量最大可分別降低42.51%、22.86%；根部鎘含量最大是地上部的2.63倍。10.0 gkg-1生物質(zhì)炭對水稻各部分鎘含量降低效果最明顯。

生物質(zhì)炭；鎘；根際土壤鎘形態(tài)；水稻；累積

隨著采礦、冶煉、電鍍、化工等行業(yè)對鎘的廣泛應(yīng)用以及含鎘肥料、農(nóng)藥等的大量施用，土壤鎘污染日趨嚴(yán)重。據(jù)2014年我國環(huán)境保護(hù)部和國土資源部報道：我國農(nóng)田土壤鎘污染面積已超過2.8×105hm2，鎘的點位超標(biāo)率（7.0%）最高，已被列為我國土壤的首要無機污染物（環(huán)境保護(hù)部和國土資源部，2014）。鎘為重金屬“五毒”元素之首，具有移動性強、毒性高、降解難等特點（Zhang et al.，2014）。當(dāng)土壤中的鎘累積量超過土壤背景值時，會引起土壤質(zhì)量惡化，不僅直接影響農(nóng)業(yè)產(chǎn)量與品質(zhì)，還可間接通過食物鏈危害人畜健康。據(jù)報道，廣西某礦區(qū)生產(chǎn)的稻米中鎘含量嚴(yán)重超標(biāo)，當(dāng)?shù)鼐用褚蜷L期食用“鎘米”已出現(xiàn)了“骨痛病”的癥狀，嚴(yán)重威脅當(dāng)?shù)鼐用竦纳眢w健康（李婧等，2015）。因此，研究土壤鎘污染治理和控制技術(shù)具有重要意義。

生物質(zhì)炭是在無氧或缺氧條件下經(jīng)過高溫裂解而形成的一種具有高度芳香、富含碳素的多孔固體顆粒物質(zhì)（孔絲紡等，2015）。近年來，生物質(zhì)炭作為一種新型環(huán)境功能材料，在土壤重金屬污染修復(fù)方面頗具潛力。國內(nèi)外學(xué)者圍繞生物質(zhì)炭理化性、材料來源、制備工藝等對土壤中重金屬作用機理和修復(fù)效果等進(jìn)行了大量研究（Uchimiya et al.， 2010；李江遐等，2015；劉晶晶等，2015）。研究結(jié)果表明，生物質(zhì)炭可以與重金屬離子發(fā)生絡(luò)合，使重金屬形成沉淀物，從而使重金屬從有效態(tài)向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)變，并有效降低植物對土壤重金屬的富集（許妍哲等，2015；毛懿德等，2015）。

目前，生物質(zhì)炭能降低土壤鎘的有效性已被證明（曹瑩等，2015）。生物質(zhì)炭降解植物中鎘毒害的研究集中在植物體內(nèi)毒性富集等方面（Bian et al.，2014），而有關(guān)生物質(zhì)炭對根際土壤鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化及植物鎘累積影響的研究尚少且影響機理尚不明確。因此，本文采用盆栽試驗方法，研究了不同鎘污染水平下分別施加不同量的生物質(zhì)炭對水稻根際土壤鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化及其鎘累積的影響，探索水稻根際土壤鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化和水稻鎘累積規(guī)律，以期為鎘污染土壤的治理和防控提供一定的理論依據(jù)。

表1 供試土壤基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of the tested soil

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自云南省個舊市礦區(qū)中的紅壤，基本性質(zhì)如表1所示。供試生物質(zhì)炭采用商用秸稈生物質(zhì)炭，購自河南三利集團(tuán)，基本性質(zhì)如表2所示。供試水稻為云南廣泛栽培的云粳37號水稻品種。

1.2 試驗設(shè)計

稱取過20目篩的供試土壤裝于盆缽（口徑20 cm、底徑15 cm、高30 cm）中，每盆裝土3 kg，共計36盆。36盆土壤隨機分為3組，每組12盆，分別加入Cd（CdCl25H2O）1.0、2.5、5.0 mgkg-1，與土壤反復(fù)混合均勻，平衡15 d后作為模擬污染用土，期間進(jìn)行翻土并加水保持土壤含水量和通透性。平衡后再將以上各組隨機分為3小組，每組4盆，向盆中分別添加 0.0、2.5、5.0、10.0 gkg-1生物質(zhì)炭，充分混勻，在自然狀態(tài)下鈍化90 d，通過加水和翻土保持土壤含水量為 70%的田間持水量和土壤通透性。試驗共設(shè) 12個處理，分別為 B0 Cd1、B2.5 Cd1、B5 Cd1、B10 Cd1，B0 Cd2.5、B2.5 Cd2.5、B5 Cd2.5、B10 Cd2.5，B0 Cd5、B2.5 Cd5、B5 Cd5、B10 Cd5，以不施生物質(zhì)炭B0為對照，各處理重復(fù)3次。

稱取1 kg上述處理好的土壤放入根袋，并將根袋放入盆缽中央，然后每盆中裝入與根袋土處理一致的土壤2 kg放入盆缽其 他地方。以根袋內(nèi)土壤為根際土壤，離根袋內(nèi)20 mm以外為非根際土壤。并在每個根際袋內(nèi)種植水稻3穴，每穴3苗，在水稻生育期保持2～3 cm水層。在水稻抽穗期排掉盆缽中的水。期間施肥3次，每盆施入尿素和磷酸二氫鉀，其施用量（質(zhì)量分?jǐn)?shù)）均為0.2 gkg-1土。

1.3 測定方法

土壤全鎘含量采用 HCl-HNO3-HClO4測定（GB/T 17141—1997）。土壤鎘形態(tài)分析采用Tessier et al.（1979）連續(xù)提取法提取，分別為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)。植株全鎘含量采用HNO3-HCLO4（4∶1， V/V）混合酸消化測定（魯如坤，2000）。以上溶液中鎘含量采用島津AA-6300C型原子吸收分光光度計測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

所有的數(shù)據(jù)均采用 Excel 2007進(jìn)行整理，SPSS 17.0進(jìn)行統(tǒng)計分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 外源鎘處理下施入生物質(zhì)炭對根際與非根際土壤鎘形態(tài)的影響

從圖1、圖2可知，鎘在根際與非根際土壤中各形態(tài)分布狀況一致。殘渣態(tài)為主要存在形態(tài)，其次為可交換態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機物結(jié)合態(tài)。在同一鎘污染水平下，隨著生物質(zhì)炭施入量的增加，根際與非根際土壤中各形態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)存在顯著性差異。當(dāng)鎘添加量為 1.0 mgkg-1時，分別施入 2.5、5.0、10.0 gkg-1生物質(zhì)炭處理與不施生物質(zhì)炭處理相比，根際與非根際土壤中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)以及有機物結(jié)合態(tài)鎘趨于下降，而殘渣態(tài)鎘趨于上升；且根際土壤中可交換態(tài)和鐵錳結(jié)合態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于非根際土壤，根際土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于非根際土壤。根際與非根際土壤中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機物結(jié)合態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低分別降至 8.98%、2.64%、8.04%、2.29%和10.06%、2.6%、3.6%，殘渣態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高分別增至78.04%和73.52%。表明隨著生物質(zhì)炭施入量的增加，鎘形態(tài)由有效態(tài)向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，鎘的有效性降低。當(dāng)鎘添加量為2.5 mgkg-1時，分別施入2.5、5.0、10.0 gkg-1生物質(zhì)炭處理與不施生物質(zhì)炭處理相比，根際與非根際土壤中的有效態(tài)鎘趨于下降，而殘渣態(tài)鎘趨于上升；且根際土壤有效態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于非根際土壤，殘渣態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均低于非根際土壤。其中，根際與非根際土壤中有機物結(jié)合態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化最顯著，分別由4.00%降至2.08%和3.63%降至2.21%。表明鎘形態(tài)仍由有效態(tài)向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，鎘的生物有效性降低。當(dāng)鎘添加量為5.0 mgkg-1時，分別施入2.5、5.0、10.0 gkg-1生物質(zhì)炭處理與不施生物質(zhì)炭處理相比，根際與非根際土壤中的可交換態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)趨于增加且高于對照，鐵錳氧化物結(jié)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)先增后減，碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機物結(jié)合態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)趨于下降，碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘分別由5.97%、5.56%降至4.82%、4.89%，有機物結(jié)合態(tài)鎘分別由5.05%、5.00%降至3.25%、4.79%，殘渣態(tài)鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)先減后增；且根際土壤可交換態(tài)鎘低于非根際土壤。表明隨著生物質(zhì)炭施入量的增加，有效態(tài)可提取性可能增強，鎘可能被活化，毒性增加。綜上所述，隨著生物質(zhì)炭的施入，根際與非根際鎘各形態(tài)變化顯著且根際與非根際之間存在顯著差異，但整體而言，隨著生物質(zhì)炭的施入，根際與非根際鎘的有效性降低。施入10.0 gkg-1生物質(zhì)炭，與對照相比，根際與非根際土壤可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)以及有機物結(jié)合態(tài)鎘分別降低了34.64%和 28.15%、49.27%和 63.82%、34.58%和24.59%、60.04%和 49.00%，殘渣態(tài)鎘分別增加了14.79%和16.57%；與2.5、5.0 gkg-1生物質(zhì)炭處理相比，有效態(tài)下降率和殘渣態(tài)的上升率均為最高。表明施加10.0 gkg-1生物質(zhì)炭對根際與非根際鎘形態(tài)變化影響最顯著。

圖1 外源鎘處理下施入生物質(zhì)炭對根際土壤鎘形態(tài)分布影響Fig. 1 Under exogenous Cd treatment into the biochar impact on the formation distribution of rhizosphere soil Cd

圖2 外源鎘處理下施入生物質(zhì)炭對非根際土壤鎘形態(tài)分布影響Fig. 2 Under exogenous Cd treatment into the biochar impact on the formation distribution of non-rhizosphere soil Cd

2.2 生物質(zhì)炭施入對水稻鎘累積的影響

從表3可知，隨著鎘添加量的增加，水稻鎘含量均顯著增加（P＜0.05）。水稻體內(nèi)鎘含量分布由大到小依次為根部、地上部。在同一鎘污染水平處理下，隨著生物質(zhì)炭施入量的增加，水稻各部分鎘含量均呈顯著下降趨勢（P＜0.05）。當(dāng)鎘添加量為1.0 mgkg-1時，各生物質(zhì)炭處理組地上部鎘含量較對照降低了12.33%～42.51%，根部鎘含量也發(fā)生相應(yīng)變化，降低了 8.78%～22.86%。根部鎘含量分別是地上部鎘含量的 1.96、2.04、2.42、2.63倍。當(dāng)鎘添加量為2.5 mgkg-1時，各生物質(zhì)炭處理組地上部鎘含量較對照降低2.83%～8.62%，根部鎘含量降低了3.36%～ 10.30%。根部鎘含量分別是地上部分鎘含量的1.15、1.15、1.16、1.13倍。當(dāng)鎘添加量為5.0 mgkg-1時，各生物質(zhì)炭處理組地上部鎘含量較對照降低了 10.43%～16.64%，根部鎘含量降低了1.95%～7.09%。根部鎘含量分別是地上部分鎘含量的 1.19、1.31、1.34、1.33倍。在不同鎘污染程度下，施加 10.0 gkg-1生物質(zhì)炭比施 2.5、5.0 gkg-1生物質(zhì)炭對水稻各部分鎘含量的降低效果更明顯。

表3 施入生物質(zhì)炭后對水稻地上部及根部鎘含量變的影響Table 3 Effects of content of cadmium changes in the rice roots and ground after the application of biochar mgkg-1

3 討論

3.1 生物質(zhì)炭對根際、非根際土壤鎘形態(tài)的影響

鎘的化學(xué)形態(tài)決定了其在土壤中的化學(xué)行為，進(jìn)而影響植物根部對鎘吸收的難易度（Lorenz et al.，1994）。植物根系在其生長、根系分泌物釋放以及對化學(xué)物的吸附及解吸等過程中，使根際和非根際土壤具有不同的物理與化學(xué)特性。研究表明根際土壤的不同化學(xué)和生物條件，影響土壤中重金屬形態(tài)及生物有效性（Dessureault-Rompré et al.， 2008；Martínez-Alcalá et al.，2009；Martínez-Alcalá et al.，2010），且重金屬在根際土壤中的動態(tài)變化、毒性和生物有效性與非根際大不相同（胡林飛，2012）。本研究表明，隨著生物質(zhì)炭的施入，根際和非根際土壤中鎘的有效性降低。不同處理下，鎘形態(tài)變化顯著且根際與非根際之間的變化存在差異，這與劉達(dá)等（2016）研究結(jié)論一致。這主要與水稻根際生理活動受生物質(zhì)炭的影響，引起根際與土壤界面微域環(huán)境變化，進(jìn)而導(dǎo)致根際與非根際土壤中鎘形態(tài)的轉(zhuǎn)化有關(guān)。張偉明等（2013）研究表明生物質(zhì)炭處理對水稻根系形態(tài)特征的優(yōu)化與生理功能的增強具有一定的促進(jìn)作用。

本研究中，中低鎘污染下，隨著生物質(zhì)炭施入量的增加，殘渣態(tài)鎘含量趨于上升，有效態(tài)鎘含量趨于下降；低鎘污染中，根際土壤中可交換態(tài)和鐵錳結(jié)合態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)均低于非根際土壤；而碳酸鹽結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)鎘與之相反；中鎘污染中，根際土壤有效態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于非根際土壤，殘渣態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)均低于非根際土壤。表明生物質(zhì)炭的施入有助于抑制土壤中鎘活化且高量的生物質(zhì)炭抑制作用更顯著，這與水稻地上部分鎘累積量趨于遞減的結(jié)果基本一致。這主要是因為生物質(zhì)炭施入到土壤后，使土壤pH值升高，有機質(zhì)含量增加及微生物活性增強。由于根際環(huán)境特別是重金屬脅迫下的根際環(huán)境與原土體存在著顯著差異，而根際環(huán)境中的pH值、Eh值、根分泌物和根際微生物將直接影響到重金屬的固定和活化狀態(tài)，進(jìn)而影響到重金屬在土壤與植物中的遷移轉(zhuǎn)化行為（徐衛(wèi)紅等，2006）。研究表明，在土壤中施加生物質(zhì)炭可抑制根際土壤酶活性，提高根際土壤有機質(zhì)含量，以及提高根際土壤微生物多樣性，并明顯改變土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)（王麗淵等，2014；顧美英等，2016）。不同Cd污染程度下施入生物質(zhì)炭，水稻根際碳循環(huán)類酶及氧化還原類酶的活性變化顯著且均高于非根際土壤（尚藝婕等，2016）。高鎘污染下，根際和非根際土壤的可交換態(tài)鎘均增加且高于對照，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鎘先增后減，碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機物結(jié)合態(tài)鎘趨于下降，殘渣態(tài)鎘先減后增。表明當(dāng)土壤中鎘污染達(dá)到一定水平時，鎘可能會破壞根系結(jié)構(gòu)，改變根系分泌物的組成，進(jìn)而改變根際與非根際土壤中鎘形態(tài)，使土壤中鎘的賦存形態(tài)的變化達(dá)到一種動態(tài)平衡，同時表明生物質(zhì)炭實驗用量對高鎘含量的土壤修復(fù)效果不佳。適量的生物質(zhì)炭如何改變植物根系分泌物、pH值、Eh、溶解氧、微生物等組分進(jìn)而改變根際與非根際鎘形態(tài)機理還有待深入研究。

3.2 施入生物質(zhì)炭對植株鎘累積的影響

研究表明，鎘在植株不同器官中的累積存在差異，通常植株根系中鎘含量高于地上部分鎘含量，如成熟期的水稻不同部位鎘積累規(guī)律為根系＞莖葉＞稻殼＞糙米（唐非等，2013）。施入生物質(zhì)炭后植株各器官中鎘含量降低且施入量的不同影響植株各器官對鎘的累積效果（劉阿梅等，2013；王艷紅等，2015）。本研究結(jié)果與前人結(jié)論一致：各鎘污染水平下隨著生物質(zhì)炭施入量的增加，水稻地上部和根部鎘含量均有不同程度的下降且根部鎘含量高于地上部鎘含量，施入10.0 gkg-1生物質(zhì)炭處理降低效果最佳。導(dǎo)致這種結(jié)果的原因可能有兩種，其一是生物質(zhì)炭施入到土壤后對水稻的生長發(fā)育、光合生理特性、干物質(zhì)累積都有一定的影響。研究顯示，生物質(zhì)炭可有效促進(jìn)水稻凈光合速率，提高蒸騰速率，使光合與蒸騰作用的協(xié)同能力增強，從而提高水稻光合生產(chǎn)能力（張偉明，2012）。其二，由于生物質(zhì)炭施入到不同程度鎘污染土壤后，對土壤的主要理化性狀產(chǎn)生了影響，前期對土壤中鎘產(chǎn)生了某種“活化”作用，隨著時間的延長，生物質(zhì)炭對各個形態(tài)鎘離子的吸持能力逐漸增強，對有效態(tài)鎘離子的“鈍化”效果呈現(xiàn)穩(wěn)定，時間越長，這種效果越為穩(wěn)固。主要是pH和有機質(zhì)的影響，通過改善土壤pH值和有機質(zhì)含量的影響，以達(dá)到對重金屬在土壤中的存在形態(tài)的轉(zhuǎn)變，從而達(dá)到減弱植物吸收累積鎘的能力，降低鎘的生物有效性。

4 結(jié)論

（1）生物質(zhì)炭的施入可降低根際和非根際土壤中鎘的有效性。不同處理下，鎘形態(tài)發(fā)生了顯著性變化且根際與非根際之間的變化存在差異。中低鎘污染水平下，隨著生物質(zhì)炭的增加，根際和非根際土壤中鎘形態(tài)變化趨于一致但各形態(tài)鎘含量分布差異大。高鎘污染水平下，生物質(zhì)炭能引起鎘形態(tài)變化但變化不顯著。3個生物質(zhì)炭處理下，施加10.0 gkg-1生物質(zhì)炭對不同鎘污染處理下根際和非根際土壤鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化影響最顯著。

（2）生物質(zhì)炭的施入使水稻各部分鎘含量顯著降低（P＜0.05）。水稻各部分鎘含量分布表現(xiàn)為根部＞地上部。與對照相比，在水稻各部分鎘累積中生物質(zhì)炭處理的阻控效果從大到小依次為 10.0、5.0、2.5 gkg-1。

BIAN R, JOSEPH S, CUI L, et al. 2014.A three-year experiment confirms continuous immobilization of cadmium and lead in contaminated paddy field with biochar amendment[J]. Journal of hazardous materials, 272: 121-128.

DESSUREAULT-ROMPRéJ, NOWACK B, SCHULIN R, et al. 2008. Metal solubility and formin the rhizosphere of Lupinus albus cluster roots[J]. Environmental Science & Technology, 42(19): 7146-7151.

LORENZ S E, HAMON R E, MCGRATH S P. 1994. Differences between soil solutions obtained from rhizosphere and non-rhizosphere soils by water displacement and soil centrifugation [J]. European Journal of Soil Science, 45(4): 431-438.

MARTíNEZ-ALCALáI, CLEMENTE R, BERNAL M P. 2009. Metal availability and chemical properties in the rhizosphere of Lupinus albus L.growing in a high-metal calcareous soil [J]. Water, air, and soil pollution, 201(1-4): 283-293.

MARTíNEZ-ALCALáI, WALKER D J, BERNAL M P. 2010. Chemical and biological properties in the rhizosphere of Lupinus albus alter soil heavy metal fractionation [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 3(4): 595-602.

TESSIER A, CAMPBELL P G C, BISSON M. 1979. Sequential extracti on procedure for the speciati on of particulace trace metals [J]. Analytical Chemistry, 51(7): 844-851.

UCHIMIYA M, LIMA I M, THOMAS KLASSON K, et al. 2010. Immobilization of heavy metal ions (Cu II, Cd II, Ni II, and Pb II) by broiler litter-derived biochars in water and soil [J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 58(9): 5538-5544.

ZHANG H J, ZHANG X Z, LI T X, et al. 2014. Variation of cadmium uptake, translocation among rice materials and detecting for potential cadmium-safe cultivars [J]. Environmental Earth Sciences, 71(1): 277-286.

曹瑩, 邸佳美, 沈丹, 等. 2015. 生物炭對土壤外源鎘形態(tài)及花生籽粒富集鎘的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 24(4): 688-693.

顧美英, 唐光木, 劉洪亮, 等. 2016. 施用棉稈炭對新疆連作棉花根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 27(1): 173-181.

國家質(zhì)量技術(shù)監(jiān)督局. 1997. GB/T 17141—1997, 土壤中鎘的測定[S].

胡林飛. 2012. 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]. 浙江: 浙江大學(xué).

環(huán)境保護(hù)部, 國土資源部. 2014. 全國土壤污染狀況調(diào)查公報[R]. 北京:環(huán)境保護(hù)部國土資源部.

孔絲紡, 姚興成, 張江勇, 等. 2015. 生物質(zhì)炭的特性及其應(yīng)用的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 24(4): 716-723.

李江遐, 吳林春, 張軍, 等. 2015. 生物炭修復(fù)土壤重金屬污染的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 24(12): 2075-2081.

李婧, 周艷文, 陳森, 等. 2015. 我國土壤鎘污染現(xiàn)狀、危害及其治理方法綜述[J]. 安徽農(nóng)學(xué)通報, 21(24): 104-107.

劉阿梅, 向言詞, 田代科, 等. 2013. 生物炭對植物生長發(fā)育及重金屬鎘污染吸收的影響[J]. 水土保持學(xué)報, 27(5): 193-198.

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

劉晶晶, 楊興, 陸扣萍, 等. 2015. 生物質(zhì)炭對土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化及其有效性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 35(11): 3679-3687.

魯如坤. 2000. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 科學(xué)出版社: 205-225.

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

.

尚藝婕, 張秀, 王海波. 2016. 秸稈生物質(zhì)炭對鎘污染水稻土根際酶活性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 35(8): 1532-1540.

唐非, 雷鳴, 唐貞, 等. 2013. 不同水稻品種對鎘的積累及其動態(tài)分布[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 32(6): 1092-1098.

王麗淵, 劉國順, 王林虹, 等. 2014. 生物質(zhì)炭對烤煙干物質(zhì)積累量及根際土壤理化性質(zhì)的影響[J]. 華北農(nóng)學(xué)報, 29(1): 140-144.

王艷紅, 李盟軍, 唐明燈, 等. 2015. 稻殼基生物炭對生菜Cd吸收及土壤養(yǎng)分的影響[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 23(2): 207-214.

徐衛(wèi)紅, 黃河, 王愛華, 等. 2006. 根系分泌物對土壤重金屬活化及其機理研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境, 15(1): 184-189.

許妍哲, 方戰(zhàn)強. 2015. 生物炭修復(fù)土壤重金屬的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境工程, 33(2): 156-159.

張偉明, 孟軍, 王嘉宇, 等. 2013. 生物炭對水稻根系形態(tài)與生理特性及產(chǎn)量的影響[J]. 作物學(xué)報, 39(8): 1445-1451.

張偉明. 2012. 生物炭的理化性質(zhì)及其在作物生產(chǎn)上的應(yīng)用[D]. 沈陽:沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué).

Effects of Straw Biochar on Rhizosphere Soil Cd Forms Transformation and Cd Accumulation in Rice

ZHAO Qingqing, WANG Haibo, XIA Yunsheng, SHI Jing*

College of Resources and Environment, Yunnan Agricultural University, Kunming 650201, China

A pot experiment and Tessier continuous shape analysis method was conducted to study effect of rhizosphere and non rhizosphere soil forms transformation of Cd and accumulation of Cd in rice by applying different amount (0.0, 2.5, 5.0, 10.0 gkg-1) of biochar, under different levels (1.0, 2.5, 5.0 mgkg-1) of Cd-contaminated. The results showed that, (1) The application of biochar could effectively reduce the availability of Cd in rhizosphere and non rhizosphere soil.Application of biochar reduced the content of ex-changeable, carbonate bound, Fe Mn oxide bound and organic bound Cd in rhizosphere and non rhizosphere soil by as high as 34.64% and 28.15%, 49.27% and 63.82%, 34.58% and 24.59%, 60.04% and 49%, respectively, and increased the content of residual Cd by as high as 14.79% and 16.57%, respectively. The treatment of 10.0 gkg-1biochar had the most significant effect. Under different treatments, forms transformation of Cd had significant change and there were differences between the rhizosphere and non rhizosphere. Under the low and middle levels of Cd-contaminated, the forms transformation of Cd tended to be consistent in rhizosphere and non rhizosphere soil, but the content of Cd was different. Under the high level of Cd-contaminated, the biochar could cause forms transformation of Cd in rhizosphere and non rhizosphere, but it was not significant. (2) The application of biochar could significantly decrease the Cd content in rice aerial part and root, and the accumulation of Cd in rice root was higher than that of in the aerial part. Under different levels of Cd-contaminated, compared with B0, applying different amount of biochar reduced the content of Cd in rice aerial part and root by as high as 42.51% and 22.86%, respectively. The maximum content of Cd in root was 2.63 times higher than that in the aerial part. Treatment of amendment of 10.0 gkg-1biochar is the most effective in the rice.

biochar; Cd; Cd forms of rhizosphere and non-rhizosphere soil; rice; accumulation

10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.09.017

X53

A

1674-5906（2016）09-1534-06

趙青青, 王海波, 夏運生, 史靜. 2016. 生物質(zhì)炭對根際土壤中鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化及水稻鎘累積的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 25(9): 1534-1539.

ZHAO Qingqing, WANG Haibo, XIA Yunsheng, SHI Jing. 2016. Effects of straw biochar on rhizosphere soil Cd forms transformation and Cd accumulation in rice [J]. Ecology and Environmental Sciences, 25(9): 1534-1539.

國家自然科學(xué)基金項目（41301349）；云南省應(yīng)用基礎(chǔ)研究計劃項目（2013FB043）

趙青青（1990年生），女，碩士研究生，研究方向為土壤重金屬污染的防治與修復(fù)。E-mail: 32063746@qq.com

*通信作者：史靜（1980年生），女，副教授，博士，研究方向為土壤重金屬污染防治。E-mail: 383110966@qq.com

2016-08-14