水稻秸稈和蠶沙生物炭對(duì)玉米植株鎘累積的影響

楊惟薇，張超蘭*，潘麗萍，覃 霞

(1. 廣西大學(xué)環(huán)境學(xué)院, 廣西 南寧 530005；2. 廣西農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，廣西 南寧 530007)

水稻秸稈和蠶沙生物炭對(duì)玉米植株鎘累積的影響

楊惟薇1，張超蘭1*，潘麗萍2，覃 霞1

(1. 廣西大學(xué)環(huán)境學(xué)院, 廣西 南寧 530005；2. 廣西農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，廣西 南寧 530007)

【目的】研究生物炭對(duì)土壤鎘生物有效性和玉米植株鎘累積的影響，為生物炭在重金屬污染土壤修復(fù)及農(nóng)業(yè)廢棄物的資源化利用提供參考?！痉椒ā窟x用水稻秸稈和蠶沙在500 ℃限氧條件下制備生物炭，通過室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)(45 d)研究添加1 %生物炭對(duì)鎘污染土壤(5 mg/kg)中鎘化學(xué)形態(tài)(BCR法)的影響，并從土壤pH值和陽離子交換量的變換初步探討生物炭對(duì)土壤鎘的鈍化機(jī)理；通過玉米盆栽實(shí)驗(yàn)(45 d)研究添加0.5 %和1 %生物炭對(duì)玉米植株鎘含量變化的影響?！窘Y(jié)果】在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，添加水稻秸稈生物炭和蠶沙生物炭的土壤鎘弱酸可提取態(tài)含量分別降低了27.76 %和38.40 %，殘?jiān)鼞B(tài)含量分別增加了150.00 %和188.10 %；添加1 %的水稻秸稈生物炭和蠶沙生物炭，玉米植株地下部分鎘含量分別下降了33.33 %和50.00 %，地上部分下降了42.85 %和62.86 %?！窘Y(jié)論】2種生物炭能有效降低土壤鎘的弱酸可提取態(tài)和可還原態(tài)含量，增加可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量，使土壤鎘的生物活性顯著降低，有效地減少了其向玉米植株的遷移和富集，蠶沙生物炭對(duì)土壤鎘的鈍化效果較好。

生物炭；鎘；玉米植株；化學(xué)形態(tài)；富集系數(shù)；轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

【研究意義】從土壤污染調(diào)查數(shù)據(jù)結(jié)果顯示，廣西土壤中鎘、砷、鉻、汞元素超標(biāo)率很高，是鎘暴露的高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)[1]。鎘是毒性最強(qiáng)的金屬元素之一，被鎘污染的土壤不僅影響農(nóng)產(chǎn)品的產(chǎn)量和品質(zhì)，而且能通過食物鏈對(duì)人體健康造成嚴(yán)重影響[2]。生物炭是指生物質(zhì)在缺氧或絕氧條件下經(jīng)熱裂解產(chǎn)生的一種高度芳香化且富含碳的有機(jī)連續(xù)體，孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá)，在環(huán)境中穩(wěn)定存在。具有較大的比表面積、孔容量和豐富的表面含氧官能團(tuán)，使其作為土壤修復(fù)劑具有可行性[3]。玉米是廣西第二大糧食作物，在糧食構(gòu)成中占有極其重要的地位，其種植面積僅次于水稻[4]，因此，開展生物炭對(duì)土壤鎘鈍化效果及玉米植株吸收累積鎘的影響研究，對(duì)高背景值區(qū)耕地土壤的安全使用，保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和人體健康均具有重要意義。【前人研究進(jìn)展】近年來，生物炭在重金屬污染土壤原位鈍化修復(fù)方面已成為一個(gè)新的研究熱點(diǎn)，尤其是對(duì)土壤中重金屬的吸附固定，降低土壤重金屬的生物有效性和毒性等方面研究，如夏鵬等[5]研究發(fā)現(xiàn)，添加木屑生物炭有效的提高了土壤的pH值和CEC，對(duì)土壤中Cu、Pb和Cr具有一定的鈍化能力，鈍化效果與投加量有關(guān)，單一污染土壤生物炭的最佳投加量為2 %，復(fù)合污染土壤最佳投加量為10 %。陳璇等[6]利用生物炭處理銅污染土壤能有效的減小銅的生物有效性，從而控制了銅向植物的遷移。王丹丹等[7]研究發(fā)現(xiàn)添加10 g/kg牛糞生物炭，土壤pH值升高了0.1，土壤殘?jiān)鼞B(tài)鎘含量升高77.71 %，牛糞生物炭對(duì)土壤鎘具有良好的鈍化作用。侯艷偉等[8]研究表明，添加雞糞生物炭和木屑生物炭后，殘?jiān)鼞B(tài)Cd的比例分別增加了4.5 %和3.6 %。劉阿梅等[9]在Cd污染土壤中添加松木生物炭，使蘿卜根和莖葉中的Cd含量分別降低了57.79 %～84.37 %和48.6 %～79.64 %，使青菜根和莖葉中的Cd含量分別降低了42.69 %～56.75 %和68.59 %～83.04 %。張偉明[10]研究發(fā)現(xiàn)生物炭加入后，隨著作物生長(zhǎng)，生物炭對(duì)土壤中有效態(tài)Cd含量的影響從開始的活化作用，逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)楣袒饔谩！颈狙芯壳腥朦c(diǎn)】生物炭對(duì)土壤重金屬生物有效性的影響研究已多有報(bào)道，但對(duì)玉米植株吸收累積重金屬的影響研究還較少，而且生物炭的表面特性決定了其對(duì)土壤環(huán)境中重金屬吸附能力的大小，不同生物炭在土壤環(huán)境中的反應(yīng)性存在差異?！緮M解決的關(guān)鍵問題】以固廢資源再利用為原則，選取水稻秸稈和蠶沙2種廣西豐富農(nóng)業(yè)有機(jī)廢棄物為原材料制備生物炭，探討2種生物炭對(duì)土壤鎘的化學(xué)形態(tài)變化和玉米植株累積鎘的影響，從而探究其對(duì)土壤鎘的鈍化效果，以期為生物炭在土壤重金屬修復(fù)實(shí)踐中提供科學(xué)依據(jù)，同時(shí)為農(nóng)業(yè)廢棄生物質(zhì)資源化利用提供新的思路。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 供試土壤 供試土壤為廣西常見土壤類型水稻土，取自廣西武鳴0～20 cm表土。把采集回來的土壤放置自然風(fēng)干，研磨，分別過18目和100目篩，混合均勻，供土壤理化性質(zhì)分析和室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)用。供試水稻土的基本性質(zhì)如表1。

1.1.2 供試生物炭 供試生物炭原材料：水稻秸稈來自于廣西武鳴縣某農(nóng)場(chǎng)，蠶沙購(gòu)買于廣西宜州市，屬于二齡蠶沙。生物炭的制備：采用缺氧熱解法制備生物炭(500 ℃)。將水稻秸稈和蠶沙用清水洗凈，放置自然風(fēng)干。把風(fēng)干剪碎的水稻秸稈和蠶沙顆粒分別置于自制的密閉鐵制容器中，充入N2，進(jìn)行缺氧加熱。設(shè)置馬弗爐以5 ℃/min程序升溫至500 ℃，在目標(biāo)溫度下保持4 h，自然冷卻至室溫后取出，研磨，過100目篩，待用。分別將水稻秸稈、蠶沙制備的生物炭標(biāo)識(shí)為：BCrs和BCse。供試生物炭的主要性質(zhì)如表2。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn) 稱取100 g過18目篩的風(fēng)干土壤于250 mL三角瓶中，加入50 mg/L CdCl2溶液(用CdCl2·2.5H2O配制)10 mL，混合均勻，使土壤中Cd含量為5 mg/kg，調(diào)節(jié)含水量為田間最大持水量的40 %，室溫下平衡1周后，將2種生物炭(水稻秸稈炭和蠶沙炭)按重量1 %的投加量加至污染土壤中，置于360°翻轉(zhuǎn)振蕩器中充分混合，同時(shí)以不加生物炭的污染土壤作為對(duì)照，共3個(gè)處理，每個(gè)污染土中的處理分別記為CK、BCrs、BCse，每處理設(shè)3個(gè)重復(fù)。調(diào)節(jié)土壤含水率為田間最大持水量的40 %，置于恒溫智能培養(yǎng)箱中恒溫(25±2)℃培養(yǎng)。培養(yǎng)期間，每隔2 d通過稱重法用去離子水補(bǔ)充水分，于45 d進(jìn)行破壞性采樣，土壤樣品自然風(fēng)干后以四分法取50 g研磨并過尼龍篩，裝袋備用，分析其pH值、陽離子交換量、總有機(jī)碳含量、Cd總量和Cd化學(xué)形態(tài)。

表1 1供試土壤基本理化性質(zhì)

表2 供試生物炭的主要性質(zhì)

1.2.2 室內(nèi)盆栽實(shí)驗(yàn) 供試玉米品種為廣西農(nóng)業(yè)科學(xué)院研究培育品種桂單688，釆用盆栽種植，盆缽口徑20 cm、底徑10 cm、高15 cm，每盆裝土600 g，加入CdCl2·2.5H2O溶液使土壤中Cd濃度為5 mg/kg，充分?jǐn)嚢瑁璧着溆型斜P以防重金屬離子和土壤的淋失，裝盆后以保鮮膜覆蓋，平衡10 d，期間定期用去離子水補(bǔ)水，調(diào)節(jié)土壤質(zhì)量含水量為田間最大持水量的40 %。

設(shè)置未添加Cd的原土為對(duì)照(CK)，在污染土壤(5 mg/kg)中分別加入梯度為0、0.5 %、1 %的水稻秸稈生物炭和蠶沙生物炭，共7個(gè)處理，每處理3個(gè)重復(fù)。使用營(yíng)養(yǎng)液水培育苗，選取長(zhǎng)勢(shì)相近的幼苗移栽至盆中栽種，每盆3株，生長(zhǎng)15 d后拔除其中2株長(zhǎng)勢(shì)差者，保留1株長(zhǎng)勢(shì)優(yōu)良者繼續(xù)種植，全生育期保持土壤質(zhì)量含水量為田間最大持水量的60 %，澆水流出來的水和洗托盤的水收集后倒在對(duì)應(yīng)的花盆中，于45 d時(shí)收獲，采集土壤樣品和植物樣品，土壤樣品自然風(fēng)干后以四分法取50 g研磨并過尼龍篩，裝袋備用。植物樣品分為地上部分和地下部分，用自來水沖洗干凈后再用去離子水反復(fù)沖洗，經(jīng)105 ℃殺青 0.5 h，75 ℃烘干至恒重后粉碎，過60目尼龍篩，裝袋備用，分別測(cè)定植株地下部分和地上部分Cd含量和根際土壤Cd含量。期間施肥2次(移栽前3 d、移栽后20 d)，每次每盆施入N∶P2O5∶K2O=0.15∶0.10∶0.15。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目及方法

土壤基本性質(zhì)測(cè)定：土壤pH值、陽離子交換量、有機(jī)碳含量測(cè)定參照《土壤農(nóng)化分析》[11]；土壤Cd全量采用HCl-HNO3-HF-HClO4消煮法。土壤Cd化學(xué)形態(tài)采用歐共體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局提出的三步連續(xù)浸提法(即BCR法)[12]，提取不同形態(tài)Cd(弱酸可提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài))。消煮液和提取液中的Cd含量用電感耦合等離子光譜儀(optima 8000型，美國(guó)PE)測(cè)定。

生物炭基本性質(zhì)的測(cè)定：pH值的測(cè)定分別參照《木炭和木炭實(shí)驗(yàn)方法》GB/T12496.7-1999[13]；表面含氧官能團(tuán)含量參照土壤Boehm法測(cè)定[14]；陽離子交換量和有機(jī)碳含量參照《土壤農(nóng)化分析》測(cè)定[11]。

玉米植株中Cd含量測(cè)定：采用HNO3-H2O2消煮法[15]，Cd含量用電感耦合等離子光譜儀測(cè)定。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)用SPSS 17.0統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，用Excel 2007軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同生物炭對(duì)土壤pH值的影響

不同生物炭對(duì)水稻土pH值的影響如表3。與對(duì)照(CK)相比，添加兩種不同生物炭均顯著提高了土壤的pH值，但不同生物炭對(duì)土壤pH值的影響存在一定的差異，與生物炭本身的pH值密切相關(guān)，培養(yǎng)結(jié)束(45 d)，添加水稻秸稈炭(BCrs)和蠶沙炭(BCse)的土壤pH值分別比對(duì)照升高了0.76和1.05個(gè)單位，因蠶沙生物炭本身具有較大的pH值(10.40)，其對(duì)土壤pH的影響更為顯著。

表3 生物炭對(duì)土壤pH值的影響

注：同列數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示在0.05水平下差異顯著，下同。

Note:Different lowercase letters in same column represented significant difference at 0.05 levels, respectively. The same as below.

表4 生物炭對(duì)土壤陽離子交換量的影響

2.2 不同生物炭對(duì)土壤陽離子交換量的影響

不同生物炭對(duì)水稻土中陽離子交換量(CEC)的影響如表4。與對(duì)照(CK)相比，添加兩種不同生物炭均顯著提高了土壤的CEC，不同生物炭對(duì)土壤CEC的影響存在一定的差異，與生物炭本身的CEC密切相關(guān)。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)(45 d)，添加水稻秸稈炭和蠶沙炭的土壤CEC分別比對(duì)照增加了7.25和9.28 cmol/kg，因蠶沙生物炭具有相對(duì)大的陽離子交換量(71.59 cmol/kg)，其對(duì)土壤CEC的影響更為顯著。

2.3 不同生物炭對(duì)土壤Cd化學(xué)形態(tài)的影響

添加不同生物炭均有效降低土壤中Cd的弱酸可提取態(tài)和可還原態(tài)的含量(表5)，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)均較對(duì)照增加。添加水稻秸稈炭和蠶沙炭的Cd的弱酸可提取態(tài)含量分別比對(duì)照降低27.76 %和38.40 %，可還原態(tài)含量分別降低25.32 %和30.38 %，可氧化態(tài)含量分別升高121.88 %和181.25 %，殘?jiān)鼞B(tài)含量分別升高150.00 %和188.10 %，說明2種生物炭的加入均可顯著降低土壤中Cd的弱酸可提取態(tài)含量，增加殘?jiān)鼞B(tài)的含量，抑制Cd在土壤中的遷移和生物活性，起到很好的鈍化效果。其中蠶沙生物炭的對(duì)土壤Cd的鈍化效果更為明顯。

2.4 不同生物炭對(duì)玉米植株吸收累積Cd的影響

2.4.1 生物炭對(duì)玉米植株根際土壤Cd含量的影響 采收植株時(shí)(45 d)，植株根際土壤Cd含量變化如圖1。添加生物炭后玉米植株根際土壤含量明顯增加，添加0.5 %和1 %的水稻秸稈生物炭，土壤Cd含量分別增加0.33和0.64 mg/kg，而添加0.5 %和1 %的蠶沙生物質(zhì)炭的土壤Cd含量分別增加0.38和0.88 mg/kg，說明添加生物炭對(duì)土壤Cd起到較好鈍化作用，有效降低了Cd的生物活性，抑制了Cd向玉米植株的遷移。其中1 %生物炭添加量的鈍化效果優(yōu)于0.5 %的，蠶沙生物炭的對(duì)土壤Cd的鈍化效果更為明顯。

圖1 生物炭對(duì)玉米植株根際土壤Cd含量的影響Fig.1 Effect of the biochar application on Cd forms in maize rhizosphere soil

2.4.2 生物炭對(duì)玉米植株中地上部分和地下部分Cd的含量的影響 如圖2-a和2-b所示，添加生物炭后，玉米植株地下部分、地上部分中Cd累積量下降明顯。在CK中玉米地下部分和地上部分Cd含量分別為0.043和0.017 mg/kg，土壤經(jīng)過添加5 mg/kg Cd處理后，玉米植株地下部分和地上部分Cd的含量分別增加至0.72和0.35 mg/kg，其根部吸收Cd的含量明顯高莖葉的Cd累積量，前者是后者的2.06倍。在土壤中添加0.5 %和1 %的水稻秸稈炭，玉米地下部分Cd含量分別下降了16.67 %和33.33 %，地上部分Cd含量分別下降25.71 %和42.85 %。而添加0.5 %和1 %的蠶沙炭時(shí)，玉米地下部分和地上部分Cd含量分別降低27.78 %、50.00 %和37.14 %、62.86 %。由此可見，添加生物炭顯著降低了玉米植株地上部分和地下部分Cd的含量，1 %生物炭添加量的效果優(yōu)于0.5 %的，蠶沙生物炭的影響大于水稻秸稈生物炭的。

表5 生物炭對(duì)土壤Cd化學(xué)形態(tài)的影響

(a)：地下部分；(b)：地上部分(a): The contents of Cd in the roots; (b): The contents of Cd in the aboveground part圖2 添加生物炭對(duì)玉米地下部分和地上部分鎘含量的影響Fig.2 Effect of biochar application on Cd content

2.4.3 不同處理玉米植株中Cd生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) 由圖3可知，玉米植株Cd生物富集系數(shù)最高為CK，添加5 mg/kg Cd后，土壤中Cd濃度增大，玉米植株中的Cd濃度也會(huì)相應(yīng)的增大，但兩者之間并不存在一定的比例關(guān)系。生物炭降低了玉米植株的生物富集系數(shù)，且隨著生物炭添加量的增加富集系數(shù)下降更為明顯。在添加0.5 %和1 %的水稻秸稈炭和蠶沙炭后，富集系數(shù)分別較CK下降了9.11 %、19.63 %和13.56 %、24.77 %，說明添加生物炭可以減少Cd在玉米植株中的富集，其中蠶沙炭對(duì)土壤富集系數(shù)的影響大于水稻秸稈炭。

從圖3還可看出，Cd在玉米植株中的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于0.5，表明Cd主要富集在植株的地下部即根部。受Cd污染的土壤中，不添加生物炭的處理，土壤中轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)達(dá)到最大，表明土壤中Cd濃度較高時(shí)更容易通過植物的根部運(yùn)送到莖葉中。生物炭的加入明顯降低了玉米植株內(nèi)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，其中蠶沙生物炭的影響較水稻秸稈生物炭的大，但不同生物炭添加量的影響不是特別明顯，原因可能為生物炭雖然能改變土壤Cd的化學(xué)形態(tài)，降低其生物活性，從而抑制植物地下部分對(duì)Cd的吸收，但并不能直接調(diào)控植物體內(nèi)的重金屬離子的轉(zhuǎn)運(yùn)趨勢(shì)[17]。

3 討 論

圖3 添加生物炭對(duì)玉米植株中Cd生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響Fig.3 Effect of biochar application on BCF and S/R

2種生物炭對(duì)土壤Cd都起到了很好的鈍化效果，減少了玉米植株中Cd的累積，但不同生物炭對(duì)Cd的化學(xué)形態(tài)影響不同，蠶沙生物炭對(duì)Cd的鈍化效果最好，這可能與其具有相對(duì)高的pH值(10.36)，較大的CEC(71.59 cmol/kg)和豐富的含氧官能團(tuán)(4.70 mmol/kg)有關(guān)。本研究初步篩選出較為理想的生物炭材料，為生物炭在土壤重金屬修復(fù)實(shí)踐中提供有效的借鑒，但本研究尚處于實(shí)驗(yàn)室小試階段，一些影響因素如土壤微生物種群、氧化性和粘度等尚未深入探討，亟待研究。

4 結(jié) 論

2種生物炭都能有效降低水稻土中鎘的弱酸可提取態(tài)含量，增加殘?jiān)鼞B(tài)含量，顯著降低其在土壤中的遷移能力和生物有效性，從而阻礙其向玉米植株體內(nèi)的遷移和富集，降低了植株體內(nèi)Cd的含量，減小其對(duì)植物的毒害作用，其中1 %生物炭添加量的效果較0.5 %好，蠶沙生物炭對(duì)土壤Cd的鈍化效果較水稻秸稈生物炭好。

[1]黎秋君,馮增斌,寧曉君,等. 廣西礦區(qū)重金屬污染研究現(xiàn)狀與對(duì)策分析[J]. 工業(yè)安全與環(huán)保, 2013, 39(10): 53-55.

[2]周云龍, 王 艷, 鄭床木. 從農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全看土壤學(xué)研究亟待加強(qiáng)的領(lǐng)域[J]. 世界農(nóng)業(yè), 2008(11): 14-17.

[3]袁金華, 徐仁扣. 生物質(zhì)炭的性質(zhì)及其對(duì)土壤環(huán)境功能影響的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2011, 20(4):779-785.

[4]陳達(dá)慶, 溫國(guó)泉, 王冠玉. 優(yōu)質(zhì)早熟糯玉米新品種“慶糯1號(hào)”的選育[J]. 廣西科學(xué), 2016, 23(3): 272-277.

[5]夏 鵬, 王學(xué)江, 張 晶,等. 生物質(zhì)炭對(duì)單一與復(fù)合污染土壤中鎘、鉛、鉻的鈍化作用[J]. 土壤通報(bào), 2016, 47(1):192-197.

[6]陳 璇, 郭雄飛, 陳桂葵,等. 生物炭和豬糞肥對(duì)銅污染土壤中蕹菜生長(zhǎng)及銅形態(tài)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 35(5): 913-918.

[7]王丹丹, 林靜雯, 丁海濤,等. 牛糞生物炭對(duì)重金屬鎘污染土壤的鈍化修復(fù)研究[J]. 環(huán)境工程, 2016(12): 183-187.

[8]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.

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

[10]張偉明.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), 2012: 55-70.

[11]鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2000: 30-38; 152-176.

[12]Whalley C, Grant A. Assessment of the phase selectivity of the european community bureau of reference(BCR)sequential extraction procedure for metals in sediment[J]. Analytica Chimica Acta, 1994, 291(3): 287-295.

[13]GB/T12496.7-1999 木質(zhì)活性炭試驗(yàn)方法-pH值的測(cè)定[S]. 國(guó)家質(zhì)量技術(shù)監(jiān)督局, 1999.

[14]Boehm. Acidity of carbon characterized by their continuous pH[J]. Carbon,1977, 35(1)：83-94.

[15]魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000: 380-382.

[16]Van Zwieten 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 and Soil, 2010, 327(1-2): 235-246.

[17]張千豐, 王光華. 生物炭理化性質(zhì)及對(duì)土壤改良效果的研究進(jìn)展[J]. 土壤與作物, 2012, 1(4): 219-226.

[18]Loganathan P, Vigneswaran S, Kandasamy J, et al. Cadmium sorption and desorption in soils: A review[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2012, 42(5): 489-533.

EffectofRiceStrawandSilkwormBiocharsonCadmiumAccumulationinMaizePlants

YANG Wei-wei1, ZHANG Chao-lan1*, PAN Li-ping2, QIN Xia1

(1.School of Environment, Guangxi University, Guangxi Nanning 530005, China; 2.Agricultural Resources and Environment Research Institute, Guangxi Academy of Agricultural Sciences, Guangxi Nanning 530007, China)

【Objective】The present study was to provide a reference in resource utilization of agriculture wastes and biochars in remediating of heavy metal contaminated soils in Guangxi by investigating the effect of biochar application on the bioavailability of Cd in soil and its accumulation in maize plants.【Method】Two kinds of local agricultural wastes, rice straw and silkworm excrement (BCrs and BCse for short, respectively)in Guangxi Zhuang Autonomous Region were used to prepare biochars at 500 ℃ with limited oxygen supply. Indoor pot experiments were conducted to investigate the effect of 1 % as-prepared biochars on chemical forms of Cd (BCR for short)in Cd polluted soil (5 mg/kg). Moreover, the immobilization mechanism of Cd in the soil was evaluated via monitoring the change of pH value and cation exchange capacity. In addition, pot experiments (45 days)were carried out to study the effect of two different concentrations (0.5 % and 1 %)of biochars on Cd accumulation in maize.【Result】The contents of weak acid extractable Cd was decreased by 27.76 % and 38.40 % with the addiction of BCrs and BCse, respectively, while the contents of residual Cd was increased by 150.00 % and 188.10 %, after 45 days compared to the control experiments. Moreover, the contents of Cd in the maize roots was reduced by 33.33 % and 50.00 % after adding 1 % BCrs and BCse into the polluted paddy soil, while Cd in aboveground parts of maize plants was reduced by 42.85 % and 62.86 %, respectively.【Conclusion】Both of the biochars could effectively decrease the contents of weak acid extractable and reducible Cd, and increase the contents of oxidized and residual Cd, hence eventually reduce the bioavailability of Cd in the contaminated soil, preventing such metal transporting and accumulating in the plantbody. Compared to BCrs, the BCse showed a better performance in immobilizing Cd in the soils.

Biochar; Cadmium; Maize plants; Chemical forms; Bioaccumulation coefficient; Transfer coefficient

1001-4829(2017)5-1115-06

10.16213/j.cnki.scjas.2017.5.023

2016-12-24

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目“生物質(zhì)炭對(duì)土壤中阿特拉津降解和淋溶的影響及微生物學(xué)機(jī)制”(41461091)；廣西自然科學(xué)基金項(xiàng)目“基于鎘、砷污染農(nóng)田安全利用的生態(tài)修復(fù)研究”(2015GXNSFEA139001)；廣西高校青年教師基礎(chǔ)能力提升項(xiàng)目“生物炭對(duì)土壤鎘生物有效性的影響及作用機(jī)制研究”(KY2016YB038)

楊惟薇(1980-)，回族，女，廣西桂林人，在讀博士，工程師，主要從事環(huán)境污染控制與修復(fù)研究工作，E-mail：yww@gxu.edu.cn,*為通訊作者，張超蘭，E-mail：zhangcl@gxu.edu.cn。

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(責(zé)任編輯 汪羽寧)