生物質(zhì)炭對(duì)湘南礦區(qū)輕度Pb污染土壤性質(zhì)及Pb的累積轉(zhuǎn)運(yùn)影響

徐繼敏，張 平，廖柏寒，耿 勤，李 倩，彭佩欽

（中南林業(yè)科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，中南林業(yè)科技大學(xué)稻米品質(zhì)安全控制湖南省工程實(shí)驗(yàn)室，長沙 410004）

2014年4月，國家環(huán)保部、國土資源部公布的全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)[1]顯示，全國土壤污染總點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，污染類型以Pb等無機(jī)型污染物為主。已有調(diào)查表明，湘南一些重要的工礦區(qū)附近（如衡陽、郴州等）農(nóng)田土壤重金屬污染廣泛[2－3]。Pb位于“五毒”重金屬元素之列，具有難降解、毒性強(qiáng)和易于積累等特征，土壤一旦被Pb污染，其治理難度大、成本高、時(shí)間長。因此，開展此類污染土壤的改良和修復(fù)工作已迫在眉睫[4]。

生物質(zhì)炭，又稱生物炭，是生物質(zhì)在缺氧或無氧條件下熱解得到的一類含碳的、穩(wěn)定的、高度芳香化的固態(tài)物質(zhì)[5]，因其具有改良土壤酸堿度[6]、增加土壤交換性鹽基數(shù)量[7－8]、較強(qiáng)的吸附性[9－11]等特點(diǎn)，近年來成為環(huán)境化學(xué)領(lǐng)域中又一新的研究熱點(diǎn)。目前，已有學(xué)者利用生物炭對(duì)土壤進(jìn)行改良的報(bào)道，如劉遠(yuǎn)等[12]研究認(rèn)為，生物炭能夠增加土壤pH，提高土壤陽離子交換量（Cation exchange capacity，CEC），降低 Pb的有效性；Zheng等[13]利用秸稈、稻殼和麥麩產(chǎn)生的生物炭對(duì)水稻土進(jìn)行修復(fù)，結(jié)果表明生物炭能夠潛在地減少Pb在水稻地上部的積累；高瑞麗等[14]利用水稻秸稈炭對(duì)Pb污染土壤修復(fù)的實(shí)驗(yàn)表明，土壤pH均有所升高，土壤有效態(tài)Pb含量降低，殘?jiān)鼞B(tài)Pb含量極顯著增加；馬鐵錚等[15]利用生物炭對(duì)Pb污染稻田土壤的修復(fù)研究表明，施用生物炭可明顯提高土壤養(yǎng)分，顯著降低土壤有效態(tài)Pb含量，并使水稻體內(nèi)Pb含量有效降低，其中糙米Pb含量降低12.31%。這些研究表明，生物炭的施用可以改良土壤性質(zhì)，降低土壤Pb的有效性。但縱觀生物質(zhì)炭的研究，由于原料不同，制備工藝不同，其“質(zhì)－效”“量－效”關(guān)系還不清楚[16]，且全國土壤類型多樣[17]，已有的研究也一般僅考慮生物質(zhì)炭對(duì)水稻成熟期時(shí)土壤性質(zhì)的影響。實(shí)際上，生物質(zhì)炭的施加對(duì)土壤性質(zhì)的影響有一個(gè)過程，在水稻生長期，隨著生物質(zhì)炭的陳化時(shí)間延長及作物對(duì)養(yǎng)分的吸收等因素影響，土壤的性質(zhì)是變化的[18]。

就湘南礦區(qū)附近重金屬污染農(nóng)田土壤而言，目前已有朱維等[4]、吳玉俊等[19]研究了組配改良劑（LS，石灰石＋海泡石）對(duì)土壤中Pb形態(tài)及糙米中Pb累積的影響，發(fā)現(xiàn)施加LS可以提高土壤pH值，降低水稻糙米中Pb含量，且LS對(duì)治理Pb污染土壤具有良好的持久性；辜嬌峰等[20]研究的復(fù)合改良劑HZB（羥基磷灰石+沸石+改性秸稈炭）能使土壤pH值提高0.19～0.79個(gè)單位，CEC增加22.1%～60.4%。這些研究表明，化學(xué)改良劑的施加可以鈍化土壤中Pb的活性，影響土壤性質(zhì)。但迄今為止，鮮有利用生物質(zhì)炭針對(duì)該區(qū)域重金屬污染土壤進(jìn)行改良的報(bào)道。因此，本研究選用湘南礦區(qū)附近重金屬Pb污染農(nóng)田土壤為試驗(yàn)對(duì)象，采用水稻盆栽試驗(yàn)，施加自制的玉米秸稈炭，采集水稻生長的幼苗期土壤和成熟期土壤及水稻樣品，探討土壤性質(zhì)的階段變化及Pb在水稻中的累積轉(zhuǎn)運(yùn)，以期為湘南礦區(qū)附近農(nóng)田土壤的改良與安全利用提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，也能為豐富生物質(zhì)炭的陳化效果提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自湘南某礦區(qū)附近重金屬污染的農(nóng)田。土壤基本理化性質(zhì)為：pH 6.22，有機(jī)質(zhì)4.47%，CEC 18.99 cmol·kg－1，土壤全氮 2.26 g·kg－1，全磷 0.39 g·kg－1，全鉀 2.01 g·kg－1，堿解氮 77.56 mg·kg－1，有效磷22.30 mg·kg－1，速效鉀 119.48 mg·kg－1。全Pb 259.5 mg·kg－1，可見土壤 Pb 接近臨界值（250 mg·kg－1），屬于輕度Pb污染范圍。

1.2 供試玉米秸稈炭

將取自農(nóng)村的玉米秸稈洗凈、烘干、粉碎，裝入密閉的不銹鋼容器中，壓緊，蓋上蓋子，置于馬弗爐內(nèi)，設(shè)定最高溫度為500℃，當(dāng)溫度升至350℃時(shí)開始計(jì)時(shí)，持續(xù)2 h。待不銹鋼容器自然冷卻至室溫后，取出，即得到玉米秸稈炭：pH10.73，比表面積 112 m2·g－1，堿性基團(tuán)含量 1.31 mmol·g－1，酸性基團(tuán)含量 0.85 mmol·g－1，基團(tuán)總和 2.16 mmol·g－1。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

2016年5—8月進(jìn)行水稻盆栽試驗(yàn)。盆底直徑20 cm，上口直徑30 cm，深40 cm。將磨碎的風(fēng)干土樣混合均勻后裝填于盆栽桶中，每桶裝4 kg，施入底肥磷酸銨、磷酸鉀和尿素，施用量P 0.10 g·kg－1（以P2O5計(jì)）、N 0.50 g·kg－1，K 0.15 g·kg－1（以K2O計(jì)），以溶液形式加入。試驗(yàn)設(shè)4個(gè)玉米秸稈炭添加處理（炭土質(zhì)量比分別為0、0.5%、1.0%、2.0%），每個(gè)處理重復(fù)3次。炭施入土壤后，充分?jǐn)嚢杌靹?，熟化兩周，期間保持土面2～3 cm水層。盆栽試驗(yàn)在室外進(jìn)行，該地氣候特征為中亞熱帶季風(fēng)濕潤氣候，年均氣溫在16.6～19.2℃之間，年平均降水量在1223～1421 mm之間。供試水稻品種為豐優(yōu)9號(hào)，該品種屬三系雜交秈稻。2016年5月13日，選取形態(tài)相近且長勢(shì)優(yōu)良的水稻秧苗移入盆中，每盆1株，以自來水作為灌溉用水，8月底成熟收獲。

1.4 水稻及土壤分析

采集的水稻樣品各部位分別用自來水沖洗后再用去離子水洗凈，晾干后放入烘箱，105℃殺青30 min，之后在70℃下烘干至恒重。使用小型脫殼機(jī)將水稻谷粒脫殼，收集糙米。將已烘干的水稻樣品各部位分別用粉碎機(jī)粉碎，過100目尼龍篩，采用干灰化法消解（GB/T 5009—2003）；連二亞硫酸鈉－檸檬酸三鈉－碳酸氫鈉（DCB）[21]試劑浸提水稻根部根表鐵膜，用原子吸收光譜儀（iCE 3500，Thermo Fisher Scientific美國）測(cè)定水稻樣品中Pb含量。

為考察施加玉米秸稈炭后，土壤性質(zhì)的階段變化，分別在水稻生長的幼苗期（6月5日）和成熟期（8月29日）采集土壤樣品。土壤經(jīng)自然風(fēng)干后，磨碎，過20目與100目尼龍篩，塑料袋保存?zhèn)溆?。土壤pH值用酸度計(jì)測(cè)定（pHs－25，上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司），固液比 m（固）∶V（液）=1∶2.5[22]；有機(jī)質(zhì)含量采用水合熱重鉻酸鉀氧化－比色法測(cè)定[23]；CEC采用氯化鋇－硫酸強(qiáng)迫交換法測(cè)定[24]；土壤Pb毒性浸出采用美國EPA的毒性特性溶出試驗(yàn)（Toxicity characteristic leaching procedure，TCLP）提取[25]，用原子吸收光譜儀（型號(hào)同上）測(cè)定土壤中Pb含量。所有樣品分析過程以國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤GBW（E）－070009和湖南大米GBW 10045（GSB－23）進(jìn)行質(zhì)量控制分析，并全程做空白實(shí)驗(yàn)。

1.5 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)均為3次重復(fù)的平均值，采用顯著性F檢驗(yàn)和 Duncan多重比較法（P＜0.05和 P＜0.01）進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，應(yīng)用Microsoft Excel 2013和SPSS 20.0進(jìn)行處理，Origin 8.5制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 玉米秸稈炭對(duì)土壤性質(zhì)的影響

2.1.1 土壤pH值的變化

由圖1可知，在水稻生長的幼苗期和成熟期，土壤pH值均隨施炭量的增加而升高。在水稻幼苗期，當(dāng)施炭量由0增至0.5%時(shí)，土壤pH值增長明顯，施炭量在0.5%～1%之間時(shí)，pH值增加緩慢，施炭量＞1%時(shí)，土壤pH值又顯現(xiàn)出較快增長速率；在水稻成熟期，當(dāng)施炭量由0增至0.5%時(shí)，土壤pH值提高幅度大，但當(dāng)施炭量≥0.5%時(shí)，pH值增加平緩。與0施炭量相比，0.5%～2%的玉米秸稈炭使水稻幼苗期和成熟期時(shí)的土壤pH值分別增加0.52～0.95個(gè)和0.50～0.67個(gè)單位，在相同施炭條件下，水稻幼苗期的土壤pH值高于成熟期。單因素方差分析表明，兩時(shí)期土壤的pH值與施炭量之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。

圖1 玉米秸稈炭對(duì)土壤pH的影響Figure1 Effect of biochar derived from corn straw on pH values of the tested soils

2.1.2 土壤有機(jī)質(zhì)的變化

土壤有機(jī)質(zhì)是土壤肥力的重要指標(biāo)之一。土壤有機(jī)質(zhì)不僅能為作物提供所需的各種營養(yǎng)元素，同時(shí)對(duì)土壤結(jié)構(gòu)的形成、改善土壤物理性狀有決定性的作用[24]。圖2表明，0.5%～2%的玉米秸稈炭使水稻幼苗期和成熟期的土壤有機(jī)質(zhì)分別增加6.7%～24.3%和6.9%～25.1%，其中，施炭量≥1%時(shí)，水稻兩時(shí)期的土壤有機(jī)質(zhì)顯著高于對(duì)照（P＜0.05），當(dāng)施炭量為2%時(shí)，兩時(shí)期的土壤有機(jī)質(zhì)均達(dá)到最高值，分別為55.6、52.3 g·kg－1，較 0施炭量相比分別升高了 24.3%、25.1%（圖2）。相關(guān)分析表明，兩時(shí)期土壤有機(jī)質(zhì)含量與施炭量之間均呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）。

圖2 玉米秸稈炭對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的影響Figure2 Effect of biochar derived from corn straw on organic matter of the tested soils

2.1.3 土壤CEC的變化

土壤交換性能是土壤的基本特性，它可以作為評(píng)價(jià)土壤保水保肥能力的指標(biāo)，也是改良土壤和合理施肥的重要依據(jù)。表1顯示，在水稻的幼苗期和成熟期，土壤CEC均隨著施炭量的增加而增加。0.5%～2%的施炭量分別使水稻幼苗期、成熟期的土壤CEC增加了22.4%～42.5%、24.7%～41.3%，在相同施炭條件下，水稻幼苗期的土壤CEC大體低于水稻成熟期，兩時(shí)期土壤CEC皆與施炭量之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。

表1 玉米秸稈炭對(duì)土壤CEC的影響Table1 Effect of biochar derived from corn straw on CEC of the tested soils

2.1.4 土壤Pb的毒性浸出量變化

在水稻幼苗期和成熟期，土壤Pb的毒性浸出量均隨施炭量的增加而降低，且相同施炭條件下，水稻幼苗期土壤Pb的毒性浸出量低于成熟期（圖3）。在水稻幼苗期，與0施炭量相比，施炭量為0.5%、1%、2%時(shí)，土壤Pb的毒性浸出量由2.33 mg·kg－1分別降至 1.12、0.99、0.61 mg·kg－1， 分 別 降 低 了 51.9% 、57.5%、73.8%，施炭量對(duì)土壤Pb的毒性浸出量影響顯著（P＜0.05）；在水稻成熟期，施炭量對(duì)土壤Pb的毒性浸出量影響不及在幼苗期明顯，在上述施炭條件下，土壤Pb的毒性浸出量分別降低了4.4%、9.2%、25.9%，在施炭量為 2%時(shí)，影響顯著（P＜0.05）。

圖3 玉米秸稈炭對(duì)土壤Pb的毒性浸出量影響Figure3 Effect of biochar derived from corn straw on Pb toxicity leaching of the tested soils

2.2 玉米秸稈炭對(duì)水稻累積Pb的影響

隨著玉米秸稈炭施用量的增加，水稻根表鐵膜及谷殼的Pb含量均升高，根系、莖葉和糙米中Pb含量均降低（表2）。與0施炭量相比，根表鐵膜及谷殼的Pb含量分別升高了 3.0%～45.4%、17.8%～60.0%，根系、莖葉和糙米中Pb含量分別降低了18.2%～33.9%、16.2%～23.4%和34.9%～71.4%。玉米秸稈炭在2.0%施用量時(shí)可顯著降低水稻根系中Pb含量（P＜0.05），增加水稻谷殼中的Pb含量（P＜0.05）；0.5%的施用量即可顯著降低莖葉中Pb含量（P＜0.05），≥1%的施用量可顯著降低水稻糙米中Pb含量（P＜0.05）。分析表明，水稻糙米中Pb含量與根表鐵膜中Pb含量、谷殼中Pb含量呈負(fù)相關(guān)（P＞0.05），與根系中Pb含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），與莖葉中Pb含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），這與Liu等[26]研究結(jié)果一致。

2.3 玉米秸稈炭對(duì)水稻富集轉(zhuǎn)運(yùn)Pb的影響

重金屬通過根系的吸收富集在水稻根系中，再從根系通過木質(zhì)部運(yùn)輸至水稻莖葉等部位，此過程是重金屬從地下部分遷移至地上部位的關(guān)鍵[27]。富集系數(shù)（BCF）用于評(píng)估水稻從土壤中富集重金屬的能力，富集系數(shù)越大，表明根系對(duì)重金屬的富集能力越強(qiáng)。轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）用于評(píng)估水稻各部位之間（包括根表鐵膜到根系、根系到莖葉、莖葉到谷殼、谷殼到糙米）對(duì)于重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力，水稻不同部位對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力有所差異，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)越大，說明該部位對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力越強(qiáng)。

由表3可知，玉米秸稈炭的施用降低了水稻根系Pb 的富集系數(shù)（BCFPb）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) TFir、TFhb，其中BCFPb由 0.128降至 0.090，TFir由 0.205降至 0.100，TFhb由1.381降至0.287。這表明，玉米秸稈炭一方面能夠阻控重金屬Pb由土壤向水稻根部遷移，另一方面，也能降低Pb從根表鐵膜轉(zhuǎn)運(yùn)至根系及由谷殼轉(zhuǎn)運(yùn)至糙米。不同施炭條件下，Pb的TFrs、TFsh較0施加量處理均有不同程度上升，0.5%～2.0%的施炭量使TFrs上升1.2%～14.2%，使TFsh上升43.0%～117.2%，施炭量最高時(shí)的TFsh與0施加量時(shí)相比差異顯著（P＜0.05）。與 0施炭量相比，TFhb在0.5%～1%的施用量時(shí)逐漸減小，隨后在2%的施炭量時(shí)稍有增加，這與糙米中Pb含量的變化趨勢(shì)一致。

2.4 土壤Pb的毒性浸出量與土壤其他指標(biāo)的關(guān)系

表2 玉米秸稈炭對(duì)水稻各部位Pb含量的影響Table2 Effects of biochar derived from corn straw on Pb contents in various rice organs

表3 玉米秸稈炭對(duì)Pb在水稻中富集轉(zhuǎn)運(yùn)的影響Table3 Effects of biochar derived from corn straw on Pb bioaccumulation and Pb translocation in rice organs

表4 水稻富集轉(zhuǎn)運(yùn)Pb系數(shù)與土壤性質(zhì)的關(guān)系（r）Table4 Correlations between Pb bioaccumulation and translocation factors in rice and basic properties of the tested soils（r）

圖1～圖3、表1的研究表明，土壤pH、有機(jī)質(zhì)、CEC含量均隨施炭量的增加而增加，土壤Pb的毒性浸出量隨施炭量增加而降低。將土壤Pb的毒性浸出量與土壤上述其他指標(biāo)進(jìn)行了相關(guān)分析，結(jié)果表明，土壤Pb的毒性浸出量與土壤pH、有機(jī)質(zhì)、CEC含量均呈現(xiàn)負(fù)的相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為－0.573、－0.907、－0.625，其中土壤有機(jī)質(zhì)對(duì)其影響極顯著（n=12，r0.05=0.576，r0.01=0.708，P＜0.01），土壤 CEC 對(duì)其影響顯著（P＜0.05），這說明土壤Pb的毒性浸出量明顯受到土壤有機(jī)質(zhì)及CEC含量的影響。

2.5 水稻富集轉(zhuǎn)運(yùn)Pb的能力與土壤性質(zhì)的關(guān)系

隨著生物質(zhì)炭施用量的增加，土壤性質(zhì)及水稻富集、轉(zhuǎn)運(yùn)Pb的能力均發(fā)生變化。為進(jìn)一步探討施加生物質(zhì)炭后引起的土壤性質(zhì)變化對(duì)水稻富集轉(zhuǎn)運(yùn)Pb的影響，進(jìn)行了相關(guān)性分析，見表4。結(jié)果表明，水稻BCFPb、TFir、TFhb及糙米中Pb的累積均與土壤pH值、有機(jī)質(zhì)、CEC呈現(xiàn)負(fù)的相關(guān)關(guān)系，與土壤TCLPPb呈現(xiàn)正的相關(guān)關(guān)系，且土壤pH值、有機(jī)質(zhì)、CEC對(duì)TFhb、糙米中Pb的累積影響極顯著（P＜0.01），土壤pH值對(duì) BCFPb影響顯著（P＜0.05），土壤 TCLPPb對(duì) BCFPb、TFhb、糙米中 Pb 的累積影響也顯著（P＜0.05），這說明土壤理化指標(biāo)的改變，可以顯著影響水稻富集轉(zhuǎn)運(yùn)Pb的能力及糙米中Pb的累積。

2.6 水稻糙米及根表鐵膜中Pb含量與富集轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的關(guān)系

根表鐵膜是界于土壤－根系之間的一道重要屏障，能夠通過吸附和共沉淀等作用影響多種元素在土壤中的化學(xué)行為和生物有效性[28]。將水稻糙米及根表鐵膜中Pb含量與水稻的富集轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)進(jìn)行相關(guān)分析，見表5。結(jié)果表明，糙米中Pb含量與BCFPb、TFhb之間存在極顯著線性正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別達(dá)0.774、0.927，其與TFir存在顯著線性正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），根表鐵膜Pb含量與TFir存在顯著線性負(fù)相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)為－0.706（P＜0.05）。表 5 同時(shí)表明，根表鐵膜中Pb含量與遷移至根系中Pb含量呈負(fù)相關(guān)，即根表鐵膜中Pb含量越高，遷移至根系中的Pb含量越低。

表5 糙米及根表鐵膜中Pb含量與富集轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的相關(guān)性（r）Table5 Correlations between Pb contents and Pb bioaccumulation and translocation factors in brown rice and iron plaque surface on the root（r）

3 討論

施用玉米秸稈炭后，土壤pH值升高（圖1），這是因?yàn)樯锾亢写罅繅A性物質(zhì)，普遍呈堿性[29]，施入土壤后可促進(jìn)離子交換，不同程度地中和土壤酸度，從而提高土壤pH值，這與Bian等[30]和高敬堯等[31]的研究結(jié)果相同。但也有研究表明，在作物生長期，秸稈炭對(duì)土壤pH沒有影響[32]，這可能與土壤的環(huán)境類型、秸稈炭的來源、制備工藝及施用量存在一定關(guān)系。圖1也表明，在相同施炭條件下，土壤pH值在水稻生長的幼苗期高于成熟期（圖1），這可能是水稻在生長期，由于受到土壤重金屬及其他環(huán)境條件的脅迫，通過自身調(diào)節(jié)分泌有機(jī)酸，與金屬元素發(fā)生螯合作用，使離子態(tài)金屬轉(zhuǎn)變成低毒或無毒的螯合態(tài)，進(jìn)而提高自身對(duì)重金屬脅迫的耐受能力，降低重金屬的毒害[33]，于是，大量的低分子有機(jī)酸累積，增加了土壤中H+濃度，一定程度上引起根際土壤酸化，導(dǎo)致成熟期土壤pH值略低。

4個(gè)施炭條件下，在水稻生長的幼苗期和成熟期，土壤有機(jī)質(zhì)均隨施炭量的增加而增加。這可能是由于生物炭富含有機(jī)質(zhì)，可以增加土壤的有機(jī)碳含量[34－35]、土壤有機(jī)質(zhì)[36－37]或腐殖質(zhì)含量。但新增于土壤中的有機(jī)質(zhì)，不能直接被水稻吸收，作為分解者的微生物，通過礦質(zhì)化過程將其分解為簡單的化合物[38]，釋放出礦質(zhì)養(yǎng)料，以供水稻生長營養(yǎng)所需和微生物寄生利用，并提供給微生物生命活動(dòng)較多的能量。同時(shí)，有機(jī)質(zhì)在成熟期的轉(zhuǎn)化過程中，水稻根系分泌的有機(jī)酸能促進(jìn)部分土壤礦物質(zhì)和難溶性碳水化合物的溶解[39]，提高根際土壤養(yǎng)分的有效性以促進(jìn)水稻生長發(fā)育。這可能是本試驗(yàn)中，在相同施炭條件下，水稻成熟期土壤有機(jī)質(zhì)低于幼苗期的原因所在。

生物質(zhì)炭的施加使土壤CEC均增加，且在相同施炭條件下，其在水稻生長幼苗期基本低于成熟期（表1）。這可能是玉米秸稈炭具有較高的灰分含量，含有豐富的鉀、鈣、鈉、鎂、硅等[40]，將其施入土壤，可與土壤陽離子進(jìn)行交換，使土壤CEC增加。也有研究表明[41－42]，生物質(zhì)炭對(duì)土壤CEC改善作用與其在土壤中的老化時(shí)間有關(guān)，隨著生物質(zhì)炭在土壤中作用時(shí)間的延長，其在生物和非生物的作用下氧化產(chǎn)生諸如羧基等類的官能團(tuán)，增大其電荷量或CEC，從而使土壤CEC顯著增大。本研究結(jié)果與其相一致。

在水稻生長的幼苗期和成熟期，土壤Pb的毒性浸出量均隨施炭量的增加而降低，這可能有幾個(gè)方面的原因：一是玉米秸稈炭的比表面積大，具有多孔結(jié)構(gòu)，含有可溶性鹽與大量有機(jī)官能團(tuán)，施入土壤后，土壤pH值升高，影響土壤Pb的化學(xué)形態(tài)與遷移活性，同時(shí)通過物理吸附、離子交換、沉淀及絡(luò)合作用等方式降低土壤Pb的生物有效性。在本實(shí)驗(yàn)中，土壤Pb的毒性浸出量與土壤pH呈負(fù)相關(guān)，這與Yang等[43]研究結(jié)果相同；二是玉米秸稈炭含有一定的有機(jī)質(zhì)，有機(jī)質(zhì)離解后產(chǎn)生的配體與土壤膠體的表面活性位點(diǎn)相結(jié)合，形成了更多的重金屬離子交換中心，從而增強(qiáng)土壤對(duì)重金屬離子的吸附能力[44]，增大土壤中有機(jī)結(jié)合態(tài)Pb含量。另外，大量研究表明，土壤有機(jī)質(zhì)含量與土壤中重金屬的形態(tài)及生物有效性之間關(guān)系顯著[45]，本實(shí)驗(yàn)的土壤有機(jī)質(zhì)含量隨施炭量的增加而增加，且土壤Pb的毒性浸出量與土壤有機(jī)質(zhì)呈極顯著負(fù)相關(guān)；三是本實(shí)驗(yàn)中，土壤CEC含量隨施炭量的增加而增加，且土壤Pb的毒性浸出量與CEC呈現(xiàn)顯著負(fù)相關(guān)。而土壤CEC是土壤膠體所能吸附的各種陽離子的總量，土壤中CEC越高，對(duì)重金屬離子的吸附能力越強(qiáng)，從而降低了重金屬的生物有效性[46]；四是生物炭的施加，土壤的孔隙率和透氣性增強(qiáng)，使水稻根系泌氧能力增加，影響遷移至根表的Fe2+氧化成根表鐵膜并沉積在根系表面，增加根表鐵膜厚度，將更多的Pb富集在根表鐵膜，減少Pb自根表鐵膜向水稻根系的遷移[47]，表2、表3的結(jié)果證實(shí)了此結(jié)論。圖3同時(shí)顯示，在相同施炭條件下，水稻成熟期時(shí)土壤Pb的毒性浸出量高于幼苗期，這可能是水稻成熟期時(shí)的土壤pH值低于幼苗期，一方面使土壤膠體表面負(fù)電荷減小，進(jìn)而對(duì)Pb2+吸附能力減弱；另一方面，土壤中H+的增多，也會(huì)增加與重金屬離子之間對(duì)吸附位點(diǎn)的競(jìng)爭[46]，導(dǎo)致重金屬的遷移性發(fā)生變化。

糙米中Pb含量與BCFPb、TFhb呈極顯著正相關(guān)，與TFrs、TFsh關(guān)系不顯著（表5），這說明Pb從土壤富集到根部、從谷殼轉(zhuǎn)運(yùn)至糙米的能力顯著影響糙米中Pb的累積，二者的富集或遷移轉(zhuǎn)運(yùn)能力越大，糙米中Pb含量越高，但Pb從根系中轉(zhuǎn)運(yùn)至莖葉及從莖葉中轉(zhuǎn)運(yùn)至谷殼對(duì)糙米中Pb含量影響不顯著。Liu等[26]的研究發(fā)現(xiàn)，水稻糙米中Pb含量與TFrs關(guān)系不顯著，本研究結(jié)果與其一致。表5同時(shí)表明，根表鐵膜中Pb含量與TFir呈顯著負(fù)相關(guān)，糙米中Pb累積與TFir呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，說明根表鐵膜中Pb含量越高，遷移至根系中Pb含量越低，Pb從根表鐵膜至根系的轉(zhuǎn)運(yùn)顯著影響糙米中Pb的累積。在本實(shí)驗(yàn)中，生物炭的施用使大量的Pb富集在根表鐵膜（表2）上，阻隔了其進(jìn)入水稻木質(zhì)部，降低了根系及莖葉中Pb含量，致使糙米中Pb含量降低（表2），這也與 Liu等[48]和Zhou等[49]研究結(jié)果一致；另外，從土壤性質(zhì)的變化來看，生物炭的施加，顯著增加了土壤pH、有機(jī)質(zhì)及CEC含量（圖1、圖 2、表 1），且它們均與 TFhb呈顯著負(fù)相關(guān)（表 4），即生物質(zhì)炭的施加，顯著降低了谷殼將Pb轉(zhuǎn)運(yùn)至糙米的能力，最終導(dǎo)致谷殼中Pb含量有所增加，糙米中Pb含量降低（表3）。

4 結(jié)論

（1）施用玉米秸稈炭后，土壤pH值提高0.50～0.67個(gè)單位，有機(jī)質(zhì)增加6.9%～25.1%，CEC升高24.7%～41.3%，土壤Pb的毒性浸出量降低4.4%～25.9%，且Pb的毒性浸出量與有機(jī)質(zhì)、CEC分別呈極顯著和顯著性負(fù)相關(guān)；在相同施炭條件下，上述各指標(biāo)在水稻生長的幼苗期和成熟期存在差異，土壤pH值和有機(jī)質(zhì)幼苗期高于成熟期，CEC和Pb的毒性浸出量幼苗期低于成熟期。

（2）水稻各部位中，根表鐵膜對(duì)Pb的累積量最多，谷殼對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)能力最大，施用玉米秸稈炭能增加水稻根表鐵膜及谷殼富集Pb的能力，降低水稻根系、莖葉及糙米中Pb含量，當(dāng)施炭量≥1%時(shí)，糙米中Pb含量低于0.2mg·kg－1，達(dá)到國家食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)。

試驗(yàn)僅針對(duì)所取的土壤，且在盆栽試驗(yàn)中得出。由于農(nóng)田生態(tài)環(huán)境較為復(fù)雜，各種重金屬元素間往往存在協(xié)同、拮抗、屏蔽等作用，致使重金屬影響水稻生長的生理生化效應(yīng)尤為復(fù)雜。因此，若要進(jìn)行田間試驗(yàn)或生產(chǎn)，還需進(jìn)一步深入研究。

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