椰纖維生物炭對磚紅壤水稻土Pb形態(tài)及水稻產(chǎn)量和品質(zhì)的影響

張婧旻，李建宏，洪思誠，吳治澎，李伯凌，趙慶杰，邱勇,

1. 海南大學(xué)熱帶作物學(xué)院，海南 ?？?570100 ；2. 泉州師范學(xué)院海洋與食品學(xué)院，福建 泉州 362000

隨著工業(yè)化和城市化進(jìn)程的加快，我國稻田土壤 Pb污染日益嚴(yán)重，給我國環(huán)境和食品安全帶來了嚴(yán)峻的考驗(yàn)（Yang et al.，2018；Yang et al.，2004；Fu et al.，2013）。與此同時(shí)，大面積的Pb污染水稻土仍用于水稻種植（Yang et al.，2018；徐繼敏等，2018；Yang et al.，2004）。因此，修復(fù)Pb污染水稻土，降低 Pb的生物有效性、遷移性，以降低稻米中Pb含量具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。

污染土壤的原位鈍化修復(fù)作為一種有效、廉價(jià)的修復(fù)方式被廣泛運(yùn)用。其中較為常見的鈍化材料包括生物炭、石灰、磷酸鹽等（Li et al.，2016；Lu et al.，2017）。生物炭具有較高的比表面積、豐富的活性官能團(tuán)和微孔結(jié)構(gòu)（李九玉等，2015），及較高陽離子交換能力（李建宏等，2016），能夠顯著影響土壤中重金屬（包括Pb）的生物有效性及其在環(huán)境中的遷移性，降低土壤中有效態(tài) Pb含量，從而降低生物有效性（Bian，2014；Li et al.，2019a）。

海南省每年生產(chǎn)和消費(fèi)約2.5億顆椰子（王祥名等，2015），大量的椰殼可作為制備椰纖維生物炭（CFB）的豐富原料。研究表明，CFB（500 ℃）能高效去除土壤和水溶液中的Pb（Li et al.，2019a；Li et al.，2019b），最大吸附量為 89.7 mg·kg-1（Wu et al.，2017）。然而，很少有研究報(bào)道CFB對不同母質(zhì)發(fā)育土壤中 Pb的生物有效性和形態(tài)的影響，尤其是對不同母質(zhì)發(fā)育的磚紅壤水稻土，以及對水稻（Oryza sativa L.）生長和農(nóng)藝性狀的影響。

因此，本研究選擇熱帶（海南）具有代表性的花崗巖和玄武巖母質(zhì)發(fā)育的磚紅壤水稻土為供試土壤，通過在不同質(zhì)量分?jǐn)?shù) Pb模擬污染土壤中添加椰纖維生物炭（CFB）進(jìn)行水稻盆栽試驗(yàn)，探索CFB對不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb污染土壤中Pb的化學(xué)形態(tài)和有效性的影響，以及對 Pb污染土壤中水稻的農(nóng)藝性狀及稻米Pb含量的調(diào)控效果，闡明CFB對不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb污染水稻土的調(diào)控效果，為修復(fù)Pb污染稻田土壤提供理論指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

兩種供試水稻土采自海南熱帶具有代表性的磚紅壤水稻土?；◢弾r母質(zhì)和玄武巖母質(zhì)發(fā)育的磚紅壤水稻土，分別采于海南省儋州市那王村水稻研究基地（109.58°E，19.48°N）和海南省老城鎮(zhèn)美嶺村水稻田（110.15°E，19.92°N），采集土壤表層（0－20 cm）。土壤自然風(fēng)干后研磨過2 mm篩待用。SoilG和SoilB的粘粒、粉粒、砂粒的百分含量分別是：13.42%、23.79%、62.80%；17.93%、37.37%、44.70%。其理化性質(zhì)見表1。

1.2 椰纖維生物炭制備

椰子采自海南文昌市東郊椰林（110.88°E，19.58°N），取成熟度一致的椰殼纖維，切碎成1 cm3大小，自然條件下風(fēng)干至含水量為7%－8%。將適量風(fēng)干的椰殼纖維于陶瓷坩堝進(jìn)行熱解處理（升溫速率20 ℃·min-1，升至500 ℃，持續(xù)4 h），冷卻至室溫后研磨過2 mm篩（Wu et al.，2017），制得椰纖維生物炭（CFB）：pH值為10.3，灰分含量為4.9%，陽離子交換量為81.2 cmol·kg-1，堿性和酸性官能團(tuán)分別為0.66、0.22 mol·kg-1，比表面積為6.84 m2·g-1。

1.3 模擬土壤的污染與老化

為研究CFB對污染較嚴(yán)重稻田土壤中Pb的調(diào)控效果，參照《國家農(nóng)用地土壤污染管控制標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618—2018），pH在5.5－6.5范圍時(shí)風(fēng)險(xiǎn)篩選值（≤100 mg·kg-1）和風(fēng)險(xiǎn)管制值（≤500 mg·kg-1），試驗(yàn)設(shè)置6 個(gè)質(zhì)量分?jǐn)?shù)梯度，分別為：0、50、250、500、2500、5000 mg·kg-1。

污染土壤采用塑料桶老化，每桶（直徑30 cm，桶高 35 cm）稱取 20 kg供試土壤，外源添加Pb(NO3)2使得土壤 Pb含量達(dá)到目標(biāo)含量，充分混勻土壤并添加去離子水至1cm水層，老化培養(yǎng)3個(gè)月（保持水層深度不變），花崗巖和玄武巖母質(zhì)水稻土分別記作：SoilG、SoilB。

1.4 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

稱取10 kg上述各質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb污染土壤于塑料桶，分別添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)3%的CFB。充分混勻后老化培養(yǎng) 3個(gè)月，保持 70%田間持水量。添加 CFB的花崗巖和玄武巖母質(zhì)水稻土分別記作：SoilG+CFB、SoilB+CFB，以同濃度SoilG、SoilB作為對照。

盆栽實(shí)驗(yàn)：供試水稻（Oryza sativa L.）品種為海南特優(yōu)458。盆栽試驗(yàn)共設(shè)置24個(gè)（6×4）處理，設(shè) 3盆重復(fù)，共 72盆（6×4×3），隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)。稱取各處理Pb污染土壤1.5 kg于塑料盆中（直徑10 cm深25 cm），添加去離子水至1－2 cm水層深度，靜置至土壤完全浸濕。每盆播種 10粒水稻種子萌芽育苗，最后每盆保留4株至成熟收獲。整個(gè)生育期定量澆灌去離子水，按常規(guī)管理措施適時(shí)噴施葉面肥和打藥殺菌殺蟲種植。

1.5 測定項(xiàng)目及方法

糙米中Pb含量測定：取1.000 g糙米樣品于聚四氟乙烯坩堝，加入10 mL硝酸靜置過夜。通風(fēng)櫥內(nèi)加熱，直至液體清亮，取下冷卻后轉(zhuǎn)移定容（Yang et al.，2004），采用石墨爐原子吸收分光光度計(jì)測定。土壤有效態(tài)Pb的測定采用0.05 mol·L-1EDTA溶液（pH=7）浸提（Li et al.，2019b），火焰原子吸收分光光度計(jì)測定。土壤Pb形態(tài)采用改進(jìn)Tessier連續(xù)提取法（Gleyzes et al.，2002），采用火焰原子吸收分光光度計(jì)測定。

供試水稻成熟后曬干考種，測定對照及各處理的產(chǎn)量及其構(gòu)成因素，包括：株高、分蘗數(shù)、有效穗數(shù)、總粒數(shù)、穗粒數(shù)、結(jié)實(shí)率、千粒質(zhì)量和產(chǎn)量。

1.6 統(tǒng)計(jì)分析

應(yīng)用SPSS 20.0進(jìn)行數(shù)據(jù)分析，Origin 9.0軟件繪圖。圖表中數(shù)據(jù)均為3次重復(fù)的平均值。采用單因素方差分析顯著性（P＜0.05）。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)（椰纖維生物炭老化培養(yǎng)后）Table 1 Basic properties of the studied soil (after 3 months of incubation) prior to Pb addition

2 結(jié)果與分析

2.1 CFB對土壤理化性質(zhì)的影響

施用CFB顯著（P＜0.05）提高了土壤的pH值和有機(jī)質(zhì)含量（表 1）。SoilG+CFB的 pH值較 SoilG提高了1.07個(gè)單位，SoilB+CFB的pH值較SoilB提高了0.32個(gè)單位。SoilG+CFB、SoilB+CFB有機(jī)質(zhì)含量分別是SoilG、SoilB的2.2、3倍。CFB提高了土壤陽離子交換量（CEC），但差異不顯著性。

2.2 CFB對土壤Pb形態(tài)的影響

圖1為CFB對供試土壤各化學(xué)形態(tài)Pb的影響。未添加外源Pb的SoilG、SoilB處理，Pb的主要以有機(jī)結(jié)合態(tài)存在，分別占42.3%、30.6%，其次是鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（22.5%、23.1%）和殘?jiān)鼞B(tài)（26.1%、26.0%），可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的百分含量較少；施用CFB后各形態(tài)Pb占比無顯著變化。

SoilG、SoilG+CFB中各化學(xué)形態(tài) Pb的百分含量如圖1所示（a、b）。Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50 mg·kg-1時(shí)，可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài) Pb比例較空白對照增加0.4%－5.7%；施用CFB后，植物難吸收的殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)的百分比增加2.3%、1.3%，植物易吸收的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)百分比降低2.4%、0.3%。隨Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加（250－5000 mg·kg-1），各形態(tài) Pb含量顯著增加（P＜0.05），此時(shí)，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)成為 Pb的主要賦存形態(tài)，百分含量逐漸增加；殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)百分含量逐漸減少；可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)百分含量相對穩(wěn)定。施用CFB后，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)仍是主要形態(tài)，但其占比減少了7.6%－15.7%；殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)百分含量分別增加了32.6%－80.7%、5.4%－56.9%；碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)百分比分別減少10.6%－15.4%、2.3%－46.6%。

SoilB、SoilB+CFB中各化學(xué)形態(tài) Pb的百分含量如圖1所示（c、d）。隨Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加（50－5000 mg·kg-1），各化學(xué)形態(tài)Pb百分含量從大到小依次為：鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)＞可交換態(tài)。施用CFB后，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài) Pb百分含量降低 7.70%－16.31%；有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)百分含量分別增加17.8%－63.7%、14.1%－55.0%；可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)百分含量分別降低19.1%－40.5%、16.8%－38.4%。

SoilG在Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50 mg·kg-1時(shí)，植物易吸收的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài) Pb百分含量高于SoilB；隨著 Pb 質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加（500－5000 mg·kg-1），SoilG中有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài) Pb的百分含量低于SoilB，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)百分含高于SoilB。

圖1 不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb污染水稻土施加CFB后土壤中Pb各化學(xué)形態(tài)的含量Fig. 1 The percentage of geochemical fractions of Pb in paddy soils amended with coconut fiber-derived biochars under different Pb levels

2.3 CFB對土壤有效態(tài)Pb含量的影響

花崗巖和玄武巖母質(zhì)水稻土有效態(tài) Pb含量隨Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加顯著增加（圖2）。Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50 mg·kg-1時(shí)，SoilB有效態(tài)Pb含量高于SoilG，施用CFB后SoilG+CFB、SoilB+CFB有效態(tài)Pb含量分別升高5.7%、22.7%，達(dá)到35.1、69.5 mg·kg-1。質(zhì)量分?jǐn)?shù)為250 mg·kg-1時(shí)，施用CFB顯著降低土壤有效態(tài)Pb含量，SoilG+CFB、SoilB+CFB有效態(tài)Pb含量分別降低29.1%、31.2%。質(zhì)量分?jǐn)?shù)為500 mg·kg-1時(shí)，SoilB有效態(tài)Pb含量達(dá)到493.12 mg·kg-1，施用CFB使其含量降低47.9%，而SoilG有效態(tài)Pb在施用 CFB后增加 4.1%。質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 5000 mg·kg-1時(shí)，SoilB有效態(tài)Pb含量顯著低于SoilG，施用CFB后，SoilG+CFB、SoilB+CFB有效態(tài)Pb含量較 SoilG、SoilB分別降低 17.5%、21.2%。因此，Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)越高（＞50 mg·kg-1），施用CFB降低有效態(tài)Pb的效果越明顯，且降低玄武巖母質(zhì)水稻土有效態(tài)Pb降低更明顯；Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低時(shí)（50 mg·kg-1），CFB的施用會(huì)增加有效態(tài)Pb含量。

圖2 不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb污染水稻土施加CFB后土壤中有效態(tài)Pb含量Fig. 2 Contents of bioavailable Pb in paddy soils amended with CFB under different Pb levels

2.4 水稻農(nóng)藝性狀及水稻糙米Pb含量

2.4.1 水稻產(chǎn)量和農(nóng)藝性狀

不同質(zhì)量分?jǐn)?shù) Pb污染對水稻產(chǎn)量和農(nóng)藝性狀的影響如表 2所示。Pb脅迫質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低（≤500 mg·kg-1）時(shí)，水稻株高隨Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而增加；結(jié)實(shí)率、分蘗數(shù)和千粒質(zhì)量逐漸降低，總粒數(shù)、穗粒數(shù)和有效穗則逐漸增加。Pb脅迫質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于500 mg·kg-1，隨質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，株高呈減弱趨勢；產(chǎn)量和農(nóng)藝性狀無明顯變化。Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為5000 mg·kg-1時(shí)，株高顯著降低（P＜0.05），結(jié)實(shí)率、千粒質(zhì)量、穗粒數(shù)和產(chǎn)量明顯下降，但差異不顯著；SoilG、SoilB稻米產(chǎn)量分別降低了 12.4%、17.8%。施用CFB后，相較于同質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb脅迫下未施加CFB的處理，SoilG+CFB、SoilB+CFB的產(chǎn)量和農(nóng)藝性狀有所緩解。

表2 CFB對不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb污染供試土壤中水稻產(chǎn)量和農(nóng)藝性狀的影響Table 2 Yield and agronomic characters of rice in studied soils amended with CFB under different Pb levels

2.4.2 水稻糙米Pb含量

如圖3所示，糙米中Pb含量隨Pb污染質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加顯著增加（P＜0.01）。Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 250 mg·kg-1時(shí)，SoilG糙米中 Pb 含量為 0.29 mg·kg-1，已超過國家食品安全（GB 2762—2017）Pb限量標(biāo)準(zhǔn)（Pb≤0.2 mg·kg-1）；2500 mg·kg-1時(shí)，SiolG糙米Pb含量是國家食品安全的5.9倍（1.17 mg·kg-1）；5000 mg·kg-1時(shí)糙米中 Pb含量最高，達(dá)到 2.79 mg·kg-1，遠(yuǎn)超過國家食品安全。CFB的施用顯著降低 SoilG糙米中 Pb含量（P＜0.05）。相較于同質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb脅迫下未施加CFB的處理，SoilG+CFB糙米Pb含量降低7.8%－17.8%。

圖3 不同Pb污染質(zhì)量分?jǐn)?shù)對糙米Pb含量的影響Fig. 3 Effect of different Pb-levels in brown rice with coconut fiber-derived biochars

不同Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，SoilB糙米中Pb含量顯著低于 SoilG（P＜0.05）。Pb 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 250 mg·kg-1時(shí)，SoilB糙米中Pb含量為0.11 mg·kg-1，符合國家食品安全Pb限量標(biāo)準(zhǔn)；500 mg·kg-1時(shí)，糙米中Pb含量為0.22 mg·kg-1，超過國家食品安全Pb限量標(biāo)準(zhǔn)；2500 mg·kg-1時(shí)，SiolB糙米Pb含量較SiolG減少60.3%，是國家食品安全的3.7倍；5000 mg·kg-1時(shí)糙米中Pb含量為1.89 mg·kg-1，此時(shí)，SiolG糙米Pb含量是SiolG的1.5倍。施用CFB顯著降低不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb污染糙米中Pb含量（P＜0.05）。Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為250 mg·kg-1時(shí)，SoilB+CFB糙米中Pb含量為0.08 mg·kg-1，較SoilB降低38.4%，符合國家食品安全Pb限量標(biāo)準(zhǔn)。質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2500 mg·kg-1時(shí)，SoilB+CFB糙米Pb含量降低86.4%；SoilB+CFB糙米Pb含量較相同Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)SoilB降低19.2%－86.4%。

相同Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，SoilG糙米中Pb含量均高于 SoilB，隨Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加（≥250 mg·kg-1），增加幅度越高，質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 250 mg·kg-1，SoilG糙米中Pb含量是SoilB的1.7倍。施加CFB能夠顯著降低兩種母質(zhì)水稻土的糙米 Pb含量（P＜0.05），SoilB+CFB糙米中 Pb含量的降低程度均大于SoilG+CFB。

3 討論

3.1 土壤中Pb的化學(xué)形態(tài)和有效性

本研究結(jié)果表明，Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于篩選值時(shí)（＜500 mg·kg-1），SoilG可交換態(tài) Pb 含量高于 SoilB，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Pb含量基本相同；Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于篩選值時(shí)，SoilG有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Pb含量低于 SoilB，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)高于 SoilB。與其他試驗(yàn)結(jié)果相似（Li et al.，2019b；李九玉等，2015；Li et al.，2007）。土壤有機(jī)質(zhì)、pH和質(zhì)地是影響Pb形態(tài)的重要理化性質(zhì)（李建宏等，2016；Lu et al.，2017；Zeng et al.，2011）。有機(jī)質(zhì)含量較高的SoilB通過吸附促使鐵錳氧化物與Pb2+相互作用，形成更多的絡(luò)合物（Lu et al.，2017；Lehmann et al.，2007；Xu et al.，2013）。較高的pH值使得Pb在SoilB的吸附位點(diǎn)強(qiáng)度和吸附表面穩(wěn)定性高于SoilG，從而影響Pb的形態(tài)（Li et al.，2007）。此外，土壤質(zhì)地是影響土壤 Pb形態(tài)分布的又一重要因素，其中黏粒含量影響最為顯著（關(guān)天霞等，2011；童建華等，2009；王麗平等，2007）。土壤黏粒帶負(fù)電荷，可以通過靜電作用吸附陽離子（關(guān)天霞等，2011），因此黏粒較多的玄武巖母質(zhì)水稻土，交換態(tài) Pb含量較低，殘?jiān)鼞B(tài)較高。CFB的施用促使土壤中的Pb轉(zhuǎn)變?yōu)橹参镫y以利用的有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Pb，減輕Pb進(jìn)入糙米后被人體吸收的風(fēng)險(xiǎn)。CFB本身具有較高的pH值、豐富的官能團(tuán)、較大的比表面積和較高的 CEC 值（Lu et al.，2017；Al-Wabel et al.，2013；Li et al.，2019b），可以增加花崗巖和玄武巖母質(zhì)水稻土pH和有機(jī)質(zhì)含量，從而增加土壤的可變電荷，增強(qiáng)離子吸附能力和穩(wěn)定性，形成更多穩(wěn)定的復(fù)合物。

花崗巖母質(zhì)水稻土有效態(tài)Pb含量隨Pb污染質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加幅度，逐漸高于玄武巖母質(zhì)水稻土，表明Pb在花崗巖母質(zhì)水稻土中的生物利用率較高。這可歸因于玄武巖母質(zhì)水稻土中 pH和有機(jī)質(zhì)顯著高于花崗巖母質(zhì)水稻土，使得與 Pb2+的反應(yīng)程度不同（Zeng et al.，2011）。Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)越高（＞50 mg·kg-1），施用CFB對降低有效態(tài)Pb的效果越明顯，且玄武巖母質(zhì)水稻土降低更顯著（P＜0.05）；Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低時(shí)（50 mg·kg-1），CFB表面不穩(wěn)定的金屬元素會(huì)釋放到土壤，增加有效態(tài)Pb含量（楊鐵鑫，2017）。CFB的施用提高土壤的 pH和有機(jī)質(zhì)含量，同時(shí)其表面豐富的鹽基離子與Pb形成螯合物（Li et al.，2019b），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（Al-Wabel et al.，2013；Li et al.，2007）。

3.2 水稻農(nóng)藝性狀及糙米Pb含量

Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 250、500 mg·kg-1（低于管制值）時(shí)，花崗巖水稻土、玄武巖水稻土中糙米 Pb含量分別超過國家食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)（0.2 mg·kg-1）；對水稻株高有促進(jìn)作用，同時(shí)小幅增加產(chǎn)量，但對農(nóng)藝性狀無明顯影響（表2）。低質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb脅迫對土壤酶活性和微生物具有刺激作用（Zeng et al.，2007），加速生理生化活動(dòng)，產(chǎn)生大量的代謝產(chǎn)物同 Pb絡(luò)合以解毒（Li et al.，2007）。質(zhì)量分?jǐn)?shù)為5000 mg·kg-1時(shí)，水稻千粒質(zhì)量、株高和穗粒數(shù)等產(chǎn)量和農(nóng)藝性狀明顯下降，但此時(shí)SoilG、SoilB糙米Pb含量分別超過國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)14、10倍。與其他學(xué)者研究結(jié)果相似（Ashraf et al.，2017；王永強(qiáng)等，2010）。質(zhì)量分?jǐn)?shù)過高時(shí)，激活的代謝系統(tǒng)加速Pb的進(jìn)入植株，代謝產(chǎn)物無法同過量的Pb絡(luò)合，對植物產(chǎn)生毒害作用（童建華等，2009；Liu et al.，2013）。大田生產(chǎn)，特別是存在Pb污染風(fēng)險(xiǎn)的區(qū)域種植水稻出現(xiàn)類似情況，我們很容易誤食看似安全，實(shí)際糙米Pb含量嚴(yán)重超標(biāo)的稻米，從而增加人體攝入Pb的風(fēng)險(xiǎn)。

施加CFB后，Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為500 mg·kg-1時(shí)，SoilB+CFB糙米中 Pb含量符合國家食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)。CF能夠緩解Pb對水稻產(chǎn)量及有效穗和千粒質(zhì)量等農(nóng)藝性狀的毒害。Bian et al.（2014）為期3年的田間試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：施加秸稈炭后糙米中 Pb含量大量減少，植物 Pb含量也顯著減少，但產(chǎn)量僅在第3年增加。施用CFB可有效降低糙米中Pb含量，可能是通過提高土壤pH值、增加有機(jī)質(zhì)和CEC，降低土壤中有效態(tài) Pb含量，從而降低水稻糙米中Pb的含量（童建華等，2009；徐繼敏等，2018）。

4 結(jié)論

（1）椰纖維生物炭（CFB）可通過增加玄武巖和花崗巖水稻土pH和有機(jī)質(zhì)等理化性質(zhì)，降低交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Pb含量，增加有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Pb含量。施用CFB顯著降低有效態(tài) Pb含量，且玄武巖母質(zhì)水稻土較花崗巖母質(zhì)水稻土效果更顯著。

（2）相同Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，花崗巖水稻土中糙米Pb含量均高于玄武巖水稻土，隨 Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加（≥250 mg·kg-1），糙米Pb含量增加幅度越高；Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 250、500 mg·kg-1時(shí)，花崗巖和玄武巖水稻土中糙米Pb含量依次超過國家食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)（0.2 mg·kg-1）。施加CFB能夠顯著降低兩種母質(zhì)水稻土的糙米 Pb含量（P＜0.05），玄武巖水稻土中糙米Pb含量的降低程度均大于花崗巖水稻土。