硅和生物炭互作對(duì)空心菜–土壤系統(tǒng)中重金屬生物有效性的影響

李冬琴, 李冰倩, 梁靜, 藍(lán)雪怡, 葉文韻, 黃燊飛, 吳春杏, 李海文

硅和生物炭互作對(duì)空心菜–土壤系統(tǒng)中重金屬生物有效性的影響

李冬琴1,2, 李冰倩1, 梁靜2, 藍(lán)雪怡2, 葉文韻2, 黃燊飛2, 吳春杏2, 李海文2

1. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院, 廣州 510642 2. 嶺南師范學(xué)院生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院, 湛江 524048

通過(guò)盆栽實(shí)驗(yàn)研究了兩種復(fù)合污染(中度污染土壤S1和重度污染土壤S2)條件下硅(Si)、皇竹草生物炭(BC)單施和復(fù)配對(duì)空心菜生長(zhǎng)和吸收重金屬以及土壤中重金屬有效性的影響。結(jié)果顯示: 單施Si、BC及其二者復(fù)配均可顯著促進(jìn)空心菜的生長(zhǎng), 其中復(fù)配組對(duì)空心菜生長(zhǎng)的促進(jìn)效果最好, S1和S2土壤中復(fù)配組空心菜的株高相較于對(duì)照組分別提高了131.72%和123.08%, 根長(zhǎng)分別提高了117.66%和165.66%; 單施Si、BC及其二者復(fù)配均可顯著提高土壤的pH值0.48—2.06個(gè)單位, 其中Si+BC復(fù)配組的提高效果最顯著; 單施Si、BC以及Si+BC復(fù)配均能顯著降低土壤中各重金屬元素的有效態(tài)含量以及空心菜體內(nèi)的各元素含量, 其中復(fù)配組的降低效果最為顯著, 對(duì)S1和S2中Cd、Pb、Zn、Ni、Cu、Cr有效態(tài)含量的降低幅度分別為29.82%、57.72%、64.97%、71.37%、44.63%、82.85% 和42.37%、52.18%、69.48%、49.45%、37.98%、62.75%, 對(duì)S1和S2中空心菜地上部六種重金屬元素含量的降低幅度分別為60.36%、47.07%、74.74%、68.90%、62.14%、34.19%和66.32%、65.48%、51.97%、94.47%、68.59%、72.83%。因此, 硅和生物炭互作可以協(xié)同降低土壤重金屬有效性和空心菜體內(nèi)重金屬的含量, 二者互作可用于菜地土壤重金屬?gòu)?fù)合污染的鈍化修復(fù)。

空心菜; 硅; 生物炭; 重金屬

0 前言

蔬菜是人們?nèi)粘Ｉ钪斜夭豢缮俚氖澄? 但蔬菜受重金屬污染會(huì)對(duì)人體健康造成直接的威脅。調(diào)查數(shù)據(jù)顯示, 我國(guó)多地蔬菜受到了重金屬的污染, 如山東省壽光市蔬菜溫室和江蘇省南部蔬菜生產(chǎn)基地已有Cd和Hg的污染[1], 遼寧鞍山市土壤和蔬菜出現(xiàn)Cd、Pb、Zn和Cu污染[2], 廣東大寶山礦區(qū)土壤和蔬菜Zn、Pb和Cd嚴(yán)重超標(biāo)[3–4], 珠三角典型地區(qū)蔬菜中Cd、Cr、As、Pb、Hg等重金屬含量都嚴(yán)重超出了國(guó)家衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)[5–8]。而且很多研究結(jié)果都表明, 葉類(lèi)蔬菜比其他類(lèi)型蔬菜 (茄屬類(lèi)、甘藍(lán)類(lèi)、根菜類(lèi)、蔥類(lèi)、豆科等) 更容易受到污染[8–14]。陳志良等[8]通過(guò)對(duì)廣州市12個(gè)區(qū)(市)116個(gè)蔬菜樣品的檢測(cè)分析和評(píng)估, 認(rèn)為廣州市居民中日常多食用空心菜、菜心和油麥菜的人群重金屬累積的健康風(fēng)險(xiǎn)較高。因此, 如何有效降低蔬菜吸收積累重金屬是當(dāng)前亟待解決的問(wèn)題。

目前, 國(guó)內(nèi)外治理土壤重金屬污染的途徑主要是將重金屬?gòu)耐寥乐腥コ? 以及改變重金屬在土壤中的形態(tài)和價(jià)態(tài), 降低其在環(huán)境中的遷移及生物有效性, 前者主要適用于重金屬污染嚴(yán)重的土壤, 后者主要適用于輕、中度重金屬污染的土壤?；谖覈?guó)人多地少的具體國(guó)情, 以及我國(guó)農(nóng)田土壤中普遍存在輕、中度的Cd污染, 因此, 有研究者針對(duì)中、輕度重金屬污染土壤的狀況提出并進(jìn)行了“邊生產(chǎn)邊修復(fù)”的技術(shù)措施[15–16]。土壤原位鈍化技術(shù)因周期相對(duì)較短、見(jiàn)效快、修復(fù)效果穩(wěn)定, 被公認(rèn)為是對(duì)重金屬行之有效且成本低的方法, 其作用機(jī)理是通過(guò)增加土壤有機(jī)質(zhì)、陽(yáng)離子代換量, 提高土壤的pH值和電導(dǎo)率等, 使土壤中的重金屬發(fā)生氧化/還原、沉淀、吸附、絡(luò)合等作用, 改變重金屬在土壤中的存在形態(tài), 降低其生物有效性和遷移性, 從而減少作物對(duì)重金屬的吸收[17–18]。

硅(Si)是一種非常有益的元素, 也是某些植物的必需元素[19], 能影響光合作用及葉綠體超微結(jié)構(gòu), 對(duì)植物重金屬的吸收、運(yùn)轉(zhuǎn)有一定的影響[20–22]。前人研究表明, 基施硅肥和噴施葉面硅肥都能作為一種很有潛力的稻米Cd污染控制技術(shù)[20-21]。當(dāng)含硅物質(zhì)進(jìn)入土壤中時(shí), 硅酸鹽的釋放可引起土壤pH的升高, 進(jìn)而降低土壤中重金屬的有效性[23]。此外, 硅酸鹽對(duì)Cd的吸附和共同沉淀作用抑制了Cd向水稻籽粒的轉(zhuǎn)移[24]。生物炭是由生物質(zhì)材料在厭氧條件下經(jīng)熱解炭化產(chǎn)生的一類(lèi)高度芳香化、難溶性的固態(tài)物質(zhì), 具有改良土壤理化性質(zhì)和提高土壤肥力的作用[25]。生物炭因其比表面積大、多孔性及表面官能團(tuán)豐富等特性, 對(duì)重金屬具有較強(qiáng)的吸附性能, 可直接降低其在土壤中的生物可利用性[26–27], 因此成為重金屬污染土壤修復(fù)研究的熱點(diǎn)材料。雖然前人在硅和生物炭對(duì)重金屬有效性方面有一定的研究, 但二者的互作效應(yīng)對(duì)空心菜的生物有效性修復(fù)機(jī)理的研究仍然存在不足。因此本文主要探討硅和生物炭的單施和復(fù)配對(duì)土壤中六種重金屬的生物有效性以及空心菜積累重金屬的影響, 以期找到降低菜地土壤中重金屬有效態(tài)含量的方法, 為農(nóng)田重金屬?gòu)?fù)合污染土壤修復(fù)提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試植物和土壤

本實(shí)驗(yàn)中用到的空心菜品種為泰國(guó)柳葉空心菜。實(shí)驗(yàn)用土為前期盆栽試驗(yàn)留下來(lái)的重金屬污染土壤, 經(jīng)重新充分混勻平衡后形成了兩種不同污染程度的土壤, 分別記為S1(中度重金屬?gòu)?fù)合污染)和S2(重度重金屬?gòu)?fù)合污染), 各重金屬元素的含量見(jiàn)下表1。兩種類(lèi)型土壤的pH分別為5.57和5.18, 全氮、全磷、全鉀的含量分別為: 3.72 g·kg-1、1.65 g·kg-1、59.30 g·kg-1和3.59 g·kg-1、1.65 g·kg-1、63.20 g·kg-1。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

本實(shí)驗(yàn)共設(shè)4個(gè)處理, 分別為單獨(dú)添加0.1%的硅(Si)、單獨(dú)添加3% 的皇竹草生物炭(BC)和0.1%的硅和3% 的皇竹草生物炭復(fù)配組(Si + BC), 以不添加以上物質(zhì)的土壤作為對(duì)照(CK)。在空心菜種植之前加入以上濃度的添加劑, 并充分拌勻平衡2周。Si以硅酸鈉(Na2SiO3, AR)的溶液加入土壤。皇竹草生物炭為本實(shí)驗(yàn)室自制, 其制備步驟為: 將皇竹草秸稈置室溫下自然風(fēng)干, 疊放入托盤(pán)后置于馬弗爐內(nèi)缺氧炭化, 于500 ℃條件下炭化2小時(shí), 待馬弗爐溫度降至室溫后取出黑色殘?jiān)? 磨碎過(guò)0.145 mm篩, 備用。

表1 土壤中的重金屬含量(mg·kg-1)

挑選籽粒飽滿的空心菜種子經(jīng)10% H2O2消毒30分鐘, 用去離子水清洗干凈種子, 以除去H2O2, 在培養(yǎng)箱中進(jìn)行催芽, 48h后選取其中長(zhǎng)勢(shì)一致的幼苗, 移栽到裝有3 kg(干重)上述土壤的塑料盆(直徑15 cm, 高18 cm)中。每個(gè)處理3個(gè)重復(fù), 兩種土壤類(lèi)型共8個(gè)處理, 共24盆。約1周后待空心菜生長(zhǎng)正常了進(jìn)行間苗至每盆3棵。空心菜生長(zhǎng)至可食用時(shí)進(jìn)行收割, 采集植物和土壤進(jìn)行相關(guān)指標(biāo)的測(cè)定。

1.3 分析測(cè)定方法

植物樣品采集后, 直接用直尺測(cè)量其絕對(duì)根長(zhǎng)和絕對(duì)株高, 然后將其地上部和地下部分離, 先用自來(lái)水沖洗, 再用去離子水洗凈后用濾紙吸干植株表面的水分, 分別稱取其鮮重。將植株分裝, 先在烘箱中105 ℃殺青15—20 min, 再70℃烘至恒重。植物地上部和根部干樣采用HNO3-H2O2微波消解法進(jìn)行, 消解液定容后直接用原子吸收儀(島津AA-6800)測(cè)定各金屬的含量。

按照土水比為1:2.5制備懸液, 然后直接用pH計(jì)(FiveEasy Plus FE28)進(jìn)行測(cè)定獲得土壤pH。土壤中各金屬有效態(tài)含量的測(cè)定采用DTPA提取法[28]。在5 g土壤樣品(干重)中加入25 mL已調(diào)至平均pH= 7.2的0.005 mol·L-1的DTPA溶液(0.005 mol·L-1DTPA+0.01 mol·L-1CaCl2+0.1mol·L-1TEA), 振蕩1 h。懸液在5700 g力下離心30 min, 過(guò)濾。土壤樣品浸提液的各元素含量用原子吸收儀進(jìn)行測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析方法

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)以平均數(shù)±標(biāo)準(zhǔn)誤(Mean±Stand Error)表示, 采用Microsoft Excel和SPSS 17.0 進(jìn)行計(jì)算和統(tǒng)計(jì)分析, 并用Ducan 檢驗(yàn)法對(duì)顯著性差異(<0.05)進(jìn)行多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 對(duì)空心菜生長(zhǎng)和積累重金屬含量的影響

2.1.1 對(duì)空心菜生長(zhǎng)的影響

兩種類(lèi)型的土壤中加入不同添加劑后種植的空心菜的株高和根長(zhǎng)見(jiàn)圖1。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明, 單施Si、BC和配合施用Si+BC在S1和S2污染土壤中均顯著增加空心菜的株高和根長(zhǎng), 與CK相比, 株高分別提高了43.02%—107.09%、67.54%—97.55%和131.72%—123.08%, 根長(zhǎng)分別提高了80.18%—92.31%、74.73%—103.96%和117.66%—165.66%, 說(shuō)明施用硅和生物炭均能促進(jìn)空心菜的生長(zhǎng), 其中以二者配合施用的促進(jìn)效果最為顯著。

注: 圖中不同小寫(xiě)字母表示同一土壤類(lèi)型不同施肥處理之間差異顯著(P<0.05)。下同。

Figure 1 The interactive effects of silicon and biochar on plant height and root length of water spinach (cm)

表2 硅和生物炭互作對(duì)空心菜的鮮重和干重的影響(g·株-1)

注 表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤(=12), 同一土壤類(lèi)型之間不同小寫(xiě)字母表示差異顯著。下同。

兩種類(lèi)型土壤中空心菜各部的干重和鮮重見(jiàn)表2。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明, 硅和生物炭的單獨(dú)施用及其聯(lián)合施入都能不同程度地提高空心菜地上部和地下部的生物量, 其中效果最顯著的是Si+BC處理組, S1和S2中的空心菜地上部鮮重分別是對(duì)照組的1.20和5.35倍, 地下部鮮重分別是對(duì)照組的1.62和4.81倍, 地上部干重分別是對(duì)照組的3.29和8.25倍, 地下部干重分別是對(duì)照組的6.00和7.00倍, 說(shuō)明在重度污染土壤中聯(lián)合施加硅和生物炭更能有效緩解重金屬對(duì)空心菜的抑制作用。

2.1.2 對(duì)空心菜體內(nèi)重金屬含量的影響

兩種類(lèi)型的土壤中施入不同添加劑后種植的空心菜地上部和地下部的重金屬含量分別見(jiàn)表3和表4。研究結(jié)果表明: 在S1中的空心菜地上部各元素的含量普遍低于其在S2中的含量, 空心菜地上部各元素的含量普遍低于其地下部的含量; 單施Si、BC的處理組及其復(fù)配組Si+BC均能降低空心菜地上部分和地下部的各元素含量, 其中復(fù)配組Si+BC對(duì)空心菜地上部體內(nèi)重金屬含量的降低效果最為顯著,與對(duì)照相比, S1中空心菜地上部Cd、Pb、Zn、Ni、Cu和Cr含量的降低幅度分別為60.36%、47.07%、74.74%、68.90%、62.14%和34.19%, S2中空心菜地上部Cd、Pb、Zn、Ni、Cu和Cr含量的降低幅度分別為66.32%、65.48%、51.97%、94.47%、68.59%和72.83%; S1中空心菜地下部Cd、Pb、Zn、Ni、Cu和Cr含量的降低幅度分別為64.07%、41.12%、68.39%、85.66%、49.10%和67.92%, S2中空心菜地上部Cd、Pb、Zn、Ni、Cu和Cr含量的降低幅度分別為59.85%、40.43%、74.24%、45.83%、49.45%和62.48%。

2.2 對(duì)土壤pH值和重金屬有效性的影響

2.2.1 pH值

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后兩種類(lèi)型土壤的pH值如圖2所示。結(jié)果表明: 在S1中, Si、BC和Si+BC的添加則顯著提高了土壤pH值 0.48—1.74個(gè)單位, 在S2中, 提高了0.60—2.06個(gè)單位, 由此可見(jiàn)單獨(dú)施加Si、BC及其復(fù)配組Si+BC都可以顯著提高污染土壤的pH值。

表3 硅和生物炭互作條件下空心菜地上部的重金屬含量(mg·kg-1)

表4 硅和生物炭互作條件下空心菜地下部的重金屬含量 (mg·kg-1)

圖2 硅和生物炭互作條件下土壤的pH值

Figure 2 Soil pH value under the interactive condition of silicon and biochar

2.2.2 土壤重金屬有效態(tài)含量

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后兩種類(lèi)型土壤中的重金屬有效態(tài)含量見(jiàn)下表5。研究結(jié)果表明: S1中土壤各元素的有效態(tài)含量普遍低于S2中的含量; 單獨(dú)施加了Si和BC及其復(fù)配組Si+BC處理組的土壤各元素有效態(tài)含量顯著低于其對(duì)照組; 且Si+C處理對(duì)土壤重金屬有效態(tài)的降低效果最為顯著, 與對(duì)照相比, S1中Cd、Pb、Zn、Ni、Cu和Cr有效態(tài)含量的降低幅度分別為29.82%、57.72%、64.97%、71.37%、44.63%和82.85%, S2中Cd、Pb、Zn、Ni、Cu和Cr有效態(tài)含量的降低幅度分別為42.37%、52.18%、69.48%、49.45%、37.98%和62.75%。

表5 硅和生物炭互作條件下土壤中的重金屬有效態(tài)含量 (mg·kg-1)

3 討論

已有研究表明硅酸根離子能夠與土壤中的重金屬發(fā)生化學(xué)反應(yīng), 改變土壤中重金屬的賦存形態(tài), 形成新的不易被植物吸收的硅酸化合物而沉淀下來(lái), 從而使重金屬固定在土壤中。如Li等[29]發(fā)現(xiàn)施硅能夠降低土壤中可利用態(tài)鉛的含量, 從而降低香蕉對(duì)鉛的吸收。此外, 當(dāng)含硅物質(zhì)施入土壤中后, 可通過(guò)提高土壤 pH值來(lái)降低土壤中重金屬離子的移動(dòng)性和生物有效性[30–31]。本研究中, 單一施硅顯著提高了土壤pH值, 同時(shí)顯著降低了土壤和植株中各種重金屬的生物有效性。同樣, Gu等[32]的研究也發(fā)現(xiàn)了隨著富含硅物質(zhì)的增加, 土壤pH顯著提高, 至少減少了土壤中60%的游離重金屬離子。

生物炭是一種豐富的碳材料, 由于含有碳酸鹽、磷酸鹽等無(wú)機(jī)礦物, 以及熱解、碳化過(guò)程中形成的灰分, 其表面pH值較高[33]。因此, 施用生物炭可以提高土壤pH值和SOM含量[34–35]。本研究中, 單施生物炭和生物炭與硅復(fù)配均提高了土壤pH值。同時(shí), 生物炭具有疏松多孔的結(jié)構(gòu)特征和較大的比表面積, 且含有較多的羧基等含氧官能團(tuán), 這些官能團(tuán)能與重金屬通過(guò)絡(luò)合作用形成絡(luò)合物而使得重金屬有效態(tài)降低[34–36]。如Park等[36]的研究發(fā)現(xiàn)重金屬污染土壤中添加雞糞生物炭后可使Cd和Pb的有效態(tài)含量分別降低88.4%和93.5%。本研究結(jié)果也顯示生物炭能顯著降低土壤中Cd、Pb、Zn、Ni、Cu、Cr六種元素的有效態(tài)含量和空心菜體內(nèi)這六種元素的含量。

本研究結(jié)果顯示, 相對(duì)于生物炭和硅的單一施用, 兩者配施對(duì)土壤中Cd、Pb、Zn、Ni、Cu、Cr六種元素的有效態(tài)含量和空心菜體內(nèi)這六種元素的含量的降低幅度更顯著, 說(shuō)明生物炭與硅的聯(lián)合施用對(duì)土壤重金屬的鈍化具有協(xié)同效應(yīng)。一方面可能與生物炭對(duì)重金屬離子的吸附作用有關(guān)[34–35]; 另一方面可能與土壤和植物地下部的硅可進(jìn)一步與Cd、Pb等重金屬形成沉淀, 降低重金屬活性, 并阻礙其向地上部轉(zhuǎn)移有關(guān)[37]。郭娟等[38]也發(fā)現(xiàn)鐵硅材料與生物炭復(fù)合鈍化劑提高土壤pH的效果顯著優(yōu)于單一鈍化劑, 且能顯著降低土壤有效態(tài)Cd、As含量。此外, 生物炭可以改善土壤結(jié)構(gòu), 提高土壤肥力, 而硅作為營(yíng)養(yǎng)元素, 可提高作物生長(zhǎng)與質(zhì)量[19–22, 25]。本研究中, 生物炭和硅配施在協(xié)同改善污染土壤中重金屬生物有效性的同時(shí), 也協(xié)同促進(jìn)了空心菜的生長(zhǎng)。陳思慧等[34]的研究也表明生物炭與葉面硅肥配施能同時(shí)顯著降低土壤中有效態(tài)鎘含量和水稻籽粒鎘含量, 并具有顯著的增產(chǎn)作用。

4 結(jié)論

硅和生物炭的單施和復(fù)配均可顯著促進(jìn)空心菜的生長(zhǎng), 顯著提高土壤的pH值, 顯著降低土壤中Cd、Pb、Zn、Ni、Cu、Cr六種元素的有效態(tài)含量, 進(jìn)而降低空心菜體內(nèi)這六種元素的積累, 其中硅和生物炭配施對(duì)空心菜的生長(zhǎng)和重金屬的生物有效性具有協(xié)同效應(yīng), 因此, 硅和生物炭配施可用于菜地土壤重金屬?gòu)?fù)合污染的原位鈍化修復(fù)。

[1] YANG L Q, HUANG B, HU W Y, et al. Assessment and source identification of trace metals in the soils of greenhouse vegetable production in eastern China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 97(1): 204–209.

[2] XIAO Q, ZONG Y T, LU S G. Assessment of heavy metal pollution and human health risk in urban soils of steel industrial city (Anshan), Liaoning, Northeast China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015, 120: 377–385.

[3] 李梅, 吳啟堂, 李銳, 等. 佛山市郊污灌菜地土壤和蔬菜的重金屬污染狀況與評(píng)價(jià)[J]. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 30(2): 19–21.

[4] ZHAO H, XIA B, FAN C, et al. Human health risk from soil heavy metal contamination under different land uses near Dabaoshan Mine, Southern China[J]. Science of the Total Environment, 2012, 417/418: 45–54.

[5] 羅小玲, 郭慶榮, 謝志宜. 珠江三角洲地區(qū)典型農(nóng)村土壤重金屬污染現(xiàn)狀分析[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2014, 23(3): 485–489.

[6] 付紅波, 李取生, 駱承程, 等. 珠三角灘涂圍墾農(nóng)田土壤和農(nóng)作物重金屬污染[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 28(6): 1142–1146.

[7] HU J L, WU F Y, WU S C, et al. Phytoavailability and phytovariety codetermine the bioaccumulation risk of heavy metal from soils, focusing on Cd-contaminated vegetable farms around the Pearl River Delta, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 91: 18–24.

[8] 陳志良, 黃玲, 周存宇, 等. 廣州市蔬菜中重金屬污染特征研究與評(píng)價(jià)[J]. 環(huán)境科學(xué), 17(1): 389–398.

[9] YANG L Q, HUANG B, HU W Y, et al. Assessment and source identification of trace metals in the soils of greenhouse vegetable production in eastern China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 97: 204–209.

[10] LI Q S, CAI S S, MO C H, et al. Toxic effects of heavy metals and their accumulation in vegetables grown in a saline soil[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2010, 73(1): 84–88.

[11] XU L, LU X, WANG J H, et al. Accumulation status, sources and phytoavailability of metals in greenhouse vegetable production systems in Beijing, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015, 122: 214–220.

[12] LU J H, YANG X P, MENG X C, et al. Predicting cadmium safety thresholds in soils based on cadmium uptake by Chinese cabbage[J]. Pedosphere, 2017, 27(3): 475–481.

[13] YANG Y, ZHANG F S, LI H F, et al. Accumulation of cadmium in the edible parts of six vegetable species grown in Cd-contaminated soils[J]. Journal of Environmental Management, 2009, 90(2): 1117–1122.

[14] LI X H, ZHOU Q X, WEI S H, et al. Identification of cadmiumexcluding welsh onion (L.) cultivars and their mechanisms of low cadmium accumulation[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2012, 19(5): 1773–1780.

[15] 黨志, 盧桂寧, 楊琛, 等. 金屬硫化物礦區(qū)環(huán)境污染的源頭控制與修復(fù)技術(shù)[J]. 華南理工大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2012, 40(10): 83–89.

[16] 徐穩(wěn)定. 超甜38玉米對(duì)鎘的耐受機(jī)理及強(qiáng)化富集研究[M]. 廣州: 華南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2014.

[17] XU Y, LIANG X F, XU Y M, et al. Remediation of heavy metal-polluted agricultural aoils using clay minerals: A Review[J]. Pedosphere, 2017, 27(2): 193–204.

[18] 衛(wèi)澤斌, 郭曉方, 吳啟堂, 等. 混合螯合劑的不同施加方式對(duì)重金屬污染土壤套種修復(fù)效果的影響 [J]. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào) 2016, 37(1) : 29–34.

[19] LIANG Y C, SUN W C, ZHU Y G, CHRISTIE P. Mechanisms of silicon-mediated alleviation of abiotic stresses in higher plants: A review. Environ Pollut, 2007, 147: 422–428.

[20] 陳喆, 鐵柏清, 雷鳴, 等. 施硅方式對(duì)稻米鎘阻隔潛力研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014, 35(7): 762–2770.

[21] 陳喆, 張淼, 葉長(zhǎng)城, 等. 富硅肥料和水分管理對(duì)稻米鎘污染阻控效果研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(12): 4003–4011.

[22] CHEN D M, CHEN D Q, XUE R, et al. Effects of boron, silicon and their interactions on cadmium accumulation and toxicity in rice plants[J].Journal of Hazardous Materials, 2019, 367: 447–455.

[23] LIANG Y C, WONG J W C, WEI L. Silicon mediated enhancement of cadmium tolerance in maize (L.) grown in cadmium contaminated soil[J]. Chemosphere, 2005, 58: 475–483.

[24] SHI Q H, BAO Z Y, ZHU Z J, et al. Silicon-mediated alleviation of Mn toxicity inin relation to activities of superoxide dismutase and ascor-bate peroxidase[J]. Phytochemist, 2005, 66: 1551– 1559.

[25] 唐行燦, 陳金林. 生物炭對(duì)土壤理化和微生物性質(zhì)影響研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)科學(xué), 2018, 37(1): 192–199.

[26] LUCCHINI P, QUILLIAM R S, DELUCA T H, et al. Does biochar application alter heavy metal dynamics in agricultural soil?[J]. Agriculture, Ecosystem and Environment, 2014, 184: 149–157.

[27] OLIVEIRA F R, PATEL A K, JAISI D P, et al. Environmental application of biochar: Current status and perspectives[J]. Bioresource Technology, 2017, 246: 110–122.

[28] 李永濤, 劉科學(xué), 張池, 等. 廣東大寶山地區(qū)重金屬污染水田土壤的Cu Pb Zn Cd 全量與DTPA浸提態(tài)含量的相互關(guān)系研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2004, 23(6): 1110-1114.2–14.

[29] LI L B, HNG C, FU Y Q, et al. Silicate-mediated alleviation of Pb toxicity in banana grown in Pb-conta-minated soil[J]. Biological Trace Element Research, 2012, 145(1): 101.

[30] 陳喆, 張淼, 葉長(zhǎng)城, 等. 富硅肥料和水分管理對(duì)稻米鎘污染阻控效果研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(12): 4003–4011.

[31] DEBONA D, RODRIGUES F A, DATNO L E. Silicon’s role in abiotic and biotic plant stresses[J]. Annual Review of Phytopathology, 2017, 55: 85–107.

[32] GU H H, QIU H, TIAN T, et al. Mitigation effects of Silicon rich amendments on heavy metal accumulation in rice (L.) planted on multimetal contaminated acidic soil[J]. Chemosphere, 2011, 83(9): 1234.

[33] CHEN W, MENG J, HAN X, et al. Past, present, and future of biochar[J]. Biochar, 2019, 1: 75–87.

[34] KUMAR A, TSECHANSKY L, LEW B, et al. Biochar alleviates phytotoxicity in Ficuselastica grown in Zn-contaminated soil[J]. Science of the Total Environment, 2018, 618: 188–198.

[35] 陳思慧, 張亞平, 李飛, 等. 鈍化劑聯(lián)合農(nóng)藝措施修復(fù)鎘污染水稻土[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2019, 38(3): 563–572.

[36] PARK J H, CHOPPALA G K, BOLAN N S, et al. Biochar reduces the bioavailability and phytotoxicity of heavy metals[J]. Plant and Soil, 2011, 348: 439–451.

[37] HUANG H L, RIZWAN M, LI M, et al. Comparative efficacy of organic and inorganic silicon fertilizers on antioxidant response, Cd/Pb accumulation and health risk assessment in wheat (L.) [J]. Environmental Pollution, 2019, 255: 113146.

[38] 郭娟, 羅小麗, 姚愛(ài)軍, 等. 模擬酸雨條件下鐵硅材料和生物炭對(duì)土壤鎘砷形態(tài)及生物有效性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2018, 37(7): 1495–1502.

The interactive effects of silicon and biochar on heavy metal bioavailability in a water spinach-soil system

LI Dongqin1,2, LI bingqian1,LIANG Jing2, LAN Xueyi2, YE Wenyun2, HUANG Shenfei2, WU Chunxin2, LI Haiwen2

1.College of Resources and Environment, South China Agricultural University, Guangzhou 510642 2. Life Science and Technology School, Lingnan Normal University, Zhanjiang, 524048

A pot experiment was conducted to investigate the effects of application of silicon (Si) andRoxb biochar (BC), singly or in combination, on the growth ofForsskal in two heavy metal-polluted soils, one moderately polluted (S1) and the other severely polluted (S2). Heavy metal availability in soil and accumulation characteristics in plant were also investigated. The results showed that application of Si and BC, singly or in combination, significantly promoted the growth ofForsskal, and the promotion effect of the combined addition of Si and BC was the most obvious. Plant height was increased by 131.72% and 123.08% in S1 and S2, respectively, and plant root was increased by 117.66% and 165.66% in S1 and S2, respectively by combined application of Si and BC, as compared to control (no Si or BC). Soil pH increased by 0.48-2.06 unit in the treatments with addition of Si and BC, and the largest increase was observed in the treatment with combined amendment of Si and BC. Application of Si and BC, singly or in combination, significantly decreased heavy metal bioavailability in soil and accumulation in plant. The biggest reduction in Cd, Pb, Zn, Ni, Cu, and Cr bioavailability by29.82%, 57.72%, 64.97%, 71.37%, 44.63%, and 82.85%, respectively, in S1 and 42.37%, 52.18%, 69.48%, 49.45%, 37.98%, and 62.75%, respectively, in S2 was achieved by combined application of Si+BC as compared to control. Similarly, the largest reduction in Cd, Pb, Zn, Ni, Cu, and Cr accumulation in plant aboveground parts was achieved by combined addition of Si and BC, by 60.36%, 47.07%, 74.74%, 68.90%, 62.14%, and 34.19%, respectively, in S1 and 66.32%, 65.48%, 51.97%, 94.47%, 68.59%, and 72.83%, respectively, in S2. Thus, the results indicated that the combined application of the Si and BC can synergically reduce heavy metal availability in soil and their accumulation inForsskal, and combined amendment of Si and BC can be used to remediate heavy metal-polluted vegetable soils.

Forsskal; silicon; biochar; heavy metals

10.14108/j.cnki.1008-8873.2021.06.012

X53

A

1008-8873(2021)06-099-07

李冬琴, 李冰倩, 梁靜, 等. 硅和生物炭互作對(duì)空心菜-土壤系統(tǒng)中重金屬生物有效性的影響[J]. 生態(tài)科學(xué), 2021, 40(6): 99–105.

LI Dongqin, LI Bingqian, Liang Jing, et al. The interactive effects of silicon and biochar on heavy metal bioavailability in a water spinach-soil system[J]. Ecological Science, 2021, 40(6): 99–105.

2020-04-30;

2020-05-10

廣東省基礎(chǔ)與應(yīng)用基礎(chǔ)研究基金(2019A1515012177); 廣東省普通高校青年創(chuàng)新人才類(lèi)項(xiàng)目(2018 KQNCX147); 教育部人文社會(huì)科學(xué)研究青年基金項(xiàng)目(20YJC710053)

李冬琴(1989—), 女, 湖南株洲人, 博士, 講師, 主要從事污染生態(tài)學(xué)研究, E-mail: lidq20131211@126.com