HNO3改性荔枝木生物炭對大豆累積Cu、Ca、As、Cd的影響

唐惠娟，江紅櫻，李霞，向紹錦，曾慶宇，劉俊,2,3,4,5,*，楊飛，吳順

1.南華大學(xué)衡陽醫(yī)學(xué)院，基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)院，細(xì)胞生物學(xué)與遺傳學(xué)教研室，衡陽 421001

2.南華大學(xué)衡陽醫(yī)學(xué)院，基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)院，生態(tài)健康與人類重要疾病防控湖南省高校重點實驗室，衡陽 421001

3.南華大學(xué)衡陽醫(yī)學(xué)院，基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)院，有色金屬礦區(qū)耕地重金屬污染生態(tài)阻抗技術(shù)研究衡陽市重點實驗室，衡陽 421001

4.南華大學(xué)衡陽醫(yī)學(xué)院，基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)院，生物毒理與生態(tài)修復(fù)衡陽市重點實驗室，衡陽 421001

5.南華大學(xué)衡陽醫(yī)學(xué)院，公共衛(wèi)生學(xué)院，典型環(huán)境污染與健康危害湖南省重點實驗室，衡陽 421001

6.中南林業(yè)科技大學(xué)生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，長沙 410018

礦產(chǎn)資源的開發(fā)和利用在人類社會生產(chǎn)生活中發(fā)揮了重要作用，同時也導(dǎo)致了礦區(qū)周邊的農(nóng)田土壤重金屬污染嚴(yán)重[1-2]。我國耕地重金屬污染嚴(yán)重，Cd、Ni、Cu、Zn、Hg和As是主要的污染元素[3]。洞庭湖濕地周圍土壤表層中As和Cd的濃度均超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 15618—2018)中農(nóng)用地土壤篩選值，近年Cd的濃度處于持續(xù)增長狀態(tài)[4]。Ca為植物的必需元素之一，有適量的Ca可減輕Cd、Pb和Zn等重金屬對植株的毒害作用[5]。重金屬在土壤中不能被微生物分解，可長期存在于土壤中，并通過食物鏈的富集作用嚴(yán)重危害人類健康[6]。因此重金屬污染土壤的修復(fù)與利用是人類可持續(xù)發(fā)展中的重要課題。植物修復(fù)技術(shù)可原位減小或消除重金屬對農(nóng)作物的危害，且不會導(dǎo)致二次污染的發(fā)生。從常規(guī)作物中篩選出可適用于不同土壤條件且能大面積種植的修復(fù)品種已成為一種趨勢[7]。

大豆具有生長迅速、高產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)、可吸收累積重金屬等特點，在世界各地廣泛種植，因此其重金屬污染問題嚴(yán)重影響人類社會的食品安全[8-9]。適合在礦區(qū)生長的植物主要為草本植物，草本植物具有強的吸收土壤水分和肥料的能力，這有利于草本植株吸收重金屬[10]。大豆也屬于草本植物，其根系對土壤中的礦質(zhì)元素具有較強的吸收能力。有研究表明，生物炭能促進(jìn)大豆的生長以及對鎘的富集能力[11]。

我國有大面積的荔枝果園，每年果農(nóng)疏剪的荔枝樹枝大量被廢棄，或者被直接焚燒，造成大量的資源浪費和環(huán)境污染。如何合理開發(fā)、利用廢棄的荔枝樹枝，以減少碳排放，成了一個重要的科學(xué)問題。生物炭是一些生物質(zhì)資源通過高溫裂解所形成的富碳材料，在結(jié)構(gòu)上部分高度芳香化，具有豐富的羧基等含氧官能團，有著極好的吸附性能[12]，能夠加強土壤的保水保肥能力[13]，被作為土壤改良劑廣泛應(yīng)用于修復(fù)受污染的土壤[14]。有研究表明，生物炭經(jīng)過生物、物理或化學(xué)改性后，在利用效能、修復(fù)重金屬污染土壤性能等方面有提高[15]。利用硫酸、磷酸、草酸和硝酸等對生物炭進(jìn)行改性處理后，生物炭中的酸性官能團數(shù)目有所提高，且其比表面積也有不同程度的改變[16-17]。Wibowo等[18]利用HNO3對生物炭進(jìn)行改性后，生物炭表面的酸性官能團數(shù)目顯著增加且比表面積增大。

迄今為止，未見有關(guān)經(jīng)HNO3改性生物炭對大豆累積與分配Cu、Ca、As和Cd影響的研究。本項目通過盆栽試驗，研究了向重金屬污染土壤添加HNO3改性的荔枝木生物炭后，大豆生物量、植株及器官累積Cu、Ca、As和Cd的變化，探討了HNO3改性生物炭對大豆累積與分配Cu、Ca、As和Cd的影響，以期為重金屬污染土壤的修復(fù)和大豆食品安全提供理論基礎(chǔ)和科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試材料

供試大豆品種為興隆一號，種子由湖南省農(nóng)業(yè)科學(xué)院提供。供試生物炭原材料為荔枝木，供試土壤取自衡陽市雨母山鄉(xiāng)稻田土壤。供試土壤重金屬Cu、Ca、As和Cd的含量分別為16.188、1 680.525、6.855和0.310 mg·kg-1。

1.2 生物炭的制備及HNO3改性處理

用去離子水將荔枝木洗凈，在80 ℃烘干12 h。然后將荔枝木切成5 cm長的切片，放入坩堝，在馬弗爐中500 ℃炭化6 h。待自然冷卻至25 ℃，將它通過一個0.28 mm的篩子。最后用去離子水沖洗至中性pH值，制得荔枝木生物炭(BC)。

將濃硝酸優(yōu)級純(9.07×10-5mg·L-1)稀釋至1.26×10-5mg·L-1，按每100 g生物炭添加1 L 1.26×10-5mg·L-1HNO3，然后在30 ℃下振蕩8 h，用自來水和去離子水漂洗，最后干燥，制備成HNO3改性荔枝生物炭(HNO3-BC)，將制成的HNO3改性荔枝木生物炭樣品保存于干燥器中。

1.3 盆栽試驗

供試土壤自然風(fēng)干、錘碎、過5 mm篩，保存?zhèn)溆?。按每kg土加0.10 g N、0.15 g P2O5、0.10 g K2O計算，以尿素、磷酸二氫銨和氯化鉀為肥源，溶于水后混勻等量噴灑在土壤中拌勻后裝盆。每盆裝風(fēng)干土4 kg，HNO3改性生物炭添加量為0.125%、0.250%、0.500%和1.000%(改性生物炭在土壤中的質(zhì)量占比)；以不添加HNO3改性生物炭為對照。每處理重復(fù)3次。選取籽粒飽滿的種子，0.5%次氯酸鈉浸泡消毒30 min，用去離子水沖洗。將沖洗后的種子播于盆栽土壤中，每盆4粒種子。

盆栽不定期澆灌蒸餾水，以保持土壤持水量在70%左右，且需定期除草等。在大豆植株表現(xiàn)為兩葉一心時，各盆保留長勢相近的2棵健壯植株，待大豆成熟，收獲成熟大豆植株地上部分和地下部分。

1.4 測定項目與方法

將收獲的大豆植株分為根、莖、葉、籽粒和豆莢5個部分，先后用自來水和去離子水洗凈，置于105 ℃烘箱內(nèi)殺青1 h，再調(diào)至80 ℃烘至恒重。稱量每株大豆各器官的生物量(干質(zhì)量)后，使用非金屬器械將烘干的植物樣品粉碎、混勻后分別裝入密封袋保存。植株各部位重金屬含量采用HNO3-HClO4體系消化[19]。供試土壤重金屬含量采用HNO3-HCl-HClO3消解[20]。

消解液中Cu濃度用火焰原子吸收光譜法測定，As采用原子熒光光譜儀測定，Ca和Cd濃度用原子吸收分光光度法測定[21-22]。各元素含量測定過程以國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤和植物進(jìn)行質(zhì)量控制，Cu、Ca、As和Cd這幾個元素的回收率在97.1%～103.0%范圍內(nèi)，符合元素分析質(zhì)量控制標(biāo)準(zhǔn)。

1.5 數(shù)據(jù)處理及分析

大豆植株重金屬總量的計算公式：植株重金屬總量=根生物量×根重金屬濃度+莖生物量×莖重金屬濃度+葉生物量×葉重金屬濃度+豆莢生物量× 豆莢重金屬濃度+籽粒生物量×籽粒重金屬濃度。大豆植株生物量=根生物量+莖生物量+葉生物量+豆莢生物量+籽粒生物量。

采用Excel 2016和SPSS 16.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析，實驗數(shù)據(jù)用“平均值±標(biāo)準(zhǔn)差”表示。

2 結(jié)果(Results)

2.1 HNO3改性荔枝木生物炭表面結(jié)構(gòu)變化

由圖1可知，改性前，BC表面呈蜂窩狀，窩孔結(jié)構(gòu)較多、長度不一，表面灰分較少。改性后的HNO3-BC表面孔網(wǎng)結(jié)構(gòu)更加規(guī)整，呈更加清晰的長條狀凹槽結(jié)構(gòu)；同時表面微孔結(jié)構(gòu)增多，孔內(nèi)有較多微小顆粒堆積。

圖1 荔枝木生物炭(BC)的掃描電鏡圖注：(a) BC；(b) HNO3-BC。Fig.1 SEM analysis of lychee biochar (BC)Note:(a) BC;(b) HNO3-BC.

2.2 HNO3改性生物炭對大豆植株和大豆籽粒生物量的影響

由圖2可知，向重金屬污染土壤施加HNO3改性生物炭對大豆植株的生物量影響顯著(P<0.05)。在一定生物炭施用范圍內(nèi)，隨著HNO3改性生物炭施用量的增加，大豆植株生物量明顯降低，但達(dá)到一定施用量時大豆植株的生物量顯著增加(P<0.05)。在HNO3改性生物炭施用量為0.500%時，大豆植株的生物量達(dá)到最低值，比對照組降低了9.140%；在HNO3改性生物炭施用量為1.000%時，大豆植株的生物量達(dá)到最大值，比對照組增加了5.376%。由圖2可知，向復(fù)合重金屬污染土壤施加HNO3改性生物炭后，大豆籽粒的生物量顯著增加(P<0.05)。在HNO3改性生物炭施用量為1.000%時，大豆籽粒的生物量達(dá)到最大值，與對照組相比增加了25.000%。

圖2 HNO3改性生物炭對大豆植株和大豆籽粒生物量的影響注：不同小寫字母表示不同生物炭用量間差異顯著(P<0.05)。Fig.2 Effect of HNO3 modified biochar on the biomass of soybean plant and soybean seedsNote:The different lowercase letters indicate significant difference among different biochar dosage (P<0.05).

2.3 HNO3改性生物炭對大豆植株累積重金屬總量的影響

由表1可知，向重金屬污染土壤中施加HNO3改性生物炭后，大豆植株累積Cu、As、Cd和Ca的總量顯著增加(P<0.05)。在HNO3改性生物炭施用量為0.125%時，大豆植株累積的As總量達(dá)到最大值，比對照組增加了47.059%；在HNO3改性生物炭施用量為0.250%時，大豆植株累積的Cu和Cd總量達(dá)到最大值，分別比對照組增加了25.506%和44.048%；在HNO3改性生物炭施用量為1.000%時，大豆植株累積的Ca總量達(dá)到最大值，比對照組增加了65.778%。

表1 施用HNO3改性生物炭對大豆植株累積重金屬總量的影響Table 1 Effect of applying HNO3 modified biochar on the total heavy metals accumulated in soybean plants

2.4 HNO3改性生物炭對大豆植株各器官累積重金屬的影響

2.4.1 大豆植株各部位Cu含量

由表2可知，向重金屬污染土壤施用HNO3改性生物炭后，大豆植株根、豆莢和籽粒中Cu含量顯著增加(P<0.05)。在HNO3改性生物炭施用量為0.250%時，大豆植株根、豆莢和籽粒中的Cu含量達(dá)到最大值，比對照組分別增加了174.777%、46.518%和33.574%。HNO3改性生物炭施用量為0.500%時，大豆植株莖和葉中的Cu含量達(dá)到最大值，比對照組分別增加了18.693%和22.882%。

2.4.2 大豆植株各部位As含量

由表2可知，向重金屬污染土壤施用HNO3改性生物炭后，大豆植株根、莖、豆莢和籽粒中As的含量顯著增加(P<0.05)。在HNO3改性生物炭施用量為1.000%時，大豆植株根、莖和籽粒中的As含量達(dá)到最大值，比對照組分別增加了88.870%、11.111%和23.611%。在HNO3改性生物炭施用量為0.125%時，大豆植株豆莢中As含量達(dá)到最大值，比對照組增加了42.424%。

2.4.3 大豆植株各部位Cd含量

由表2可知，向重金屬污染土壤施用HNO3改性生物炭后，對大豆植株各器官中Cd的含量影響顯著(P<0.05)。大豆植株根和豆莢中Cd含量較對照組顯著增加，分別在施用量為0.250%、1.000%時達(dá)到最大值，比對照組分別增加了176.002%、28.732%。在施用量為0.125%時，大豆植株莖和葉中Cd含量顯著降低(P<0.05)；隨著施用量的增加，莖和葉中Cd的含量顯著增加(P<0.05)，分別在施用量為0.500%、1.000%時達(dá)到最大值，比對照組分別增加了8.141%、59.407%。施加HNO3改性生物炭后，大豆植株籽粒中Cd的含量顯著降低，在施用量為1.000%時，籽粒中Cd的含量達(dá)到最小值，比對照組降低了69.620%。

2.4.4 大豆植株各部位Ca含量

由表2可知，向重金屬污染土壤施用HNO3改性生物炭后，大豆植株各器官Ca的含量顯著增加(P<0.05)。在HNO3改性生物炭施用量為0.125%時，大豆根中Ca含量達(dá)到最大值，比對照組增加了100.706%。在HNO3改性生物炭施用量為1.000%時，大豆莖、葉、豆莢和籽粒中Ca含量達(dá)到最大值，比對照組分別增加了30.995%、72.871%、33.853%和20.093%。

表2 施用HNO3改性生物炭對大豆植株各器官重金屬含量的影響Table 2 Effect of applying HNO3 modified biochar on the accumulated heavy metals in the organs of soybean plants

3 討論(Discussion)

3.1 HNO3改性生物炭對大豆植株生長的影響

As-Cd復(fù)合污染對大豆植株的生長具有抑制作用，且As-Cd復(fù)合污染比單元素As污染對大豆植株生長的抑制作用更強[23]。Cu是植物生長必需的微量元素，但是植物組織中過量的Cu會產(chǎn)生毒害作用，如降低植物的光合作用及對礦物質(zhì)元素的吸收能力等[24]。Ca能促進(jìn)大豆植株某些酶的活化，改善大豆根瘤的固氮能力，從而促進(jìn)大豆植株的生長發(fā)育[25]。有研究表明，Ca能有效緩解重金屬對植物的毒害作用[26-27]，氯化鈣的施加可促進(jìn)大豆的生長[28]。有研究發(fā)現(xiàn)，向土壤中施用100 t·hm-2的生物炭，并配施氮肥，可使蘿卜的干物質(zhì)質(zhì)量增加95%～266%[29]。在不同類型和不同利用方式的土壤中添加生物炭后，土壤中pH增加、有機碳、全氮和速效鉀等含量均顯著提高[30-33]。施用生物炭可改善土壤板結(jié)、通氣性和含水率等，其中含水率隨生物炭施用量的增加而增加[34-35]。

研究表明，重金屬在植物體內(nèi)的累積會影響植株生物量的增長及其在各器官中的分配格局[36-37]。在本研究中，HNO3改性生物炭的施用促進(jìn)了大豆植株對Cu、Ca、As和Cd的吸收，因此大豆植株會受到Cu、As和Cd的毒害作用；同時HNO3改性生物炭對土壤性質(zhì)的改善可促進(jìn)大豆植株的生長，大豆植株各器官累積Ca含量的增加可拮抗Cu、As和Cd對大豆植株的毒害作用。本研究結(jié)果表明，在低濃度生物炭施用量范圍內(nèi)，HNO3改性生物炭對大豆植株的生長有一定的抑制作用?？赡苁怯捎贖NO3改性生物炭促進(jìn)了Cu、As和Cd的累積，Cu、As和Cd對大豆植株的毒害作用占優(yōu)勢，從而抑制了大豆植株的生長；高濃度的HNO3改性生物炭促進(jìn)了大豆植株的生長，可能由于隨著HNO3改性生物炭濃度的增加，大豆植株累積Ca的含量逐漸增加，Ca對大豆植株的解毒作用及土壤理化性質(zhì)改善促進(jìn)大豆植株生長協(xié)同作用的結(jié)果。在本研究中，施用HNO3改性生物炭后，大豆籽粒的生物量顯著增加。這可能是由于As、Cd主要分布于大豆植株的營養(yǎng)器官，籽粒中Cd含量顯著降低；同時大豆植株各器官Ca含量增加、土壤理化性質(zhì)改善。因此在低濃度生物炭施用范圍內(nèi)，大豆植株其他各器官的生長受到了Cu、As和Cd抑制，但大豆籽粒的生長受到了促進(jìn)作用。本研究發(fā)現(xiàn)，大豆植株各器官中累積的Cu、Ca、As和Cd等重金屬含量隨HNO3改性生物炭的施用量不同而改變，進(jìn)而導(dǎo)致大豆植株各器官的生物量分配格局發(fā)生改變；但其機制尚不明確，值得進(jìn)一步探究。

3.2 HNO3改性生物炭對大豆植株累積重金屬的影響

土壤中可經(jīng)遷移被植物吸收的重金屬為有效態(tài)重金屬，重金屬的有效性決定了其在土壤中的毒害作用[38]。土壤pH值是重金屬形態(tài)和遷移的關(guān)鍵控制因素，有研究表明，土壤中有效態(tài)Pb和有效態(tài)Cd的含量與有機質(zhì)含量和pH值存在負(fù)相關(guān)關(guān)系，通過提高土壤的pH值并施用有機鈍化劑可有效降低重金屬的有效態(tài)[39-40]。采用不同的處理方法對生物炭進(jìn)行處理后，生物炭的各種表面理化性質(zhì)將發(fā)生改變，包括生物炭的表面官能團、表面積和表面電荷等的改變[41-43]。如經(jīng)酸堿處理、磁化處理等改性處理的生物炭一般其比表面積增大、表面官能團增多，因此其吸附能力得到提高[44]。有學(xué)者利用HNO3對松木屑生物炭進(jìn)行改性處理，經(jīng)改性后的生物炭比表面積、總孔容積及表面的酸性基團羧基、酚羥基顯著增加[45]。楊蘭等[46]利用HNO3對油菜秸稈制備的生物炭進(jìn)行改性，結(jié)果表明HNO3改性生物炭可降低土壤中的pH值，提高了土壤中Cd的有效態(tài)含量。

本研究中生物炭經(jīng)HNO3改性后，呈現(xiàn)清晰的條狀凹槽結(jié)構(gòu)，微孔結(jié)構(gòu)增多，孔內(nèi)有較多微小顆粒堆積，使孔隙空間減小，增加了生物炭的比表面積。這是由于HNO3具有強氧化性，生物炭表面發(fā)生氧化作用，打通了表面封閉的細(xì)小微孔結(jié)構(gòu)，同時使孔壁坍塌成較大孔徑[47]。本研究結(jié)果表明，向重金屬污染土壤中施加HNO3改性生物炭后，大豆植株對Cu、Ca、As和Cd的累積作用均顯著提高。這可能是由于經(jīng)HNO3改性的生物炭比表面積及總孔容積增加，對大豆植株根際周圍土壤的持水作用增強，促進(jìn)了Cu、Ca、As和Cd隨著水分向大豆植株的遷移和積累；同時由于HNO3改性的生物炭酸性基團顯著增加，施用HNO3改性生物炭降低了土壤中的pH值，增加了土壤中有機質(zhì)含量，促進(jìn)重金屬在土壤中的水解，大豆根際土壤對Cu、Ca、As和Cd的吸附作用減弱。

3.3 HNO3改性生物炭對大豆植株各器官中重金屬含量的影響

由表2可知，Cu在大豆植株中含量分布為根>籽粒>葉>莖>豆莢，As在大豆植株中含量分布為根>葉>豆莢≈莖>籽粒，Cd在大豆植株中含量分布為根>葉>莖>豆莢>籽粒，Ca在大豆植株中的含量分布為葉>莖>豆莢>根>籽粒。由此可見，Cu、As、Cd和Ca在大豆植株各器官的分布具有差異性。重金屬在植物中的分布規(guī)律一般為地下部分>地上部分，即根>莖葉>籽粒。本研究中Cu在籽粒中的含量高于在莖葉中的含量，有研究表明，大豆豆莢和籽粒中的Cu含量高于莖葉，Cu為植物必需元素之一，易于向籽粒轉(zhuǎn)移[48]，本研究結(jié)果與其一致；Ca主要分布在葉中，這是因為Ca參與植物的光合作用、氧化磷酸化，因此Ca易向葉片遷移[49]。

本研究中向土壤施加HNO3改性生物炭，大豆植株對Cu、Ca、As和Cd的累積總量增加。各HNO3改性生物炭施用水平均顯著增加了Cu、Ca和As在根、豆莢和籽粒的累積量，且大豆籽粒的生物量明顯增加。因此可能是由于籽粒的生長及HNO3改性生物炭促進(jìn)了大豆植株水分的吸收，從而促進(jìn)了Cu、Ca和As隨著營養(yǎng)物質(zhì)及水分由根部向籽粒的遷移。大豆植株各器官中根部是大豆植株累積Cd的主要器官，將Cd從根部運往地上部的能力弱[50]。研究表明，大豆植株受到Cd脅迫時，大豆植株可以將吸收的Cd大部分保留在營養(yǎng)器官中，進(jìn)而減少籽粒中的Cd含量[51]，與本試驗研究的結(jié)果一致。大豆植株葉片和豆莢對Cd的累積影響Cd在大豆植株其他各器官中的分布，特別是影響Cd在籽粒中的累積[51]。有研究表明，Cd是易溶于水的金屬元素，Cd和水分易受水稻葉片蒸騰作用的影響而向葉片轉(zhuǎn)移，生物炭的施用可以加強這一影響[52]。另有研究表明，施用生物炭可以相對增加水稻籽粒Cd庫的相對容量，使水稻籽粒的Cd含量降低[53]。本研究中Cd在豆莢、葉片中的含量明顯增加，但在籽粒中的含量明顯降低。可能是由于HNO3改性生物炭的施用提高了大豆根際土壤的持水率，大豆植株葉片的蒸騰作用增強，從而促進(jìn)了Cd和水分子向葉片的轉(zhuǎn)移；HNO3改性生物炭還可通過增加大豆籽粒Cd庫的相對容量，繼而使大豆籽粒Cd含量降低。

3.4 “HNO3改性生物炭+大豆植株”模式修復(fù)重金屬污染農(nóng)田的潛力

素有“魚米之鄉(xiāng)”美稱的湖南省土壤重金屬污染嚴(yán)重，并已影響農(nóng)產(chǎn)品食品安全與人類健康[4,22]。研究表明，湖南省湘潭市、株洲市和衡陽市等地抽檢的稻米Cd、As嚴(yán)重超標(biāo)[54-55]。因此，有必要對湖南省耕地土壤進(jìn)行重金屬修復(fù)和阻控[56]。本研究中，向重金屬污染土壤施加HNO3改性生物炭后，大豆植株對Cu、As、Cd和Ca的累積能力明顯增強。在HNO3改性生物炭用量為0.25%時，每株大豆可有效去除重金屬污染土壤中Cu(0.310 mg)、As(0.020 mg)和Cd(0.121 mg)，按一般農(nóng)田種植密度，預(yù)計種植20萬株·hm-2(添加HNO3改性生物炭改良土壤)，可去除重金屬污染土壤Cu 62 020 mg、As 3 920 mg和Cd 24 140 mg。HNO3改性生物炭可降低籽粒中Cd含量，增加籽粒中As的含量，同時大豆籽粒的生物量明顯增加。參照谷類的標(biāo)準(zhǔn)，籽粒的As與Cd含量均未超出《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》(GB 2762—2017)食品安全限量值。Cd在大豆籽粒中主要存在于粗蛋白和淀粉中，只有極少量分布于粗脂肪中，因此可以利用Cd脅迫下生產(chǎn)的大豆籽粒提煉植物油，進(jìn)一步降低大豆籽粒中Cd的健康風(fēng)險[57]。近年來，生物能源材料因具有可再生性、安全性好等特點，正在被逐步開發(fā)利用[58]，大豆油可作為生物柴油的原料，利用大豆油制備生物柴油的相關(guān)研究越來越多[59-61]。因此，HNO3改性生物炭可提高大豆植株修復(fù)重金屬污染土壤的能力，同時可促進(jìn)大豆植株可食用部分籽粒的生物量的增長，且大豆籽粒中As與Cd的含量未超出《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》(GB 2762—2017)標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定的食品限量值。