施用生物炭对土壤Cd形态转化及烤烟吸收Cd的影响

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本站小编 Free考研考试/2021-12-31

周涵君¹, 马静¹, 韩秋静¹, 秦燚鹤¹, 程昌新², 王勇³, 叶协锋¹
1. 河南农业大学烟草学院, 国家烟草栽培生理生化研究基地, 烟草行业烟草栽培重点实验室, 郑州 450002;
2. 红云红河集团, 昆明 650000;
3. 重庆市烟草公司, 重庆 400000
收稿日期: 2018-01-22; 修回日期: 2018-03-07; 录用日期: 2018-03-07
基金项目: 烟草行业烟草栽培重点实验室项目（No.30800665）；河南省烟草公司项目（No.HYKJ201301）；重庆市烟草公司项目（No.NY20140401070010）
作者简介: 周涵君(1993-), 女, E-mail:503837149@qq.com
通讯作者（责任作者）: 叶协锋, E-mail:yexiefeng@163.com

摘要: 采用盆栽试验模拟Cd污染土壤，研究施用烟秆炭（0、10、20 g·kg^-1）对土壤pH、有机质含量、土壤Cd形态分布及烤烟Cd含量和Cd累积量的影响.结果表明：随着生育期的延长，土壤pH和有机质含量均呈现升高的趋势.在同一Cd污染水平下，土壤pH和有机质含量均随生物炭施用量的增加而升高.随生物炭施用量的增加，土壤有效态Cd和可交换态Cd含量显著降低，土壤碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化物结合态Cd、有机结合态Cd和残渣态Cd含量升高.移栽后30 d，处理G2T2和G2T1的土壤有效态Cd含量的降幅分别达到45.59%和24.56%.外源添加Cd的土壤中，土壤pH和有机质含量均与土壤有效态Cd和可交换态Cd含量呈显著负相关关系（p < 0.01），与土壤碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化物结合态Cd和有机结合态Cd含量呈显著正相关关系（p < 0.01）.在Cd污染土壤上，施用生物炭能明显降低烟株各部位Cd含量，烟株各部位干物质积累量随生物炭施用量的增加显著升高，烟株各部位Cd累积量和总Cd累积量随生物炭施用量的增加呈降低的趋势.由此说明，在Cd污染的土壤上施用生物炭能够使土壤中可被植物吸收利用的有效态Cd转化为潜在的无效态Cd，从而达到修复土壤并减轻作物受Cd毒害的目的.
关键词:生物炭土壤Cd形态烤烟吸收累积
Effects of biochar addition on the soil Cd fraction and the absorption of Cd by tobacco
ZHOU Hanjun¹, MA Jing¹, HAN Qiujing¹, QIN Yihe¹, CHENG Changxin², WANG Yong³, YE Xiefeng¹
1. National Tobacco Cultivation and Physiology and Biochemistry Research Centre, Key Laboratory for Tobacco Cultivation of Tobacco Industry, Tobacco Science College of Henan Agricultural University, Zhengzhou 450002;
2. Hongyunhonghe Group, Kunming 650000;
3. Chongqing Tobacco Company, Chongqing 400000
Received 22 January 2018; received in revised from 7 March 2018; accepted 7 March 2018
Supported by the Program of Key Laboratory for Tobacco Cultivation of Tobacco Industry(No.30800665), the Henan Province Tobacco Companies Project(No.HYKJ201301) and the Chongqing Tobacco Companies Project(No.NY20140401070010)
Biography: ZHOU Hanjun(1993—), female, E-mail: 503837149@qq.com
^*Corresponding author: YE Xiefeng, E-mail:yexiefeng@163.com
Abstract: A pot experiment was carried out to study the effects of biochar addition (0, 10, 20 g·kg^-1) on soil pH, organic matter content, soil Cd fraction, the Cd concentrations and accumulation in tobacco plants in the Cd polluted soil. The results demonstrated that soil pH and organic matter content showed an increasing trend as the growing season progressed. Soil pH and organic matter content increased with the increase of biochar rate under the same biochar rate. With the increase of biochar rate, soil available Cd content and exchangeable Cd content decreased significantly, whereas the soil carbonate bound Cd content, Fe-Mn oxide bound Cd content, organic bound Cd content and residual Cd content showed an opposite trend. The soil available Cd contents in the G2T2 and G2T1 treatments decreased by 45.59% and 24.56%, respectively, at 30 d after transplanting. In the Cd polluted soil, both the soil pH and organic matter content presented a significantly negative correlation with the soil available Cd content and the exchangeable Cd content. However, the soil pH and organic matter content were significantly and positively correlated with soil carbonate bound Cd, Fe-Mn oxide bound Cd and organic-bound Cd. In the Cd contaminated soil, application of biochar significantly reduced the Cd content in different parts of tobacco plants. The dry matter accumulation in each part of tobacco plants increased markedly with the increase of biochar rate, and the Cd accumulation in different parts of tobacco plants and the total Cd accumulation decreased with the increase of biochar rate. The application of biochar in Cd contaminated soil can transform the available Cd forms into unavailable forms, which is beneficial to restore the soil and reduce the toxicity of Cd to crops.
Keywords: biocharsoil Cd fractiontobaccoabsorption and accumulation
1 引言(Introduction)随着工业、城市污染的加剧和农用化学物质种类、数量的增加, 土壤重金属污染日益严重.2014年4月17日我国环境保护部和国土资源部联合发布了《全国土壤污染状况调查公报》, 指出我国重金属污染主要涉及Cd、As、Pb等污染物质, 其中, 土壤重金属污染点位超标率最高的是Cd, 达到7.0%.Cd因其生物活性强、毒性高对食品安全和人类健康的危害尤为严重, 土壤中的Cd被植物吸收后, 可通过食物链在人体内蓄积, 对人体健康造成威胁(Pinto et al., 2004; Peraltavidea et al., 2009).土壤总Cd含量只能表征其在土壤中的累积量, Cd的生物有效性和移动性主要取决于其在土壤中的形态分布情况, 按照Tessier等(1979)的连续提取法划分, 土壤中重金属可分为交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态、残渣态.Kong等(2003)认为, 土壤中重金属的毒性与交换态重金属含量显著相关.Cd在土壤中的形态分布受土壤特性的影响, 如土壤pH、有机质含量、土壤溶液的离子强度、铁锰氧化物、氧化还原能力及土壤表面吸附能力, 其中, 土壤pH和有机质含量是影响土壤Cd有效性的重要原因(Narwal et al., 1998).大量研究表明(谢飞等, 2014；秦余丽等, 2016), 土壤pH与土壤有效态Cd含量呈负相关关系.土壤pH升高, 土壤有机质、黏土矿物和水合氧化物表面的负电荷增多, 土壤对Cd²⁺的吸附能力增强, 而土壤pH降低时, 碳酸盐溶解, 从而使碳酸盐结合态Cd释放转化为可溶性Cd²⁺(朱健等, 2016).因此, 为了准确评估重金属对生物体的危害, 研究其在土壤中的形态分布及影响因素尤为重要(Li et al., 2007).
生物炭是近年来研究的热点, 生物炭是生物质材料在缺氧条件下经过热解炭化后形成的具有多孔特性类似木炭的富含碳元素的产物(Marris et al., 2006), 因具有较高的pH和CEC, 以及较大的比表面积和丰富的孔隙结构(刘玉学等, 2009；李力等, 2011), 使其对重金属离子具有较强的吸附能力, 可以有效降低土壤中重金属有效性, 对酸性土壤有较好的改良作用, 因此, 生物炭作为一类新型环境功能材料引起了广泛关注(徐楠楠等, 2013).林爱军等(2007)研究表明, 骨炭可以吸附固定土壤中的Pb, 改变Pb的化学形态, 降低Pb的生物可利用性；Houben等(2013)报道, 在Cd污染土壤添加10%生物炭后, 土壤生物有效态Cd含量降低约71%.王艳红等(2015)研究发现, 随着稻壳基生物炭用量的增加, 土壤NH₄OAc提取态Cd含量和弱酸提取态Cd含量显著降低.但关于生物炭对植烟土壤中重金属形态的影响和生物炭对重金属在作物体内吸收累积影响的报道较少.因此, 本文采用盆栽试验, 研究不同Cd剂量下(0、30、60 mg·kg^-1；选择该剂量的主要原因：烤烟是一种蒸腾作用和矿质元素吸收作用强的作物, 对重金属有较强的富集能力, 为明确添加生物炭对烤烟Cd胁迫的缓解作用, 故选择该Cd剂量)施用烟秆生物炭(0、10、20 g·kg^-1)对土壤Cd形态和分布的影响, 同时分析施用生物炭后, 烤烟对Cd的吸收累积, 以期为生物炭修复Cd污染土壤并在大田中应用提供理论依据.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 试验材料盆栽试验于2016年在郑州河南农业大学科教园区进行, 盆栽用土取自重庆市石柱县大田耕层的红壤土, 将土壤自然风干后, 过5 mm筛, 每盆装土25 kg.土壤pH为4.52, 有机质为13.65 g·kg^-1, 碱解氮为124.32 mg·kg^-1, 速效磷为10.45 mg·kg^-1, 速效钾为344.00 mg·kg^-1, 总Cd为0.13 mg·kg^-1.烤烟品种为云烟87.试验用盆为塑料盆, 上口直径为38 cm, 下口直径为35 cm, 高度为30 cm.试验前, 先在试验地上起垄, 按120 cm×50 cm的行株距, 将盆置于垄沟内, 再对垄沟进行封土.烟秆生物炭购自河南省三利能源有限公司, 在450 ℃低氧条件下制作, pH为9.67, 全碳75.6%, CEC(阳离子交换量)为85.65 cmol·kg^-1, 总Cd为0.088 mg·kg^-1.
2.2 试验设计本试验为二因素试验, 外源添加Cd 0 mg·kg^-1(G0)、30 mg·kg^-1 (G1)、60 mg·kg^-1 (G2), 分别添加生物炭0 g·kg^-1(T0)、10 g·kg^-1 (T1)、20 g·kg^-1 (T2), 共计9个处理, 分别为：G0T0、G0T1、G0T2、G1T0、G1T1、G1T2、G2T0、G2T1、G2T2, 每个处理20个重复.为使外源添加Cd得到老化(Cd以固体硝酸镉的形式加入), 移栽前两周将土装盆, 装盆前将各种添加物(肥料和生物炭)与土壤充分混合, 采用的肥料及外源添加物为：硝酸镉、硝酸铵、磷酸二氢钙、硫酸钾、烟秆生物炭.每盆施纯氮4.5 g, N:P₂O₅:K₂O为1:2:3.肥料一次施完, 中间不再施用追肥.其他管理措施与优质烟叶栽培管理措施一致.
2.3 测定项目与方法2.3.1 样品采集分别于移栽后30、55、80和100 d在烟株根系附近取土壤样品, 自然风干后过筛, 用自封袋保存备用.在移栽后100 d取烤烟植株样品, 各处理分别取3株长势一致的烟株, 用自来水洗净后再用去离子水冲洗数遍, 分根、茎、叶, 叶分为上部叶(13~18片)、中部叶(7~12片)和下部叶(1~6片), 在105 ℃下杀青15 min, 于65 ℃烘干至恒重, 分别称量干重.
2.3.2 烟株Cd含量测定烟株Cd含量采用国标GB 5009.15—2014中干法灰化法, 并通过ICP-OES电感耦合等离子原子发射光谱仪(VISTA-MPX, 美国Varian)测定.
2.3.3 土壤pH、有机质及Cd含量测定土壤pH测定采用电位法, 水土比2.5:1.土壤有机质含量测定采用重铬酸钾外加热法(鲁如坤, 2000).土壤有效态Cd参照国标GB/T23739—2009, 采用DTPA浸提剂浸提, ICP-OES电感耦合等离子原子发射光谱仪(VISTA-MPX, 美国Varian)测定, 土壤全Cd含量采用硝酸-氢氟酸-过氧化氢体系消解, 原子吸收光谱仪(Z-2000, 日立Hitachi)测定.土壤中Cd形态分级采用Tessier等提出的5级分组法, 将土壤Cd分为：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机质结合态和残渣态.
2.4 数据处理采用Excel2010进行数据的基本处理, SPSS22.0进行数据分析及差异显著性检验.
3 结果(Results)3.1 施用生物炭对土壤pH的影响不同生育期的土壤pH变化如图 1所示.从图 1中可以看出, 随着生育期的延长各处理土壤pH均呈升高趋势.在相同生育期的同一Cd污染水平下, 土壤pH均随生物炭施用量的增加呈升高趋势, 如移栽后30 d, 处理G0T0、G0T1和G0T2的土壤pH分别为4.48、5.23和6.61, 处理G1T0、G1T1和G1T2的土壤pH分别为4.51、5.62和6.80；移栽后80 d, 处理G2T2和G2T1的土壤pH分别比处理G2T0升高了2.23和1.20, 且生物炭不同施用量间呈现显著差异(p < 0.05).在同一时期, 不同Cd污染水平下, 施加等量生物炭的各处理间差异不显著.
图 1(Fig. 1)

图 1 生物炭对土壤pH的影响(图中相同小写字母表示同一生育期处理间没有显著差异, 不同小写字母表示处理间存在显著差异(p < 0.05) Fig. 1Effects of biochar on pH of soil

3.2 施用生物炭对土壤有机质含量影响施用生物炭后, 土壤有机质含量变化如图 2所示.随着生育期的延长, 各处理土壤有机质含量均呈升高趋势.各个测定时期土壤有机质含量随生物炭施用量的增加呈升高趋势, 而同一时期施加等量生物炭的各处理之间土壤有机质含量差异不显著.移栽后55 d, 处理G0T1和G0T2的土壤有机质含量分别为12.55和16.85 g·kg^-1, 分别是处理G0T0的1.45和1.85倍.移栽后80 d, 处理G1T1和G1T2的土壤有机质含量分别是处理G1T0的1.62和1.70倍, 处理G2T1和G2T2的土壤有机质含量分别是处理G2T0的1.37和2.04倍.移栽后100 d, 处理G2T2的土壤有机质含量最大, 为23.57 mg·kg^-1.
图 2(Fig. 2)

图 2 生物炭对土壤有机质含量的影响 Fig. 2Effects of biochar on the organic matter content of soil

3.3 施用生物炭对土壤有效态Cd含量的影响由图 3可以看出, 土壤有效态Cd含量随生育期的延长呈现降低的趋势.施加生物炭后, 土壤有效态Cd含量也明显降低.移栽后30 d, 对比处理G2T0, 处理G2T2和G2T1的土壤有效态Cd含量的降幅分别为45.59%和24.56%.从移栽后30~100 d, 处理G1T2和G1T1的土壤有效态Cd含量分别降了5.36和4.88 mg·kg^-1.
图 3(Fig. 3)

图 3 生物炭对土壤有效态Cd含量的影响 Fig. 3Effects of biochar on the content of available Cd of soil

3.4 施用生物炭对土壤中Cd形态变化的影响土壤Cd形态变化如图 4所示.未施用Cd的处理, 随着生育期的延长, 可交换态Cd含量呈现先升高后降低的趋势.外源施加Cd的土壤中, 随着生育期的延长, 可交换态Cd含量呈现降低的趋势, 且Cd含量随生物炭的施加明显降低.碳酸盐结合态Cd含量和铁锰氧化物结合态Cd含量随着生育期的延长呈现升高的趋势, 施加生物炭后, 两者Cd含量均明显升高.不同处理土壤有机结合态Cd含量和残渣态Cd含量在不同生育期变化趋势不一致, 但最终大多数处理表现增加的趋势.
图 4(Fig. 4)

图 4 生物炭对土壤Cd形态的影响 Fig. 4Effects of biochar on the fraction of Cd in soil

从图 4a中可以看出, 在Cd污染土壤中施加生物炭后, 移栽后100 d, 处理G2T2和G2T1的可交换态Cd含量分别是处理G2T0的47.92%和71.12%, 处理G1T2和G1T1的可交换态Cd含量分别是处理G1T0的45.97%和73.94%.移栽后30~100 d, 施加生物炭后, 处理G1的降幅为4.82~7.82 mg·kg^-1, 处理G2的降幅为11.93~17.59 mg·kg^-1.
由图 4b和4c可知, 各生育期多数处理的铁锰氧化物结合态Cd含量明显高于碳酸盐结合态Cd含量, 未添加Cd的土壤中, 碳酸盐结合态Cd含量为0~0.02 mg·kg^-1, 铁锰氧化物结合态Cd含量为0~0.2 mg·kg^-1.在Cd污染的土壤中, 施加生物炭后碳酸盐结合态Cd含量大幅度升高, 如移栽后100 d, 处理G2T2和G2T1的碳酸盐结合态Cd含量分别是处理G2T0的5.41和3.42倍, 处理G1T2和G1T1的碳酸盐结合态Cd含量分别是处理G1T0的3.89和2.68倍.由图 4c可知, 移栽后30 d时处理G2T0的铁锰氧化物结合态Cd含量是3.89 mg·kg^-1, 而施加生物炭后处理G2T1和G2T2分别为7.28和9.36 mg·kg^-1；移栽后100 d, 处理G1T1和G1T2分别比G1T0增加了2.26和5.30 mg·kg^-1, 处理G2T1和G2T2分别比处理G2T0增加了5.82和10.58 mg·kg^-1.
由图 4d可以看出, 同一Cd污染水平下, 施加生物炭后, 有机结合态Cd含量升高, 且升高幅度较大, 移栽后30 d, 处理G0T2和G0T1的有机结合态Cd含量分别是处理G0T0的2.25和1.72倍, 处理G1T2和G1T1分别是处理G1T0的8.43和5.58倍.图 4e中, 在Cd污染的土壤中施加生物炭后, 残渣态Cd含量明显增加, 移栽后100 d, 施加生物炭20 g·kg^-1的处理G2T2的残渣态Cd含量达到最大, 为10.51 mg·kg^-1.未被Cd污染的土壤中添加生物炭后, 土壤残渣态Cd含量变化幅度较小.
3.5 施用生物炭对土壤Cd不同形态比例的影响施用生物炭后土壤Cd不同形态比例如图 5所示, 未外源添加Cd的土壤中, 土壤中的Cd主要以铁锰氧化物结合态形式存在, 随着生育期的延长, 可交换态Cd所占比例表现出降低, 碳酸盐结合态Cd呈升高的趋势；仅外源添加Cd的土壤中(处理G1T0和G2T0), 土壤中的Cd有70%以上以可交换态形式存在, 有机结合态所占比例非常低.在Cd污染土壤中施加生物炭后, 各处理可交换态Cd所占比例明显降低, 碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态Cd所占比例升高, 其中, 对于可交换态Cd比例, 处理G2T1由71.47%降低至58.36%, 处理G2T2由64.12%降低至34.83%, 说明施加生物炭后, 土壤可交换态Cd比例随生育期的延长大幅度降低.
图 5(Fig. 5)

图 5 施用生物炭后土壤Cd不同形态的比例 Fig. 5Effects of biochar on soil Cd form

3.6 土壤pH和有机质含量与土壤各形态Cd含量的相关性分析由表 1可以看出, 在未外源添加Cd的土壤中, pH和有机质含量与土壤有效态Cd呈显著负相关关系(r=-0.8581、-0.845, p < 0.01), 与土壤可交换态Cd不存在显著的相关关系, 有机质含量与碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化物结合态Cd、残渣态Cd(r=0.829、0.826、0.725, p < 0.01)均呈显著正相关关系.当外源施加Cd 30和60 mg·kg^-1时, pH和有机质含量与有效态Cd和可交换态Cd均呈显著负相关关系, 有机质含量与除残渣态Cd外的其他4级提取态Cd含量均呈显著正相关关系.
表 1(Table 1)

表 1 不同Cd添加水平下土壤pH和有机质含量与土壤不同形态Cd含量的相关性分析 Table 1 Correlation coefficients between the pH of soil, the organic matter and content of Cd forms under different pollution levels

Cd添加水平/ (mg·kg^-1)		有效态Cd	可交换态Cd	碳酸盐结合态Cd	铁锰氧化物结合态Cd	有机结合态Cd	残渣态Cd
0	pH	-0.851^**	-0.118	0.646^*	0.632^*	0.508	0.747^**
0	有机质	-0.845^**	-0.406	0.829^**	0.826^**	0.412	0.725^**
30	pH	-0.796^**	-0.828^**	0.865^**	0.795^**	0.894^**	0.555
30	有机质	-0.814^**	-0.964^**	0.941^**	0.913^**	0.844^**	0.848^**
60	pH	-0.808^**	-0.867^**	0.889^**	0.895^**	0.943^**	0.425
60	有机质	-0.882^**	-0.950^**	0.932^**	0.932^**	0.826^**	0.655^*
注：和*分别表示p＜0.05和p＜0.01, 下同；样本数n=36.

3.7 生物炭对烟株各部位干物质积累量的影响由表 2可以看出, 烟株各部位干物质积累量为叶>茎>根, 烟株干物质总积累量为处理G0T1> G0T2> G0T0> G1T2> G2T2> G1T1> G1T0> G2T1> G2T0, 且处理G1T0和G2T0分别是处理G0T0的66.06%和31.38%, 说明外源添加Cd后, 烟株的干物质积累量显著降低.未添加外源Cd的处理G0T0、G0T1和G0T2, 除茎和下部叶, 烟株其他各部位干物质积累量没有显著差异.在施用大量Cd的土壤中, 处理G2T0、G2T1和G2T2之间烟株干物质积累总量差异显著, 烟株上部叶的干物质积累量, 处理G2T1和G2T2分别是处理G2T0的2.60和2.89倍；烟株中部叶的干物质积累量, 处理G2T1和G2T2分别是处理G2T0的2.04和2.32倍, 说明同一Cd污染水平下施加生物炭, 烟株的干物质积累量显著升高, 但土壤受Cd严重污染的情况下, 生物炭对烟株Cd毒害的缓解作用并不随着生物炭施用量的增加而增强.
表 2(Table 2)

表 2 生物炭对烟株各部位干物质积累量的影响 Table 2 Effects of biochar on dry matter accumulation in different parts of tobacco

处理	干物质积累量/g						总积累量/g
	根	茎	叶	叶
	根	茎	叶	上部叶	中部叶	下部叶
G0T0	27.23±1.29^a	39.15±2.01^b	87.56±7.29^a	27.35±2.32^a	30.72±2.21^a	29.49±2.76^a	153.94±10.59^a
G0T1	27.34±1.72^a	47.76±2.34^a	90.50±6.97^a	30.68±1.74^a	32.97±2.93^a	26.85±2.30^b	164.59±11.03^a
G0T2	27.45±2.11^a	45.73±1.92^a	84.97±4.87^ab	29.00±1.22^a	29.31±2.31^a	26.66±1.34^b	163.14±8.90^a
G1T0	17.17±1.12^c	27.99±1.16^c	50.54±5.25^d	15.14±2.31^c	17.29±1.95^c	18.11±0.99^c	101.70±7.53^cd
G1T1	20.08±1.46^b	30.90±2.15^c	62.77±5.71^c	15.70±1.24^c	21.65±2.34^b	25.42±2.13^b	113.75±9.32^c
G1T2	29.31±1.14^a	33.22±2.43^b	70.95±4.82^b	16.46±0.98^c	22.15±1.86^b	32.34±1.98^a	133.48±8.39^b
G2T0	6.52±0.76^d	12.59±0.28^d	29.21±3.25^e	6.35±0.45^d	8.78±0.98^d	14.08±1.82^d	48.31±4.29^e
G2T1	18.69±1.12^bc	29.53±1.21^c	54.86±3.86^cd	16.54±1.42^bc	17.95±1.43^c	20.37±1.01^c	93.09±6.19^d
G2T2	17.74±1.96^c	37.48±2.64^b	67.81±6.13^b	18.33±1.91^b	20.37±1.32^bc	29.11±2.90^a	116.03±10.73^c
注：同列数据后标有不同小写字母者表示组间差异达到显著水平(p＜0.05), 下同.

3.8 生物炭对烟株各部位Cd含量的影响在Cd污染土壤中施用生物炭后, 烟株各部位Cd含量如表 3所示.由表 3中可以看出, 同一处理烟株各部位Cd含量为:下部叶>根>中部叶>上部叶>茎(处理G0T1和G0T2除外).在外源施加等量Cd的条件下, 烟株各部位Cd含量随生物炭施用量的增加呈降低趋势.施加Cd 30 mg·kg^-1时, 处理G1T1和G1T2根部Cd含量分别是处理G1T0的56.25%和19.05%；外源添加Cd 60 mg·kg^-1时, 处理G2T1和G2T2下部叶Cd含量分别是处理G2T0的89.78%和54.95%.对比施加生物炭10和20 g·kg^-1, 处理G1中, 施加生物炭20 g·kg^-1烟株的根、茎、下部叶、中部叶和上部叶中Cd含量分别为施加生物炭10 g·kg^-1的33.86%、57.56%、43.57%、82.78%和88.93%；处理G2中, 施加生物炭20 g·kg^-1烟株的根、茎、下部叶、中部叶和上部叶中Cd含量分别为施加生物炭10 g·kg^-1的88.59%、84.94%、61.20%、74.78%和62.99%.说明外源添加Cd 60 mg·kg^-1的土壤中, 施加20 g·kg^-1生物炭使烟株上部叶、中部叶和下部叶的Cd含量大幅度降低.
表 3(Table 3)

表 3 生物炭对烟株各部位Cd含量的影响 Table 3 Effects of biochar on Cd content in different parts of tobacco

处理	Cd含量/(mg·kg^-1)
	根	茎	叶
	根	茎	上部叶	中部叶	下部叶
G0T0	1.75±0.75^e	1.18±0.34^d	1.37±0.21^e	1.37±0.14^e	2.73±0.19^f
G0T1	0.99±0.47^e	0.82±0.66^d	1.47±0.35^e	1.97±0.42^e	2.37±0.51^f
G0T2	1.06±0.31^e	1.07±0.12^d	1.37±0.19^e	1.73±0.55^e	1.82±0.87^f
G1T0	234.57±8.34^b	90.94±6.21^a	136.23±9.54^b	148.05±6.86^a	378.56±20.44^a
G1T1	131.95±8.84^c	42.04±6.10^b	45.16±1.78^d	51.15±2.56^d	259.66±9.43^c
G1T2	44.68±2.02^d	24.20±3.00^c	40.16±2.12^d	42.34±1.98^d	113.13±6.87^e
G2T0	342.61±11.28^a	106.81±7.98^a	156.06±10.42^a	159.68±5.32^a	364.54±13.60^a
G2T1	118.47±8.78^c	53.72±3.45^b	99.45±7.22b^c	110.58±6.87^b	327.29±16.28^b
G2T2	104.95±9.14^c	45.63±1.08^b	62.64±6.51^c	82.69±7.31^c	200.30±11.32^d

3.9 生物炭对Cd污染土壤烟株各部位Cd累积量的影响不同处理烟株各部位Cd累积量(Cd累积量＝植株各部位Cd含量×相应部位生物量)如表 4所示.从表 4中可以看出, 外源施加Cd的土壤, 烟株各位Cd累积量为:叶>根>茎, 叶片中Cd累积量为:下部叶>中部叶>上部叶, 处理G1T0烟株各部位Cd累积量最大.未外源施加Cd的土壤中, 烟株叶片中Cd累积量随生物炭的施加而降低, 但处理之间差异不显著.外源施加Cd 30 mg·kg^-1时, 烟株各部位Cd累积量和烟株内Cd累积总量随生物炭施用量的增加显著降低.
表 4(Table 4)

表 4 生物炭对烟株各部位Cd累积量的影响 Table 4 Effects of biochar on amounts of accumulated of Cd in different parts of tobacco

处理	Cd积累量/g						总积累量/g
	根	茎	叶	叶
	根	茎	叶	上部叶	中部叶	下部叶
G0T0	0.048±0.004^d	0.046±0.002^d	0.160±0.008^d	0.038±0.002^e	0.042±0.003^e	0.080±0.003^d	0.254±0.014^e
G0T1	0.027±0.001^d	0.039±0.003^d	0.174±0.013^d	0.045±0.001^e	0.065±0.007^e	0.064±0.005^d	0.240±0.017^e
G0T2	0.029±0.002^d	0.049±0.005^d	0.139±0.009^d	0.040±0.002^e	0.051±0.004^e	0.048±0.005^d	0.217±0.016^e
G1T0	4.027±0.244^a	2.546±0.246^a	11.479±0.677^a	2.062±0.098^a	2.560±0.126^a	6.857±0.453^a	18.051±1.167^a
G1T1	2.650±0.287^b	1.299±0.122^b	8.416±0.462^b	0.709±0.045^cd	1.107±0.084^cd	6.600±0.333^a	12.365±0.871^bc
G1T2	1.309±0.112^c	0.804±0.098^c	5.258±0.332^c	0.661±0.018^d	0.938±0.072^d	3.659±0.242^c	7.371±0.542^d
G2T0	2.235±0.178^b	1.344±0.121^b	7.524±0.450b^c	0.991±0.030^c	1.402±0.098^c	5.131±0.322^b	11.103±0.741^c
G2T1	2.214±0.124^b	1.587±0.128^b	10.298±0.865^a	1.645±0.024^b	1.985±0.042^b	6.668±0.799^a	14.098±1.117^b
G2T2	1.862±0.143^c	1.710±0.216^b	8.663±0.320^b	1.148±0.021^b	1.684±0.085^b	5.831±0.214^ab	12.235±0.679^bc

4 讨论(Discussion)重金属的生物有效性包括生物毒性和生物可利用性.土壤中重金属元素能否被植物所吸收, 主要取决于重金属的有效态, 而重金属的有效态是一个动态平衡的过程, 不是由某一种形态决定的.在Tessier等提出的分组法中, 交换态为生物易利用态, 碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态为中等可利用态, 残渣态主要为矿物质结合态, 极其稳定, 属于生物难利用态, 对重金属的迁移和生物可利用性贡献不大.因此, 降低Cd在土壤中的有效态含量和迁移性, 从而减少Cd向植物体内的迁移和积累, 是治理和控制土壤Cd通过食物链产生危害的一个重要环节(朱健等, 2016).已有的很多研究表明, pH的变化是影响土壤Cd有效性的重要因素(熊仕娟等, 2015), 增加土壤pH有利于降低土壤对Cd的吸附, 降低土壤有效态Cd含量(Martinez et al, 2000).一方面土壤pH增加, 土壤中黏土矿物、水合氧化物和有机质表面的负电荷增加, 从而使土壤胶体对Cd²⁺的吸附力增强, 同时也会促进CdCO₃和Cd(OH)₂沉淀的生成(刘广深等, 2004)；另一方面, 土壤pH的升高降低了土壤溶液中H⁺的浓度, H⁺的竞争作用被削弱, 使得土壤中的有机质、铁锰氧化物等与重金属结合的更紧密, 从而降低了交换态重金属含量.本研究结果表明, 施用生物炭能够使土壤pH大幅度增加, 且在Cd污染土壤中, 土壤pH与土壤有效态Cd含量和可交换态Cd含量呈显著负相关(p < 0.01), 与碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化物结合态Cd、有机结合态Cd含量呈正相关, 说明施用生物炭能在一定程度上稳定重金属, 降低重金属的生物有效性和可移动性.本研究结果也表明, 施加生物炭后, 有机质含量与有效态Cd含量呈负相关关系, 生物炭加入土壤后, 土壤有机质含量增加, 使得土壤吸附Cd的能力增强, 从而增强了其对土壤中Cd的固持能力, 降低了土壤中Cd的迁移性和生物毒性.未添加外源Cd的土壤中, 随着生育期的延长, 土壤有效态Cd含量呈现明显降低的趋势且与土壤pH呈显著负相关(p < 0.01), 而可交换态Cd含量和土壤pH未呈现显著相关关系, 可能是提取土壤有效态Cd和土壤可交换态Cd时所用的浸提剂不同, 土壤有效态Cd的浸提剂DTPA是一种具有缓冲能力的强提取剂, 可以将大部分紧密吸附的螯合态重金属代换出来, 而土壤可交换态Cd含量的浸提剂MgCl₂是一种弱代换剂(贺建群等, 1994).因此, 两者的浸提机制不同, 从而影响了对重金属的浸提率.
大多数研究表明, 超过一定浓度的Cd胁迫条件下, 植物常表现出生长受抑制等Cd毒害症状, 且毒害作用随着Cd浓度的增加而增加(吴福忠等, 2010).而施加生物炭能明显缓解作物受到的Cd毒害.毛懿德等(2015)研究表明, 在重污染土壤中施加生物炭后, 土壤重金属有效性和油菜Cd含量均明显降低.王艳红等研究表明, 在Cd污染土壤中施用稻壳基生物炭后, 生菜地下部和地上部生物量显著增加.本研究结果表明, 在Cd胁迫下, 烟株各部位干物质积累量显著降低, 烟株生长受到明显抑制.外源添加Cd条件下, 烟株各部位Cd含量明显较高；烟株各部位Cd的累积量, 添加Cd 30 mg·kg^-1时, 烟株根、茎、叶对Cd的累积量最高, 而在Cd污染土壤中施加生物炭后, 烟株各部位的干物质积累量明显升高, Cd含量降低；在重污染土壤上, 烟株各部位Cd含量降低幅度随生物炭施用量的增加而增大, 外源添加Cd 30 mg·kg^-1的土壤中, 烟株Cd含量的降幅在10.22%~69.37%, 添加Cd 60 mg·kg^-1的土壤中, 烟株各部位Cd含量的降幅在31.41%~80.95%.可能是由于施加生物炭后, 土壤中Cd含量降低, 从而使烟株对Cd的吸收量降低；同时, 烟株的干物质积累量增加, 对吸收的Cd产生稀释效应.添加Cd 60 mg·kg^-1时, 施加生物炭的处理G2T1和G2T2烟株各部位叶的Cd累积量和植株总的Cd累积量均大于处理G2T0, 这是由于施加Cd 60 mg·kg^-1时, Cd的毒害作用对烟株产生致死或半致死效应, 导致处理G2T0烟株生长缓慢, 干重较小, 从而使处理G2T0的Cd累积量较低.施加生物炭后, 土壤中有效态Cd含量降低, 烟株受到的Cd毒害作用减缓, 生长趋于正常, 干物质积累量较大, 且干物质积累的速度快于Cd的降低作用, 故施加生物炭的处理累积的Cd较多.
综上所述, 在Cd污染土壤中施用生物炭后, 土壤Cd的生物有效性降低, 从而减少了土壤Cd污染对作物的影响.但由于实际污染土壤与模拟污染土壤之间有一定差异, 且重金属的环境行为还会受土壤性质、植物种类、不同种类生物炭性质和用量等众多因子复杂的影响.因此, 今后应进一步加强生物炭对重金属在土壤-植物之间的环境行为和生态环境效应等基础理论的研究, 同时也应注重生物炭对重金属污染的长期定位监测试验, 进一步阐述生物炭对土壤重金属污染治理的机制.
5 结论(Conclusions)1) 随着生育期的延长, 土壤pH和有机质含量均呈升高趋势.在同一Cd污染水平下, 土壤pH和有机质含量均随生物炭施用量的增加而升高.
2) 随生物炭施用量的增加, 土壤有效态Cd和可交换态Cd含量显著降低, 土壤碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化物结合态Cd、有机结合态Cd和残渣态Cd含量均升高.
3) 在Cd污染土壤上, 施用生物炭能明显降低烟株各部位Cd含量, 显著提高烟株各部位干物质积累量.施用生物炭后, 烟株各部位Cd累积量和烟株总的Cd累积量呈降低趋势.

参考文献

贺建群, 许嘉林, 杨居荣, 等. 1994. 土壤中有效态Cd、Cu、Zn、Pb提取剂的选择[J]. 农业环境保护, 1994, 13(6): 246–251.

Houben D, Evrard L, Sonnet P. 2013. Beneficial effects of biochar application to contaminated soils on the bioavailability of Cd, Pb and Zn and the biomass production of rapeseed (Brassica napus L.)[J]. Biomass & Bioenergy, 57(11): 196–204.

Kong I C, Bitton G. 2003. Correlation between heavy metal toxicity and metal fractions of contaminated soils in Korea[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 70(3): 557–565.DOI:10.1007/s00128-003-0022-4

Li J X, Yang X E, He Z L, et al. 2007. Fraction of lead in paddy soils and its bioavailability to rice plants[J]. Geoderma, 141(3/4): 174–180.

李力, 刘娅, 陆宇超, 等. 2011. 生物炭的环境效应及其应用的研究进展[J]. 环境化学, 2011, 30(8): 1411–1421.

林爱军, 张旭红, 苏玉红, 等. 2007. 骨炭修复重金属污染土壤和降低基因毒性的研究[J]. 环境科学, 2007, 28(2): 232–237.

刘广深, 许中坚, 周根娣, 等. 2004. 模拟酸雨作用下红壤Cd释放的研究[J]. 中国环境科学, 2004, 24(4): 419–423.DOI:10.3321/j.issn:1000-6923.2004.04.008

刘玉学, 刘微, 吴伟祥, 等. 2009. 土壤生物质炭环境行为与环境效应[J]. 应用生态学报, 2009, 20(4): 977–982.

鲁如坤. 2000. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社.

Marris E. 2006. Putting the carbon back:Black is the new green[J]. Nature(7103): 624–626.

Martinez C E, Motto H L. 2000. Solubility of lead, zinc and copper added to mineral soils[J]. Environmental Pollution, 107(1): 153–158.DOI:10.1016/S0269-7491(99)00111-6

毛懿德, 铁柏清, 叶长城, 等. 2015. 生物炭对重污染土壤Cd形态及油菜吸收Cd的影响[J]. 生态与农村环境学报, 2015, 31(4): 579–582.

Narwal R P, Singh B R. 1998. Effect of organic materials on partitioning, extractability and plant uptake of metals in alum shale soil[J]. Water Air Soil Pollut, 103: 405–421.DOI:10.1023/A:1004912724284

Peraltavidea J R, Lopez M L, Narayan M, et al. 2009. The biochemistry of environmental heavy metal uptake by plants:implications for the food chain[J]. International Journal of Biochemistry and Cell Biology, 41(8/9): 1665–1677.

Pinto A P, Mota A M, De Varennes A, et al. 2004. Influence of organic matter on the uptake of cadmium, zinc, copper and ion by sorghum plants[J]. Science of the Total Environment, 326(1/3): 239–247.

秦余丽, 熊仕娟, 徐卫红, 等. 2016. 不同Cd浓度及pH条件下纳米沸石对土壤Cd形态及大白菜Cd吸收的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(10): 4030–4043.

Tessier A, Compbell P G C, Bisson M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Analytical Chemistry, 51(7): 844–850.DOI:10.1021/ac50043a017

王艳红, 李盟军, 唐明灯, 等. 2015. 稻壳基生物炭对生菜Cd吸收及土壤养分的影响[J]. 中国生态农业学报, 2015, 23(2): 207–214.

吴福忠, 杨万勤, 张健, 等. 2010. Cd胁迫对桂花生长和养分积累、分配与利用的影响[J]. 植物生态学报, 2010, 34(10): 1220–1226.DOI:10.3773/j.issn.1005-264x.2010.10.011

谢飞, 梁成华, 孟庆欢, 等. 2014. 添加天然沸石和石灰对土壤Cd形态转化的影响[J]. 环境工程学报, 2014, 8(8): 3505–3510.

熊仕娟, 徐卫红, 谢文文, 等. 2015. 纳米沸石对土壤Cd形态及大白菜Cd吸收的影响[J]. 环境科学, 2015, 36(12): 4630–4641.

徐楠楠, 林大松, 徐应明, 等. 2013. 生物炭在土壤改良和重金属污染治理中的应用[J]. 农业资源与环境学报, 2013, 30(4): 29–34.DOI:10.3969/j.issn.1005-4944.2013.04.006

朱健, 王平, 林艳, 等. 2016. 不同产地硅藻土原位控制土壤Cd污染差异效应与机制[J]. 环境科学, 2016, 37(2): 717–725.