生物炭对土壤外源镉形态及花生籽粒富集镉的影响

2015-12-06曹莹邸佳美沈丹赵天宏孟军姚欣王超张学艳

生态环境学报 2015年4期

曹莹，邸佳美，沈丹，赵天宏*，孟军，姚欣，王超，张学艳

1. 沈阳农业大学农学院，辽宁沈阳 110866；2. 沈阳农业大学花生所，辽宁沈阳 110866；3. 沈阳市农业技术推广中心，辽宁沈阳 110121；4. 辽宁省农业科学院经济作物研究所，辽宁辽阳 111000

曹莹1,2，邸佳美1，沈丹1，赵天宏1*，孟军1，姚欣3，王超4，张学艳1

镉是存在于农田土壤中毒性较大且较普遍的一种重金属，而生物炭可以应用于重金属污染农田，对作物生长与污染土壤修复产生影响。通过盆栽试验，将生物炭作为镉污染条件下土壤的改良剂，研究不同用量生物炭、镉元素对土壤中镉形态及其含量的影响，进一步测定花生（Arachis hypogaea L.）籽粒镉含量，探明其吸收规律。试验镉施用质量分数（按纯镉计）分别为0、1、10 mg·kg-1，记为Cd0、Cd1、Cd10，在3种不同质量分数的镉污染土壤中分别添加生物炭质量分数0、3.3、6.6、10 g·kg-1，记为C0、C50、C100、C150，共12个处理。土壤镉形态参考Tessier连续提取法分离，镉含量采用原子吸收分光光度计（Z-5000 ASS）测定。样品相关测定分别于花生苗期、花针期、结荚期取土样，成熟期取籽粒样品进行。结果表明：当镉施用量一定时，土壤有效态镉含量与水溶态镉含量随生物炭用量增加而显著降低（P<0.05），而其他各形态镉含量随生物炭用量增加而增加。苗期Cd1处理随生物炭施入量的增加，土壤有效态镉质量分数降低8.24%～20.24%；花针期，土壤有效态镉质量分数降低5.95%～38.46%；结荚期则降低6.23%～26.03%。Cd10处理下的3个生育时期，土壤有效态镉含量在C150取得最小值，镉质量分数分别下降12.56%、18.44%和15.52%。在土壤pH值方面，相同处理不同生育时期内出现先小幅降低再升高的趋势。成熟期花生籽粒镉含量随镉施用量的升高而增加；在镉施用量为1、10 mg·kg-1处理下，花生粒镉含量随生物炭施入量的增加而降低，C150Cd1处理的镉质量分数为0.29 mg·kg-1，为施加镉处理组含量最低，即当生物炭施加量为10 g·kg-1时，土壤修复效果最佳，花生粒镉含量最低。

生物炭；镉；土壤镉形态；富集；花生

镉（Cd）是农田土壤中存在的毒性较大且相对普遍的一种重金属元素，它可以沿着食物链传递进而危害人类健康（王凯荣等，2010）。中国目前农田土壤镉污染日益严重，植物若吸收大量镉会产生毒理反应，降低干物质产量（刘文龙等，2009）。生物炭具有高度羧酸酯化和芳香化结构以及较大的孔隙度和比表面积（李力等，2011），是一种具有吸附力、抗氧化力和抗生物分解能力强的一类新型环境功能材料，在修复受重金属污染的环境方面具有较大的应用潜力（Schmidt和 Noack，2000；李岭等，2014；史明等，2011）。生物炭施入土壤后会明显提高土壤阳离子交换量和吸附特性（Xie等，2013），促进土壤有机质水平的提高（Steiner等，2007），0.1 g改性柚子皮生物炭对100 mL 10 mg·L-1的 Cd2+去除率达93%（梁峰等，2015），生物炭通过吸附或共同沉淀作用降低土壤镉的生物有效性（周建斌等，2008）。另外，在生物炭处理的As污染土壤中种植西红柿(Solanum lycopersicum L.)，其砷含量在根和幼苗中显著降低，并且砷的毒性以及其转移的风险均降至最小（Luke等，2013）。

到目前为止，利用生物炭修复镉污染土壤以缓解花生（Arachis hypogaea L.）富集镉方面的研究报道尚少见。而花生在中国种植面积超过 5.0×106hm2，利用价值广泛。在没有污染的辽宁花生主产区，花生籽粒镉质量分数达到了0.21～0.75 mg·kg-1（王珊珊等，2007），花生主产物产于地下土壤中，吸收镉的风险则相对更大，对土壤镉具有很强的富集能力（Shi和Cai，2009）。Bell等（1997）曾对澳大利亚6个地区的农作物籽粒镉含量进行田间定点采样调查发现，在土壤镉质量分数（EDTA可提取态）只有0.010～0.072 mg·kg-1的情况下，花生籽粒镉质量分数平均为0.115 mg·kg-1，显著高于大豆（Glycine max）、豇豆（Vigna unguiculata）以及玉米（Zea mays）籽粒镉含量。

因此本试验以花生为研究对象，探讨不同浓度镉胁迫下，不同用量生物炭施用对花生根系土壤镉存在形态及其含量的影响，研究土壤中镉的存在形态改变对花生可食部位——花生籽粒内镉积累的影响，明确减轻花生籽粒镉含量的生物炭施用量，为合理利用被镉轻度污染的土壤提供生态、环保、可行的处理措施，提高在镉轻度污染的土壤上花生生长的安全性。

1 材料与方法

1.1 供试材料

本试验供试品种为“农大 3号”。生物炭由沈阳农业大学生物炭工程技术研究中心提供，其中镉质量分数为0.073 mg·kg-1，pH为9.24，全氮8.73 mg·kg-1，全磷8.6 mg·kg-1，全钾48.7 mg·kg-1，硫2.97 mg·kg-1。土壤采自农田，棕壤，有机质质量分数 1.18%，碱解氮 107.33 mg·kg-1，速效磷 34.52 mg·kg-1，速效钾98.41 mg·kg-1，全镉0.15 mg·kg-1，有效镉0.09 mg·kg-1，pH值5.90，阳离子交换量17.21 cmol·kg-1。

1.2 试验设计

试验用土风干后、过筛，按照每盆15 kg用土量装盆。分别向盆栽土壤中加入氯化镉，施用质量分数（按纯镉计）分别为0、1、10 mg·kg-1，记为Cd0、Cd1、Cd10，在3种不同质量分数的镉污染土壤中分别再添加生物炭质量分数 0、3.3、6.6、10 g·kg-1，记为C0、C50、C100、C150，共12个处理。土壤肥料施用量为尿素3 g、过磷酸钙6 g、氯化钾4 g。土壤平衡15 d后播种，每盆播6颗种子，出苗后，每盆保留3株生长一致的幼苗。在整个生育期间，水肥条件一致，及时防治病虫草害，保证花生正常生长发育。

1.3 取样与测定

分别在花生苗期、花针期、结荚期取土样，成熟期取花生籽粒样品。

1.3.1 土壤总镉含量测定

分别取各处理根附近的土壤，风干，研磨后过100目筛。用硝酸和高氯酸的混合液（V硝酸∶V高氯酸=4∶1）消煮提出待测样。采用原子吸收分光光度计（Z-5000 ASS）测定镉含量。

1.3.2 土壤镉形态测定

参考Tessier等（1979）连续提取法，进行提取分离水溶态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态以及残渣态。采用原子吸收分光光度计（Z-5000 ASS）测定镉含量。

1.3.3 土壤有效态镉含量测定

分别在花生的苗期、花针期和结荚期取土壤自然风干，过100目筛，取土样5.000 g，加入0.005 mol·L-1DTPA-0.01 mol·L-1CaCl2-0.1 mol·L-1TEA溶液。室温下震荡2 h，4000 r离心10 min，取上清液，用2% HNO3定容至10 mL待测。

1.3.4 土壤pH值测定

分别在花生苗期、花针期和结荚期取土样，自然风干后，取样品10.000 g，加入蒸馏水50 mL，均匀搅拌成浑浊液，静置2 h。采用台式pH计测定。

1.3.5 花生籽粒镉含量测定

分别称取烘干、粉碎后的花生籽粒样品0.2000 g，用硝酸和高氯酸的混合液（V硝酸∶V高氯酸=4∶1）消煮提取待测样。采用原子吸收分光光度计（Z-5000 ASS）测定镉含量。

1.4 统计分析

数据经Excel 2003软件整理后，采用SPSS13.0软件进行单因素方差（ANOVA）分析，不同处理间多重比较采用Duncan新复极差法，显著性水平设定为α=0.05，绘图采用Excel 2003软件完成。

2 结果与分析

2.1 生物炭对土壤外源镉形态的影响

如表1所示，生物炭施用量对土壤外源镉形态的影响有如下规律。首先，随着镉施用量的增加，土壤中各形态镉含量均显著增加（P<0.05）；其次，对于相同处理而言，随着生育期的延长，土壤中水溶态镉含量逐渐降低，其含量关系为苗期>花针期>结荚期，而碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态和残渣态镉的含量总体上有所上升，基本表现为苗期<花针期<结荚期；最后，在相同外源镉施用条件下，随着生物炭施入量的增加，土壤中水溶态镉含量呈降低趋势，其含量关系为C0>C50>C100>C150，而碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态和残渣态镉的含量却体现为上升趋势，即C0

2.2 生物炭施用量与花生籽粒镉含量的相关分析

花生成熟期进行生物炭施用量与花生籽粒镉含量的相关分析，结果见表 2。在土壤镉添加量为Cd1和Cd10水平时，生物炭施用量与花生籽粒镉含量呈显著正相关关系（P<0.05），相关系数分别达到0.9826和0.9812；在土壤镉添加量为Cd0水平时，生物炭施用量与花生籽粒镉含量无显著相关关系（P>0.05），其相关系数为0.4564。

表1 生物炭对土壤外源镉形态的影响Table 1 Effects of biochar on soil cadmium forms mg·kg-1

表2 生物炭施用量与花生籽粒镉含量的相关分析Table 2 Correlation analysis of biochar application and cadmium content of kernels

图1 生物炭对镉污染土壤pH值的影响Fig. 1 Effects of biochar and cadmium on soil pH

2.3 生物炭对镉污染土壤pH值的影响

如图1所示，在花生相同生育时期内，相同镉浓度处理条件下，土壤pH值均随生物炭施入量的增加而升高，如C0Cd0、C50Cd0、C100Cd0、C150Cd0处理苗期的pH值分别为5.94、6.01、6.09和6.13，花针期的pH值分别为5.82、5.91、5.96和6.03，结荚期的pH值分别为6.15、6.32、6.44和6.49，且各处理之间差异性均达到了显著水平（P<0.05）。对于同一个处理而言，3个生育时期的土壤pH值基本呈先下降再明显升高的趋势，即结荚期>苗期>花针期。且随着生物炭施用量的增加，土壤pH值上升的幅度加大。苗期 pH值最高处理为 C150Cd1达到6.34，花针期与结荚期均是C150Cd10的pH值最大，分别是6.17、6.67。

2.4 生物炭对花生籽粒镉含量影响

如图2所示，成熟期花生籽粒镉含量随镉施用浓度的升高而增加，但其含量随生物炭施用量的增加而降低。根据FAO/WHO规定的花生籽粒镉限量标准，即Cd≤0.1 mg·kg-1，本试验中C0Cd0处理的花生籽粒镉质量分数为0.08 mg·kg-1，符合标准；根据中国绿色食品花生及其制品对镉含量限量标准（≤0.4 mg·kg-1，NY/T420-2009），Cd0所有生物炭处理组与C100Cd1和C150Cd1均符合标准。其中，C0Cd0、C50Cd0、C100Cd0和C150Cd0的质量分数分别为0.08、0.25、0.20和0.18 mg·kg-1；C100Cd1和C150Cd1的质量分数分别为0.39和0.29 mg·kg-1。

图2 生物炭对花生粒镉含量的影响Fig. 2 Effects of biochar on the contents of cadmium in kernels

另外，在Cd0处理组中，随生物炭施用量增加花生籽粒镉含量呈先升高后降低的趋势，这可能是因为生物炭中也含有微量镉元素；土壤不施用镉、当炭施用量为C50时，表现为炭本身含镉量的释放，但当增加生物炭用量时，其所具有的吸附能力大于镉释放能力，逐渐表现出生物炭的“解毒作用”。

3 讨论

3.1 土壤中各形态镉含量

本试验研究发现，随着种植时间的增加，土壤中有效态镉含量会相应的减少，说明花生吸收了土壤中的部分镉。咸翼松（2008）在泥炭对土壤重金属的改良作用研究中也得到了一致的结论。根据Tessier等（1979）的方法改进，本试验将土壤中的镉形态分成水溶态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态和残渣态。研究得出，水溶态和残渣态2种形态占土壤镉形态70%以上，之后依次是碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和有机硫化物结合态。另外，生物炭的施入可以促使水溶态镉向其他各形态镉转化，从而降低了镉的有效性。周建斌等（2008）的研究结果与本试验相似，他认为，生物炭的加入会吸附和沉淀土壤中的有效态镉离子，使得土壤中的有效态镉含量降低。

但张伟明（2012）的研究结果却与本试验不同。他认为生物炭加入后，随着作物生长，生物炭对土壤中有效态镉含量的影响将从刚开始的活化作用，逐渐转变为固化作用。本试验镉的添加是采用外源镉，以水溶液的形式加入，外源镉进入土壤后以静电方式吸附在土壤胶体表面，比较容易提取。而张伟明（2012）试验是直接取得镉污染的土壤，其中镉的形态稳定，多转变为难以提取的残渣态等，所以得出的结论不同。

本试验中，土壤有效态镉含量在镉浓度一定的前提下，随着生物炭施入量的增加而随之降低。Cd1处理下的苗期，随生物炭施入量的增加，土壤有效态镉质量分数降低 8.24%～20.24%；同样条件下的花针期，土壤有效态镉质量分数降低5.95%～38.46%；结荚期则降低6.23%～26.03%。Cd10处理下的 3个生育时期，镉质量分数分别下降了12.56%、18.44%以及15.52%，土壤有效态镉含量亦是在C150处理下取得最小值。由此可见，在花针期，生物炭的吸附效果最大。

3.2 土壤pH值

生物炭具有微孔结构丰富、比表面积大的特点。许多学者认为，施用生物炭能够显著提高土壤pH，由此降低一些重金属可交换态的含量，进而减轻有害元素对作物生长过程中的伤害（Cox等，2001；Topoliantz等，2005；Van等，2010）。另外生物炭的较高表面能，有结合重金属离子的强烈倾向，能够较好地钝化土壤中的重金属（吴成等，2007）。

本试验发现，随着花生的生长、生物炭施用量的增加，土壤pH值上升，可见，加入生物炭对土壤pH值有一定的影响。但在生物炭施用量一定时，随花生生长，土壤 pH值会出现先降低后增高的趋势，这可能是因为生物炭对土壤影响有一定的延迟作用。Glaser等（2002）的研究结果与之类似，认为生物炭对土壤pH值的改良是呈波浪形上升的。

3.3 成熟期花生籽粒镉含量

通过分析本试验的结果显示，花生籽粒对于镉有比较强的富集能力（王凯荣和张磊，2008），赵明等（2010）亦得出了相同结论。同时，在花生整个生育期内，随着时间推移，当土壤中镉含量一定时，加入的生物炭量越多，对土壤中镉各形态的影响也越大，降低了土壤中水溶态镉含量，提高了碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态和残渣态镉含量，土壤的pH值也随之上升，进而降低了花生籽粒中的镉含量。尤其以水溶态与残渣态最为显著，当水溶态的镉含量逐渐降低时，残渣态镉含量随之升高，花生籽粒中镉含量降低。生物炭通过降低土壤中的镉含量，从而间接降低花生籽粒中镉的含量，即土壤中有效态镉含量的降低与花生粒镉含量的降低是呈正相关的。同时，加入生物炭可以改善土壤理化性质，为作物提供了优良的水肥条件等良好的生长环境。

4 结论

（1）随着生育期的推移，土壤中有效态与水溶态镉含量逐渐降低，即苗期>花针期>结荚期；而碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态和残渣态镉含量逐渐上升。

（2）在一定镉含量的处理组中，土壤中有效态与水溶态镉含量随生物炭施入量的增加而降低；相反，碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态和残渣态镉含量随生物炭施入量的增加而增加，即处理C0

（3）本试验中，在无添加镉土壤，生物炭的施用未对花生籽粒镉含量起显著减少作用，而当土壤镉质量分数达到1 mg·kg-1以上时，施用生物炭会显著降低花生籽粒镉含量。

（4）在外源镉添加组，随着生物炭施入量的增加，土壤中有效态镉尤其水溶态镉含量降低，土壤pH值最终亦会随之上升，进而使花生籽粒中的镉含量减少。在本试验范围内，对于施加外源镉的处理组中，花生粒镉含量随生物炭施用量的增加而降低，在Cd1处理组中，C50、C100和C150花生粒镉含量分别比C0处理降低了9.33%、21.79%和42.76%；而在 Cd10处理组中，C50、C100和 C150花生粒镉含量分别比C0处理降低了5.62%、13.18%和26.20%。由此得出，生物炭对于土壤中较低含量的镉污染的恢复效果更好，且本试验范围内，在施入量最大（即生物炭质量分数为10 g·kg-1）时生物炭的“解毒”效果最为理想，花生籽粒中的镉含量呈现最低。

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Effects of Biochar on Soil Cadmium Forms and Cadmium Accumulation in Peanut Kernels

CAO Ying1,2, DI Jiamei1, SHEN Dan1, ZHAO Tianhong1*, MENG Jun1, YAO Xin3, WANG Chao4, ZHANG Xueyan1
1. College of Agronomy, Shenyang Agricultural Uinversity, Shenyang 110866, China; 2. Research Institute of Peanut, Shenyang Agricultural Uinversity, Shenyang 110866, China; 3. Shenyang Agricultural Technology Promotion Center, Shenyang 110121, China; 4. Liaoning Institute of Cash Crops,Liaoning Academy of Agricultural Sciences, Liaoyang 111000, China

Heavy metal pollution has become one of the major problems in the world and cadmium(Cd) is the common heavy metal existing in the farmland soil. The biochar can play an important role in crop growth and soil remediation in the polluted farmland by the heavy metal. By means of pot experiment of peanut (Arachis hypogaea L.), this paper made a study of the effects on different dosages of cadmium and biochar to the forms and contents of soil cadmium and the cadmium content in peanut kernels, with biochar being used as cadmium pollution soil conditioner. The cadmium concentrations (by pure cadmium) were 0, 1, 10 mg·kg-1, denoted as Cd0, Cd1, Cd10and the biochar concentrations were 0, 3.3, 6.6 and 10 g·kg-1, denoted as C0, C50, C100, and C150respectively, including twelve treatments in total. The forms and contents of soil cadmium were dealed with the methods of Tessier sequential extraction and atomic absorption spectrophotometer in peanut seedling stage, flowering stage and podding stage, then the cadmium content of grain was measured in mature period. The results showed that the contents of available cadmium and water-soluble cadmium in soil significantly decreased (P<0.05) with the increase of the dosage of biochar, while the cadmium contents of other various forms increased. Soil available cadmium concentration of Cd1decreased 8.24%～20.24% in seedling, 5.95%～38.46% in flowering stage and 6.23%～26.03% in podding stage with the increase of biochar application amount. Soil available cadmium content decreased by 12.56%, 18.44% and 15.52% respectively in the same growth period under Cd10concentration, which reached the minimum at C150. Soil pH value showed a trend of slight decrease followed by an increase at the same treatments in different growing stages. The cadmium content in peanut kernels increased with the increase of applied cadmium content. The cadmium content of peanut kernels decreased with the increase of biochar when cadmium concentration was 1, 10 mg·kg-1and soil remediation effect is the optimum as a result of the lowest cadmium content in peanut, applying 10 g·kg-1of biochar application amount.

biochar; cadmium; cadmium forms of soil; accumulation; peanut

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.04.021

X53

1674-5906（2015）04-0688-06

曹莹，邸佳美，沈丹，赵天宏，孟军，姚欣，王超，张学艳. 生物炭对土壤外源镉形态及花生籽粒富集镉的影响[J]. 生态环境学报, 2015, 24(4): 688-693.

CAO Ying, DI Jiamei, SHEN Dan, ZHAO Tianhong, MENG Jun,YAO Xin, WANG Chao, ZHANG Xueyan. Effects of Biochar on Soil Cadmium Forms and Cadmium Accumulation in Peanut Kernels [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(4): 688-693.

国家自然科学基金项目（30970448）；公益性行业（农业）科研专项（201303095）

曹莹（1973年生），女，副教授，主要从事重金属逆境胁迫研究。E-mail:caoying1111@163.com *通信作者。E-mail: zth1999@163.com

2015-01-16