李葒葒,趙明柳,董海霞,唐守寅,王 果①

(1.閩南師范大學歷史地理學院，福建 漳州 363000；2.福建農林大學資源與環(huán)境學院，福建 福州 350002)

銅(Cu)作為植物必需微量元素，參與了植物多種代謝過程，但土壤中Cu含量過高會對植物生長產生毒害作用，并且通過食物鏈影響人體健康[1]。農業(yè)生產中使用的殺菌劑(波爾多液)、在農田中施用未經過處理的畜禽糞便、礦區(qū)的開采活動等均會導致土壤Cu含量超標[2]。全國土壤污染狀況調查公報顯示，我國耕地土壤Cu點位超標率達2.1%。土壤中Cu的有效性與土壤pH、質地和有機質含量等性質密切相關，隨著土壤pH值的提高，Cu在土壤中的移動性顯著降低；土壤腐殖質能夠與Cu發(fā)生緊密結合，形成穩(wěn)定化合物，且分子量越大，芳構化程度越高的腐殖酸組分對重金屬的鈍化能力越強[1],[3]253-263。

生物炭是生物質原料在特定炭化條件下，不完全燃燒所產生的富炭物，具有豐富的比表面積、表面官能團和礦質元素[4]。生物炭通過提高土壤pH，促進CO32-、PO43-與土壤重金屬形成絡合物，同時生物炭灰分中的一些元素會與重金屬產生共沉淀，從而降低重金屬在土壤中的生物有效性[5]。MEIER等[6]研究發(fā)現(xiàn)在砂壤土中施加w=1%的雞糞生物炭和燕麥殼生物炭，可使土壤可交換態(tài)Cu含量分別降低62%和68%；JONES等[7]在硫酸銅污染土壤中施加生物炭，顯著降低Cu的有效性；AHMAD等[8]研究表明大豆秸稈對土壤中Cu的鈍化效果優(yōu)于松針熱解的生物炭，施加w=10%的大豆秸稈生物炭使土壤可提取態(tài)Cu含量下降86.73%。同時，生物炭能夠顯著降低作物對土壤中Cu的吸收累積[7,9]。但也有研究[10]表明猴頭菇菌糠生物炭雖然降低了玉米根系Cu含量，而莖和葉Cu含量均升高。因此，生物炭對植物吸收累積Cu的影響存在不確定性。

重金屬活性隨土壤田間含水量不同而呈明顯差異。水田環(huán)境土壤pH和氧化還原電位隨淹水時間的增加會發(fā)生變化，從而改變土壤中重金屬的吸附、解吸、沉淀等物理化學平衡[11]；此外，長期淹水后，土壤中會產生大量還原性物質，從而直接或間接影響土壤對重金屬離子的吸附[12]。已有研究[13]表明在土壤中施加生物炭能增加土壤氧化還原電位范圍，影響重金屬離子活性?，F(xiàn)有研究大多在旱作環(huán)境進行，有必要探討淹水條件下生物炭對土壤Cu有效性的影響。水稻是我國廣泛種植的主要糧食作物，其生長環(huán)境處于長期淹水狀態(tài)，且不同品種水稻對重金屬的吸收累積存在較大差異[14]。選擇2個雜交稻品種和1個常規(guī)稻品種進行水稻盆栽試驗，探討淹水條件下生物炭對土壤中Cu的鈍化效果以及水稻不同生育期對Cu吸收累積的影響，以期為生物炭修復Cu污染稻田土壤提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自福建省三明市某礦區(qū)周邊農田土壤。采集表層20 cm的土壤，經過自然風干、粉碎、過1 cm孔徑篩后，混勻備用。供試土壤基本理化性質如下：Cu總含量為77.2 mg·kg-1，pH為6.05，有機質含量為21.86 g·kg-1，CEC含量為17 cmol·kg-1，粉粒(粒徑為0.002～<0.02 mm)、砂粒(粒徑為0.02～<2 mm)和黏粒(粒徑<0.002 mm)占比分別為48.21%、44.56%和7.23%。

制備生物炭所用水稻秸稈取自福建省福州市閩侯縣未受污染的農田。將曬干的水稻秸稈剪成1 cm的碎片，再用灰分爐熱解，以10 ℃·min-1的速率升溫，達到目標溫度500 ℃后，保持熱解溫度2 h，待冷卻后，取出生物炭。熱解過程在通氮氣條件下進行。生物炭基本性質如下：pH為10.2，BET比表面積為18.64 m2·g-1，w(C)為46.65%，w(N)為1.16%，w(S)為0.14%，Cu含量為21.05 mg·kg-1。

3個水稻品種分別為特優(yōu)009(秈型3系雜交稻，T)、東聯(lián)5號(秈型常規(guī)稻，D)和宜優(yōu)673(秈型3系雜交稻，Y)，均為福建省常見水稻品種。

1.2 盆栽試驗

試驗于福建農林大學博學樓盆栽房內進行，種植期間日最高氣溫平均為32.47 ℃。每種水稻的盆栽土壤設3個生物炭添加水平，w分別為0(CK)、2.5%(B1)和5.0%(B2)，特優(yōu)009水稻品種的3個處理分別標記為TCK、TB1和TB2，東聯(lián)5號水稻品種的3個處理分別標記為DCK、DB1和DB2，宜優(yōu)673水稻品種的3個處理分別標記為YCK、YB1和YB2。每個處理設3個重復，共27桶水稻盆栽。將7.5 kg土壤與生物炭和底肥(2.1 g尿素、1.2 g NH4H2PO4和2.1 g K2SO4)混合均勻后，裝入直徑20 cm、高25 cm的桶中，加水平衡1周后待用。

將3個品種的水稻種子分別用w=0.5%的NaClO溶液浸泡15 min，洗凈后催芽，將發(fā)芽的水稻種子移栽到育秧盤上育秧。育秧25 d后移栽水稻，每桶種植5株水稻。分別在水稻分蘗期和孕穗期進行追肥，整個盆栽過程保持5 cm的水層。

1.3 樣品采集

在水稻抽穗前測量水稻株高，株高為水稻基部至最長葉葉尖的長度。在水稻分蘗期和成熟期采集水稻樣品和土壤樣品，分蘗期每桶采收3株水稻、200 g土壤；成熟期每桶采收2株水稻和200 g土壤。將采集的水稻根系清洗干凈，取少量根系放入-80 ℃冰箱保存。將水稻剩余根系和其他各部位樣品以105 ℃殺青30 min后，在70 ℃條件下烘干至恒重，并稱重，再用食品粉碎機粉碎；將水稻稻殼與糙米分開，并分別粉碎。收集的土壤經風干后，粉碎過2 mm孔徑篩，再選取25 g土壤用瑪瑙研缽粉碎過0.149 mm孔徑篩，保存待用。

1.4 測定方法

土壤和生物炭的pH值采用pH計(SevenCompact，Mettler-Toledo，Greifensee，Switzerland)測定，條件分別為m(土)∶V(水)=1∶5和m(生物炭)∶V(水)=1∶10；土壤水溶態(tài)有機碳(WSOC)含量采用TOC分析儀(model 5000A，Shimadzu，Japan)測定，條件為m(土)∶V(水)=1∶25；土壤有效態(tài)銅含量采用0.1 mol·L-1CaCl2溶液按m(土)∶V(液)=1∶5浸提；土壤中弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cu占比采用BCR連續(xù)提取法[15]分析；植物樣品利用微波消解儀進行消解；土壤和植物樣品Cu含量采用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS，NexION 300X，Perkin Elmer，USA)測定。

選擇宜優(yōu)673水稻根系，采用冷凍切片機(CM1950，Leica Biosystems，Germany)切片后，利用激光燒蝕與電感耦合等離子體質譜儀聯(lián)用技術(LA-ICP-MS)分析根系橫截面中Cu的分布。

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

采用SPSS 13.0軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析；數(shù)據(jù)采用“平均值±標準誤”表示(n=3)；采用Duncan′s多重比較方法進行差異顯著性分析，顯著性水平設為α=0.05；采用SigmaPlot 12.5軟件繪圖。LA-ICP-MS數(shù)據(jù)采用Excel 2013軟件處理，并用OriginPro 8軟件繪圖。

2 結果與分析

2.1 施加生物炭對土壤pH和水溶態(tài)有機碳的影響

不同生物炭施加處理對土壤pH的影響見圖1。隨著生物炭添加量的增加，3種水稻種植土壤pH在分蘗期和成熟期均顯著增加。與對照相比，添加5%生物炭處理特優(yōu)009、東聯(lián)5號和宜優(yōu)673水稻分蘗期土壤pH分別提高0.89、1.18和0.90；成熟期分別提高0.58、0.80和0.65。生物炭施加對東聯(lián)5號水稻土壤pH影響最大，其次為宜優(yōu)673，特優(yōu)009最小。隨著水稻種植時間增加，各處理土壤pH均呈下降趨勢，但生物炭施加處理pH仍顯著高于對照。這可能由于淹水時間增加，土壤中CO2溶解生成碳酸，導致pH降低。

由圖1可知，在分蘗期和成熟期，隨著生物炭添加量的增加，3種水稻土壤水溶性有機碳含量均顯著提高。與對照相比，TB2、DB2和YB2處理分蘗期土壤w(WSOC)分別提高118.7%、86.74%和66.54%；成熟期分別提高17.44%、49.66%和34.35%。但成熟期各處理土壤水溶性有機碳含量均低于分蘗期。這可能由于在厭氧微生物作用下，土壤中有機物質轉化形成CH4，并且排放到大氣[16]，使土壤中可溶性有機碳含量降低。

TCK、TB1、TB2、DCK、DB1、DB2、YCK、YB1和YB2分別為特優(yōu)009、東聯(lián)5號和宜優(yōu)673水稻添加w為0、2.5%和5.0%生物炭處理。

2.2 施加生物炭對土壤Cu有效性及其形態(tài)的影響

生物炭施加對土壤CaCl2提取的有效態(tài)Cu含量的影響見圖2。隨生物炭施加量的增加，土壤CaCl2提取的有效態(tài)Cu含量顯著降低。與對照相比，TB2、DB2和YB2處理分蘗期土壤有效態(tài)Cu含量分別降低75.16%、73.78%和78.96%；成熟期分別降低87.61%、96.97%和95.61%。可見，成熟期添加生物炭對土壤有效態(tài)Cu含量降低的影響程度顯著大于分蘗期(P<0.05)。

TCK、TB1、TB2、DCK、DB1、DB2、YCK、YB1和YB2分別為特優(yōu)009、東聯(lián)5號和宜優(yōu)673水稻添加w為0、2.5%和5.0%生物炭處理。

生物炭施加對土壤中各形態(tài)Cu占比的影響見圖3。由圖3可知，土壤中Cu主要以殘渣態(tài)存在，占比達60%，其次為可還原態(tài)和可氧化態(tài)，弱酸提取態(tài)Cu占比最低。

TCK、TB1、TB2、DCK、DB1、DB2、YCK、YB1和YB2分別為特優(yōu)009、東聯(lián)5號和宜優(yōu)673水稻添加w為0、2.5%和5.0%生物炭處理。

隨生物炭施加量增加，土壤中弱酸提取態(tài)Cu占比顯著降低。在分蘗期，與對照相比，添加5%生物炭處理特優(yōu)009、東聯(lián)5號和宜優(yōu)673水稻土壤弱酸提取態(tài)Cu占比分別降低0.63、0.71和0.58個百分點，降幅分別為40.90%、49.21%和42.11%；3種水稻土壤可還原態(tài)Cu占比增幅分別為9.10%、33.60%和27.34%；而土壤可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cu占比變化較小。

由圖3可知，在成熟期，與對照相比，添加5%生物炭處理特優(yōu)009、東聯(lián)5號和宜優(yōu)673水稻土壤弱酸提取態(tài)Cu占比降幅分別為38.34%、47.88%和48.72%；宜優(yōu)673水稻土壤可還原態(tài)Cu占比隨生物炭施加量的增加而降低，降幅為16.87%；特優(yōu)009和東聯(lián)5號水稻土壤可還原態(tài)Cu占比變化不顯著；3種水稻土壤可氧化態(tài)Cu占比隨生物炭施加量的增加而升高，增幅分別為34.24%、46.04%和36.39%。

可見，生物炭使水稻分蘗期土壤中弱酸提取態(tài)Cu轉化為可還原態(tài)Cu，而成熟期土壤弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)Cu轉化為可氧化態(tài)Cu。這表明隨水稻種植時間增加，土壤中Cu逐漸由弱酸提取態(tài)轉化為可還原態(tài)，再轉化為可氧化態(tài)。

2.3 不同形態(tài)Cu與土壤性質之間的關系

隨著生物炭施加量的增加，土壤pH、WSOC和不同形態(tài)Cu均發(fā)生變化。為探討土壤性質對不同形態(tài)Cu的影響，分析了土壤性質與不同形態(tài)Cu之間的相關性(表1)。由表1可知，在分蘗期，土壤pH與土壤有效態(tài)Cu、弱酸提取態(tài)Cu之間均呈極顯著負相關(P<0.01)，土壤WSOC與土壤有效態(tài)Cu、弱酸提取態(tài)Cu之間也呈極顯著負相關(P<0.01)；在成熟期，土壤pH和WSOC分別與可還原態(tài)Cu呈顯著負相關，但土壤pH和WSOC與可氧化態(tài)Cu均呈顯著正相關。這表明生物炭通過提高土壤pH值和WSOC含量來影響土壤Cu的有效性及其形態(tài)。

2.4 生物炭對水稻生長的影響

生物炭對3種水稻株高及各部位生物量的影響見表2。由各品種對照處理可知，特優(yōu)009和宜優(yōu)673水稻株高較低，葉片干重較大；而東聯(lián)5號水稻株高較高，葉片干重較小。添加2.5%生物炭對3種水稻株高均無顯著影響；當添加比例增加到5%時，特優(yōu)009和宜優(yōu)673水稻株高分別顯著增加4.7和5.3 cm，而東聯(lián)5號水稻株高無顯著變化。隨生物炭施加量增加，東聯(lián)5號葉片干重顯著增加，而特優(yōu)009和宜優(yōu)673水稻葉片干重無顯著變化?？梢姡c常規(guī)稻(東聯(lián)5號)相比，生物炭對雜交稻(特優(yōu)009和宜優(yōu)673)株高的影響較大，對葉片干物質累積的影響則較小。此外，生物炭能顯著提高特優(yōu)009和東聯(lián)5號水稻莖干重?？傮w而言，生物炭對水稻生長有一定促進作用。

表1 土壤性質和不同形態(tài)Cu的Pearson相關性分析

表2 生物炭對水稻株高和各部位生物量的影響

2.5 施加生物炭對3種水稻各部位Cu含量的影響

不同處理3種水稻植株內Cu含量變化見表3。3種水稻根系對Cu的累積存在差異，分蘗期和成熟期水稻根系Cu含量由高到低均為特優(yōu)009>東聯(lián)5號>宜優(yōu)673。

表3 水稻各部位Cu含量

與分蘗期相比，成熟期各處理水稻根系Cu含量均有所降低，這可能由于水稻在成熟期進行生殖生長，將Cu運輸?shù)剿咀蚜Ｖ?。隨生物炭添加量的增加，水稻根系、谷殼和糙米Cu含量均呈顯著下降趨勢。與對照相比，在分蘗期，添加5%生物炭處理特優(yōu)009、東聯(lián)5號和宜優(yōu)673水稻根系Cu含量分別下降51.54%、33.61%和47.94%；成熟期水稻根系Cu含量分別下降53.06%、36.54%和35.08%，谷殼Cu含量分別下降33.74%、33.66%和19.83%，糙米Cu含量分別下降33.99%、28.39%和40.22%?？梢?，在3種水稻中，生物炭對特優(yōu)009水稻根系吸收Cu的抑制作用最強。

2.6 施加生物炭對Cu在水稻根系中分布的影響

以宜優(yōu)673為例，探究生物炭對Cu在水稻根系橫截面中分布的影響。對照和添加5%生物炭處理宜優(yōu)673水稻根系橫截面中Cu分布見圖4。由圖4可知，Cu主要分布在水稻根系的中柱和皮層；對照處理Cu在中柱和皮層的信號較強，且Cu在中柱的信號值高于皮層；添加5%生物炭后，根系中柱中Cu的信號強度明顯減弱?？梢?，生物炭能抑制Cu在水稻根系皮層和中柱中的累積。

紅色表示Cu信號強，藍色表示Cu信號弱。A和A1為對照水稻根系切片，B和B1為5%生物炭處理水稻根系切片。

2.7 水稻各部位Cu含量與其在土壤中形態(tài)的關系

水稻根、谷殼和糙米Cu含量與土壤中不同形態(tài)Cu之間的相關性分析見表4。

表4 水稻各部位Cu含量與土壤不同形態(tài)Cu的Pearson相關性分析

由表4可知，成熟期糙米Cu含量與水稻根系Cu含量之間呈極顯著正相關。水稻根系、谷殼和糙米Cu含量與土壤有效態(tài)Cu和弱酸提取態(tài)Cu之間呈極顯著正相關，其相關系數(shù)分別為0.527、0.573和0.699以及0.720、0.689和0.794，這表明水稻Cu含量與土壤弱酸提取態(tài)Cu之間的相關性更強。水稻根系、谷殼和糙米Cu含量與土壤可氧化態(tài)Cu之間呈顯著或極顯著負相關。水稻Cu含量與土壤可還原態(tài)和殘渣態(tài)Cu之間相關不顯著。

3 討論

3.1 生物炭降低土壤Cu有效性的機制探討

隨生物炭施加量的增加，土壤中CaCl2提取的有效態(tài)Cu和弱酸提取態(tài)Cu含量均顯著降低，且轉化為更穩(wěn)定的可氧化態(tài)Cu(圖2～3)，其可能機制如下：(1)生物炭與土壤中銅離子直接作用，降低其有效性。生物炭為多孔隙結構，比表面積較大，同時含有豐富的π電子，能直接從溶液中吸附重金屬離子[17]。筆者研究中供試生物炭的BET比表面積為18.64 m2·g-1，生物炭通過表面吸附作用降低Cu在溶液中的移動性。也有研究[18]表明生物炭富含鹽基離子，能夠與土壤溶液中重金屬離子進行交換，從而達到重金屬固定作用。(2)生物炭具有一些帶負電荷的酚羥基、羧基、羥基等堿性官能團[19]，隨著生物炭施加量的增加，土壤pH顯著升高。在分蘗期和成熟期，土壤pH與土壤有效態(tài)Cu、弱酸提取態(tài)Cu之間均呈極顯著負相關(P<0.01，表1)。土壤pH是影響土壤重金屬Cu有效性的重要因子，土壤中H+會與土壤顆粒表面基團產生競爭，減弱土壤對金屬離子的固定[20]90-91；且在酸性條件下易形成重金屬的氫氧化物，活化土壤中重金屬離子；因此提高酸性土壤pH能減弱金屬離子有效性[21]。(3)生物炭具有較高的碳含量，筆者研究中供試生物炭w(C)為46.65%。添加生物炭處理土壤可溶性有機碳(WSOC)含量顯著提高(圖1)；分蘗期和成熟期土壤有效態(tài)Cu、弱酸提取態(tài)Cu與WSOC含量均呈極顯著負相關(P<0.01，表1)。土壤有機質表面含氧基團與重金屬離子絡合從而減弱金屬離子的移動性[20]90-91，增加有機結合態(tài)重金屬。筆者研究發(fā)現(xiàn)生物炭也顯著提高成熟期土壤可氧化態(tài)Cu占比，且有機質能夠削弱Cu對部分土壤微生物的毒害效應，增加微生物群落對Cu的固定，降低土壤Cu的有效性[22]。除此之外，成熟期土壤pH降低，使對照土壤弱酸提取態(tài)Cu高于分蘗期。但生物炭促使分蘗期土壤弱酸提取態(tài)Cu轉化為可還原態(tài)Cu，成熟期土壤中弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)Cu轉化為可氧化態(tài)Cu。這可能是由于隨著淹水時間增加，土壤中Cu2+被還原為Cu+，并與有機硫(Sorg)結合成較穩(wěn)定的復合物Cu+-Sorg[23]；供試生物炭w(S)為0.14%，促進了淹水土壤中Cu+-Sorg的形成。

3.2 生物炭抑制水稻吸收土壤中Cu的機制探討

生物炭對3種水稻生長均有一定促進作用。生物炭可提高特優(yōu)009和宜優(yōu)673(雜交稻)株高以及東聯(lián)5號(常規(guī)稻)葉片干物質累積量。前人研究[24-25]表明，生物炭不僅含有豐富的養(yǎng)分元素，對土壤中硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、磷和鉀等不同形態(tài)養(yǎng)分元素都具有很強吸附能力，能減少養(yǎng)分流失，促進植物生長。筆者研究發(fā)現(xiàn)成熟期水稻根系Cu含量小于分蘗期，這可能由于水稻在進行生殖生長時，將Cu轉運到生殖器官中。隨生物炭施加量的增加，水稻對Cu的吸收累積量顯著降低(P<0.05)。前人研究[26]表明植物對重金屬離子的吸收與土壤中重金屬的有效性密切相關。筆者研究發(fā)現(xiàn)水稻根系、谷殼和糙米Cu含量與土壤有效態(tài)Cu和弱酸提取態(tài)Cu之間呈極顯著正相關(P<0.01)。另外，根系是植物阻擋土壤中重金屬進入植物體內的第1道屏障，進入根系中的金屬離子與細胞壁和細胞膜上的Ca2+和Mg2+交換或者與果膠結合而被固定，進入細胞內的重金屬離子與金屬硫蛋白結合再被轉運到液泡中，最終削弱了重金屬離子對植物的毒害作用[3]253-263，[27]。因此，大量Cu會累積在水稻根系中(表3)。未被土壤和根系固定的重金屬離子需要經過植物根細胞質膜和根皮層細胞的橫向運輸以及木質部和維管束運輸才能轉移到地上部[28]；因此重金屬離子在根系中的分布影響其向地上部的運輸。筆者研究發(fā)現(xiàn)對照處理Cu主要分布在水稻根系中柱和皮層，且中柱中Cu的信號強度高于皮層，這與旱作植物云杉和白楊[29]不同。筆者研究還發(fā)現(xiàn)施加生物炭能抑制Cu從水稻根表向皮層和中柱的遷移，從而減少Cu向地上部的運輸量。3種水稻中，雖然生物炭處理對特優(yōu)009水稻根系吸收Cu的抑制作用最強，但宜優(yōu)673糙米中Cu含量的降低幅度(40.22%)最大，這可能是受Cu在水稻體內遷移的影響。ZHENG等[30]研究表明，水稻會將Cu先分配到成熟的老葉，再通過老葉往稻米中轉運，OsYSL16基因在該過程中起到重要作用。

4 結論

施加生物炭能顯著增加土壤pH和可溶性碳含量，降低土壤CaCl2提取的有效態(tài)Cu含量，使移動性較強的弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)Cu轉變形成較穩(wěn)定的可氧化態(tài)Cu，從而降低Cu在土壤中的有效性。隨生物炭施加量增加，分蘗期和成熟期水稻根系中Cu累積量均顯著降低，且成熟期水稻根系中Cu累積量少于分蘗期。Cu在水稻根系橫截面中柱的分布高于皮層，且生物炭抑制Cu從土壤向水稻根系皮層和中柱的遷移，從而減少Cu進入水稻地上部。生物炭顯著降低特優(yōu)009、東聯(lián)5號和宜優(yōu)673水稻糙米中Cu含量。但筆者研究未能明確生物炭對Cu在水稻各器官之間遷移的影響，這將做進一步研究。