袁根，湯逸帆，2，申建華，朱詠莉，2*

（1.南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院，南京 210037；2.南京林業(yè)大學(xué)南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，南京 210037；3.中糧肉食（江蘇）有限公司，江蘇 東臺(tái) 224200）

畜禽糞污中的有機(jī)質(zhì)在厭氧條件下被轉(zhuǎn)化為甲烷產(chǎn)生沼氣，同時(shí)生成液體副產(chǎn)物（沼液）和固體殘?jiān)ㄕ釉1]。與廄肥、污泥等傳統(tǒng)有機(jī)肥不同，沼液中氮素含量高、重金屬含量低，使用方便[2]，已成為種養(yǎng)結(jié)合農(nóng)業(yè)發(fā)展戰(zhàn)略下農(nóng)田化學(xué)氮肥減量最具潛力的替代品[3-4]。適量施用沼液會(huì)增加土壤重金屬含量及生物有效性，但并不一定導(dǎo)致作物籽粒重金屬超標(biāo)。湯逸帆等[5]研究發(fā)現(xiàn)，在濱海稻麥田連續(xù)施用沼液（450 m3?hm?2）5 年后，土壤Cu 和Zn 含量分別提高了19.52%和31.8%，但作物籽粒和土壤重金屬含量均未超出國家標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2017 和GB 15618—2018）。賴星等[6]研究發(fā)現(xiàn)連續(xù)施用豬糞沼液（626～793 t?hm?2）3年后，水稻-油菜輪作田土壤中重金屬Cd、Cr、As和Hg含量顯著增加29.4%～89.9%，籽粒和土壤中重金屬含量亦低于國家相應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)。董翠敏等[7]研究發(fā)現(xiàn)，施用沼液能顯著提高土壤中Cu和Zn的交換態(tài)和鐵錳態(tài)含量，從而提高其生物有效性。CHEN等[8]的研究結(jié)果顯示，稻田連續(xù)施用沼液（540 kg?hm?2，以N計(jì)）10年后，土壤Zn和Pb的有效態(tài)含量顯著增加。然而，長期施用沼液存在重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。BIAN 等[9]的研究表明，施用沼液10年后，稻田土壤Cu和Pb含量超出土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。劉蘭英等[10]研究發(fā)現(xiàn)，長期施用沼液（6年）使檳榔地土壤中Cu、Zn、Pb、Cd、Cr含量顯著提高，其中Cu和Zn含量超出國家相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)。由此可見，農(nóng)田沼液替代化肥過程中，及時(shí)研發(fā)重金屬阻控技術(shù)，降低其生物有效性顯得尤為必要。

生物炭是生物質(zhì)在缺氧條件和一定溫度下裂解產(chǎn)生的富碳多孔物質(zhì)，施用于農(nóng)田能有效鈍化重金屬，降低其生物有效性[11]。NIE 等[12]研究發(fā)現(xiàn)，添加生物炭（1.5～3.0 t?hm?2）后，土壤Cd、Cu 和Pb 的有效態(tài)含量降低了25.3%～77.05%。ZHAO 等[13]的研究結(jié)果顯示，施用15%（m/m）生物炭后，土壤Cd 的弱酸提取態(tài)含量顯著降低。相關(guān)機(jī)理研究表明，生物炭具有的芳香結(jié)構(gòu)可以作為π電子供體，能與重金屬離子發(fā)生陽離子-π 作用，進(jìn)而促進(jìn)生物炭對重金屬的吸附[14]。MOHAN 等[15]認(rèn)為生物炭含有較多的羧基、羥基、氨基等表面官能團(tuán)，可以作為吸附位點(diǎn)與重金屬結(jié)合形成表面絡(luò)合物或進(jìn)行離子交換吸附，從而降低土壤中重金屬生物有效性。徐美麗等[16]研究發(fā)現(xiàn)，生物炭能通過釋放等與土壤重金屬離子結(jié)合生成難溶性的沉淀物。ASHRAF 等[17]的研究結(jié)果顯示，當(dāng)生物炭施用至堿性土壤時(shí)，生物炭去質(zhì)子化導(dǎo)致表面帶有負(fù)電荷，既能促進(jìn)其對重金屬陽離子的靜電吸引，又能與H+結(jié)合，提高土壤堿性，增強(qiáng)吸附作用。值得關(guān)注的是，沼液成分復(fù)雜，施用于土壤能改變土壤理化性質(zhì)，特別是會(huì)引起土壤pH的變化。顯然，這對生物炭鈍化重金屬的效果可能產(chǎn)生影響。然而，目前有關(guān)施用沼液條件下，生物炭對土壤重金屬生物有效性影響的研究還不充分。

江蘇省濱海地區(qū)人口稀少，土地成本低，大型集約化養(yǎng)殖企業(yè)分布密集[18]。在目前化肥減量與替代背景下，農(nóng)田消納已成為當(dāng)?shù)仞B(yǎng)殖企業(yè)處理沼液的主要方式。本研究以沼液消納量最大的稻田為對象，研究添加生物炭對施用沼液土壤Cu、Zn、Pb、Cd 生物有效性的影響，以期為長期消納沼液的稻田土壤重金屬環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)控制提供理論與實(shí)踐依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域位于江蘇省東臺(tái)市黃海原種場（32°52′～32°57′N，120°07′～120°53′E），為暖溫帶與亞熱帶過渡區(qū)，年平均日照時(shí)長2 231.9 h，年平均氣溫15.0 ℃，年平均降水量1 061.0 mm[19]。研究區(qū)域農(nóng)田由灘涂鹽堿地改良而成，土壤類型為粉砂質(zhì)壤土，砂粒、粉粒和黏粒含量占比分別為36.2%、56.7%和7.1%。土壤pH 為8.28，電導(dǎo)率（EC）為0.10 mS·cm-1，土壤有機(jī)碳（SOC）為4.58 g·kg-1，全氮（TN）為0.48 g·kg-1，全磷（TP）為0.60 g·kg-1，全鉀（TK）為16.92 g·kg-1，土壤Cu含量為11.71 mg·kg-1，Zn 含量為62.20 mg·kg-1，Pb 含量為19.88 mg·kg-1，Cd含量為0.11 mg·kg-1。

1.2 供試材料

供試沼液采自中糧肉食（江蘇）有限公司下屬的黃海沼氣站。采用水泡糞工藝清收豬舍內(nèi)糞污，液體經(jīng)勻漿池（總固體濃度控制在2.0%～3.0%）混合升溫后進(jìn)入發(fā)酵罐，36～38 ℃下全混合厭氧反應(yīng)器（CSTR）發(fā)酵15～20 d。液體排入沼液存儲(chǔ)池并穩(wěn)定1～2 個(gè)月，存儲(chǔ)池的中上層為沼液。沼液基礎(chǔ)理化性質(zhì)及重金屬含量見表1。供試生物炭購自安徽海泉新能源有限公司，由稻殼在缺氧條件下高溫裂解而成，裂解溫度和時(shí)間分別為800 ℃和120 min，其基礎(chǔ)理化性質(zhì)及重金屬含量見表2。

表1 供試沼液基本理化性狀Table 1 The basic physicochemical properties of biogas slurry used in the study

表2 供試生物炭基本理化性質(zhì)Table 2 The basic physicochemical properties of biochar used in the study

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

田間小區(qū)試驗(yàn)開始于2016 年。沼液用量（S）設(shè)置不施用、低（按農(nóng)田推薦施氮水平，205 kg?hm?2）、中和高（當(dāng)?shù)貙?shí)際施氮量，410～625 kg?hm?2）4 個(gè)沼液施用水平，生物炭用量（B）設(shè)置施用（15 t?hm?2）和不施用2個(gè)水平，完全方案設(shè)計(jì)，共8個(gè)處理。根據(jù)不同沼液用量及是否添加生物炭，依次編號為S0、S0+B、S1、S1+B、S2、S2+B、S3、S3+B。各處理編號和具體施用量見表3。每個(gè)處理重復(fù)3 次，共24 個(gè)小區(qū)，小區(qū)面積為60 m2，小區(qū)間壘土埂，鋪設(shè)防滲布。各小區(qū)完全隨機(jī)排列。沼液按設(shè)計(jì)的總量分期施用，分為基肥、蘗肥、穗肥，比例為2∶1∶2。各處理田間沼液與灌溉水的總量保持相同。此外，生物炭于試驗(yàn)開始前一次性施入，翻耕20 cm，與土壤均勻混合。種植水稻品種為淮稻5號，田間管理與當(dāng)?shù)亓?xí)慣相同。

表3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 3 The experiment design

1.4 樣品采集

在水稻收獲期（2019年10月），各小區(qū)按“S”形多點(diǎn)采集0～20 cm 土層土壤，混合均勻，按四分法保留1 kg土樣，自然風(fēng)干后去除沙礫、植物殘?bào)w，研磨后分別過60 目和100 目土篩，用于重金屬生物有效性分析。按照“點(diǎn)對點(diǎn)”的原則與土壤樣品同步采集水稻植株，每點(diǎn)采集3 株，并混合為一個(gè)植物樣品。將采集的植株樣品帶回實(shí)驗(yàn)室清洗干凈，自然風(fēng)干后將水稻籽粒分離出來，70 ℃烘干至恒質(zhì)量，粉碎裝袋待測。

1.5 分析方法

土壤和籽粒中重金屬含量采用HCl-HNO3-HFHClO4體系消解[5]，沼液重金屬含量采用HNO3-HClO4消解。用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，Nex?ION 300X，PerkinElmer，美國）測定消解液中重金屬Cu、Zn、Pb 和Cd 含量。試驗(yàn)以國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GSS-189（土壤）、GSB-22（稻米）進(jìn)行質(zhì)量控制。

土壤中重金屬各化學(xué)形態(tài)含量采用改進(jìn)的BCR三步提取法[20]，根據(jù)賦存形態(tài)將重金屬分為4 種形態(tài)：弱酸提取態(tài)（F1，可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，易被植物吸收）、可還原態(tài)（F2，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)，較易被植物利用）、可氧化態(tài)（F3，有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)，較難被植物利用）、殘?jiān)鼞B(tài)（F4，一般存在于礦物晶格中，難以被植物利用）。其中，由于F1 的活性最強(qiáng)[21]，以F1 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)表征重金屬生物有效性。重金屬不同形態(tài)（F1、F2、F3、F4）質(zhì)量分?jǐn)?shù)的計(jì)算如公式1所示。

分別采用雷磁pH 計(jì)（PHSJ-5）和電導(dǎo)率儀（FE30 Plus）測定土壤、生物炭、沼液的pH 和EC 值。其中，土壤和生物炭的固液質(zhì)量比為1∶5，沼液搖勻后直接測定。土壤和生物炭通過HClO4-H2SO4體系消解，沼液通過HNO3-HClO4體系消解，隨后分別通過鉬銻抗分光光度法和火焰光度法測定TP 和TK。土壤SOC 含量以及沼液TOC 含量采用TOC 儀（Multi N/C 3100）測定，土壤及沼液TN 采用凱氏定氮法測定，生物炭C、N 采用元素分析儀（PE 2400，美國）測定。沼液-N 采用納氏試劑分光光度法測定；沼液-N 采用離子色譜法測定。生物炭灰分采用灼燒法測定；生物炭陽離子交換量通過乙酸銨交換、乙醇淋洗-蒸餾法測定；生物炭比表面積采用比表面積分析儀（Micromeritics ASAP2020M，美國）測定。

1.6 數(shù)據(jù)處理

使用SPSS 22.0 進(jìn)行數(shù)據(jù)分析，采用Duncan 法比較不同沼液用量間重金屬含量與生物有效性，以及土壤理化性質(zhì)的顯著性差異，配對樣本t檢驗(yàn)比較施用生物炭前后同一沼液用量下重金屬含量與生物有效性，以及土壤理化性質(zhì)的差異顯著性。應(yīng)用R-Cor?rplot程序進(jìn)行相關(guān)性分析，顯著性水平設(shè)置為P<0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭對施用沼液土壤重金屬含量的影響

與對照相比，無論是否添加生物炭，低沼液用量處理（S1、S1+B）的Cu、Zn 含量無顯著差異，中、高沼液用量處理（S2、S3、S2+B、S3+B）二者的含量顯著高于對照（P<0.05，圖1）。添加生物炭前，不同沼液用量處理中Pb 含量無顯著差異，添加生物炭后，S1+B、S3+B顯著高于對照。此外，無論是否添加生物炭，低、中沼液用量處理（S1、S2、S1+B、S2+B）的Cd 含量與對照無顯著差異，高沼液用量處理（S3、S3+B）Cd含量顯著低于對照（P<0.05）。

圖1 生物炭對施用沼液土壤Cu、Zn、Pb和Cd含量的影響Figure 1 Effects of biochar application on the contents of Cu，Zn，Pb，and Cd in soils fertilized with biogas slurry

2.2 生物炭對施用沼液土壤重金屬生物有效性的影響

添加生物炭前，低沼液用量處理（S1）土壤中四種重金屬的F1質(zhì)量分?jǐn)?shù)無顯著差異，但中、高沼液用量（S2、S3）處理Cu、Zn、Pb和Cd的F1質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著提升（圖2）。添加生物炭后，中、高沼液用量處理（S2+B、S3+B）Cu 和Pb 的F1 質(zhì)量分?jǐn)?shù)較添加前顯著下降（P<0.05）。

圖2 生物炭對施用沼液土壤中Cu、Zn、Pb和Cd各形態(tài)分布的影響Figure 2 Effects of biochar application on the distribution of four fractions of Cu，Zn，Pb，and Cd in soils fertilized with biogas slurry

對其他形態(tài)而言，無論是否添加生物炭，低沼液用量處理（S1、S1+B）土壤中四種重金屬的F2、F3、F4質(zhì)量分?jǐn)?shù)均無顯著差異，但中、高沼液用量處理（S2、S3、S2+B、S3+B），Cu、Zn、Pb 和Cd 的F2 質(zhì)量分?jǐn)?shù)較對照顯著提升（P<0.05），F(xiàn)3 質(zhì)量分?jǐn)?shù)無顯著變化，F(xiàn)4 質(zhì)量分?jǐn)?shù)則顯著降低。此外，同等沼液用量下，添加生物炭前后，Cd 各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)無顯著差異，但添加生物炭后Cu、Zn 和Pb 的F2 質(zhì)量分?jǐn)?shù)在中、高沼液用量下較添加前顯著上升，Zn 的F4 質(zhì)量分?jǐn)?shù)則顯著降低（P<0.05）。

2.3 生物炭對施用沼液水稻籽粒重金屬含量的影響

添加生物炭前，施用沼液處理（S1、S2、S3）使水稻籽粒中Cu 含量增加了44.0%～116.5%，但Pb、Cd 含量無顯著變化（圖3）。然而，籽粒中Zn 含量在中、高沼液用量下（S2、S3）顯著降低（P<0.05）。添加生物炭后，三個(gè)沼液用量處理（S1+B、S2+B、S3+B）籽粒中Zn、Pb 和Cd 含量較添加前均無顯著變化，但中、高沼液用量處理（S2+B、S3+B）Cu 含量顯著降低了21.8%～37.5%。

圖3 生物炭對施用沼液水稻籽粒中Cu、Zn、Pb和Cd含量的影響Figure 3 Effects of biochar application on the contents of Cu，Zn，Pb，and Cd in rice seed fertilized with biogas slurry

2.4 生物炭對施用沼液土壤理化性質(zhì)的影響

無論是否添加生物炭，低沼液用量處理（S1、S1+B）土壤pH 值、EC 值和SOC、TP、TK 含量均無顯著差異（圖4）。在中、高沼液用量處理（S2、S3、S2+B、S3+B），添加生物炭前土壤pH 值較對照顯著降低（P<0.05），但SOC、TK 含量顯著增加，EC 值和TP 含量則無顯著變化。添加生物炭后土壤pH值較對照顯著降低，SOC 和TP 含量顯著增加，而EC 值和TK 含量無顯著變化。無論是否添加生物炭，施用沼液均使TN 含量顯著增加。此外，同等沼液用量下，添加生物炭后EC 值和TP、TK 含量與添加前無顯著差異。然而，添加生物炭后，中、高沼液用量處理土壤pH 值、TN 含量較添加前顯著提升。

圖4 生物炭對施用沼液土壤理化性質(zhì)的影響Figure 4 Effects of biochar application on the physicochemical properties of soil fertilized with biogas slurry

2.5 土壤理化性質(zhì)與重金屬含量及生物有效性的關(guān)系

添加生物炭前，S0、S1、S2、S3處理土壤中Cu、Zn、Pb 和Cd 的F1 質(zhì)量分?jǐn)?shù)與SOC、TK 呈顯著正相關(guān)，與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)（表4）。對籽粒中重金屬而言，Cu的含量與土壤中Cu的含量及其F1、F2質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著正相關(guān)（P<0.05），與其F4 質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著負(fù)相關(guān)；Zn 的含量與土壤中Zn 的含量及其F1、F2 質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著負(fù)相關(guān)，與其F4質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著正相關(guān)；但Pb 和Cd 含量與各因子無顯著相關(guān)性（表5）。從表4可以看出，添加生物炭后，S0+B、S1+B、S2+B、S3+B 處理土壤中Cu、Zn、Pb 和Cd 的F1 質(zhì)量分?jǐn)?shù)與SOC、TP、TN 呈顯著正相關(guān)，與土壤pH 呈顯著負(fù)相關(guān)。對籽粒中重金屬而言，Zn含量與土壤Zn含量及其F1、F2質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著負(fù)相關(guān)，與其F4呈顯著正相關(guān)，其余三種重金屬與土壤重金屬含量及其形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)無顯著相關(guān)性（表5）。

表4 未施用生物炭和施用生物炭處理下土壤重金屬弱酸提取態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性Table 4 Correlation between mass fraction of heavy metals in the weak acid extractable form and physicochemical properties of soil under treatment with and without biochar

表5 未施用生物炭和施用生物炭處理下籽粒中重金屬與相應(yīng)土壤重金屬含量及其四種形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的相關(guān)性Table 5 Correlation between heavy metals in rice seed and soil heavy metals and their four speciation under treatment with and without biochar

3 討論

研究發(fā)現(xiàn)，施用沼液能提高土壤重金屬的含量及生物有效性。馮露等[22]研究發(fā)現(xiàn)，連續(xù)施用沼液10 年后，土壤中Cu、Zn 的含量積累明顯。AI 等[23]的田間實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，施用340～680 kg·hm-2（以N 計(jì)）沼液后，蔬菜地土壤Cu 和Zn 含量增加了1.3～4.8 倍。韓金等[24]研究發(fā)現(xiàn)，向不同pH 的土壤中施用2 700 m3?hm?2沼液使土壤弱酸提取態(tài)Cu、Zn 和Pb 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加了14.3%～122.2%。本研究發(fā)現(xiàn)，與不施用沼液相比較，施用低量（250 m3·hm-2）沼液對土壤重金屬各形態(tài)無顯著影響，而施用中、高量（500～750 m3·hm-2）沼液能提高土壤中Cu、Zn、Pb 和Cd 的弱酸提取態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)（P<0.05），說明施用500～750 m3·hm-2沼液能提高稻田土壤Cu、Zn、Pb 和Cd 的生物有效性。因此，濱海稻田施用沼液過程中，建議采取重金屬鈍化措施降低其生物有效性，以降低重金屬環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。施用生物炭能顯著降低土壤重金屬的生物有效性。YANG 等[25]研究發(fā)現(xiàn)，施用豬糞炭使稻田土壤弱酸提取態(tài)Pb、Zn 和Cd 的含量分別降低了81.4%～97.4%、39.3%～82.7% 和21.5%～48.9%。LU等[26]的研究結(jié)果表明，稻草炭使重金屬污染稻田土壤中弱酸提取態(tài)Cd、Cu、Pb 和Zn 的含量分別降低了11.3%、17.1%、34.8%和6.5%。本研究發(fā)現(xiàn)，中、高沼液用量下，添加生物炭使土壤弱酸提取態(tài)Cu 和Pb的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著降低，可還原態(tài)顯著上升，說明添加生物炭可能使土壤弱酸提取態(tài)Cu 和Pb 轉(zhuǎn)化為活性更低的可還原態(tài)，從而降低其生物有效性。這種變化的原因可能在于：一方面，生物炭通過表面豐富的含氧官能團(tuán)（如等）或π 電子與重金屬結(jié)合引發(fā)絡(luò)合反應(yīng)鈍化重金屬[27]；另一方面，施用生物炭使中、高沼液用量下土壤pH 增加。相關(guān)性分析結(jié)果也表明，弱酸提取態(tài)Cu、Pb 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤pH 呈顯著負(fù)相關(guān)，即土壤pH 的上升可能是Cu、Pb 生物有效性降低的重要原因。一方面，隨著pH 的升高，土壤黏土礦物、有機(jī)物以及膠體去質(zhì)子化，使得土壤顆粒表面負(fù)電荷增加，導(dǎo)致土壤對重金屬陽離子的親和性和吸附能力增強(qiáng)，從而降低重金屬的遷移能力[28]；另一方面，隨著土壤堿性的增加，土壤中重金屬離子易與OH-和生成難溶態(tài)的Pb5（PO4）3OH、Cu（OH）2等沉淀，且生物炭能與沉淀結(jié)合，進(jìn)一步降低重金屬在土壤中的移動(dòng)性[29]。pH 的升高同時(shí)也削弱了H+的競爭作用，導(dǎo)致土壤中的鐵錳氧化物、有機(jī)質(zhì)和重金屬結(jié)合更緊密[30]。此外，施用生物炭對稻田土壤的弱酸提取態(tài)Zn、Cd 無顯著影響，這可能與不同重金屬離子之間的競爭吸附有關(guān)，即Cu、Pb 被優(yōu)先吸附，而生物炭對Zn、Cd 的影響較小。馬武生等[31]和NIGHTINGALE JR[32]認(rèn)為由于Zn2+、Cd2+的水化半徑大，在其吸附過程中易受到其他重金屬離子的競爭作用。

研究表明，施用生物炭能有效抑制作物對重金屬的吸收。段桂蘭等[33]研究發(fā)現(xiàn)，向重金屬污染的稻田施用2%～8%用量的稻稈生物炭后，水稻籽粒中Cu、Zn 和Cd 含量顯著降低。ZHENG 等[34]的田間試驗(yàn)也表明，稻稈生物炭和豆稈生物炭（20 t·hm-2）能顯著降低重金屬污染稻田土壤Cd、Zn、Pb 的生物有效性，從而使重金屬在糙米中的含量降低了26%～71%。本研究表明，添加生物炭前，隨著沼液用量的增加，水稻籽粒中Cu 的含量顯著上升。相關(guān)性結(jié)果顯示，籽粒中Cu 含量與土壤Cu 含量及其弱酸提取態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著正相關(guān)。因此，降低施沼液稻田土壤中Cu 弱酸提取態(tài)的含量對保障籽粒食用安全而言顯得尤為必要。此外，施用中、高量沼液使水稻籽粒Zn含量顯著降低，這可能與籽粒中Cu 含量的上升有關(guān)。季冬雪等[35]認(rèn)為，由于Cu與Zn作用于水稻的共同生物位點(diǎn)，籽粒中Cu 含量的上升可能會(huì)干預(yù)植物對Zn 的吸收。添加生物炭后，中、高沼液用量下水稻籽粒中Cu的含量顯著降低，而Zn、Pb 和Cd 含量無顯著變化。Cu 在籽粒含量中降低的原因可能是由于添加生物炭降低了土壤Cu 的生物有效性。添加生物炭前后，Zn、Cd在水稻籽粒中的含量無顯著差異，也與添加生物炭對土壤Zn、Cd 的生物有效性無顯著影響有關(guān)。對Pb 而言，施用生物炭降低了土壤Pb的生物有效性，但對水稻籽粒中Pb 的含量無顯著影響，這種差異的原因有待進(jìn)一步探討。需要說明的是，添加生物炭前后，即使在最高沼液用量下籽粒中四種重金屬含量也均未超過GB 2762—2017 中相應(yīng)限值。說明稻田沼液替代化肥并未產(chǎn)生明顯的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。然而，由于施用沼液使籽粒中Cu 含量明顯增加，盡管其含量低于國家相應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)，并且施用生物炭能顯著降低其含量，但在長期施用沼液的稻田中，仍有必要對Cu的生物有效性進(jìn)行連續(xù)觀測。

4 結(jié)論

（1）稻田施用中、高量（500～750 m3?hm?2）沼液時(shí)，添加生物炭可顯著降低土壤Cu 和Pb 的生物有效性。

（2）添加生物炭對水稻籽粒中Zn、Pb 和Cd 的含量無顯著影響，但可顯著降低籽粒中Cu的含量。