申小剛，張阿鳳，葉雪珠，陳德*，張棋，趙首萍，肖文丹，伍少福

（1.西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，陜西楊凌 712100；2.浙江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全與營(yíng)養(yǎng)研究所，農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全危害因子與風(fēng)險(xiǎn)防控國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)產(chǎn)品信息溯源重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，杭州 310021；3.紹興市糧油作物技術(shù)推廣中心，浙江 紹興 312000）

近年來，我國(guó)面臨較為嚴(yán)重的農(nóng)田土壤鎘（Cd）污染和稻米Cd 超標(biāo)問題[1-2]。土壤中Cd 有著相比其他重金屬元素更強(qiáng)的生物有效性，而水稻又是Cd 吸收能力最強(qiáng)的大宗谷類作物，長(zhǎng)期食用Cd 超標(biāo)的稻米可能會(huì)對(duì)人體健康造成不同程度的危害[3-4]。對(duì)Cd污染耕地進(jìn)行治理，降低土壤中Cd的生物有效性，保障稻米安全，是當(dāng)前農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中亟需解決的重要問題。原位鈍化技術(shù)操作簡(jiǎn)便、成本低廉，是一種常用的安全利用措施[1，5]。生物質(zhì)炭作為一種土壤調(diào)理劑近年來已成為農(nóng)業(yè)環(huán)境領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)并被廣泛應(yīng)用于土壤改良，它能夠有效降低土壤重金屬有效性及作物吸收[6]，改善土壤物理、化學(xué)性質(zhì)并提高土壤微生物活性，促進(jìn)土壤固碳并降低溫室氣體排放，提升作物品質(zhì)和產(chǎn)量，有較好的農(nóng)業(yè)、環(huán)境效應(yīng)[7-8]。尤其是在我國(guó)當(dāng)前全面推進(jìn)各領(lǐng)域“碳達(dá)峰、碳中和”的背景下，生物質(zhì)炭作為土壤改良劑具有重要的應(yīng)用前景[9]。

已有大量研究發(fā)現(xiàn)施用生物質(zhì)炭可有效降低水稻等作物對(duì)Cd 的吸收。Chen 等[10]收集了74 篇已發(fā)表的文獻(xiàn)并通過整合分析（Meta-analysis）的方法研究了施用生物質(zhì)炭對(duì)植物重金屬吸收的影響，發(fā)現(xiàn)植物體內(nèi)Cd 的含量平均降低了38%。此外，不同來源生物質(zhì)炭對(duì)植物Cd 等重金屬吸收有顯著影響，如施用畜禽糞便來源生物質(zhì)炭植物體內(nèi)Cd的降幅顯著高于秸稈、木料等來源的生物質(zhì)炭，而污泥生物質(zhì)炭對(duì)作物體內(nèi)Cd 的含量無顯著影響；而且，生物質(zhì)炭的pH 值越高，植物體內(nèi)Cd 的降幅就越高[10]。類似地，Albert等[11]也通過整合分析的方法發(fā)現(xiàn)施用生物質(zhì)炭后植物莖葉和根中的Cd 含量分別平均降低了40.1%和27.7%，且生物質(zhì)炭的粒徑、pH、裂解溫度均會(huì)影響植物莖和根中Cd的含量。生物質(zhì)炭對(duì)土壤重金屬的鈍化作用主要在于其疏松多孔、具有較高的pH 值和比表面積，豐富的含氧官能團(tuán)和無機(jī)礦物組分，從而能夠很好地吸附、絡(luò)合土壤溶液中的重金屬；而生物質(zhì)炭的堿性等特征也使其能很好地提高土壤pH 值，降低土壤中Cd 的有效性及作物對(duì)Cd 的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)[10-11]。當(dāng)前我國(guó)在生物質(zhì)炭產(chǎn)業(yè)化應(yīng)用方面已有很好的研究基礎(chǔ)和政策支持，在耕地地力提升以及耕地重金屬污染治理等實(shí)踐中已有較多的應(yīng)用。例如，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部在2017 年將秸稈炭化還田列為秸稈農(nóng)用十大模式之一；2021 年又將“秸稈炭化還田減排固碳技術(shù)”列為《2021 年農(nóng)業(yè)農(nóng)村部重大引領(lǐng)性技術(shù)》之一。然而，生物質(zhì)炭對(duì)土壤重金屬的鈍化效應(yīng)受到原材料、裂解溫度、施用量以及土壤條件和作物類型等諸多因素的影響。在大面積的實(shí)際應(yīng)用過程中，因?yàn)橛昧看?，只能向生物質(zhì)炭生產(chǎn)廠家購(gòu)買，因此其實(shí)際效果也受原料和廠家實(shí)際生產(chǎn)工藝的影響。因而，評(píng)價(jià)不同來源的工廠化生產(chǎn)的生物質(zhì)炭對(duì)特定土壤條件下Cd 的鈍化效果，篩選出適宜的生物質(zhì)炭產(chǎn)品并分析可能的原因，對(duì)于生物質(zhì)炭的規(guī)?；瘧?yīng)用具有重要意義。

大量研究表明，不同品種水稻對(duì)Cd的吸收、積累能力有很大差異[12]。有研究者在pH 為5.17，總Cd 含量為2.66 mg·kg-1的土壤條件下通過田間試驗(yàn)調(diào)查了10 個(gè)品種水稻對(duì)Cd 吸收和積累情況，發(fā)現(xiàn)不同品種水稻糙米中Cd 的含量范圍在0.21～1.53 mg·kg-1之間[13]。陳德等[14]研究了20 個(gè)水稻品種對(duì)Cd 的吸收和積累特性，發(fā)現(xiàn)水稻籽粒中的Cd 含量范圍在0.07～0.39 mg·kg-1之間，其中12 個(gè)品種籽粒Cd 含量≤0.2 mg·kg-1?？梢姡诤线m的土壤污染條件下選用低積累水稻品種是實(shí)現(xiàn)稻米Cd含量達(dá)標(biāo)的有效途徑。然而，采取單一的低積累品種措施存在較大的不確定性，因此通常結(jié)合原位鈍化措施以更好地實(shí)現(xiàn)稻米的安全生產(chǎn)。而不同來源生物質(zhì)炭施用對(duì)不同品種Cd吸收的影響是否一致，還少有研究。此外，盡管稻米Cd 含量是影響其安全性的重要指標(biāo)，而其他元素如Zn 含量的高低也會(huì)在一定程度上影響含Cd 稻米的安全性[3，15]，這是因?yàn)楫?dāng)飲食中Zn 等營(yíng)養(yǎng)元素不足時(shí)，人體對(duì)Cd 的吸收量就會(huì)極大增加，反之亦然[3，16]。因此，稻米中Cd 的毒性和健康風(fēng)險(xiǎn)不僅取決于其自身Cd 含量的多少，還與其Zn 含量的多少有關(guān)。Chaney 等[3]通過研究提出稻米中Cd/Zn 含量比的臨界值（0.015），當(dāng)?shù)久字蠧d/Zn 比高于這一臨界值時(shí)，則由于Zn 等元素?cái)z入不足而導(dǎo)致Cd 攝入量增加，進(jìn)而增加潛在的健康風(fēng)險(xiǎn)。因此，研究不同生物質(zhì)炭在影響不同品種水稻Cd 吸收的同時(shí)，如何影響對(duì)Zn 的吸收以及稻米中Cd/Zn比的變化具有重要意義。

為了有效應(yīng)對(duì)土壤Cd 污染和稻米Cd 超標(biāo)的問題，本研究在浙江省紹興市某水稻生產(chǎn)基地布置田間小區(qū)試驗(yàn)，研究不同生物質(zhì)炭施用對(duì)兩個(gè)品種水稻吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)及積累Cd 和Zn 的影響，探討上述過程中Cd和Zn 的相互作用；以期為更好地評(píng)價(jià)市售不同來源生物質(zhì)炭對(duì)土壤-水稻系統(tǒng)Cd 生物有效性的影響及可能的機(jī)制，為有效提升土壤質(zhì)量和稻米安全生產(chǎn)提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤及生物質(zhì)炭

田間小區(qū)試驗(yàn)位于浙江省紹興市越城區(qū)某水稻基地，供試土壤為湖海相沉積物發(fā)育的水稻土，青粉泥田土屬，基本性質(zhì)：土壤pH 值5.4，有機(jī)質(zhì)（SOM）含量56 g·kg-1，全氮（TN）、堿解氮（AN）、全磷（TP）、有效磷（AP）含量依次為2.9 g·kg-1、280 mg·kg-1、0.7 g·kg-1和4.5 mg·kg-1，Cd 和Zn 總量分別為0.32 mg·kg-1和245.9 mg·kg-1。據(jù)前期調(diào)研，當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶種植的多個(gè)批次的稻米Cd 含量均超出0.2 mg·kg-1的國(guó)家限量標(biāo)準(zhǔn)值。

本研究用到的生物質(zhì)炭包括玉米秸稈生物質(zhì)炭（MSBC）、水稻秸稈生物質(zhì)炭（RSBC）、花生殼炭（PHBC）、稻殼炭（RHBC）、廚余垃圾生物質(zhì)炭（CWBC）以及小麥秸稈生物質(zhì)炭（WSBC）。其中MSBC 購(gòu)自黑龍江大慶市金土地生物質(zhì)材料制造有限公司，生產(chǎn)設(shè)備為轉(zhuǎn)窯式連續(xù)炭化爐，炭化溫度約400～550 ℃；PHBC 和WSBC 購(gòu)自商丘三利新能源有限公司，生產(chǎn)設(shè)備為池式炭化，炭化溫度約500 ℃；RSBC 和RHBC購(gòu)自嘉興嘉華牧業(yè)有限公司，生產(chǎn)設(shè)備為轉(zhuǎn)窯式炭化爐，炭化溫度約800 ℃；CWBC 購(gòu)自浙江金鍋鍋爐有限公司，生產(chǎn)設(shè)備為轉(zhuǎn)窯式炭化爐，炭化溫度約350 ℃。各生物質(zhì)炭的主要性質(zhì)如表1 所示，其中C、H、O、N、S 含量用元素分析儀測(cè)定，有機(jī)碳參考土壤有機(jī)碳的測(cè)定方法（重鉻酸鉀氧化法），比表面積為BET 比表面積。

表1 本研究生物質(zhì)炭基本性質(zhì)Table 1 Properties of biochar in this study

1.1.2 供試水稻

每個(gè)小區(qū)設(shè)置2 個(gè)水稻品種，供試水稻品種為浙優(yōu)18（ZY-18）和浙粳96（ZG-96），其中浙優(yōu)18 為秈型雜交稻、浙粳96 為粳型常規(guī)稻，兩個(gè)水稻品種均來自紹興市舜達(dá)種業(yè)有限公司。水稻于2020 年5 月30日浸種、育秧，6月25日插秧。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

選擇地勢(shì)平坦、地力均勻的地塊布置小區(qū)試驗(yàn)。設(shè)置MSBC、RSBC、RHBC、PHBC、CWBC 和WSBC 共6個(gè)生物質(zhì)炭處理，每個(gè)處理生物質(zhì)炭的用量為30 t·hm-2，同時(shí)設(shè)置不施生物質(zhì)炭對(duì)照（CK），共7 個(gè)處理，每個(gè)處理3 次重復(fù)，隨機(jī)區(qū)組排列，共21 個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)面積20 m2（5 m×4 m），小區(qū)四周設(shè)保護(hù)行，寬度1 m。在此基礎(chǔ)上設(shè)置裂區(qū)試驗(yàn)，每個(gè)小區(qū)設(shè)置2 個(gè)水稻品種。在水稻移栽前15 d 平整土地、劃定小區(qū)并施用生物質(zhì)炭，將生物質(zhì)炭均勻撒于土壤表面并人工翻勻，深度約0～20 cm。水分管理、施肥、施藥等田間管理措施與農(nóng)戶一致。

1.3 樣品采集與處理

水稻進(jìn)入成熟期后測(cè)產(chǎn)并采集植株和土壤樣品，采樣時(shí)間為2020年10月20日。各小區(qū)隨機(jī)采集6株水稻裝入網(wǎng)袋并帶回實(shí)驗(yàn)室，用不銹鋼剪刀分成稻穗、莖葉和根三部分，用自來水將附著的泥土等雜質(zhì)沖洗干凈，隨后用去離子水沖洗3 次。晾干水分，在105 ℃的烘箱中殺青30 min，然后在70 ℃條件下烘干。烘干后的稻穗脫粒后用不銹鋼檢驗(yàn)礱谷機(jī)脫殼。糙米、莖葉和根用不銹鋼粉碎機(jī)粉碎后置于自封袋備用。用不銹鋼土鉆以“S”形采集混合土壤樣品，每個(gè)小區(qū)采集6 個(gè)點(diǎn)位，采集深度為0～20 cm。土壤樣品帶回實(shí)驗(yàn)室后去除雜質(zhì)并置于用瑪瑙研缽研磨后依次過10、60 目及100 目尼龍篩，置于自封袋備用。過100 目篩的土壤樣品用于全量養(yǎng)分和重金屬總量的測(cè)定，過60 目篩的樣品用于測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)含量，過10 目篩的樣品用于測(cè)定土壤pH 值、有效態(tài)養(yǎng)分含量以及可提取態(tài)Cd和Zn的含量。

水稻各部位樣品用HNO3-HClO4（體積比為5∶1）經(jīng)微波消解后，用ICP-MS（X-series 2，賽默飛世爾，美國(guó)）測(cè)定。每個(gè)批次的樣品消解時(shí)分別帶3 個(gè)空白樣品和3個(gè)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)進(jìn)行質(zhì)控。Cd 和Zn的標(biāo)樣回收率分別為93%～104%和92%～106%。土壤樣品的分析測(cè)定參照魯如坤《土壤農(nóng)化分析》中的方法。土壤pH 值用pH 計(jì)測(cè)定（PHS-3C，上海雷磁），水土比2.5∶1，有機(jī)質(zhì)含量用重鉻酸鉀容量法測(cè)定，全氮含量用全自動(dòng)凱氏定氮儀測(cè)定（K1100，山東海能），全磷含量用濃硫酸-高氯酸消解后比色測(cè)定，土壤堿解氮含量用堿解擴(kuò)散法測(cè)定，有效磷含量采用氟化銨-鹽酸浸提-磷鉬藍(lán)比色法測(cè)定。土壤Cd、Zn 總量用HNO3-HClO4-HF（體積比5∶1∶1）浸泡經(jīng)微波消解（Mars X，美國(guó)CEM 公司），用ICP-MS（X-series 2，賽默飛世爾，美國(guó)）測(cè)定。土壤有效態(tài)Cd、Zn含量用0.01 mol·L-1CaCl2溶液浸提（固液比1∶10）后經(jīng)ICP-MS測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

用根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和莖-籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)表示水稻由地下部向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)Cd或Zn的能力：

式中：TFS/R表示水稻由根部向莖葉轉(zhuǎn)運(yùn)Cd 或Zn 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)；TFG/S表示水稻由莖葉向籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)Cd 或Zn 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)；C莖葉、C根系和C籽粒分別表示水稻莖葉、根系和籽粒中特定重金屬（Cd或Zn）的含量，mg·kg-1。

數(shù)據(jù)的整理、制圖利用Excel 2016 進(jìn)行，圖表中的數(shù)據(jù)均采用平均值±標(biāo)準(zhǔn)差的形式表示。統(tǒng)計(jì)分析軟件使用SPSS20，用單因素方差分析統(tǒng)計(jì)處理間差異，當(dāng)方差分析具有顯著差異（P＜0.05）時(shí)，利用LSD 法對(duì)處理間平均數(shù)進(jìn)行多重比較。變量間相關(guān)性用Pearson相關(guān)系數(shù)（R）表示。

2 結(jié)果與分析

2.1 水稻各部位Cd、Zn的含量及籽粒Cd/Zn比

水稻籽粒中Cd 和Zn 的含量及Cd/Zn 比如圖1 所示。雜交稻品種ZY-18 籽粒中Cd 的含量范圍在0.08～0.18 mg·kg-1之間（圖1A），Zn 的含量在16.0～19.5 mg·kg-1（圖1B）；常規(guī)稻品種ZG-96 中Cd 的含量在0.037～0.059 mg·kg-1之間，Zn 的含量在21.6～23.2 mg·kg-1。ZY-18 籽粒中Cd 的含量明顯高于ZG-96（圖1A），而Zn 則相反（圖1B）。與對(duì)照相比，各生物質(zhì)炭處理ZY-18 籽粒中Cd 的含量均顯著降低，降幅在29%～56%之間，其中RSBC 處理籽粒中Cd 的降幅最高，其次為PHBC 和CWBC，WSBC 降低幅度最低；各處理ZG-96 籽粒中Cd 含量與對(duì)照相比無顯著變化。MSBC 和WSBC 處理ZY-18 籽粒中Zn 的含量與對(duì)照相比分別降低了18%和16%，而各生物質(zhì)炭處理ZG-96 籽粒中Zn 的含量與對(duì)照相比無顯著變化。如圖1C 所示，除WSBC 處理外，各生物質(zhì)炭處理ZY-18籽粒Cd/Zn 比均顯著降低，降幅在28%～51%之間，其中RSBC 降幅最大，PHBC 和CWBC 次之，MSBC 最低；ZG-96籽粒中Cd/Zn比無顯著差異。

圖1 水稻籽粒中Cd、Zn含量及Cd/Zn比Figure 1 Cd and Zn concentration in rice grain and the ratio

各處理水稻莖葉和根中Cd、Zn 的含量如圖2 所示，除WSBC 外，各生物質(zhì)炭處理均顯著降低了ZY-18 莖葉中Cd 的含量，降幅為38%～61%之間，其中RSBC降幅最高，PHBC、CWBC次之；ZG-96莖葉中Cd的含量無顯著變化（圖2A）。與對(duì)照相比，生物質(zhì)炭處理ZY-18 莖葉中Zn 的含量降低了15%～32%，RSBC 降幅最高，RHBC 降幅最低；ZG-96 莖葉中Zn 的含量也降低了15%～32%，RSBC 降幅最高，WSBC 降幅最低（圖2B）。與對(duì)照相比，ZY-18 根中Cd 含量?jī)HRSBC、PHBC 和CWBC 處理顯著降低，降幅分別為37%、30%和35%；ZG-96 根中Cd 含量?jī)HCWBC 處理顯著降低了44%（圖2C）。兩個(gè)品種水稻根中Zn的含量與對(duì)照相比均無顯著變化（圖2D）。

圖2 水稻莖葉和根中Cd和Zn含量Figure 2 Cd and Zn concentration in rice shoot and root

2.2 水稻Cd、Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

圖3 為不同處理對(duì)兩個(gè)品種水稻Cd、Zn 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響。由圖3 可知，與對(duì)照相比，RSBC、PHBC、RHBC 三個(gè)處理顯著降低了ZY-18 體內(nèi)Cd 的根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TFS/R-Cd），降幅分別為40%、34%和33%；ZG-96 體內(nèi)Cd 的根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)無顯著變化（圖3A）。與對(duì)照相比，兩個(gè)品種水稻體內(nèi)Cd 的莖葉-籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TFG/S-Cd）均無顯著變化（圖3B）。兩個(gè)水稻品種的TFS/R-Cd 數(shù)值均高于其TFG/S-Cd 數(shù)值；ZY-18 的TFS/R-Cd 是ZG-96 的1.8～2.9 倍，兩個(gè)品種間的TFG/S-Cd 數(shù)值無顯著差異。與對(duì)照相比，RSBC處理ZY-18體內(nèi)Zn的根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TFS/R-Zn）顯著降低了35%；RSBC 和RHBC 處理ZG-96 的TFS/R-Zn分別降低了38%和39%（圖3C）。與對(duì)照相比，RSBC處理ZY-18體內(nèi)Zn的莖葉-籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TFG/S-Zn）顯著增加了37%；MSBC、RSBC、RHBC 和CWBC 處理ZG-96 的TFG/S-Zn 增加了38%～57%，RSBC 增幅最大（圖3D）。各品種的TFS/R-Zn 數(shù)值均明顯高于其對(duì)應(yīng)的TFG/S-Zn 數(shù)值；兩個(gè)品種的TFS/R-Zn 數(shù)值無顯著差別，但ZG-96 的TFG/S-Zn 數(shù)值明顯高于ZY-18，前者是后者的1.6～2.3倍。

圖3 水稻Cd、Zn轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Figure 3 Translocation factor of Cd and Zn in rice plant

2.3 土壤有效態(tài)Cd、Zn含量

不同種類生物質(zhì)炭添加對(duì)土壤有效態(tài)Cd、Zn 含量的影響見圖4。各生物質(zhì)炭處理土壤有效態(tài)Cd、Zn含量與對(duì)照相比均顯著降低，其中有效態(tài)Cd 的降幅在38%～91%之間（圖4A），有效態(tài)Zn 的降幅在53%～96%之間（圖4B）。土壤中有效態(tài)Cd、Zn 的降低趨勢(shì)總體一致，RSBC 處理降幅最高，其次為PHBC，MSBC處理土壤有效態(tài)Cd、Zn含量降幅最低。

圖4 不同生物質(zhì)炭處理土壤有效態(tài)Cd、Zn含量Figure 4 Available Cd and Zn concentration in soils

2.4 土壤pH、有機(jī)質(zhì)及養(yǎng)分含量

不同種類生物質(zhì)炭的施入對(duì)土壤pH 值、有機(jī)質(zhì)及養(yǎng)分含量有著不同程度的影響（表2）。施用不同生物質(zhì)炭后土壤pH 值與對(duì)照相比提高了0.4～1.6 個(gè)單位，其中RSBC 處理土壤pH 值上升幅度最高，其次為PHBC 處理。施用生物質(zhì)炭均顯著提高了土壤有機(jī)質(zhì)含量，增幅在26%～65%之間，其中MSBC 處理增幅最高。MSBC 和CWBC 處理顯著增加了土壤全氮含量，增幅分別為12%和9%，而RHBC 和WSBC 則顯著增加了土壤堿解氮含量，增幅均為7%。與對(duì)照相比，RSBC處理土壤全磷含量增加了64%，其他生物質(zhì)炭處理無顯著變化；而土壤有效磷含量變化更加明顯，RSBC、PHBC 及CWBC 處理有效磷含量與對(duì)照相比分別增加了253%、120%及124%。

表2 不同處理土壤pH值、有機(jī)質(zhì)及養(yǎng)分含量Table 2 Soil pH，organic matter and nutrient content

3 討論

3.1 不同水稻品種對(duì)Cd、Zn吸收的差異及籽粒Cd/Zn比

本研究結(jié)果表明，兩個(gè)不同基因型供試水稻對(duì)Cd 和Zn 的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和積累能力具有顯著差異，雜交稻品種ZY-18 籽粒Cd 含量顯著高于常規(guī)稻品種ZG-96，而前者Zn 含量卻低于后者。這一方面可能是由于雜交稻品種具有更強(qiáng)的Cd吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)能力，這主要體現(xiàn)在前者莖葉中Cd 和根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)明顯高于后者。相關(guān)分析結(jié)果表明水稻籽粒中Cd的濃度與Cd的根莖-轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)有顯著正相關(guān)關(guān)系（表3）。陳德等[14]在pH 值5.5、Cd 含量0.43 mg·kg-1的土壤條件下研究了不同品種對(duì)Cd、Zn積累轉(zhuǎn)運(yùn)的影響，發(fā)現(xiàn)ZY-18、甬優(yōu)9 和甬優(yōu)12 等Cd 含量相對(duì)最高的品種均為雜交稻，而秀水519、秀水03、嘉58 等Cd 含量最低的品種均為常規(guī)稻，這與前人的研究結(jié)果類似[4，17]。另一方面可能是由于ZG-96具有更強(qiáng)的Zn吸收轉(zhuǎn)運(yùn)能力，主要體現(xiàn)在其籽粒中有著更高的Zn 含量和更低的Cd/Zn 比，以及較高的莖-籽粒Zn 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)。相關(guān)分析結(jié)果也表明籽粒Cd、Zn 含量具有顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系（表3），說明Cd、Zn 之間的拮抗作用也可能是ZG-96 籽粒中Cd 含量低的重要原因。陳德等[14]的研究發(fā)現(xiàn)秀水519和甬優(yōu)362等品種的籽粒Cd、Zn含量表現(xiàn)出Cd低Zn高，而ZY-18和甬優(yōu)12等品種表現(xiàn)出Cd 高Zn 低，但是20 個(gè)品種之間籽粒Cd 和Zn 的含量無顯著的相關(guān)關(guān)系，即不具有普遍性。此外，通過外源添加Zn 從而抑制Cd 在籽粒中的積累，也說明Cd、Zn之間的拮抗作用[18-19]。

3.2 不同生物質(zhì)炭影響水稻Cd、Zn 吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)的可能機(jī)制

本研究的結(jié)果表明，生物質(zhì)炭的施用均有效降低了土壤-水稻系統(tǒng)Cd的生物有效性，且不同生物質(zhì)炭之間存在較大差異，如ZY-18 籽粒中Cd 的降幅為29%～56%，而土壤有效態(tài)Cd 的降幅為38%～91%，其中RSBC 效果最佳。造成不同生物質(zhì)炭效果差異的首要因素可能在于其pH 值不同。研究表明，較高的pH 值引起的“石灰效應(yīng)”是生物質(zhì)炭鈍化土壤中Cd等重金屬的主要作用機(jī)理[20]，相關(guān)性分析也顯示水稻籽粒中Cd 的濃度與土壤有效態(tài)Cd 含量顯著相關(guān)，而有效態(tài)Cd含量與土壤pH值顯著負(fù)相關(guān)（表3）。生物質(zhì)炭的施入大幅提高了酸性土壤的pH 值，從而引起土壤負(fù)電荷數(shù)量增加，這有利于土壤顆粒吸附、絡(luò)合土壤溶液中Cd 等重金屬，在特定條件下甚至?xí)龠M(jìn)沉淀的形成[21-22]。Chen 等[10]的研究也發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭的pH 值越高，其對(duì)植物中Cd等重金屬的降低幅度越大，而當(dāng)pH 值大于10 時(shí)效果最佳。本研究中，水稻秸稈炭RSBC 的pH 值最高，PHBC 和CWBC 次之，三種生物質(zhì)炭處理對(duì)應(yīng)的土壤pH 值、有效Cd以及籽粒中Cd 含量的變化幅度與其自身pH 值大小一致。王霞等[23]在pH 值5.77、Cd 含量1.90 mg·kg-1的田間條件下研究了同一工廠生產(chǎn)的水稻秸稈炭、小麥秸稈炭和玉米秸稈炭對(duì)水稻Cd 吸收的影響，發(fā)現(xiàn)當(dāng)三種炭的用量為4 t·hm-2和8 t·hm-2兩個(gè)用量時(shí)，水稻籽粒中Cd 含量均無顯著變化；當(dāng)施用量為16 t·hm-2時(shí)，僅水稻秸稈炭處理水稻糙米中Cd 含量顯著降低，而三種生物質(zhì)炭中水稻秸稈炭的pH 值最高（8.88）。該研究與本研究較一致的是，不同生物質(zhì)炭之間均為水稻秸稈炭效果最佳，而不同的是生物質(zhì)炭對(duì)Cd 的鈍化效果較差，原因可能在于所用的生物質(zhì)炭pH值較低、施用量較少以及土壤Cd 含量較高，同時(shí)也說明不同廠家生產(chǎn)的生物質(zhì)炭性質(zhì)（如pH 值）有較大差異，這可能與其生產(chǎn)條件和工藝有關(guān)。RSBC 的pH 值比較高的原因除了水稻秸稈自身的特性外，還可能與其炭化溫度較高有關(guān)，較高的炭化溫度不僅可以提高生物質(zhì)炭的pH 值，也增加了水稻生物質(zhì)炭的灰分含量（表1）。而灰分中含有的碳酸鹽、磷酸鹽等無機(jī)礦物組分則有利于促進(jìn)生物質(zhì)炭對(duì)土壤溶液中Cd等重金屬的吸附、固定[24-25]。李瑞月等[26]研究了統(tǒng)一條件下（450 ℃裂解）制備的小麥、水稻、玉米秸稈炭對(duì)溶液中Cd2+和Pb2+的去除效果，發(fā)現(xiàn)前兩種炭對(duì)重金屬的去除效果均高于玉米秸稈炭，并推測(cè)其主要原因是由于前兩種炭具有較高的碳酸鹽、磷酸鹽等無機(jī)礦物組分；另外，Chen 等[27]也研究了水洗和未水洗生物質(zhì)炭對(duì)溶液中Pb2+的去除效果，發(fā)現(xiàn)水洗后生物質(zhì)炭中可溶性磷酸鹽、碳酸鹽、硅酸鹽等無機(jī)礦物大幅降低，因而其對(duì)Pb2+的去除效率也大幅降低，而未水洗炭因?yàn)橛休^高的磷酸鹽、碳酸鹽和硅酸鹽等無機(jī)礦物組分，因而對(duì)Pb2+的去除率較高，且吸附平衡后溶液中上述可溶性無機(jī)礦物離子大幅降低，說明這些離子參與了去除溶液中Pb2+的反應(yīng)。盡管生物質(zhì)炭的比表面積和孔隙結(jié)構(gòu)可能會(huì)對(duì)其吸附、固定重金屬有一定貢獻(xiàn)，然而，已有的較多研究發(fā)現(xiàn)，比表面積大的炭質(zhì)材料對(duì)Cd、Pb 等重金屬的吸附固定能力反而可能會(huì)較低[24-25]，表明比表面積對(duì)生物質(zhì)炭鈍化重金屬的貢獻(xiàn)可能較小，Zheng等[28]的研究也表明，雖然稻殼炭的比表面積是水稻秸稈炭的5.6倍，然而后者的pH值卻高于前者1.3 個(gè)單位，因而水稻秸稈炭更有利于降低作物（小麥）對(duì)Cd 的吸收。此外，除不同生物質(zhì)炭之間的差異外，生物質(zhì)炭的粒徑也會(huì)影響到其對(duì)土壤重金屬的鈍化效果和植物吸收，通常來講，粒徑越小，效果越好[29-30]。

表3 水稻各部位Cd、Zn含量，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)與土壤有效態(tài)含量及基本性質(zhì)之間的相關(guān)性（相關(guān)系數(shù)R）Table 3 Correlation between Cd and Zn content in various parts of rice，translocation factor，soil available Cd，Zn concentration and basic properties（correlation coefficient R）

生物質(zhì)炭的施用降低了ZY-18 體內(nèi)Cd 的根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，這可能也是其降低水稻籽粒中Cd 含量的重要因素。Cd 由根向莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)能力以及由莖葉向籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)能力是最終影響水稻籽粒中Cd含量的重要因素，研究表明，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)越高，水稻由根部向莖葉及籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)Cd 等的能力就越強(qiáng)[31-32]。相關(guān)分析也表明，籽粒Cd 含量與Cd 的根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)顯著相關(guān)，且Cd 的莖-籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)明顯小于根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，也說明根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)能力是決定水稻籽粒中Cd 最終濃度的重要因素。Chen等[33]的研究也發(fā)現(xiàn)，施用生物質(zhì)炭降低了水稻對(duì)Cd的根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，這可能是由于生物質(zhì)炭的添加提高了土壤有效硅含量并增加了水稻莖葉中硅的含量，而硅含量的增加可以和水稻體內(nèi)的Cd發(fā)生反應(yīng)從而阻抑Cd向地上部運(yùn)輸[34-35]。

盡管添加生物質(zhì)炭后土壤中有效態(tài)Zn 的降幅大于土壤有效態(tài)Cd 的降幅，但籽粒Zn 含量對(duì)此所受的影響較小。這一方面可能是由于土壤中有效態(tài)Zn 的含量比有效態(tài)Cd 含量高，盡管生物質(zhì)炭處理較大幅度地降低了有效Zn 的含量，但土壤溶液中仍有較充足的Zn供水稻吸收；其次，可能是由于水稻根系對(duì)缺Zn 的響應(yīng)機(jī)制，有研究表明在土壤有效Zn 較低的情況下，水稻根系中的某些基因可以表達(dá)，以提高Zn 的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)[36-37]。此外，不同水稻品種對(duì)Zn的吸收積累的確存在差異，尤其是在缺Zn 的條件下，高Zn 水稻品種具有更高的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)Zn的能力[38]。與Cd相比，生物質(zhì)炭添加對(duì)水稻吸收Zn的影響較小，因而生物質(zhì)炭處理在降低ZY-18 籽粒中Cd 含量的同時(shí)，更有利于降低水稻籽粒的Cd/Zn 比。而低積累品種ZG-96 有著更低的籽粒Cd 含量、更高的Zn 含量和更小的Cd/Zn 比，具有更高的安全性?？梢娚镔|(zhì)炭添加和低積累水稻品種的選種都是實(shí)現(xiàn)受污染耕地安全利用的有效途徑。本研究的結(jié)果顯示，施用生物質(zhì)炭對(duì)ZG-96 籽粒中Cd 的含量無顯著影響，這可能是由于其對(duì)Cd 的吸收能力本來就較低，也說明不同品種對(duì)Cd 的吸收積累受生物質(zhì)炭的影響不同。此外，盡管本研究中未施用生物質(zhì)炭對(duì)照兩個(gè)品種籽粒中Cd 的含量均未超標(biāo)，但生物質(zhì)炭的添加會(huì)極大地降低降雨量減少等氣候波動(dòng)造成水稻籽粒中Cd積累上升的風(fēng)險(xiǎn)，同時(shí)也會(huì)降低農(nóng)戶選用其他Cd 積累能力更高的品種的Cd 超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)。最后，生物質(zhì)炭當(dāng)前的成本仍較高，在大面積應(yīng)用時(shí)可考慮與石灰、海泡石等堿性材料混合施用，從而減少用量、降低成本，這些問題均有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

（1）雜交稻品種浙優(yōu)18 對(duì)Cd 的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和積累顯著高于常規(guī)稻品種浙粳96，而Zn 則呈現(xiàn)出相反的規(guī)律，浙優(yōu)18籽粒的Cd/Zn比顯著高于浙粳96的。

（2）施用生物質(zhì)炭處理可顯著降低浙優(yōu)18 各部位Cd 的含量，降幅在29%～56%之間，不同種類生物質(zhì)炭之間存在差異，其中水稻秸稈炭處理降幅最高；生物質(zhì)炭對(duì)籽粒中Zn含量的影響較?。簧镔|(zhì)炭處理可有效降低浙優(yōu)18中Cd的根-莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和籽粒Cd/Zn比；施炭對(duì)低積累品種浙粳96 籽粒Cd 含量無顯著影響，不同水稻品種對(duì)生物質(zhì)炭處理的響應(yīng)不同。

（3）生物質(zhì)炭處理可顯著降低土壤有效態(tài)Cd、Zn含量，降幅分別為38%～91%和53%～96%。施用不同種類生物質(zhì)炭土壤pH 值提高了0.4～1.6 個(gè)單位，有機(jī)質(zhì)含量增加了26%～65%，且土壤氮磷養(yǎng)分含量也有不同程度的增加。