全 文 ：中国生态农业学报 2015年 2月 第 23卷 第 2期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Feb. 2015, 23(2): 207−214


* 广东省社会发展项目(2012A030700010)和广东省农业攻关项目(2012A020100003)资助
** 通讯作者: 艾绍英, 主要从事农业环境与植物营养研究。E-mail: shaoyingai@21cn.com
王艳红, 主要从事农田重金属污染修复研究。E-mail: yanhongw@126.com
收稿日期: 2014−09−16 接受日期: 2014−12−04
http://www.ecoagri.ac.cn
DOI: 10.13930/j.cnki.cjea.141070
稻壳基生物炭对生菜 Cd吸收及土壤养分的影响*
王艳红 李盟军 唐明灯 艾绍英** 罗英健 余丹妮
(广东省农业科学院农业资源与环境研究所/农业部南方植物营养与肥料重点实验室/广东省养分资源循环利用与
耕地保育重点实验室 广州 510640)
摘 要 探讨稻壳基生物炭对 Cd 污染土壤上叶菜吸收 Cd 和土壤 Cd 形态的影响作用, 明确稻壳基生物炭对
土壤 Cd 污染的调控效应, 可为合理利用稻壳基生物炭降低叶菜 Cd 含量提供参考。采用盆栽试验, 研究了稻
壳基生物炭在不同用量水平下对 2茬生菜地上部 Cd含量、土壤养分含量及 Cd赋存形态的影响。结果表明, 在
5~25 g⋅kg−1用量范围内, 稻壳基生物炭显著降低了 2茬生菜地上部和根系 Cd含量, 且在最大用量 25 g⋅kg−1时
效果最好, 地上部 Cd含量分别比未施稻壳基生物炭的对照处理降低了 19.6%和 45.8%, 根系 Cd含量分别降低
了 36.8%和 28.0%。在 25 g⋅kg−1用量水平下, 稻壳基生物炭对土壤 pH、有效磷、速效钾及有机质含量提升效果
明显, 但显著降低了土壤碱解氮含量。施加稻壳基生物炭对土壤有效态 Cd含量及 Cd 化学形态也有不同影响。
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, 在用量为 25 g⋅kg−1
时, 分别比对照降低 17.9%和 10.4%, 可还原态 Cd含量无显著变化, 可氧化态 Cd含量呈减低趋势, 残渣态 Cd
含量增加 17.6%。因此推测, 提升土壤 pH、降低土壤有效态 Cd含量、增加残渣态 Cd含量可能是稻壳基生物
炭降低生菜体内 Cd 含量的主要原因。稻壳基生物炭可以作为土壤改良剂, 抑制 Cd 污染土壤上叶菜对 Cd 的
吸收, 改善土壤养分状况。
关键词 稻壳基生物炭 生菜 Cd污染土壤 Cd吸收 化学形态 土壤肥力 土壤养分
中图分类号: X53 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2015)02-0207-08
Effect of rice husk biochar on lettuce Cd uptake and soil fertility
WANG Yanhong, LI Mengjun, TANG Mingdeng, AI Shaoying, LUO Yingjian, YU Danni
(Institute of Agricultural Resources and Environment, Guangdong Academy of Agricultural Sciences/Key Laboratory of Plant
Nutrition and Fertilizer in South Region, Ministry of Agriculture/Guangdong Key Laboratory of Nutrient Cycling and Farmland
Conservation, Guangzhou 510640, China)
Abstract Biochar application has become a promising technology for remediation of soil heavy metal pollution due to potential
beneficial effects on contaminated soils. Previous studies have largely dealt with the properties of biochar, the improvement of soil
fertility as well as the process of remediation of heavy metal polluted soils. Rice husk biochar has also been reported to be used in the
solidification of Cd and Pb in solid wastes and the adsorption of Cd in waste waters. However, little has been documented on the
changes in forms of soil Cd, Cd content in vegetables and soil nutrient availability after the application of rice husk biochar in Cd
contaminated soil. Thus two successive lettuces (Lactuca sativa L.) crops were planted in a pot experiment with Cd of 4.564
mg(CdSO4)·kg−1(air-dried soil) to explore the effects of different doses of rice husk biochar on lettuce shoot and root Cd
concentration, soil nutrient and Cd forms. Biochar dosage levels used in the study were 5 g⋅kg−1, 10 g⋅kg−1, 15 g⋅kg−1, 20 g⋅kg−1 and
25 g⋅kg−1, with none application of rice husk biochar as the control. The results showed that compared with the control, rice husk
biochar reduced Cd concentration in the shoots and roots of the two lettuce crops. 25 g⋅kg−1 rice husk biochar showed the best effects,
respectively decreased Cd concentration by 19.6% and 45.8% in shoots, and by 36.8% and 28.0% in roots, for two crops. At this dose,
soil pH and soil available P, available K and organic matter contents increased by a maximum of 4.0%, 19.6%, 44.0% and 48.5%,
respectively. Also soil alkali-hydrolyzable N content significantly decreased by 19.7%. Rice husk biochar also changed the forms and
208 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
availability of soil Cd. With increasing dose of rice husk biochar, the concentrations of ammonium acetate extractable Cd and weak
acid soluble Cd in the soil decreased by 17.9% and 10.4%, while oxidisable Cd concentration decreased with a residual Cd
concentration increase of 17.6%. It was apparent that enhancement of soil pH, reduction of soil available Cd content and increase in
residual Cd content were the main processes by which rice husk biochar reduced Cd content in lettuce. Therefore rice husk biochar
could be used as an effective element for soil amendment that inhibit Cd uptake by vegetables in Cd contaminated soil.
Keywords Rice husk bioachar; Lettuce; Cd contaminated soil; Cd uptake; Chemical speciation; Soil fertility; Soil nutrient
(Received Sep. 16, 2014; accepted Dec. 4, 2014)
随着经济的快速发展, 我国农田土壤重金属污
染日趋严重, 修复与治理形势十分严峻, 成为影响
我国环境健康的突出问题之一。近年来, 生物炭作
为一类新型环境功能材料引起广泛关注, 其在土壤
改良、温室气体减排以及受污染环境修复方面都展
现出良好的应用潜力[1−4]。其中, 生物炭对重金属污染
土壤的修复研究是近年来兴起的一个热点, 并取得了
一定成果[5]。研究表明, 生物炭的修复机理主要基于其
提高土壤pH和对重金属的吸附固定作用等[6−8], 但不
同来源以及不同温度条件下制备的生物炭对重金属
的吸附、固定能力不同[9−10]。
我国稻壳资源极为丰富, 利用稻壳制备的生物
炭在农业、环境领域得到一定程度应用, 如用稻壳
灰固化环境有害组分——重金属 Cd 和 Pb[11]、利用
稻壳活性炭吸附水中重金属[12−16]、稻壳处理后作为
肥料[17]等。 张振宇[18]研究了不同热解温度下稻壳
炭的理化性能及对重金属 Cd的吸附−解吸动力学行
为。Zheng 等[19]研究认为稻秆、稻壳和米糠制成的
生物炭能够降低水稻秧苗地上部对 Cd、Zn和 Pb的
吸收, 可能原因是生物炭降低了孔隙水中 Cd 和 Zn
的浓度, 增加了 Fe膜对 Cd和 Pb的阻塞能力。但上
述文献均未涉及稻壳基生物炭对土壤 Cd 赋存形态
分布、叶菜Cd吸收及土壤养分含量的影响。因此, 本
文从植物生长、Cd吸收及土壤 Cd活性等方面研究
稻壳基生物炭对外源 Cd 污染土壤的修复效果, 同
时通过重金属形态的变化来探讨其修复机理, 以期
为稻壳基生物炭应用于土壤 Cd 污染控制提供理论
依据。
1 材料与方法
1.1 试验材料
生菜品种为意大利耐抽薹生菜(Lactuca sativa
L.), 购自广州市天河区五山广东省农业科学院种子
市场。
盆栽土壤取自广州市郊农田土壤, 土壤自然风
干后, 过 5 mm筛, 取 100 kg土壤装入大塑料箱中,
添加 0.456 4 g CdSO4(分子式: 3CdSO4·8H2O), 与土
壤充分混匀后加入去离子水使土壤保持田间持水量
的 60%~70%, 进行土壤老化。老化 20周后, 土壤基
本理化性质为 : pH(土︰水=1︰2.5)5.45, 有机质
25.07 g⋅kg−1, 全氮 1.69 g⋅kg−1, 碱解氮 142 mg⋅kg−1,
有效磷 16.1 mg⋅kg−1, 速效钾 84.2 mg⋅kg−1, 全镉
2.51 mg⋅kg−1, NH4OAc提取态 Cd 0.459 mg⋅kg−1, 水
提取态 Cd 0.105 mg⋅kg−1。
稻壳基生物炭。稻壳取自广东金稻米业有限公司,
取一定量的上述稻壳置于KBF13Q型箱式气氛炉, 升
温程序设置为15 ℃⋅min−1, 升温至300 ℃后恒温4 h,
冷却至室温后取出, 得到表观呈黑色的稻壳基生物
炭。其理化性质为: pH 8.55, 有机质 464 g⋅kg−1, 全氮
7.54 g⋅kg−1, 全磷 1.10 g⋅kg−1, 全钾 10.6 g⋅kg−1, 全镉
0.05 mg⋅kg−1, 粉碎后过 1 mm筛备用。
1.2 试验处理
试验于 2011年在广东省农业科学院农业资源与
环境研究所网室进行。试验用风干土配制 5 个稻壳
基生物炭用量水平: 5 g⋅kg−1、10 g⋅kg−1、15 g⋅kg−1、
20 g⋅kg−1、25 g⋅kg−1, 分别记为 T1、T2、T3、T4、T5,
并以不施稻壳基生物炭(T0)作为对照, 共 6 个处理,
重复 4次。稻壳基生物炭与土壤充分混匀后装盆, 每
盆装土 2.5 kg。肥料用量为 200 mg(N)⋅kg−1 (风干土)、
80 mg(P2O5)⋅kg−1(风干土)、150 mg(K2O)⋅kg−1 (风干土),
分别以尿素、磷酸氢二铵和硫酸钾(均为农用化肥)
施入。氮、磷、钾肥均作为追肥, 整个生育期追肥 3
次, 先后按设计施用量的 30%、35%和 35%溶于水后
淋施。植物生长期内, 根据植物生长需要浇水。待
出苗后每盆定苗 3株, 45 d后收获地上部和根系, 然
后松土后种植第 2 茬生菜, 施肥和管理同第 1 茬。
60 d 后收获第 2 茬生菜地上部和根系, 先后用自来
水、去离子水清洗干净, 擦干、称鲜重, 打浆, 称取
鲜样测定其 Cd含量; 同时采集盆栽土壤, 于室温风
干后分别过 20目和 60目筛, 备用。
1.3 分析与测定方法
生菜地上部和根系鲜样中 Cd 含量采用 HNO3-
HClO4消解−火焰原子吸收光谱法测定。土壤有效态
Cd 含量用 NH4OAc 浸提−火焰原子吸收分光光度法
测定[20−21]。土壤中 Cd的化学形态分级采用 BCR连
续提取法[22], 原子吸收分光光度法(Hitachi Z-5000)
第 2期 王艳红等: 稻壳基生物炭对生菜 Cd吸收及土壤养分的影响 209


http://www.ecoagri.ac.cn
测定浸提液中的 Cd含量。
1.4 数据处理
采用 Microsoft Excel 软件整理数据, 利用 SAS
8.1软件进行统计分析。
2 结果与分析
2.1 稻壳基生物炭对生菜地上部和根系鲜重的影响
不同稻壳基生物炭用量处理中, 两茬生菜均生
长正常, 未出现明显的 Cd 毒害症状。第 1 茬生菜地
上部鲜重各处理间无显著差异(图 1A), 第 2茬生菜地
上部鲜重随着稻壳基生物炭用量的增加呈递增趋势,
增幅为 10.2%~59.4%。在稻壳基生物炭用量≥15 g⋅kg−1
时, 与未施稻壳基生物炭的处理相比, 差异达显著
水平(P<0.05)。稻壳基生物炭对两茬生菜根系生长具
有促进作用(图 1B)。第 1 茬中, 稻壳基生物炭用量
为 5 g⋅kg−1时, 生菜根系鲜重与对照无显著差异, 当
用量≥10 g⋅kg−1 时 , 根系生物量较对照显著增加 ,
增幅达 27.4%~31.8%, 但不同用量处理间没有明显
差异。第 2 茬时, 生菜根系鲜重随着稻壳基生物炭
用量的增加显著增加, 增幅达 31.8%~110.3%。

图 1 不同稻壳基生物炭处理镉污染土壤第 1茬和第 2茬生菜地上部(A)及根系(B)鲜重
Fig. 1 Shoot (A) and root (B) fresh weight of 2 crops of lettuce under different doses of rice husk biochar in Cd contaminated soils
T0: 不施稻壳基生物炭对照; T1、T2、T3、T4、T5指稻壳基生物炭用量分别为 5 g⋅kg−1、10 g⋅kg−1、15 g⋅kg−1、20 g⋅kg−1、25 g⋅kg−1
的处理。所有处理土壤 Cd浓度为 4.564 mg(CdSO4)·kg−1(风干土)。下同。T0: no application of rice husk biochar (CK); T1, T2, T3, T4, T5 mean
the doses of rice husk biochar of 5 g⋅kg−1, 10 g⋅kg−1, 15 g⋅kg−1, 20 g⋅kg−1, 25 g⋅kg−1. Cd concentration of contaminated soil is 4.564
mg(CdSO4)·kg−1(air-dried soil). The same below.

2.2 稻壳基生物炭对生菜地上部和根系 Cd 含量的
影响
两茬生菜地上部Cd含量均随着稻壳基生物炭
用量的增加显著降低 (图2A), 第1茬降幅为9.0%~
19.6%, 第2茬降幅达13.0%~45.8%, 表明稻壳基生
物炭对第2茬生菜Cd吸收仍具有较好的抑制效果 ,
且两茬生菜地上部Cd含量均在稻壳基生物炭用量
为25 g⋅kg−1时达最低值。在20 g⋅kg−1和25 g⋅kg−1较高
用量时 , 第2茬生菜地上部Cd含量显著低于第1茬 ,
表明高用量的稻壳基生物炭抑制生菜Cd吸收的后
效更显著。施用稻壳基生物炭对两茬生菜根系Cd
含量也有显著影响(图2B)。第1茬时, 除稻壳基生物
炭用量为5 g⋅kg−1的处理较对照有所增加外 , 其他
稻壳基生物炭处理的生菜根系Cd含量较对照显著
降低 , 降幅达11.7%~36.8%, 在≥20 g⋅kg−1时有显
著差异。第2茬生菜根系Cd含量亦随着稻壳基生
物炭用量的增加显著降低 (P<0.05), 降低幅度达
8.0%~28.0%。

图 2 不同稻壳基生物炭处理镉污染土壤第 1茬和第 2茬生菜地上部(A)及根系(B)Cd含量
Fig. 2 Shoot (A) and root (B) Cd concentrations of 2 crops of lettuce under different doses of rice husk biochar in Cd contaminated soils
210 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
2.3 稻壳基生物炭对生菜地上部养分含量的影响
稻壳基生物炭对两茬生菜地上部N、P、K养分
含量的影响不尽相同(表1)。不同稻壳基生物炭水平
下的两茬生菜地上部N含量没有明显变化规律, 各
处理间也无显著性差异。稻壳基生物炭没有显著增
加第1茬生菜地上部P含量, 第2茬时, 不同稻壳基生
物炭水平下的生菜地上部P含量较对照处理显著降
低, 用量为15 g⋅kg−1和20 g⋅kg−1时生菜地上部P含量
分别比对照降低18.2%和22.7%。两茬生菜的地上部
K含量随着稻壳基生物炭用量的增加呈增加趋势 ,
均在用量为25 g⋅kg−1时达到最大值, 分别比对照增
加52.9%和12.1%, 原因可能是稻壳基生物炭中含有
较多的K, 在施用稻壳基生物炭的5个处理中, 相当
于分别增施64 mg⋅kg−1、128 mg⋅kg−1、192 mg⋅kg−1、
255 mg⋅kg−1、319 mg⋅kg−1的K2O, 导致生菜对钾的奢
侈吸收。
表 1 不同稻壳基生物炭处理镉污染土壤第 1茬和第 2茬生菜地上部养分含量
Table 1 Shoot nutrient contents in 2 crops of lettuce under different doses of rice husk biochar in Cd polluted soils g⋅kg−1(FW)
N P K 处理
Treatment 第 1茬 Crop 1 第 2茬 Crop 2 第 1茬 Crop 1 第 2茬 Crop 2 第 1茬 Crop 1 第 2茬 Crop 2
T0 1.99±0.12a 1.90±0.08a 0.23±0.00a 0.22±0.01a 2.63±0.16e 2.89±0.14b
T1 1.86±0.34a 1.85±0.13a 0.23±0.03a 0.21±0.02ab 2.85±0.15d 2.86±0.12b
T2 2.08±0.18a 1.83±0.08a 0.24±0.02a 0.20±0.01ab 3.27±0.09c 2.89±0.17b
T3 1.88±0.06a 1.73 ±0.09a 0.23±0.02a 0.18±0.01cd 3.47±0.09b 2.94±0.26b
T4 1.93±0.12a 1.77±0.18a 0.24±0.02a 0.17±0.00d 3.91±0.07a 2.93±0.19b
T5 1.94±0.03a 1.79±0.10a 0.24±0.01a 0.20±0.02bc 4.02±0.16a 3.24±0.26a
表中数据为 4次重复的平均值±标准差; 同列数据后不同小写字母表示经 LSD法检验差异显著(P<0.05)。下同。Data in the table are means
± SD (standard deviation) of four replicates; Values followed by different letters within the same column are significantly different according to LSD
test at 0.05 level. The same below．

2.4 第 2 茬收获后不同稻壳基生物炭处理土壤 pH
及养分含量的变化
稻壳基生物炭的施用对土壤 pH 有一定影响(图
3A)。稻壳基生物炭用量≤10 g⋅kg−1 时, 各处理的土壤
pH 无显著变化, 在≥15 g⋅kg−1时不同程度地增加了土
壤 pH, 但仅在用量为 25 g⋅kg−1时与对照达显著差异水
平, 增加 0.21, 表明稻壳基生物炭在较大用量时对提升
土壤 pH 的效果较好。由于稻壳基生物炭本身呈碱性,
施入土壤后短期内可能会对土壤 pH 产生较明显影响,
但经过种植两茬生菜后, 各处理间土壤 pH 变化趋于平
缓。图 3A结果表明, 土壤有机质含量随着稻壳基生物炭
用量的增加逐渐增加, 比对照分别提高 7.58%、14.5%、
29.5%、33.7%和 48.5%, 土壤有机质含量与稻壳基生物
炭用量呈显著正相关(n=24, r=0.913, P<0.000 1)。
因不同用量稻壳基生物炭 N、P、K等含量差异
较大, 施用不同用量的稻壳基生物炭后土壤不同养
分变化趋势也不同(图 3B)。第 2 茬生菜收获后, 与
对照相比, 土壤碱解氮含量随着稻壳基生物炭用量的
增加呈先增后降趋势, 在用量为 5 g⋅kg−1时达最大值,
用量为 25 g⋅kg−1时最小。土壤有效磷含量随着稻壳基
生物炭用量的增加呈递增趋势, 在用量≥15 g⋅kg−1 时
较对照处理显著增加, 增幅达 11.6%~19.6%。土壤速
效钾含量与有效磷含量的变化趋势相同, 但其提升
幅度大于有效磷, 在用量≥15 g⋅kg−1 时较对照处理
增幅达 15.2%~43.8%, 表明稻壳基生物炭对土壤 P、
K含量和有机质水平具有良好的提升作用。

图 3 不同稻壳基生物炭处理对镉污染土壤 pH及养分含量的影响
Fig. 3 Effects of different doses of rice husk biochar on pH and nutrient contents of Cd contaminated soils
第 2期 王艳红等: 稻壳基生物炭对生菜 Cd吸收及土壤养分的影响 211


http://www.ecoagri.ac.cn
2.5 不同稻壳基生物炭处理土壤 NH4OAc-Cd 及 Cd
形态的变化
土壤有效态 Cd 是植物吸收 Cd 的主要来源 ,
NH4OAc 提取态 Cd(NH4OAc-Cd)能较好地反映土壤
中 Cd的生物有效性。随着稻壳基生物炭用量的增加,
土壤NH4OAc-Cd含量显著降低, 在最大用量时降幅
最大, 达 17.9%, 而且两者之间存在显著负相关关
系(r=−0.852 4, P<0.001), 表明在本试验用量范围内,
稻壳基生物炭用量越大, 对降低土壤Cd生物有效性
的效果越好。
BCR 提取法所提取的 Cd 形态包括: 弱酸提取
态(F1)、可还原态(F2)、可氧化态(F3)及残渣态(F4)。
由表 2 可知, 随着稻壳基生物炭用量的增加, 土壤
弱酸提取态 Cd 含量显著降低, 在最大用量时比对照
处理降低 10.4%; 土壤可氧化态 Cd 含量亦随着稻壳
基生物炭用量的增加呈降低趋势, 但各处理间差异
不显著。稻壳基生物炭对土壤可还原态 Cd含量没有
显著影响, 显著增加了土壤残渣态 Cd 含量, 在最大
用量时较对照增加 17.6%。相关分析显示, 土壤弱酸
提取态 Cd 含量与稻壳基生物炭用量呈显著负相关
(r =−0.554 3, P<0.01), 残渣态Cd含量与稻壳基生物炭
用量呈显著正相关(r=0.780 7, P<0.01), 可还原态和可
氧化态 Cd含量与稻壳基生物炭用量无显著相关性。
这在一定程度上表明施用稻壳基生物炭可促进土壤
交换态 Cd向残渣态 Cd转化, Cd的有效性随之降低,
且作用效果随着稻壳基生物炭用量的增加而增强。
表 2 不同稻壳基生物炭处理镉污染土壤 NH4OAc-Cd和各形态 Cd含量
Table 2 Contents of NH4OAc-Cd and other Cd forms of Cd contaminated soils under different doses of rice husk biochar mg⋅kg−1
处理
Treatment
乙酸铵提取态 Cd
NH4OAc-Cd
弱酸提取态 Cd
Weak acid soluble Cd
可还原态 Cd
Reducible Cd
可氧化态 Cd
Oxidisable Cd
残渣态 Cd
Residual Cd
T0 0.486±0.019a 0.67±0.04a 0.46±0.02a 0.65±0.06a 0.68±0.02d
T1 0.456±0.011b 0.64±0.04abc 0.47±0.01a 0.63±0.04a 0.69±0.05cd
T2 0.445±0.011bc 0.66±0.06ab 0.43±0.08a 0.62±0.02a 0.73±0.04bcd
T3 0.432±0.011bc 0.61±0.03bc 0.46±0.01a 0.62±0.03a 0.74±0.01bc
T4 0.427±0.012c 0.60±0.04c 0.46±0.02a 0.61±0.01a 0.77±0.04ab
T5 0.399±0.030d 0.60±0.04c 0.46±0.01a 0.59±0.03a 0.80±0.05a

3 讨论
在各处理氮、磷、钾化肥用量相同的条件下, 不
同用量的稻壳基生物炭对 Cd 在两茬生菜体内的积
累分配均有显著影响, 生菜地上部和根系Cd含量随
着稻壳基生物炭施用量的增加明显降低, 地上部 Cd
含量最大降幅达 45.8%, 但根据食品安全国家标准
《食品中污染物限量》(GB 2762—2012), 生菜体内
Cd 含量仍大于 0.3 mg⋅kg−1 的限值, 这可能与土壤
Cd的活性高、生菜具有 Cd高吸收累积特性等有关。
研究表明, 蔬菜中 Cd 含量与土壤 Cd 有效态含量呈
极显著正相关性(相关系数>0.930)[23]。本试验采用的
外源Cd污染土壤, 尽管经过 20周的老化, 但其土壤
Cd 活性仍较高, NH4OAc-Cd 含量达 0.459 mg⋅kg−1,
同时生菜对 Cd 的吸收累积能力较强, 属于 Cd 高吸
收叶菜[24], 因而导致生菜对 Cd的吸收量较高。一般
的, 随着生物炭添加量的增加, 土壤对重金属 Cd的
固持作用增强[25]。Uchimiya 等[26]研究表明, 热解温
度升高, 生物炭比表面积和孔隙率增大, pH 升高,
对重金属离子的吸附和固定能力加强。丁文川等[27]
也认为, 松木条制成的生物炭对重金属 Pb、Cd生物
有效性降低的改良效果为 700 >500℃ >300℃ , ℃ 原
因是热解温度影响生物炭的表面特征和吸附重金属
机制。Zhou等[28]研究表明, 较未改性的生物炭相比,
壳聚糖改性生物炭能够提高溶液中 Pb2+、Cu2+和Cd2+
的去除率, 植株吸收的 Pb 约降低 60%。Yang 等[29]
认为, 氨基改性生物炭对水中 Cu( )Ⅱ 吸附性能极佳,
其吸附性能和容量分别比未改性的生物炭提高 50%
和 80%。因此, 对于污染程度较重且 Cd活性较高的
土壤, 通过增加稻壳基生物炭用量、提高稻壳基生
物炭热解温度或对稻壳基生物炭进行改性处理等 ,
可能会增强稻壳基生物炭对Cd的钝化效果, 进一步
减少叶菜对 Cd的吸收累积。
不同用量的稻壳基生物炭显著提高了第 2 茬生
菜地上部鲜重和两茬生菜根系鲜重, 而对第 1 茬生
菜地上部鲜重没有显著影响。在生物炭施用量较高
的处理中, 第 2茬生菜地上部 N、P含量较对照有所
降低 , 可能与生菜地上部鲜重增加引起的“稀释效
应”有关; 同时稻壳中的氨基酸、胺类和氨基糖等结
构的 N在热解过程中聚合成难降解的杂环芳香结构
的 N, 这部分 N 不能被植物利用[30]; 此外, 稻壳基
生物炭 C/N 比高和部分生物炭分解导致氮的固定,
降低了土壤的有效 N, 短期内在一定程度上限制了
植株对有效 N的吸收[31], 这与曾爱等[32]研究结果一
212 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
致。而 Novak 等[33]则认为, 虽然生物炭会发生缓慢
的化学和微生物分解, 但其分解的速度极慢, 即使
施加大量的生物炭也可能不会对 N产生明显的固定
作用。值得一提的是, 在生物炭用量为 15 g⋅kg−1和
20 g⋅kg−1 处理中, 土壤有效磷含量与生菜地上部 P
含量的变化趋势相反。生菜地上部 P 含量降低可能
与生物“稀释效应”有关, 土壤有效磷含量随着生物
炭用量的增加而增加, 与稻壳基生物炭自身含有一
定数量的 P 有关, 这与张祥等[34]研究结果相似。本
试验的稻壳基生物炭 P含量为 1.10 g⋅kg−1, 当稻壳基
生物炭用量为 15 g⋅kg−1时, 相当于每 1 kg土比对照
增加了 16.5 mg P, 每盆增加了 41.25 mg P, 而各处
理 2茬生菜吸收带走的 P分别为 27.40 mg、29.42 mg、
29.91 mg、30.20 mg、30.47 mg和 31.12 mg, 各处理
间生菜吸收带走 P 的差异远远小于通过施加生物炭
增加的 P 量。Novak 等[33]还认为, 在生物炭表面含
氧官能团配体交换的磷酸盐滞留效应、Fe/Al氧化物
和氢氧化物的吸附作用及 Ca/Mg磷酸盐的吸附和沉
淀作用等多种反应共同作用下, 随着生物炭用量的
增加, 淋滤液中 P 含量降低, 土壤中闭蓄态磷含量
增加。本研究土壤中有效磷含量也表现出类似趋势。
第 2 茬生菜收获后, 随着稻壳基生物炭用量的增加,
土壤有机质水平和速效钾含量显著增加, 这与稻壳
基生物炭中有机质和可交换态钾含量较高有关, 而
且生物炭中的 K是可溶性的[35]。
研究表明 , 生物质中的阳离子 Ca2+、K+、Mg2+、
Si4+等经热解可生成碱性氧化物或碳酸盐 , 生物炭
施入土壤后, 这些氧化物可与H+及Al单核羟基化合
物发生反应, 降低土壤可交换性酸, 进而提升土壤
pH[33]。但不同裂解温度下制得的生物炭对不同类型土
壤 pH增加效果不一致[36]。Van Zwieten等[37]发现, 由
纸厂废料制成的 2种生物炭分别使土壤 pH由 4.20和
4.13上升到 5.93和 5.73。本试验中, 经过两茬生菜的
种植后, 稻壳基生物炭仅在用量为 25 g⋅kg−1时使土壤
pH提升 0.21个单位。Gaskin等[38]研究结果表明, 2
茬收获后, 松木片生物炭和花生壳生物炭在最大用
量(22.4 Mg·hm−2)时则降低了土壤 pH, 可能原因是
作物吸收和淋溶作用使得土壤碱性阳离子流失, 进
而降低了土壤 pH; 而 Cheng等[39]认为是由生物炭表
面发生的氧化作用产生了更多的羧基官能团所致。
通过对土壤 NH4OAc-Cd含量与土壤 pH之间的相关
分析发现, 土壤 NH4OAc-Cd 含量与土壤 pH 呈显著
负相关(相关系数 r=−0.746 23, P<0.001), 这在某种
程度上也能说明因施加稻壳基生物炭引起的土壤
pH 上升是其降低土壤有效态 Cd 含量的主要原因之
一, 这与朱庆祥[40]的研究结果相符。Uchimiya 等[26]
也认为, 随着土壤 pH的升高, 生物炭有效降低了重
金属的生物可利用性, 原因是生物炭增加了土壤负
电荷, 导致土壤对重金属的吸附也增加。本试验中,
稻壳基生物炭在高用量水平下, 土壤中可被植物直
接或间接利用的弱酸提取态Cd含量显著降低, 残渣
态 Cd 含量显著增加。一般地, 土壤残渣态 Cd 存在
于硅酸盐、原生和次生矿物等土壤的晶格中, 稳定
性强, 在短期内不易释放, 最不易被植物吸收利用。
由于稻壳基生物炭硅含量高, 达 127 g⋅kg−1, 施入土
壤后增加了土壤有效硅含量, 硅酸根离子与土壤 Cd
离子形成性质稳定的硅酸盐沉淀, 从而增加残渣态
Cd的比例[41]。同时, 稻壳基生物炭对土壤重金属 Cd
离子存在吸附、固持作用[18], 说明稻壳基生物炭的
施用有助于土壤中Cd离子的固定与封存, 这为利用
稻壳基生物炭修复 Cd污染土壤提供了一定参考。
4 结论
稻壳基生物炭显著降低两茬生菜地上部和根系
Cd 含量, 随着稻壳基生物炭用量的增加, 其降 Cd
作用增强, 第 2 茬后效更显著。稻壳基生物炭不同
程度地增加了土壤有效磷、速效钾及有机质含量 ,
对提升土壤肥力具有较好作用。提升土壤 pH、降
低土壤弱酸提取态 Cd含量、增加残渣态 Cd含量等
可能是稻壳基生物炭降低生菜 Cd 含量的主要机
制。因此, 稻壳基生物炭具有应用于 Cd污染土壤修
复的潜力。
参考文献
[1] Beesley L, Moreno-Jiménez E, Gomez-Eyles J L, et al. A re-
view of biochars’ potential role in the remediation, revege-
tation and restoration of contaminated soils[J]. Environmental
Pollution, 2011, 159(12): 3269–3282
[2] 李力, 刘娅, 陆宇超, 等. 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
Li L, Liu Y, Lu Y C, et al. Review on environmental effects
and applications of biochar[J]. Environmental Chemistry,
2011, 30(8): 1411–1421
[3] 张阿凤 , 潘根兴 , 李恋卿 . 生物黑炭及其增汇减排与改良
土壤意义[J]. 农业环境科学学报, 2009, 28(12): 2459–2463
Zhang A F, Pan G X, Li L Q. Biochar and the effect on C
stock enhancement, emission reduction of greenhouse gases
and soil reclaimation[J]. Journal of Agro-Environment Science,
2009, 28(12): 2459–2463
[4] 王典, 张祥, 姜存仓, 等. 生物质炭改良土壤及对作物效应
的研究进展[J]. 中国生态农业学报, 2012, 20(8): 963–967
Wang D, Zhang X, Jiang C C, et al. Biochar research ad-
vances regarding soil improvement and crop response[J].
第 2期 王艳红等: 稻壳基生物炭对生菜 Cd吸收及土壤养分的影响 213


http://www.ecoagri.ac.cn
Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2012, 20(8): 963–967
[5] Tang J C, Zhu W Y, Kookana R, et al. Characteristics of bio-
char and its application in remediation of contaminated soil[J].
Journal of Bioscience and Bioengineering, 2013, 116(6):
653–659
[6] Bian R J, Chen D, Liu X Y, et al. Biochar soil amendment as a
solution to prevent Cd-tainted rice from China: Results from a
cross-site field experiment[J]. Ecological Engineering, 2013,
58: 378–383
[7] Cao X D, Ma L, Gao B, et al. Dairy-manure derived biochar
effectively sorbs lead and atrazine[J]. Environmental Science
and Technology, 2009, 43(9): 3285–3291
[8] Beesley L, Moreno-Jiménez E, Gomez-Eyles J L. Effects of
biochar and greenwaste compost amendments on mobility,
bioavailability and toxicity of inorganic and organic conta-
minants in a multi-element polluted soil[J]. Environmental
Pollution, 2010, 158(6): 2282–2287
[9] 易卿, 胡学玉, 柯跃进, 等. 不同生物质黑碳对土壤中外源
镉(Cd)有效性的影响[J]. 农业环境科学学报 , 2013, 32(1):
88–94
Yi Q, Hu X Y, Ke Y J, et al. Impact of different biomass black
carbon amendments on retention capacity of cadmium in
soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(1):
88–94
[10] 王汉卫, 王玉军, 陈杰华, 等. 改性纳米碳黑用于重金属污
染土壤改良的研究[J]. 中国环境科学, 2009, 29(4): 431–436
Wang H W, Wang Y J, Chen J H, et al. Application of
modified nano-particle black carbon for the remediation of
soil heavy metal pollution[J]. China Environmental Science,
2009, 29(4): 431–436
[11] 余其俊 , 曾小星 , 赵三银 . 稻壳灰固化环境有害组分重金
属镉和铅的方法[P]. 中国专利: CN 1600460, 2004-10-27
Yu Q J, Zeng X X, Zhao S Y. Method to solidify harmful
heavy metals Cd and Pb in environment[P]. Chinese patent:
CN 1600460, 2004-10-27
[12] 余梅芳, 胡晓斌, 姚健萍, 等. 稻壳制活性炭及其对污水中
铬的吸附能力研究[J]. 西北农业学报, 2007, 16(1): 26–29
Yu M F, Hu X B, Yao J P, et al. Preparation of activated car-
bon from rice husk and its adsorption capacity of chromium in
sewage[J]. Acta Agriculturae Boreali-Occidentalis Sinica, 2007,
16(1): 26–29
[13] Chuah T G, Jumasiah A, Azni I, et al. Rice husk as a poten-
tially low-cost biosorbent for heavy metal and dye removal:
An overview[J]. Desalination, 2005, 175(3): 305–316
[14] Patel K P, Tank S K, Patel K M, et al. Removal of cadmium
and zinc ions from aqueous solution by using two type of
husks[J]. APCBEE Procedia, 2013, 5: 141–144
[15] 左海强, 刘艳, 张彦博, 等. 稻壳灰吸附剂对重金属铜离子
的吸附性能研究[J]. 工业用水与废水, 2012, 43(4): 58–61
Zuo H Q, Liu Y, Zhang Y B, et al. Adsorption capability of
rice husk ash adsorbent on Cu2+[J]. Industrial Water &
Wastewater, 2012, 43(4): 58–61
[16] 张蕊, 葛滢. 稻壳基活性炭制备及其对重金属吸附研究[J].
环境污染与防治, 2011, 33(2): 41–45
Zhang R, Ge Y. Preparation of rice husk-based activated car-
bon and its adsorption capacity for heavy metals[J]. Envi-
ronmental Pollution & Control, 2011, 33(2): 41–45
[17] Thind H S, Yadvinder-Singh, Bijay-Singh, et al. Land appli-
cation of rice husk ash, bagasse ash and coal fly ash: Effects
on crop productivity and nutrient uptake in rice-wheat system
on an alkaline loamy sand[J]. Field Crops Research, 2012,
135: 137–144
[18] 张振宇 . 生物炭对稻田土壤镉生物有效性的影响研究[D].
沈阳: 沈阳农业大学, 2013: 31–41
Zhang Z Y. Effect of biochar on cadmium bio-availability in
paddy soil[D]. Shenyang: Shenyang Agricultural University,
2013: 31–41
[19] Zheng R L, Cai C, Liang H J, et al. The effects of biochars
from rice residue on the formation of iron plaque and the
accumulation of Cd, Zn, Pb, As in rice (Oryza sativa L.)
seedlings[J]. Chemosphere, 2012, 89(7): 856–862
[20] 顾国平 , 章明奎 . 蔬菜地土壤有效态重金属提取方法的比
较[J]. 生态与农村环境学报, 2006, 22(4): 67–70
Gu G P, Zhang M K. Methods for extraction of available
heavy metals in soils of vegetable fields[J]. Journal of Eco-
logy and Rural Environment, 2006, 22(4): 67–70
[21] 肖振林, 王果, 黄瑞卿, 等. 酸性土壤中有效态镉提取方法
研究[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27(2): 795–800
Xiao Z L, Wang G, Huang R Q, et al. Extraction method for
available cadmium in acid soils[J]. Journal of Agro-Enviro-
nment Science, 2008, 27(2): 795–800
[22] Sahuquillo A, López-Sánchez J F, Rubio R, et al. Use of a
certified reference material for extractable trace metals to
assess sources of uncertainty in the BCR three-stage sequen-
tial extraction procedure[J]. Analytica Chimica Acta, 1999,
382(3): 317–327
[23] 刘香香. 广东省 4 种蔬菜中镉与土壤镉污染相关性及阈值
研究[D]. 武汉: 华中农业大学, 2012: 35–40
Liu X X. Study on the relationship between soil Cd pollution
and Cd contents in four kinds of vegetables and pollution
threshold of soil in Guangdong Province[D]. Wuhan:
Huazhong Agricultural University, 2012: 35–40
[24] 唐明灯, 艾绍英, 李盟军, 等. 信息叠加法大田初步筛选镉
铅低富集叶菜[J]. 土壤, 2011, 43(2): 226–231
Tang M D, Ai S Y, Li M J, et al. Preliminary screening for leaf
vegetables with lower Cd or Pb contents by using informa-
tional superposition in fields[J]. Soils, 2011, 43(2): 226–231
[25] Namgay T, Singh B, Singh B P. Plant availability of arsenic
and cadmium as influenced by biochar application to
soil[C]//19th World Congress of Soil Science, Soil Solutions
for a Changing World. 2010: 78–81
[26] Uchimiya M, Lima I M, Klasson K T, et al. Immobilization of
heavy metal ions (CuⅡ, CdⅡ, NiⅡ, and PbⅡ) by broiler
litter-derived biochars in water and soil[J]. Journal of Agri-
culture and Food Chemistry, 2010, 58(9): 5538–5544
[27] 丁文川, 朱庆祥, 曾晓岚, 等. 不同热解温度生物炭改良铅
和镉污染土壤的研究[J]. 科技导报, 2011, 29(14): 22–25
Ding W C, Zhu Q X, Zeng X L, et al. Biochars from different
214 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
pyrolytic temperature amending lead and cadmium contami-
nated soil[J]. Science & Technology Review, 2011, 29(14):
22–25
[28] Zhou Y M, Gao B, Zimmerman A R, et al. Sorption of heavy
metals on chitosan-modified biochars and its biological
effects[J]. Chemical engineering Journal, 2013, 231: 512–518
[29] Yang G X, Jiang H. Amino modification of biochar for
enhanced adsorption of copper ions from synthetic wastewa-
ter[J]. Water Research, 2014, 48: 396–405
[30] Cao X, Harris W. Properties of dairy-manure-derived biochar
pertinent to its potential use in remediation[J]. Bioresource
Technology, 2010, 101(14): 5222–5228
[31] Warnock D D, Lehmann J, Kuyper T W, et al. Mycorrhizal
responses to biochar in soil-concepts and mechanisms[J].
Plant and Soil, 2007, 300(1/2): 9–20
[32] 曾爱, 廖允成, 张俊丽, 等. 生物炭对 土土壤含水量、有
机碳及速效养分含量的影响[J]. 农业环境科学学报, 2013,
32(5): 1009–1015
Zeng A, Liao Y C, Zhang J L, et al. Effects of biochar on soil
moisture, organic carbon and available nutrient contents in
manural loessial soils[J]. Journal of Agro-Environment
Science, 2013, 32(5): 1009–1015
[33] Novak J M, Busscher W J, Laird D L, et al. Impact of biochar
amendment on fertility of a southeastern Coastal Plain soil[J].
Soil Science, 2009, 174(2): 105–112
[34] 张祥, 王典, 姜存仓, 等. 生物炭对我国南方红壤和黄棕壤
理化性质的影响 [J]. 中国生态农业学报 , 2013, 21(8):
979–984
Zhang X, Wang D, Jiang C C, et al. Effect of biochar on
physicochemical properties of red and yellow brown soils in
the South China Region[J]. Chinese Journal of Eco-Agricul-
ture, 2013, 21(8): 979–984
[35] Chan K Y, Van Zwieten L, Meszaros I, et al. Agronomic
values of greenwaste biochar as a soil amendment[J]. Austra-
lian Journal of Soil Research, 2007, 45(8): 629–634
[36] Yuan J H, Xu R K. The amelioration effects of low tempera-
ture biochar generated from nine crop residues on an acidic
Ultisol[J]. Soil Use and Management, 2011, 27(1): 110–115
[37] Van Zwieten L, Kimber S, Morris S, et al. Effects of biochar from
slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performance
and soil fertility[J]. Plant and Soil, 2010, 327(1/2): 235–246
[38] Gaskin J W, Speir R A, Harris K, et al. Effect of peanut hull
and pine chip biochar on soil nutrients, corn nutrient status,
and yield[J]. Agronomy Journal, 2010, 102(2): 623–633
[39] Cheng C H, Lehmann J, Thies J E, et al. Oxidation of black
carbon by biotic and abiotic processes[J]. Organic Geoche-
mistry, 2006, 37(11): 1477–1488
[40] 朱庆祥. 生物炭对 Pb、Cd 污染土壤的修复试验研究[D].
重庆: 重庆大学, 2011: 25–31
Zhu Q X. Experimental study on lead and cadmium contami-
nated soil remediation with biochar[D]. Chongqing: Chongq-
ing University, 2011: 25–31
[41] Neumann D, zur Nieden U. Silicon and heavy metal tolerance
of higher plants[J]. Phytochemistry, 2011, 56(7): 685–692