曹瑩，邸佳美，沈丹，趙天宏*，孟軍，姚欣，王超，張學(xué)艷

1. 沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院，遼寧 沈陽 110866；2. 沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)花生所，遼寧 沈陽 110866；3. 沈陽市農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，遼寧 沈陽 110121；4. 遼寧省農(nóng)業(yè)科學(xué)院經(jīng)濟(jì)作物研究所，遼寧 遼陽 111000

生物炭對(duì)土壤外源鎘形態(tài)及花生籽粒富集鎘的影響

曹瑩1,2，邸佳美1，沈丹1，趙天宏1*，孟軍1，姚欣3，王超4，張學(xué)艷1

1. 沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院，遼寧 沈陽 110866；2. 沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)花生所，遼寧 沈陽 110866；3. 沈陽市農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，遼寧 沈陽 110121；4. 遼寧省農(nóng)業(yè)科學(xué)院經(jīng)濟(jì)作物研究所，遼寧 遼陽 111000

鎘是存在于農(nóng)田土壤中毒性較大且較普遍的一種重金屬，而生物炭可以應(yīng)用于重金屬污染農(nóng)田，對(duì)作物生長與污染土壤修復(fù)產(chǎn)生影響。通過盆栽試驗(yàn)，將生物炭作為鎘污染條件下土壤的改良劑，研究不同用量生物炭、鎘元素對(duì)土壤中鎘形態(tài)及其含量的影響，進(jìn)一步測(cè)定花生（Arachis hypogaea L.）籽粒鎘含量，探明其吸收規(guī)律。試驗(yàn)鎘施用質(zhì)量分?jǐn)?shù)（按純鎘計(jì)）分別為0、1、10 mg·kg-1，記為Cd0、Cd1、Cd10，在3種不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)的鎘污染土壤中分別添加生物炭質(zhì)量分?jǐn)?shù)0、3.3、6.6、10 g·kg-1，記為C0、C50、C100、C150，共12個(gè)處理。土壤鎘形態(tài)參考Tessier連續(xù)提取法分離，鎘含量采用原子吸收分光光度計(jì)（Z-5000 ASS）測(cè)定。樣品相關(guān)測(cè)定分別于花生苗期、花針期、結(jié)莢期取土樣，成熟期取籽粒樣品進(jìn)行。結(jié)果表明：當(dāng)鎘施用量一定時(shí)，土壤有效態(tài)鎘含量與水溶態(tài)鎘含量隨生物炭用量增加而顯著降低（P<0.05），而其他各形態(tài)鎘含量隨生物炭用量增加而增加。苗期Cd1處理隨生物炭施入量的增加，土壤有效態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低8.24%～20.24%；花針期，土壤有效態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低5.95%～38.46%；結(jié)莢期則降低6.23%～26.03%。Cd10處理下的3個(gè)生育時(shí)期，土壤有效態(tài)鎘含量在C150取得最小值，鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別下降12.56%、18.44%和15.52%。在土壤pH值方面，相同處理不同生育時(shí)期內(nèi)出現(xiàn)先小幅降低再升高的趨勢(shì)。成熟期花生籽粒鎘含量隨鎘施用量的升高而增加；在鎘施用量為1、10 mg·kg-1處理下，花生粒鎘含量隨生物炭施入量的增加而降低，C150Cd1處理的鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.29 mg·kg-1，為施加鎘處理組含量最低，即當(dāng)生物炭施加量為10 g·kg-1時(shí)，土壤修復(fù)效果最佳，花生粒鎘含量最低。

生物炭；鎘；土壤鎘形態(tài)；富集；花生

鎘（Cd）是農(nóng)田土壤中存在的毒性較大且相對(duì)普遍的一種重金屬元素，它可以沿著食物鏈傳遞進(jìn)而危害人類健康（王凱榮等，2010）。中國目前農(nóng)田土壤鎘污染日益嚴(yán)重，植物若吸收大量鎘會(huì)產(chǎn)生毒理反應(yīng)，降低干物質(zhì)產(chǎn)量（劉文龍等，2009）。生物炭具有高度羧酸酯化和芳香化結(jié)構(gòu)以及較大的孔隙度和比表面積（李力等，2011），是一種具有吸附力、抗氧化力和抗生物分解能力強(qiáng)的一類新型環(huán)境功能材料，在修復(fù)受重金屬污染的環(huán)境方面具有較大的應(yīng)用潛力（Schmidt和 Noack，2000；李嶺等，2014；史明等，2011）。生物炭施入土壤后會(huì)明顯提高土壤陽離子交換量和吸附特性（Xie等，2013），促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)水平的提高（Steiner等，2007），0.1 g改性柚子皮生物炭對(duì)100 mL 10 mg·L-1的 Cd2+去除率達(dá)93%（梁峰等，2015），生物炭通過吸附或共同沉淀作用降低土壤鎘的生物有效性（周建斌等，2008）。另外，在生物炭處理的As污染土壤中種植西紅柿(Solanum lycopersicum L.)，其砷含量在根和幼苗中顯著降低，并且砷的毒性以及其轉(zhuǎn)移的風(fēng)險(xiǎn)均降至最?。↙uke等，2013）。

到目前為止，利用生物炭修復(fù)鎘污染土壤以緩解花生（Arachis hypogaea L.）富集鎘方面的研究報(bào)道尚少見。而花生在中國種植面積超過 5.0×106hm2，利用價(jià)值廣泛。在沒有污染的遼寧花生主產(chǎn)區(qū)，花生籽粒鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá)到了0.21～0.75 mg·kg-1（王珊珊等，2007），花生主產(chǎn)物產(chǎn)于地下土壤中，吸收鎘的風(fēng)險(xiǎn)則相對(duì)更大，對(duì)土壤鎘具有很強(qiáng)的富集能力（Shi和Cai，2009）。Bell等（1997）曾對(duì)澳大利亞6個(gè)地區(qū)的農(nóng)作物籽粒鎘含量進(jìn)行田間定點(diǎn)采樣調(diào)查發(fā)現(xiàn)，在土壤鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)（EDTA可提取態(tài)）只有0.010～0.072 mg·kg-1的情況下，花生籽粒鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)平均為0.115 mg·kg-1，顯著高于大豆（Glycine max）、豇豆（Vigna unguiculata）以及玉米（Zea mays）籽粒鎘含量。

因此本試驗(yàn)以花生為研究對(duì)象，探討不同濃度鎘脅迫下，不同用量生物炭施用對(duì)花生根系土壤鎘存在形態(tài)及其含量的影響，研究土壤中鎘的存在形態(tài)改變對(duì)花生可食部位——花生籽粒內(nèi)鎘積累的影響，明確減輕花生籽粒鎘含量的生物炭施用量，為合理利用被鎘輕度污染的土壤提供生態(tài)、環(huán)保、可行的處理措施，提高在鎘輕度污染的土壤上花生生長的安全性。

1 材料與方法

1.1 供試材料

本試驗(yàn)供試品種為“農(nóng)大 3號(hào)”。生物炭由沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)生物炭工程技術(shù)研究中心提供，其中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.073 mg·kg-1，pH為9.24，全氮8.73 mg·kg-1，全磷8.6 mg·kg-1，全鉀48.7 mg·kg-1，硫2.97 mg·kg-1。土壤采自農(nóng)田，棕壤，有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù) 1.18%，堿解氮 107.33 mg·kg-1，速效磷 34.52 mg·kg-1，速效鉀98.41 mg·kg-1，全鎘0.15 mg·kg-1，有效鎘0.09 mg·kg-1，pH值5.90，陽離子交換量17.21 cmol·kg-1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)用土風(fēng)干后、過篩，按照每盆15 kg用土量裝盆。分別向盆栽土壤中加入氯化鎘，施用質(zhì)量分?jǐn)?shù)（按純鎘計(jì)）分別為0、1、10 mg·kg-1，記為Cd0、Cd1、Cd10，在3種不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)的鎘污染土壤中分別再添加生物炭質(zhì)量分?jǐn)?shù) 0、3.3、6.6、10 g·kg-1，記為C0、C50、C100、C150，共12個(gè)處理。土壤肥料施用量為尿素3 g、過磷酸鈣6 g、氯化鉀4 g。土壤平衡15 d后播種，每盆播6顆種子，出苗后，每盆保留3株生長一致的幼苗。在整個(gè)生育期間，水肥條件一致，及時(shí)防治病蟲草害，保證花生正常生長發(fā)育。

1.3 取樣與測(cè)定

分別在花生苗期、花針期、結(jié)莢期取土樣，成熟期取花生籽粒樣品。

1.3.1 土壤總鎘含量測(cè)定

分別取各處理根附近的土壤，風(fēng)干，研磨后過100目篩。用硝酸和高氯酸的混合液（V硝酸∶V高氯酸=4∶1）消煮提出待測(cè)樣。采用原子吸收分光光度計(jì)（Z-5000 ASS）測(cè)定鎘含量。

1.3.2 土壤鎘形態(tài)測(cè)定

參考Tessier等（1979）連續(xù)提取法，進(jìn)行提取分離水溶態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)。采用原子吸收分光光度計(jì)（Z-5000 ASS）測(cè)定鎘含量。

1.3.3 土壤有效態(tài)鎘含量測(cè)定

分別在花生的苗期、花針期和結(jié)莢期取土壤自然風(fēng)干，過100目篩，取土樣5.000 g，加入0.005 mol·L-1DTPA-0.01 mol·L-1CaCl2-0.1 mol·L-1TEA溶液。室溫下震蕩2 h，4000 r離心10 min，取上清液，用2% HNO3定容至10 mL待測(cè)。

1.3.4 土壤pH值測(cè)定

分別在花生苗期、花針期和結(jié)莢期取土樣，自然風(fēng)干后，取樣品10.000 g，加入蒸餾水50 mL，均勻攪拌成渾濁液，靜置2 h。采用臺(tái)式pH計(jì)測(cè)定。

1.3.5 花生籽粒鎘含量測(cè)定

分別稱取烘干、粉碎后的花生籽粒樣品0.2000 g，用硝酸和高氯酸的混合液（V硝酸∶V高氯酸=4∶1）消煮提取待測(cè)樣。采用原子吸收分光光度計(jì)（Z-5000 ASS）測(cè)定鎘含量。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)經(jīng)Excel 2003軟件整理后，采用SPSS13.0軟件進(jìn)行單因素方差（ANOVA）分析，不同處理間多重比較采用Duncan新復(fù)極差法，顯著性水平設(shè)定為α=0.05，繪圖采用Excel 2003軟件完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭對(duì)土壤外源鎘形態(tài)的影響

如表1所示，生物炭施用量對(duì)土壤外源鎘形態(tài)的影響有如下規(guī)律。首先，隨著鎘施用量的增加，土壤中各形態(tài)鎘含量均顯著增加（P<0.05）；其次，對(duì)于相同處理而言，隨著生育期的延長，土壤中水溶態(tài)鎘含量逐漸降低，其含量關(guān)系為苗期>花針期>結(jié)莢期，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鎘的含量總體上有所上升，基本表現(xiàn)為苗期<花針期<結(jié)莢期；最后，在相同外源鎘施用條件下，隨著生物炭施入量的增加，土壤中水溶態(tài)鎘含量呈降低趨勢(shì)，其含量關(guān)系為C0>C50>C100>C150，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鎘的含量卻體現(xiàn)為上升趨勢(shì)，即C0

2.2 生物炭施用量與花生籽粒鎘含量的相關(guān)分析

花生成熟期進(jìn)行生物炭施用量與花生籽粒鎘含量的相關(guān)分析，結(jié)果見表 2。在土壤鎘添加量為Cd1和Cd10水平時(shí)，生物炭施用量與花生籽粒鎘含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P<0.05），相關(guān)系數(shù)分別達(dá)到0.9826和0.9812；在土壤鎘添加量為Cd0水平時(shí)，生物炭施用量與花生籽粒鎘含量無顯著相關(guān)關(guān)系（P>0.05），其相關(guān)系數(shù)為0.4564。

表1 生物炭對(duì)土壤外源鎘形態(tài)的影響Table 1 Effects of biochar on soil cadmium forms mg·kg-1

表2 生物炭施用量與花生籽粒鎘含量的相關(guān)分析Table 2 Correlation analysis of biochar application and cadmium content of kernels

圖1 生物炭對(duì)鎘污染土壤pH值的影響Fig. 1 Effects of biochar and cadmium on soil pH

2.3 生物炭對(duì)鎘污染土壤pH值的影響

如圖1所示，在花生相同生育時(shí)期內(nèi)，相同鎘濃度處理?xiàng)l件下，土壤pH值均隨生物炭施入量的增加而升高，如C0Cd0、C50Cd0、C100Cd0、C150Cd0處理苗期的pH值分別為5.94、6.01、6.09和6.13，花針期的pH值分別為5.82、5.91、5.96和6.03，結(jié)莢期的pH值分別為6.15、6.32、6.44和6.49，且各處理之間差異性均達(dá)到了顯著水平（P<0.05）。對(duì)于同一個(gè)處理而言，3個(gè)生育時(shí)期的土壤pH值基本呈先下降再明顯升高的趨勢(shì)，即結(jié)莢期>苗期>花針期。且隨著生物炭施用量的增加，土壤pH值上升的幅度加大。苗期 pH值最高處理為 C150Cd1達(dá)到6.34，花針期與結(jié)莢期均是C150Cd10的pH值最大，分別是6.17、6.67。

2.4 生物炭對(duì)花生籽粒鎘含量影響

如圖2所示，成熟期花生籽粒鎘含量隨鎘施用濃度的升高而增加，但其含量隨生物炭施用量的增加而降低。根據(jù)FAO/WHO規(guī)定的花生籽粒鎘限量標(biāo)準(zhǔn)，即Cd≤0.1 mg·kg-1，本試驗(yàn)中C0Cd0處理的花生籽粒鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.08 mg·kg-1，符合標(biāo)準(zhǔn)；根據(jù)中國綠色食品花生及其制品對(duì)鎘含量限量標(biāo)準(zhǔn)（≤0.4 mg·kg-1，NY/T420-2009），Cd0所有生物炭處理組與C100Cd1和C150Cd1均符合標(biāo)準(zhǔn)。其中，C0Cd0、C50Cd0、C100Cd0和C150Cd0的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.08、0.25、0.20和0.18 mg·kg-1；C100Cd1和C150Cd1的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.39和0.29 mg·kg-1。

圖2 生物炭對(duì)花生粒鎘含量的影響Fig. 2 Effects of biochar on the contents of cadmium in kernels

另外，在Cd0處理組中，隨生物炭施用量增加花生籽粒鎘含量呈先升高后降低的趨勢(shì)，這可能是因?yàn)樯锾恐幸埠形⒘挎k元素；土壤不施用鎘、當(dāng)炭施用量為C50時(shí)，表現(xiàn)為炭本身含鎘量的釋放，但當(dāng)增加生物炭用量時(shí)，其所具有的吸附能力大于鎘釋放能力，逐漸表現(xiàn)出生物炭的“解毒作用”。

3 討論

3.1 土壤中各形態(tài)鎘含量

本試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，隨著種植時(shí)間的增加，土壤中有效態(tài)鎘含量會(huì)相應(yīng)的減少，說明花生吸收了土壤中的部分鎘。咸翼松（2008）在泥炭對(duì)土壤重金屬的改良作用研究中也得到了一致的結(jié)論。根據(jù)Tessier等（1979）的方法改進(jìn)，本試驗(yàn)將土壤中的鎘形態(tài)分成水溶態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。研究得出，水溶態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)2種形態(tài)占土壤鎘形態(tài)70%以上，之后依次是碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)。另外，生物炭的施入可以促使水溶態(tài)鎘向其他各形態(tài)鎘轉(zhuǎn)化，從而降低了鎘的有效性。周建斌等（2008）的研究結(jié)果與本試驗(yàn)相似，他認(rèn)為，生物炭的加入會(huì)吸附和沉淀土壤中的有效態(tài)鎘離子，使得土壤中的有效態(tài)鎘含量降低。

但張偉明（2012）的研究結(jié)果卻與本試驗(yàn)不同。他認(rèn)為生物炭加入后，隨著作物生長，生物炭對(duì)土壤中有效態(tài)鎘含量的影響將從剛開始的活化作用，逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)楣袒饔谩１驹囼?yàn)鎘的添加是采用外源鎘，以水溶液的形式加入，外源鎘進(jìn)入土壤后以靜電方式吸附在土壤膠體表面，比較容易提取。而張偉明（2012）試驗(yàn)是直接取得鎘污染的土壤，其中鎘的形態(tài)穩(wěn)定，多轉(zhuǎn)變?yōu)殡y以提取的殘?jiān)鼞B(tài)等，所以得出的結(jié)論不同。

本試驗(yàn)中，土壤有效態(tài)鎘含量在鎘濃度一定的前提下，隨著生物炭施入量的增加而隨之降低。Cd1處理下的苗期，隨生物炭施入量的增加，土壤有效態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低 8.24%～20.24%；同樣條件下的花針期，土壤有效態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低5.95%～38.46%；結(jié)莢期則降低6.23%～26.03%。Cd10處理下的 3個(gè)生育時(shí)期，鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別下降了12.56%、18.44%以及15.52%，土壤有效態(tài)鎘含量亦是在C150處理下取得最小值。由此可見，在花針期，生物炭的吸附效果最大。

3.2 土壤pH值

生物炭具有微孔結(jié)構(gòu)豐富、比表面積大的特點(diǎn)。許多學(xué)者認(rèn)為，施用生物炭能夠顯著提高土壤pH，由此降低一些重金屬可交換態(tài)的含量，進(jìn)而減輕有害元素對(duì)作物生長過程中的傷害（Cox等，2001；Topoliantz等，2005；Van等，2010）。另外生物炭的較高表面能，有結(jié)合重金屬離子的強(qiáng)烈傾向，能夠較好地鈍化土壤中的重金屬（吳成等，2007）。

本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，隨著花生的生長、生物炭施用量的增加，土壤pH值上升，可見，加入生物炭對(duì)土壤pH值有一定的影響。但在生物炭施用量一定時(shí)，隨花生生長，土壤 pH值會(huì)出現(xiàn)先降低后增高的趨勢(shì)，這可能是因?yàn)樯锾繉?duì)土壤影響有一定的延遲作用。Glaser等（2002）的研究結(jié)果與之類似，認(rèn)為生物炭對(duì)土壤pH值的改良是呈波浪形上升的。

3.3 成熟期花生籽粒鎘含量

通過分析本試驗(yàn)的結(jié)果顯示，花生籽粒對(duì)于鎘有比較強(qiáng)的富集能力（王凱榮和張磊，2008），趙明等（2010）亦得出了相同結(jié)論。同時(shí)，在花生整個(gè)生育期內(nèi)，隨著時(shí)間推移，當(dāng)土壤中鎘含量一定時(shí)，加入的生物炭量越多，對(duì)土壤中鎘各形態(tài)的影響也越大，降低了土壤中水溶態(tài)鎘含量，提高了碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鎘含量，土壤的pH值也隨之上升，進(jìn)而降低了花生籽粒中的鎘含量。尤其以水溶態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)最為顯著，當(dāng)水溶態(tài)的鎘含量逐漸降低時(shí)，殘?jiān)鼞B(tài)鎘含量隨之升高，花生籽粒中鎘含量降低。生物炭通過降低土壤中的鎘含量，從而間接降低花生籽粒中鎘的含量，即土壤中有效態(tài)鎘含量的降低與花生粒鎘含量的降低是呈正相關(guān)的。同時(shí)，加入生物炭可以改善土壤理化性質(zhì)，為作物提供了優(yōu)良的水肥條件等良好的生長環(huán)境。

4 結(jié)論

（1）隨著生育期的推移，土壤中有效態(tài)與水溶態(tài)鎘含量逐漸降低，即苗期>花針期>結(jié)莢期；而碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鎘含量逐漸上升。

（2）在一定鎘含量的處理組中，土壤中有效態(tài)與水溶態(tài)鎘含量隨生物炭施入量的增加而降低；相反，碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鎘含量隨生物炭施入量的增加而增加，即處理C0

（3）本試驗(yàn)中，在無添加鎘土壤，生物炭的施用未對(duì)花生籽粒鎘含量起顯著減少作用，而當(dāng)土壤鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá)到1 mg·kg-1以上時(shí)，施用生物炭會(huì)顯著降低花生籽粒鎘含量。

（4）在外源鎘添加組，隨著生物炭施入量的增加，土壤中有效態(tài)鎘尤其水溶態(tài)鎘含量降低，土壤pH值最終亦會(huì)隨之上升，進(jìn)而使花生籽粒中的鎘含量減少。在本試驗(yàn)范圍內(nèi)，對(duì)于施加外源鎘的處理組中，花生粒鎘含量隨生物炭施用量的增加而降低，在Cd1處理組中，C50、C100和C150花生粒鎘含量分別比C0處理降低了9.33%、21.79%和42.76%；而在 Cd10處理組中，C50、C100和 C150花生粒鎘含量分別比C0處理降低了5.62%、13.18%和26.20%。由此得出，生物炭對(duì)于土壤中較低含量的鎘污染的恢復(fù)效果更好，且本試驗(yàn)范圍內(nèi)，在施入量最大（即生物炭質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10 g·kg-1）時(shí)生物炭的“解毒”效果最為理想，花生籽粒中的鎘含量呈現(xiàn)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

A

1674-5906（2015）04-0688-06

曹瑩，邸佳美，沈丹，趙天宏，孟軍，姚欣，王超，張學(xué)艷. 生物炭對(duì)土壤外源鎘形態(tài)及花生籽粒富集鎘的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 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.

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（30970448）；公益性行業(yè)（農(nóng)業(yè)）科研專項(xiàng)（201303095）

曹瑩（1973年生），女，副教授，主要從事重金屬逆境脅迫研究。E-mail:caoying1111@163.com *通信作者。E-mail: zth1999@163.com

2015-01-16