生物炭与氮肥配施对石灰土辣椒Cd吸收累积的影响

柴冠群，刘桂华，罗沐欣键，王 丽，秦 松，范成五

（贵州省农业科学院 土壤肥料研究所，贵州 贵阳 550006）

辣椒是世界上产量最大的调味型蔬菜，中国辣椒年种植面积约2.13×106hm2，种植面积和总产量分别占世界辣椒面积的35%和总产量的46%[1]，贵州种植面积居全国第一，约占全国辣椒种植面积的27.25%[2]。贵州是我国典型碳酸盐岩地区，以往研究表明，以碳酸盐岩为代表的沉积岩发育地区土壤普遍存在地球化学异常的镉（Cd）高背景现象[3⁃4]。蔡大为等[5]利用贵州省454 431 个耕地表层土壤样品Cd 含量数据统计发现，贵州省耕地土壤Cd 背景值为0.40 mg/kg，远高于全国土壤Cd 算数平均值（0.097 mg/kg）[6]，且高于《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618－2018）中农用地土壤Cd 风险筛选值（0.3 mg/kg）[7]。在土地资源紧缺、Cd地质高背景的贵州耕地上种植辣椒，可能会存在辣椒果实Cd 超标风险，影响辣椒产量与经济效益，最终影响贵州辣椒产业发展。因此，亟需寻求经济可行的辣椒果实Cd消减技术。

生物炭由于具有相对较大的比表面积、较高的pH 值和阳离子交换量（Cation exchange capacity，CEC）、丰富的矿质元素（K、Ca、Mg、Na 等）和官能团（如羧基、酚基、羟基、羰基等），能够通过吸附、沉淀、离子交换、络合等作用，降低土壤Cd 的活性[8]。植物根系吸收不同形态氮肥时，能够改变土壤酸碱度，从而影响土壤Cd 活性，例如吸收NH4+时会释放H+到土壤，增强土壤Cd 生物有效性，而吸收NO3-时，H+会随之吸收，以维持土壤酸碱平衡，从而降低土壤Cd生物有效性，土壤中施用尿素会因脲酶的水解而导致土壤pH 值升高，降低土壤Cd 活性[9⁃10]。将生物炭作为载体与化学肥料混合制成炭基肥成为近些年新型肥料的研究热点。杨永锋等[11]研究表明，施用高炭基肥能够显著提高烤烟经济性状和品质；YAO 等[12]研究发现，施用小麦秸秆炭基肥可使青椒产量和维生素C 含量分别提升45%、17%；MACCARTHY 等[13]发现，在稻田施用炭基肥，土壤有机碳含量可提高32%；PUGA 等[14]研究发现，在农田土壤中施用高生物炭含量的炭基肥能够显著增加土壤碳氮固持，减少CH4和N2O 的排放；乔志刚等[15]通过田间试验发现，小麦秸秆炭基肥处理使青椒氮素农学利用率显著提高24.98 kg/kg。以往多围绕改善作物产量品质和提高肥料利用率与土壤保肥能力等方面开展研究，鲜见关于生物炭与不同形态氮肥配施对土壤Cd修复效果的报道。

以往辣椒果实Cd消减技术多是关于Cd低累积品种筛选[16]、叶面阻控[17]或原位钝化[18]等，通常需要增加劳动成本，或因Cd低累积作物适宜范围的局限性不能被广泛推广，而开发能够实现辣椒增产与果实Cd 含量降低的炭基肥能够节约劳力和物资投入成本，对辣椒绿色生产具有实际指导意义。有研究表明，生物炭与肥料的配比是影响其应用效果的主要因素。王智慧等[19]研究发现，肥炭比为8∶2和7∶3时，炭基肥对玉米产量和土壤性状提升效果最优；SHI 等[20]研究发现，肥炭比为1∶1 时，有利于促进土壤氮循环微生物功能群落形成。因此，拟选取碳酸盐岩发育的Cd安全利用类石灰土，以贵州朝天椒遵辣9 号为对象，研究玉米秸秆生物炭与不同形态氮肥[（NH4）2SO4、KNO3与CH4N2O]配施比例对朝天椒产量及其吸收累积Cd的影响，以期为辣椒专用炭基肥的开发应用提供科学依据。

1 材料和方法

1.1 试验材料

供试土壤取自贵州省普定县0～20 cm 耕层土壤，其基本理化性质见表1。参照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）[7]，试验土壤中Cd 含量介于风险筛选值与风险管制值之间，为Cd安全利用类石灰土。供试辣椒品种为遵辣9号，辣椒苗购自贵州省遵义市绥阳县黔旺辣椒种植农民专业合作社。供试生物炭是以农业农村部贵州耕地保育与农业环境科学观测实验站长期施用有机肥处理的玉米秸秆为原料制备而成的生物炭[21]，其pH 值为9.73，Cd 含量为0.08 mg/kg。

表1 供试土壤的基本理化性质Tab.1 Basic physical and chemical properties of the tested soil

1.2 试验设计

试验于2019 年4—10 月在贵州省土壤肥料研究所温室大棚开展，通过盆栽根袋试验开展研究，试验设计12 个处理，5 次重复，随机排列，具体见表2。每盆施入的N、P2O5、K2O 分别为180、100、150 mg/kg，其中氮肥（N）分别以分析纯（NH4）2SO4（铵态氮，AN）、CH4N2O（酰胺态氮，UN）、KNO3（硝态氮，NN）加入，磷、钾肥以过磷酸钙、硫酸钾、KNO3加入，生物炭（B）施用量按氮肥用量的1、1.5、2、2.5 倍添加，即分别为180、270、360、450 mg/kg。生物炭与肥料均一次性施入土壤，将其与5 kg 过5 mm 尼龙筛的风干土充分混匀。取3 kg 混合物装入根袋（孔径48 µm，直径×高=18 cm×25 cm），置于PVC 试验盆（直径×高=30 cm×25 cm）中央，剩余的装在根袋外。选取长势良好、大小一致、五叶一心的辣椒幼苗移栽入根袋，每盆移栽1 株，用去离子水浇灌，保持土壤田间持水量为60%。

表2 不同处理生物炭与氮肥施用量Tab.2 Application amount of biochar and nitrogen fertilizer in each treatment

1.3 样品采集与分析

1.3.1 样品采集与处理 辣椒样品采集与处理：以辣椒果实转红为统一采收标准，共采集4 次。辣椒各部位采摘后及时用去离子水清洗干净，并用吸水纸将其表面擦干。最后一次采集果实的同时采集辣椒根、茎与叶，辣椒果实鲜样在冷冻干燥机（FD-1A-50，北京博医康实验仪器有限公司）冷冻干燥备用，其余部位在电热鼓风干燥箱（UP-GZ-9140AT，四川优浦达科技有限公司）中，105 ℃杀青30 min，60 ℃烘干至恒质量，称量辣椒各部位干质量，用三维震击式球磨仪（TJS-325，天津市东方天净科技发展有限公司）将辣椒各部位粉碎后保存备用。

土壤样品采集与处理：最后一次采集果实的同时，用不锈钢剪刀将根袋剪开，轻轻抖动根部，用毛刷采集根系上附着的土壤即为根际土，风干后，用研钵研磨过0.15 mm孔径尼龙筛，保存备用。

1.3.2 样品分析 辣椒各部位Cd 含量检测：按照《食品安全国家标准食品中多元素的测定》（GB 5009.268—2016）的方法进行，辣椒各部位Cd 含量均采用HNO3-HClO4（体积比4∶1）消解，稀HCl 定容，电感耦合等离子质谱仪（Elan 9000型，美国珀金埃尔默股份有限公司）测定，用标准物质［GBW（E）100348］进行质控，Cd 的标样回收率为97.24%～104.32%，全程做空白试验。

根际土pH值与有效Cd含量检测：土壤pH值按照鲁参考文献[15]中的方法进行，采用电位法测定，土水比1∶2.5；土壤有效Cd 含量按照《土壤8 种有效态元素的测定》（HJ804—2016）中的方法进行，采用DTPA 浸提法浸提、电感耦合等离子质谱仪（Elan 9000型，美国珀金埃尔默股份有限公司）测定。

1.4 数据处理

辣椒各部位Cd 转运效率（TF）=辣椒目标部位Cd 含量/辣椒起始部位Cd 含量[22]；辣椒某部位Cd 累积量=辣椒该部位Cd含量×辣椒该部位干质量。

试验数据均采用Excel 2010 软件进行计算处理，运用SPSS 20进行统计分析，采用Duncan’s新复极差法进行差异显著性分析，采用Pearson双侧检验进行相关性分析，采用Sigmaplot 14.0软件作图。

2 结果与分析

2.1 生物炭与氮肥配施对辣椒生物量的影响

由表3可知，同一氮肥形态条件下，辣椒果实干质量随生物炭用量的增加而增加，氮肥形态与生物炭用量对果实干质量均有极显著影响，氮肥形态与生物炭用量的交互作用对其无显著影响。同一生物炭用量条件下，施用硝态氮处理果实干质量显著大于铵态氮处理，其中NNB2.5处理辣椒果实干质量最大，为37.68 g/盆。另 外，UNB2、UNB2.5、NNB1.5、NNB2处理辣椒果实干质量分别为34.65、35.79、34.82、36.22 g/盆，均与NNB2.5差异不显著。氮肥形态、生物炭用量及其二因素的交互作用对辣椒叶干质量均无显著影响。氮肥形态、生物炭用量及其二因素的交互作用对辣椒茎干质量均有极显著影响，施用铵态氮时，辣椒茎干质量随生物炭用量增加而降低；施用酰胺态氮或硝态氮时，辣椒茎干质量随生物炭用量增加而增加。NNB2.5处理辣椒茎干质量最大，为18.14 g/盆。氮肥形态、生物炭用量及其二因素的交互作用对根干质量均有极显著影响，同一生物炭用量条件下，施用硝态氮处理根干质量显著大于铵态氮处理，其中NNB2.5处理根干质量最大，为6.92 g/盆。综上，NNB2.5处理辣椒果实、叶、茎与根干质量均最大。

表3 生物炭与氮肥配施不同处理辣椒不同部位的生物量（干质量）Tab.3 Biomass of different parts of pepper in each treatment under simultaneous application of biochar and nitrogen fertilizer（dry weight）

2.2 生物炭与氮肥配施对辣椒根际土pH值与有效Cd含量的影响

由表4 可知，不同形态氮肥及其与生物炭用量配施的交互作用对辣椒根际土pH值有极显著影响，生物炭用量对其无显著影响。同一生物炭用量条件下，酰胺态氮处理根际土pH 值整体上最高，其中UNB2处理根际土pH值最高，为7.55。生物炭用量及其与氮肥形态的交互作用对辣椒根际土有效Cd含量无显著影响，不同形态氮肥对其有极显著影响。铵态氮处理根际土有效Cd 含量整体上最高，ANB1.5与ANB2处理根际土有效Cd 含量均为0.33 mg/kg。酰胺态氮处理根际土有效Cd含量整体上最低，其中UNB2处理根际土有效Cd 含量为0.22 mg/kg。综上，UNB2处理根际土pH值最高，有效Cd含量最低。

表4 生物炭与氮肥配施不同处理辣椒根际土pH值与有效Cd含量Tab.4 pH value and available Cd content of pepper rhizosphere soil in each treatment under simultaneous application of biochar and nitrogen fertilizer

2.3 生物炭与氮肥配施对辣椒Cd吸收与转运的影响

2.3.1 生物炭与氮肥配施对辣椒Cd 吸收的影响由图1 可知，就果实Cd 含量而言，氮肥形态、生物炭用量及氮肥形态与生物炭用量的交互作用对果实Cd 含量均有显著影响。ANB1处理果实Cd 含量最高，为0.049 mg/kg，UNB2处理果实Cd 含量最低，为0.032 mg/kg，两者存在显著差异，但均低于《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）限量标准（<0.05 mg/kg）。就茎Cd 含量而言，氮肥形态、生物炭用量及氮肥形态与生物炭用量的交互作用对茎Cd 含量均无显著影响。UNB2处理茎Cd 含量最低，为0.423 mg/kg。就叶Cd 含量而言，氮肥形态、生物炭用量对叶Cd 含量均有显著影响，氮肥形态与生物炭用量的交互作用对叶Cd 含量无显著影响。UNB2处理叶Cd 含量最低，为0.926 mg/kg。就根Cd含量而言，氮肥形态及氮肥形态与生物炭用量的交互作用对根Cd含量均有显著影响，生物炭用量对根Cd 含量无显著影响。铵态氮处理，根Cd 含量随生物炭用量的增加而增加；硝态氮处理，根Cd含量随生物炭用量的增加而降低，NNB2处理根Cd含量最低，为2.255 mg/kg。UNB2处理与NNB2差异不显著，为2.554 mg/kg。综上，UNB2处理辣椒不同部位Cd含量较低。

图1 生物炭与氮肥配施不同处理辣椒植株不同部位的Cd含量Fig.1 Cd content in different parts of pepper plant in each treatment under simultaneous application of biochar and nitrogen fertilizer

2.3.2 生物炭与氮肥配施对辣椒不同部位Cd 转运的影响 由表5可知，就整体而言，TF果/茎（茎向果实转运Cd的效率）>TF果/叶（叶向果实转运Cd的效率）>TF果/根（根向果实转运Cd的效率），说明果实中Cd含量主要来源于辣椒地上部营养器官再分配；TF叶/根（根向叶转运Cd 的效率）>TF茎/根（根向茎转运Cd 的效率）>TF果/根（根向果实转运Cd 的效率），说明根吸收的Cd 首先向叶转运，其次为茎，最后为果实。就不同处理而言，氮肥形态、生物炭用量及二者的交互作用对TF果/茎均无显著影响。生物炭用量及其与不同形态氮肥配施的交互作用对TF果/叶均无显著影响，氮肥形态对其有显著影响，同一生物炭用量条件下，施用铵态氮TF果/叶最大。氮肥形态及其与生物炭用量的交互作用对TF果/根均有极显著影响，生物炭用量对其无显著影响，同一生物炭用量条件下，施用铵态氮处理TF果/根最小。氮肥形态及其与生物炭用量的交互作用对TF茎/根均有极显著影响，生物炭用量对其无显著影响，除B1外，同一生物炭用量条件下，施用铵态氮处理TF茎/根最小。氮肥形态及其与生物炭用量的交互作用对TF叶/根均有极显著影响，生物炭用量对其无显著影响，同一生物炭用量条件下，施用铵态氮处理TF叶/根最小。综上，TF果/根、TF茎/根与TF叶/根与生物炭用量无关，和氮肥形态及其与生物炭用量的交互作用有关；同时，铵态氮处理TF果/根、TF茎/根与TF叶/根均最低。

表5 生物炭与氮肥配施不同处理辣椒植株不同部位的Cd转运系数Tab.5 Cd transport coefficient in different parts of pepper plant in each treatment under simultaneous application of biochar and nitrogen fertilizer

2.4 生物炭与氮肥配施对辣椒Cd累积与分配的影响

2.4.1 生物炭与氮肥配施对辣椒Cd 累积的影响由图2可知，氮肥形态、生物炭用量及氮肥形态与生物炭用量的交互作用对果实Cd 累积量均有显著影响。同一生物炭用量条件下，施用铵态氮辣椒果实Cd 累积量均最低，施用硝态氮辣椒果实Cd 累积量均最大。施用酰胺态氮，随生物炭用量的增加，果实Cd 累积量先降低后升高。氮肥形态与生物炭用量对茎Cd累积量均有显著影响，氮肥形态与生物炭用量的交互作用对其无显著影响，施用硝态氮，随生物炭用量的增加，茎Cd 累积量增加；施用铵态氮，随生物炭用量的增加，茎Cd 累积量减少。氮肥形态对叶Cd累积量有显著影响，生物炭用量及其与氮肥形态的交互作用对叶Cd累积量均无显著影响。除B1外，同一生物炭用量条件下，施用硝态氮，叶Cd累积量均最高。此外，UNB2处理叶Cd 累积量最低。氮肥形态、生物炭用量及氮肥形态与生物炭用量的交互作用对根Cd 累积量均无显著影响。施用铵态氮，根Cd累积量随生物炭用量增加而增加。

图2 生物炭与氮肥配施不同处理辣椒植株不同部位的Cd累积量Fig.2 Cd accumulation in different parts of pepper plant in each treatment under simultaneous application of biochar and nitrogen fertilizer

2.4.2 生物炭与氮肥配施对辣椒Cd 分配的影响

由图3 可知，不同处理在辣椒果实、茎、叶与根中Cd分配率分别为21.11%～32.20%、11.14%～26.08%、12.64%～21.27%、30.10%～55.05%，辣椒Cd主要分配在根和果实。酰胺态氮、铵态氮、硝态氮处理辣椒果实Cd 分配率分别为28.76%、27.66%、28.55%；酰胺态氮、铵态氮、硝态氮处理辣椒根Cd 分配率分别为36.74%、39.67%、36.14%。

图3 生物炭与氮肥配施不同处理辣椒植株不同部位的Cd分配Fig.3 Cd distribution in different parts of pepper plant in each treatment under simultaneous application of biochar and nitrogen fertilizer

2.5 果实Cd含量影响因素相关性分析

由表6 可知，果实Cd 含量与茎Cd 含量呈显著正相关，与叶Cd含量呈极显著正相关，与根际土pH值呈极显著负相关；茎Cd 含量与叶Cd 含量呈显著正相关，与根Cd含量呈极显著正相关；叶Cd含量与根Cd 含量呈显著正相关；根Cd 含量与根际土有效Cd含量呈极显著正相关，与根际土pH 值呈极显著负相关。说明根从土壤中吸收Cd 后，主要向茎、叶中转运，果实Cd含量主要来自茎、叶Cd的再分配。

表6 辣椒果实Cd含量影响因素相关性分析Tab.6 Correlation analysis of factors affecting Cd content in pepper fruit

3 结论与讨论

我国秸秆资源丰富，每年生成量约为9.8亿t[23⁃24]，秸秆碳化制成生物炭，不仅可解决秸秆综合利用的问题，而且可以实现固碳减排，改善土壤生态环境，提高作物产量与品质，是一项符合山地农业实际需求的重要技术措施。本研究中，辣椒果实生物量随生物炭用量的增加而增加，B2.5（生物炭450 mg/kg）辣椒果实生物量整体上最大，这可能是因为生物炭具有矿质元素丰富、多孔和比表面积大等特点，可提供作物生长所必需的元素（K、Ca、Mg 等），促进土壤团聚体形成，改善土壤水分和养分的保留能力，从而促进作物生长、提高作物产量[25]。氮是影响作物光合作用最关键的矿质元素，改善氮素供应有利于光合作用的提高和干物质积累[26]。本研究中，施用铵态氮辣椒果实生物量显著低于硝态氮，其中NNB2.5处理辣椒果实干质量最大，为37.68 g/盆，这可能是因为辣椒对NO3--N的吸收有明显的偏好，属于喜硝态氮蔬菜[27]；另外可能是生物炭抑制NH4+向NO3-的转化，辣椒所需N 素供应不足，造成减产[28]。说明生物炭与硝态氮肥配施对辣椒果实的增产效果明显，可作为辣椒专用炭基肥制备的原料。

生物炭一般呈碱性，具有相对较大的比表面积和阳离子代换量、丰富的矿质元素（K、Ca、Mg、Na等）和官能团（如羧基、酚基、羟基、羰基等），可以通过改良土壤酸碱性、吸附、沉淀等途径降低土壤Cd的生物有效性[8，21]。但在本研究中，生物炭对辣椒根际土pH 值和有效Cd 含量均无显著影响，这可能是因为本研究中选择的土壤为石灰土，pH 值为7.42。pH 值是影响土壤Cd 生物有效性的重要因素，本研究中的生物碳pH 值为弱碱性，对辣椒根际土pH 值无显著影响，故而对其有效Cd含量影响不显著。本研究中根际土有效Cd含量与pH值呈极显著负相关关系（-0.628**），施用不同形态氮肥能直接或间接改变土壤酸碱度，促进土壤Cd的形态转化和生物有效性的变化[9⁃10，29]。本研究中，铵态氮处理整体上pH值最低，有效Cd 含量最高，酰胺态氮处理pH 值最高，有效Cd含量最低，进一步验证了前人的观点。

KASHIWAGI 等[30]研究发现，稻米中Cd 含量主要来自于茎、叶Cd 的再分配；XIN 等[31]也发现，辣椒果实Cd 含量主要来自茎、叶的转运而非根部吸收。本研究中，辣椒根吸收的Cd主要向地上部营养器官（茎、叶）转运，而果实Cd 主要来自于茎、叶的转运。果实Cd 含量相关性分析结果也表明，果实Cd 含量与茎、叶Cd 含量呈显著或极显著正相关，而与根Cd含量相关性不大，进一步说明辣椒果实Cd来自地上部营养器官中Cd 的再分配，与前人研究结论相一致[22，31]。不同处理中，UNB2处理果实、叶与茎中Cd含量最低，分别为0.032、0.926、0.423 mg/kg，这可能是因为生物炭与尿素配施促进了脲酶的水解[32]。本研究中，360 mg/kg（B2）为生物炭适宜用量，UNB2处理根际土pH 值最高、有效Cd 含量最低，辣椒果实Cd 含量最低，其果实干质量为34.65 g/盆，与NNB2.5处理果实干质量（37.68 g/盆）差异不显著，同时考虑硝态氮肥成本远高于尿素，因此，推荐尿素与生物炭作为Cd 污染石灰土辣椒安全生产碳基专用肥研发的原料。此外，本研究仅针对石灰土开展了相关研究，未发挥出生物炭调控pH 值的作用，应进一步在酸性土壤上开展相关研究。

综上，在Cd 安全利用类石灰土上，UNB2（180 mg/kg 酰胺态氮与360 mg/kg 生物炭配施）处理果实Cd含量最低，为0.032 mg/kg，低于《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）限量标准（<0.05 mg/kg），且果实产量可达34.65 g/盆。辣椒果实Cd含量主要来自地上部营养器官（茎、叶）的再分配，Cd在辣椒根中的累积分配最多。