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在双碳研究空前热烈的当代，土壤作为关键的碳源和碳汇，成为各界重点关注对象。然而，我国土壤质量现状不容乐观[1]。由于化肥的使用及种植技术的更替，我国土壤肥力出现了“短期增长，长期下滑”的趋势，土壤养分流失、土地负荷过大等问题接踵而至[2]。此外，随着重工业的发展，土壤重金属污染已严重危害农业安全[3]，并能间接导致土壤肥力下降。因此，亟须既能增加土壤肥力又可以降低重金属污染的修复手段。
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农业废弃物（如秸秆、稻壳）还田是一种传统的农业增肥方式，被长期且广泛的运用于农业生产当中，各学者研究表明，农业废弃物还田具有提高土壤养分和土壤有机质含量、增强土壤酶活性等功能[4-5]。此外，邓云等[6]研究表明，稻壳粉对重金属铅和镉能够起到吸附和固定的作用。除秸秆、稻壳外，生物炭作为提升土壤肥力和抑制土壤重金属的新兴材料，近年来受到了国内外学者的广泛关注。生物炭具有疏松多孔的结构，且表面富含官能团（ =OH， =COOH， =C=O =和 C=N 等）[7]，可以固定稳定化土壤中的重金属离子，减少植物对重金属离子的吸收。生物炭富含碳元素与其他重要土壤元素，同时能改变土壤物理性质、提高土壤酶活性，在提升土壤肥力方面表现突出。研究表明，施用生物炭能显著增加土壤硝态氮、铵态氮和碱解氮的含量[8]；Yu 等[9]研究表明，添加生物炭能有效提高砂壤土的持水能力，且土壤持水能力和生物炭施加量成正比；由乐林等[10]的研究表明，生物炭的施用能够显著提升土壤中脲酶和过氧化氢酶的活性。
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综上所述，生物炭和农业废弃物均能提高土壤肥力、提升土壤酶活性，同时对重金属污染也都能起到一定的调节作用。在实际农业运用中，碳元素对于土壤各指标影响较大，在统一碳元素含量的情况下研究，更利于对土壤肥力和重金属修复效果的比较。稻壳对比粉碎后的秸秆、树枝等，具有无需加工、形态固定、颗粒均匀的特点，稻壳所烧制的稻壳生物炭也能保持其原有的形态和颗粒，可以更均匀的与土壤混合、接触。因此，等碳量（将固定质量的生物炭和能热解成此质量的生物炭的稻壳视为等碳量）的稻壳和稻壳生物炭对土壤肥力及重金属有效性的修复效果值得探讨。本文以苏州典型的水稻田土壤为研究对象，选用重金属镉（Cd）作为污染物。在等碳量添加稻壳及其 350℃条件下热解的生物炭 90 d 后，分析土壤基础养分含量和土壤物理性质，并对土壤中可溶性有机碳（DOC）、碱解氮、蔗糖酶活性、脲酶活性及酸可提取态 Cd 的含量进行追踪，为稻壳生物炭及稻壳的还田利用、重金属治理及其对土壤肥力产生的综合效果提供研究数据的参考。
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1 材料与方法
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1.1 供试材料
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供试土壤和稻壳均采自苏州常熟金辰合作社水稻田，该水稻田以种植 6—10 月的单季水稻为主，是苏州地区常见的种植田地。土壤自然风干，挑出肉眼可见的草根、石块及动植物残骸，研磨破碎，保存备用。土壤总有机质含量为 2.34%，总氮含量为 0.931 g·kg-1，阳离子交换量（CEC） 为 17.67 cmol·kg-1，pH 值为 5.29，Cd 含量为 0.17 mg·kg-1。稻壳晾晒除虫后通风保存。生物炭的制备采用传统的低氧热解法，原材料为采集的稻壳，马弗炉设定温度为 350℃，升温速率为 15℃·min-1，恒温热解 2 h 并随炉子冷却，密封干燥保存。使用 CdCl2 溶液对供试土壤进行污染，翻拌均匀后通风放置 90 d，90 d 后测量土壤 Cd 含量为 2.09 mg·kg-1。
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1.2 等碳量稻壳和稻壳生物炭
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稻壳热解前后称重并记录，共得到 6 组数据，稻壳和生物炭的质量比为 2.53∶1。本试验中，添加此重量比例的稻壳及稻壳生物炭视为等碳量添加。
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国际生物炭组织推荐的土壤中生物炭添加量为 5～50 t·hm-2，换算成质量分数，为 0.25%～2.5%。研究表明，在一定量的范围内，生物炭的作用与施加量成正比[11]，而稻壳的施加量不宜太高，否则将会影响土壤的孔隙度、比重等物理性质。因此，本试验投入 2% 的生物炭及其等碳量施加的稻壳。使用元素分析仪对投入稻壳生物炭及稻壳的土壤进行元素分析（表1）。由表1 可知，两种土壤的干燥基碳含量接近，可视为等碳量添加。
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1.3 试验设计
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为探究生物炭及稻壳在等碳量的施加下对土壤各组分的影响，共设立 3 个试验组和 1 个对照组，每组 4 个平行，分别为：未被 Cd 污染的稻田土壤 （CK）；Cd 污染的稻田土壤（CD）；添加 2% 稻壳生物炭的 Cd 污染土壤（BO）；添加等碳量稻壳的 Cd 污染土壤（DK）。
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供试土壤风干后称重，按照比例分别加入稻壳及稻壳生物炭，混匀后置于盆中。每盆 3～4 kg 土壤，称重法保持其含水量约为田间最大持水量的 50%～60%，培养 90 d，每隔 15 d 对土壤进行取样。取样时选取 5～10 cm 土层的土壤，取出后采用四分法择样。每个周期测量土壤的蔗糖酶活性、脲酶活性、碱解氮含量、DOC 含量和酸可提取态 Cd 的含量，试验结束后测定土壤基础养分值、土壤物理性质及粒度。
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1.4 试验方法
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蔗糖酶活性采用 3，5-二硝基水杨酸比色法测定；脲酶活性采用靛酚蓝比色法测定；碱解氮采用碱解扩散法测定；DOC 采用总有机碳（TOC）测定仪测定；Cd 的酸可提取态采用宋照亮等[12] 改进的 BCR 法（欧洲共同体参考物机构推荐方法） 测定。
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此外，测定了土壤的基本理化性质，pH 值采用中华人民共和国农业行业标准 NY/ T1377—2007 测定，全氮采用 CJ/T221—2005（49）标准测定， TOC 采用 HJ 695—014 标准测定，全磷采用 CJ/ T221—2005（50）标准测定，CEC 采用 HJ 889— 2017 标准测定，钾、钠、镁采用《土壤环境监测分析方法》第四篇第三章（二）所示的方法的测定；比重、粒度、孔隙度采用 GB/T50123—2019 标准测定；颗粒组成采用 GB 50021—2001 标准测定。
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1.5 数据分析
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使用 Excel 2019 进行数据处理。运用 SPSS 20.0 的单因素方差分析进行处理间的差异显著性检验； 使用 Duncan 最小显著差数法进行检验（P<0.05）； 使用 Pearson 相关系数分析各指标之间的相关性。图表制作使用 Origin 2018 和 Excel 2019。
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2 结果与分析
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2.1 稻壳和稻壳生物炭对土壤化学性质的影响
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2.1.1 稻壳和稻壳生物炭对土壤基础物质的影响
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在第 90 d 对土壤的基础物质进行取样检测，结果如表2 所示，BO 和 DK 组的 TOC 含量显著高于 CD 和 CK 组（P<0.05），较 CD 组分别提高 10.05% 和 5.02%，稻壳及稻壳炭的加入均能提升土壤中的 TOC 含量，这分别与刘中良等[13]和龙杰琦等[14] 的研究结果相同；加入稻壳显著提升了 CEC 的值，可能是稻壳的分解产生了带正电位的有机团聚体。全氮的提升并不明显，可能与生物炭及稻壳的施加量较少有关，陈庆华等[15]的研究指出，稻壳和生物炭在低浓度添加时对土壤的氮素水平提升有限。
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注：不同字母表示组间有显著差异（P<0.05），± 后的数字为各组分的标准差。下同。
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2.1.2 稻壳和稻壳生物炭对土壤可溶性有机碳的影响
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DOC 指土壤中能溶于水的碳基有机物，主要为还原糖和单糖，其成分能够被植物和微生物直接利用，是土壤中重要的养分指标。如图1 所示，在各个周期中，DK 组的 DOC 含量均显著高于其他组，BO 组在部分周期虽显著高于 CD 和 CK 两组，但最高比 CD 组多出 13.00%。而 DK 组在 15～90 d 中，比 CD 组高出 25.79%～43.90%，是由于生物炭的惰性碳含量较高，短时间内不易被分解[16]。而 DK 组的 DOC 含量显著高于 BO 组，是其结构及化学性质的差异导致的。稻壳因为未经碳化处理，其保留了较多的羟基碳和脂肪碳，这种碳源能够很好的被微生物所利用，能使微生物分泌更多的胞外酶，从而增加其分解能力[17]；此外，稻壳中含有易降解的纤维素和半纤维素，分解后的主要产物为单糖、氨基酸和氨基糖[18]，从而提高了土壤 DOC 含量。因此，添加稻壳和稻壳生物碳后，在短期内均能显著提高土壤中的 DOC 含量，且稻壳更显著。
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图1 90 d 内各组可溶性有机碳含量变化
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2.1.3 稻壳和稻壳生物炭对土壤碱解氮的影响
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图2 是在 90 d 内各组的碱解氮含量，可以看出，各组的碱解氮含量均呈现先下降后上升的趋势。15 d 后，BO 组的碱解氮含量出现了显著的下降，且 BO 组在 30～90 d 内均显著低于 DK 组，这可能与土壤 pH 值的升高有关，有研究表明，碱解氮的含量与土壤 pH 值呈极显著相关[19]，表3 为各周期土壤 pH 的数据，BO 组的 pH 值始终显著高于其他组。在 60 d 后，DK 处理组的碱解氮含量处于较高水平；75～90 d 中，CK 组的碱解氮含量出现了下降，而 CD 组下降并不显著，但显著低于 DK 组。在 90 d 后，试验组土壤碱解氮含量表现为 DK>CD>BO（P<0.05）。DK 组由于稻壳中含有较为丰富的氮元素及较低的碳氮比，其添加量往往与土壤碱解氮含量呈正相关[20]；DOC 和碱解氮含量的相关性分析结果表明，土壤中的 DOC 含量与碱解氮含量呈现极显著正相关（P<0.01），可能是因为 DOC 的含量上升使土壤产生更多的吸附点位；DOC 的含量上升也为微生物提供了易分解的碳源，促进土壤氮素的转换，从而提升土壤的碱解氮含量[21]。而稻壳生物炭由于其具有较高的碳氮比，在提供碳源的同时并不能补充较多氮源，促使了微生物将土壤中原本的氮素作为氮源，因此降低了土壤的碱解氮含量。此外，有研究表明，生物炭对 NH4 + 有很好的吸附能力[22]，生物炭在吸附 NH4 + 后会和其表面的基团发生结合，形成相对稳定的碳氮键，减少了土壤中不稳定的氮素含量[23]。所以，在加入稻壳生物炭后，会显著降低土壤的碱解氮含量；而加入稻壳后，不仅能提高土壤碱解氮的含量，还能使土壤的碱解氮含量趋于相对稳定。
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图2 90 d 内各组碱解氮含量变化
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2.2 稻壳和生物炭对土壤物理性质的影响
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在 90 d 时测量了土壤的物理性质，如表4 所示。从土壤比重来看，CD>DK>BO>CK，说明重金属污染会提高土壤的比重，而加入稻壳和稻壳生物炭均能使土壤的比重下降。初始孔隙比是衡量土壤疏松程度的指标，其值越大，表明土壤越疏松，气体交换能力更好。初始孔隙比 DK>BO>CD>CK，且 DK 和 BO 组分别高出 16.82% 和 0.95%。稻壳和稻壳生物炭均为多孔的有机介质，因此可以提升土壤的孔隙度和比重，这与金梁等[24]的研究一致。加入稻壳和生物炭改变了土壤的颗粒分布，如表4 所示。对比 CD 和 CK 组，可以发现在重金属污染后土壤中的粉粒比例上升，而砂粒和黏粒均有不同程度的下降，主要是由于重金属污染导致砂粒内部内聚力上升，增加了粉粒的比例[25]；而在加入稻壳和生物炭后，均提升了砂粒和黏粒的比例，其中 DK 组的黏粒提升了 28.91%。因此，加入稻壳和生物炭均能降低土壤中粉粒的比例，提升土壤砂粒和黏粒的占比。
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2.3 稻壳和稻壳生物炭对土壤酶活性的影响
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2.3.1 稻壳和稻壳生物炭对土壤蔗糖酶活性的影响
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如图3 所示，随着处理天数的增加，CK 组蔗糖酶活性呈现出先上升后下降的趋势；DK 组在 90 d 后处理效果最好，且 30～90 d 内的数值稳定在 17～21 mg·g-1·d-1 内。BO 组总体处理效果虽然显著高于 CD 组，但在 30～90 d 内为 DK 组的 49.51%～99.12%，相较于 DK 组提升较少；DK 和 BO 组在周期处理后均减少了重金属对蔗糖酶活性的毒害作用，虽然出现了相同的结果，但其作用机理略有异同。首先，蔗糖酶作为蔗糖的专一代谢酶，其活性与土壤中 TOC 和 DOC 含量均显著相关[26]，因此，DK 组的高 DOC 含量与 BO 组的高 TOC 含量均能促进产蔗糖酶微生物代谢，从而增强土壤中的蔗糖酶活性。其次，生物炭较大的比表面积更有利于酶促反应的发生，进而提高酶活性[27]，而稻壳作为生物炭热解的原材料，在经过微生物分解后，其结构上可能与生物炭相似。为说明试验结果，使用扫描电镜对生物炭和稻壳的外表面和横截面进行观察，如图4 所示，在经过周期处理后的稻壳表面也出现了类似生物炭表面的疏松多孔结构，且稻壳不仅为酶促反应提供了位点，还为相关微生物生长提供了氮源，这可能是 DK 组蔗糖酶活性高于 BO 组的原因之一。最后，生物炭在热解过程中富集了大量的金属离子（K+、Na+、Ca2+、 Mg2+ 等）[28]，在土壤中形成了局部的高盐度。含盐量过高会抑制土壤蔗糖酶活性。所以，加入重金属对土壤蔗糖酶活性产生了抑制作用，而 DK 和 BO 组处理能在一定程度上缓解重金属对酶活性的抑制作用，且 DK 组处理后的蔗糖酶活性较高。
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图3 90 d 内各组蔗糖酶活性的变化
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图4 稻壳和稻壳生物炭的表征
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注：图中 A、C、E 组为处理 90 d 后的稻壳生物炭电镜图，B、D、F 为处理 90 d 后的稻壳电镜图。A、B 为 200 倍电镜下的稻壳及生物炭表面；C、D 为 2000 倍电镜下的稻壳及生物炭的横截面；E、F 为 5000 倍电镜下的稻壳及生物炭的外表面。
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2.3.2 稻壳和稻壳生物炭对土壤脲酶活性的影响
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脲酶活性在 90 d 内呈现出先下降后上升的趋势，如图5 所示。在第 90 d 后，4 组之间出现了显著的差异，脲酶活性表现为 DK>BO>CD>CK。重金属、稻壳及稻壳生物炭对脲酶活性的反应机理与对蔗糖酶类似，但也有差异。其一是重金属对脲酶的毒害作用，Cd 对脲酶活性的影响不显著，其原因可能与脲酶对盐分、稻壳、生物炭有不同的响应有关[29]。本试验中，Cd 的污染浓度相对较低，对其能产生的毒害作用有限；而 Cd2+ 的引入也使土壤中的盐分增加，进而促进了脲酶活性升高，其产生的毒害作用和促进作用表现为与 CK 组的无显著差异。其二，土壤对脲酶活性的反应机制尚未明确，各研究的土壤质地和添加的生物炭及稻壳类型不同，对脲酶活性产生了不同的响应结果[30]，脲酶活性与土壤关系的具体机制尚待研究。本研究中的 DK 组脲酶活性显著高于 BO 组，可能是由土壤之间的氮素水平的差异造成的[31]。因此，本研究结果表明，在等碳量添加稻壳及稻壳生物炭的情况下，稻壳能够更显著地增加土壤中蔗糖酶和脲酶的活性；同时，加入生物炭和稻壳能够相对减少土壤中酶活性的波动，促进土壤酶活性水平的稳定。
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图5 90 d 内各组脲酶活性的变化
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2.4 稻壳和稻壳生物炭对酸可提取态 Cd 的影响
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酸可提取态是重金属在土壤中的一种不稳定的化学形态，易溶于酸性基质，并容易向其他形态转化，且此形态最易被植物和微生物吸收，是土壤重金属有效性的参考指标，其浓度越低，可能产生的影响越小。由图6 可知，在 45 d 后，BO 与 CD 组土壤中的酸可提取态 Cd 含量再未出现显著性差异； 而 DK 组土壤中酸可提取态 Cd 含量则在 90 d 内均显著低于 CD 组。多数研究表明，不同类型生物炭均可降低土壤有效态重金属含量，但个别研究表明生物炭对土壤重金属的作用效果并不显著，甚至提高了土壤中重金属有效态含量[32]，这是因为生物炭改变土壤重金属形态会受到多方因素的影响。如图6 所示，在本研究中，BO 组的酸提取态值较 CD 组差异并不显著，可能与生物炭的热解温度和 BO 组的 DOC 值有关。Chen 等[33]研究发现，生物炭对 Cd2+ 的吸附能力与热解温度有关，且热解温度越高对 Cd2+ 的吸附能力越强，本试验为保留其有机成分，在 350℃的条件下热解，此温度可能未使生物炭的物理结构完全改变，导致其吸附效果有限；其次，土壤 DOC 含量的增加会导致重金属与土壤中可溶性有机物的表面基团发生络合，从而增强了 Cd2+ 在土壤中的流动性和迁移性[34]。此外，土壤的孔隙度和粒度以及 CEC 值也会对重金属形态产生影响[35]。DK 组显著降低了土壤中酸可提取态 Cd 含量，是因为 DK 和 BO 组中 DOC 主要成分的差异。Christensen 等[36]研究表明，秸秆提取的 DOC 富含羧基、醛基、酮基等不饱和度高的物质，经过土壤腐解后，提取的 DOC 脂族性降低，芳香性趋于升高和增强，这会导致土壤 Cd 有效态下降。此外，90 d 后稻壳的表面也出现了疏松多孔的结构 （图4），由于其结构与生物炭具有相似性，可能也会对 Cd2+ 产生吸附作用。
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图6 90 d 内各组酸可提取态镉含量的变化
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3 结论
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在 2% 等碳量添加的情况下，施入稻壳能够在短期内显著提升土壤的 TOC、碱解氮和 DOC 含量，而施入稻壳生物炭虽然对土壤 TOC 含量能起到一定的提升和固持作用，但对 DOC 含量的提升有限，且会降低土壤中的碱解氮含量。
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对比施加生物炭，施入稻壳能够更有效地缓解 Cd 对土壤酶活性的抑制效果，能够显著提升土壤蔗糖酶和脲酶的活性。
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加入稻壳能显著降低 Cd 污染土壤中的酸可提取态 Cd 的含量，而加入生物炭对酸可提取态 Cd 的拮抗作用会随着时间的增加而减弱。
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摘要
在镉（Cd）污染土壤中添加等碳量的稻壳及稻壳生物炭，研究不同材料对 Cd 污染土壤理化性质、肥力、酶活性及重金属 Cd 有效态含量的影响。共设置 4 个处理组，未被 Cd 污染土壤（CK）、Cd 污染土壤（CD）、添加 2% 生物炭的 Cd 污染土壤（BO）、添加等碳量的稻壳 Cd 污染土壤（DK）。试验结果表明，BO 和 DK 组的土壤总有机碳含量较 CD 组分别提高 10.05% 和 5.02%，DK 组的可溶性有机碳含量在第 60 d，比 CD 组高出 43.90%， BO 组培养第 90 d 时，比 CD 组高 13.00%；BO 组的碱解氮含量对比 CD 显著降低，DK 组的碱解氮含量对比 CD 组显著升高。不同处理组对酶活性有不同影响，第 45 d 时，BO 和 DK 组的脲酶活性较 CD 组显著提高，分别提高 10.14% 和 8.61%；施加稻壳和稻壳生物炭均能显著提高土壤中的蔗糖酶活性，但 BO 组显著低于 DK 组。不同处理对土壤理化性质有不同的影响，DK 和 BO 组均显著提升土壤的孔隙度、初始孔隙比和土壤中砂粒、黏粒的比例；土壤重金属有效态试验结果表明，DK 组中 Cd 污染土壤中的酸可提取态 Cd 的含量显著降低。对比施入稻壳生物炭，施加稻壳能够短期提升土壤肥力；生物炭和稻壳均能提升土壤的孔隙度和比重，使土壤中的黏粒占比上升；稻壳生物炭及稻壳均能缓解 Cd 对酶活性的抑制作用；相比生物炭而言，稻壳更能显著降低土壤中酸提取态的 Cd 含量。
Abstract
The effects of different materials on the physical and chemical properties，fertility，enzyme activity and available content of heavy metal cadmium（Cd）in Cd contaminated soil were studied by adding rice hull and rice hull biochar with equal carbon content to Cd contaminated soil. In this study，four treatment groups were set up，including soil not polluted by Cd（CK），soil polluted by Cd（CD），soil polluted by Cd with 2% biochar（BO），soil polluted by Cd with rice hull with equal carbon content（DK）. The results showed that the total orgnic carbon content in the soil of BO and DK groups was 10.05% and 5.02% higher than that of CD group respectively，the dissolved organic carbon content of DK group was 43.90% higher than that of CD group on the 60th day，and the dissolved organic carbon content of BO group was 13.00% higher than that of CD group on the 90th day of culture；The content of alkali-hydrolyzed nitrogen in BO group was significantly lower than that in CD group，while that in DK group was significantly higher than that in CD group. Different treatment groups had different effects on the enzyme activity. On the 45th day，the urease activity of BO and DK groups was significantly higher than that of CD group，increased by 10.14% and 8.61%，respectively；The application of rice hull and rice hull biochar could significantly increase the activity of invertase in soil，but the activity in BO group was significantly lower than that in DK group. Different treatments had different effects on soil physical and chemical properties. DK and BO groups significantly increased the soil porosity，initial void ratio，and the proportion of sand and clay in soil. The experimental results of available forms of heavy metals in soil showed that the content of extractable forms of Cd acid in Cd contaminated soil in DK group decreased significantly. Compared with applying rice hull biochar，application of rice hull could improve soil fertility in a short time；Both biochar and rice hull could increase soil porosity and specific gravity，and increase the proportion of clay in soil；Both rice hull biochar and rice hull could alleviate the inhibition of Cd on enzyme activity；Compared with biochar，rice hull could significantly reduce the acid extracted Cd content in soil.
Keywords
biochar ； rice hull ； equal carbon ； cadmium ； soil fertility ； soil enzyme activity