煙稈炭修復(fù)重金屬污染土壤的效應(yīng)及對(duì)煙草生長(zhǎng)的影響

張建云，吳勝春,2，王敏艷，單勝道，曹志洪，張 進(jìn),2,

（1.浙江農(nóng)林大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，浙江 杭州 311300；2.浙江農(nóng)林大學(xué) 浙江省土壤污染生物修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，浙江 杭州311300；3.浙江農(nóng)林大學(xué) 暨陽(yáng)學(xué)院，浙江 諸暨311800； 4.浙江科技學(xué)院 生態(tài)環(huán)境研究院，浙江 杭州310023；5.中國(guó)科學(xué)院 南京土壤研究所，江蘇 南京210008）

煙草Nicotiana tabacum是中國(guó)重要的經(jīng)濟(jì)作物之一。中國(guó)煙草種植面積高達(dá)100萬(wàn)hm2，煙葉產(chǎn)量達(dá)450～500萬(wàn)t·a-1，其中煙稈產(chǎn)量約為150萬(wàn)t·a-1［1］，由于管理比較粗獷，煙葉收獲后大量煙稈被堆砌焚燒，不僅造成農(nóng)林秸稈資源的巨大浪費(fèi)，且焚燒產(chǎn)生的煙氣對(duì)大氣環(huán)境造成了嚴(yán)重影響。另一方面，有研究發(fā)現(xiàn)，中國(guó)部分煙草種植區(qū)土壤受到了不同程度的重金屬污染，如貴陽(yáng)和安順鎘的單項(xiàng)污染指數(shù)分別為1.581和1.103［2］，當(dāng)煙葉中含有過量重金屬時(shí)，抽吸過程中，重金屬會(huì)以氣溶膠或金屬氧化物的形式通過主流煙氣進(jìn)入人體，造成潛在危害［3］；此外，連作會(huì)使重茬種植后的煙草生長(zhǎng)遲緩、植株矮小、產(chǎn)量品質(zhì)降低、土傳病蟲害加重等現(xiàn)象［4-5］，嚴(yán)重影響當(dāng)?shù)責(zé)熮r(nóng)的經(jīng)濟(jì)收益。因此，尋找一種既能解決煙稈有效利用，同時(shí)又能降低土壤重金屬生物有效性，并能提高重金屬污染煙田經(jīng)濟(jì)價(jià)值的方法尤為重要。生物質(zhì)炭是富含碳的生物質(zhì)在缺氧或者無(wú)氧的條件下通過高溫裂解或者不完全燃燒，生成的一種含碳量大、孔隙結(jié)構(gòu)復(fù)雜的固體物質(zhì)［6-7］。近年來，有研究表明：生物質(zhì)炭可以提高土壤肥力［8］，降低二氧化碳排放量［9］；其含有的高比表面積、孔隙結(jié)構(gòu)、堿性陽(yáng)離子和官能團(tuán)，對(duì)重金屬有良好的修復(fù)作用［10］； 還可以改善土壤團(tuán)聚體、 降低土壤容重［11］， 促進(jìn)土壤微生物活性［12］， 提高土壤酶活性［13］。 因此，生物質(zhì)炭化資源化利用不僅是低端農(nóng)林廢物如煙稈高值化利用的新技術(shù)途徑，也是土壤學(xué)、環(huán)境科學(xué)、生態(tài)學(xué)等專業(yè)領(lǐng)域研究的一個(gè)重大熱點(diǎn)。本研究利用貴州省畢節(jié)地區(qū)煙葉收獲后的廢棄煙稈制備成的煙稈炭改良重金屬污染土壤，進(jìn)行煙草種植試驗(yàn)，主要考察①煙稈炭對(duì)重金屬污染土壤理化性質(zhì)的影響；②煙稈炭對(duì)重金屬污染土壤金屬有效性的影響；③煙稈炭對(duì)煙葉生產(chǎn)及重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響。希望通過本試驗(yàn)研究，為煙稈廢棄物的炭化資源化再生使用及重金屬污染土壤的修復(fù)利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤采自浙江富陽(yáng)朱家塢一塊重金屬?gòu)?fù)合污染水稻田。該采樣點(diǎn)受到周邊銅冶煉小作坊廢水直排和大氣沉降污染，因長(zhǎng)期施用石灰，呈弱堿性。采樣時(shí)取0～20 cm的表層土，帶回實(shí)驗(yàn)室后剔除植物根系等雜物，風(fēng)干后混勻、磨碎、過2 mm尼龍篩備用。實(shí)驗(yàn)用生物質(zhì)炭是以貴州畢節(jié)地區(qū)煙葉收獲后的廢棄煙稈為原料在600℃下熱裂解1 h制成，炭化后的產(chǎn)物過2 mm篩儲(chǔ)備待用。土壤樣品堿解氮、有效磷、有機(jī)質(zhì)分別為132.67，13.31，63 600 mg·kg-1，pH值為pH 7.68，銅、鉛、鎘分別為296.66，5.91， 291.39 mg·kg-1。 煙稈炭的總氮、 炭、 氫、 硫分別為20.1， 597.5， 32.6， 3.6 g·kg-1， pH 10.51， 銅、鎘、 鉛分別為 38.16， 1.33， 6.93 mg·kg-1， 比表面積為 368.92 m2·g-1， 孔隙度為 0.30 cm2·g-1， 孔徑大小為3.71 nm-1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

盆栽試驗(yàn)在浙江農(nóng)林大學(xué)溫室大棚進(jìn)行。用土4.0 kg·盆-1，煙稈炭用量按0（對(duì)照TB0）,20,40,80 g·kg－1［m（炭）∶m（土）］計(jì)算施入（分別以 TB20， TB40，TB80計(jì)）， 重復(fù) 4 次·處理－1。 隨機(jī)區(qū)組排列， 并且隔 15 d調(diào)換1次以保證每盆煙草苗生長(zhǎng)受外界環(huán)境條件的影響基本一致?；蔬x擇硝酸銨、過磷酸鈣和硫酸鉀，用量分別為0.30,0.80和0.30 g·盆－1，將基肥與土壤、煙稈炭充分混勻后裝入塑料桶中（高32 cm，直徑21 cm）。煙草種植采用直播方式，于2016年3月27日播種，苗高至10 cm時(shí)間苗，留長(zhǎng)勢(shì)一致的煙苗1株·盆－1。試驗(yàn)期間每天為每盆植物補(bǔ)充蒸餾水，使土壤含水量保持在田間最大持水量的65%左右。盆栽試驗(yàn)于8月6日結(jié)束。

1.3 樣品采集

植物樣的采集：先采收煙葉，然后將植株連根拔起，帶回實(shí)驗(yàn)室區(qū)分根系和地上部，充分漂洗干凈，待水珠自然風(fēng)干后稱量各部位鮮質(zhì)量，然后裝入牛皮紙袋105℃殺青30 min，60℃烘干至恒量，用植物粉碎機(jī)（CS-700，中國(guó)）粉碎后過0.125 mm篩，裝入塑料封口袋中保存待測(cè)。

土壤樣的采集：用環(huán)刀（長(zhǎng)40 cm，直徑1 cm）按梅花采樣法采集盆栽土壤，采樣約500 g·盆－1，充分混勻后帶回實(shí)驗(yàn)室陰干，用行星式球磨機(jī)（QM-3SP04-1，中國(guó)）磨碎后過0.125 mm篩，轉(zhuǎn)入塑料封口袋中保存待測(cè)。

1.4 樣品分析

土壤 pH 值采用酸度計(jì)（FE20， 中國(guó)）測(cè)定［m（土）∶m（水）=1.0∶2.5］； 有效磷測(cè)定采用 Olsen 法， 經(jīng)過0.5 mol·L－1碳酸氫鈉（NaHCO3）浸提［m（土）∶m（水）=1∶20］， 比色法測(cè)定； 有機(jī)碳采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化-比色法［14］。

土壤重金屬有效態(tài)提取采用二乙三胺五乙酸（DTPA）浸提法［m（土）∶m（水）=1∶20）， 重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES，Prodigy 7，美國(guó)）測(cè)定［15］。煙葉中重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用硝酸（HNO3）消解， ICP-OES 測(cè)定［15］。 測(cè)定過程分別采用土壤（GBW07447）和植物標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GBW10012）進(jìn)行質(zhì)量控制。

土壤脲酶的測(cè)定采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法；堿性磷酸酶采用磷酸苯二鈉比色法，緩沖液選檸檬酸緩沖液（pH 7.0）；脫氫酶采用TTC分光光度法。為衡量土壤酶綜合活性值，對(duì)土壤氧化還原酶活性求取集合平均數(shù)，計(jì)算公式為：

煙稈炭碳、氮、氫和硫質(zhì)量分?jǐn)?shù)用元素自動(dòng)分析儀（Vario EL III，德國(guó)）測(cè)定。炭比表面積由比表面積及孔隙度分析儀（SI-MP-10，美國(guó)）測(cè)定。煙稈炭官能團(tuán)由傅里葉變換近紅外光譜儀（FT-IR，IR Prestige 21，日本）測(cè)定。

1.5 數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用 SPSS 17.0進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，采用單因素方差分析和Duncan’s多重比較評(píng)價(jià)不同處理對(duì)土壤pH值、有效磷、堿解氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)和有效態(tài)重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)等指標(biāo)影響的顯著性。采用Person法分析重金屬有效性與土壤理化性質(zhì)之間的相關(guān)性。應(yīng)用Origin 8.5和Excel軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 煙稈炭的基本性狀

煙稈炭主要成分是碳（≈60%），含有少量的氮、氫、硫，pH 10.51，呈堿性，比供試土壤高2.83個(gè)單位。煙稈炭比表面積（BET）高達(dá) 368.92 m2·g－1， 與稻草炭（500℃裂解 30 min， 比表面積為 29.97 m2·g－1）［17］和死豬炭（800 ℃裂解 1 h， 比表面積為 29.15 m2·g－1）［18］相比有較高的比表面積，能為金屬離子提供更多的吸附點(diǎn)位。由圖1可知：生物質(zhì)炭表面含有豐富的芳香族和脂肪族官能團(tuán)［19］，這些含氧官能團(tuán)決定了生物質(zhì)炭具有親水、疏水性，并增強(qiáng)其對(duì)酸堿的緩沖能力，也是土壤pH升高的關(guān)鍵因素。

圖1 煙稈炭FT-IR表征Figure 1 FT-IR characterization of the tobacco stalk biochar

2.2 不同煙稈炭施用量對(duì)土壤pH值及養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

表1顯示：施用煙稈炭可以顯著提高土壤pH值，且隨著炭施加量的增加，土壤pH值顯著提高。其中處理TB80效果最為顯著，與對(duì)照相比土壤pH顯著提高了0.38個(gè)單位。土壤有機(jī)質(zhì)的變化趨勢(shì)與pH值一致（表1），但土壤溶解性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)只有在煙稈炭施加量增加到80 g·kg－1時(shí)，才呈現(xiàn)顯著性提高（23.4%）。

另外，施用一定數(shù)量的煙稈炭也能顯著增加土壤堿解氮和有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)（表1）。與對(duì)照相比，施加20 g·kg－1煙稈炭對(duì)土壤堿解氮和有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)提高不明顯；當(dāng)施加量增加到40 g·kg－1時(shí)，土壤有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著提高，當(dāng)增加到80 g·kg－1時(shí)，土壤有效磷比40 g·kg－1時(shí)又增加了約60.0%；但只有將煙稈炭施加量提高到80 g·kg－1時(shí)，與對(duì)照相比土壤堿解氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)才顯著增加（20.0%）。

表1 不同處理下土壤pH值和養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 1 Soil pH and nutrient contents under different treatments

2.3 不同煙稈炭施用量對(duì)土壤重金屬有效態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

土壤重金屬有效態(tài)主要指植物有效態(tài)，它與重金屬形態(tài)關(guān)系密切［20］。中國(guó)現(xiàn)行土壤重金屬有效態(tài)的提取采用二乙三胺五乙酸（DTPA）浸提法［NY/T 890－2004］。從圖2可見：施加煙稈炭能顯著降低土壤中銅、鎘和鉛的有效態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)，但不同施用量對(duì)3種重金屬的鈍化效果表現(xiàn)不同。以土壤施加40 g·kg－1的煙稈炭為分界點(diǎn)，施用20 g·kg－1煙稈炭就能顯著降低土壤有效態(tài)銅、鉛和鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)，與對(duì)照相比分別下降了16.6%，18.7%和19.6%；增加炭的施用量至40 g·kg－1，土壤中有效態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)并沒有持續(xù)降低，而銅和鉛又顯著降低了20.5%和13.2%；再提高煙稈炭的施用量至80 g·kg－1，并不能繼續(xù)降低土壤DTPA可提取態(tài)銅和鉛的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，但是鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)卻顯著降低了26.7%。

圖2 不同處理下DTPA有效態(tài)土壤重金屬Figure 2 Concentrations of the DTPA extractable heavy metals in soils under different treatments

2.4 不同煙稈炭施用量對(duì)土壤酶活性的影響

土壤酶參與碳、氮、磷、硫等各類物質(zhì)的循環(huán)，是土壤新陳代謝的重要物質(zhì)。土壤酶活性是反映土壤肥力和質(zhì)量的重要指標(biāo)。從表2可知：土壤中施加煙稈炭會(huì)顯著降低脫氫酶的活性，而一定數(shù)量的煙稈炭能顯著提高土壤脲酶和磷酸酶活性。

具體講，土壤施加20 g·kg－1煙稈炭，脲酶活性顯著提高了19.6%，但將煙稈炭的施用量增加到40 g·kg－1，并沒有繼續(xù)提高土壤脲酶活性（表2），只有將施用量增加到80 g·kg－1時(shí)，土壤脲酶活性才顯著又提高了21.0%，與對(duì)照相比約顯著提高了50%。土壤施加20 g·kg－1或40 g·kg－1的煙稈炭，并不能顯著提高土壤磷酸酶活性，但將炭的施用量提高到80 g·kg－1時(shí)，土壤磷酸酶活性與對(duì)照相比顯著提高了2倍多。但是施加80 g·kg－1煙稈炭，土壤磷酸酶活性與施加20和40 g·kg－1煙稈炭的土壤磷酸酶活性對(duì)比沒有顯著性差異。煙稈炭的施用會(huì)降低土壤脫氫酶的活性，不同比例煙稈炭施用對(duì)土壤脫氫酶活性也沒有顯著性差異。

表2 不同煙稈炭使用量對(duì)土壤酶活性的影響Table 2 Effects of tobacco stalk biochar on soil enzymes activities under different application rates

因此，不同煙稈炭施用量處理對(duì)土壤酶活性綜合性指標(biāo)的影響效果為TB80＞TB40＝TB20＞TB0。綜上所述，處理TB80對(duì)土壤酶活性影響最為顯著。

2.5 土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤重金屬有效態(tài)的影響

由于重金屬本身的化學(xué)性質(zhì)各異且在土壤中存在的形態(tài)也不同，土壤理化性質(zhì)對(duì)重金屬有效態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響各不相同。從表3中可知：煙稈炭施用量與銅、鉛有效態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，其中與鎘呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，說明煙稈炭施用量對(duì)降低有效態(tài)鎘效果更好。土壤基本理化性質(zhì)如pH值和有機(jī)質(zhì)、水溶性碳、堿解氮和有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤有效態(tài)重金屬銅、鎘、鉛均呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)與有效態(tài)鎘呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，pH值、有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與有效態(tài)鎘呈顯著負(fù)相關(guān)性，表明土壤有機(jī)質(zhì)對(duì)鎘的鈍化作用比土壤pH值、有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)大。有效態(tài)鉛與有效態(tài)銅呈顯著正相關(guān)性，表明土壤中銅與鉛具有伴生性關(guān)系［21］。

表3 土壤重金屬有效態(tài)與煙稈炭施用量及土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析Table 3 Correlation between soil DTPA-extractable heavy metals and soil physical and chemical properties

2.6 不同煙稈炭施用量對(duì)煙草生長(zhǎng)及煙葉重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

由表4可見：施用煙稈炭對(duì)煙草生長(zhǎng)各農(nóng)藝指標(biāo)影響各異。土壤施加煙稈炭能顯著增加煙草有效葉數(shù)和葉片的寬度，但不同比例炭施用量對(duì)煙草株高和葉片的長(zhǎng)度并沒有顯著影響。不同的是，煙葉鮮質(zhì)量隨生物炭施用量的增加而顯著增加。20，40和80 g·kg－1的煙稈炭施用量收獲的煙葉鮮質(zhì)量分別比對(duì)照顯著提高了45.0%，47.1%和61.2%。

煙葉是煙草的重要經(jīng)濟(jì)部位，葉片中重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)是衡量煙葉品質(zhì)的重要指標(biāo)。從圖3可見：土壤添加一定量的煙稈炭可以顯著降低煙葉中重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)，其中銅和鎘的變化趨勢(shì)相似。在土壤施加20 g·kg－1的煙稈炭時(shí)，葉片中銅和鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)比對(duì)照（無(wú)煙稈炭添加）顯著降低了13.6%和18.4%；煙稈炭施用量增加到40 g·kg－1時(shí)，與20 g·kg－1相比，煙葉中銅、鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)沒有顯著變化；但當(dāng)煙稈炭的施用量繼續(xù)增加到80 g·kg－1時(shí)，與煙稈炭低施用量（20和40 g·kg－1）相比，葉片中銅和鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)反而顯著上升了。與對(duì)照相比，隨著土壤施加煙稈炭的量的增加，煙葉中鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)有下降趨勢(shì)，但各處理間并沒有顯著差異。

表4 不同煙稈炭施用量對(duì)煙草農(nóng)藝指標(biāo)的影響Table 4 Effects of different tobacco biochar application rates on agronomic indexes of tobacco stems

圖3 不同處理對(duì)煙葉中重金屬的影響Figure 3 Effects of different treatments on concentration of heavy matals in leaves on tobacco

3 討論

3.1 煙稈炭對(duì)重金屬污染土壤pH值及營(yíng)養(yǎng)元素的影響

本研究中，施用煙稈炭可顯著提高土壤pH值。原因可能歸結(jié)為煙稈炭在高溫裂解過程中，其灰分含有大量堿性鹽基物質(zhì)，當(dāng)施入土壤后，鹽基離子與氫離子（H+）及鋁離子（Al3+）進(jìn)行離子交換，生成中性鹽，從而提高土壤pH值［21］。從表1可知：使用煙稈炭可有效提高土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)。本研究結(jié)果表明：添加煙稈炭對(duì)提高土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)有顯著效果，且隨著炭施用量的增加有機(jī)質(zhì)顯著增加。原因可能是煙稈炭本身炭質(zhì)量分?jǐn)?shù)高、氫/碳比小、芳香性強(qiáng)，化學(xué)穩(wěn)定性較高，不易被微生物分解，從而有利于有機(jī)質(zhì)的積累。

本研究結(jié)果顯示：施入煙稈炭后，土壤有效磷、堿解氮和水溶性有機(jī)碳均比對(duì)照高。雖然土壤堿解氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著提高，但是增幅不大。這可能是由于煙稈炭表面豐富的含氧官能團(tuán)帶有負(fù)電荷，吸附土壤銨（NH4+），從而減少了氮素的損失［22］。有機(jī)質(zhì)是作物所需氮、磷等必要營(yíng)養(yǎng)元素的主要來源，土壤有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加可能與有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)有關(guān)。劉方等［23］以生物質(zhì)炭土壤改良劑為試材，研究了生物質(zhì)炭對(duì)連作蔬菜地土壤有效養(yǎng)分影響的實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭能明顯提高土壤有效氮和有效磷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。這與本研究結(jié)果相似。

3.2 煙稈炭對(duì)重金屬污染土壤有效態(tài)重金屬的影響

重金屬的生物有效性大小決定著其在土壤中毒性的強(qiáng)弱，因此，降低重金屬的生物有效性對(duì)于改善土壤質(zhì)量至關(guān)重要［19］。生物質(zhì)炭具有較大的比表面積和多孔的結(jié)構(gòu)特征，具有良好的吸附特性，施入土壤后可以降低重金屬有效性［24］。本研究結(jié)果表明：重金屬有效態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著煙稈炭施加量的增加而顯著減少。且煙稈炭對(duì)不同重金屬的修復(fù)效果也不盡相同，處理TB40對(duì)銅、鎘、鉛的固定效果順序?yàn)殂~（33.7%）＞鉛（29.5%）＞鎘（26.4%）。JIANG等［25］采用水稻秸稈制成的生物質(zhì)炭修復(fù)模擬銅、鉛、鎘污染老成土，結(jié)果發(fā)現(xiàn)：生物質(zhì)炭使土壤pH值和陽(yáng)離子交換量增大，使酸可提取態(tài)重金屬含量降低，而氧化結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)含量增加，且生物質(zhì)炭對(duì)銅和鉛的固化效果優(yōu)于鎘，與本研究結(jié)果相似。這可能是生物質(zhì)炭對(duì)銅離子（Cu2+）吸附機(jī)制不同于鎘離子（Cd2+）和鉛離子（Pb2+）的，還有可能是生物質(zhì)炭表面的孔隙結(jié)構(gòu)有利于銅的固定，具體機(jī)制還需進(jìn)一步深入研究。YANG等［26］在使用煙稈炭修復(fù)鎘、鋅污染土壤的實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，與對(duì)照相比，煙稈炭可以顯著降低重金屬鎘、鋅的有效態(tài)含量，且其固定效果隨著煙稈炭施用量的增加而增強(qiáng)。有研究表明，有效磷在中性或堿性條件下易與土壤溶液中的重金屬離子形成磷酸鹽沉淀［27］。其次，pH值是影響土壤重金屬有效性和遷移性的重要因素。土壤pH值隨著炭施用量的增加可增加土壤及生物質(zhì)炭表面的可變電荷，增強(qiáng)陽(yáng)離子吸附能力和交換作用，降低重金屬的解吸，還可促進(jìn)重金屬生成碳酸鹽和磷酸鹽沉淀［28］進(jìn)而降低重金屬的移動(dòng)性。此外，有機(jī)質(zhì)對(duì)重金屬也表現(xiàn)出強(qiáng)烈的吸附固定能力，原因是有機(jī)質(zhì)的主要成分是腐殖質(zhì)，腐殖質(zhì)是土壤重要的螯合或絡(luò)合劑，其中羧基（—COOH），羥基（—OH）和羰基（—C=O）等能與重金屬發(fā)生絡(luò)合或螯合作用，使重金屬在土壤溶液中失去活性［29］。

3.3 煙稈炭對(duì)重金屬污染土壤酶活性的影響

土壤酶活性可以反映土壤中生物化學(xué)反應(yīng)的活躍程度以及養(yǎng)分物質(zhì)循環(huán)狀況，是衡量土壤質(zhì)量的重要指標(biāo)［30］。土壤有機(jī)質(zhì)、pH值、養(yǎng)分及微生物種類等因素均可影響土壤酶活性。

脲酶是參與土壤氮素循環(huán)的重要的水解酶，主要功能是催化土壤中尿素的水解，其活性強(qiáng)度常被用來表征土壤氮素供應(yīng)狀況［30］。本研究中，土壤脲酶活性與煙稈炭施用量密切相關(guān)。隨著煙稈炭施用量的增加， 脲酶活性有升高的趨勢(shì)， 其中處理 80 g·kg－1的脲酶活性最高（20.49 mg·g－1·h－1）。 堿性磷酸酶參與土壤中磷的礦化和利用，主要功能是在堿性條件下將土壤中的有機(jī)磷水解成為磷酸鹽，為植物和土壤中的生物提供養(yǎng)分［31］。本研究結(jié)果顯示：施加煙稈炭可增強(qiáng)重金屬污染土壤中堿性磷酸酶的活性。原因可能是煙稈炭施入土壤可以改善土壤理化環(huán)境，有利于土壤動(dòng)物和微生物生長(zhǎng)，從而加快了有機(jī)物質(zhì)的分解，為土壤酶的產(chǎn)生提供了更多的底物［32］；還有可能是由于煙稈炭的施用增加了土壤活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)（表1），從而為土壤微生物的生長(zhǎng)提供了充足的碳源，促進(jìn)了微生物繁殖，刺激了酶活性提高［33］。

生物質(zhì)炭的吸附性使得生物質(zhì)炭對(duì)土壤酶的作用比較復(fù)雜，一方面生物質(zhì)炭對(duì)反應(yīng)底物的吸附有助于酶促反應(yīng)的進(jìn)行而提高土壤酶活性，另一方面生物質(zhì)炭對(duì)酶分子的吸附對(duì)酶促反應(yīng)結(jié)合位點(diǎn)形成保護(hù)，而阻止酶促反應(yīng)的進(jìn)行［32］。脫氫酶活性能反映土壤有機(jī)質(zhì)含量和微生物活性［34］。本研究結(jié)果顯示：土壤脫氫酶活性隨著煙稈炭的增加而顯著減少。馮愛青等［35］研究表明：施用控釋肥及添加生物炭可提高土壤脲酶活性，抑制土壤脫氫酶活性。原因可能是在強(qiáng)堿性條件下脫氫酶的蛋白構(gòu)象遭到了破壞進(jìn)而影響酶活性［36］。具體原因還需進(jìn)一步深入研究。

3.4 煙稈炭對(duì)煙葉產(chǎn)量和重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

生物質(zhì)炭施入重金屬污染土壤中可以有效增加作物的產(chǎn)量。原因是生物質(zhì)炭施入土壤后可以增加土壤有效養(yǎng)分［8］，促進(jìn)微生物活性并改善土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)［11］，降低重金屬的生物有效性［28］，從而為作物提供良好的生長(zhǎng)環(huán)境。本研究結(jié)果表明，煙稈炭的施用可以提高煙葉產(chǎn)量，與眾多研究結(jié)果相似［37－38］。

植物中重金屬含量由土壤中重金屬有效態(tài)含量及植物生理性質(zhì)決定。植物體蛋白質(zhì)、有機(jī)酸、有機(jī)堿及植物絡(luò)合素、酶可以與植物體內(nèi)的重金屬形成螯合物，降低重金屬的生物毒性［39］。在本研究中，適量添加煙稈炭可以降低葉片中重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)。原因可能是添加煙稈炭后降低了土壤中有效態(tài)重金屬的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。高瑞麗等［24］研究發(fā)現(xiàn)，在鉛和鎘復(fù)合污染土壤中添加生物質(zhì)炭可顯著減少有效態(tài)重金屬的含量，與本實(shí)驗(yàn)研究結(jié)果相似。而處理TB80葉片中銅和鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)卻比處理TB20和TB40有所增加。原因可能是TB80的葉片生物量高，植物體中的蛋白質(zhì)、有機(jī)物及植物絡(luò)合素與重金屬形成絡(luò)合素，減輕了重金屬對(duì)細(xì)胞的毒害作用，從而使煙草可以繼續(xù)吸附重金屬。此外，植物蒸騰作用和勢(shì)能高于處理TB20和TB40，導(dǎo)致重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)升高。另有研究指出，不同重金屬在植物不同器官的遷移能力不同［40］，這可能是鉛在各處理間沒有顯著差異的原因，但具體的作用機(jī)制還需進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

綜上所述，煙稈炭的施用可有效提高重金屬污染土壤中pH值、有機(jī)質(zhì)、堿解氮和有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)；還可以顯著提高土壤脲酶和堿性磷酸酶的活性，降低脫氫酶的活性，其中添加80 g·kg－1的煙稈炭對(duì)土壤肥力的改善及酶活性指數(shù)的提升最為顯著。另外，土壤施加煙稈炭能顯著增加煙草有效葉數(shù)和葉片的寬度，煙葉鮮質(zhì)量隨煙稈炭施用量的增加而顯著增加。

煙稈炭的施用可以降低污染土壤中重金屬的生物有效性，施加40 g·kg－1煙稈炭已使銅、鉛的鈍化效果達(dá)到最佳，但80 g·kg－1的煙稈炭使污染土壤中鎘的有效性降至最低。但是，施用20 g·kg－1的煙稈炭即可顯著降低煙葉中重金屬銅和鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

本研究證明，煙稈炭作為土壤改良劑對(duì)重金屬污染土壤有著良好的修復(fù)效果，且可提高重金屬污染土壤中煙草的產(chǎn)量，提高污染農(nóng)用地的經(jīng)濟(jì)價(jià)值，同時(shí)為因煙稈廢棄而造成的環(huán)境污染等問題提供了一個(gè)合理的解決方案，也為煙稈炭在重金屬污染農(nóng)田中的修復(fù)提供了實(shí)踐理論參考價(jià)值。

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