改性生物質(zhì)炭對(duì)原油污染土壤中蘇丹草萌發(fā)的影響

周文君，朱新萍，2*，陳康怡，申志博，谷林珠，劉菲，賈宏濤，2

（1.新疆農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，烏魯木齊 830052；2.新疆土壤與植物生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，烏魯木齊 830052）

原油是現(xiàn)代工業(yè)的“血液”，是應(yīng)用最廣泛的能源之一，但原油中含有多種難降解的烴類和2 000 多種毒性有機(jī)物質(zhì)。原油在生產(chǎn)、運(yùn)輸和提煉過(guò)程中可能對(duì)空氣和水生、陸地生態(tài)系統(tǒng)造成污染，對(duì)人類健康產(chǎn)生不同程度的影響[1-2]。原油污染會(huì)威脅土壤生態(tài)系統(tǒng)安全，造成土地資源浪費(fèi)，使作物種子萌發(fā)、根系生長(zhǎng)受到脅迫，地上生物量降低[3]。因此，探尋有效的土壤污染改良材料并減少原油對(duì)土壤植物的毒害作用是環(huán)境領(lǐng)域關(guān)注的熱點(diǎn)之一。

生物質(zhì)炭作為土壤改良劑，施入土壤中可以增加土壤的持水能力和孔隙度，促進(jìn)植物生長(zhǎng)和提高土壤微生物活性[4]。研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭可以顯著提高苦草種子萌發(fā)率，有利于幼苗生長(zhǎng)[5]；在Pb2+脅迫下施加生物質(zhì)炭，可以減弱重金屬對(duì)玉米幼苗生長(zhǎng)的脅迫作用，促進(jìn)幼苗的早期生長(zhǎng)[6]。此外，生物質(zhì)炭作為一種新型的土壤吸附劑，還可以高效吸附重金屬、農(nóng)藥、染料和多環(huán)芳烴（PAHs）等污染物質(zhì)?？茁堵兜萚7]的研究發(fā)現(xiàn)農(nóng)作物秸稈生物質(zhì)炭可以顯著降低石油污染土壤中PAHs 濃度。石麗芳等[8]的研究表明，與石油烴的自然降解相比較，添加生物質(zhì)炭可有效促進(jìn)總石油烴及各組分降解。由此可見(jiàn)，生物質(zhì)炭對(duì)原油污染的吸附去除效果和對(duì)植物生長(zhǎng)的促進(jìn)作用均顯著。然而，生物質(zhì)炭對(duì)土壤污染脅迫的研究多集中在東南地區(qū)酸性土壤區(qū)域，在低肥力的堿性土壤上的研究尚有不足。在堿性土壤中施用生物質(zhì)炭，生物質(zhì)炭本身的礦物養(yǎng)分難以被利用，同時(shí)會(huì)造成土壤pH值升高，阻礙植物對(duì)養(yǎng)分的吸收；在處理污染土壤時(shí)，生物質(zhì)炭也存在吸附量小、壽命短和效率低等問(wèn)題。一些研究者發(fā)現(xiàn)通過(guò)改性的方式可以改變生物質(zhì)炭的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)，使其具有更大的優(yōu)勢(shì)。研究表明HNO3改性后生物質(zhì)炭的比表面積和官能團(tuán)增加，對(duì)重金屬的吸附性能增強(qiáng)，對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育具有顯著促進(jìn)作用[9-10]。研究表明，生物質(zhì)炭表面存在持久性自由基（PFRs），具有活化H2O2的作用，將生物質(zhì)炭作為負(fù)載體，與Fe結(jié)合組成新型芬頓體系，不僅增強(qiáng)了吸附污染物的能力[11]，還加速了活化H2O2的速率[12]。近年來(lái)，生物質(zhì)炭作為芬頓催化劑載體被廣泛使用，在芬頓催化去除有機(jī)物方面發(fā)揮一定作用，但直接將芬頓氧化用于改性生物質(zhì)炭的研究仍缺乏。硝酸改性生物質(zhì)炭和利用芬頓氧化改性生物質(zhì)炭在修復(fù)污染土壤和促進(jìn)作物生長(zhǎng)方面具有巨大潛力。楊蘭等[13]的研究發(fā)現(xiàn)，在鎘污染土壤中施加改性生物質(zhì)炭，降低了重金屬在土壤中的遷移性和生物可利用性。郭大勇等[14]的研究發(fā)現(xiàn)，在堿性土壤中施用酸改性生物質(zhì)炭促進(jìn)了玉米的生長(zhǎng)發(fā)育。然而，在原油污染脅迫下改性生物質(zhì)炭對(duì)植物生長(zhǎng)的影響鮮有報(bào)道。

蘇丹草是廣泛分布于新疆的一種人工牧草，對(duì)原油污染具有一定的耐受性和污染修復(fù)作用[15]，但同時(shí)也會(huì)受到污染物的毒害，使修復(fù)效果變差。已有研究表明，原油污染濃度越高，其對(duì)蘇丹草生長(zhǎng)抑制作用越強(qiáng)，添加生物質(zhì)炭可緩解原油污染對(duì)蘇丹草的脅迫作用[16]。因此，本研究將硝酸酸化和芬頓氧化應(yīng)用于改性棉花秸稈生物質(zhì)炭中，針對(duì)西北地區(qū)堿性土壤原油污染問(wèn)題，采用原油污染土壤蘇丹草發(fā)芽試驗(yàn)，分析不同改性方法和不同添加比例的改性生物質(zhì)炭對(duì)蘇丹草種子發(fā)芽率、幼苗生長(zhǎng)、土壤理化性質(zhì)以及石油烴降解率的影響，以期探明改性生物質(zhì)炭對(duì)原油污染的緩解作用，為改性生物質(zhì)炭與植物聯(lián)合修復(fù)原油污染土壤的實(shí)踐應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試生物質(zhì)炭為棉花秸稈生物質(zhì)炭，由新疆農(nóng)業(yè)科學(xué)院提供，炭化溫度為360 ℃，炭化時(shí)間為16 h，過(guò)0.5 mm 篩，備用；硝酸改性生物質(zhì)炭（HBC）由供試生物質(zhì)炭制成[17]，在2 mol·L-1HNO3溶液中25 ℃恒溫振蕩24 h 后，反復(fù)過(guò)濾、沖洗至濾液澄清，60 ℃烘干，備用；芬頓改性生物質(zhì)炭（FBC）由供試生物質(zhì)炭制成，在配制的芬頓試劑中25 ℃恒溫振蕩24 h 后，反復(fù)過(guò)濾、沖洗至濾液澄清，60 ℃烘干，備用。芬頓試劑由30% H2O2溶液與FeSO4·7 H2O 按照摩爾比20∶1 進(jìn)行配制，具體方法：將FeSO4溶于水，用H2SO4調(diào)節(jié)pH 為4，再加入30%H2O2溶液。

以新蘇2 號(hào)蘇丹草為研究材料，供試土壤來(lái)自烏魯木齊市米東區(qū)農(nóng)田，土壤過(guò)0.5 mm 篩，備用。供試原油來(lái)源于新疆某油田，人工模擬原油污染土壤濃度設(shè)置為4%[18]。將供試原油按照1∶5 配比（1 g 原油加入5 mL 石油醚充分混合）施入土壤后陳化，原油污染土壤平衡20 d 后加入不同比例的生物質(zhì)炭進(jìn)行發(fā)芽試驗(yàn)，供試土壤和模擬原油污染土壤理化性狀見(jiàn)表1。

表1 供試土壤和模擬原油污染土壤理化性狀Table 1 Basic physical and chemical properties of the tested soil and simulated crude oil contaminated soil

1.2 種子萌發(fā)試驗(yàn)

將棉稈生物質(zhì)炭（BC）、硝酸改性生物質(zhì)炭（HBC）和芬頓改性生物質(zhì)炭（FBC）按2%和4%（質(zhì)量比）的施用比例與人工模擬的原油污染土壤混合均勻后裝入50 孔育苗盤中，并設(shè)置不添加生物質(zhì)炭的對(duì)照處理組（CK），澆水陳化24 h 后進(jìn)行土培發(fā)芽試驗(yàn)，不同處理設(shè)置見(jiàn)表2。將種子用清水沖洗后，取下沉飽滿種子，播種于育苗盤中，每孔播種8 粒，每處理設(shè)置5 個(gè)重復(fù)，每日澆水一次，使土壤保持濕潤(rùn)。試驗(yàn)結(jié)束后，計(jì)算蘇丹草種子的發(fā)芽率，測(cè)量蘇丹草幼芽長(zhǎng)、幼根長(zhǎng)、鮮質(zhì)量和干質(zhì)量，并測(cè)定土壤pH、電導(dǎo)率、有機(jī)質(zhì)含量和總石油烴含量。

表2 試驗(yàn)設(shè)置Table 2 Different treatment groups

1.3 生物質(zhì)炭特性表征和土壤理化性質(zhì)測(cè)定

生物質(zhì)炭pH 測(cè)定參照《木質(zhì)活性炭試驗(yàn)方法》（GB/T 12496.7—1999）；生物質(zhì)炭電導(dǎo)率測(cè)定參照《粉狀活性炭電導(dǎo)率測(cè)定方法》（LY/T 1616—2004）；生物質(zhì)炭灰分含量采用緩慢灰化法（GB/T 17664—1999）測(cè)定；生物質(zhì)炭所含C、H、N 元素用元素分析儀測(cè)得，O 元素含量由C、H、N 元素和灰分含量經(jīng)差減法計(jì)算而得；利用掃描電鏡（SEM）對(duì)生物質(zhì)炭進(jìn)行表征，觀察其表面形貌特征和結(jié)構(gòu)變化。土壤理化性質(zhì)測(cè)定參考魯如坤《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[19]。

1.4 種子萌發(fā)指標(biāo)測(cè)定

自播種后每日同一時(shí)間觀察蘇丹草的發(fā)芽數(shù)，以胚芽長(zhǎng)0.1 cm 為標(biāo)志，至第8 天停止計(jì)數(shù)；試驗(yàn)結(jié)束后，用細(xì)線和直尺（單位0.1 mm）測(cè)量蘇丹草胚芽長(zhǎng)和胚根長(zhǎng)；用分析天平稱量幼苗鮮質(zhì)量和干質(zhì)量（殺青烘干至恒質(zhì)量后稱量）；并計(jì)算植物葉片數(shù)。

1.5 總石油烴（TPH）含量測(cè)定

土壤總石油烴含量采用超聲-質(zhì)量法測(cè)定[20]。稱取5.00 g 風(fēng)干土樣于50 mL 離心管中，加20 mL 二氯甲烷充分混合，在60 W 功率下超聲萃取15 min，4 000 r·min-1離心10 min，用0.45 μm 有機(jī)系針頭過(guò)濾器將萃取液過(guò)濾至已知質(zhì)量的錐形瓶中，重復(fù)以上步驟3 次，將全部萃取液放入錐形瓶中，后放入通風(fēng)櫥中，等待溶劑揮發(fā)干后測(cè)定質(zhì)量，得到從土壤中萃取的石油質(zhì)量，前后質(zhì)量差即為土壤中總石油烴的含量。

1.6 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Microsoft Excel 2019 進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，用SPSS 23.0 進(jìn)行單因素方差分析（One-Way ANOVA）和多重比較分析（Duncan 法），用不同小寫字母表示處理間差異顯著（P＜0.05）。使用SigmaPlot 14.0 進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物質(zhì)炭和改性生物質(zhì)炭特性

生物質(zhì)炭和改性生物質(zhì)炭的性質(zhì)見(jiàn)表3。未改性生物質(zhì)炭呈堿性，硝酸和芬頓改性后生物質(zhì)炭均呈酸性，硝酸改性生物質(zhì)炭pH 最低，為2.33，芬頓改性生物質(zhì)炭pH 為4.79。硝酸和芬頓改性后生物質(zhì)炭的灰分含量顯著低于改性前（P＜0.05）。不同改性方式生物質(zhì)炭的電導(dǎo)率差異顯著（P＜0.05），與未改性生物質(zhì)炭相比，硝酸改性生物質(zhì)炭的電導(dǎo)率提高了75%，而芬頓改性生物質(zhì)炭的電導(dǎo)率下降了2%。改性后生物質(zhì)炭的C、H、N、O 含量均顯著增加，其中生物質(zhì)炭的原子比C/H 和（O+N）/C 可用于表征生物質(zhì)炭的芳香性和極性大小，硝酸和芬頓改性后生物質(zhì)炭的C/H和（O+N）/C增大，說(shuō)明兩種改性生物質(zhì)炭的芳香性和極性增大。

表3 生物質(zhì)炭特性Table 3 Characteristics of biochar

用掃描電鏡觀察未改性和改性生物質(zhì)炭表面結(jié)構(gòu)，結(jié)果如圖1 所示。未改性生物質(zhì)炭表面存在大量灰分，有瘤狀的凸起結(jié)構(gòu)，各夾層之間疏松多孔；硝酸改性生物質(zhì)炭呈明顯的蜂窩狀結(jié)構(gòu)，孔道數(shù)量有所增加，孔內(nèi)沒(méi)有灰分物質(zhì)存在，表面結(jié)構(gòu)排列更為規(guī)則；芬頓改性生物質(zhì)炭表面附著大量不規(guī)則團(tuán)塊，孔內(nèi)出現(xiàn)多級(jí)褶皺，表面形成形狀各異、大小不同的孔隙結(jié)構(gòu)。可見(jiàn)，硝酸酸化和芬頓氧化均改變了生物質(zhì)炭原有的表面紋理、孔隙結(jié)構(gòu)和孔徑大小，這些孔隙是生物質(zhì)炭具有較強(qiáng)吸附能力的主要原因，也是土壤微生物活動(dòng)的主要場(chǎng)所。

圖1 生物質(zhì)炭和改性生物質(zhì)炭的掃描電鏡觀察結(jié)果（×1 000倍）Figure 1 Scanning electron microscopy（SEM）of biochars and modified biochar（×1 000 times）

2.2 不同改性生物質(zhì)炭對(duì)原油污染土壤性質(zhì)的影響

不同改性生物質(zhì)炭處理后土壤的性質(zhì)見(jiàn)表4。與CK 相比，BC 處理下土壤pH 有所上升，且隨生物質(zhì)炭添加量的增加而增加。HBC和FBC處理下土壤pH降低，且隨生物質(zhì)炭添加量的增加而降低，在添加量為4%時(shí)與CK、BC 處理呈顯著性差異（P＜0.05）。添加生物質(zhì)炭處理的土壤有機(jī)質(zhì)含量均顯著高于CK處理，且增幅隨生物質(zhì)炭添加量的增加而增大，其中芬頓改性生物質(zhì)炭處理組的促進(jìn)效果最為明顯。FBC2處理的電導(dǎo)率和有機(jī)質(zhì)含量均最大，與CK 相比分別增加了54.62%和29.71%（P＜0.05）。

表4 不同生物質(zhì)炭添加后原油污染土壤的pH、電導(dǎo)率和有機(jī)質(zhì)含量Table 4 The pH，electrical conductivity and organic matter incrude oil contaminated soil treated by different biochars

2.3 改性生物質(zhì)炭對(duì)原油污染土壤中蘇丹草種子萌發(fā)的影響

原油污染土壤中添加生物質(zhì)炭后蘇丹草種子的發(fā)芽率如圖2 所示。由圖2 可見(jiàn)，第8 天不同處理的蘇丹草發(fā)芽率均超過(guò)70%，添加生物質(zhì)炭各處理中除HBC1 外，蘇丹草發(fā)芽率均高于CK 處理，且隨生物質(zhì)炭添加量的增加而增加。未改性生物質(zhì)炭處理組和添加量為2%的改性生物質(zhì)炭處理組的發(fā)芽率與CK相比均無(wú)顯著差異（P＞0.05），說(shuō)明未改性生物質(zhì)炭和低添加量對(duì)蘇丹草發(fā)芽率影響較小。在生物質(zhì)炭添加量為4%的處理組中，F(xiàn)BC2處理的蘇丹草種子發(fā)芽率最高，達(dá)到100%，HBC2處理的種子發(fā)芽率次之，為96%，分別較CK 處理顯著增加了24、20 個(gè)百分點(diǎn)（P＜0.05）。

圖2 不同處理原油污染土壤中蘇丹草的發(fā)芽率Figure 2 Germination rate of sudangrass in crude oil contaminated soil with different treatments

不同處理原油污染土壤中蘇丹草的胚芽長(zhǎng)和胚根長(zhǎng)如圖3 所示。與CK 相比，添加生物質(zhì)炭的各處理組蘇丹草胚芽長(zhǎng)顯著增加（P＜0.05），并隨生物質(zhì)炭添加量的增加而增加。與未改性生物質(zhì)炭和芬頓改性生物質(zhì)炭相比，硝酸改性生物質(zhì)炭對(duì)蘇丹草胚芽的促進(jìn)效果最好，當(dāng)HBC 添加量為4%時(shí)，蘇丹草胚芽長(zhǎng)達(dá)到最大值，較CK 顯著增加了67.83%（P＜0.05）。添加生物質(zhì)炭處理對(duì)蘇丹草胚根長(zhǎng)具有一定的促進(jìn)作用，但隨著土壤中生物質(zhì)炭添加量的增大，生物質(zhì)炭對(duì)胚根長(zhǎng)的促進(jìn)作用逐漸減弱。其中，未改性生物質(zhì)炭處理對(duì)蘇丹草胚根的促進(jìn)作用最好，在添加量為2%時(shí)蘇丹草胚根長(zhǎng)達(dá)到最大值，為11.5 cm，較CK 顯著增加了87.50%（P＜0.05），而改性生物質(zhì)炭處理組的蘇丹草胚根長(zhǎng)與CK 相比無(wú)顯著差異（P＞0.05），說(shuō)明蘇丹草根系對(duì)改性生物質(zhì)炭添加不敏感。

圖3 不同處理原油污染土壤中蘇丹草的胚芽長(zhǎng)和胚根長(zhǎng)Figure 3 Germ length and radicle length of sudangrass in crude oil contaminated soil under different treatments

原油污染土壤中添加不同生物質(zhì)炭對(duì)蘇丹草鮮質(zhì)量、干質(zhì)量和葉片數(shù)的影響見(jiàn)表5。不同處理下蘇丹草鮮質(zhì)量、干質(zhì)量差異不顯著（P＞0.05），但添加生物質(zhì)炭的處理組與CK相比有增加的趨勢(shì)。HBC施加量為4%時(shí)鮮質(zhì)量比CK 增加了80.26%；而B(niǎo)C 施加量為2%時(shí)蘇丹草干質(zhì)量與其他施加生物質(zhì)炭的處理組無(wú)顯著差異（P＞0.05），說(shuō)明生物質(zhì)炭作為基質(zhì)對(duì)蘇丹草生物量的影響較小。從葉片數(shù)來(lái)看，生物質(zhì)炭添加可以顯著增加蘇丹草葉片數(shù)（P＜0.05），而生物質(zhì)炭種類及不同添加量之間的葉片數(shù)差異不顯著（P＞0.05）。

表5 不同處理原油污染土壤中蘇丹草的鮮質(zhì)量、干質(zhì)量和葉片數(shù)Table 5 Fresh weight，dry weight and leaf number of sudangrass in crude oil contaminated soil under different treatments

2.4 添加改性生物質(zhì)炭對(duì)土壤中原油降解的短期影響

不同處理原油污染土壤中總石油烴降解率如表6 所示。與CK 相比，添加生物質(zhì)炭處理組的總石油烴降解率顯著增加（P＜0.05），其中未改性生物質(zhì)炭與芬頓改性生物質(zhì)炭處理組的總石油烴降解率隨生物質(zhì)炭添加量的增加而提高，而硝酸改性生物質(zhì)炭處理組則隨添加量的增加而降低。未改性生物質(zhì)炭對(duì)土壤中總石油烴的降解效果最好，在添加量為4%時(shí)總石油烴降解率達(dá)到最高，為35.77%，與CK 相比提高了23.86 個(gè)百分點(diǎn)；芬頓改性生物質(zhì)炭對(duì)總石油烴的降解作用次之，F(xiàn)BC2 處理降解率比CK 顯著提高了20.89 個(gè)百分點(diǎn)；硝酸改性生物質(zhì)炭對(duì)總石油烴降解率的促進(jìn)作用最小，HBC1 處理的降解率為18.24%?？芍锤男陨镔|(zhì)炭和兩種改性生物質(zhì)炭短期內(nèi)可顯著提高種植蘇丹草的原油污染土壤中總石油烴的降解率，而生物質(zhì)炭改性方法和添加量的不同會(huì)影響原油污染土壤中總石油烴降解率。

表6 不同處理原油污染土壤的總石油烴降解率Figure 6 Degradation rate of TPH in crude oil contaminated soil with different treatments

3 討論

種子萌發(fā)是幼苗建立和植物種群維持與發(fā)展的基礎(chǔ)，容易受到機(jī)械傷害、病害和環(huán)境脅迫的影響，種子萌發(fā)除了需要自身生命力之外，還需要適宜適量的溫度、水分和空氣。利用植物修復(fù)原油污染土壤，其修復(fù)效果的影響因素錯(cuò)綜復(fù)雜[21]。有研究表明，原油性質(zhì)黏稠，進(jìn)入土壤環(huán)境后會(huì)影響土壤通氣性和保水性，降低土壤質(zhì)量，原油中的化合物會(huì)進(jìn)入植物組織，破壞植物的生理機(jī)能，對(duì)植物生長(zhǎng)產(chǎn)生毒害作用，主要表現(xiàn)為發(fā)芽率低、生育期延后、結(jié)實(shí)率減少和貪青晚熟等[22]。因此，植物修復(fù)污染土壤通常需要與其他物理化學(xué)方法相結(jié)合，以達(dá)到聯(lián)合修復(fù)的目的。生物質(zhì)炭施入土壤后可以有效改善土壤物理結(jié)構(gòu)、增加土壤肥力，對(duì)植物生長(zhǎng)具有顯著促進(jìn)作用[23]。在堿性土壤中施加生物質(zhì)炭會(huì)造成土壤pH 過(guò)高，使土壤中有效營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)減少，對(duì)植物種子萌發(fā)產(chǎn)生不良影響[24]。因此，通過(guò)硝酸和芬頓試劑對(duì)生物質(zhì)炭進(jìn)行改性處理，研究改性后生物質(zhì)炭對(duì)土壤理化性質(zhì)和植物幼苗生長(zhǎng)的影響，可評(píng)價(jià)改性生物質(zhì)炭聯(lián)合植物修復(fù)原油污染土壤的潛力。

研究發(fā)現(xiàn)，硝酸和芬頓改性后生物質(zhì)炭的pH 值降低，C、H、N、O 含量均有明顯增加，這與改性后生物質(zhì)炭表面灰分減少、酸性官能團(tuán)增多有關(guān)[25-26]。硝酸改性及芬頓改性均改變了棉花秸稈生物質(zhì)炭原有的表面紋理及孔徑分布。硝酸改性生物質(zhì)炭表面結(jié)構(gòu)更加疏松，孔道數(shù)量增加，具有更大的比表面積，有利于吸附污染物[27]，這與劉蕊等[9]的研究結(jié)果一致。芬頓改性生物質(zhì)炭?jī)?nèi)部空間構(gòu)造發(fā)生改變，存在不規(guī)則的孔隙結(jié)構(gòu)，表面更加粗糙，并分散著較多小顆粒物，這可能與芬頓氧化反應(yīng)中·HO、·HO2等活性自由基增加，或Fe離子以氧化物的形式負(fù)載在生物質(zhì)炭表面有關(guān)[28-29]。生物質(zhì)炭本身呈堿性，施入堿性原油污染土壤后，其高度芳香化的結(jié)構(gòu)可以吸附土壤中的H+，使土壤pH升高，這與張圣也等[24]的研究結(jié)果一致。硝酸改性和芬頓改性生物質(zhì)炭的pH較低，施入土壤后，土壤pH 顯著降低，而土壤電導(dǎo)率和有機(jī)質(zhì)含量顯著增加，說(shuō)明改性生物質(zhì)炭具有固碳能力，可以改善土壤環(huán)境，顯著提高土壤理化性質(zhì)和養(yǎng)分含量，這與改性后生物質(zhì)炭C、O 含量和表面含氧官能團(tuán)增加有關(guān)[30]，可見(jiàn)改性生物質(zhì)炭在土壤改良方面具有較大的潛在應(yīng)用價(jià)值。

在原油污染條件下施加生物質(zhì)炭與改性生物質(zhì)炭，減緩了原油對(duì)蘇丹草幼苗生長(zhǎng)的抑制作用，明顯促進(jìn)了蘇丹草種子萌發(fā)、胚芽生長(zhǎng)和干物質(zhì)積累。其中，添加生物質(zhì)炭處理的發(fā)芽率顯著高于未添加生物質(zhì)炭處理，硝酸和芬頓改性生物質(zhì)炭處理對(duì)蘇丹草生長(zhǎng)的促進(jìn)作用強(qiáng)于未改性生物質(zhì)炭，說(shuō)明兩種改性生物質(zhì)炭均有助于植物種子的萌發(fā)和生長(zhǎng)，這可能是因?yàn)楦男陨镔|(zhì)炭較低的pH 中和了土壤堿性，使其達(dá)到適宜植物發(fā)芽和生長(zhǎng)的中性環(huán)境條件，且改性生物質(zhì)炭較大的比表面積和孔隙結(jié)構(gòu)有效改善了土壤理化性質(zhì)，使土壤電導(dǎo)率和有機(jī)質(zhì)含量升高，增強(qiáng)了土壤營(yíng)養(yǎng)水平，不僅有助于減緩原油對(duì)蘇丹草幼苗的脅迫作用，而且會(huì)促進(jìn)植物種子發(fā)芽和生長(zhǎng)，這與郭大勇等[14]的研究結(jié)果一致。隨生物質(zhì)炭添加量的增加，各處理組蘇丹草胚根長(zhǎng)均呈低添加量促進(jìn)、高添加量抑制的趨勢(shì)，說(shuō)明生物質(zhì)炭的添加對(duì)植物根系影響較大，過(guò)量生物質(zhì)炭的添加不利于植物根系的生長(zhǎng)，阻礙了植物對(duì)養(yǎng)分和水分的吸收，這與李瑞霞等[31]的研究結(jié)果一致。因此，應(yīng)根據(jù)土壤類型、污染物性質(zhì)和修復(fù)場(chǎng)地特點(diǎn)適當(dāng)選擇不同類型的生物質(zhì)炭，從而降低污染對(duì)修復(fù)植物帶來(lái)的負(fù)面效應(yīng)[32]，提高修復(fù)效率。

總石油烴降解率是直接反映土壤污染修復(fù)效果的重要指標(biāo)之一[33]，它受修復(fù)植物種類和土壤環(huán)境因子的共同影響。本研究發(fā)現(xiàn)，施加生物質(zhì)炭處理的總石油烴降解率顯著高于未施加生物質(zhì)炭處理，說(shuō)明生物質(zhì)炭添加有助于土壤中原油的降解。硝酸和芬頓改性生物質(zhì)炭處理下總石油烴降解率顯著低于未改性生物質(zhì)炭處理，且不同添加量處理的總石油烴降解率顯著不同，這是因?yàn)榭偸蜔N的降解主要發(fā)生在植物根際微生物環(huán)境中。一方面，生物質(zhì)炭的添加改善了植物生長(zhǎng)的土壤環(huán)境條件，促進(jìn)植物生長(zhǎng)發(fā)育，保證植物在原油脅迫條件下具有一定的抗逆性和耐受性，提升了植物對(duì)土壤原油污染物的降解能力；另一方面，生物質(zhì)炭較大的比表面積和高度芳香化的結(jié)構(gòu)，不僅能夠吸附土壤中的污染物質(zhì)，還可以提高土壤中碳?xì)浠衔锏纳锢枚纫约案捣置谖锖褪徒到饧?xì)菌的活性，有利于污染物的降解，但生物質(zhì)炭的過(guò)量添加不利于植物根系的生長(zhǎng)，這可能是本研究中硝酸改性生物質(zhì)炭在高添加量處理下石油烴降解率較低的主要原因。有研究表明，不同生物質(zhì)炭材料對(duì)石油烴去除率的影響隨修復(fù)時(shí)間延長(zhǎng)而增大，生物質(zhì)炭對(duì)污染土壤的修復(fù)需要長(zhǎng)期觀察[8]。BARATI等[34]比較了兩種有機(jī)改良劑（雞糞和雞糞生物質(zhì)炭）對(duì)大麥降解污染土壤中石油烴的效果，發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭處理具有較高的石油烴降解率，提高了植物修復(fù)效率。因此，改性生物質(zhì)炭對(duì)原油污染植物修復(fù)效果的影響與生物質(zhì)炭原料種類、改性方式、投加比例和投加時(shí)間有關(guān)，然而這種影響的機(jī)制是復(fù)雜的，本研究?jī)H進(jìn)行了短期初步研究與分析，今后還需要從改性生物質(zhì)炭進(jìn)入土壤后與植物根系、有機(jī)物相互作用以及長(zhǎng)期降解效果等方面深入探討。

4 結(jié)論

（1）施用生物質(zhì)炭和改性生物質(zhì)炭均能顯著提高土壤有機(jī)質(zhì)含量，未改性生物質(zhì)炭添加會(huì)提升土壤pH 值，硝酸和芬頓試劑改性生物質(zhì)炭添加會(huì)降低土壤pH值。

（2）在堿性原油污染土壤中施用生物質(zhì)炭有利于提升蘇丹草發(fā)芽率、胚芽長(zhǎng)、胚根長(zhǎng)，促進(jìn)植株干物質(zhì)積累，且經(jīng)過(guò)硝酸和芬頓試劑改性后的生物質(zhì)炭對(duì)蘇丹草種子萌發(fā)的促進(jìn)效果更好，有助于減緩原油污染對(duì)蘇丹草種子萌發(fā)的負(fù)面效應(yīng)。

（3）生物質(zhì)炭施用聯(lián)合蘇丹草修復(fù)顯著促進(jìn)了土壤中總石油烴的降解，短期內(nèi)，未改性生物質(zhì)炭對(duì)土壤中總石油烴的降解效果最好，芬頓改性生物質(zhì)炭次之。在修復(fù)植物生長(zhǎng)初期，生物質(zhì)炭的改性方法和添加量均會(huì)顯著影響蘇丹草聯(lián)合生物質(zhì)炭對(duì)土壤中總石油烴的降解效果。