煙稈炭修復重金屬污染土壤的效應及對煙草生長的影響

張建云，吳勝春,2，王敏艷，單勝道，曹志洪，張 進,2,

（1.浙江農林大學 環境與資源學院，浙江 杭州 311300；2.浙江農林大學 浙江省土壤污染生物修復重點實驗室，浙江 杭州311300；3.浙江農林大學 暨陽學院，浙江 諸暨311800； 4.浙江科技學院 生態環境研究院，浙江 杭州310023；5.中國科學院 南京土壤研究所，江蘇 南京210008）

煙草Nicotiana tabacum是中國重要的經濟作物之一。中國煙草種植面積高達100萬hm2，煙葉產量達450～500萬t·a-1，其中煙稈產量約為150萬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，不僅造成農林秸稈資源的巨大浪費，且焚燒產生的煙氣對大氣環境造成了嚴重影響。另一方面，有研究發現，中國部分煙草種植區土壤受到了不同程度的重金屬污染，如貴陽和安順鎘的單項污染指數分別為1.581和1.103［2］，當煙葉中含有過量重金屬時，抽吸過程中，重金屬會以氣溶膠或金屬氧化物的形式通過主流煙氣進入人體，造成潛在危害［3］；此外，連作會使重茬種植后的煙草生長遲緩、植株矮小、產量品質降低、土傳病蟲害加重等現象［4-5］，嚴重影響當地煙農的經濟收益。因此，尋找一種既能解決煙稈有效利用，同時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濟價值的方法尤為重要。生物質炭是富含碳的生物質在缺氧或者無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、孔隙結構復雜的固體物質［6-7］。近年來，有研究表明：生物質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、孔隙結構、堿性陽離子和官能團，對重金屬有良好的修復作用［10］； 還可以改善土壤團聚體、 降低土壤容重［11］， 促進土壤微生物活性［12］， 提高土壤酶活性［13］。 因此，生物質炭化資源化利用不僅是低端農林廢物如煙稈高值化利用的新技術途徑，也是土壤學、環境科學、生態學等專業領域研究的一個重大熱點。本研究利用貴州省畢節地區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，進行煙草種植試驗，主要考察①煙稈炭對重金屬污染土壤理化性質的影響；②煙稈炭對重金屬污染土壤金屬有效性的影響；③煙稈炭對煙葉生產及重金屬質量分數的影響。希望通過本試驗研究，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利用提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤采自浙江富陽朱家塢一塊重金屬復合污染水稻田。該采樣點受到周邊銅冶煉小作坊廢水直排和大氣沉降污染，因長期施用石灰，呈弱堿性。采樣時取0～20 cm的表層土，帶回實驗室后剔除植物根系等雜物，風干后混勻、磨碎、過2 mm尼龍篩備用。實驗用生物質炭是以貴州畢節地區煙葉收獲后的廢棄煙稈為原料在600℃下熱裂解1 h制成，炭化后的產物過2 mm篩儲備待用。土壤樣品堿解氮、有效磷、有機質分別為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 試驗設計

盆栽試驗在浙江農林大學溫室大棚進行。用土4.0 kg·盆-1，煙稈炭用量按0（對照TB0）,20,40,80 g·kg－1［m（炭）∶m（土）］計算施入（分別以 TB20， TB40，TB80計）， 重復 4 次·處理－1。 隨機區組排列， 并且隔 15 d調換1次以保證每盆煙草苗生長受外界環境條件的影響基本一致。基肥選擇硝酸銨、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時間苗，留長勢一致的煙苗1株·盆－1。試驗期間每天為每盆植物補充蒸餾水，使土壤含水量保持在田間最大持水量的65%左右。盆栽試驗于8月6日結束。

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，帶回實驗室區分根系和地上部，充分漂洗干凈，待水珠自然風干后稱量各部位鮮質量，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（CS-700，中國）粉碎后過0.125 mm篩，裝入塑料封口袋中保存待測。

土壤樣的采集：用環刀（長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，充分混勻后帶回實驗室陰干，用行星式球磨機（QM-3SP04-1，中國）磨碎后過0.125 mm篩，轉入塑料封口袋中保存待測。

1.4 樣品分析

土壤 pH 值采用酸度計（FE20， 中國）測定［m（土）∶m（水）=1.0∶2.5］； 有效磷測定采用 Olsen 法， 經過0.5 mol·L－1碳酸氫鈉（NaHCO3）浸提［m（土）∶m（水）=1∶20］， 比色法測定； 有機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）， 重金屬質量分數用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP-OES，Prodigy 7，美國）測定［15］。煙葉中重金屬質量分數采用硝酸（HNO3）消解， ICP-OES 測定［15］。 測定過程分別采用土壤（GBW07447）和植物標準物質（GBW10012）進行質量控制。

土壤脲酶的測定采用苯酚鈉-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，對土壤氧化還原酶活性求取集合平均數，計算公式為：

煙稈炭碳、氮、氫和硫質量分數用元素自動分析儀（Vario EL III，德國）測定。炭比表面積由比表面積及孔隙度分析儀（SI-MP-10，美國）測定。煙稈炭官能團由傅里葉變換近紅外光譜儀（FT-IR，IR Prestige 21，日本）測定。

1.5 數據分析

應用 SPSS 17.0進行數據統計分析，采用單因素方差分析和Duncan’s多重比較評價不同處理對土壤pH值、有效磷、堿解氮質量分數和有效態重金屬質量分數等指標影響的顯著性。采用Person法分析重金屬有效性與土壤理化性質之間的相關性。應用Origin 8.5和Excel軟件作圖。

2 結果與分析

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個單位。煙稈炭比表面積（BET）高達 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位。由圖1可知：生物質炭表面含有豐富的芳香族和脂肪族官能團［19］，這些含氧官能團決定了生物質炭具有親水、疏水性，并增強其對酸堿的緩沖能力，也是土壤pH升高的關鍵因素。

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土壤pH值及養分質量分數的影響

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，與對照相比土壤pH顯著提高了0.38個單位。土壤有機質的變化趨勢與pH值一致（表1），但土壤溶解性有機碳質量分數只有在煙稈炭施加量增加到80 g·kg－1時，才呈現顯著性提高（23.4%）。

另外，施用一定數量的煙稈炭也能顯著增加土壤堿解氮和有效磷質量分數（表1）。與對照相比，施加20 g·kg－1煙稈炭對土壤堿解氮和有效磷質量分數提高不明顯；當施加量增加到40 g·kg－1時，土壤有效磷質量分數顯著提高，當增加到80 g·kg－1時，土壤有效磷比40 g·kg－1時又增加了約60.0%；但只有將煙稈炭施加量提高到80 g·kg－1時，與對照相比土壤堿解氮質量分數才顯著增加（20.0%）。

表1 不同處理下土壤pH值和養分質量分數Table 1 Soil pH and nutrient contents under different treatments

2.3 不同煙稈炭施用量對土壤重金屬有效態質量分數的影響

土壤重金屬有效態主要指植物有效態，它與重金屬形態關系密切［20］。中國現行土壤重金屬有效態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、鎘和鉛的有效態質量分數，但不同施用量對3種重金屬的鈍化效果表現不同。以土壤施加40 g·kg－1的煙稈炭為分界點，施用20 g·kg－1煙稈炭就能顯著降低土壤有效態銅、鉛和鎘質量分數，與對照相比分別下降了16.6%，18.7%和19.6%；增加炭的施用量至40 g·kg－1，土壤中有效態鎘質量分數并沒有持續降低，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，并不能繼續降低土壤DTPA可提取態銅和鉛的質量分數，但是鎘質量分數卻顯著降低了26.7%。

圖2 不同處理下DTPA有效態土壤重金屬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土壤酶活性的影響

土壤酶參與碳、氮、磷、硫等各類物質的循環，是土壤新陳代謝的重要物質。土壤酶活性是反映土壤肥力和質量的重要指標。從表2可知：土壤中施加煙稈炭會顯著降低脫氫酶的活性，而一定數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，并沒有繼續提高土壤脲酶活性（表2），只有將施用量增加到80 g·kg－1時，土壤脲酶活性才顯著又提高了21.0%，與對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，土壤磷酸酶活性與對照相比顯著提高了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比沒有顯著性差異。煙稈炭的施用會降低土壤脫氫酶的活性，不同比例煙稈炭施用對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土壤酶活性綜合性指標的影響效果為TB80＞TB40＝TB20＞TB0。綜上所述，處理TB80對土壤酶活性影響最為顯著。

2.5 土壤理化性質對土壤重金屬有效態的影響

由于重金屬本身的化學性質各異且在土壤中存在的形態也不同，土壤理化性質對重金屬有效態質量分數影響各不相同。從表3中可知：煙稈炭施用量與銅、鉛有效態質量分數呈負相關關系，其中與鎘呈顯著負相關關系，說明煙稈炭施用量對降低有效態鎘效果更好。土壤基本理化性質如pH值和有機質、水溶性碳、堿解氮和有效磷質量分數與土壤有效態重金屬銅、鎘、鉛均呈負相關關系。土壤有機質質量分數與有效態鎘呈極顯著負相關關系，pH值、有效磷質量分數與有效態鎘呈顯著負相關性，表明土壤有機質對鎘的鈍化作用比土壤pH值、有效磷質量分數大。有效態鉛與有效態銅呈顯著正相關性，表明土壤中銅與鉛具有伴生性關系［21］。

表3 土壤重金屬有效態與煙稈炭施用量及土壤理化性質的相關性分析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煙草生長及煙葉重金屬質量分數的影響

由表4可見：施用煙稈炭對煙草生長各農藝指標影響各異。土壤施加煙稈炭能顯著增加煙草有效葉數和葉片的寬度，但不同比例炭施用量對煙草株高和葉片的長度并沒有顯著影響。不同的是，煙葉鮮質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量分別比對照顯著提高了45.0%，47.1%和61.2%。

煙葉是煙草的重要經濟部位，葉片中重金屬質量分數是衡量煙葉品質的重要指標。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量分數，其中銅和鎘的變化趨勢相似。在土壤施加20 g·kg－1的煙稈炭時，葉片中銅和鎘的質量分數比對照（無煙稈炭添加）顯著降低了13.6%和18.4%；煙稈炭施用量增加到40 g·kg－1時，與20 g·kg－1相比，煙葉中銅、鎘的質量分數沒有顯著變化；但當煙稈炭的施用量繼續增加到80 g·kg－1時，與煙稈炭低施用量（20和40 g·kg－1）相比，葉片中銅和鎘質量分數反而顯著上升了。與對照相比，隨著土壤施加煙稈炭的量的增加，煙葉中鉛質量分數有下降趨勢，但各處理間并沒有顯著差異。

表4 不同煙稈炭施用量對煙草農藝指標的影響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 煙稈炭對重金屬污染土壤pH值及營養元素的影響

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，當施入土壤后，鹽基離子與氫離子（H+）及鋁離子（Al3+）進行離子交換，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分質量分數。本研究結果表明：添加煙稈炭對提高土壤有機質質量分數有顯著效果，且隨著炭施用量的增加有機質顯著增加。原因可能是煙稈炭本身炭質量分數高、氫/碳比小、芳香性強，化學穩定性較高，不易被微生物分解，從而有利于有機質的積累。

本研究結果顯示：施入煙稈炭后，土壤有效磷、堿解氮和水溶性有機碳均比對照高。雖然土壤堿解氮質量分數顯著提高，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帶有負電荷，吸附土壤銨（NH4+），從而減少了氮素的損失［22］。有機質是作物所需氮、磷等必要營養元素的主要來源，土壤有效磷質量分數增加可能與有機質質量分數有關。劉方等［23］以生物質炭土壤改良劑為試材，研究了生物質炭對連作蔬菜地土壤有效養分影響的實驗中發現，生物質炭能明顯提高土壤有效氮和有效磷的質量分數。這與本研究結果相似。

3.2 煙稈炭對重金屬污染土壤有效態重金屬的影響

重金屬的生物有效性大小決定著其在土壤中毒性的強弱，因此，降低重金屬的生物有效性對于改善土壤質量至關重要［19］。生物質炭具有較大的比表面積和多孔的結構特征，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］。本研究結果表明：重金屬有效態質量分數隨著煙稈炭施加量的增加而顯著減少。且煙稈炭對不同重金屬的修復效果也不盡相同，處理TB40對銅、鎘、鉛的固定效果順序為銅（33.7%）＞鉛（29.5%）＞鎘（26.4%）。JIANG等［25］采用水稻秸稈制成的生物質炭修復模擬銅、鉛、鎘污染老成土，結果發現：生物質炭使土壤pH值和陽離子交換量增大，使酸可提取態重金屬含量降低，而氧化結合態和有機結合態含量增加，且生物質炭對銅和鉛的固化效果優于鎘，與本研究結果相似。這可能是生物質炭對銅離子（Cu2+）吸附機制不同于鎘離子（Cd2+）和鉛離子（Pb2+）的，還有可能是生物質炭表面的孔隙結構有利于銅的固定，具體機制還需進一步深入研究。YANG等［26］在使用煙稈炭修復鎘、鋅污染土壤的實驗中發現，與對照相比，煙稈炭可以顯著降低重金屬鎘、鋅的有效態含量，且其固定效果隨著煙稈炭施用量的增加而增強。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炭表面的可變電荷，增強陽離子吸附能力和交換作用，降低重金屬的解吸，還可促進重金屬生成碳酸鹽和磷酸鹽沉淀［28］進而降低重金屬的移動性。此外，有機質對重金屬也表現出強烈的吸附固定能力，原因是有機質的主要成分是腐殖質，腐殖質是土壤重要的螯合或絡合劑，其中羧基（—COOH），羥基（—OH）和羰基（—C=O）等能與重金屬發生絡合或螯合作用，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反應的活躍程度以及養分物質循環狀況，是衡量土壤質量的重要指標［30］。土壤有機質、pH值、養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，其活性強度常被用來表征土壤氮素供應狀況［30］。本研究中，土壤脲酶活性與煙稈炭施用量密切相關。隨著煙稈炭施用量的增加， 脲酶活性有升高的趨勢， 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磷水解成為磷酸鹽，為植物和土壤中的生物提供養分［31］。本研究結果顯示：施加煙稈炭可增強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境，有利于土壤動物和微生物生長，從而加快了有機物質的分解，為土壤酶的產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碳質量分數（表1），從而為土壤微生物的生長提供了充足的碳源，促進了微生物繁殖，刺激了酶活性提高［33］。

生物質炭的吸附性使得生物質炭對土壤酶的作用比較復雜，一方面生物質炭對反應底物的吸附有助于酶促反應的進行而提高土壤酶活性，另一方面生物質炭對酶分子的吸附對酶促反應結合位點形成保護，而阻止酶促反應的進行［32］。脫氫酶活性能反映土壤有機質含量和微生物活性［34］。本研究結果顯示：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。原因可能是在強堿性條件下脫氫酶的蛋白構象遭到了破壞進而影響酶活性［36］。具體原因還需進一步深入研究。

3.4 煙稈炭對煙葉產量和重金屬質量分數的影響

生物質炭施入重金屬污染土壤中可以有效增加作物的產量。原因是生物質炭施入土壤后可以增加土壤有效養分［8］，促進微生物活性并改善土壤團聚體結構［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環境。本研究結果表明，煙稈炭的施用可以提高煙葉產量，與眾多研究結果相似［37－38］。

植物中重金屬含量由土壤中重金屬有效態含量及植物生理性質決定。植物體蛋白質、有機酸、有機堿及植物絡合素、酶可以與植物體內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量分數。原因可能是添加煙稈炭后降低了土壤中有效態重金屬的質量分數。高瑞麗等［24］研究發現，在鉛和鎘復合污染土壤中添加生物質炭可顯著減少有效態重金屬的含量，與本實驗研究結果相似。而處理TB80葉片中銅和鎘質量分數卻比處理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、有機物及植物絡合素與重金屬形成絡合素，減輕了重金屬對細胞的毒害作用，從而使煙草可以繼續吸附重金屬。此外，植物蒸騰作用和勢能高于處理TB20和TB40，導致重金屬質量分數升高。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，但具體的作用機制還需進一步研究。

4 結論

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、有機質、堿解氮和有效磷質量分數；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的煙稈炭對土壤肥力的改善及酶活性指數的提升最為顯著。另外，土壤施加煙稈炭能顯著增加煙草有效葉數和葉片的寬度，煙葉鮮質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量分數。

本研究證明，煙稈炭作為土壤改良劑對重金屬污染土壤有著良好的修復效果，且可提高重金屬污染土壤中煙草的產量，提高污染農用地的經濟價值，同時為因煙稈廢棄而造成的環境污染等問題提供了一個合理的解決方案，也為煙稈炭在重金屬污染農田中的修復提供了實踐理論參考價值。

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