-
上海滨海盐渍土的面积约占陆域的12%~15%，主要分布在崇明、浦东新区、奉贤、金山等沿海地区，这些地区也是绿化造林的主要“增量”地区。这种土壤类型的主要特点是结构简单、养分缺乏以及盐分含量高，这大大制约了绿化建设的发展，因此，为了营造优美的滨海城镇景观，对园林绿化的盐渍土进行改良是非常必要的。
生物炭是一种由生物质在完全或部分缺氧的条件下经热解炭化产生的一类高度芳香化碳质材料，具有丰富孔隙结构和比表面积[1-2]，可以通过物理过程 (增加阳离子交换容量) [3]、化学过程 (减少氮淋溶和吸收可溶性养分) [2]和生物过程 (增加微生物丰度和改善微生物群落) [4]来改良土壤，在酸性或中性土壤中的应用广泛。近来越来越多的研究表明，在盐碱土壤中施用生物炭可以有效提高土壤通透性和有机质含量[5]，降低pH和盐分[6]，减少植物对Na+吸收，缓解盐胁迫[7]，促进微生物和作物生长[8-9]。然而，当前规模化制备的生物炭通常富含碱金属等盐离子且碱性较强，已有研究发现施用生物炭对盐碱地土壤性质的负面影响，例如提高土壤pH和盐分含量[10]。因此，在使用生物炭时需要考虑到其可能带来的负面影响，并采取相应的措施进行控制和优化。此外，不同类型和性质的生物炭对不同类型的盐碱土改良的效果可能存在差异，需要根据具体情况进行综合考虑和分析。
污泥水热炭是高含水率 (约80%) 污泥在高温 (180~250 ℃) 及自生饱和压力条件下 (0~4 MPa) 水热炭化产生的生物炭[11]，是市政污泥无害化、减量化的处理产物。其处置一直是该工艺迫切需要解决的问题。2022年我国市政干污泥产量约1.4×107 t (2021年城乡建设统计年鉴) ，要消纳这么多污泥处理后的产物需要寻求更多的资源化途径。与热解生物炭相比，水热生物炭含氧官能团更加丰富，能为营养物质的吸附与固定提供更多的活性位点[12]，有利于养分的吸附持留，非常适合做缓释肥料的载体材料。FEI等[13]研究发现污泥水热炭比热解生物炭具有更好的磷保留能力。污泥水热炭也是一种潜在的富氮磷的肥料，有助于提高植物的生长和生产力[13-14]。污泥水热炭具有偏弱酸性的特征[15-16]，可能会对盐碱土的改良产生不同的效果。与当前规模化热解制备的生物炭相比，污泥水热炭对于盐碱土的负面作用是否相同值得探讨。将污泥水热炭作为滨海盐渍土改良剂，不仅可以拓宽污泥废弃物的处置渠道，还有助于改良滨海盐渍土，降低滨海盐渍土园林绿化改土成本。目前关于污泥水热炭用于滨海盐渍土改良效果以及对植物影响的报道较少。为此，本研究将孔雀草 (Tagetes patula L.) 作为试验材料栽植在不同比例的污泥水热炭及稻壳热解炭添加的滨海盐渍土上，进一步研究污泥水热炭的理化性质、养分释放机制以及对植物生长的影响，通过与已经规模化制备并用于绿化土壤改良的稻壳热解炭进行对比，为污泥水热炭改良滨海盐渍土的规范化应用提供理论和实践基础，为其在绿化和环境领域的应用提供更有力的科学依据。
-
于2022年7—10月在上海市徐汇区上海市园林规划研究院实验室进行盆栽试验。试验选取污泥水热炭与稻壳热解炭作为盐渍土的改良材料，所用滨海盐渍土采自上海市崇明东滩。其中的污泥水热炭为生活污泥于水热反应釜在180 ℃、18.5 MPa下加热3 h，板框压滤脱水至含水量≤20%生成，所用生活污泥为上海城投污水处理有限公司石洞口污水处理厂的重力浓缩污泥；稻壳热解炭为稻壳在反应釜中400 ℃下碳化煅烧2.5 h生成。盐渍土及生物炭理化性质指标见表1。
盆栽试验前将2种生物炭用粉碎机破碎至粉末状，分别与滨海盐渍土以重量比 (w/w) 0.5%、1.0%、5.0%配置形成6个生物炭试验处理 (0.5%污泥水热炭 (S1) 、1%污泥水热炭 (S2) 、5%污泥水热炭 (S3) 、0.5%稻壳热解炭 (T1) 、1%稻壳热解炭 (T2) 和5%稻壳热解炭 (T3) ，以未施加生物炭的崇明东滩滨海盐渍土作为试验对照 (CK) ，每个处理设置4个重复。盆栽试验所用植物材料为孔雀草 (Tagetes patula L.) ，其花色丰富，色彩鲜艳，易于栽培管理，常作为地被植物应用于道路绿化中。将其栽植于盐碱地中，能有效增加地面覆盖度从而降低土壤蒸发，抑制返盐。相比乔木和灌木，地被植物对于土壤质量的反应更为迅速。选取大小、长势一致，株高为 (3.0±0.3) cm的孔雀草幼苗，移栽至直径15.5 cm，深度24.0 cm种植盆 (底部设有托盘) ，每盆等距栽植3株，共计7×4=28盆。
-
1) 土壤指标测定。每隔7 d测定土壤电导率 (soil electric conductivity，EC) 及土壤水分，采用土壤三参数仪 (HydraMon POGO，美国Stevens water monitoring systems公司) 在线测定。栽植91 d后，采集土壤，按相关标准对土壤指标进行测定。土壤容重按标准LY/T 1215进行检测[17]；土壤pH按标准LY/T 1239进行检测[17]；全盐量按标准LY/T 1251进行检测[17]；有机质按标准LY/T 1237进行检测[17]；全磷、有效磷按标准LY/T 1232进行检测[17]；全氮、水解性氮按标准LY/T 1228进行检测[17]；全钾、速效钾按标准LY/T 1234进行检测[17]；阳离子交换量按标准LY/T 1243进行检测[17]；有机碳按标准HJ 615—2011进行检测[18]。
2) 植物指标测定。栽植91 d后，测定植物生物量、茎根比 (鲜重) 。其他植物指标测定方法均参考《植物生理生化实验原理和技术》[19]：叶绿素质量分数采用丙酮提取-分光光度法测定；根系活力采用氯化三苯基四氮唑法测定；超氧化物歧化酶 (superoxide dismutase，SOD) 活性采用氮蓝四唑法测定；过氧化氢酶 (catalase，CAT) 活性采用紫外吸收法；丙二醛 (malondialdehyde，MDA) 含量采用硫代巴比妥酸法测定。
3) 生物炭指标测定。利用有机元素分析仪 (Vario EL Cube，德国Elemantar公司) 测定生物炭样品中C、H、N等元素的质量分数。利用傅里叶变换红外光谱仪 (Nicolet 380，美国Thermo Fisher Scientific公司) 测定生物炭样品的表面官能团，红外扫描范围4 000~400 cm−1，分辨率4 cm−1。利用多功能X射线衍射 (XRD) ( Rigaku D/MAX 2500V，日本理学株式会社) 测定生物炭的晶体结构，扫描速度为10 °·min−1，2θ为10~90°。采用标准HJ/T 300—2007方法测定污泥水热炭的重金属浸出情况[20]，所得浸出液利用电感耦合等离子体原子发射光谱仪 (Labs Prodidy 7，美国Leeman公司) 测定Pb、Cr、Cd、As、Ni、Zn、Cu含量。其他指标测定方法同土壤。
-
数据图的绘制采用Origin 2018。均值及标准偏差均利用Excel进行计算，数理统计采用软件SPSS statistics 23，方差分析 (Analysis of Variance，ANOVA) 采用单因素方差分析 (One Way ANOVA) 及多元方差分析 (Multivariate ANOVA，MANOVA) ，事后多重比较利用邓尼特t检验 (Dunnett) ；相关分析利用双变量相关分析。RDA分析图的绘制采用Canoco 5。
-
研究所用2种生物炭的物理化学性质如表1所示。结果显示污泥水热炭与稻壳热解炭的理化性质差异显著。污泥水热炭为弱酸性，全盐量及氮磷质量分数要高于稻壳热解炭。而稻壳热解炭为弱碱性，钾的质量分数较高。有机元素分析显示污泥水热炭的H/C、O/C均大于稻壳热解炭，说明污泥水热炭的芳香度要小于稻壳热解炭，但极性要大于稻壳热解炭。
对比污泥水热炭和稻壳热解炭的红外图谱 (图1(a)) ，2种生物炭的特征吸收峰的差异比较明显。在官能团区 (3 500~1 500 cm−1) ，3 271 cm−1处的吸收峰归属于O–H的伸缩振动，主要是羟基、羧基官能团，稻壳热解炭的峰强度较污泥水热炭低，表明稻壳热解炭脱水脱氢缩合和不饱和程度比污泥水热炭高；2 923、2 847 cm−1处的吸收峰归属于脂肪族C–H的伸缩振动；1 641 cm−1处的吸收峰归属于–C=O的伸缩振动；1 536 cm−1吸收峰归属于N–H的伸缩振动；稻壳热解炭的峰强度均较污泥水热炭低。1 450 cm−1处的吸收峰归属于芳环的–C=C伸缩振动；1 356 cm−1吸收峰归属于脂肪族C–H的弯曲振动。在指纹区 (1 500~500 cm−1) ，1 010 cm−1的吸收峰归属于–C–O–R和–C–O的伸缩振动，污泥水热炭的峰强度较高；761 cm−1处有芳环C–H弯曲振动吸收峰。红外图谱及元素分析的结果表明相比稻壳热解炭，污泥水热炭极性较大，表面具有较多的丰富的含氧官能团 (–OH、COOH等) ，具有更高的阳离子交换能力。
如图1(b)所示，2θ角度26.6˚为β–石英的特征峰。污泥水热炭的晶相主要为石英SiO2，这主要是因为污泥中含有沙砾，因此污泥制备的水热炭中有SiO2晶体。在2θ=23°处的特征衍射峰代表石墨结构 (002) 晶面的衍射峰，反映生物炭的结晶程度和石墨化表面的存在，结果显示稻壳热解炭的石墨化程度比污泥水热炭高。说明稻壳热解炭的比表面积较大。
-
幼苗种植后每隔7 d测试各处理EC值和土壤水分，结果如图2(a)所示。植物生长期间处理组S2 ( (0.48±0.06) ds·m−1) 、T2 ( (0.48±0.03) ds·m−1) 、T3 ( (0.40±0.06) ds·m−1) 的EC值均显著低于CK对照组 ( (0.60±0.12) ds·m−1) (P<0.05) ；处理组S3 ( (0.86±0.15) ds·m−1) 在植物生长期间均大于CK对照组 (P<0.05) 。处理组S1 ((0.51±0.07) ds·m−1) 及T1 ( (0.53±0.08) ds·m−1) 在植物生长前期的EC值低于CK对照组，后期则高于CK对照组。土壤水分含量各处理组总体高于CK对照组 (图2(b)) 。MANOVA分析显示，生物炭的种类及添加比例均对土壤EC值及水分影响不显著 (P>0.05) 。
生物炭的种类对土壤容重都有显著影响 (P<0.05) ，2种生物炭显著降低土壤容重 (P<0.05) 。如图2(c)所示，不同处理组土壤容重大小表现为T3<T2<T1<S3<S2<S1，均显著低于CK对照组 ((1.40±0.03) Mg·m−3) ，污泥水热炭处理组要显著高于稻壳炭处理组 (P<0.05) 。但2种生物炭处理的组内差异不显著，添加比例对土壤容重没有显著影响 (P>0.05) ，均随添加比例的上升呈下降趋势。XRD分析结果显示稻壳热解炭的石墨化程度比污泥水热炭高，容重要低于污泥水热炭，因此，稻壳热解炭添加到土壤中可以更有效的降低土壤的容重。
生物炭的种类及添加比例均对土壤全盐量有显著影响 (P<0.05) 。如图2(d)所示，2种生物炭添加均显著降低土壤全盐量 (P<0.05) ，不同处理组全盐量质量分数大小表现为T3<T1<T2<S2<S3<S1，均显著低于CK对照组 ( (3.88±0.35) g·kg−1) 。污泥水热炭处理组随添加比例的增加土壤全盐量出现先下降后上升趋势，1%的添加比例 (S2) 的降盐效果最佳，为 (2.2±0.49) g·kg−1。而稻壳热解炭处理组随添加比例的上升土壤全盐量总体呈下降趋势，5%的添加比例 (T3) 的降盐效果最佳，为 (1.22±0.05) g·kg−1。相同添加比例下，降盐效果稻壳热解炭处理组要优于污泥水热炭处理组。张金春[21]发现稻壳热解炭中含有较高的水溶性SO42−、K+、Cl−离子，但水溶性Ca2+、Mg2+、Na+离子含量较低，因此其本身含盐量对土壤盐分总量影响不大。此外，相比污泥水热炭，稻壳热解炭具有更大的比表面积，这一特性使其能更有效地增加土壤的水分固持能力，进而有助于降低土壤盐分。
生物炭的种类对土壤pH都有显著影响 (P<0.05) 。不同处理组pH值大小表现为S3<S2<S1<T2<T1<T3，均显著低于CK对照组 (图2(d)) 。污泥水热炭的添加显著降低土壤pH (P<0.05) ；稻壳热解炭处理组的pH显著高于污泥水热炭处理组 (P<0.05) ，且随着稻壳热解炭添加比例的上升，土壤pH值出现上升趋势。这可能与稻壳热解炭的碱性性质有关。高温热解产生的稻壳热解炭，碱性官能团比例显著高于酸性官能团[22]，不同热解温度和停留时间条件下，稻壳热解炭的pH均呈碱性 (7.4~8.9) [23]。相比之下，污泥水热炭的pH值都在中性 (5.8~7.6) 左右，均值为6.6[15-16]。碱性官能团主要与灰分含量有关[24]，水热炭的灰分含量要低于热解生物炭[25]，且污泥水热炭的灰分中SiO2是主要成分[26]。本研究XRD测定的结果也印证这一结果。ZHU等[16]研究发现添加到碱性土壤中的污泥水热炭能提高土壤的酸碱度缓冲能力，使土源可溶性有机质的主要组成转变为富里酸和腐植酸类组分，从而降低土壤pH值。因此与稻壳热解炭相比，弱酸性的污泥水热炭的添加更能有效降低盐渍土的pH值。
生物炭的添加比例对土壤有机质影响显著 (P<0.05) ，如图2(e)所示，不同处理组土壤有机质质量分数大小表现为T1<S1<S2<T2<T3<S3。在0.5%、1%、5%的添加比例下，土壤有机质在污泥水热炭处理组分别由对照组CK ( (17.60±1.98) g·kg−1) 升至 (22.88±4.84) 、 (24.02±3.70) 、 (28.48±2.31) g·kg−1；稻壳热解炭处理组升至 (19.95±5.45) 、 (24.47±5.26) 、 (28.07±1.96) g·kg−1。但生物炭的种类对土壤有机质影响不显著 (P>0.05) 。土壤有机碳的质量分数由对照组CK ( (6.39±0.37) mg·kg−1) 升至S1 ( (7.93±0.78) mg·kg−1) 、S2 ( (9.15±0.21) mg·kg−1) 、S3 ( (14.07±0.90) mg·kg−1) 、T1 ( (7.06±0.45) mg·kg−1) 、T2 ( (8.40±0.85) mg·kg−1)、T3 ( (8.78±1.06) mg·kg−1) 。生物炭的种类及添加比例均对土壤有机碳有显著影响 (P<0.05) ，均随添加比例的上升而上升，相同添加比例下，污泥水热炭处理组高于稻壳热解炭处理。有机元素分析显示稻壳热解炭比污泥水热炭具有更高的芳香度，这通常意味着更高的化学稳定性，有助于碳素在土壤中的稳定性。然而，这种稳定性可能不利于微生物分解和植物对碳的吸收利用。相比之下，污泥水热炭可以降低土壤溶解性有机碳疏水有机物的含量和溶解性有机碳芳构化的复杂性[16]，这种特性可能对土壤有机碳的质量和数量产生积极影响。由于微生物和植物对有机物的利用效率提高，土壤中的有机碳可以更快地得到补充和更新，从而增加土壤有机碳的储备。
生物炭的种类及添加比例均对土壤全磷、全氮和速效钾有显著影响 (P<0.05) ，由图2(f)所示，不同处理组土壤全磷质量分数大小表现为T1<T2<S1<T3<S2<S3，均高于对照组CK；全氮质量分数大小表现为T2<T1<S1<T3<S2<S3，除T2外均高于对照组CK。污泥水热炭的添加显著增加土壤全磷质量分数及全氮质量分数 (P<0.05) ，土壤全磷质量分数由对照组CK ( (0.97±0.03) mg·kg−1) 升至S1 ( (1.18±0.09) mg·kg−1) 、S2 ( (1.28±0.19) mg·kg−1) 、S3 ( (2.02±0.54) mg·kg−1) ；土壤全氮质量分数由对照组CK ( (0.96±0.07) mg·kg−1) 升至S1 ( (1.07±0.11) mg·kg−1) 、S2 ( (1.16±0.07) mg·kg−1) 、S3 ( (1.87±0.32) mg·kg−1) 。稻壳热解炭的添加对土壤全磷全氮质量分数影响均不显著 (P>0.05) 。污泥水热炭在增加土壤氮磷方面表现出优于稻壳热解炭的效果，这可能与污泥水热炭中积累了大量P、Al、Ca、Fe、Mg等元素有关[15]。FEI等[13]研究发现污泥水热炭总磷质量分数可达25.18 g·kg−1，有效磷质量分数>0.42 g·kg−1，而且可以作为一种缓释磷肥载体，磷酸盐吸附能力高达23.8 g·kg−1，且很容易释放。磷的可用性在很大程度上取决于土壤pH值[27]，弱酸性的水热炭有助于提高磷的可用性。本研究发现污泥水热炭的全氮质量分数 ( (22.1±14.9) g·kg−1) 以及有机氮质量分数 (0.75%±0.11%) 均高于稻壳热解炭 ( (1.33±0.05) g·kg−1、0.64%±0.02%) ，红外光谱结果中N–H的峰强也高于稻壳热解炭 (图1(a)) 。这与HUANG等[28]的研究结果相一致，他们发现污泥水热炭是潜在的富氮肥料，160 °C时，污泥水热炭中能保留原料中47.3%的氮，污泥中的蛋白质–N主要转化为杂环–N留在水热炭中。污泥水热炭还有助于提高土壤氮的可用性，其表面丰富的含氧官能团有助于吸附NH4+，低pH值的特性也有益降低土壤石灰效应，进而减少NH3挥发带来的氮损失。稻壳热解炭的影响机制却有所不同，LIU等[29]研究发现热解生物炭本身的氮含量较少，主要通过促进土壤共生固氮、提高植物氮吸收、降低硝化反硝化过程的N2O排放、减少氮淋溶等方式影响土壤氮循环。稻壳热解炭对土壤pH的影响还有增加土壤NH3挥发的风险。不同处理组土壤速效钾质量分数大小表现为S1<S2<T1<S3<T2<T3，均高于对照组CK。稻壳热解炭的添加显著增加土壤速效钾的质量分数 (P<0.05) ，5%的添加比例土壤速效钾质量分数增加2.36倍 ((203.70±43.93) mg·kg−1) 。这可能是因为稻壳热解炭中含有较高质量浓度的水溶性K+离子[30]。相同添加比例下，污泥水热炭的添加对土壤速效钾质量分数产生的影响较小，5%的添加比例土壤速效钾质量分数增加49.25% ((90.62±28.60) mg·kg−1) 。方海兰等[30]研究发现上海新建绿地土壤氮磷缺乏，速效钾含量适中，并不是土壤质量的限制因子。所以就氮磷钾营养方面，改良上海滨海盐渍土，污泥水热炭要优于稻壳热解炭。
-
在试验的91 d中，CK出现3株死亡，5%污泥水热炭处理组 (S3) 出现2株死亡，1%及5%稻壳热解炭处理组 (T2、T3) 处理组各出现1株死亡，其他处理均存活至正常开花。
生物炭的种类及添加比例均对孔雀草的鲜重有显著影响 (P<0.05) 。不同处理组孔雀草的鲜重大小表现为T1<T2<T3<S1<S3<S2，均高于对照组CK (图3(a)) 。孔雀草的鲜重随污泥水热炭添加比例增加出现先上升后下降趋势，相比对照组，分别增加了85.99%、209.72%、197.42%；相同添加比例下，稻壳热解炭处理组的孔雀草鲜重低于污泥水热炭组，随添加比例的上升分别增加了30.97%、44.87%、77.84%。S2处理组要显著大于其他处理组 (P<0.05) 。生物炭的种类对孔雀草的茎根比有显著影响 (P<0.05) 。不同处理组的孔雀草茎根比 (地上部分与地下部分重量比) 大小表现为S1<S2<S3<T3<T2<T1，均小于对照组CK。污泥水热炭处理组随添加比例的增加略有上升；稻壳热解炭处理组则出现下降趋势，5%的添加比例茎根比显著低于其他比例添加组 (P<0.05) 。相同添加比例下，污泥水热炭处理组的茎根比小于稻壳热解炭处理组。植物茎根比小，说明根系发达。这表明污泥水热炭可能更有利于促进植物根系的生长。
添加比例对孔雀草的根系活力有显著影响 (P<0.05) 。不同处理组孔雀草的根系活力大小表现为S1<S3<T2<T1<T3<S2，均高于对照组CK (图3(b)) 。污泥水热炭处理组，根系活力随添加比例增加出现先上升后下降趋势，1%的添加比例根系活力最佳 ( (72.48±11.83) µg·mL−1·g−1·h−1) ；而稻壳热解炭处理组，根系活力随添加比例增加呈先下降后上升趋势，5%的添加比例根系活力为最佳 (56.60 µg·mL−1·g−1·h−1) 。不同处理组孔雀草叶片的叶绿素质量分数大小表现S1<T2<T3<T1<S2<S3，均高于对照组CK。污泥水热炭处理组的叶绿素质量分数随添加比例增加而增加。这些结果表明，2种生物炭的适度添加显著促进了地被植物孔雀草的生长，特别是根系发育。根系作为与盐碱土接触的突出部分，对不利的生长环境具有强烈的生理响应[31]。许多研究表明，在盐胁迫下，植物根系长度、体积、表面积和重量显著降低，根的组成和形态结构发生变化[32]，严重限制根系对必需养分和水分的吸收，抑制根系呼吸，从而限制植物地上部分的生长[33]。污泥水热炭中的高有机碳含量及表面含有的丰富–OH、COOH等，在碱性环境下可以释放大量的氢离子，一方面中和过高的pH，另一方面可以置换土壤吸附位点上的Na+，提高土壤的通透性，从而促进Na+的洗脱。除此之外，污泥水热炭中丰富的氮磷也能促进植物根系生长。王冰清等[34]发现氮肥和腐殖酸联用可以显著促进孔雀草根系生长发育，改善孔雀草的根系形态特征。土壤中适量的磷含量可以促进根系的生长发育，增加根的数量、长度和直径，从而提高植物对水分和养分的吸收能力。土壤理化性质对叶片叶绿素含量的影响差异不显著，有研究表明植物叶片叶绿素的增加的原因可能是由于土壤氮有效性增加提高了叶片氮含量[29]。根的生长情况和活力水平直接影响地上部的生长和营养状况。
-
如图4所示，与CK相比，处理组SOD活性、CAT活性均得到不同程度的提升。不同处理组孔雀草的SOD活性大小表现为S3<T2<S1<T3<T1<S2，均高于对照组CK；CAT活性大小表现为T2<T3<T1<S3<S1<S2，均高于对照组CK。污泥水热炭处理组SOD活性、CAT活性均随添加比例上升出现先上升后下降趋势，SOD活性较CK分别增加了46.98%、98.20%和4.01%，CAT活性较CK分别增加了97.05%、151.67%和42.76%，S2处理组均显著高于其他处理组 (P<0.05) 。稻壳热解炭处理组，随添加比例的增加SOD活性呈先下降后上升趋势，SOD活性较CK分别增加了85.95%、26.28%、79.26%。CAT活性较CK分别增加了28.28%、24.17%和24.31% (P>0.05) 。生物炭的种类及添加比例均对孔雀草CAT活性有显著影响 (P<0.05) 。相同添加比例下，污泥水热炭处理组的CAT活性高于稻壳热解炭处理组。这些结果表明，污泥水热炭及稻壳热解炭的添加显著提高了植物活性氧清除酶的活性，增强其抗氧化能力。
生物炭的种类及添加比例均对孔雀草MAD含量有显著影响 (P<0.05) 。孔雀草MAD含量大小表现为S2<S1<S3<T2<T1<T3。污泥水热炭处理组MAD含量均值均显著低于对照组CK (P<0.05) 。0.5%及1%的稻壳热解炭添加比例MDA含量与对照组CK差异不显著，而T3处理组的MDA含量显著高于对照组CK (P<0.05) 。盐碱胁迫会破坏细胞中活性氧的动态平衡，引起植物的氧化损伤[35]，进而破坏膜的稳定性，增加MDA含量并抑制光合作用[14]。当2种生物炭的施加量增加到5%时，孔雀草的MAD含量均呈现上升趋势。这可能是因为污泥水热处理本身含有一定盐分，而稻壳炭的碱性可能对植物生长产生一定的副作用。
-
在本试验中，2种生物炭的适度添加改善了孔雀草的根部生长发育状况 (通过茎根比及根系活力测量) 及光合作用能力 (通过叶绿素质量分数测量) ，提高了活性氧清除酶的活性 (SOD、CAT) 来减轻或消除盐诱导的氧化损伤 (通过MDA测量) ，进而促进生物量积累。研究表明，土壤中的生物炭可以通过改善土壤化学、物理和生物特性来提高植物生产力[36]。
采用RDA分析植物生长、生理生化指标与土壤理化性质间的关系 (图5) 。研究发现2种生物炭的添加使孔雀草的茎根比、根系活力及叶绿素质量分数发生了较为显著变化 (pseudo-F=1.7，P=0.098) (图5(a)) 。结果表明土壤理化性质对孔雀草生长情况的影响程度 (解释量) 的大小排序为：pH、全盐量、土壤容重、有机碳、全氮、全磷、有机质、速效钾、EC值。孔雀草的鲜重与土壤全磷质量分数 (r=0.758，P=0.048<0.05) ，土壤全氮质量分数 (r=0.716，P=0.070<0.1) ，土壤有机碳质量分数 (r=0.777，P=0.040<0.05) 显著正相关；与土壤pH值显著负相关 (r=−0.541，P=0.003<0.05) 。这3个指标在2种生物炭处理组之间的差异显著。相较于稻壳热解炭，污泥水热炭在降低土壤pH值、提高土壤氮、磷及有机碳的质量分数方面表现更佳。因此，污泥水热炭的应用对于改善土壤理化性质和促进孔雀草的生长具有积极意义。孔雀草的茎根比与土壤有机质质量分数 (r=−0.771，P=0.037<0.05) 显著负相关，与土壤pH值显著正相关 (r=−0.381，P=0.045<0.05) 。土壤有机质质量分数的增加促进了根系的生长，从而相对降低了茎根比。但2种生物炭处理组有机质质量分数差异不显著，茎根比差异主要原因可能还是在于稻壳热解炭的碱性性质。根系活力与全盐量 (r=−0.575，P=0.001<0.05) ，土壤容重 (r=−0.552，P=0.002<0.05) 显著负相关。稻壳热解炭在改善这2个指标方面具有优势。但生物炭的添加比例对根系活力具有显著影响，而生物炭种类对根系活力的影响并不显著。这说明不同种类的生物炭在提高孔雀草根系活力方面可能具有相似的效应，只要添加比例适宜。如1%的污泥水热炭处理，孔雀草具有较好的根系活力。孔雀草叶片叶绿素含量与根系活力的呈显著正相关 (r=0.774，P=0.021<0.05) ，生物炭对土壤营养元素的改善对叶绿素的影响主要通过促进根系的吸收和合成能力来实现。
研究发现2种生物炭的添加使CAT、SOD以及MDA含量发生了显著变化 (pseudo-F=2.3，P=0.008<0.05) (图5(b)) 。土壤理化性质对孔雀草盐碱胁迫的调节作用影响程度 (解释量) 的大小排序为：速效钾、pH、全盐量、土壤容重、全磷、有机碳、EC值、全氮、有机质。这些结果表明，生物炭的添加可能通过改善土壤理化性质，进而影响孔雀草的抗氧化酶活性和膜脂过氧化程度。SOD质量分数与土壤全盐量 (r=−0.440，P=0.019<0.05) 、土壤容重 (r=−0.409，P=0.031<0.05) 显著负相关；CAT活性与土壤pH值显著负相关 (r=−0.430，P=0.022<0.05) 。MDA含量与土壤速效钾显著正相关 (r=0.572，P=0.001<0.05) ，与EC值显著负相关 (r=−0.713，P=0.036<0.05) 。同时，研究发现MDA含量还与植物鲜重 (r=−0.750，P=0.026<0.05) 、CAT活性 (r=−0.792，P=0.034<0.05) 均呈显著负相关。结果表明2种生物炭添加均显著降低土壤全盐量，从而减轻盐胁迫对植物的伤害 (通过MDA测量) 。此外，生物炭施加后，土壤营养元素的提高有助于缓解盐胁迫下植物体内营养匮缺，提高植物抗氧化能力。植物通过增加SOD和CAT来合成和平衡活性氧清除酶，保护细胞免受细胞中活性氧诱导的氧化损伤[37]。研究显示，生物炭的添加通过降低离子胁迫、减少活性氧的产生和提高酶活性，减轻或消除了盐胁迫对植物的伤害，进而促进了生物量的积累。
研究也发现，在盐碱地改良过程中，如果污泥水热炭的添加量过高，可能会产生负面效应。这是因为Al、Ca、Fe和Mg与P具有很强的亲和力，它们在水热处理过程中会形成矿物磷酸盐沉淀物[15]。过度添加污泥水热炭可能会增加土壤盐度，这会对土壤的养分状况产生负面影响，降低氮和磷的可用性，从而抑制植物的生长。除了盐度问题，重金属含量也是非常值得关注的问题。为了确保污泥水热炭使用的安全性和合规性，本研究对浸出重金属含量进行了检测。如表1所示，污泥水热炭中的重金属含量符合《城镇污水处理厂污泥处置 土地改良用泥质》GB/T
24600 -2009中对改良用泥质重金属含量限值的要求[38]。这表明污泥水热炭可以作为土壤改良材料进行使用。有研究者指出，施用污水污泥到土壤中可能带来较高的风险，因为这可能导致土壤中重金属的总量和生物利用度增加[39-40]。然而，在污泥的水热炭化过程中，多价态重金属离子从高毒性转化为低毒产物[41]。此外，污泥水热炭还可以通过吸附、络合、聚集和沉淀等方式与土壤中的重金属发生反应[42]。ZHU等[16]研究发现，当污泥水热炭的添加量为10 g·kg−1时，可以有效促进土壤中有效态重金属向稳定残留物的转化，从而降低土壤中重金属的生态风险。同时，绿化植物对重金属也有富集作用。沈烈英等[43]发现了包括三叶鬼针草在内的19种对重金属具有超累积特性的绿化植物。这些植物可以有效地从土壤中吸收和转运重金属，降低土壤中重金属的含量和生态风险。因此，对于污泥水热炭的应用，需要综合考虑其改良效果、重金属的生物利用度和植物的吸收特性等因素，以确保其在土壤改良中的安全性。同时，对于其长期应用的效果和潜在风险，还需要进一步的研究和评估。 -
1) 2种生物炭的适度添加显著促进了地被植物孔雀草的生长。进一步揭示了孔雀草生长状况的改善归因于生物炭的添加降低盐碱胁迫，改善了盐碱土的营养状况。
2) 污泥水热炭在降低土壤pH值，提高土壤氮、磷及有机碳的质量分数效果更优，但过度添加会增加土壤全盐量；稻壳热解炭在降低土壤全盐量和容重，提高土壤钾质量分数效果更优，但过度添加有增加土壤碱性的风险。
3) 污泥水热炭1%的添加比例获得较好的改良效果，添加后盐渍土 ((4.51±0.57) g·kg−1) 全盐量降至(2.2±0.49) g·kg−1，有机质升至(24.02±3.70) g·kg−1 (其中溶解性有机碳(9.15±0.2) mg·kg−1) ，全磷质量分数升至(1.28±0.19) mg·kg−1，全氮质量分数升至(1.16±0.07) mg·kg−1。
4) 污泥水热炭在滨海盐渍土园林绿化用地中的应用从养分和植物生长的角度来看是可行的。这种材料可以改善土壤的理化性质，增加土壤的肥力，促进植物的生长和适应盐渍环境的能力。然而，长期应用的效果和潜在风险还需要进一步的研究和评估。
2种生物炭施用对滨海盐渍土土壤及植物影响的对比分析
Comparative analysis of the effects of two types of biochar application on coastal saline soil and plants
-
摘要: 改良滨海盐渍土对于园林绿化用地的拓展与生态景观的营造至关重要，是提升城市生态环境质量、丰富绿化多样性的必要举措。本研究对比分析2种生物炭在滨海盐渍土中的施用效果，评估其对土壤理化性质的改善及植物生长的影响。利用地被植物孔雀草 (Tagete patula L.) 进行室内盆栽试验，在滨海盐渍土中分别添加0.5%、1%、5% (质量比) 的污泥水热炭和稻壳热解炭。对比研究两种生物炭不同比例施用对土壤理化性质的影响，并考察孔雀草的生长情况和生理生化指标的变化。结果显示，与稻壳热解炭相比，污泥水热炭在降低土壤pH、提高土壤氮、磷及有机碳质量分数方面表现出更优效果，但过度添加会增加土壤全盐量，以1%的添加比例改良效果最佳，能够在不增加盐渍土全盐量的同时显著降低pH，有效提升土壤有机质、全磷、全氮质量分数。此外，冗余分析表明，污泥水热炭通过降低离子胁迫和改善土壤营养状况来提升孔雀草的根系生长和活力水平，增强其抗盐胁迫能力，进而促进生物量积累。污泥水热炭在滨海盐渍土园林绿化用地中的应用从养分和植物生长的角度来看是可行的，但其长期应用的安全性还需要进一步的研究和评估。该研究将为滨海盐渍土园林绿化用地改良提供科学依据。Abstract: The amelioration of coastal saline soil for landscaping purposes is paramount to both expanding gardening and greening areas and fostering the development of diverse ecological landscapes. It is a necessary measure to enhance the quality of urban ecological environment and enrich the diversity of greening. The aim of the study was to compare and analyze the application effects of two types of biochar on coastal saline soil, by evaluating their impacts on the improvement of soil physicochemical properties and plant growth. Indoor pot experiments were conducted using the ground cover plant Tagete patula L. to investigate the impact of various application rates (0.5%, 1%, and 5% w/w) of sludge hydrochar and rice husk biochar on the physical and chemical properties of saline-alkali soils. The effects of these amendments on the growth and physiological and biochemical responses of Tagete patula L. were also evaluated. The results showed that sludge hydrochar applications at a level of 1% achieved the most significant improvement. After amendment with sludge hydrochar, the salt content of the saline-alkali soil decreased significantly, while the soil organic matter, total phosphorus and total nitrogen increased significantly. Redundancy analysis further revealed that sludge hydrochar effectively reduced ion stress and improved soil nutrient status. Furtherly, this facilitated the growth and vitality of roots, while regulating the impact of salt and alkali stress on biomass accumulation and promoting its accumulation. The application of sludge hydrothermal carbon in coastal saline soil landscaping land is feasible from the perspective of nutrient and growth of plant. However, its long-term safety needs further research and evaluation to ensure its environmental sustainability. This study will provide a scientific evidence for the amelioration of coastal saline soil landscaping land.
-
Key words:
- sludge hydrochar /
- rice husk biochar /
- coastal saline-alkali soil /
- Tagete patula L.
-
上海滨海盐渍土的面积约占陆域的12%~15%，主要分布在崇明、浦东新区、奉贤、金山等沿海地区，这些地区也是绿化造林的主要“增量”地区。这种土壤类型的主要特点是结构简单、养分缺乏以及盐分含量高，这大大制约了绿化建设的发展，因此，为了营造优美的滨海城镇景观，对园林绿化的盐渍土进行改良是非常必要的。
生物炭是一种由生物质在完全或部分缺氧的条件下经热解炭化产生的一类高度芳香化碳质材料，具有丰富孔隙结构和比表面积[1-2]，可以通过物理过程 (增加阳离子交换容量) [3]、化学过程 (减少氮淋溶和吸收可溶性养分) [2]和生物过程 (增加微生物丰度和改善微生物群落) [4]来改良土壤，在酸性或中性土壤中的应用广泛。近来越来越多的研究表明，在盐碱土壤中施用生物炭可以有效提高土壤通透性和有机质含量[5]，降低pH和盐分[6]，减少植物对Na+吸收，缓解盐胁迫[7]，促进微生物和作物生长[8-9]。然而，当前规模化制备的生物炭通常富含碱金属等盐离子且碱性较强，已有研究发现施用生物炭对盐碱地土壤性质的负面影响，例如提高土壤pH和盐分含量[10]。因此，在使用生物炭时需要考虑到其可能带来的负面影响，并采取相应的措施进行控制和优化。此外，不同类型和性质的生物炭对不同类型的盐碱土改良的效果可能存在差异，需要根据具体情况进行综合考虑和分析。
污泥水热炭是高含水率 (约80%) 污泥在高温 (180~250 ℃) 及自生饱和压力条件下 (0~4 MPa) 水热炭化产生的生物炭[11]，是市政污泥无害化、减量化的处理产物。其处置一直是该工艺迫切需要解决的问题。2022年我国市政干污泥产量约1.4×107 t (2021年城乡建设统计年鉴) ，要消纳这么多污泥处理后的产物需要寻求更多的资源化途径。与热解生物炭相比，水热生物炭含氧官能团更加丰富，能为营养物质的吸附与固定提供更多的活性位点[12]，有利于养分的吸附持留，非常适合做缓释肥料的载体材料。FEI等[13]研究发现污泥水热炭比热解生物炭具有更好的磷保留能力。污泥水热炭也是一种潜在的富氮磷的肥料，有助于提高植物的生长和生产力[13-14]。污泥水热炭具有偏弱酸性的特征[15-16]，可能会对盐碱土的改良产生不同的效果。与当前规模化热解制备的生物炭相比，污泥水热炭对于盐碱土的负面作用是否相同值得探讨。将污泥水热炭作为滨海盐渍土改良剂，不仅可以拓宽污泥废弃物的处置渠道，还有助于改良滨海盐渍土，降低滨海盐渍土园林绿化改土成本。目前关于污泥水热炭用于滨海盐渍土改良效果以及对植物影响的报道较少。为此，本研究将孔雀草 (Tagetes patula L.) 作为试验材料栽植在不同比例的污泥水热炭及稻壳热解炭添加的滨海盐渍土上，进一步研究污泥水热炭的理化性质、养分释放机制以及对植物生长的影响，通过与已经规模化制备并用于绿化土壤改良的稻壳热解炭进行对比，为污泥水热炭改良滨海盐渍土的规范化应用提供理论和实践基础，为其在绿化和环境领域的应用提供更有力的科学依据。
1. 材料与方法
1.1 试验材料与方法
于2022年7—10月在上海市徐汇区上海市园林规划研究院实验室进行盆栽试验。试验选取污泥水热炭与稻壳热解炭作为盐渍土的改良材料，所用滨海盐渍土采自上海市崇明东滩。其中的污泥水热炭为生活污泥于水热反应釜在180 ℃、18.5 MPa下加热3 h，板框压滤脱水至含水量≤20%生成，所用生活污泥为上海城投污水处理有限公司石洞口污水处理厂的重力浓缩污泥；稻壳热解炭为稻壳在反应釜中400 ℃下碳化煅烧2.5 h生成。盐渍土及生物炭理化性质指标见表1。
表 1 盐渍土及2种生物炭理化性质Table 1. Characteristics of saline-alkali soil and two types of biochar理化性质 盐碱土 污泥水热炭 稻壳热解炭 pH 9.10±0.06 6.17±0.12 8.6±0.07 全盐量/(g·kg−1) 4.51±0.57 8.66±0.18 1.74±0.05 有机质/(g·kg−1) 19.90±1.29 425.00±35.60 400.00±10.70 全氮/(g·kg−1) 0.73±0.07 22.10±14.90 1.33±0.05 全磷/(g·kg−1) 1.05±0.02 38.80±1.10 0.37±0.02 全钾/(g·kg−1) 16.50±1.35 4.98±5.15 275.00±75.00 速效钾/(mg·kg−1) 590.00±162.00 — — 阳离子交换量/(cmol·kg−1) 5.35±0.48 — — 水解性氮/(mg·kg−1) 75.80±9.19 — — 有效磷/(mg·kg−1) 19.70±1.99 — — N/% — 0.75±0.11 0.64±0.02 C/% — 9.97±1.00 53.40±0.71 H/% — 1.58±0.10 2.54±0.09 S/% — 0.23±0.04 0 O/% — 9.48±0.50 10.20±0.01 重金属/(mg·L−1) — Pb Cr Cd As未检出，Ni Zn Cu<3.00 — | Show Table
DownLoad:
CSV
盆栽试验前将2种生物炭用粉碎机破碎至粉末状，分别与滨海盐渍土以重量比 (w/w) 0.5%、1.0%、5.0%配置形成6个生物炭试验处理 (0.5%污泥水热炭 (S1) 、1%污泥水热炭 (S2) 、5%污泥水热炭 (S3) 、0.5%稻壳热解炭 (T1) 、1%稻壳热解炭 (T2) 和5%稻壳热解炭 (T3) ，以未施加生物炭的崇明东滩滨海盐渍土作为试验对照 (CK) ，每个处理设置4个重复。盆栽试验所用植物材料为孔雀草 (Tagetes patula L.) ，其花色丰富，色彩鲜艳，易于栽培管理，常作为地被植物应用于道路绿化中。将其栽植于盐碱地中，能有效增加地面覆盖度从而降低土壤蒸发，抑制返盐。相比乔木和灌木，地被植物对于土壤质量的反应更为迅速。选取大小、长势一致，株高为 (3.0±0.3) cm的孔雀草幼苗，移栽至直径15.5 cm，深度24.0 cm种植盆 (底部设有托盘) ，每盆等距栽植3株，共计7×4=28盆。
1.2 试验测试方法
1) 土壤指标测定。每隔7 d测定土壤电导率 (soil electric conductivity，EC) 及土壤水分，采用土壤三参数仪 (HydraMon POGO，美国Stevens water monitoring systems公司) 在线测定。栽植91 d后，采集土壤，按相关标准对土壤指标进行测定。土壤容重按标准LY/T 1215进行检测[17]；土壤pH按标准LY/T 1239进行检测[17]；全盐量按标准LY/T 1251进行检测[17]；有机质按标准LY/T 1237进行检测[17]；全磷、有效磷按标准LY/T 1232进行检测[17]；全氮、水解性氮按标准LY/T 1228进行检测[17]；全钾、速效钾按标准LY/T 1234进行检测[17]；阳离子交换量按标准LY/T 1243进行检测[17]；有机碳按标准HJ 615—2011进行检测[18]。
2) 植物指标测定。栽植91 d后，测定植物生物量、茎根比 (鲜重) 。其他植物指标测定方法均参考《植物生理生化实验原理和技术》[19]：叶绿素质量分数采用丙酮提取-分光光度法测定；根系活力采用氯化三苯基四氮唑法测定；超氧化物歧化酶 (superoxide dismutase，SOD) 活性采用氮蓝四唑法测定；过氧化氢酶 (catalase，CAT) 活性采用紫外吸收法；丙二醛 (malondialdehyde，MDA) 含量采用硫代巴比妥酸法测定。
3) 生物炭指标测定。利用有机元素分析仪 (Vario EL Cube，德国Elemantar公司) 测定生物炭样品中C、H、N等元素的质量分数。利用傅里叶变换红外光谱仪 (Nicolet 380，美国Thermo Fisher Scientific公司) 测定生物炭样品的表面官能团，红外扫描范围4 000~400 cm−1，分辨率4 cm−1。利用多功能X射线衍射 (XRD) ( Rigaku D/MAX 2500V，日本理学株式会社) 测定生物炭的晶体结构，扫描速度为10 °·min−1，2θ为10~90°。采用标准HJ/T 300—2007方法测定污泥水热炭的重金属浸出情况[20]，所得浸出液利用电感耦合等离子体原子发射光谱仪 (Labs Prodidy 7，美国Leeman公司) 测定Pb、Cr、Cd、As、Ni、Zn、Cu含量。其他指标测定方法同土壤。
1.3 绘图及统计学方法
数据图的绘制采用Origin 2018。均值及标准偏差均利用Excel进行计算，数理统计采用软件SPSS statistics 23，方差分析 (Analysis of Variance，ANOVA) 采用单因素方差分析 (One Way ANOVA) 及多元方差分析 (Multivariate ANOVA，MANOVA) ，事后多重比较利用邓尼特t检验 (Dunnett) ；相关分析利用双变量相关分析。RDA分析图的绘制采用Canoco 5。
2. 结果与讨论
2.1 2种生物炭的物理和化学性质
研究所用2种生物炭的物理化学性质如表1所示。结果显示污泥水热炭与稻壳热解炭的理化性质差异显著。污泥水热炭为弱酸性，全盐量及氮磷质量分数要高于稻壳热解炭。而稻壳热解炭为弱碱性，钾的质量分数较高。有机元素分析显示污泥水热炭的H/C、O/C均大于稻壳热解炭，说明污泥水热炭的芳香度要小于稻壳热解炭，但极性要大于稻壳热解炭。
对比污泥水热炭和稻壳热解炭的红外图谱 (图1(a)) ，2种生物炭的特征吸收峰的差异比较明显。在官能团区 (3 500~1 500 cm−1) ，3 271 cm−1处的吸收峰归属于O–H的伸缩振动，主要是羟基、羧基官能团，稻壳热解炭的峰强度较污泥水热炭低，表明稻壳热解炭脱水脱氢缩合和不饱和程度比污泥水热炭高；2 923、2 847 cm−1处的吸收峰归属于脂肪族C–H的伸缩振动；1 641 cm−1处的吸收峰归属于–C=O的伸缩振动；1 536 cm−1吸收峰归属于N–H的伸缩振动；稻壳热解炭的峰强度均较污泥水热炭低。1 450 cm−1处的吸收峰归属于芳环的–C=C伸缩振动；1 356 cm−1吸收峰归属于脂肪族C–H的弯曲振动。在指纹区 (1 500~500 cm−1) ，1 010 cm−1的吸收峰归属于–C–O–R和–C–O的伸缩振动，污泥水热炭的峰强度较高；761 cm−1处有芳环C–H弯曲振动吸收峰。红外图谱及元素分析的结果表明相比稻壳热解炭，污泥水热炭极性较大，表面具有较多的丰富的含氧官能团 (–OH、COOH等) ，具有更高的阳离子交换能力。
图 1 污泥水热炭及稻壳热解炭的结构特性Figure 1. Structural characteristics of sludge hydrochar and rice husk biochar如图1(b)所示，2θ角度26.6˚为β–石英的特征峰。污泥水热炭的晶相主要为石英SiO2，这主要是因为污泥中含有沙砾，因此污泥制备的水热炭中有SiO2晶体。在2θ=23°处的特征衍射峰代表石墨结构 (002) 晶面的衍射峰，反映生物炭的结晶程度和石墨化表面的存在，结果显示稻壳热解炭的石墨化程度比污泥水热炭高。说明稻壳热解炭的比表面积较大。
2.2 施用2种生物炭对盐渍土土壤化学性质的影响
幼苗种植后每隔7 d测试各处理EC值和土壤水分，结果如图2(a)所示。植物生长期间处理组S2 ( (0.48±0.06) ds·m−1) 、T2 ( (0.48±0.03) ds·m−1) 、T3 ( (0.40±0.06) ds·m−1) 的EC值均显著低于CK对照组 ( (0.60±0.12) ds·m−1) (P<0.05) ；处理组S3 ( (0.86±0.15) ds·m−1) 在植物生长期间均大于CK对照组 (P<0.05) 。处理组S1 ((0.51±0.07) ds·m−1) 及T1 ( (0.53±0.08) ds·m−1) 在植物生长前期的EC值低于CK对照组，后期则高于CK对照组。土壤水分含量各处理组总体高于CK对照组 (图2(b)) 。MANOVA分析显示，生物炭的种类及添加比例均对土壤EC值及水分影响不显著 (P>0.05) 。
图 2 施用2种生物炭对土壤理化指标的影响Figure 2. Effects of two types of biochar additions on soil physicochemical index生物炭的种类对土壤容重都有显著影响 (P<0.05) ，2种生物炭显著降低土壤容重 (P<0.05) 。如图2(c)所示，不同处理组土壤容重大小表现为T3<T2<T1<S3<S2<S1，均显著低于CK对照组 ((1.40±0.03) Mg·m−3) ，污泥水热炭处理组要显著高于稻壳炭处理组 (P<0.05) 。但2种生物炭处理的组内差异不显著，添加比例对土壤容重没有显著影响 (P>0.05) ，均随添加比例的上升呈下降趋势。XRD分析结果显示稻壳热解炭的石墨化程度比污泥水热炭高，容重要低于污泥水热炭，因此，稻壳热解炭添加到土壤中可以更有效的降低土壤的容重。
生物炭的种类及添加比例均对土壤全盐量有显著影响 (P<0.05) 。如图2(d)所示，2种生物炭添加均显著降低土壤全盐量 (P<0.05) ，不同处理组全盐量质量分数大小表现为T3<T1<T2<S2<S3<S1，均显著低于CK对照组 ( (3.88±0.35) g·kg−1) 。污泥水热炭处理组随添加比例的增加土壤全盐量出现先下降后上升趋势，1%的添加比例 (S2) 的降盐效果最佳，为 (2.2±0.49) g·kg−1。而稻壳热解炭处理组随添加比例的上升土壤全盐量总体呈下降趋势，5%的添加比例 (T3) 的降盐效果最佳，为 (1.22±0.05) g·kg−1。相同添加比例下，降盐效果稻壳热解炭处理组要优于污泥水热炭处理组。张金春[21]发现稻壳热解炭中含有较高的水溶性SO42−、K+、Cl−离子，但水溶性Ca2+、Mg2+、Na+离子含量较低，因此其本身含盐量对土壤盐分总量影响不大。此外，相比污泥水热炭，稻壳热解炭具有更大的比表面积，这一特性使其能更有效地增加土壤的水分固持能力，进而有助于降低土壤盐分。
生物炭的种类对土壤pH都有显著影响 (P<0.05) 。不同处理组pH值大小表现为S3<S2<S1<T2<T1<T3，均显著低于CK对照组 (图2(d)) 。污泥水热炭的添加显著降低土壤pH (P<0.05) ；稻壳热解炭处理组的pH显著高于污泥水热炭处理组 (P<0.05) ，且随着稻壳热解炭添加比例的上升，土壤pH值出现上升趋势。这可能与稻壳热解炭的碱性性质有关。高温热解产生的稻壳热解炭，碱性官能团比例显著高于酸性官能团[22]，不同热解温度和停留时间条件下，稻壳热解炭的pH均呈碱性 (7.4~8.9) [23]。相比之下，污泥水热炭的pH值都在中性 (5.8~7.6) 左右，均值为6.6[15-16]。碱性官能团主要与灰分含量有关[24]，水热炭的灰分含量要低于热解生物炭[25]，且污泥水热炭的灰分中SiO2是主要成分[26]。本研究XRD测定的结果也印证这一结果。ZHU等[16]研究发现添加到碱性土壤中的污泥水热炭能提高土壤的酸碱度缓冲能力，使土源可溶性有机质的主要组成转变为富里酸和腐植酸类组分，从而降低土壤pH值。因此与稻壳热解炭相比，弱酸性的污泥水热炭的添加更能有效降低盐渍土的pH值。
生物炭的添加比例对土壤有机质影响显著 (P<0.05) ，如图2(e)所示，不同处理组土壤有机质质量分数大小表现为T1<S1<S2<T2<T3<S3。在0.5%、1%、5%的添加比例下，土壤有机质在污泥水热炭处理组分别由对照组CK ( (17.60±1.98) g·kg−1) 升至 (22.88±4.84) 、 (24.02±3.70) 、 (28.48±2.31) g·kg−1；稻壳热解炭处理组升至 (19.95±5.45) 、 (24.47±5.26) 、 (28.07±1.96) g·kg−1。但生物炭的种类对土壤有机质影响不显著 (P>0.05) 。土壤有机碳的质量分数由对照组CK ( (6.39±0.37) mg·kg−1) 升至S1 ( (7.93±0.78) mg·kg−1) 、S2 ( (9.15±0.21) mg·kg−1) 、S3 ( (14.07±0.90) mg·kg−1) 、T1 ( (7.06±0.45) mg·kg−1) 、T2 ( (8.40±0.85) mg·kg−1)、T3 ( (8.78±1.06) mg·kg−1) 。生物炭的种类及添加比例均对土壤有机碳有显著影响 (P<0.05) ，均随添加比例的上升而上升，相同添加比例下，污泥水热炭处理组高于稻壳热解炭处理。有机元素分析显示稻壳热解炭比污泥水热炭具有更高的芳香度，这通常意味着更高的化学稳定性，有助于碳素在土壤中的稳定性。然而，这种稳定性可能不利于微生物分解和植物对碳的吸收利用。相比之下，污泥水热炭可以降低土壤溶解性有机碳疏水有机物的含量和溶解性有机碳芳构化的复杂性[16]，这种特性可能对土壤有机碳的质量和数量产生积极影响。由于微生物和植物对有机物的利用效率提高，土壤中的有机碳可以更快地得到补充和更新，从而增加土壤有机碳的储备。
生物炭的种类及添加比例均对土壤全磷、全氮和速效钾有显著影响 (P<0.05) ，由图2(f)所示，不同处理组土壤全磷质量分数大小表现为T1<T2<S1<T3<S2<S3，均高于对照组CK；全氮质量分数大小表现为T2<T1<S1<T3<S2<S3，除T2外均高于对照组CK。污泥水热炭的添加显著增加土壤全磷质量分数及全氮质量分数 (P<0.05) ，土壤全磷质量分数由对照组CK ( (0.97±0.03) mg·kg−1) 升至S1 ( (1.18±0.09) mg·kg−1) 、S2 ( (1.28±0.19) mg·kg−1) 、S3 ( (2.02±0.54) mg·kg−1) ；土壤全氮质量分数由对照组CK ( (0.96±0.07) mg·kg−1) 升至S1 ( (1.07±0.11) mg·kg−1) 、S2 ( (1.16±0.07) mg·kg−1) 、S3 ( (1.87±0.32) mg·kg−1) 。稻壳热解炭的添加对土壤全磷全氮质量分数影响均不显著 (P>0.05) 。污泥水热炭在增加土壤氮磷方面表现出优于稻壳热解炭的效果，这可能与污泥水热炭中积累了大量P、Al、Ca、Fe、Mg等元素有关[15]。FEI等[13]研究发现污泥水热炭总磷质量分数可达25.18 g·kg−1，有效磷质量分数>0.42 g·kg−1，而且可以作为一种缓释磷肥载体，磷酸盐吸附能力高达23.8 g·kg−1，且很容易释放。磷的可用性在很大程度上取决于土壤pH值[27]，弱酸性的水热炭有助于提高磷的可用性。本研究发现污泥水热炭的全氮质量分数 ( (22.1±14.9) g·kg−1) 以及有机氮质量分数 (0.75%±0.11%) 均高于稻壳热解炭 ( (1.33±0.05) g·kg−1、0.64%±0.02%) ，红外光谱结果中N–H的峰强也高于稻壳热解炭 (图1(a)) 。这与HUANG等[28]的研究结果相一致，他们发现污泥水热炭是潜在的富氮肥料，160 °C时，污泥水热炭中能保留原料中47.3%的氮，污泥中的蛋白质–N主要转化为杂环–N留在水热炭中。污泥水热炭还有助于提高土壤氮的可用性，其表面丰富的含氧官能团有助于吸附NH4+，低pH值的特性也有益降低土壤石灰效应，进而减少NH3挥发带来的氮损失。稻壳热解炭的影响机制却有所不同，LIU等[29]研究发现热解生物炭本身的氮含量较少，主要通过促进土壤共生固氮、提高植物氮吸收、降低硝化反硝化过程的N2O排放、减少氮淋溶等方式影响土壤氮循环。稻壳热解炭对土壤pH的影响还有增加土壤NH3挥发的风险。不同处理组土壤速效钾质量分数大小表现为S1<S2<T1<S3<T2<T3，均高于对照组CK。稻壳热解炭的添加显著增加土壤速效钾的质量分数 (P<0.05) ，5%的添加比例土壤速效钾质量分数增加2.36倍 ((203.70±43.93) mg·kg−1) 。这可能是因为稻壳热解炭中含有较高质量浓度的水溶性K+离子[30]。相同添加比例下，污泥水热炭的添加对土壤速效钾质量分数产生的影响较小，5%的添加比例土壤速效钾质量分数增加49.25% ((90.62±28.60) mg·kg−1) 。方海兰等[30]研究发现上海新建绿地土壤氮磷缺乏，速效钾含量适中，并不是土壤质量的限制因子。所以就氮磷钾营养方面，改良上海滨海盐渍土，污泥水热炭要优于稻壳热解炭。
2.3 施用2种生物炭对孔雀草生长的影响
在试验的91 d中，CK出现3株死亡，5%污泥水热炭处理组 (S3) 出现2株死亡，1%及5%稻壳热解炭处理组 (T2、T3) 处理组各出现1株死亡，其他处理均存活至正常开花。
生物炭的种类及添加比例均对孔雀草的鲜重有显著影响 (P<0.05) 。不同处理组孔雀草的鲜重大小表现为T1<T2<T3<S1<S3<S2，均高于对照组CK (图3(a)) 。孔雀草的鲜重随污泥水热炭添加比例增加出现先上升后下降趋势，相比对照组，分别增加了85.99%、209.72%、197.42%；相同添加比例下，稻壳热解炭处理组的孔雀草鲜重低于污泥水热炭组，随添加比例的上升分别增加了30.97%、44.87%、77.84%。S2处理组要显著大于其他处理组 (P<0.05) 。生物炭的种类对孔雀草的茎根比有显著影响 (P<0.05) 。不同处理组的孔雀草茎根比 (地上部分与地下部分重量比) 大小表现为S1<S2<S3<T3<T2<T1，均小于对照组CK。污泥水热炭处理组随添加比例的增加略有上升；稻壳热解炭处理组则出现下降趋势，5%的添加比例茎根比显著低于其他比例添加组 (P<0.05) 。相同添加比例下，污泥水热炭处理组的茎根比小于稻壳热解炭处理组。植物茎根比小，说明根系发达。这表明污泥水热炭可能更有利于促进植物根系的生长。
图 3 施用2种生物炭对孔雀草生长的影响Figure 3. Effects of two types of biochar additions on the growth of Tagetes patula L.添加比例对孔雀草的根系活力有显著影响 (P<0.05) 。不同处理组孔雀草的根系活力大小表现为S1<S3<T2<T1<T3<S2，均高于对照组CK (图3(b)) 。污泥水热炭处理组，根系活力随添加比例增加出现先上升后下降趋势，1%的添加比例根系活力最佳 ( (72.48±11.83) µg·mL−1·g−1·h−1) ；而稻壳热解炭处理组，根系活力随添加比例增加呈先下降后上升趋势，5%的添加比例根系活力为最佳 (56.60 µg·mL−1·g−1·h−1) 。不同处理组孔雀草叶片的叶绿素质量分数大小表现S1<T2<T3<T1<S2<S3，均高于对照组CK。污泥水热炭处理组的叶绿素质量分数随添加比例增加而增加。这些结果表明，2种生物炭的适度添加显著促进了地被植物孔雀草的生长，特别是根系发育。根系作为与盐碱土接触的突出部分，对不利的生长环境具有强烈的生理响应[31]。许多研究表明，在盐胁迫下，植物根系长度、体积、表面积和重量显著降低，根的组成和形态结构发生变化[32]，严重限制根系对必需养分和水分的吸收，抑制根系呼吸，从而限制植物地上部分的生长[33]。污泥水热炭中的高有机碳含量及表面含有的丰富–OH、COOH等，在碱性环境下可以释放大量的氢离子，一方面中和过高的pH，另一方面可以置换土壤吸附位点上的Na+，提高土壤的通透性，从而促进Na+的洗脱。除此之外，污泥水热炭中丰富的氮磷也能促进植物根系生长。王冰清等[34]发现氮肥和腐殖酸联用可以显著促进孔雀草根系生长发育，改善孔雀草的根系形态特征。土壤中适量的磷含量可以促进根系的生长发育，增加根的数量、长度和直径，从而提高植物对水分和养分的吸收能力。土壤理化性质对叶片叶绿素含量的影响差异不显著，有研究表明植物叶片叶绿素的增加的原因可能是由于土壤氮有效性增加提高了叶片氮含量[29]。根的生长情况和活力水平直接影响地上部的生长和营养状况。
2.4 施用2种生物炭对孔雀草盐碱胁迫调节作用的影响
如图4所示，与CK相比，处理组SOD活性、CAT活性均得到不同程度的提升。不同处理组孔雀草的SOD活性大小表现为S3<T2<S1<T3<T1<S2，均高于对照组CK；CAT活性大小表现为T2<T3<T1<S3<S1<S2，均高于对照组CK。污泥水热炭处理组SOD活性、CAT活性均随添加比例上升出现先上升后下降趋势，SOD活性较CK分别增加了46.98%、98.20%和4.01%，CAT活性较CK分别增加了97.05%、151.67%和42.76%，S2处理组均显著高于其他处理组 (P<0.05) 。稻壳热解炭处理组，随添加比例的增加SOD活性呈先下降后上升趋势，SOD活性较CK分别增加了85.95%、26.28%、79.26%。CAT活性较CK分别增加了28.28%、24.17%和24.31% (P>0.05) 。生物炭的种类及添加比例均对孔雀草CAT活性有显著影响 (P<0.05) 。相同添加比例下，污泥水热炭处理组的CAT活性高于稻壳热解炭处理组。这些结果表明，污泥水热炭及稻壳热解炭的添加显著提高了植物活性氧清除酶的活性，增强其抗氧化能力。
图 4 施用2种生物炭对孔雀草生理生化指标的影响Figure 4. Effects of two types of biochar additions on the physiological and biochemical index of Tagetes patula L.生物炭的种类及添加比例均对孔雀草MAD含量有显著影响 (P<0.05) 。孔雀草MAD含量大小表现为S2<S1<S3<T2<T1<T3。污泥水热炭处理组MAD含量均值均显著低于对照组CK (P<0.05) 。0.5%及1%的稻壳热解炭添加比例MDA含量与对照组CK差异不显著，而T3处理组的MDA含量显著高于对照组CK (P<0.05) 。盐碱胁迫会破坏细胞中活性氧的动态平衡，引起植物的氧化损伤[35]，进而破坏膜的稳定性，增加MDA含量并抑制光合作用[14]。当2种生物炭的施加量增加到5%时，孔雀草的MAD含量均呈现上升趋势。这可能是因为污泥水热处理本身含有一定盐分，而稻壳炭的碱性可能对植物生长产生一定的副作用。
2.5 植物生长、生理生化指标与土壤理化性质的关联分析
在本试验中，2种生物炭的适度添加改善了孔雀草的根部生长发育状况 (通过茎根比及根系活力测量) 及光合作用能力 (通过叶绿素质量分数测量) ，提高了活性氧清除酶的活性 (SOD、CAT) 来减轻或消除盐诱导的氧化损伤 (通过MDA测量) ，进而促进生物量积累。研究表明，土壤中的生物炭可以通过改善土壤化学、物理和生物特性来提高植物生产力[36]。
采用RDA分析植物生长、生理生化指标与土壤理化性质间的关系 (图5) 。研究发现2种生物炭的添加使孔雀草的茎根比、根系活力及叶绿素质量分数发生了较为显著变化 (pseudo-F=1.7，P=0.098) (图5(a)) 。结果表明土壤理化性质对孔雀草生长情况的影响程度 (解释量) 的大小排序为：pH、全盐量、土壤容重、有机碳、全氮、全磷、有机质、速效钾、EC值。孔雀草的鲜重与土壤全磷质量分数 (r=0.758，P=0.048<0.05) ，土壤全氮质量分数 (r=0.716，P=0.070<0.1) ，土壤有机碳质量分数 (r=0.777，P=0.040<0.05) 显著正相关；与土壤pH值显著负相关 (r=−0.541，P=0.003<0.05) 。这3个指标在2种生物炭处理组之间的差异显著。相较于稻壳热解炭，污泥水热炭在降低土壤pH值、提高土壤氮、磷及有机碳的质量分数方面表现更佳。因此，污泥水热炭的应用对于改善土壤理化性质和促进孔雀草的生长具有积极意义。孔雀草的茎根比与土壤有机质质量分数 (r=−0.771，P=0.037<0.05) 显著负相关，与土壤pH值显著正相关 (r=−0.381，P=0.045<0.05) 。土壤有机质质量分数的增加促进了根系的生长，从而相对降低了茎根比。但2种生物炭处理组有机质质量分数差异不显著，茎根比差异主要原因可能还是在于稻壳热解炭的碱性性质。根系活力与全盐量 (r=−0.575，P=0.001<0.05) ，土壤容重 (r=−0.552，P=0.002<0.05) 显著负相关。稻壳热解炭在改善这2个指标方面具有优势。但生物炭的添加比例对根系活力具有显著影响，而生物炭种类对根系活力的影响并不显著。这说明不同种类的生物炭在提高孔雀草根系活力方面可能具有相似的效应，只要添加比例适宜。如1%的污泥水热炭处理，孔雀草具有较好的根系活力。孔雀草叶片叶绿素含量与根系活力的呈显著正相关 (r=0.774，P=0.021<0.05) ，生物炭对土壤营养元素的改善对叶绿素的影响主要通过促进根系的吸收和合成能力来实现。
图 5 土壤理化指标变化对孔雀草生长状况的影响Figure 5. Influence of changes in soil physical and chemical indicators on the growth of Tagetes patula L.研究发现2种生物炭的添加使CAT、SOD以及MDA含量发生了显著变化 (pseudo-F=2.3，P=0.008<0.05) (图5(b)) 。土壤理化性质对孔雀草盐碱胁迫的调节作用影响程度 (解释量) 的大小排序为：速效钾、pH、全盐量、土壤容重、全磷、有机碳、EC值、全氮、有机质。这些结果表明，生物炭的添加可能通过改善土壤理化性质，进而影响孔雀草的抗氧化酶活性和膜脂过氧化程度。SOD质量分数与土壤全盐量 (r=−0.440，P=0.019<0.05) 、土壤容重 (r=−0.409，P=0.031<0.05) 显著负相关；CAT活性与土壤pH值显著负相关 (r=−0.430，P=0.022<0.05) 。MDA含量与土壤速效钾显著正相关 (r=0.572，P=0.001<0.05) ，与EC值显著负相关 (r=−0.713，P=0.036<0.05) 。同时，研究发现MDA含量还与植物鲜重 (r=−0.750，P=0.026<0.05) 、CAT活性 (r=−0.792，P=0.034<0.05) 均呈显著负相关。结果表明2种生物炭添加均显著降低土壤全盐量，从而减轻盐胁迫对植物的伤害 (通过MDA测量) 。此外，生物炭施加后，土壤营养元素的提高有助于缓解盐胁迫下植物体内营养匮缺，提高植物抗氧化能力。植物通过增加SOD和CAT来合成和平衡活性氧清除酶，保护细胞免受细胞中活性氧诱导的氧化损伤[37]。研究显示，生物炭的添加通过降低离子胁迫、减少活性氧的产生和提高酶活性，减轻或消除了盐胁迫对植物的伤害，进而促进了生物量的积累。
研究也发现，在盐碱地改良过程中，如果污泥水热炭的添加量过高，可能会产生负面效应。这是因为Al、Ca、Fe和Mg与P具有很强的亲和力，它们在水热处理过程中会形成矿物磷酸盐沉淀物[15]。过度添加污泥水热炭可能会增加土壤盐度，这会对土壤的养分状况产生负面影响，降低氮和磷的可用性，从而抑制植物的生长。除了盐度问题，重金属含量也是非常值得关注的问题。为了确保污泥水热炭使用的安全性和合规性，本研究对浸出重金属含量进行了检测。如表1所示，污泥水热炭中的重金属含量符合《城镇污水处理厂污泥处置 土地改良用泥质》GB/T
24600 -2009中对改良用泥质重金属含量限值的要求[38]。这表明污泥水热炭可以作为土壤改良材料进行使用。有研究者指出，施用污水污泥到土壤中可能带来较高的风险，因为这可能导致土壤中重金属的总量和生物利用度增加[39-40]。然而，在污泥的水热炭化过程中，多价态重金属离子从高毒性转化为低毒产物[41]。此外，污泥水热炭还可以通过吸附、络合、聚集和沉淀等方式与土壤中的重金属发生反应[42]。ZHU等[16]研究发现，当污泥水热炭的添加量为10 g·kg−1时，可以有效促进土壤中有效态重金属向稳定残留物的转化，从而降低土壤中重金属的生态风险。同时，绿化植物对重金属也有富集作用。沈烈英等[43]发现了包括三叶鬼针草在内的19种对重金属具有超累积特性的绿化植物。这些植物可以有效地从土壤中吸收和转运重金属，降低土壤中重金属的含量和生态风险。因此，对于污泥水热炭的应用，需要综合考虑其改良效果、重金属的生物利用度和植物的吸收特性等因素，以确保其在土壤改良中的安全性。同时，对于其长期应用的效果和潜在风险，还需要进一步的研究和评估。3. 结论
1) 2种生物炭的适度添加显著促进了地被植物孔雀草的生长。进一步揭示了孔雀草生长状况的改善归因于生物炭的添加降低盐碱胁迫，改善了盐碱土的营养状况。
2) 污泥水热炭在降低土壤pH值，提高土壤氮、磷及有机碳的质量分数效果更优，但过度添加会增加土壤全盐量；稻壳热解炭在降低土壤全盐量和容重，提高土壤钾质量分数效果更优，但过度添加有增加土壤碱性的风险。
3) 污泥水热炭1%的添加比例获得较好的改良效果，添加后盐渍土 ((4.51±0.57) g·kg−1) 全盐量降至(2.2±0.49) g·kg−1，有机质升至(24.02±3.70) g·kg−1 (其中溶解性有机碳(9.15±0.2) mg·kg−1) ，全磷质量分数升至(1.28±0.19) mg·kg−1，全氮质量分数升至(1.16±0.07) mg·kg−1。
4) 污泥水热炭在滨海盐渍土园林绿化用地中的应用从养分和植物生长的角度来看是可行的。这种材料可以改善土壤的理化性质，增加土壤的肥力，促进植物的生长和适应盐渍环境的能力。然而，长期应用的效果和潜在风险还需要进一步的研究和评估。
-
图 1 污泥水热炭及稻壳热解炭的结构特性
Figure 1. Structural characteristics of sludge hydrochar and rice husk biochar
图 2 施用2种生物炭对土壤理化指标的影响
Figure 2. Effects of two types of biochar additions on soil physicochemical index
图 3 施用2种生物炭对孔雀草生长的影响
Figure 3. Effects of two types of biochar additions on the growth of Tagetes patula L.
图 4 施用2种生物炭对孔雀草生理生化指标的影响
Figure 4. Effects of two types of biochar additions on the physiological and biochemical index of Tagetes patula L.
图 5 土壤理化指标变化对孔雀草生长状况的影响
Figure 5. Influence of changes in soil physical and chemical indicators on the growth of Tagetes patula L.
表 1 盐渍土及2种生物炭理化性质
Table 1. Characteristics of saline-alkali soil and two types of biochar
理化性质 盐碱土 污泥水热炭 稻壳热解炭 pH 9.10±0.06 6.17±0.12 8.6±0.07 全盐量/(g·kg−1) 4.51±0.57 8.66±0.18 1.74±0.05 有机质/(g·kg−1) 19.90±1.29 425.00±35.60 400.00±10.70 全氮/(g·kg−1) 0.73±0.07 22.10±14.90 1.33±0.05 全磷/(g·kg−1) 1.05±0.02 38.80±1.10 0.37±0.02 全钾/(g·kg−1) 16.50±1.35 4.98±5.15 275.00±75.00 速效钾/(mg·kg−1) 590.00±162.00 — — 阳离子交换量/(cmol·kg−1) 5.35±0.48 — — 水解性氮/(mg·kg−1) 75.80±9.19 — — 有效磷/(mg·kg−1) 19.70±1.99 — — N/% — 0.75±0.11 0.64±0.02 C/% — 9.97±1.00 53.40±0.71 H/% — 1.58±0.10 2.54±0.09 S/% — 0.23±0.04 0 O/% — 9.48±0.50 10.20±0.01 重金属/(mg·L−1) — Pb Cr Cd As未检出，Ni Zn Cu<3.00 —
下载: 导出CSV
-
[1] ELRASHIDI M A, WEST L T, SEYBOLD C A, et al. Effects of gypsum addition on solubility of nutrients in soil amended with peat[J]. Soil Science, 2010, 175(4): 162-172. doi: 10.1097/SS.0b013e3181dd51d0 [2] EL-ESAWI M A, ALARAIDH I A, ALSAHLI A A, et al. Bacillus firmus (SW5) augments salt tolerance in soybean (Glycine max L. ) by modulating root system architecture, antioxidant defense systems and stress-responsive genes expression[J]. Plant Physiology and Biochemistry, 2018, 132: 375-384. doi: 10.1016/j.plaphy.2018.09.026 [3] ARORA N K, FATIMA T, MISHRA I, et al. Environmental sustainability: challenges and viable solutions[J]. Environmental Sustainability, 2018, 1(4): 309-340. doi: 10.1007/s42398-018-00038-w [4] SAGHAFI D, GHORBANPOUR M, AJIRLOO H S, et al. Enhancement of growth and salt tolerance in Brassica napus L. seedlings by halotolerant Rhizobium strains containing ACC-deaminase activity[J]. Plant Physiology Reports, 2019, 24(2): 225-235. doi: 10.1007/s40502-019-00444-0 [5] SAIFULLAH, DAHLAWI S, NAEEM A, et al. Biochar application for the remediation of salt-affected soils: challenges and opportunities[J]. Science of the Total Environment, 2018, 625: 320-335. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.12.257 [6] OLIVEIRA F R, PATEL A K, JAISI D P, et al. Environmental application of biochar: current status and perspectives[J]. Bioresource Technology, 2017, 246: 110-122. doi: 10.1016/j.biortech.2017.08.122 [7] FATIMA T, ARORA N K. Plant growth-promoting rhizospheric microbes for remediation of saline soils[M]. In: Arora N, Kumar N, editor. Phyto and Rhizo Remediation. 2019. Springer, Singapore, 121-146. [8] HE K, HE G, WANG C P, et al. Biochar amendment ameliorates soil properties and promotes Miscanthus growth in a coastal saline-alkali soil[J]. Applied Soil Ecology, 2020, 155: 103674. doi: 10.1016/j.apsoil.2020.103674 [9] GOPINATH K P, VO D-V N, GNANA PRAKASH D, et al. Environmental applications of carbon-based materials: a review[J]. Environmental Chemistry Letters, 2021, 19(1): 557-582. doi: 10.1007/s10311-020-01084-9 [10] ZHANG C, ZENG G M, HUANG D L, et al. Biochar for environmental management: mitigating greenhouse gas emissions, contaminant treatment, and potential negative impacts[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 373: 902-922. doi: 10.1016/j.cej.2019.05.139 [11] WANG L P, CHANG Y Z, LI A M. Hydrothermal carbonization for energy-efficient processing of sewage sludge: a review[J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2019, 108: 423-440. [12] 张春燕. 植物生物炭制备、性能及其对作物生长影响研究[D]. 南京: 南京农业大学, 2018. [13] FEI Y H, ZHAO D, CAO Y, et al. Phosphorous retention and release by sludge-derived hydrochar for potential use as a soil amendment[J]. Journal of Environmental Quality, 2019, 48(2): 502-509. doi: 10.2134/jeq2018.09.0328 [14] HAN Q Q, LU X P, BAI J P, et al. Beneficial soil bacterium Bacillus subtilis (GB03) augments salt tolerance of white clover[J]. Frontiers in Plant Science, 2014, 5: 525. [15] LIU H, BASAR I A, NZIHOU A, et al. Hydrochar derived from municipal sludge through hydrothermal processing: a critical review on its formation, characterization, and valorization[J]. Water Research, 2021, 199: 117186. doi: 10.1016/j.watres.2021.117186 [16] ZHU Q, LIANG Y F, ZHANG Q, et al. Biochar derived from hydrolysis of sewage sludge influences soil properties and heavy metals distributed in the soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 442: 130053. doi: 10.1016/j.jhazmat.2022.130053 [17] 国家林草局. 森林土壤分析方法: LY/T 1215—1999, LY/T 1239—1999, LY/T 1251—1999, LY/T 1237—1999, LY/T 1232—1999, LY/T 1228—1999, LY/T 1234—1999, LY/T 1243—1999 [S]. 北京: 中国标准出版社, 2000. [18] 国家环境保护部. 土壤有机碳的测定重铬酸钾氧化-分光光度法: HJ615—2011 [S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2011. [19] 李合生. 植物生理生化实验原理和技术[M]. 北京: 高等教育出版社, 2000: 105-261. [20] 国家环境保护总局科技标准司. 固体废物 浸出毒性浸出方法 醋酸缓冲溶液法: HJ/T 300—2007[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2007. [21] 张金春. 稻壳炭对棕壤环境和苹果幼树生理功能及生长势的影响[D]. 泰安: 山东农业大学, 2017. [22] WEI L, HUANG Y F, LI Y L, et al. Biochar characteristics produced from rice husks and their sorption properties for the acetanilide herbicide metolachlor[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(5): 4552-4561. doi: 10.1007/s11356-016-8192-x [23] 梁潇. 稻壳炭对植物花期调节作用机制的研究[D]. 沈阳: 沈阳农业大学, 2018. [24] SULIMAN W, HARSH J B, ABU-LAIL N I, et al. Influence of feedstock source and pyrolysis temperature on biochar bulk and surface properties[J]. Biomass & Bioenergy, 2016, 84: 37-48. [25] KAMBO H S, DUTTA A. A comparative review of biochar and hydrochar in terms of production, physico-chemical properties and applications[J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2015, 45: 359-378. [26] XIAO Y, RAHEEM A, DING L, et al. Pretreatment, modification and applications of sewage sludge-derived biochar for resource recovery- a review[J]. Chemosphere, 2022, 287(part 1): 131969. [27] LIU D F, FENG Z Y, ZHU H D, et al. Effects of corn straw biochar application on soybean growth and alkaline soil properties[J]. Bioresources, 2020, 15(1): 1463-1481. doi: 10.15376/biores.15.1.1463-1481 [28] HUANG J, WANG Z, QIAO Y, et al. Transformation of nitrogen during hydrothermal carbonization of sewage sludge: effects of temperature and Na/Ca acetates addition[J]. Proceedings of the Combustion Institute, 2021, 38(3): 4335-4344. doi: 10.1016/j.proci.2020.06.075 [29] LIU Q, ZHANG Y H, LIU B J, et al. How does biochar influence soil N cycle? A meta-analysis[J]. Plant and Soil, 2018, 426(1-2): 211-225. doi: 10.1007/s11104-018-3619-4 [30] 方海兰, 陈玲, 黄懿珍, 等. 上海新建绿地的土壤质量现状和对策[J]. 林业科学, 2007, 43(增刊1): 89-94. doi: 10.3321/j.issn:1001-7488.2007.z1.017 [31] DU X J, WANG S Y, FENG H J, et al. Morphological and physiological response of rice roots to the application of calcium polyamino acid under saline-alkali soil conditions[J]. Archives of Agronomy and Soil Science, 2023, 69(6): 891-904. doi: 10.1080/03650340.2022.2045012 [32] VAN ZELM E, ZHANG Y, TESTERINK C. Salt tolerance mechanisms of plants[J]. Annual Review of Plant Biology, 2020, 71: 403-433. doi: 10.1146/annurev-arplant-050718-100005 [33] TORABIAN S, FARHANGI-ABRIZ S, RATHJEN J. Biochar and lignite affect H+-ATPase and H+-PPase activities in root tonoplast and nutrient contents of mung bean under salt stress[J]. Plant Physiology and Biochemistry, 2018, 129: 141-149. doi: 10.1016/j.plaphy.2018.05.030 [34] 王冰清, 阳琴, 李虹颖, 等. 铵态氮肥和腐殖酸协同促进孔雀草对土壤中Cd的去除[J]. 环境科学, 2021, 42(12): 6006-6013. [35] EGAMBERDIEVA D, WIRTH S, JABBOROVA D, et al. Coordination between Bradyrhizobium and Pseudomonas alleviates salt stress in soybean through altering root system architecture[J]. Journal of Plant Interactions, 2017, 12(1): 100-107. doi: 10.1080/17429145.2017.1294212 [36] GRABER E R, HAREL Y M, KOLTON M, et al. Biochar impact on development and productivity of pepper and tomato grown in fertigated soilless media[J]. Plant and Soil, 2010, 337(1-2): 481-496. doi: 10.1007/s11104-010-0544-6 [37] BOSE J, RODRIGO-MORENO A, SHABALA S. ROS homeostasis in halophytes in the context of salinity stress tolerance[J]. Journal of Experimental Botany, 2014, 65(5): 1241-1257. doi: 10.1093/jxb/ert430 [38] 国家质量监督检验检疫总局. 城镇污水处理厂污泥处置土地改良用泥质: GB/T 24600-2009 [S]. 北京: 中国标准出版社, 2009. [39] WU L H, CHENG M M, LI Z, et al. Major nutrients, heavy metals and PBDEs in soils after long-term sewage sludge application[J]. Journal of Soils and Sediments, 2012, 12(4): 531-541. doi: 10.1007/s11368-012-0485-1 [40] YUE Y, YAO Y, LIN Q M, et al. The change of heavy metals fractions during hydrochar decomposition in soils amended with different municipal sewage sludge hydrochars[J]. Journal of Soils and Sediments, 2017, 17(3): 763-770. doi: 10.1007/s11368-015-1312-2 [41] LIU T T, LIU Z G, ZHENG Q F, et al. Effect of hydrothermal carbonization on migration and environmental risk of heavy metals in sewage sludge during pyrolysis[J]. Bioresource Technology, 2018, 247: 282-290. doi: 10.1016/j.biortech.2017.09.090 [42] PENIDO E S, MARTINS G C, MATOS MENDES T B, et al. Combining biochar and sewage sludge for immobilization of heavy metals in mining soils[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 172: 326-333. doi: 10.1016/j.ecoenv.2019.01.110 [43] 沈烈英, 王智勇, 崔心红, 等. 污泥在滨海盐渍土绿化中的应用[M]. 上海: 上海科学技术出版社, 2012: 162-173. 期刊类型引用(1)
1. 尹春艳，赵举，陈小兵，刘晓宇，冯梁，李彧，李晓奇，王佩佩，高晶晶，聂晓雪，曹晓明. 生物质材料对盐渍化农田向日葵产量和品质的影响. 农业科学研究. 2024(04): 85-90 . 
百度学术
其他类型引用(0)
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 1833
- HTML全文浏览数: 1833
- PDF下载数: 32
- 施引文献: 1
