2024, Vol. 56
随着我国城市化进程的加快，污水处理厂的普及，城市污泥(城市污水厂处理废水过程中产生的固体废弃物)的产生量，日益迅猛增长。据统计，我国2020年的污泥产量(以含水率80% 计)约6.6×107 t，预计2025年将超9×107 t [1]。目前污泥的处置方法中，除了填埋、焚烧和建材生产外，一个重要的处置方法就是土地利用，如污泥改良灌漠土[2]、污泥堆肥与氮肥配施于稻田[3]。然而，污泥进入土壤中，会增加一些重金属含量，即农业利用存在一定程度的重金属污染风险[4]，因此限制了污泥的农用处置[5]。
近些年来，生物质炭作为一种新型环境功能材料的研究逐渐兴起，其是有机固体废弃物经过热裂解加工而成的一种多孔碳。目前，生物质炭在土壤固碳[6]以及土壤改良方面[7-9]均呈现出广泛的应用前景。由于我国污泥产量迅猛增加，数量巨大，因此相对于其他材料如木屑、秸秆等，其是一种极具吸引力的生物质炭原料。污泥经过热解后，可有效稳定污泥中的重金属，降低生态风险，日益成为一种具有广阔应用前景的污泥处理方法[10-11]。
目前，关于污泥生物质炭(Sewage sludge biochar，SSBC)应用的试验研究主要集中于对重金属(Pb、As、Cr、Cd等)的吸附或稳定[12-14]、除磷作用[15]以及人工湿地处理生活污水的强化作用等[16]。研究表明，SSBC应用于水稻[10]和玉米[17]，还可促进植物生长。然而，以往SSBC的应用研究多为农作物，在乔木植物或林地中的应用甚少，且绝大部分仍为盆栽试验，尺度偏小，其结果难以推广至田间。杨树作为主要速生丰产树种之一，其能有效富集重金属[18-21]，是一种降低重金属潜在生态风险的天然材料。另外，人工林地施用污泥可避免在农作物中所导致的食物链风险。因此，本研究通过田间试验，研究SSBC施用后杨树人工林的土壤理化性质、重金属含量、土壤微生物生物量以及酶活性的响应，从而增进对SSBC改良林地土壤的认知，以为杨树人工林的SSBC管理提供参考。
1 材料与方法 1.1 试验地点试验地点位于山东省聊城市高唐县国营旧城林场人工速生杨林地(36°58' N, 116°05' E，海拔30 m)。该地属暖温带半干旱季风大陆性气候，具有显著的季节变化，年均降水量为545 mm，主要集中于夏季的7、8月份，年均蒸发量为1 880 mm，全年光照充足，年日照时长为2 652 h，年均气温12.0 ~ 14.1℃，全年无霜期为204 d。土壤主要为黄河冲积物母质发育而成，土壤质地为砂壤质。
1.2 试验材料选择地势平坦、株高和胸径大小基本一致的杨树人工林作为试验对象。杨树树龄5年，品种为欧美杨107(Populus × euramericana ‘Neva’)。试验区域杨树行距为6 m，株距为3 m。在SSBC施入前，杨树树高(10.2 ± 0.9) m，胸径为(11.0 ± 0.9) cm，冠幅(3.3 ± 0.4) m。
初始城市污泥经过水热预处理、板框压滤后，送入外热式炭化炉中，经热解炭化(600℃)，杂物挑拣，碾碎细化，即得供试SSBC。
供试土壤、SSBC的基本性质见表 1。
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表 1 供试土壤及SSBC的基本性质 |
田间试验设置4个处理，SSBC用量(以干重计量)分别为：对照(CK：0 t/hm2)、低量(LS：15 t/hm2)、中量(MS：30 t/hm2)和高量(HS：60 t/hm2)，每个处理5个重复，每个重复试验区面积总计24 m2(从3行中截取两个小区，每个小区沿株距取宽3 m，沿行距中间取长4 m，即两个小区共计6棵树。由于SSBC为表施和旋耕，每棵树安全距离施肥区为1 m)，间隔6 ~ 9 m，随机排列，试验区域四周具有保护行。2018年5月中旬表施SSBC，施入方式为机械旋耕，具体操作如下：①打点标示试验区域且清除杂物：依次对每个重复的两个小区进行打点作业，并采用尼龙绳标示试验区域，同时清除枯枝落叶、石块等杂物，以排除干扰因素；②手工撒施：在标示好的试验区域内，再细分成小块，均匀地进行手工撒施SSBC；③机械旋耕：撒播完毕撤走尼龙绳，当即进行机械旋耕，旋耕深度为16 ~ 18 cm。试验期间，田间病虫害按常规管理，各处理一致，杨树生长良好，且定期手工除草，以避免干扰。
2018年7月20日采集土壤样品。采样时，在每个重复的小区内，采用土钻“S”形5点取样法采集0 ~ 20 cm土层土样，混匀后，去除凋落物和石块，一部分制成风干样品，一部分放入冰箱4℃保存。
1.4 测定项目及方法供试土壤和SSBC的理化性质采用常规方法测定[22]。其中，土壤有机碳(SOC)采用重铬酸钾容量法；土壤有效氮(AN)、磷(AP)采用碱解扩散法和钼锑抗比色法；土壤pH采用电位法(土水质量比为1∶2.5；酸度计HANNA pH211，意大利哈纳公司)；土壤电导率(EC)采用电导法测定(电导率仪EC-215，意大利哈纳公司)；全磷、全钾、中量元素、微量元素以及重金属含量的测定均采用酸溶–等离子发射光谱法测定(等离子发射光谱仪：IRIS Intrepid II XSP，美国Thermo公司)；土壤酶活性采取多功能酶标仪测定(SpectraMax i3x，奥地利Molecular Devices LLC公司)；土壤微生物生物量碳氮采用氯仿熏蒸提取法测定[23-24]。每个测定项目均设置3个重复，计算平均值，并以干基表示。以上测定主要在国家林业和草原局森林生态环境重点实验室进行。
1.5 数据统计分析采用SPSS 22.0软件进行单因素方差分析(one- way ANOVA)和Duncan法(α=0. 05)多重比较。
2 结果与分析 2.1 SSBC对土壤理化性质的影响如表 2所示，SSBC施用后，降低了土壤pH，降低范围为0.03 ~ 0.09，而且SSBC处理较CK处理提高了土壤EC值6.41% ~ 17.17%，且HS处理的作用显著。另外，SSBC对SOC、AN和AP均影响显著，与CK处理相比，LS、MS和HS处理SOC含量分别增加18.4%、23.8% 和47.9%，AN含量分别增加4.2%、17.3% 和23.1%，AP含量分别增加16.3%、22.5% 和28.3%。
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表 2 土壤pH、电导率、有机质和有效氮磷 |
SSBC施用后，不同用量SSBC均提高了土壤营养元素含量；随着SSBC用量的增加，土壤营养元素含量均呈现增加趋势(表 3)。对于大量元素N、P、K，除LS、MS处理对K含量影响不显著外，其他SSBC处理均对N、P、K影响显著。与CK处理相比，LS、MS和HS处理土壤N含量分别增加20.4%、29.1% 和46.5%，P含量分别增加27.9%、52.4% 和74.9%，K含量分别增加1.5%、3.0% 和6.0%。可见，SSBC施用增加大量元素中P含量幅度最大。
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表 3 土壤营养元素和重金属含量 |
对于土壤中量和微量营养元素(Ca、Mg、S、Fe、Na和Mn)，除LS处理对Ca、Mg、Fe、Na和Mn影响不显著外，其他处理均影响显著。与CK处理相比，HS处理Ca、Mg、S、Fe、Na和Mn元素含量分别增加了6.8%、13.9%、57.8%、14.6%、4.2% 和13.6%，MS处理则分别相应增加了4.1%、5.8%、42.4%、5.9%、2.6% 和2.7%，LS处理分别相应增加了2.1%、2.4%、22.8%、3.0%、0.9% 和1.2%。综合可见，经过SSBC处理，土壤中微量营养元素中S元素含量增加幅度最大，其次为Fe。
SSBC施用同时使土壤中重金属元素(Cu、Zn、Ni、Cr、Pb和Cd)含量均呈现增加趋势，但增加幅度不一；且SSBC均对以上重金属元素含量影响显著。SSBC处理土壤Cu、Zn、Ni、Cr、Pb和Cd含量增幅分别为202.2% ~ 652.2%、47.4% ~ 132.6%、37.5% ~ 91.5%、38.5% ~ 77.4%、16.4% ~ 62.5% 和12.4% ~ 38.2%。可见，SSBC施用可使土壤重金属中Cu、Zn、Ni元素增幅较高。
2.2 SSBC对土壤酶活性和微生物生物量碳氮的影响SSBC对土壤β-葡糖苷酶、N-乙酰-葡糖苷酶和蛋白酶活性影响显著，与CK处理相比，LS、MS和HS处理β-葡糖苷酶活性分别增加17.1%、35.3% 和21.1%，N-乙酰-葡糖苷酶活性分别增加18.1%、36.8% 和26.1%，蛋白酶活性分别增加29.3%、70.3% 和60.7%(表 4)。对土壤微生物生物量碳，LS处理影响不显著，而MS和HS处理影响显著；对微生物生物量氮的影响，仅MS处理显著，其他处理不显著。与CK处理相比，LS、MS和HS处理微生物生物量碳分别增加11.8%、30.1% 和19.8%，微生物生物量氮分别增加2.2%、47.6% 和1.5%。由此可见，以上土壤酶活性和微生物生物量碳氮对SSBC的响应趋势一致，即基本随着SSBC用量的增加呈现增加趋势，其中MS处理均表现为最大值。
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表 4 土壤酶活性和微生物生物量碳氮 |
土壤EC是衡量土壤中可被植物快速吸收的矿质营养成分含量的重要指标。相较试验区较低EC的砂壤土，SSBC具有较高的EC，即SSBC的应用提高了土壤EC值，这与其他研究结果一致[25]。同时，SSBC(中性)降低了试验区偏碱性土壤的pH，即土壤酸碱度相对较低的SSBC对盐碱地或石灰质土壤有一定的改良或酸化作用，这也印证了其他研究结果[26]。不过，在酸性土壤中施用SSBC，则会增加土壤pH[10, 25, 27]。这可能因土壤类型和性质的差异所致。另外，随着生物质炭的老化、土壤中的离子被植物吸收或淋滤以及土壤矿物的风化，生物质炭改良土壤pH和EC的效果长期内可能会发生改变[25]。
由于SSBC富含多种养分，当其被应用于土壤，土壤营养成分会随之增加。本研究中，SSBC不仅增加SOC、AN、AP、N、P和K含量，而且增加土壤Ca、Mg、S、Fe、Mn和Na中微量元素含量，即SSBC的应用明显改善土壤特性，这印证了众多研究的结果[10, 28-30]。特别是，SSBC使土壤总P含量增加较为突出。通常，在陆地生态系统中，P是最常见的限制元素之一，且在一些区域，P限制愈加强烈和广泛[31]。SSBC极有可能成为未来P源之一，从而可对退化环境进行P修复。另外，本研究中，除高量SSBC对土壤K含量影响显著外，低、中量影响均不显著，土壤K含量的增加亦不可观，而Faria等[29]的研究亦发现SSBC对土壤K含量影响不大，若作为替代肥料则难以满足植物对K的需求。
SSBC的施用增加了土壤重金属的总量[28]。在本研究中，因SSBC中Cu、Zn、Ni和Cr含量较高，从而使土壤中Cu、Zn、Ni和Cr含量显著增加，但均未超出我国农用地土壤污染风险筛选值和管制值范围(GB 15618—2018)[32]。其他研究表明，污泥经热解炭化后，大部分重金属的有效态含量下降[30]；施用SSBC后，土壤中43% ~ 97% 的重金属集中于生物有效性低的残留部分[28]；生物质炭亦会增强重金属(尤其是Pb和Zn)的截留能力，这可能会阻止金属迁移和渗入地下水[17]。而杨树能有效富集重金属(Cu、Zn、Cd、Pb等)，且能促进金属迁移，可一定程度上降低重金属潜在的生态风险[18-21]。
本研究中，SSBC的施用均可导致土壤β-葡糖苷酶、N-乙酰-葡糖苷酶和蛋白酶活性以及微生物生物量碳氮含量的增加，其中高量SSBC的施用使增加趋势有所回落(但仍高于对照)。一般土壤微生物生物量的增加会导致微生物碳利用效率的提高[27]。但一些研究结果表明，SSBC虽然可提高微生物生物量碳含量，但却降低了土壤β-葡糖苷酶活性[25]。究其原因，可能生物质炭本身的表面积增大抑制了β-葡糖苷酶活性[33]，或者β-葡糖苷酶活性受重金属含量(包括Cu、Zn、Ni)的影响，且随着土壤中重金属含量的增加，其活性会明显下降[34]。由于β-葡糖苷酶能够促进葡萄糖从纤维素中释放，蛋白酶可水解蛋白质肽链并将其降解为氨基酸，N-乙酰-葡糖苷酶则促进几丁质的降解，这些土壤酶活性的增加必然促进土壤碳氮循环。总之，SSBC呈现出一种可增强土壤生化活性的潜力，从而使土壤质量有所提高[25]。
综上所述，SSBC对土壤理化性质和生物学特性虽有一定的积极影响，但是SSBC效应高度依赖于土壤类型，即生物质炭与土壤的相互作用具有高度的特异性[35]。土壤性质的变化可能因生物质炭的种类和用量而异[27]。另外本研究仅为SSBC应用的短期效应，因此有必要加强SSBC长期施用的环境生态监测及其风险评价。
4 结论1) SSBC的应用改善了土壤营养水平，其中土壤有机质、全氮、全磷、有效氮和有效磷含量增幅4.2% ~ 74.9%，同时土壤中重金属污染水平可控。
2) SSBC的应用提高了土壤微生物生物量碳氮含量，显著增加了土壤酶活性，β-葡糖苷酶、N-乙酰-葡糖苷酶和蛋白酶活性增幅为17.1% ~ 70.3%，改善了部分土壤微生物环境。
致谢: 本研究污泥生物质炭由中国科学院城市环境研究所汪印课题组研发制备并提供，在此表示感谢。
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