胡靜姝　周新萍

摘要：以鉛（Pb）污染土壤（526.51 mg/kg）為基質(zhì)進行盆栽試驗，設置Pb脅迫下施用生物炭（30、60 g/kg，B1、B2）、雞糞（30、60 g/kg，M1、M2）及其組合（B1+M1、B1+M2、B2+M1、B2+M2）處理，以不添加改良劑為對照處理（CK），探索生物炭和雞糞改良劑對Pb脅迫下番茄生理生化、Pb吸收及相關土壤性質(zhì)的影響。結(jié)果表明，生物炭、雞糞相關處理均可提高番茄干物質(zhì)量、株高、SPAD值、根系性狀指標、根際土壤酶活性以及葉片抗氧化酶（SOD、POD、CAT）活性，降低丙二醛含量，從而減輕Pb脅迫對番茄產(chǎn)生的氧化應激。生物炭、雞糞相關處理可顯著降低番茄根系、地上部的Pb含量，介導土壤Pb形態(tài)轉(zhuǎn)變，降低有效Pb含量。單施雞糞改良劑對于促進番茄生長和提高葉片抗氧化酶活性更有效；單施生物炭處理在誘導土壤堿化和固定Pb方面更有效。生物炭和雞糞的組合使用具有疊加效應，對番茄生長發(fā)育、葉片抗氧化酶活性和土壤酶活性的影響更大。與B1+M1處理相比，其他處理的番茄組織中的Pb含量和土壤有效Pb含量顯著提高，番茄Pb生物富集系數(shù)、轉(zhuǎn)移系數(shù)分別提高1.23%～58.28%、7.83%～40.89%。綜上，生物炭和雞糞組合使用在降低土壤Pb生物有效性、減少番茄Pb吸收、改良土壤性質(zhì)以及促進番茄生長方面具有良好效果，以30 g/kg生物炭配施30 g/kg雞糞改良劑效果最佳。

關鍵詞：生物炭；雞糞；鉛吸收；番茄生長；抗氧化系統(tǒng)；土壤酶活性

中圖分類號：S641.206文獻標志碼：A

文章編號：1002-1302（2024）09-0181-08

農(nóng)田土壤重金屬污染已成為全球性的嚴重問題，大量研究表明，重金屬對植物有毒，會抑制植物生長發(fā)育，降低作物產(chǎn)量［1］。鉛（Pb）是一種典型的有害重金屬，主要通過礦產(chǎn)開采、廢水灌溉以及化學肥料、農(nóng)藥等人類行為在土壤中富集，進而威脅農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)性發(fā)展［2］。Pb極易被植物吸收富集，對植物具有極強的破壞性，可顯著抑制植物的增殖、發(fā)育代謝以及養(yǎng)分吸收，引起植物生理系統(tǒng)紊亂［3-4］。被植物吸收的Pb可通過食物鏈對人畜健康造成威脅，導致動物體血壓升高、神經(jīng)功能減退、腎臟損傷及嚴重的腦損傷［5］。Pb污染土壤的修復對于確保土壤安全和農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展至關重要［2-4］。目前使用的重金屬修復手段主要包括物理、化學以及生物修復，其中物理修復是使用頻率最高、最簡便的措施［6］，生物質(zhì)炭類、有機物類是應用最廣泛、常規(guī)的物理型修復技術。

生物炭是基于生物殘體在無氧環(huán)境中熱解產(chǎn)生的一種富碳產(chǎn)品［7］。生物炭具有弱堿性、比表面積廣、孔隙率大、穩(wěn)定性高、富含多種氧官能團等特點［8］，且含有一定量的大量和微量營養(yǎng)元素，可在一定程度上促進植物的生長發(fā)育［9］。大量研究表明，生物炭可通過沉淀、吸附、離子交換反應、提高土壤微生物活性以及改變微生物群落結(jié)構(gòu)等途徑影響重金屬形態(tài)，并降低重金屬的植物有效性［10］。黃連喜等以農(nóng)作物殼（花生、水稻）與椰殼制備的生物炭作為土壤調(diào)理劑，研究發(fā)現(xiàn)，不同生物炭均可顯著降低土壤有效態(tài)Pb、鎘（Cd）含量及油麥菜可食用部位Pb、Cd積累量，并對油麥菜有明顯的促生長效果［11］。毛欣宇等研究表明，生物炭可將土壤中的有效態(tài)Pb向其潛在活化形態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，其轉(zhuǎn)化、鈍化穩(wěn)定程度與改性生物炭用量密切相關［12］。然而，目前關于多種有機型改良劑組合使用對重金屬的固定效果尚不清楚。

一般而言，生物炭由于環(huán)境差異與炭老化等因素，對重金屬的固定能力表現(xiàn)出較大差異［13］，且養(yǎng)分含量較少，無法深刻影響土壤肥力和植物生長［14］。農(nóng)家肥是常用的有機物料，因具備較高的肥力水平而受到廣泛關注［15］。其中雞糞是穩(wěn)定的土壤改良劑，可以提高土壤有機質(zhì)含量，改善保水性和土壤結(jié)構(gòu)，并可提供大、中、微量有效養(yǎng)分元素，進而促進植物生長［16］。已有研究表明，雞糞改良劑對有機絡合位點具有親和力，可減少土壤可交換性重金屬組分含量，且可通過降低土壤容重來稀釋金屬濃度［17］。然而，目前關于生物炭、雞糞對重金屬污染土壤修復效果的探索主要集中在鎘、砷方面，對Pb的固定效果知之甚少，且對設施園藝的研究更鮮有涉及?；诖?，本研究探索生物炭、雞糞單施或混合施用對Pb污染土壤中番茄生長、葉片抗氧化酶活性、Pb吸收和土壤性質(zhì)的影響，以期為Pb污染土壤的治理及番茄安全生產(chǎn)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗于2022年5—8月在東莞城市學院大棚試驗區(qū)進行。供試番茄品種為中雜9號，種子來自廣東省農(nóng)業(yè)科學院環(huán)境園藝研究所。供試土壤取自廣東省東莞市某電子拆卸區(qū)原番茄種植區(qū)，pH值為5.88，有機質(zhì)含量為19.26 g/kg，有效氮、磷、鉀含量分別為65.52、14.15、123.73 mg/kg，土壤有效鉛含量為526.51 mg/kg，根據(jù)GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》［18］，當土壤pH值為5.5～6.5時，農(nóng)田土壤鉛（Pb）污染的臨界值為90 mg/kg，供試土壤Pb嚴重超標，為中輕度污染水平。生物炭原料為花生殼，購自廣東炭都生物科技控股有限公司；雞糞為腐熟干雞糞，購自東莞市圣茵生物有機肥有限公司，2個供試改良劑基本信息見表1。

1.2 試驗設計

試驗采用2因素2水平隨機設計，2因素分別為生物炭（B）、雞糞（M），2水平分別為施用量30、60 g/kg，相應單施和組合施用處理分別為B1、B2、M1、M2、B1+M1、B1+M2、B2+M1、B2+M2；以不施生物炭與不施雞糞改良劑為對照（CK），其中施用量30、60 g/kg為生物炭或雞糞用量與盆栽用土比（以干基計），試驗共設9個處理，每處理3次重復。盆栽所用器具為廣口圓桶，上半徑、下半徑分別為13.5、11.0 cm，每盆裝土5 kg。相應處理按上述施用量與土壤混合均勻后，每盆播撒種子3粒，1周后間苗至1株，培育周期為50 d，期間保持60%～75%的土壤持水量。

1.3 樣品采集及測定分析

1.3.1 番茄植株生長參數(shù)及抗氧化系統(tǒng)參數(shù)測定

盆栽結(jié)束后，采用卷尺測量株高，根系形狀（體積、總根長、直徑、表面積）采用EPSON V700掃描、WinRHizo 2021軟件分析測定。

在培養(yǎng)第35天時，采用手持葉綠素計（YLS-A1，石家莊泛勝有限公司）對番茄功能葉（由下往上數(shù)第4張葉片）的相對葉綠素含量（SPAD值）進行測定。番茄葉片的抗氧化系統(tǒng)參數(shù)包括丙二醛（MDA）含量、超氧化物歧化酶（SOD）活性、過氧化物酶（POD）活性以及過氧化氫酶（CAT）活性，均采用北京索萊寶科技有限公司生產(chǎn)的Elisa試劑盒進行測定，試劑盒型號分別為BC0020、BC5250、BC0090及BC0200。

1.3.2 番茄生物量及Pb含量測定

在培養(yǎng)第50天時，將番茄根、莖、葉進行分離，并用自來水和蒸餾水仔細清洗后，放入烘箱中烘干至恒重，記錄干燥根、莖、葉的生物量。將干燥的植物樣品剪碎，在實驗室用小型球磨機（Retsch MM 400，德國萊馳公司）研磨至＜0.25 mm并儲存，用于鉛含量分析。將磨細后的樣品采用HNO3 ∶HClO4=2 ∶1（體積比）溶液進行酸解，在原子吸收分光光度計（TAS-986，北京普析通用儀器有限責任公司）中采用原子吸收法［19］進行Pb含量測定。

1.3.3 土壤養(yǎng)分含量及土壤酶活性測定

在培養(yǎng)第50天時，用手搖動番茄根，去除松散黏附的土壤，以收集根際土壤，將根際土壤樣品干燥、研磨并過篩（2 mm篩孔）。采用pH計測定土壤pH值（水 ∶土=5 ∶1）；采用電導率儀（AR8211，東莞萬創(chuàng)電子制品有限公司）測定土壤電導率；土壤有機碳（SOC）含量采用重鉻酸鉀-硫酸比色法測定；土壤有效氮（AN）、有效磷（AP）、速效鉀（AK）含量分別采用堿解擴散法、鉬藍比色法、火焰光度法［20］測定。土壤酶包括脲酶、蔗糖酶、過氧化氫酶及幾丁質(zhì)酶的活性均采用北京索萊寶科技有限公司生產(chǎn)的試劑盒進行測定，試劑盒型號分別為BC0120、BC0240、BC0100及BC1930。

1.3.4 土壤鉛分級測定

將土壤中的鉛分為離子交換態(tài)鉛（EPb）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛（CPb）、鐵錳氧化態(tài)鉛（FPb）、有機結(jié)合態(tài)鉛（OPb）以及殘渣態(tài)鉛（DPb），其中EPb采用CH3COO（NH4）2溶液提取，其他鉛形態(tài)（CPb、FPb、OPb、DPb）采用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）、Tessier連續(xù)提取法［21］浸提，所有形態(tài)鉛含量采用原子吸收法測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

鉛的生物富集系數(shù)（BCF）、轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）按照以下公式［22］計算：

BCF=番茄植株Pb含量/土壤Pb含量；

TF=植株地上部Pb含量/根系Pb含量；

試驗數(shù)據(jù)采用SPSS 27.0軟件進行統(tǒng)計分析，采用Origin 12繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭和雞糞對Pb脅迫下番茄生長發(fā)育的影響

由表2可知，生物炭處理（B1、B2）、雞糞鈍化劑處理（M1、M2）、生物炭與雞糞組合處理（B1+M1、B1+M2、B2+M1、B2+M2）與對照處理（CK）在干物質(zhì)量、株高、SPAD值、根系性狀（表面積、直徑、總長度、體積）等7個生長指標上均存在一定差異，其中根系直徑表現(xiàn)為CK＜B1＜B2＜M1＜M2＜B1+M1、B1+M2、B2+M1＜B2+M2，與CK相比，B1處理提高8.77%，但二者無顯著差異，其他處理則較CK顯著提高10.53%～38.60%。與CK相比，生物炭、雞糞鈍化劑及其組合處理（B1、B2、M1、M2、B1+M1、B1+M2、B2+M1、B2+M2）的干物質(zhì)量、株高、SPAD值、根系表面積、根系總長度及根系體積分別提高30.21%～100.81%、35.28%～92.75%、15.69%～61.04%、16.09%～98.60%、6.26%～46.17%及42.52%～110.99%；且各指標的極大值均出現(xiàn)在生物炭與雞糞鈍化劑組合施用處理（B1+M1、B1+M2、B2+M1、B2+M2）中。說明生物炭、雞糞鈍化劑對番茄植株生長發(fā)育有顯著影響，二者結(jié)合處理效果更佳。

2.2 生物炭和雞糞對Pb脅迫下番茄葉片抗氧化系統(tǒng)參數(shù)的影響

由圖1可知，番茄葉片的丙二醛（MDA）含量表現(xiàn)為CK高于生物炭、雞糞鈍化劑及其組合處理（B1、B2、M1、M2、B1+M1、B1+M2、B2+M1、B2+M2），而在超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）、過氧化氫酶（CAT）活性上的表現(xiàn)則相反。與CK相比，生物炭、雞糞鈍化劑處理下的SOD、POD、CAT活性分別提高4.56%～54.28%、36.54%～112.68%、30.74%～71.73%，且酶活性較大值主要集中出現(xiàn)在30 g/kg生物炭處理（B1+M1、B1+M2）上。丙二醛（MDA）含量表現(xiàn)為B2+M2處理＜M1處理＜BC2處理＜B2+M1處理＜B1處理＜B1+M2處理＜B1+M1處理＜B2+M2處理＜CK，與CK相比，生物炭、雞糞鈍化劑相關處理顯著下降11.83%～31.76%。

2.3 生物炭和雞糞對Pb脅迫下番茄土壤性質(zhì)的影響

由表3可知，各處理番茄土壤pH值在5.55～6.75范圍內(nèi)，其中以B2+M2處理最高，其他處理較其降低4.00%～17.78%。土壤有機碳含量以單施雞糞處理（M1、M2）高于單施生物炭處理（B1、B2），而與CK相比，生物炭、雞糞鈍化劑處理提高4.76%～37.67%，其中M2、B1+M1、B2+M2處理顯著高于CK。單施生物炭處理與單施雞糞鈍化劑處理的電導率均無顯著差異，且皆顯著大于CK；在生物炭與雞糞鈍化劑組合處理中，以B2+M2處理電導率最高，其次為B1+M2，二者均顯著大于單施生物炭、單施雞糞處理。各處理堿解氮含量由低到高表現(xiàn)為CK＜B1處理＜B2處理＜M1處理＜M2處理＜B2+M1處理＜B1+M2處理＜B1+M1處理＜B2+M2處理，與CK相比，生物炭、雞糞鈍化劑處理提高6.08%～30.29%，其中M2、生物炭與雞糞鈍化劑組合處理（B1+M1、B1+M2、B2+M1、B2+M2）均顯著大于CK。各處理有效磷含量差異規(guī)律與堿解氮含量基本一致。速效鉀含量仍以CK最低，生物炭、雞糞鈍化劑處理較其顯著提高6.77%～55.83%；而在生物炭、雞糞鈍化劑處理中，以單施雞糞鈍化劑處理高于單施生物炭處理，且在組合處理中，以M2處理高于M1處理。

2.4 生物炭和雞糞對Pb脅迫下番茄土壤酶活性的影響

由圖2可知，番茄土壤脲酶（URE）活性以B2+M2處理最高，CK、B1、B2、M1、M2較其分別顯著降低53.42%、34.12%、35.87%、25.87%、20.79%，其他處理與B2+M2處理無顯著差異。各處理土壤蔗糖酶（SUC）活性表現(xiàn)為CK＜B1處理＜B2處理＜M1處理＜M2處理＜B2+M1處理＜B1+M2處理＜B1+M1處理＜B2+M2處理，其中與CK相比，生物炭、雞糞鈍化劑相關處理提高33.81%～96.94%。土壤過氧化氫酶（CAT）活性以CK最低，生物炭、雞糞鈍化劑相關處理較其顯著提高14.43%～97.56%，其中生物炭與雞糞組合處理整體大于單施生物炭或單施雞糞處理，且以B1+M2處理最高。幾丁質(zhì)酶（CHI）活性以CK最低，生物炭、雞糞鈍化劑相關處理較其顯著提高117.91%～202.99%；就生物炭、雞糞鈍化劑相關處理而言，以B1+M1處理最高，且顯著大于CK、B1、B2、M1處理。

2.5 生物炭和雞糞對Pb脅迫下番茄Pb含量及土壤Pb形態(tài)的影響

由圖3可知，在Pb脅迫下，對照處理（CK）番茄根系及地上部的Pb含量均明顯高于施用生物炭、雞糞鈍化劑相關處理，與CK相比，生物炭、雞糞鈍化劑相關處理根系、地上部的Pb含量及植株的Pb總含量分別顯著降低27.48%～57.10%、37.97%～69.55%及32.49%～63.06%，其中均以B1+M1處理存在最低值。在番茄根系土壤不同形態(tài)Pb含量中，不同形態(tài)Pb含量均表現(xiàn)為殘渣態(tài)＜有機結(jié)合態(tài)＜可交換態(tài)＜碳酸鹽結(jié)合態(tài)＜鐵錳氧化態(tài)，其中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機結(jié)合態(tài)及殘渣態(tài)分別占總生物活性物質(zhì)含量的13.98%～28.43%、16.68%～27.25%、27.22%～40.67%、10.92%～21.36%及6.19%～11.47%。可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)Pb含量整體以B1+M1、B2+M2處理較高，CK較低，而鐵錳氧化態(tài)、有機結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)Pb含量則與之相反。

2.6 生物炭和雞糞對Pb脅迫下番茄Pb生物富集及轉(zhuǎn)運的影響

由圖4可知，在Pb脅迫下，鉛（Pb）的生物富集系數(shù)（BCF）以對照處理（CK）最高，為1.157，施用生物炭、雞糞鈍化劑相關處理較其顯著降低21.69%～36.82%；就生物炭、雞糞鈍化劑相關處理而言，以B1+M1處理最低，其他處理較其提高1.23%～58.28%，其中與B1+M2、B2+M1、B2+M2處理無顯著差異，而顯著小于其他單施生物炭或單施雞糞鈍化劑處理。各處理轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）差異規(guī)律與BCF總體一致，即各處理表現(xiàn)為B1+M1處理＜B1處理＜B2+M2處理＜B2處理＜B1+M2處理＜M2處理＜B2+M1處理＜M1處理＜CK，也以CK最高，B1+M1處理最低，其中與B1+M1處理相比，其他處理提高7.83%～40.89%。

3 討論

生物炭、雞糞均是目前常用的重金屬鈍化劑，有研究表明，施用生物炭和雞糞可有效減輕重金屬對植物的毒害作用［8，23］。本研究結(jié)果表明，所有生物炭、雞糞鈍化劑處理均可在一定程度上提高Pb脅迫下的番茄干物質(zhì)量、株高、SPAD值、根系性狀（表面積、直徑、總長度、體積），該結(jié)果與前人的研究基本一致，劉領等的研究表明，不同秸稈生物炭、雞糞添加量均可顯著增大Pb脅迫下玉米的株高、鮮重、光合色素含量及光合性能［24］。這可能是因為雞糞為有機肥，可直接為番茄提供必需的營養(yǎng)元素，進而促進植株生長［23］。本研究中，單施或聯(lián)合施用生物炭、雞糞，番茄葉片的超氧化物歧化酶、過氧化物酶、過氧化氫酶活性有所增加，而丙二醛含量顯著降低，這表明生物炭和雞糞均可有效降低Pb脅迫導致的活性氧損傷。此外，研究結(jié)果進一步顯示，與單施生物炭相比，單施雞糞改良劑在促進番茄生長發(fā)育和提高葉片抗氧化酶活性方面更有效，而生物炭與雞糞配施對提高葉片抗氧化酶活性的效果更大。

土壤有機碳、有效養(yǎng)分是影響作物生長的主要限制因素，其含量高低決定著當季作物的生長發(fā)育及產(chǎn)量的形成［25］。在本研究中，與對照處理（CK）相比，生物炭、雞糞鈍化劑相關處理均增加土壤有機碳、堿解氮、有效磷、速效鉀含量，同時降低土壤有效鉛含量，這可能是因為生物炭中含有大量的碳元素，且含有一定量的大量元素和中微量礦質(zhì)養(yǎng)分，可有效提高土壤基礎肥力［9］。此外，生物炭的表面電荷、官能團、多孔結(jié)構(gòu)、較大的表面積等有利于保留土壤水分、養(yǎng)分，增加土壤孔隙度、降低容重，為植物生長提供有利環(huán)境［26］。而雞糞中含有多種養(yǎng)分，可以增加土壤養(yǎng)分含量，改善土壤團聚體的結(jié)構(gòu)和穩(wěn)定性，增強土壤微生物活性［27］。

土壤酶受土壤微生物群落分泌的胞內(nèi)和胞外酶所介導，參與植物的養(yǎng)分循環(huán)和利用，其活性可作為判斷土壤是否健康的指標［28］。本研究結(jié)果表明，生物炭和雞糞處理均可顯著提高Pb脅迫下土壤蔗糖酶、脲酶、過氧化氫酶和幾丁質(zhì)酶的活性。這與前人的研究結(jié)果總體趨于一致，即雞糞、生物炭是優(yōu)質(zhì)的土壤改良劑，可通過促進土壤微生物增殖來提高土壤酶活性［29］。本研究中，與CK相比，在生物炭和雞糞的組合施用處理下，鉛污染土壤中的蔗糖、脲酶、過氧化氫酶及幾丁質(zhì)酶活性總體較高。土壤中酶活性的增加可能是由于鉛脅迫降低、微生物活性提高造成的［30］。本研究中，在生物炭和雞糞處理下鐵錳氧化態(tài)、有機結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)Pb含量增加，說明通過將Pb結(jié)合在土壤中并將其轉(zhuǎn)化為不可用的形態(tài)，可能是生物炭、雞糞降低Pb脅迫的潛在機制之一。

前人研究發(fā)現(xiàn)，施用秸稈生物炭、農(nóng)家肥均可顯著降低玉米根系、莖及葉片中的Pb含量，同時減少玉米根和地上部組織中的Pb、Zn、Cu、Cd含量［24］。本研究結(jié)果表明，施用生物炭和/或雞糞鈍化劑均可降低番茄Pb含量，其中生物炭和雞糞組合施用最大程度地降低了番茄對Pb的吸收，而生物炭在降低番茄組織中Pb含量方面比雞糞更有效。施用生物炭后番茄的Pb含量減少，可能是由于生物炭具有較大的表面積、多孔結(jié)構(gòu)和高表面電荷密度，具有吸收重金屬的能力［31］。本研究中，與單施雞糞處理相比，生物炭在提高土壤pH值方面更有效。土壤pH值的提高有利于將重金屬轉(zhuǎn)變?yōu)椴灰滓苿拥碾x子形式，降低重金屬的生物利用度，從而減少重金屬離子從土壤到植物組織的轉(zhuǎn)移［10］。雞糞改良劑對番茄組織中Pb濃度的降低作用可能與表面電荷、金屬結(jié)合化合物、腐殖質(zhì)等能與重金屬產(chǎn)生吸附、絡合、沉淀反應有關［32］。

本研究中，生物炭和雞糞組合使用對于減少番茄對Pb的吸收更有效，生物炭和雞糞之間存在附加相互作用，二者結(jié)合使用可有效減輕Pb毒性，并改善Pb脅迫下的番茄生長。生物炭和雞糞聯(lián)合施用的疊加效應有多種機制，一方面，施用雞糞可彌補生物炭自身的營養(yǎng)缺乏［23-24］，而施用生物炭可以增加養(yǎng)分保留，延長雞糞中養(yǎng)分的釋放期，有效提高有機肥的利用率［24］；生物炭與雞糞組合使用可以提高土壤有機碳含量、電導性、pH值以及物理吸附和沉淀能力，有利于吸附和固定重金屬［33-34］。另一方面，生物炭和雞糞之間存在積極的相互作用，生物炭表面可被有機肥中的腐殖質(zhì)和微生物氧化，且生物炭和雞糞混合物中的腐殖質(zhì)和礦物氧化物可以產(chǎn)生重金屬絡合物［29］。此外，生物炭的孔隙結(jié)構(gòu)可以提供生態(tài)位，作為雞糞和土壤中微生物的載體，從而為微生物生長提供有利的環(huán)境來固定重金屬［35］。

4 結(jié)論

本研究結(jié)果表明，生物炭、雞糞單施或聯(lián)合施用均能改善鉛脅迫下的番茄生長發(fā)育、抗氧化酶活性和土壤酶活性，同時生物炭、雞糞處理均可降低番茄植株中的鉛含量，介導改變土壤鉛形態(tài)，以降低有效鉛含量。單施生物炭在提高土壤pH值、減少Pb從土壤到番茄的易位以及促進Pb固定方面更有效；單施雞糞對促進番茄生長和提高葉片抗氧化酶活性更有效；生物炭和雞糞聯(lián)合施用具有累加效應，對于改善番茄生長、提高抗氧化酶活性和降低番茄組織、土壤中的鉛含量更有效，其中以 B1+M1處理效果較佳，與B1+M1處理相比，其他處理生物富集系數(shù)、轉(zhuǎn)移系數(shù)分別提高1.23%～58.28%、7.83%～40.89%。

參考文獻：

［1］曾思燕，于昊辰，馬 靜，等. 中國耕地表層土壤重金屬污染狀況評判及休耕空間權衡［J］. 土壤學報，2022，59（4）：1036-1047.

［2］Liu X，Ju Y W，Mandzhieva S，et al. Sporadic Pb accumulation by plants：influence of soil biogeochemistry，microbial community and physiological mechanisms［J］. Journal of Hazardous Materials，2023，444（Pt A）：130391.

［3］Jia L L，Ma H K，Guan Y，et al. Lead absorption capacity in different parts of plants and its influencing factors：a systematic review and meta-analysis［J］. Environmental Science and Pollution Research，2022：1-12.

［4］朱詩苗，宋杭霖，張 麗，等. 鉛脅迫對煙草生長及生理生化指標的影響［J］. 植物生理學報，2018，54（3）：465-472.

［5］韓云昌，張乃明. 施用鈍化劑對土壤重金屬污染修復的研究進展［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學，2020，48（10）：52-56.

［6］王泓博，茍文賢，吳玉清，等. 重金屬污染土壤修復研究進展：原理與技術［J］. 生態(tài)學雜志，2021，40（8）：2277-2288.

［7］彭紅宇，聶兆君，劉紅恩，等. 施用低溫生物炭對土壤鎘、鉛生物有效性的影響［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)學報，2022，38（6）：1524-1531.

［8］張紅娟，陳夢華，何珊珊，等. 有機肥配施生物炭對設施番茄產(chǎn)量、品質(zhì)及土壤養(yǎng)分和重金屬累積的影響［J］. 西北農(nóng)業(yè)學報，2023，32（12）：1978-1986.

［9］王 麗，蔡景行，邵代興，等. 改性生物炭對重金屬污染修復研究進展及其機制分析［J］. 中國土壤與肥料，2023（6）：232-238.

［10］Wang Y，Wang H S，Tang C S，et al. Remediation of heavy-metal-

contaminated soils by biochar：a review［J］. Environmental Geotechnics，2020，9（3）：135-148.

［11］黃連喜，魏 嵐，劉曉文，等. 生物炭對土壤-植物體系中鉛鎘遷移累積的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2020，39（10）：2205-2216.

［12］毛欣宇，翟森茂，姜小三，等. 不同改性生物炭對農(nóng)田土壤理化性質(zhì)及鉛、鎘鈍化的影響機制研究［J］. 環(huán)境工程，2023，41（2）：113-121，139.

［13］姜 晶，鄧精靈，盛光遙. 生物炭老化及其對重金屬吸附影響研究進展［J］. 生態(tài)環(huán)境學報，2022，31（10）：2089-2100.

［14］Gao R L，Xiang L，Hu H Q，et al. High-efficiency removal capacities and quantitative sorption mechanisms of Pb by oxidized rape straw biochars［J］. Science of the Total Environment，2020，699：134262.

［15］李 可，謝 廈，孫 彤，等. 雞糞有機肥對設施菜地土壤重金屬和微生物群落結(jié)構(gòu)的影響［J］. 生態(tài)學報，2021，41（12）：4827-4839.

［16］宋姿蓉，俄勝哲，袁金華，等. 不同有機物料對灌漠土重金屬累積特征及作物效應的影響［J］. 中國農(nóng)業(yè)科學，2019，52（19）：3367-3379.

［17］Wang Q Q，Huang Q，Guo G M，et al. Reducing bioavailability of heavy metals in contaminated soil and uptake by maize using organic-

inorganic mixed fertilizer［J］. Chemosphere，2020，261：128122.

［18］生態(tài)環(huán)境部，國家市場監(jiān)督管理總局. 土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）：GB 15618—2018［S］. 北京：中國標準出版社，2018.

［19］中華人民共和國國家衛(wèi)生和計劃生育委員會，國家食品藥品監(jiān)督管理總局. 食品安全國家標準 食品中鉛的測定：GB 5009.12—2017［S］. 北京：中國標準出版社，2017.

［20］鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析［M］. 3版.北京：中國農(nóng)業(yè)出版社，2000.

［21］王青清，蔣珍茂，王 俊，等. 腐殖酸活性組分及其比例對紫色潮土中鉛形態(tài)轉(zhuǎn)化和有效性演變動態(tài)的影響［J］. 環(huán)境科學，2017，38（5）：2136-2145.

［22］王吉秀，李 想，李祖然，等. 小花南芥與玉米間作對Pb化學形態(tài)及富集特征的影響［J］. 環(huán)境工程學報，2018，12（12）：3456-3467.

［23］Liu L，Li J W，Wu G H，et al. Combined effects of biochar and chicken manure on maize （Zea mays L.） growth，lead uptake and soil enzyme activities under lead stress［J］. PeerJ，2021，9：e11754.

［24］劉 領，悅飛雪，李繼偉，等. 秸稈生物炭和雞糞對鉛脅迫下玉米生長和生理特性的影響［J］. 水土保持學報，2018，32（4）：262-267.

［25］張文學，王少先，金 偉，等. 有機無機氮肥比例對稻田土壤肥力和作物產(chǎn)量的短期效應［J］. 植物營養(yǎng)與肥料學報，2023，29（7）：1300-1312.

［26］徐達勛，顏振峰. 生物炭與根際促生菌對辣椒氮素利用率、產(chǎn)量及土壤氮轉(zhuǎn)化的影響［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學，2023，51（11）：133-139.

［27］席凱鵬，席吉龍，楊蘇龍，等. 長期秸稈配施雞糞對棉田土壤重金屬累積的影響及生態(tài)風險評價［J］. 棉花學報，2022，34（1）：48-59.

［28］譚向平，何金紅，郭志明，等. 土壤酶對重金屬污染的響應及指示研究進展［J］. 土壤學報，2023，60（1）：50-62.

［29］Meng J，Tao M M，Wang L L，et al. Changes in heavy metal bioavailability and speciation from a Pb-Zn mining soil amended with biochars from co-pyrolysis of rice straw and swine manure［J］. The Science of the Total Environment，2018，633：300-307.

［30］Naeem I，Masood N，Turan V，et al. Prospective usage of magnesium potassium phosphate cement combined with Bougainvillea alba derived biochar to reduce Pb bioavailability in soil and its uptake by Spinacia oleracea L［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety，2021，208：111723.

［31］孫家婉，張振華，趙玉萍，等. 生物炭改性及其在農(nóng)田土壤重金屬修復中的應用研究進展［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學，2022，50（10）：9-15.

［32］Wu H P，Lai C，Zeng G M，et al. The interactions of composting and biochar and their implications for soil amendment and pollution remediation：a review［J］. Critical Reviews in Biotechnology，2017，37（6）：754-764.

［33］Liang J，Li X M，Yu Z G，et al. Amorphous MnO2 modified biochar derived from aerobically composted swine manure for adsorption of Pb（Ⅱ） and Cd（Ⅱ）［J］. ACS Sustainable Chemistry & Engineering，2017，5（6）：5049-5058.

［34］王瑞飛，孔盈利，魏藝璇，等. 菌劑對雞糞-生物炭堆肥理化性質(zhì)和微生物群落結(jié)構(gòu)的影響［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)學報，2023，39（4）：966-977.

［35］悅飛雪，李繼偉，王艷芳，等. 施用秸稈生物炭和雞糞對鎘脅迫下玉米生長及鎘吸收的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2018，37（10）：2118-2126.

收稿日期：2024-01-03

基金項目：東莞城市學院基金（編號：2020QJY006Z）。

作者簡介：胡靜姝（1983—），女，湖北武漢人，碩士，講師，主要從事農(nóng)作物安全生產(chǎn)與化學工程研究。E-mail：Hjingsu2023@163.com。

通信作者：周新萍，碩士，講師，主要從事環(huán)境工程、環(huán)境微生物研究。E-mail：Zhouxp2020@163.com。