曹儷壤 羅 洋何龍麗 段紫嫣 高麗文

（貴州師范學(xué)院地理與資源學(xué)院，貴州貴陽 550018）

電解錳渣是將錳礦石經(jīng)酸浸出獲得錳鹽，再送電解槽電解析出單質(zhì)金屬錳的過程中所產(chǎn)生的酸浸渣、陽極泥、硫化渣和含鉻廢渣等，其中仍殘留一定數(shù)量的錳[1]。植物體內(nèi)錳含量過高會影響酶的正?；钚裕瑢?dǎo)致大量的H2O2和多酚物質(zhì)產(chǎn)生，進(jìn)而對植物體造成損傷。此外，過量的Mn2+會使葉綠素減少、光合速率降低，從而抑制Fe2+和Mg2+等元素的吸收，造成植物生長異常[2]。錳是人體所必需的微量元素之一，但攝入過量則會對機(jī)體產(chǎn)生不良影響。錳主要通過呼吸道進(jìn)入機(jī)體，并對人的神經(jīng)、生殖、呼吸等系統(tǒng)產(chǎn)生不同程度的損害[3]。電解錳渣在長期的露天堆存過程中，其中的Mn容易通過雨水的沖刷而滲入土壤、江河湖泊及地下水中，造成污染，并通過食物鏈威脅人類健康[4]。

生物炭具有發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)，其表面含有大量的官能團(tuán)和負(fù)電荷，對重金屬離子有較強(qiáng)的吸附和固定能力[5]，還能夠通過改變基質(zhì)理化性質(zhì)和微生態(tài)環(huán)境來降低其中的重金屬活性，在阻控廢渣或污染土壤中重金屬的遷移擴(kuò)散方面有著較大的應(yīng)用潛力[6-7]。目前的研究中，制備生物炭的原料主要為各種植物秸稈和畜禽糞便[8-9]。中國是食用菌生產(chǎn)大國，食用菌產(chǎn)量逐年增加，據(jù)中國食用菌協(xié)會發(fā)布的調(diào)查結(jié)果顯示，2020年全國食用菌（鮮品）總產(chǎn)量達(dá)4 061.43萬t，產(chǎn)值達(dá)3 465.65億元。相應(yīng)地，食用菌產(chǎn)業(yè)的副產(chǎn)品廢菌棒的產(chǎn)量極大且不斷增加。廢菌棒的主要成分為木屑、秸稈、麥麩、稻殼等農(nóng)林廢棄物[10]。目前，我國廢菌棒生物質(zhì)資源綜合利用率偏低，除少部分被應(yīng)用于土壤肥料和育苗基質(zhì)等方面，大部分被隨意廢棄、就地掩埋或者直接焚燒處理，一方面造成了土壤、水體和大氣環(huán)境污染，破壞了生態(tài)環(huán)境；另一方面廢菌棒中剩余養(yǎng)分沒有得到有效利用，造成生物質(zhì)資源浪費(fèi)[11]。

甜象草（Pennisetum purpureum）屬禾本科狼尾草屬，廣泛種植于熱帶和亞熱帶地區(qū)，具有適應(yīng)性強(qiáng)、繁殖快、產(chǎn)量高和利用周期長等特點(diǎn)[12]。作為一種能源植物，甜象草極具產(chǎn)乙醇潛力，有研究表明蒸汽爆破預(yù)處理后的甜象草經(jīng)過分步糖化發(fā)酵得到的乙醇產(chǎn)率達(dá)89.11 mL/kg[13]。此外，甜象草可以在邊際土地上開展規(guī)模化種植與應(yīng)用[14-15]。在礦區(qū)種植甜象草，一方面能夠改善當(dāng)?shù)赝寥赖奈锢項(xiàng)l件和營養(yǎng)狀況，有利于生態(tài)環(huán)境的恢復(fù)；另一方面可充分利用礦區(qū)土地資源，做到其生產(chǎn)“不與人爭糧、不與糧爭地”[16]。

綜上，該研究以電解錳渣為供試基質(zhì)，利用盆栽試驗(yàn)，通過添加不同用量的菌棒生物炭并種植甜象草，結(jié)合室內(nèi)測定分析，研究菌棒生物炭對電解錳渣上甜象草出苗率、株高、鮮重、葉綠素、丙二醛及錳含量、錳渣中有效態(tài)錳含量的影響，從基質(zhì)-植物系統(tǒng)的角度探討菌棒生物炭作為改良劑在錳污染治理中的潛力，以期為廢棄菌棒和電解錳產(chǎn)業(yè)廢渣的資源化利用以及電解錳渣堆放區(qū)的生態(tài)恢復(fù)提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試電解錳渣：采自貴州省遵義市長溝錳礦廢棄地，電解錳渣堆存時(shí)間為20年左右，經(jīng)過長時(shí)期的風(fēng)化淋溶作用，已具備一定肥力特征。將電解錳渣在室內(nèi)風(fēng)干后，挑出雜物磨碎過2 mm尼龍篩，充分混勻后置于直徑為21 cm、高15 cm的花盆中，每盆裝電解錳渣基質(zhì)1.5 kg。

供試甜象草（Pennisetum purpureum）種子購于烏當(dāng)區(qū)振華農(nóng)貿(mào)市場，分別挑選粒大飽滿、成熟度一致的植物種子，置于1%的H2O2溶液浸種10 min進(jìn)行消毒，用自來水流水清洗，再用去離子水沖洗3次后，用濾紙吸干種子表面水分[17]。

供試菌棒生物炭：將采自貴州歐波農(nóng)商貿(mào)有限責(zé)任公司的廢棄菌棒自然晾干后用粉碎機(jī)粉碎，密封后放置于馬弗爐中，400℃燒制2 h進(jìn)行制炭。將制好的菌棒生物炭過100目尼龍篩，裝袋備用。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)在貴州師范學(xué)院盆栽基地進(jìn)行，共4個(gè)處理，分別為：CK，以不添加菌棒生物炭為對照；T1，添加質(zhì)量比為2.50%的菌棒生物炭；T2，添加質(zhì)量比為5.00%的菌棒生物炭；T3，添加質(zhì)量比為7.50%的菌棒生物炭。每個(gè)處理3次重復(fù)。取經(jīng)過研磨過篩的錳渣與生物炭按比例混勻置于花盆中，用稱重法保持基質(zhì)含水量為田間持水量的60%左右，在室溫下平衡7 d后，每盆播種甜象草種子15粒。植物生長期內(nèi)每日觀察并澆水，保持土壤含水量為最大田間持水量的60%左右。在室外生長60 d后，收獲植株，先用自來水洗凈，再用去離子水沖洗，擦干，測量株高和鮮重。一部分鮮樣立即用于葉綠素和丙二醛含量的測定。另一部分樣品置于105℃下殺青20 min，80℃下烘干至恒重后粉碎備用，供Mn含量測定。錳渣樣品自然風(fēng)干后磨碎，分別過10目和100目尼龍篩，裝袋備用。

1.3 測定項(xiàng)目及方法

出苗率：規(guī)定時(shí)間出苗種子數(shù)/供試種子數(shù)×100%；甜象草的株高和根長采用尺子測量，地上部鮮重采用萬分之一天平稱量。

甜象草葉片葉綠素含量采用95%乙醇提取后，分別于470、665和649 nm波長下測定吸光度，計(jì)算葉綠素a、葉綠素b和總?cè)~綠素含量；丙二醛（MDA）含量用硫代巴比妥酸法（TBA）測定[18]。甜象草Mn含量采用HNO3-HClO4體系消解，原子吸收光譜儀（德國耶拿novAA350）測定。錳渣有效態(tài)Mn含量采用0.1 mol/L HCl提取，原子吸收光譜儀（德國耶拿novAA350）測定。測試過程通過設(shè)置空白和重復(fù)樣進(jìn)行分析質(zhì)量控制，所用試劑均為優(yōu)級純。

1.4 數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用IBM SPSS Statistics 25.0和Microsoft Excel 2010軟件對試驗(yàn)所得的各種數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和分析，用最小顯著性差異法（LSD）進(jìn)行顯著差異檢驗(yàn)分析，顯著性水平設(shè)置為P＜0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 菌棒生物炭對電解錳渣上甜象草生長的影響

同處理?xiàng)l件下甜象草的生長情況相關(guān)指標(biāo)見表1。對照組出苗率為31.11%，添加不同質(zhì)量比的生物炭后顯著增加至48.89%（T1）、95.56%（T2）和82.22%（T3），其中T2和T3處理組甜象草出苗率還顯著高于T1處理組（P＜0.05），但兩者之間差異不顯著。對照組和2.50%生物炭處理組甜象草的株高接近，當(dāng)菌棒炭添加量增至5.00%和7.50%以后，則較對照分別顯著增加了30.14%和24.72%（P＜0.05）。甜象草在添加生物炭的電解錳渣中生長60 d后，T2處理組的地上部鮮重達(dá)3.18 g/株，顯著高于其余處理（P＜0.05），較對照（1.82 g/株）顯著增加了74.73%。其次是T3處理組，其鮮重較對照顯著增加了50.00%，而T1處理組與對照無明顯區(qū)別。

表1 不同處理?xiàng)l件下甜象草的出苗率、株高和鮮重

2.2 菌棒生物炭對電解錳渣上甜象草葉綠素含量的影響

由表2可知，甜象草葉片的葉綠素a、葉綠素b和總?cè)~綠素含量從大到小依次為T2＞T3＞T1＞CK，其中添加生物炭處理組葉綠素a含量與對照相比均有顯著提升（P＜0.05），其增幅分別為117.20%（T2）、83.87%（T3）和31.18%（T1）。而T2和T3處理組的葉綠素b含量比對照組增加了88.89%和66.67%，但兩者相互之間差異不顯著。研究還發(fā)現(xiàn)，添加質(zhì)量比為5.00%的菌棒生物炭處理組甜象草葉片總?cè)~綠素含量達(dá)2.87 mg/g，較對照顯著增加了107.97%（表2），也顯著高于施用質(zhì)量比為2.50%和7.50%的菌棒生物炭處理組（P＜0.05）。

表2 不同處理?xiàng)l件下甜象草的葉綠素含量

2.3 菌棒生物炭對電解錳渣上甜象草丙二醛含量的影響

由圖1可知，添加不同用量的菌棒生物炭后，甜象草體內(nèi)丙二醛含量發(fā)生了一定改變。其中，施用質(zhì)量比為5.00%和7.50%的生物炭處理組的植株丙二醛含量分別較對照組顯著降低了21.15%（T2）和17.67%（T3），但兩者之間無顯著差異。此外，添加質(zhì)量比為2.50%的菌棒生物炭（T1）處理組丙二醛含量較對照組（CK）也顯著降低了7.32%，但顯著高于T2和T3處理組（P＜0.05）。

圖1 不同處理?xiàng)l件下甜象草丙二醛含量

2.4 菌棒生物炭對電解錳渣上甜象草Mn含量的影響

由圖2可知，隨著菌棒生物炭施用量的增加，甜象草地上部Mn含量呈降低趨勢。與對照相比，其降幅分別為23.41%（T1）、32.23%（T2）和40.36%（T3），差異均達(dá)顯著性水平（P＜0.05）。此外，T2與T1、T3間無顯著性差異，但T1與T3兩者之間差異顯著。

圖2 不同處理?xiàng)l件下甜象草Mn含量

3 討論

甜象草的生長狀況能夠間接反映菌棒生物炭對電解錳渣的改良效果。在本研究中，添加菌棒生物炭以后，甜象草的出苗率、株高和鮮重等指標(biāo)較對照均有不同程度的提高。分析其原因主要包括2個(gè)方面：一是菌棒生物炭本身含有N、P、K、Na、Ca、Mg等礦質(zhì)元素，可以增加基質(zhì)的養(yǎng)分供應(yīng)能力，有利于植物的生長發(fā)育[19]。另一方面，菌棒生物炭的制備過程中會生成大量的堿性基團(tuán)，施加后會提高土壤的pH，促使錳渣中游離態(tài)的Mn向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，降低了Mn在土壤中的溶解性、移動性以及生物有效性，抑制了甜象草對Mn的吸收，進(jìn)而緩解了Mn的脅迫，阻止了膜脂過氧化作用產(chǎn)生的丙二醛對細(xì)胞膜的破壞，增強(qiáng)了甜象草的光合作用，最終促進(jìn)了幼苗的生長[20-22]。在該研究中，以質(zhì)量比為5.00%的添加量處理組綜合應(yīng)用效果最優(yōu)，表明適量添加菌棒生物炭可改善錳渣微環(huán)境，提高甜象草的抗逆性，如果用量過少，則影響不明顯，而用量過大可能帶來碳氮比失衡、鹽害和經(jīng)濟(jì)成本高等不利因素。

該研究采用盆栽試驗(yàn)，通過植物生長指標(biāo)、生理指標(biāo)和Mn含量指標(biāo)的測定，表明添加適量的菌棒生物炭對電解錳渣上甜象草的生長具有一定的促進(jìn)作用。然而試驗(yàn)是在盆栽條件下進(jìn)行，與野外實(shí)際情況存在一定差距，其應(yīng)用效果還有待實(shí)施田間試驗(yàn)進(jìn)一步驗(yàn)證。此外，關(guān)于菌棒生物炭對電解錳渣的改良機(jī)理、影響因素及條件優(yōu)化等方面的研究也有待進(jìn)一步開展。

4 結(jié)論

添加菌棒生物炭促進(jìn)了電解錳渣上甜象草的生長。甜象草的出苗率、株高、鮮重等指標(biāo)與對照相比均有不同程度的提高，其中以施用梯度為5.00%時(shí)促進(jìn)效果最優(yōu)。

添加菌棒生物炭改善了電解錳渣上能源草的生理特性。當(dāng)用量為5.00%時(shí)，其葉綠素a、葉綠b和總?cè)~綠素含量分別較對照增加了117.20%、88.89%和107.97%。

添加菌棒生物炭降低了電解錳渣有效態(tài)Mn含量，抑制了甜象草對Mn的吸收，使其地上部Mn含量較對照降低了23.41%（添加量為2.50%）、32.23%（添加量為5.00%）和40.36%（添加量為7.50%）。