Le biochar acidifié améliore la tolérance au plomb et améliore les attributs morphologiques et biochimiques de la menthe dans un sol salin

Mar 26, 2023

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 8720 (2023) Citer cet article

204 accès

Détails des métriques

La toxicité du plomb (Pb) est un problème environnemental important, en particulier dans les zones ayant un passé d'activités industrielles et minières. L'existence de Pb dans le sol peut avoir des impacts négatifs sur la croissance et le développement des plantes, et peut également présenter un risque pour la santé humaine à travers la chaîne alimentaire. Le charbon acidifié s'est révélé prometteur en tant que technologie de gestion efficace pour atténuer la toxicité du Pb. Cette étude fournit des informations importantes sur le potentiel du biochar acidifié en tant que méthode peu coûteuse et respectueuse de l'environnement pour la gestion des sols contaminés au Pb. L'étude actuelle explore l'efficacité du biochar acidifié (AB) pour atténuer le stress lié au Pb dans la menthe. L'étude impliquait deux niveaux de Pb (0 = témoin et 200 mg/kg Pb) et quatre niveaux d'AB comme traitements (0, 0,45, 0,90 et 1,20 %). Les résultats indiquent que 1,20 % AB était le traitement le plus efficace, diminuant considérablement la concentration de Pb dans les racines et les pousses tout en améliorant le poids frais et sec des pousses et des racines, la longueur des pousses et des racines et la concentration de N, P et K dans les pousses et les racines. De plus, une diminution significative du MDA (0,45AB, 0,90AB et 1,20AB ont entraîné une baisse de la teneur en MDA de 14,3 %, 27,8 % et 40,2 %, respectivement) et une augmentation de l'acide ascorbique (0,45AB, 0,90AB et 1,20AB ont entraîné une augmentation de la teneur en acide ascorbique de 1,9 %, 24,8 % et 28,4 %, respectivement) ont validé l'efficacité de 1,20% AB par rapport au contrôle. L'ajout de 0,45 AB, 0,90 AB et 1,20 AB a entraîné une augmentation de la teneur en sucre soluble de 15,6 %, 27,5 % et 32,1 %, respectivement, par rapport au traitement sans AB. D'autres investigations au niveau du terrain sont suggérées pour confirmer l'efficacité de 1,20% d'AB comme le meilleur traitement contre la toxicité du Pb dans des conditions de sol salin.

La menthe poivrée (Mentha × piperita) et d'autres membres de la famille des Lamiaceae (Labiatae), comme la menthe (Mentha spicata) et la sauge (Salvia officinalis), sont des plantes herbacées aromatiques. Mentha est dérivé du grec Mintha, une nymphe mythologique qui se serait transformée en plante, et piperita est dérivé du latin piper, qui signifie son goût aromatique et piquant. Les menthes sont largement dispersées dans les zones tempérées d'Eurasie, d'Amérique du Nord, d'Afrique australe, d'Asie et d'Australie, avec une naturalisation observée dans de nombreuses localités1. La plante est largement utilisée dans les plantes médicinales, les denrées alimentaires, les boissons, les thés, les cosmétiques et d'autres produits1,2 Les espèces de Mentha sont la deuxième source la plus prolifique d'huiles essentielles dans le monde, produisant environ 2 000 tonnes par an. Des taches résineuses contenant des huiles volatiles sont présentes à la fois dans les feuilles et les pousses de ces espèces. Les espèces de Mentha sont la deuxième source la plus prolifique d'huiles essentielles dans le monde, produisant environ 2000 tonnes par an. Des taches résineuses contenant des huiles volatiles sont présentes à la fois dans les feuilles et les pousses de ces espèces3. Cependant, il a été démontré que les stress abiotiques environnementaux affectent ses paramètres de croissance, sa production d'huile essentielle et sa composition4.

Le rejet de nombreux polluants toxiques dans l'atmosphère s'est considérablement accéléré depuis le début de la révolution industrielle5. Un mélange hétérogène de composés chimiques et de métaux lourds (HM) dans l'environnement présente un danger potentiel pour la santé humaine et l'environnement6,7. La concentration de plomb (Pb) dans la croûte terrestre est estimée à environ 0,002 %. Alors que des traces de certains métaux lourds, tels que le zinc (Zn) et le cuivre (Cu), sont des composants essentiels de nombreuses enzymes et processus biochimiques, le plomb (Pb) et le cadmium (Cd) ne sont pas nécessaires au métabolisme des plantes. Néanmoins, des concentrations élevées de n'importe quel métal lourd peuvent nuire à la santé des plantes8. Le plomb a été identifié comme le deuxième métal le plus toxique après l'arsenic en raison de ses effets nocifs sur la vie. De plus, les activités minières sont une source importante de pollution des sols au Pb5,9.

D'autre part, les niveaux de salinité de Hhgh peuvent également nuire aux organismes du sol, entraînant leur disparition et leur valant les surnoms de "mort blanche" et de "meurtrier silencieux"10. Environ un cinquième des régions agricoles du monde et plus de la moitié de toutes les zones soumises à l'irrigation sont affectées par la salinité11. Habituellement, les rendements des cultures sont considérablement réduits en raison de la salinisation ou de l'accumulation de métaux lourds, ce qui rend la production agricole économiquement non durable12,13. Si la toxicité du plomb s'accompagne de salinité, elle peut affecter de manière significative les réactions morphologiques et physiologiques, y compris les altérations de la croissance, la disponibilité de l'eau et l'absorption des cellules racinaires, l'efficacité photosynthétique, l'allocation et l'utilisation du carbone14,15,16,17. Les plantes peuvent présenter un comportement aberrant dans divers processus, notamment la transduction du signal, l'expression des gènes, l'accumulation d'espèces réactives de l'oxygène, les voies métaboliques et physiologiques, l'oxydation de la membrane lipidique, le flétrissement et la mortalité10. La capacité des différentes espèces à faire face au stress du métal et du sel dépend de leur génotype et de leur variété10,16. À des concentrations inférieures ou modérées de salinité et de métaux lourds (Pb), il n'existe aucune preuve visible de dommages causés par le stress aux feuilles des plantes18.

La plupart des chercheurs ont préconisé l'incorporation de biochar acidifié comme amendement du sol pour atténuer la toxicité du plomb dans les sols alcalins19,20. Le biochar, un composé de carbone multifonctionnel unique, a été largement utilisé comme amendement du sol pour améliorer la qualité du sol en raison de ses caractéristiques remarquables21,22. L'incorporation de biochar acidifié dans le sol diminue efficacement l'application d'engrais et les pertes par volatilisation22. Il a été démontré que l'application de biochar acidifié modifie les caractéristiques physiques, chimiques et biologiques du sol, notamment la consistance, la composition, la distribution de la taille des pores, la densité, l'état des éléments nutritifs et la séquestration du carbone23,24,25. L'application de biochar aux sols a considérablement réduit le pH du sol et les concentrations de Fe disponibles pour les plantes tout en augmentant la disponibilité de P, K, Mg, Ca, Zn, Cu et Mn pour les plantes. La présente étude a abordé le manque de connaissances concernant les effets du biochar acidifié sur divers paramètres de croissance de la menthe. Cette expérience visait à évaluer et à déterminer le taux d'application optimal de biochar acidifié pour améliorer les caractéristiques morphologiques, physiologiques et biochimiques de la menthe dans des conditions de sol salin et contaminé au Pb du campus IUB RYK. On suppose que l'utilisation de biochar acidifié pourrait augmenter les caractéristiques morphologiques, physiologiques et biochimiques de la menthe dans des conditions de sol contaminées au plomb et salines du campus IUB RYK.

La pyrolyse des bâtonnets de coton froissés, collectés après la fructification de la récolte en février 2022, a été réalisée dans un four en acier inoxydable spécialement conçu avec une alimentation en air restreinte. Le processus a été achevé à 723 K pendant deux heures. Le charbon résultant a ensuite été acidifié en l'immergeant dans du H2SO4 pendant 12 h avant de le sécher au four pendant 48 h à 65 °C. Après refroidissement, le charbon a été haché à 2 mm et stocké pour une utilisation future. Comme indiqué par McLaughlin et al.26, l'analyse gravimétrique a été utilisée pour déterminer les divers composants du biochar. Des aliquotes d'un mélange 1:10 de biochar et d'eau distillée ont été utilisées pour déterminer le pH27 et l'EC28 du biochar.

De plus, une analyse élémentaire a été utilisée pour mesurer la concentration totale en carbone du biochar. Le modèle Biochar est digéré puis distillé en utilisant la distillation Kjeldahl par la méthode Schouwvenberg29 pour déterminer la concentration en N dans le biochar. La concentration de phosphore (P) et de potassium (K+) dans le biochar a été déterminée à l'aide de HNO3–HClO430. Par la suite, un spectrophotomètre a été utilisé pour analyser l'absorbance du phosphore (P) en utilisant la technique de couleur jaune Ammonium Vanadate-Ammonium Molybdate, tandis que la concentration en potassium (K+) a été déterminée avec un photomètre à flamme31. Les caractéristiques physicochimiques du biochar sont fournies dans le tableau 1.

Les groupes fonctionnels présents dans les biochars ont été observés à l'aide de la spectroscopie infrarouge à transformée de Fourier (FTIR)32. Pour préparer les échantillons pour l'analyse, 1,5 à 2,0 g de chaque échantillon ont été mélangés avec 200 mg de bromure de potassium (KBr) et broyés finement. Le mélange résultant a été comprimé sous vide à l'aide d'un appareil standard avec une pression de 75 kN cm-2 pendant 2 à 3 min pour créer des pastilles pour l'analyse spectrale. Les spectres ont été obtenus en utilisant une plage de balayage de 400 à 4000 cm-1 avec une résolution de 4 cm-1.

Des échantillons de sol ont été prélevés33 à une profondeur de 0 à 15 cm à proximité du bâtiment départemental adjacent à la zone de pépinière du campus IUB RYK. Les échantillons ont ensuite été tamisés à travers un tamis de 5 mm et artificiellement contaminés par des sels métalliques lors de la préparation du sol pour les pots.

Des rhizomes de Mentha piperita L. (menthe) ont été achetés dans une pépinière de Sadiqabad (28°0,2814 N, 69°0,5910 E) pour être utilisés dans cette étude expérimentale.

Une expérience contrôlée a été menée au Jardin botanique du campus IUBRYK pour évaluer les effets du biochar acidifié (0, 0,45, 0,90 et 1,20 % p/p) et du plomb (200 mg Pb/kg de sol en utilisant du Pb (NO2)3 (Numéro CAS : 10099-74-8 ; Numéro de lot : BCCJ5381 ; 3050 Spruce Street, Saint Louis, MO 63103, États-Unis ) sur la croissance de Mentha piperita L. (menthe). Cinq kilogrammes de sol artificiel contaminé par des métaux (préparé avec du nitrate de plomb) ont été combinés avec le traitement approprié au biochar dans quatre pots en argile répétés conformément au plan de traitement. La capacité de rétention d'eau du sol (WHC) a été maintenue à 60 % grâce à une irrigation fréquente. Des rhizomes sains de Mentha piperita L. ont été divisés en longueurs de 2 à 3 pouces et propagés dans des pots en argile.

Le 21-6-2022, des pratiques courantes ont planté cinq rhizomes de Mentha piperita L. dans le sol à une profondeur de deux pouces. Dix jours après l'émergence des germes, le nombre de rhizomes par conteneur a été réduit de sept à cinq. Pour atténuer les effets de la température locale, les conteneurs ont été placés à l'extérieur dans une zone ombragée. Pour maintenir la WHC (capacité de rétention d'eau) de chaque pot, ils ont été rincés périodiquement pour maintenir une teneur en humidité de 60 %.

Arrivés à maturité (57 jours post-semis), les plants de menthe ont été récoltés le 16 août 2022. Par la suite, les biomasses fraîches de racines et de pousses de menthe ont été pesées à l'aide d'une balance électrique. Plus tard, les échantillons de plantes ont été séchés à 65 ° C pendant 24 h pour obtenir les biomasses sèches de pousses et de racines de menthe.

Une aliquote de 0,2 g d'échantillon de feuilles a été homogénéisée à l'aide d'un pilon et d'un mortier et extraite pendant une nuit avec 4 ml d'acétone à 80 %. La solution homogénéisée a ensuite été filtrée, et le filtrat a été additionné d'acétone à 80 % pour amener le volume à 20 mL. L'absorption de l'extrait de chlorophylle a été mesurée à l'aide d'un spectrophotomètre Perkin-Elmer Optima 2100 DV aux longueurs d'onde 663, 645 et 480 nm. La teneur en chlorophylle (a, b et total) a été calculée à l'aide des équations correspondantes34.

\({\text{Caroténoïdes}}\left( {{\text{mg g}}^{ - 1} {\text{ F}}.{\text{W}}} \right){ } = {\text{ OD }}\left( {480} \right){ } + { }\left( {0.114{ } \times {\text{ OD }}663} \right){ } - { }\left ( {0.638{ } \times {\text{ OD }}645} \right){\text{ V }}/{ }\left( {1000{ } \times {\text{W}}} \right)\);\( V = Filrate\;volume\left( {{\text{ml}}} \right)\) \(W = Leaf\;weight\left( {\text{g}} \right)\); \(OD = Optique\;densité\).

La teneur en acide ascorbique de 5 g de feuilles fraîches a été quantifiée en les homogénéisant dans un mélange d'extraction (5 g d'acide oxalique, 0,75 g du sel de sodium de l'EDTA dans 100 ml d'eau distillée) puis en centrifugeant pendant 15 min à 682,2 rads-1. Un ml d'homogénat a ensuite été mélangé avec 5 ml de DCPIP (dichlorophénol indophénol), ce qui a donné à l'homogénat une couleur rose, et l'absorbance de la solution a été mesurée à 520 nm. Pour rendre l'homogénat incolore, une solution d'acide ascorbique à 1 % (C6H8O6) a été ajoutée et l'absorbance de la solution incolore a été enregistrée à la même longueur d'onde. Une courbe standard a ensuite été tracée en utilisant des solutions de dilutions variables d'acide ascorbique (0,01 à 0,07 g L-1), et la teneur en acide ascorbique a été calculée selon la méthode de Keller et Schwager35.

Un homogénat de 0,2 g de feuilles fraîches et 4 ml de tampon phosphate a été préparé dans un pilon et un mortier et centrifugé à 6000 tr/min pendant 10 min. La formule de Bradford (1976) a été utilisée pour calculer la teneur totale en protéines solubles dans le surnageant, et l'absorbance a été mesurée à 595 nm avec un spectrophotomètre UV-1900 BMS.

La quantité de malondialdéhyde (MDA) dans les tissus foliaires a été quantifiée pour évaluer le degré de peroxydation lipidique de la membrane attribuée aux dommages causés par les espèces réactives de l'oxygène (ROS) induites par la salinité, conformément au protocole décrit par Cakmak et Horst37. Il s'agissait d'homogénéiser 1 g de tissu foliaire dans 3 ml d'une solution d'acide trichloroacétique (TCA) à 0,1 %. L'homogénat a été centrifugé pendant 15 min à une force centrifuge relative de 20 000 × g. Ensuite, 0,5 ml du surnageant résultant a été mélangé avec 3 ml d'une solution d'acide thiobarbiturique à 0,5 % contenant 20 % de TCA. Le mélange a été incubé pendant 50 min dans un bain-marie agité à 95°C. Les tubes ont été immédiatement refroidis dans un bain de glace avant d'être centrifugés pendant 10 min à une force centrifuge relative de 10 000 × g. L'absorbance de l'échantillon a ensuite été mesurée à 532 et 600 nm. La teneur en malondialdéhyde (MDA) a ensuite été calculée à l'aide de la formule suivante.

Le coefficient d'absorption pour la mesure du MDA est de 156 mmol-1 cm-1.

En utilisant de l'acétone à 80 %, on obtient une masse de 0,1 g d'extrait de feuilles. L'échantillon a été chauffé à 600 °C pendant 6 h. Par la suite, 6 ml de réactif anthrone ont été amalgamés avec 1 ml d'extrait de feuille dans un tube en verre. Le tube a ensuite été bouilli dans de l'eau bouillante pendant 10 min. Ensuite, les tubes à essai ont été maintenus à température ambiante pendant 20 min, puis refroidis instantanément dans un bain de glace pendant 10 min. L'absorbance de la solution a été enregistrée à 625 nm à l'aide d'un spectrophotomètre. L'approche ci-dessus a généré la courbe standard et la teneur en sucre soluble a été calculée à l'aide de l'arc.

La teneur en azote des plantes de menthe a été déterminée quantitativement à l'aide de l'appareil de distillation de Kjeldhal selon la méthodologie de Bremner38.

Pour atteindre l'objectif souhaité, un mélange de digestion a été préparé avec 0,42 g de Se, 14 g de LiSO4.2H2O et 0,42 g de sélénium, auquel 350 mL de H2O2 ont été ajoutés. Un volume précis de 420 ml d'acide sulfurique concentré a été ajouté au mélange et agité dans un bain de glace pour atténuer la réaction exothermique. Le mélange a ensuite été stocké dans un réfrigérateur pour une analyse ultérieure.

Environ 0,2 g de matériau d'échantillon sec et 1 ml de mélange de digestion ont été ajoutés aux flacons de digestion pour les racines et les pousses. Ensuite, les flacons de digestion ont été placés sur la plaque chauffante et chauffés à une température de 200 °C. Lorsque la matière végétale est devenue noire, 0,5 ml de HClO4 a été ajouté au flacon de digestion. Une fois que le matériel végétal était devenu incolore, les flacons de digestion ont été retirés de la plaque chauffante et le volume requis a été établi pour une analyse plus approfondie.

Environ 5 ml de l'échantillon digéré et 5 ml d'une solution de NaOH 5N ont été ajoutés à un flacon Kjeldahl pour distiller les échantillons. Une solution de bleu de bromothymol et une solution d'acide borique à 4 % ont été insérées dans le tube collecteur. Après avoir collecté 35 à 40 ml de distillat, la solution a été titrée avec une solution de H2SO4 0,01N. Par la suite, la teneur en azote en mg kg−1 des échantillons de plantes a été déterminée à l'aide de l'équation correspondante.

a = mL d'acide pour l'échantillon ; N = normalité de l'acide ; c = mL d'acide pour le blanc.

Un spectrophotomètre a été calibré en utilisant des standards KH2PO4 de concentrations 2, 4, 6, 8, 10 et 12 ppm. Le réactif de Barton a ensuite été ajouté à 1 ml de solutions de KH2PO4 ordinaires et de pousses et racines de plantes préalablement digérées, et le volume total a été réduit à 10 ml en utilisant de l'eau déionisée. Les lectures des échantillons ont ensuite été prises après étalonnage de l'appareil à une longueur d'onde de 470 nm, et une courbe de référence a été générée pour la correction de la lecture. Pour calculer les mg kg−1 P, l'équation suivante a été utilisée :

Le photomètre à flamme a été initialement calibré à l'aide de solutions standard de KCl avec des concentrations de 0, 2, 4, 6, 8 et 10 ppm, en suivant la procédure décrite par Jones et al.39. Par la suite, la matière végétale digérée a été diluée selon les spécifications et les niveaux de potassium ont été mesurés à l'aide du photomètre à flamme. Enfin, le pourcentage K a été calculé à l'aide de la formule établie.

Les échantillons de plantes ont d'abord été séchés à l'air puis divisés en 0,5 g pour la digestion. Par la suite, les modèles ont été séchés au four pendant 24 h à 65 ° C et une solution de diacide (HNO3:HClO4) a été ajoutée à 10 ml par minute. Les échantillons ont été laissés une nuit pour faciliter le ramollissement des tissus végétaux. Suite à cela, les échantillons ont été placés sur une plaque chauffée à 50 °C, qui a été progressivement portée à 280 °C après 24 h. Lorsque les échantillons de plantes ont commencé à ramollir et que des odeurs blanches ont été émises, ils ont été retirés et refroidis. Après refroidissement, le volume nécessaire a été obtenu pour une analyse AAS plus poussée40. Pour déterminer l'absorption de métaux par la menthe, les concentrations de nutriments (g/g DW) dans la pousse ou la racine ont été multipliées par la biomasse des organes respectifs41.

Des analyses statistiques standard ont été effectuées pour les données collectées42. L'étude a utilisé le logiciel statistique OriginPro43 pour analyser la variance à l'aide d'une ANOVA à deux facteurs et d'un test Fisher LSD ; p ≤ 0,05 pour identifier toute différence statistiquement significative entre les traitements.

Nous déclarons tous que les études de rapport de manuscrits n'impliquent aucun participant humain, aucune donnée humaine ou aucun tissu humain. Donc, ce n'est pas applicable.

La recherche expérimentale et les études de terrain sur les plantes, y compris la collecte de matériel végétal, sont conformes aux directives et législations institutionnelles, nationales et internationales pertinentes.

Les résultats de l'expérience montrent que l'ajout de biochar acidifié a eu un effet significatif à la fois sur la teneur en plomb et sur le poids frais des pousses des plantes. En comparant le traitement témoin de Pb sans AB à l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB, il y a eu des augmentations de la teneur en plomb de 226,06 %, 312,24 % et 467,76 %, respectivement. De même, il y a eu des augmentations correspondantes du poids frais des pousses de 226,06 %, 312,24 % et 467,76 %, respectivement. L'effet négatif du plomb sur le poids frais des pousses a été atténué lorsque du biochar acidifié a été ajouté au système. Lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution significative du poids frais des pousses de 89,77 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation du poids frais des pousses de 77,98 %, 118,58 % et 333,29 %, respectivement (Fig. 1A).

L'impact de divers niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur la croissance des plantes de menthe dans les sols salins salins et contaminés par le plomb. Les paramètres de croissance des plantes évalués étaient le poids frais des pousses (A), les racines (B), le poids sec des pousses (C) et des racines (D). Pour déterminer l'importance des différences entre les différents niveaux d'application de biochar acidifié, l'analyse LSD de Fisher a été utilisée, et les barres sur les graphiques montrent les lettres qui correspondent à des différences statistiquement significatives (p ≤ 0,05).

Une comparaison entre le traitement témoin de Pb sans AB et l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a révélé des augmentations significatives de la teneur en plomb de 94,57 %, 190,09 % et 453,55 %, respectivement. Des augmentations correspondantes du poids frais des racines ont également été observées, avec des pourcentages de 40,22 %, 44,65 % et 83,47 %, respectivement. L'ajout de biochar acidifié au système semble atténuer l'effet négatif du plomb sur le poids frais des racines. Lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, une diminution significative du poids frais des racines de 29,59 % a été observée par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation du poids frais des racines de 123,31 %, 191,39 % et 148,96 %, respectivement (Fig. 1B).

L'ajout de biochar acidifié (AB) a augmenté de manière significative le poids sec des pousses par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. En particulier, l'ajout de 0,45 AB, 0,90 AB et 1,20 AB a entraîné une augmentation du poids sec des pousses de 108,49 %, 264,20 % et 472,09 %, respectivement, par rapport au traitement témoin au Pb sans AB. De même, l'ajout d'AB a également atténué l'effet négatif du plomb sur le poids sec des pousses. Lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution significative du poids sec des pousses de 20,28 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation du poids sec des pousses de 125,85 %, 194,91 % et 320,43 %, respectivement (Fig. 1C).

Les résultats suggèrent que l'ajout de biochar (AB) acidifié peut atténuer efficacement les effets négatifs de la contamination par le plomb (Pb) sur le poids sec des racines. L'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB au sol contaminé au Pb a entraîné une augmentation du poids sec des racines de 52,38 %, 121,43 % et 152,38 %, respectivement, par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. De même, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution du poids sec des racines de 44,67 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45 AB, 0,90 AB et 1,20 AB a entraîné une augmentation du poids sec des racines de 59, 74%, 72, 38% et 57, 14%, respectivement, indiquant l'effet positif de AB sur le poids sec des racines (Fig. 1D).

L'ajout de biochar acidifié à un sol contaminé par le plomb a eu un effet positif sur la teneur en chlorophylle a des plantes. Par rapport au témoin, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné des augmentations significatives de la teneur en chlorophylle a de 81,6 %, 156,2 % et 189,1 %, respectivement. De plus, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution significative de la teneur en chlorophylle a de 20,9 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné des augmentations de la teneur en chlorophylle a de 88,2 %, 178,4 % et 157,4 %, respectivement. Ces résultats suggèrent que l'ajout de biochar acidifié peut atténuer efficacement les impacts négatifs du plomb sur la teneur en chlorophylle a des plantes (Fig. 2A).

L'impact de divers niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur la croissance des plantes de menthe dans les sols salins salins et contaminés par le plomb. Les paramètres de croissance des plantes évalués étaient la chlorophylle a (A), la chlorophylle b (B), la chlorophylle totale (C) et les caroténoïdes (D). Pour déterminer l'importance des différences entre les différents niveaux d'application de biochar acidifié, l'analyse LSD de Fisher a été utilisée, et les barres sur les graphiques montrent les lettres qui correspondent à des différences statistiquement significatives (p ≤ 0,05).

Pour la chlorophylle b, les résultats ont montré que l'ajout de biocharbon acidifié (AB) au sol contaminé par le plomb (Pb) avait un effet limité. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, il n'y a eu que de légères augmentations de la teneur en chlorophylle b avec l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB. Les augmentations en pourcentage étaient de 7,2 %, 22,5 % et 40,1 %, respectivement. De même, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution de la teneur en chlorophylle b de 9,9 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné de légères augmentations de la teneur en chlorophylle b de 9,7 %, 22,8 % et 19,9 %, respectivement. Dans l'ensemble, les résultats suggèrent que l'ajout de biochar acidifié a eu un effet limité sur la teneur en chlorophylle b des plantes soumises à un stress au plomb (Fig. 2B).

Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de biocharbon acidifié (AB) à un sol contaminé par du plomb (Pb) a augmenté la teneur totale en chlorophylle. Plus précisément, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la teneur totale en chlorophylle de 60,7 %, 118,8 % et 147,4 %, respectivement. En revanche, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution de la teneur totale en chlorophylle de 18,7 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45 AB, 0,90 AB et 1,20 AB a entraîné une augmentation de la teneur totale en chlorophylle de 65, 6%, 88, 9% et 104, 7%, respectivement (Fig. 2C).

L'introduction de biochar acidifié (AB) dans un sol contaminé par du plomb et non contaminé a entraîné une augmentation de la teneur en caroténoïdes par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Plus précisément, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la teneur en caroténoïdes de 29 %, 64 % et 76 %, respectivement. D'autre part, l'introduction de 200Pb dans le système sans AB a entraîné une réduction de 19,1 % de la teneur en caroténoïdes par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la teneur en caroténoïdes de 20,6 %, 16,1 % et 34,3 %, respectivement (Fig. 2D).

Dans le traitement témoin au Pb, l'ajout de 0,45 AB, 0,90 AB et 1,20 AB a entraîné une augmentation de la teneur en sucres solubles de 13,6 %, 28,5 % et 51,9 %, respectivement, par rapport au traitement sans AB. La teneur en sucre soluble la plus élevée a été observée dans le traitement avec 1.20AB, qui avait une teneur significativement plus élevée que tous les autres traitements. Dans le traitement 200Pb, il y a eu une diminution de la teneur en sucres solubles de 23,3% lorsqu'aucun AB n'a été ajouté par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la teneur en sucre soluble de 15,6 %, 27,5 % et 32,1 %, respectivement, par rapport au traitement sans AB. La teneur en sucre soluble la plus élevée a été observée dans le traitement avec 1.20AB, qui avait une teneur significativement plus élevée que tous les autres traitements à l'exception de 0.90AB (Fig. 3A).

L'impact de divers niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur la croissance des plantes de menthe dans les sols salins salins et contaminés par le plomb. Les paramètres de croissance des plantes évalués étaient le sucre soluble (A) et la protéine (B). Pour déterminer l'importance des différences entre les différents niveaux d'application de biochar acidifié, l'analyse LSD de Fisher a été utilisée, et les barres sur les graphiques montrent les lettres qui correspondent à des différences statistiquement significatives (p ≤ 0,05).

Les données sur la teneur en protéines montrent que l'ajout de biochar acidifié (AB) à un sol contaminé par le plomb affecte positivement la synthèse des protéines chez les plantes. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné des augmentations de la teneur en protéines de 50,1 %, 57,6 % et 57,0 %, respectivement. De même, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution de la teneur en protéines de 19,2 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné des augmentations de la teneur en protéines de 4,1 %, 27,6 % et 40,2 %, respectivement. Ces résultats suggèrent que l'ajout de biochar acidifié peut atténuer les effets négatifs du plomb sur la synthèse des protéines chez les plantes. Les teneurs en protéines les plus élevées ont été observées dans les traitements avec 0,90AB et 1,20AB, ce qui indique que ces niveaux d'ajout de biochar peuvent être optimaux pour améliorer la synthèse des protéines chez les plantes (Fig. 3B).

Les résultats concernant la teneur en malondialdéhyde (MDA) indiquent que l'utilisation de biocharbon acidifié (AB) a un impact considérable sur la réduction des niveaux de MDA dans les sols contaminés par le plomb. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une diminution significative de la teneur en MDA de 17,6 %, 45,1 % et 68,4 %, respectivement. De même, l'ajout de 200Pb au système sans AB a entraîné une augmentation considérable de la teneur en MDA de 106,3 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Néanmoins, l'application de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une baisse de la teneur en MDA de 14,3 %, 27,8 % et 40,2 %, respectivement, ce qui indique que le biochar acidifié a le potentiel d'atténuer les effets néfastes du plomb sur le stress oxydatif chez les plantes (Fig. 4A).

L'impact de divers niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur la croissance des plantes de menthe dans les sols salins salins et contaminés par le plomb. Les paramètres de croissance des plantes évalués étaient l'acide ascorbique (A) et le MDA (B). Pour déterminer l'importance des différences entre les différents niveaux d'application de biochar acidifié, l'analyse LSD de Fisher a été utilisée, et les barres sur les graphiques montrent les lettres qui correspondent à des différences statistiquement significatives (p ≤ 0,05).

Pour la teneur en acide ascorbique, l'ajout de biochar acidifié (AB) a affecté de manière significative les niveaux d'acide ascorbique. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la teneur en acide ascorbique de 13,0 %, 21,2 % et 26,7 %, respectivement. De même, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution de la teneur en acide ascorbique de 20,6 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la teneur en acide ascorbique de 1,9 %, 24,8 % et 28,4 %, respectivement. Ces résultats suggèrent que l'ajout de biochar acidifié peut aider à améliorer la production d'acide ascorbique chez les plantes soumises à un stress de plomb (Fig. 4B).

Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'inclusion de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation marginale de la concentration en N des pousses de 8,8 %, 12,4 % et 25,4 %, respectivement. De plus, lorsque 200Pb a été introduit dans le système sans AB, il y a eu une réduction significative de la concentration de N des pousses de 44,9 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la concentration en N des pousses de 5,8 %, 39,8 % et 53,4 %, respectivement, ce qui implique que le biochar acidifié peut servir de solution pour lutter contre les effets néfastes du plomb sur la croissance des plantes et l'absorption de N (Fig. 5A).

L'impact de divers niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur la croissance des plantes de menthe dans les sols salins salins et contaminés par le plomb. Les paramètres de croissance des plantes évalués étaient la pousse N (A), la pousse P (B) et la pousse K (C). Pour déterminer l'importance des différences entre les différents niveaux d'application de biochar acidifié, l'analyse LSD de Fisher a été utilisée, et les barres sur les graphiques montrent les lettres qui correspondent à des différences statistiquement significatives (p ≤ 0,05).

Les résultats pour la concentration de phosphore (P) dans les pousses suggèrent que l'ajout de biochar acidifié (AB) peut avoir un impact positif sur la croissance des plantes soumises au stress du plomb. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une légère augmentation de la concentration en P des pousses de 10,1 %, 19,0 % et 31,7 %, respectivement. De même, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une diminution significative de la concentration de P dans les pousses de 40,2 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la concentration de P dans les pousses de 35,4 %, 42,8 % et 46,0 %, respectivement, ce qui indique que le biochar acidifié peut aider à atténuer les effets négatifs du plomb sur la croissance des plantes et l'absorption de P (Fig. 5B).

Les résultats concernant la concentration de potassium (K) dans les pousses impliquent que l'utilisation de biochar acidifié (AB) pourrait être bénéfique pour améliorer la croissance des plantes sous stress de plomb. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une légère augmentation de la concentration de K dans les pousses de 15,5 %, 22,2 % et 46,7 %, respectivement. De même, l'ajout de 200Pb au système sans AB a entraîné une baisse significative de la concentration de K dans les pousses de 31,1 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Néanmoins, l'incorporation de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB au système a entraîné une augmentation de la concentration de K dans les pousses de 19,9 %, 32,2 % et 39,6 %, respectivement, ce qui signifie que l'utilisation de biochar acidifié pourrait potentiellement atténuer les effets néfastes du plomb sur la croissance des plantes et l'absorption de K (Fig. 5C).

Pour la concentration en azote (N) des racines, l'ajout de biochar acidifié (AB) a induit une influence positive. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une légère augmentation de la concentration de N racinaire de 2,6 %, 15,4 % et 35,4 %, respectivement. De même, l'ajout de 200Pb sans AB a entraîné une baisse significative de la concentration en N des racines de 50,4 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Néanmoins, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une augmentation de la concentration de N des racines de 20,6 %, 29,3 % et 36,3 %, respectivement. Ces résultats suggèrent que le biochar acidifié peut atténuer les effets nocifs du plomb sur la croissance des plantes et l'absorption de N par les racines (Fig. 6A).

L'impact de divers niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur la croissance des plantes de menthe dans les sols salins salins et contaminés par le plomb. Les paramètres de croissance des plantes évalués étaient la racine N (A), la pousse P (B) et la pousse K (C). Pour déterminer l'importance des différences entre les différents niveaux d'application de biochar acidifié, l'analyse LSD de Fisher a été utilisée, et les barres sur les graphiques montrent les lettres qui correspondent à des différences statistiquement significatives (p ≤ 0,05).

Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné des augmentations significatives de la concentration de N dans les pousses de 8,8 %, 12,4 % et 25,4 %, respectivement. De plus, l'ajout d'AB a augmenté de manière significative la concentration de K dans les pousses de 15,5 %, 22,2 % et 46,7 % pour les traitements 0.45AB, 0.90AB et 1.20AB, respectivement. Des tendances similaires ont été observées pour la concentration de P dans les pousses avec des augmentations de 17,4 %, 27,3 % et 43,5 % pour les traitements 0.45AB, 0.90AB et 1.20AB, respectivement. traitement témoin du Pb sans AB. De même, l'ajout d'AB a entraîné des augmentations significatives de la concentration de K dans les racines de 5,8 %, 15,4 % et 35,4 % pour les traitements 0.45AB, 0.90AB et 1.20AB, respectivement. Pour la concentration de racine de P, l'ajout d'AB a entraîné des augmentations significatives de 17, 4%, 27, 3% et 43, 5% pour les traitements 0, 45 AB, 0, 90 AB et 1, 20 AB, respectivement (Fig. 6B).

Les résultats pour la concentration de potassium (K) dans les racines suggèrent que l'ajout de biocharbon acidifié (AB) n'a pas eu d'impact significatif sur la croissance des plantes soumises au stress du plomb. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB n'a pas entraîné d'augmentation significative de la concentration de K dans les racines, avec seulement une légère augmentation de 14,3 %, 14,3 % et 19 %, respectivement. En l'absence d'AB, l'ajout de 200Pb au système a entraîné une diminution significative de la concentration de K dans les racines de 17,1 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout d'AB n'a pas amélioré de manière significative l'absorption de K par la racine, avec seulement une légère augmentation de 0 %, 18,8 % et 1,1 % pour 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB, respectivement. Ces résultats indiquent que le biochar acidifié peut ne pas affecter de manière significative l'atténuation du stress induit par le plomb sur la croissance des plantes et l'absorption de K dans les racines (Fig. 6C).

Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une légère diminution de la concentration de Pb dans les pousses de 14,1 %, 27,9 % et 26,6 %, respectivement, ce qui suggère que le biochar acidifié peut avoir une capacité limitée à atténuer les effets négatifs du plomb sur l'absorption de Pb dans les pousses. Cependant, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une augmentation significative de la concentration de Pb dans les pousses de 136,1 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. L'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une diminution de la concentration de Pb dans les pousses de 8,4 %, 18,1 % et 26,9 %, respectivement, ce qui indique que le biochar acidifié peut aider à atténuer les effets positifs du plomb sur l'absorption de Pb dans les pousses (Fig. 7A).

L'impact de divers niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur la croissance des plantes de menthe dans les sols salins salins et contaminés par le plomb. Les paramètres de croissance des plantes évalués étaient le Pb des pousses (A) et le Pb des racines (B). Pour déterminer l'importance des différences entre les différents niveaux d'application de biochar acidifié, l'analyse LSD de Fisher a été utilisée, et les barres sur les graphiques montrent les lettres qui correspondent à des différences statistiquement significatives (p ≤ 0,05).

Les résultats pour la concentration de plomb dans les racines (Pb) suggèrent que l'ajout de biocharbon acidifié (AB) peut potentiellement réduire l'absorption de Pb dans les plantes soumises à un stress lié au plomb. Par rapport au traitement témoin de Pb sans AB, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une légère diminution de la concentration de Pb dans les racines de 10,8 %, 30,5 % et 41,2 %, respectivement. De même, lorsque 200Pb a été ajouté au système sans AB, il y a eu une augmentation significative de la concentration de Pb dans les racines de 41,2 % par rapport au traitement témoin de Pb sans AB. Cependant, l'ajout de 0,45AB, 0,90AB et 1,20AB a entraîné une diminution de la concentration de Pb dans les racines de 12,3 %, 31,4 % et 41,6 %, respectivement, ce qui indique que le biochar acidifié peut potentiellement atténuer les effets négatifs du plomb sur l'absorption de Pb dans les racines (Fig. 7B).

La corrélation de Pearson a montré que les niveaux de Pb présentaient une corrélation négative significative avec le poids sec des racines, l'acide ascorbique, le sucre soluble, les protéines, la chlorophylle b, les caroténoïdes, le N, le P et le K des pousses et des racines. Cependant, les niveaux de Pb étaient significativement positifs en corrélation avec le MDA, le Pb des pousses et la concentration de Pb des racines dans les plantes de menthe (Fig. 8). L'analyse en composantes principales a montré que le Pb des racines, le Pb des pousses et le MDA étaient plus étroitement associés aux niveaux de Pb appliqués. Le poids frais des racines et des pousses, la teneur en chlorophylle, le N, le P et le K des racines et des pousses étaient plus étroitement associés aux niveaux d'AB. La majorité de l'amélioration des attributs de croissance, de la teneur en chlorophylle et des nutriments était davantage sous l'influence de 0,90 et 1,20AB (Fig. 9).

Corrélation de Pearson pour différents niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur les attributs étudiés de la menthe dans un sol contaminé au Pb.

Analyse en composantes principales pour différents niveaux de biochar acidifié (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) sur les attributs étudiés de la menthe dans un sol contaminé au Pb.

Les vibrations de liaison, y compris l'étirement et la flexion des groupes fonctionnels, ainsi que la région de l'empreinte digitale, ont été identifiées par corrélation pic par pic à l'aide des données spectroscopiques FTIR. Le tableau 2 résume les résultats. Un doublet a été observé dans les spectres de biochar à 2330–2360 cm−1, qui est attribué à une quantité plus élevée de CO2 par rapport au niveau atmosphérique, probablement en raison de son adsorption dans les micropores. Les spectres de biochar ont montré de faibles réponses pour le C-H aromatique et le C=C aromatique à 885 cm-1 et 1575 cm-1, respectivement, indiquant la présence d'une petite quantité seulement de liaisons aromatiques. Le pic à 3167 cm-1 correspond à l'étirement aromatique C–H des résidus aromatiques de la lignine. Cependant, il pourrait également s'agir de la contribution de l'aromatisation des résidus cellulosiques lors de la pyrolyse. Le fort pic à 3167 cm-1 dans les spectres des longues chaînes alkyles montre la présence de cires dans le biochar. L'intensité des pics de –CH2– à 3167 cm−1 peut être utilisée pour estimer la quantité de cires présentes dans le biochar. Un pic large et asymétrique à ~ 2586 cm-1 correspond à l'étirement R-SH dans le biochar, qui est dû à une diversité de groupes fonctionnels contenant R-SH tels que les thiols. Les pics proches de 1605 cm-1 peuvent être attribués à l'étirement de la liaison C–C résultant des anneaux aromatiques de la lignine, ainsi qu'à la matière nouvellement carbonisée et aromatisée provenant de la déshydratation et de la cyclisation des anneaux glucidiques pendant la pyrolyse. Les spectres FTIR ont également montré des pics dans la région de 1100 à 1300 cm-1, qui pourraient être attribués à l'étirement de la liaison S = O dans le biochar. Ces pics étaient nombreux, se chevauchaient et difficiles à attribuer dans le spectre moyenné. Les figures 10 montrent les spectres avec les pics identifiés.

Spectres FTIR de Biochar acidifié dans le groupe fonctionnel, l'empreinte digitale et la région aromatique.

La toxicité du plomb (Pb) peut affecter de manière significative les plantes en inhibant leur croissance et leur développement44. Lorsque les plantes absorbent le plomb du sol, celui-ci s'accumule dans différentes parties de la plante, y compris les racines, les tiges et les feuilles, provoquant divers changements physiologiques et biochimiques dans la plante45. La toxicité du plomb chez les plantes peut avoir divers effets indésirables, dont l'un est l'inhibition de la photosynthèse. En effet, le plomb peut interférer avec la capacité de la plante à absorber et à utiliser les nutriments essentiels tels que l'azote et le phosphore, qui sont nécessaires à une bonne photosynthèse. En conséquence, la teneur en chlorophylle et l'efficacité de l'appareil photosynthétique peuvent être réduites, entraînant une diminution de la photosynthèse et de la croissance des plantes. D'autres effets de la toxicité du plomb sur les plantes comprennent des dommages à la membrane cellulaire, une réduction de l'absorption d'eau et une croissance racinaire altérée46. L'activité photosynthétique réduite causée par la toxicité du plomb peut entraîner un retard de croissance et une réduction de la production de biomasse en raison de la capacité réduite de la plante à produire de l'énergie. De plus, la toxicité du plomb peut provoquer un stress oxydatif chez les plantes en accumulant des espèces réactives de l'oxygène (ROS), qui peuvent endommager la structure cellulaire de la plante et affecter ses fonctions physiologiques. Cela peut entraîner une réduction de la croissance et du développement des plantes. De plus, la toxicité du plomb peut également affecter les relations hydriques de la plante en provoquant un stress hydrique, ce qui peut encore nuire à la croissance et au développement de la plante47,48.

Le carbone acidifié peut favoriser les microbes du sol, améliorer la longueur des racines et des pousses et augmenter le poids frais et sec dans les sols salins grâce à plusieurs mécanismes. Premièrement, le carbone acidifié peut diminuer le pH alcalin du sol en neutralisant les composants acides du sol, créant ainsi un environnement plus propice à l'activité microbienne49. Le biochar peut potentiellement atténuer les effets négatifs de la toxicité du plomb sur la croissance des plantes en offrant une gamme d'avantages au sol. Par exemple, l'application de biochar peut améliorer la population et l'activité des microbes bénéfiques du sol, tels que les bactéries fixatrices d'azote, ce qui peut augmenter la disponibilité des nutriments pour les plantes50. Cela peut améliorer la capacité de la plante à absorber les nutriments essentiels tels que l'azote et le phosphore, qui sont cruciaux pour la photosynthèse, et ainsi aider à atténuer les effets négatifs de la toxicité du plomb sur l'activité photosynthétique et la croissance des plantes. De plus, l'application de biochar peut améliorer la structure du sol en augmentant la teneur en matière organique, ce qui peut améliorer la capacité de rétention d'eau et de nutriments du sol22. Cela peut aider à atténuer les effets du stress salin sur la croissance des plantes et favoriser le développement des racines. L'amélioration de la structure du sol peut également contribuer à réduire la mobilité du plomb dans le sol et empêcher son absorption par les plantes51. Le carbone acidifié peut libérer des protons, qui peuvent se lier aux ions plomb, formant des complexes moins mobiles et moins disponibles pour être absorbés par les racines des plantes. Un autre mécanisme est l'adsorption. Le charbon actif a une grande surface et une porosité élevée, ce qui peut adsorber les ions plomb et les empêcher d'interagir avec les particules du sol ou les racines des plantes. La capacité d'adsorption du charbon actif dépend de sa chimie de surface et de la concentration de plomb dans la solution du sol52. Le carbone acidifié peut également améliorer les propriétés du sol, telles que le pH et la teneur en matière organique, ce qui peut indirectement immobiliser le plomb. Par exemple, le charbon actif peut augmenter le pH du sol, réduire la solubilité du plomb et améliorer la précipitation du plomb dans le sol53,54. Le carbone acidifié peut également augmenter la teneur en matière organique du sol, améliorer la structure du sol et réduire la mobilité du plomb en augmentant sa capacité de rétention.

De plus, une meilleure absorption de l'azote (N), du phosphore (P) et du potassium (K) dans les pousses et les racines peut réduire la toxicité du plomb (Pb) de plusieurs façons55. Le plomb est un métal lourd toxique qui peut s'accumuler dans les tissus végétaux et interférer avec divers processus physiologiques, notamment l'absorption et l'utilisation des nutriments. Lorsque N, P et K sont absorbés plus efficacement par les racines des plantes, cela peut réduire l'absorption de Pb, car ces nutriments entrent en concurrence avec Pb pour les sites d'absorption dans les racines. L'absorption de N, P et K peut également améliorer la croissance des plantes, ce qui peut améliorer la capacité des plantes à tolérer le stress lié au Pb56. De plus, ces nutriments jouent un rôle essentiel dans le métabolisme des plantes, y compris la production d'antioxydants, qui peuvent protéger les tissus végétaux des dommages oxydatifs causés par la toxicité du Pb. Par exemple, le phosphore est un composant crucial de l'adénosine triphosphate (ATP), qui fournit de l'énergie pour les processus cellulaires. Dans le même temps, l'azote est un composant essentiel des acides aminés, les éléments constitutifs des protéines. Le potassium implique divers processus physiologiques, notamment la régulation de l'eau et l'activation enzymatique57.

En conclusion, le biochar acidifié (AB) est un amendement efficace pour améliorer la croissance de la menthe et la concentration en éléments nutritifs dans les sols salins contaminés par le plomb. Tous les traitements AB ont amélioré la croissance et la biomasse de la menthe, le traitement AB à 1,20 % étant le plus efficace. L'application d'AB a également augmenté la teneur en nutriments, y compris N, P et K, ainsi que la teneur en protéines et en sucres solubles de la menthe, tout en réduisant la teneur en MDA. De plus, l'application d'AB a diminué l'absorption de Pb par les racines et les pousses de menthe, réduisant ainsi la toxicité du sel et du plomb dans la plante. Ces résultats suggèrent que l'application d'un amendement AB à 1,20 % est une approche prometteuse pour atténuer l'impact négatif des sols salins et contaminés au plomb sur la croissance de la menthe. Cependant, des recherches supplémentaires sont nécessaires pour valider ces résultats dans des conditions de terrain.

Toutes les données générées ou analysées au cours de cette étude sont incluses dans cet article publié.

Dinu, C. et al. Impact des métaux toxiques (As, Cd, Ni, Pb) dans la plante médicinale la plus commune (Mentha piperita). Int. J. Environ. Rés. Santé publique https://doi.org/10.3390/ijerph18083904 (2021).

Article PubMed PubMed Central Google Scholar

Maffei, M. & Scannerini, S. Effet UV-B sur la photomorphogenèse et la composition en huile essentielle de menthe poivrée (Mentha piwperita L.). J.Essent. huile rés. 12, 523–529. https://doi.org/10.1080/10412905.2000.9712150 (2000).

Article CAS Google Scholar

Yazdani, D., Jamshidi, H. & Mojab, F. Comparez le rendement en huile essentielle et le menthol existant dans la menthe poivrée (Mentha piperita L.) plantée dans différentes origines d'Iran. J. Med. Plante Med. Usine Inst. Jahadda Neshgahi 3, 73–78 (2002).

Google Scholar

Aziz, EE & Hendawy, SF Effet du type de sol et des intervalles d'irrigation sur la croissance des plantes, le rendement en huile essentielle et les constituants de la plante Thymus vulgaris. Américano-eurasienne J. Agric. Environ. Sci. 4, 443-450 (2008).

Google Scholar

Chen, L. et al. Une méta-analyse globale de la pollution par les métaux lourds (loïdes) dans les sols à proximité des mines de cuivre : évaluation du niveau de pollution et des risques sanitaires probabilistes. Sci. Environ. 835, 155441. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.155441 (2022).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Mahalel, U., Abdel-Wahed, ZA, Sheded, M. & Hamed, A. Élimination de certains métaux lourds toxiques pour les plantes du sol à l'aide de la plante Mimosa pigra L. et effet de l'extrait méthanolique d'Acacia nilotica L. sur l'efficacité de l'élimination. Pakistan J. Bot. 53, 1637-1643 (2021).

CAS Google Scholar

Ahmed, W. et al. Le potentiel des composts commerciaux dans la réduction de la phytoaccumulation de métaux lourds et de métalloïdes dans le maïs. Pack. J. Bot. 55, 679–687 (2023).

Article CAS Google Scholar

Chen, L. et al. Influences des champignons mycorhiziens arbusculaires sur la croissance des cultures et l'accumulation d'éléments potentiellement toxiques dans les sols contaminés : une méta-analyse. Crit. Rév. Environ. Sci. Technol. 100, 1–22. https://doi.org/10.1080/10643389.2023.2183700 (2023).

Article CAS Google Scholar

Pourrut, B., Shahid, M., Dumat, C., Winterton, P. & Pinelli, E. Absorption du plomb, toxicité et détoxification chez les plantes. Rév. Environ. Contam. Toxicol. 213, 113-136 (2011).

CAS PubMed Google Scholar

Zeeshan, M., Lu, M., Sehar, S., Holford, P. & Wu, F. Comparaison des réponses biochimiques, anatomiques, morphologiques et physiologiques au stress de salinité chez les génotypes de blé et d'orge différant la tolérance à la salinité. Agronomie 10, 127 (2020).

Article CAS Google Scholar

Zhang, L. et al. Réponses morphologiques et physiologiques du cotonnier (Gossypium hirsutum l.) à la salinité. PLoS ONE https://doi.org/10.1371/journal.pone.0112807 (2014).

Article PubMed PubMed Central Google Scholar

Cuevas, J., Daliakopoulos, IN, del Moral, F., Hueso, JJ & Tsanis, IK Un examen des systèmes de culture améliorant le sol pour la salinisation du sol. Agronomie 9, 295 (2019).

Article Google Scholar

Corwin, DL Impacts du changement climatique sur la salinité des sols dans les zones agricoles. EUR. J. Sol Sci. 72, 842–862 (2021).

Article Google Scholar

Negrão, S., Schmöckel, SM & Tester, M. Évaluation des réponses physiologiques des plantes au stress de salinité. Ann. Bot. 119, 1–11 (2017).

Article PubMed Google Scholar

Fallah, F. et al. Effet de la salinité sur l'expression des gènes, les caractéristiques morphologiques et biochimiques de stevia rebaudiana bertoni dans des conditions in vitro. Cellule. Mol. Biol. 63, 102-106 (2017).

Article CAS PubMed Google Scholar

Ahmed, S. et al. Effet de la salinité sur les propriétés morphologiques, physiologiques et biochimiques de la laitue (Lactuca sativa L.) au Bangladesh. Ouvrez Agric. 4, 361–373 (2019).

Article Google Scholar

Saddiq, MS et al. Effet du stress de salinité sur les changements physiologiques du blé d'hiver et de printemps. Agronomie 11, 1193 (2021).

Article CAS Google Scholar

Iqbal, J. et al. Le biochar acidifié confère une amélioration de la qualité et des attributs de rendement de la mangue sufaid chaunsa dans un sol salin. Horticulturae 7, 418 (2021).

Article Google Scholar

Gillani, SR, Murtaza, G. & Mehmood, A. Atténuation du stress du plomb chez les semis de Triticum aestivum L. par traitement à l'acide salicylique. Pack. J. Bot. 53, 39–44 (2021).

Article CAS Google Scholar

Akanji, MA, Usman, ARA et Al-Wabel, MI Influence du biochar acidifié sur l'efflux de CO2 – C et la disponibilité des micronutriments dans un sol sableux alcalin. Durabilité 13, 5196 (2021).

Article CAS Google Scholar

Zafar-ul-Hye, M. et al. Évaluation de l'efficacité des rhizobactéries favorisant la croissance des plantes et de l'engrais potassique sur la croissance des épinards sous stress salin. Pack. J. Bot. 52, 1441–1447. https://doi.org/10.30848/PJB2020-4(7) (2020).

Article CAS Google Scholar

Rahi, AA et al. Toxicité du cadmium et du nickel dans le contexte de l'application de biocharbon de charbon actif pour l'amélioration de la fertilité des sols. Saudi J. Biol. Sci. 29, 743–750 (2022).

Article CAS PubMed Google Scholar

Younis, U. et al. Rôle des bâtonnets de coton biochar dans l'immobilisation du nickel dans des conditions de toxicité induite et des indices de croissance de Trigonella corniculata L. Environ. Sci. Pollution. Rés. 27, 1752–1761. https://doi.org/10.1007/s11356-019-06466-3 (2020).

Article CAS Google Scholar

Danois, S. et al. Effet de l'application foliaire de biochar de déchets de fe et de peau de banane sur la croissance, la teneur en chlorophylle et la synthèse des pigments accessoires chez les épinards sous toxicité du chrome (IV). Ouvrez Agric. 4, 381–390. https://doi.org/10.1515/opag-2019-0034 (2019).

Article Google Scholar

Danish, S. & Zafar-ul-Hye, M. Rôle combiné des bactéries productrices de désaminase ACC et du biochar sur la productivité des céréales en période de sécheresse. Phyton 89, 217–227. https://doi.org/10.32604/phyton.2020.08523 (2020).

Article Google Scholar

Mclaughlin, H. Caractérisation des biochars avant l'ajout aux sols—Version I 1–8 (2010).

Page, AL, Miller, RH & Keeny, DR Besoin en PH du sol et en chaux. Dans Methods of Soil Analysis: Part 2 Chemical and Microbiological Properties, 9.2.2/Agronomy Monographs (ed. Page, AL) 199–208 (American Society of Agronomy, Inc. et Soil Science Society of America, Inc., Madison, 1983) (ISBN 9780891189770).

Chapitre Google Scholar

Rhoades, JD Salinité : conductivité électrique et solides dissous totaux. Dans Methods of Soil Analysis, Part 3, Chemical Methods Vol. 5 (eds Sparks, DL et al.) 417–435 (Soil Science Society of America, Madison, 1996).

Google Scholar

Schouwvenberg, VJCH & Walinge, I. Méthodes d'analyse du matériel végétal. Agric. Univ. Wageningue (1973).

Miller, O. Digestion humide à l'acide nitrique-perchlorique dans un récipient ouvert. Dans Reference Methods for Plant Analysis (éd. Kalra, Y.) 57–62 (CRC Press, 1998).

Google Scholar

Pratt, PF Potassium. Dans Methods of Soil Analysis, Part 2: Chemical and Microbiological Properties (éd. Norman, AG) 1022–1030 (John Wiley & Sons Ltd, 2016) (ISBN 9780891182047).

Chapitre Google Scholar

Silverstein, RM & Bassler, GC Identification spectrométrique des composés organiques. J. Chem. Éduc. 39, 546. https://doi.org/10.1021/ed039p546 (1962).

Article CAS Google Scholar

Petersen, RG & Calvin, LD Échantillonnage. Dans Methods of Soil Analysis: Part 1 Physical and Mineralaogical Methods, 5.1 (éd. Klute, A.) 33–51 (John Wiley & Sons, Inc., American Society of Agronomy, Inc. et Soil Science Society of America, Inc., 1986) (ISBN 9780891188643).

Google Scholar

Arnon, DI Enzymes de cuivre dans des chloroplastes isolés. Polyphénoloxydase chez beta vulgaris. Physique Végétale. 24, 1 (1949).

Article CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Keller, T. & Schwager, H. Pollution de l'air et acide ascorbique. Pour. Pathol. 7, 338–350. https://doi.org/10.1111/j.1439-0329.1977.tb00603.x (1977).

Article CAS Google Scholar

Hamilton, PB & Van Slyke, DD La détermination gazométrique des acides aminés libres dans les filtrats sanguins par la méthode à la ninhydrine-dioxyde de carbone. J. Biol. Chim. 150, 231–250 (1943).

Article CAS Google Scholar

Cakmak, I. & Horst, WJ Effet de l'aluminium sur la peroxydation lipidique, les activités de la superoxyde dismutase, de la catalase et de la peroxydase dans les extrémités des racines du soja (Glycine Max). Physiol. Usine 83, 463–468. https://doi.org/10.1111/j.1399-3054.1991.tb00121.x (1991).

Article CAS Google Scholar

Bremner, JM & Mulvaney, CS Azote total. Dans Méthodes d'analyse des sols. Partie 2. Propriétés chimiques et microbiologiques (eds Page, AL et al.) 595–624 (American Society of Agronomy, Soil Science Society of America, Madison, Madison, 1982).

Google Scholar

Mills, HA & Jones, JBJ Plant Analysis Handbook II: A Practical Sampling, Preparation, Analysis, and Interpretation Guide (Micro-Macro Publishing Inc, USA, 1991).

Google Scholar

Hanlon, EA Détermination élémentaire par spectrophotométrie d'absorption atomique. Dans Handbook of Reference Methods for Plant Analysis (éd. Kalra, Y.) 157–164 (CRC Press, 1998).

Google Scholar

Bokhari, SH, Ahmad, I., Mahmood-Ul-Hassan, M. & Mohammad, A. Potentiel de phytoremédiation de Lemna minor L. pour les métaux lourds. Int. J. Phytoremédiation 18, 25–32. https://doi.org/10.1080/15226514.2015.1058331 (2016).

Article CAS PubMed Google Scholar

Steel, RG, Torrie, JH & Dickey, DA Principes et procédures des statistiques : une approche biométrique 3e éd. (McGraw Hill Book International Co., 1997).

Google Scholar

Stevenson, KJ Révision d'originpro 8.5. Confiture. Chim. Soc. 133, 5621. https://doi.org/10.1021/ja202216h (2011).

Article CAS Google Scholar

Poursattari, R. & Hadi, H. Phytoremédiation, distribution et toxicité du plomb dans le colza (Brassica napus L.): Le rôle de l'utilisation unique et combinée de régulateurs de croissance et de chélateurs. J. Sol Sci. Plante Nutr. 22, 1700–1717 (2022).

Article CAS Google Scholar

Sharma, P. & Dubey, RS Toxicité du plomb chez les plantes. Braz. J. Plant Physiol. 17, 35–52 (2005).

Article CAS Google Scholar

Li, C. et al. Un examen de la contamination des sols par les métaux lourds : effets, sources et techniques d'assainissement. Sol Sédiment Contam. 28, 380–394. https://doi.org/10.1080/15320383.2019.1592108 (2019).

Article CAS Google Scholar

Ashraf, U. et al. Toxicité du plomb dans le riz : effets, mécanismes et stratégies d'atténuation - une mini revue. Environ. Sci. Pollution. Rés. 22, 18318–18332. https://doi.org/10.1007/s11356-015-5463-x (2015).

Article CAS Google Scholar

Shen, X., Min, X., Zhang, S., Song, C. & Xiong, K. Effet de la contamination par les métaux lourds dans l'environnement sur la fonction antioxydante chez les moutons à laine semi-fine de Wumeng dans le sud-ouest de la Chine. Biol. Trace Elem. Rés. 198, 505-514. https://doi.org/10.1007/S12011-020-02081-3 (2020).

Article CAS PubMed Google Scholar

Sultan, H., Ahmed, N., Mubashir, M. & Danish, S. Production chimique de charbon actif acidifié et ses influences sur la fertilité du sol par rapport au biochar thermo-pyrolysé. Sci. Rep. 10, 595. https://doi.org/10.1038/s41598-020-57535-4 (2020).

Article ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Heydari, M. et al. Utilisation synergique du biochar et des rhizobactéries favorisant la croissance des plantes pour atténuer le stress hydrique des semis de chêne (Quercus Brantii Lindl.). Pour. Écol. Géré. 531, 120793. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2023.120793 (2023).

Article Google Scholar

Uchimiya, M., Lima, IM, Klasson, KT & Wartelle, LH Immobilisation des contaminants et libération de nutriments par l'amendement du sol au biochar : rôles de la matière organique naturelle. Chemosphere 80, 935–940 (2010).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Yuan, Y. et al. Le co-compost biocharbon-fumier est-il une meilleure solution pour l'amélioration de la santé des sols et l'atténuation des émissions de N2O ?. Sol Biol. Biochimie. 113, 14–25. https://doi.org/10.1016/j.soilbio.2017.05.025 (2017).

Article CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Yang, J., Mosby, DE, Casteel, SW et Blanchar, RW Immobilisation du plomb à l'aide d'acide phosphorique dans un sol urbain contaminé par une fonderie. Environ. Sci. Technol. 35, 3553–3559. https://doi.org/10.1021/es001770d (2001).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Ahmad, M. et al. Immobilisation du plomb et du cuivre dans le sol d'un champ de tir à l'aide de biochars dérivés de tiges de soja et d'aiguilles de pin : évaluations chimiques, microbiennes et spectroscopiques. J. Hazard. Mater. 301, 179–186. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2015.08.029 (2016).

Article CAS PubMed Google Scholar

Hassan, W. & David, J. Effet de la pollution au plomb sur l'indice microbiologique du sol sous culture d'épinards (Spinacia Oleracea L.). J. Sols Sédiments 14, 44–59 (2014).

Article CAS Google Scholar

Li, Z., Song, Z., Singh, BP et Wang, H. L'impact des biochars de résidus de cultures sur les cycles du silicium et des nutriments dans les terres cultivées. Sci. Environ. 659, 673–680. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.12.381 (2019).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Fageria, NK, Gheyi, HR & Moreira, A. Biodisponibilité des nutriments dans les sols affectés par le sel. J. Plante Nutr. 34, 945–962. https://doi.org/10.1080/01904167.2011.555578 (2011).

Article CAS Google Scholar

Télécharger les références

Les auteurs remercient les chercheurs soutenant le projet numéro (RSP2023R56), Université King Saud, Riyad, Arabie saoudite.

Les auteurs remercient le Researchers Supporting Project number (RSP2023R56), King Saud University, Riyad, Arabie Saoudite.

Département de botanique, Université Islamia de Bahawalpur, Rahim Yar Khan, Pakistan

Azhar Sohail Shahzad et Uzma Younis

Département de botanique, Université Islamia de Bahawalpur, Bahawalpur, Pakistan

Nargis Naz

Département des sciences du sol, Faculté des sciences et technologies agricoles, Université Bahauddin Zakariya, Multan, Pakistan

Subhan danois

Département de botanique et de microbiologie, Collège des sciences, Université King Saud, PO 2455, Riyad, 11451, Arabie saoudite

Asad Syed et Abdallah M. Elgorban

Département de biochimie, Centre de médecine moléculaire et de diagnostic (COMMAND), Saveetha Dental College and Hospitals, Saveetha Institute of Medical and Technical Sciences (SIMATS), Chennai, 600077, Inde

Rajalakshmanan Eswaramoorthy

Collège des sciences de la vie et de la santé, Université des sciences et technologies d'Anhui, Fengyang, 233100, Chine

Shoucheng Huang

The Nature Conservancy, Arlington, Virginie, 22203, États-Unis

Martin Leonardo Battaglia

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Conceptualisation ; CUL; UY ; NN ; Expérience menée ; CUL; UY ; NN ; Analyse formelle ; DAKOTA DU SUD; CUL; Méthodologie; UY ; CONCERNANT; Rédaction—ébauche originale ; COMME; DAKOTA DU SUD; AME ; UY ; MLB ; SH; Rédaction—révision et édition ; COMME; DAKOTA DU SUD; AME ; CONCERNANT

Correspondance à Uzma Younis ou Subhan danois.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

Springer Nature reste neutre en ce qui concerne les revendications juridictionnelles dans les cartes publiées et les affiliations institutionnelles.

Libre accès Cet article est sous licence Creative Commons Attribution 4.0 International, qui permet l'utilisation, le partage, l'adaptation, la distribution et la reproduction sur n'importe quel support ou format, à condition que vous accordiez le crédit approprié à l'auteur ou aux auteurs originaux et à la source, fournir un lien vers la licence Creative Commons et indiquer si des modifications ont été apportées. Les images ou tout autre matériel de tiers dans cet article sont inclus dans la licence Creative Commons de l'article, sauf indication contraire dans une ligne de crédit au matériel. Si le matériel n'est pas inclus dans la licence Creative Commons de l'article et que votre utilisation prévue n'est pas autorisée par la réglementation légale ou dépasse l'utilisation autorisée, vous devrez obtenir l'autorisation directement du détenteur des droits d'auteur. Pour voir une copie de cette licence, visitez http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Réimpressions et autorisations

Shahzad, AS, Younis, U., Naz, N. et al. Le biochar acidifié améliore la tolérance au plomb et améliore les attributs morphologiques et biochimiques de la menthe dans un sol salin. Sci Rep 13, 8720 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-36018-2

Télécharger la citation

Reçu : 13 mars 2023

Accepté : 27 mai 2023

Publié: 30 mai 2023

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-023-36018-2

Toute personne avec qui vous partagez le lien suivant pourra lire ce contenu :

Désolé, aucun lien partageable n'est actuellement disponible pour cet article.

Fourni par l'initiative de partage de contenu Springer Nature SharedIt

En soumettant un commentaire, vous acceptez de respecter nos conditions d'utilisation et nos directives communautaires. Si vous trouvez quelque chose d'abusif ou qui ne respecte pas nos conditions ou directives, veuillez le signaler comme inapproprié.