茌文靜

（江蘇省徐州環(huán)境監(jiān)測(cè)中心 江蘇徐州 221000）

0 引言

小麥?zhǔn)侵匾募Z食作物，我國小麥產(chǎn)量及消費(fèi)量均居于世界首位，產(chǎn)地遍布全國，主要集中在黃淮海、長(zhǎng)江中下游及東北大興安嶺地區(qū)，3 大產(chǎn)地的種植面積占全國種植面積的80%以上［1］，2019 年我國小麥產(chǎn)量1.33 億t。根據(jù)農(nóng)業(yè)部門統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)和相關(guān)文獻(xiàn)資料，2013—2017 年主要地區(qū)小麥秸稈年產(chǎn)量達(dá)1.7 億t［2］。國家發(fā)改委、農(nóng)業(yè)農(nóng)村部共同組織評(píng)估結(jié)果顯示，我國主要農(nóng)作物秸稈的綜合利用率達(dá)80%以上，利用途徑為秸稈肥料化、飼料化、基料化、燃料化和原料化，其中秸稈肥料化占資源利用量的43.2%，是主要的資源化利用途徑［3］。秸稈中含有豐富的營(yíng)養(yǎng)元素及大量的有機(jī)物質(zhì)，是重要的有機(jī)肥源。文獻(xiàn)資料顯示，2010—2015 年，我國秸稈直接還田率為61%，近年來還田量還在持續(xù)增加［4］。由于小麥秸稈質(zhì)輕柔軟，易于機(jī)械碎化，直接還田率遠(yuǎn)高于其他農(nóng)作物。

小麥成熟于初夏多雨季節(jié)，收割后還田的秸稈不可避免的遭到雨水或者輪作作物種植灌溉水浸泡，浸泡過秸稈的田間廢水組分較多，影響情況復(fù)雜。于建光等［5］通過設(shè)置小麥秸稈浸提液和腐解液對(duì)水稻種子發(fā)芽和幼苗生長(zhǎng)發(fā)育影響的實(shí)驗(yàn)，證明了小麥秸稈對(duì)水稻的化感效應(yīng)；劉瑞顯等［6］研究小麥秸稈浸提液和腐解液對(duì)棉花種子萌發(fā)和根系發(fā)育的影響，明確小麥秸稈對(duì)棉花生長(zhǎng)的化感效應(yīng)。秸稈浸泡后的水質(zhì)不僅影響種子發(fā)育、植物幼苗生長(zhǎng)，也被認(rèn)為是導(dǎo)致水質(zhì)農(nóng)業(yè)面源污染的重要原因，泡田棄水、降雨及灌溉回水?dāng)y帶施入農(nóng)田的氮、磷元素通過水循環(huán)進(jìn)入周圍水體，導(dǎo)致水環(huán)境質(zhì)量下降［7］。研究華北地區(qū)某地小麥種植區(qū)河流斷面水質(zhì)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)發(fā)現(xiàn)，主要水質(zhì)污染物因子高錳酸鹽指數(shù)、氨氮、總磷，秸稈還田期后的監(jiān)測(cè)值明顯高于還田期前，周邊水體實(shí)際監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)也表明高錳酸鹽指數(shù)、氨氮、總磷含量高于非還田期。

有文獻(xiàn)資料及實(shí)際監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)都顯示了秸稈還田浸泡水對(duì)水環(huán)境質(zhì)量有負(fù)面影響，但對(duì)秸稈浸泡釋放出的污染物的組分及含量還鮮有實(shí)際研究。筆者選取華北平原某普通農(nóng)田小麥?zhǔn)崭钭詣?dòng)粉碎還田的秸稈為對(duì)象，在實(shí)驗(yàn)室條件下，使用蒸餾水浸泡，選取主要水質(zhì)污染因子高錳酸鹽指數(shù)、氨氮、總磷為目標(biāo)監(jiān)測(cè)項(xiàng)目，通過監(jiān)測(cè)浸提液中污染因子質(zhì)量濃度變化情況來研究污染因子組分浸出量的影響關(guān)系，分析秸稈浸提液中污染物的含量，為分析判斷秸稈還田對(duì)區(qū)域河流水環(huán)境質(zhì)量的影響提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試小麥秸稈采自華北地區(qū)普通農(nóng)田，供試品種為小麥農(nóng)矮抗58。選取干凈干燥未腐爛的小麥脫粒收割后還田秸稈，不區(qū)分莖、葉，整株粉碎至2 cm～3 cm，將秸稈粉碎物與蒸餾水以質(zhì)量比1∶10 在干凈的敞口玻璃容器內(nèi)混合浸泡，浸泡時(shí)間為10 d，環(huán)境溫度為27 ℃～32 ℃。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)分2 個(gè)階段，每階段時(shí)間設(shè)置為5 d，試驗(yàn)期間取質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10%的小麥秸稈浸提液樣品進(jìn)行稀釋檢測(cè)，檢測(cè)頻次為每24 h 進(jìn)行1 次。第1 階段試驗(yàn)結(jié)束后，將秸稈全部取出瀝干，再次按照秸稈粉碎物與蒸餾水以質(zhì)量比1∶10 浸泡，進(jìn)入第2 階段。第2 階段檢測(cè)方法和頻次與第1 階段相同。

1.3 分析項(xiàng)目與方法

選取主要水質(zhì)污染物高錳酸鹽指數(shù)、氨氮、總磷為檢測(cè)因子。高錳酸鹽指數(shù)檢測(cè)方法采用《水質(zhì)高錳酸鹽指數(shù)的測(cè)定》（GB/T11892—1989）；氨氮檢測(cè)方法采用《水質(zhì)氨氮的測(cè)定納氏試劑分光光度法》（HJ 535—2009）；總磷檢測(cè)方法采用《水質(zhì)總磷的測(cè)定鉬酸銨分光光度法》（GB/T11893—1989），使用實(shí)驗(yàn)室常用分析儀器。

2 結(jié)果與分析

2.1 浸提液中高錳酸鹽指數(shù)浸出量分析

檢測(cè)浸提液高錳酸鹽指數(shù)質(zhì)量濃度，結(jié)果見表1。由表1可知，高錳酸鹽指數(shù)浸出量較高，浸泡24 h 后質(zhì)量濃度就達(dá)到了62.3 mg/L，第1 階段最終質(zhì)量濃度達(dá)到158.7 mg/L，平均每天浸出質(zhì)量濃度為31.7 mg/L，浸出速度較快，浸出量增幅隨濃度呈遞減趨勢(shì)。這是由于液相中溶質(zhì)擴(kuò)散系數(shù)對(duì)溶質(zhì)濃度梯度的依賴性較強(qiáng)，隨著濃度的升高，濃度梯度減小，擴(kuò)散能力減弱，即高錳酸鹽指數(shù)浸出量減少，浸出速度減慢。第2 階段首次浸泡24 h 后，浸出量相對(duì)減少，質(zhì)量濃度為18.2 mg/L，浸出量與浸出速度明顯低于第1 階段，原因是經(jīng)過第1 級(jí)階段的浸泡釋放，污染物總量大幅減少。高錳酸鹽指數(shù)10 d 累計(jì)浸出質(zhì)量濃度達(dá)到189.8 mg/L，超出地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)值30.6 倍，可知秸稈泡水后會(huì)浸出大量的CODMn污染物。由于我國多數(shù)種植區(qū)小麥?zhǔn)崭詈蟛痪帽氵M(jìn)入汛期，降雨量短期劇增，農(nóng)田秸稈泡水很容易隨地表徑流匯入河流，導(dǎo)致河流斷面水質(zhì)惡化，這與秸稈還田后多數(shù)控制斷面水質(zhì)CODMn激升的現(xiàn)象相吻合，尤其是位于農(nóng)田區(qū)域范圍內(nèi)的河流。

表1 高錳酸鹽指數(shù)檢測(cè)質(zhì)量濃度 單位：mg／L

2.2 浸提液中氨氮浸出量分析

檢測(cè)浸提液氨氮質(zhì)量濃度，結(jié)果見表2。由表2 可知，氨氮浸出量較少，首次浸泡24 h 后質(zhì)量濃度為1.23 mg/L，第1 階段最終質(zhì)量濃度為3.01 mg/L，平均每天浸出質(zhì)量濃度為0.6 mg/L，浸出速度較慢，浸出量增幅遞減，分析與CODMn原因一致，是由于溶質(zhì)擴(kuò)散系數(shù)的動(dòng)態(tài)變化導(dǎo)致。第2 階段首次浸泡24 h后，浸出質(zhì)量濃度仍相對(duì)較少，為0.95 mg/L。氨氮10 d 累計(jì)浸出質(zhì)量濃度為4.57 mg/L，超出地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)值3.57 倍，可知秸稈浸泡不會(huì)浸出大量的氨氮。氮元素被大量吸收至秸稈桿體，作為氮源存儲(chǔ)，這與柴如山等［2］研究相吻合，小麥秸稈氮元素儲(chǔ)備豐富，可以還田作為化學(xué)氮肥的補(bǔ)給資源。

表2 氨氮檢測(cè)質(zhì)量濃度 單位：mg／L

2.3 浸提液中總磷浸出量分析

檢測(cè)浸提液總磷質(zhì)量濃度，結(jié)果見表3。由表3 可知，總磷浸出量較高，首次浸泡24 h 后質(zhì)量濃度為2.30 mg/L，第1 階段最終質(zhì)量濃度為8.32 mg/L，平均每天浸出1.66 mg/L，浸出速度較快，浸出增量呈遞減趨勢(shì)，分析與CODMn及氨氮浸出量增幅遞減原因一致，是溶質(zhì)擴(kuò)散系數(shù)的動(dòng)態(tài)變化導(dǎo)致。第2 階段首次浸泡24 h 后，浸出量相對(duì)減少，質(zhì)量濃度為1.03 mg/L，浸出量與浸出速度明顯低于第1 階段，分析與表1 原因一致，綜合分析表1～表3，可以發(fā)現(xiàn)總磷的浸出速度最快，分析原因可能是秸稈中含磷元素的物質(zhì)附著在秸稈表面或水溶性較好，所以在水中擴(kuò)散較快?？偭?0 d 累計(jì)浸出質(zhì)量濃度為10.12 mg/L，超出地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)值49.6 倍，可知秸稈泡水后會(huì)浸出高濃度的含磷物質(zhì)。分析原因可能是小麥生長(zhǎng)過程中施入了大量的含磷化肥及含磷農(nóng)藥，這些物質(zhì)未被完全吸收，大量附著在秸稈表面導(dǎo)致，經(jīng)浸泡后釋放至農(nóng)田水中，判斷農(nóng)田秸稈上殘留的磷隨農(nóng)田灌溉或雨水徑流匯入河流，是導(dǎo)致河流斷面總磷超標(biāo)的原因之一。

表3 總磷檢測(cè)質(zhì)量濃度 單位：mg／L

3 結(jié)論與討論

（1）小麥秸稈浸提液中含有大量的水質(zhì)污染物，以浸泡10 d的實(shí)驗(yàn)結(jié)果來看，污染因子浸出總量為CODMn>總磷>氨氮；浸出速度為總磷>CODMn>氨氮，污染物質(zhì)浸出量增幅隨浸出濃度遞減。受擴(kuò)散原理影響，濃度達(dá)到飽和后，不再浸出，浸出過程符合液相溶質(zhì)擴(kuò)散模型。

（2）CODMn、總磷、氨氮10 d 累計(jì)浸出質(zhì)量濃度分別為189.8 mg/L、4.57 mg/L、10.12 mg/L，分別超出地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)30.6 倍、3.57 倍、49.6 倍，可以判斷秸稈浸泡水隨隨農(nóng)田灌溉及雨水徑流匯入河流，是導(dǎo)致河流斷面CODMn、總磷超標(biāo)的重要原因。

（3）我國小麥種植區(qū)幅員遼闊，不同的氣候、土壤，不同的化肥、農(nóng)藥施用情況均會(huì)對(duì)秸稈中物質(zhì)組分產(chǎn)生不同影響。本次試驗(yàn)僅選取某一地區(qū)小麥秸稈為樣品進(jìn)行檢測(cè)分析，存在樣品單一的不足之處，后續(xù)研究還需要更豐富、準(zhǔn)確、客觀的樣品數(shù)據(jù)以進(jìn)一步分析驗(yàn)證農(nóng)田秸稈泡水與河流水質(zhì)變化之間的影響關(guān)系。