林志斌，劉 偉，葉祖云，郝 敏,4*，陳文淵，張陸強

（1.寧德師范學院 生命科學學院，福建 寧德 352000；2.中國白茶研究院，福建 寧德 355220；3.福建省特色藥用植物工程技術研究中心，福建 寧德 352100；4.寧德師范學院 茶葉審評中心，福建 寧德 352000）

隨著畜禽養(yǎng)殖業(yè)集約化發(fā)展，畜禽糞便安全處理逐漸引起人們的關注.據(jù)統(tǒng)計，目前中國每年畜禽糞污產(chǎn)生量約3.19×109t[1].為了加強畜禽疾病防控和提高飼料的利用率，微量重金屬元素（如Zn、Cu 和Mn等）常被作為畜禽飼料添加劑[2].然而，微量金屬元素在動物代謝過程中只有極少部分被吸收，大部分會隨畜禽糞便排出，以致畜禽糞便重金屬含量較高[3].如果畜禽糞便不經(jīng)處理，直接排放在土壤、水體當中，會對環(huán)境造成巨大的威脅，甚至影響農作物的生長[4-6].2020 年《第二次全國污染源普查公報》指出，在我國畜禽養(yǎng)殖業(yè)主要水污染物排放量中，重金屬占154.94 t[7].長期使用畜禽糞便的農田，其土壤剖面中的重金屬Zn 含量遠高于未使用畜禽糞便的土壤，長期使用會出現(xiàn)顯著的淋溶下移現(xiàn)象[8-9].Zhou 等[10]研究了豬糞和雞糞直接施用對蘿卜和青菜生長的影響，結果發(fā)現(xiàn)，青菜和蘿卜植株中Zn 和Cu 含量隨著畜禽糞便中Zn 和Cu 含量的增加而增加.因此，無害化處理畜禽糞便顯得尤為重要[11].畜禽糞便通過高溫裂解有可能是快速實現(xiàn)畜禽糞便資源化利用，減少環(huán)境問題的一種途徑[12-13].

生物炭是由有機質在無氧或限氧條件下高溫裂解形成的一類富含芳香族碳的固體產(chǎn)物，一般呈堿性，具有較高的陽離子交換量，在土壤中較穩(wěn)定.由于生物炭具有較大的比表面積、發(fā)達的孔隙結構和豐富的表面官能團，其在吸附污染物、固碳減排、土壤改良應用中發(fā)揮著重要作用[14-15].畜禽糞便富含P、K和N等植物所需的必需營養(yǎng)元素，經(jīng)過炭化施入土壤不僅可以增強土壤肥力，還能降低重金屬污染風險.林志斌等[16]通過大型盆栽試驗研究顯示，400 ℃制成的雞糞炭顯著提高濕地松的生物量，且降低Mn、Cu和Zn 在濕地松地上部分的吸收量和富集系數(shù)，試驗結束后土壤中交換態(tài)Mn、Cu和Zn含量均顯著降低.Zeng 等[17]研究也發(fā)現(xiàn)，畜禽糞便經(jīng)過裂解后能夠鈍化或降低重金屬有效態(tài)含量.陳順婷等[18]研究發(fā)現(xiàn)，牛糞、雞糞和豬糞在400 ℃裂解后交換態(tài)Cu 含量最低，而鴨糞在250 ℃條件下裂解，生物炭中交換態(tài)Cu含量最低；牛糞、豬糞和鴨糞在550 ℃裂解后交換態(tài)Zn 含量最低，而雞糞在400 ℃條件下裂解，生物炭中交換態(tài)Zn 含量最低.這說明不同溫度制成的畜禽糞便生物炭施入土壤后，重金屬的生物有效性可能會存在差異.但是這個推測并沒有得到充分的驗證.

因此，本研究以雞糞和雞糞炭為供試材料，通過盆栽試驗研究不同熱裂解溫度制成的雞糞炭對小白菜生長和Cu、Zn生物有效性的影響，以期探究降低雞糞Cu、Zn生物有效性的適宜熱裂解溫度，為畜禽糞便的處理應用提供參考依據(jù).

1 材料與方法

1.1 原料收集和制備

供試原料雞糞（chicken manure，CM)由寧德市周邊養(yǎng)殖場提供.雞糞炭（chicken manure biochar，CB）制備前，將剔除雜物后的雞糞置于通風處自然風干3 d.將風干后的CM 放入自制炭化爐，待溫度達到目標溫度（250、400 和550 ℃）后，繼續(xù)炭化4 h.待冷卻至室溫，取出生物炭，將在250、400 和500 ℃條件下制備的生物炭分別標記為CB250、CB400和CB550.CM和CB部分理化性質如表1所示.

表1 雞糞和雞糞炭理化性質

1.2 盆栽試驗

試驗共設置5 個處理，每個處理3 個重復，分別為：不做任何處理的對照（CK）、添加0.8%（糞土質量分數(shù)）雞糞處理（CM）、添加0.8%（炭土質量分數(shù)）250 ℃雞糞炭處理（CB250）、添加0.8%400 ℃雞糞炭處理（CB400）、添加0.8%550 ℃雞糞炭處理（CB550）.

選用口徑16.5 cm，底徑10 cm，高度23 cm圓桶為盆栽容器，底部開一小孔，嵌入改裝的漏斗，用導管連接淋溶液收集桶.種植盆底部先鋪一層紗網(wǎng)，覆蓋一層3 cm 厚沙子，稱取1.5 kg 紅壤樣品（風干土）與相應處理材料混勻后填入盆內，壓實.每個盆中澆入1 L蒸餾水，靜置一周，然后在盆栽中取5個點播種，每個點2 顆小白菜菜籽，播種后定期定量澆水.試驗過程共施肥3 次，每盆每次將0.428 g 尿素和0.578 g磷酸二氫鉀溶解于水后進行澆灌.盆栽試驗于溫室條件下進行，共持續(xù)50 d，期間不打農藥.試驗結束后，采集盆栽內植株樣品，并取根際土壤.將植株洗凈，于105 ℃殺青10 min，再降溫至75 ℃烘干至恒重.稱量植株質量后，取部分樣品研磨裝，待測.樣品土壤置于通風處，待其自然風干后，過篩研磨，用于測定Cu和Zn元素.

1.3 Cu和Zn元素分析

1.3.1 土壤樣品中不同形態(tài)Cu 和Zn 元素的測定 參照Tessier 等[19]連續(xù)分步提取法測定土壤樣品Cu、Zn元素不同形態(tài)的含量.具體實驗操作步驟如下.

（1）交換態(tài).分別稱取樣品1.5 g 左右，于50 mL 離心管中，設置空白對照.貼上標簽，做上記號.往離心管中加入15 mL MgCl2（1 mol·L-1pH=7.0）溶液，在室溫條件下（25 ℃）振蕩2 h 后，4 000 r·min-1離心0.5 h，吸取上清液至50 mL容量瓶內.接著，往離心管加入10 mL去離子水，搖勻，再次離心0.5 h，取其上清液，移入容量瓶中，定容.樣品置于4 ℃冰箱儲存，待測.

（2）碳酸鹽結合態(tài).接第（1）步，往離心管中加入15 mL NaOAc（1 mol·L-1pH=5.0）溶液，在室溫條件下（25 ℃）振蕩5 h 后，4 000 r·min-1離心0.5 h，吸取上清液至50 mL 容量瓶內.接著，往離心管內加入10 mL去離子水，搖勻，再次離心0.5 h，取其上清液，移入容量瓶中，定容.樣品置于4 ℃冰箱儲存，待測.

（3）鐵錳氧化態(tài).接第（2）步，往離心管內加入20 mL 0.04 mol·L-1NH2OH·HCl[溶于體積分數(shù)為25%的HOAc]溶液，96 ℃振蕩5 h，接著補加10 mL NH2OH·HCl，搖勻，4 500 r·min-1離心0.5 h，吸取上清液至50 mL 容量瓶內.接著，往離心管內加入10 mL 去離子水，搖勻，再次離心0.5 h，取其上清液，移入容量瓶中，定容.樣品置于4 ℃冰箱儲存，待測.

（4）有機結合態(tài).接第（3）步，往離心管內加入3 mL 0.02 mol·L-1HNO3和5 mL 30%H2O2（用HNO3調整pH=2.0）溶液，在85 ℃條件下振蕩2 h，接著加入3 mL 30%H2O2（用HNO3調整pH=2.0）繼續(xù)振蕩3 h，待冷卻后加入5 mL 3.2 mol·L-1NH4OAc [溶于體積分數(shù)為20%的HNO3]溶液，繼續(xù)振蕩1 h.然后4 500 r·min-1離心0.5 h，吸取上清液至50 mL 容量瓶內.接著，往離心管內加入10 mL 去離子水，搖勻，再次離心0.5 h，取其上清液于容量瓶中，定容.樣品置于4 ℃冰箱儲存，待測.

（5）殘渣態(tài)：將第（4）步結束后離心管中的殘渣轉移至50 mL 聚四乙烯坩堝內，加入10 mL HF 和3 mL HClO4進行消解，用去離子水定容于25 mL容量瓶內.樣品置于4 ℃冰箱儲存，待測.

畜禽糞便原材料和不同裂解溫度畜禽糞便生物炭Cu 和Zn 總含量的測定采用HF-HNO3-HClO4方法進行消煮，將消煮液定容于50 mL容量瓶，置于4 ℃冰箱儲存，待測.

1.3.2 植株樣品Cu、Zn 元素的測定 植物樣品用濃硫酸和30%過氧化氫進行消解，定容到50 mL 容量瓶后，置于4 ℃冰箱儲存，待測.

1.3.3 淋溶液收集及Cu、Zn元素的測定 盆栽試驗結束后，用量筒測定每個收集桶淋溶液體積.每個處理取100 mL淋溶液于塑料瓶中，置于4 ℃冰箱儲存，待測.

上述待測溶液中Cu、Zn含量測定采用電感耦合等離子體光譜儀(ICP-OES)進行檢測.

1.4 數(shù)據(jù)處理分析

分析提取過程5種形態(tài)重金屬的總量（計算全量）與測定全量之間的比值，作為回收率.運用單因素分析(ANOVA)方法分析CK、CM、CB250、CB400和CB550不同處理間小白菜生物量、淋溶液體積，以及土壤不同形態(tài)Cu、Zn含量的差異性(P≤0.05差異具有統(tǒng)計學意義).

2 結果與分析

2.1 不同處理對小白菜生長的影響

與CK 處理相比，CM、CB250、CB400 和CB550 處理顯著促進小白菜生長（P<0.05），生物量分別提高了22.8%、81.4%、57.3%與199.2%，且CB250、CB400 和CB550 處理小白菜生物量分別比CM 處理提高47.8%、28.1%和143.7%（表2）.

表2 不同處理條件下小白菜生物量、Cu和Zn元素含量及吸收量

2.2 不同處理對小白菜重金屬含量和吸收量的影響

與CK 處理相比，雖然添加雞糞處理有增加小白菜Cu、Zn 含量的趨勢，但差異不具有統(tǒng)計學意義（P>0.05），添加雞糞炭處理對小白菜Cu 和Zn 含量差異不顯著（P>0.05）；而與CM 處理相比，CB400 和CB550 處理顯著降低小白菜Cu 和Zn 含量（P<0.05）.與CK 處理相比，CM、CB250 和CB550 處理顯著提高小白菜Cu 和Zn 吸收量（P<0.05）.其中Cu 吸收量分別提高123.7%、157.4%和166.5%，Zn 的吸收量分別提高160.6%、149.3%和165.6%；CB400 處理中，小白菜Cu 和Zn 吸收量顯著低于CM 處理，且與CK 處理差異不具有統(tǒng)計學意義（P>0.05,表2）.

2.3 不同處理對淋溶液重金屬含量和總量的影響

試驗結束后，CM、CB250、CB400 和CB550 處理的淋溶液體積與CK 處理差異不顯著（P>0.05），而CB550 處理淋溶液體積顯著低于CB250 和CB400 處理（P<0.05）.與CM 處理相比，CB250、CB400 和CB550 處理淋溶液Cu 和Zn 質量比均顯著降低（P<0.05），且雞糞炭3 個處理淋溶液Cu 總量分別顯著降低67.4%、60.3%和70.6%（P<0.05），淋溶液Zn總量分別顯著降低28.8%、25.9%和44.6%（P<0.05,表3）.

表3 不同處理條件下淋溶液體積、Cu和Zn質量比及其總量

2.4 不同處理土壤Cu、Zn含量和形態(tài)分布

在不同處理下Cu和Zn元素重金屬含量提取回收率區(qū)間分別為95.29%～98.5%和97.6%～101.7%，說明本試驗金屬不同形態(tài)含量連續(xù)提取數(shù)據(jù)可靠.與CK 處理相比，CM 和CB250 處理對土壤Cu 含量影響不顯著，但是CB400 和CB550 處理土壤中Cu 含量分別提高12.5%和16.7%.CM 處理顯著提高土壤交換態(tài)Cu和碳酸鹽結合態(tài)Cu含量（P<0.05），而CB250、CB400和CB550處理對土壤交換態(tài)Cu 和碳酸鹽結合態(tài)Cu 含量的影響差異不顯著（P>0.05）.CM、CB250、CB400 和CB550 處理中土壤鐵錳氧化態(tài)Cu 與CK 處理相比差異不顯著（P>0.05），但CB400 和CB550 處理中有機結合態(tài)Cu 和殘渣態(tài)Cu 含量均顯著高于CK處理（P<0.05）.CM、CB250、CB400 和CB550 處理土壤鐵錳氧化態(tài)Cu、有機結合態(tài)Cu 和殘渣態(tài)Cu 總含量分別比CK處理高5.3%、8.6%、12.7%和15.3%（表4）.

表4 不同處理條件下土壤Cu和Zn元素含量形態(tài)分布

與CK 處理相比，CM、CB200、CB400 和CB550 處理土壤Zn 含量分別提高了8.65%、15.29%、14.08%、14.38%；且添加雞糞炭處理土壤Zn 含量顯著高于添加CM 處理（P<0.05）.但與CM 處理相比，CB250、CB400和CB550處理土壤交換態(tài)Zn含量顯著降低（P<0.05）.除了CB550處理外，CM、CB250、CB400處理土壤碳酸鹽結合態(tài)Zn 含量分別比CK 處理提高了4.83%、15.49%和9.44%.與CK 處理相比，添加雞糞顯著提高土壤鐵錳氧化態(tài)Zn 含量（P<0.05），但對土壤有機結合態(tài)Zn 和殘渣態(tài)的Zn 含量影響不顯著（P>0.05），CM 處理中土壤鐵錳氧化態(tài)Zn、有機結合態(tài)Zn 和殘渣態(tài)Zn 三者總含量比對照土壤高6.9%.添加雞糞炭處理均顯著提高土壤鐵錳氧化態(tài)Zn、有機結合態(tài)Zn和殘渣態(tài)Zn的含量（P<0.05）；CB250、CB400和CB550 處理土壤鐵錳氧化態(tài)、有機結合態(tài)和殘渣態(tài)Zn 三者總含量分別比CK 處理提高了15.9%、14.8%和19.2%（表4）.

3 討論與小結

3.1 不同處理對小白菜生物量的影響

本研究發(fā)現(xiàn)，CM、CB250、CB400 和CB550 處理中的小白菜生物量顯著高于CK 處理（P<0.05），這主要與試驗添加的CM 和CB 中含有植物生長所需的養(yǎng)分元素有關，這些養(yǎng)分元素能直接促進植物生長.本試驗結果與以往大部分畜禽糞便生物炭影響植物生長的結果相似.例如：張藝騰等[20]研究表明，在土壤營養(yǎng)元素和有機質缺乏時CB 對小白菜的干質量促進作用明顯；林志斌等[16]研究發(fā)現(xiàn)，添加CM 和CB處理能顯著提高濕地松生物量.這些結果表明，CM 經(jīng)過高溫裂解后，其養(yǎng)分元素的生物有效性依然保持較高水平.本研究中雖然CB250、CB400 和CB550 處理堿解氮（AN）的總量低于CM 處理，但小白菜生物量卻分別顯著提高了47.8%、28.1%和143.7%（P<0.05），這可能與CB 改善土壤理化性質有關.武玉等[21]研究表明，生物炭對土壤物理和化學性質具有明顯的改良作用.生物炭的多孔特性和比表面積有利于土壤聚集水分、提高孔隙度、降低容重，從而為植物生長提供良好的環(huán)境[22].熱裂解溫度是影響生物炭表面性質的重要因素[23].隨著裂解溫度的升高，養(yǎng)分元素含量大幅度提升、生物炭孔隙度越大、容重降低越明顯[24].因此，本試驗CB 能夠促進小白菜生長可能與生物炭能提供養(yǎng)分元素并改善土壤理化性質雙重因素有關.但隨生物炭在土壤中存留時間的增加，其養(yǎng)分元素能否持續(xù)釋放并不明確，CB對植物生長影響的長期效應需要深入研究.

3.2 不同裂解溫度對雞糞生物炭Cu和Zn元素生物有效性的影響

本試驗結果顯示，與CK 處理相比，CM 處理有增加小白菜Cu 和Zn 含量的趨勢，且Cu、Zn 的吸收量顯著提高（P<0.05），這主要是因為雞糞施用后顯著提高土壤Cu、Zn 總量，及交換態(tài)含量.雖然試驗過程CB250、CB400 和CB550 處理所添加Cu（2.51、2.73 和4.21 mg·盆-1）和Zn（10.5、11.8 和12.7 mg·盆-1）總量高于CM 處理（Cu：1.7 mg·盆-1，Zn：7.39 mg·盆-1），但試驗后小白菜Cu和Zn含量卻顯著降低（P<0.05），且生物炭各處理小白菜Cu和Zn的吸收量均不高于CM 處理，說明雞糞經(jīng)過熱裂解成生物炭后Cu、Zn的生物有效性顯著降低（P<0.05）.這主要與畜禽糞便裂解過程中重金屬的結合形態(tài)發(fā)生變化有直接關系[16,18].陳順婷等[18]通過設置250、400和550 ℃熱裂解牛糞、豬糞、雞糞和鴨糞的研究發(fā)現(xiàn)，畜禽糞便裂解后交換態(tài)Cu、Zn 含量均顯著降低，有機結合態(tài)和殘渣態(tài)的Cu 和Zn 含量占各自總量比例顯著提高（P<0.05）.李靜靜等[25]對污泥高溫處理后也發(fā)現(xiàn)其交換態(tài)Cu和Zn含量呈現(xiàn)降低趨勢，認為可能是由于裂解過程中Cu 和Zn 揮發(fā)或與有機物形成穩(wěn)定化合物而發(fā)生形態(tài)變化.重金屬有機結合態(tài)和殘渣態(tài)在土壤中較穩(wěn)定，不易被植物吸收利用[26].這一推測可以通過本試驗中各處理淋溶液Cu和Zn總量顯著低于CM處理的結果得以驗證.

另外，通過試驗土壤Cu、Zn 形態(tài)分布分析發(fā)現(xiàn)，雖然CB 處理的土壤Cu、Zn 含量高于CM 處理，但是交換態(tài)Cu、Zn含量顯著低于CM 處理（P<0.05），且與CK處理差異不具有統(tǒng)計學意義（P>0.05），這也說明畜禽糞便經(jīng)過熱裂解，Cu和Zn的生物有效性會降低.同時，試驗結果顯示，不同CB處理的土壤Cu、Zn的各形態(tài)含量與裂解溫度密切相關.陳順婷等[18]研究顯示，隨著裂解溫度升高，生物炭Cu、Zn的含量增大，且有機結合態(tài)和殘渣態(tài)的Cu 和Zn 含量占各自總量比例有隨著裂解溫度升高而增大的趨勢.綜合考慮生物炭對小白菜生長、小白菜重金屬的吸收量、生物炭重金屬在土壤中的形態(tài)分布及移動性，本研究認為，施用400 ℃條件下形成的生物炭對環(huán)境影響風險最小.但是，由于不同植物對重金屬的生物有效性響應不一，因此需進一步開展關于不同溫度條件下裂解形成的生物炭對具體植物的影響研究.