林志斌，劉 偉，葉祖云，郝 敏,4*，陳文淵，張陸強(qiáng)

（1.寧德師范學(xué)院 生命科學(xué)學(xué)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(shù)研究中心，福建 寧德 352100；4.寧德師范學(xué)院 茶葉審評(píng)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(guān)注.據(jù)統(tǒng)計(jì)，目前中國每年畜禽糞污產(chǎn)生量約3.19×109t[1].為了加強(qiáng)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(dòng)物代謝過程中只有極少部分被吸收，大部分會(huì)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(dāng)中，會(huì)對(duì)環(huán)境造成巨大的威脅，甚至影響農(nóng)作物的生長[4-6].2020 年《第二次全國污染源普查公報(bào)》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(nóng)田，其土壤剖面中的重金屬Zn 含量遠(yuǎn)高于未使用畜禽糞便的土壤，長期使用會(huì)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(duì)蘿卜和青菜生長的影響，結(jié)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(shí)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(jī)質(zhì)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(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)和豐富的表面官能團(tuán)，其在吸附污染物、固碳減排、土壤改良應(yīng)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(qiáng)土壤肥力，還能降低重金屬污染風(fēng)險(xiǎn).林志斌等[16]通過大型盆栽試驗(yàn)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(yàn)結(jié)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(huì)存在差異.但是這個(gè)推測并沒有得到充分的驗(yàn)證.

因此，本研究以雞糞和雞糞炭為供試材料，通過盆栽試驗(yàn)研究不同熱裂解溫度制成的雞糞炭對(duì)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(yīng)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(fēng)處自然風(fēng)干3 d.將風(fēng)干后的CM 放入自制炭化爐，待溫度達(dá)到目標(biāo)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(biāo)記為CB250、CB400和CB550.CM和CB部分理化性質(zhì)如表1所示.

表1 雞糞和雞糞炭理化性質(zhì)

1.2 盆栽試驗(yàn)

試驗(yàn)共設(shè)置5 個(gè)處理，每個(gè)處理3 個(gè)重復(fù)，分別為：不做任何處理的對(duì)照（CK）、添加0.8%（糞土質(zhì)量分?jǐn)?shù)）雞糞處理（CM）、添加0.8%（炭土質(zhì)量分?jǐn)?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(dǎo)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(fēng)干土）與相應(yīng)處理材料混勻后填入盆內(nèi)，壓實(shí).每個(gè)盆中澆入1 L蒸餾水，靜置一周，然后在盆栽中取5個(gè)點(diǎn)播種，每個(gè)點(diǎn)2 顆小白菜菜籽，播種后定期定量澆水.試驗(yàn)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(jìn)行澆灌.盆栽試驗(yàn)于溫室條件下進(jìn)行，共持續(xù)50 d，期間不打農(nóng)藥.試驗(yàn)結(jié)束后，采集盆栽內(nèi)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(zhì)量后，取部分樣品研磨裝，待測.樣品土壤置于通風(fēng)處，待其自然風(fēng)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(shí)驗(yàn)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(shè)置空白對(duì)照.貼上標(biāo)簽，做上記號(hào).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(nèi).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(chǔ)存，待測.

（2）碳酸鹽結(jié)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(nèi).接著，往離心管內(nèi)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(chǔ)存，待測.

（3）鐵錳氧化態(tài).接第（2）步，往離心管內(nèi)加入20 mL 0.04 mol·L-1NH2OH·HCl[溶于體積分?jǐn)?shù)為25%的HOAc]溶液，96 ℃振蕩5 h，接著補(bǔ)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(nèi).接著，往離心管內(nèi)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(chǔ)存，待測.

（4）有機(jī)結(jié)合態(tài).接第（3）步，往離心管內(nèi)加入3 mL 0.02 mol·L-1HNO3和5 mL 30%H2O2（用HNO3調(diào)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(diào)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?jǐn)?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(nèi).接著，往離心管內(nèi)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(chǔ)存，待測.

（5）殘?jiān)鼞B(tài)：將第（4）步結(jié)束后離心管中的殘?jiān)D(zhuǎn)移至50 mL 聚四乙烯坩堝內(nèi)，加入10 mL HF 和3 mL HClO4進(jìn)行消解，用去離子水定容于25 mL容量瓶內(nèi).樣品置于4 ℃冰箱儲(chǔ)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(jìn)行消煮，將消煮液定容于50 mL容量瓶，置于4 ℃冰箱儲(chǔ)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(jìn)行消解，定容到50 mL 容量瓶后，置于4 ℃冰箱儲(chǔ)存，待測.

1.3.3 淋溶液收集及Cu、Zn元素的測定 盆栽試驗(yàn)結(jié)束后，用量筒測定每個(gè)收集桶淋溶液體積.每個(gè)處理取100 mL淋溶液于塑料瓶中，置于4 ℃冰箱儲(chǔ)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(jìn)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(jì)算全量）與測定全量之間的比值，作為回收率.運(yùn)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(jì)學(xué)意義).

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對(duì)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(jìn)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?xiàng)l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(duì)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(jì)學(xué)意義（P>0.05），添加雞糞炭處理對(duì)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(jì)學(xué)意義（P>0.05,表2）.

2.3 不同處理對(duì)淋溶液重金屬含量和總量的影響

試驗(yàn)結(jié)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(zhì)量比均顯著降低（P<0.05），且雞糞炭3 個(gè)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?xiàng)l件下淋溶液體積、Cu和Zn質(zhì)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(yàn)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(duì)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(jié)合態(tài)Cu含量（P<0.05），而CB250、CB400和CB550處理對(duì)土壤交換態(tài)Cu 和碳酸鹽結(jié)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(jī)結(jié)合態(tài)Cu 和殘?jiān)鼞B(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(jī)結(jié)合態(tài)Cu 和殘?jiān)鼞B(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?xiàng)l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(jié)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(duì)土壤有機(jī)結(jié)合態(tài)Zn 和殘?jiān)鼞B(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(jī)結(jié)合態(tài)Zn 和殘?jiān)鼞B(tài)Zn 三者總含量比對(duì)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(jī)結(jié)合態(tài)Zn和殘?jiān)鼞B(tài)Zn的含量（P<0.05）；CB250、CB400和CB550 處理土壤鐵錳氧化態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(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(jié)

3.1 不同處理對(duì)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(yàn)添加的CM 和CB 中含有植物生長所需的養(yǎng)分元素有關(guān)，這些養(yǎng)分元素能直接促進(jìn)植物生長.本試驗(yàn)結(jié)果與以往大部分畜禽糞便生物炭影響植物生長的結(jié)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(jī)質(zhì)缺乏時(shí)CB 對(duì)小白菜的干質(zhì)量促進(jìn)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(jié)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(zhì)有關(guān).武玉等[21]研究表明，生物炭對(duì)土壤物理和化學(xué)性質(zhì)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(zhì)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(yàn)CB 能夠促進(jìn)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(zhì)雙重因素有關(guān).但隨生物炭在土壤中存留時(shí)間的增加，其養(yǎng)分元素能否持續(xù)釋放并不明確，CB對(duì)植物生長影響的長期效應(yīng)需要深入研究.

3.2 不同裂解溫度對(duì)雞糞生物炭Cu和Zn元素生物有效性的影響

本試驗(yàn)結(jié)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?yàn)殡u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(yàn)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(yàn)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(jié)合形態(tài)發(fā)生變化有直接關(guān)系[16,18].陳順婷等[18]通過設(shè)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(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(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(duì)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(rèn)為可能是由于裂解過程中Cu 和Zn 揮發(fā)或與有機(jī)物形成穩(wěn)定化合物而發(fā)生形態(tài)變化.重金屬有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(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(yàn)中各處理淋溶液Cu和Zn總量顯著低于CM處理的結(jié)果得以驗(yàn)證.

另外，通過試驗(yàn)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(jì)學(xué)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(huì)降低.同時(shí)，試驗(yàn)結(jié)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(guān).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(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(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(duì)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(dòng)性，本研究認(rèn)為，施用400 ℃條件下形成的生物炭對(duì)環(huán)境影響風(fēng)險(xiǎn)最小.但是，由于不同植物對(duì)重金屬的生物有效性響應(yīng)不一，因此需進(jìn)一步開展關(guān)于不同溫度條件下裂解形成的生物炭對(duì)具體植物的影響研究.