重金屬對(duì)豬糞在茶園土壤中礦化的影響

戴 婷，章明奎

(浙江大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院浙江省亞熱帶土壤與植物營養(yǎng)重點(diǎn)研究實(shí)驗(yàn)室，浙江 杭州 310029)

近年來，我國畜禽養(yǎng)殖業(yè)迅速發(fā)展，產(chǎn)生大量的畜禽糞便。畜禽糞便能提供土壤養(yǎng)分，改善土壤物理性，提高土壤肥力，作為土壤改良劑在農(nóng)業(yè)中應(yīng)用已有很長歷史。但目前的畜禽糞便成分與以往有很大的不同，各種元素添加劑的廣泛應(yīng)用使畜禽糞便含有高量的銅 (Cu)、鋅 (Zn)等重金屬。據(jù)報(bào)道［1-3］，某些畜禽糞便中 Cu、Zn含量可達(dá)數(shù)千 mg·kg-1。含有高量重金屬的有機(jī)肥施入農(nóng)田后，其重金屬不僅可在土壤中積累，通過食物鏈對(duì)人類健康造成威脅［4］，還可能影響有機(jī)物在土壤中的循環(huán)。研究表明［5-6］，土壤中重金屬的積累或進(jìn)入土壤中的植物殘?bào)w含較高的重金屬含量均會(huì)影響土壤中有機(jī)物的礦化，因此豬糞中Cu、Zn的積累也有可能影響豬糞在土壤中的礦化，對(duì)此我們進(jìn)行了試驗(yàn)驗(yàn)證。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤為杭州西郊茶園土壤，土壤類型為黃筋泥 (紅壤土類)。土樣過5 mm篩混勻，供培養(yǎng)試驗(yàn);另取部分過5 mm篩土樣，風(fēng)干后分別過2 mm篩和0.15 mm篩，供理化性質(zhì)測定。供試土壤基本性質(zhì)如下:pH值5.53，有機(jī)碳13.4 g·kg-1，全氮 1.21 g·kg-1，C/N 比 11.1，Cu、Zn、Pb、As、Cd、Cr和 Hg含量分別為 37.28、87.56、43.26、7.14、0.31、53.42、0.29 mg·kg-1。 供試豬糞采自規(guī)模化養(yǎng)殖場，在調(diào)研分析的基礎(chǔ)上，從28個(gè)樣品中篩選了5個(gè)含Cu和Zn差異明顯且C、N、C/N水平較為接近的豬糞用于培養(yǎng)試驗(yàn)。豬糞樣經(jīng)室溫風(fēng)干、粉碎過2 mm篩。將300目的尼龍網(wǎng)縫成10 cm×5 cm的長方形袋，每袋裝入相當(dāng)于4 g烘干樣的豬糞樣封口、備用。供試豬糞的基本性質(zhì)見表1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)采用袋埋法。取30 cm×40 cm×25 cm(高)的塑料框5個(gè)，分別裝入20 cm厚的過5 mm篩土樣。按豬糞類別，每個(gè)塑料框中埋入裝有豬糞的尼龍網(wǎng)袋各36袋，袋頂離土表5 cm以上。加入適量去離子水使含水量達(dá)到田間持水量的75%，在20～25℃下培養(yǎng)。分別培養(yǎng)2、4、6、8和12個(gè)月后，從每個(gè)處理中各取4袋，小心去除網(wǎng)袋外的土壤，取出內(nèi)含物在105℃下烘干稱重，計(jì)算殘留比例。同時(shí)，測定內(nèi)含物中 Cu、Zn含量。另外，分別在培養(yǎng)2、30、120和240 d后各取4袋，小心去除袋外土壤，測定豬糞的呼吸強(qiáng)度。

呼吸強(qiáng)度測定方法。樣品轉(zhuǎn)入500 mL培養(yǎng)瓶底部，保持土壤含水量為濕潤狀態(tài)。每只培養(yǎng)瓶內(nèi)放入25 mL小燒杯，加入1 mol·L-1NaOH溶液10 mL，加蓋密封于25℃下恒溫培養(yǎng)2 d，測定 CO2釋放量;同時(shí)設(shè)空白對(duì)照。

表1 供試豬糞的農(nóng)化性質(zhì)

有機(jī)肥中重金屬元素分析采用HNO3-HClO4-HF三酸消化［7］，石墨爐-原子吸收光譜法測定。

2 結(jié)果與分析

2.1 Cu、Zn對(duì)豬糞呼吸強(qiáng)度的影響

表2為5個(gè)含不同Cu、Zn含量豬糞在不同培養(yǎng)時(shí)間時(shí)的呼吸強(qiáng)度。從表2可知，培養(yǎng)初期(表中第2天)各豬糞樣的呼吸強(qiáng)度差異不大，呼吸產(chǎn)生的CO2-C均在5 g·kg-1·d-1左右，這可能與培養(yǎng)初期豬糞含有較多易礦化有機(jī)物 (特別是DOC)、而易礦化有機(jī)物的礦化不受樣品中重金屬含量的影響有關(guān)。培養(yǎng)30 d后，豬糞樣的呼吸強(qiáng)度明顯受到Cu、Zn含量的影響，呼吸強(qiáng)度隨樣品中Cu、Zn含量的增加而下降，表明高濃度的 Cu、Zn可抑制豬糞中有機(jī)物的礦化。培養(yǎng)120 d后，這種影響依然存在，但程度明顯下降。但到第240天時(shí)，豬糞中Cu、Zn水平對(duì)呼吸強(qiáng)度已無明顯影響，這可能與豬糞中絕大部分易礦化有機(jī)物已基本礦化，而Cu、Zn相對(duì)較低的豬糞前期礦化了較多的有機(jī)物、其礦化勢逐漸下降等有關(guān)。

表2 不同培養(yǎng)時(shí)間的豬糞呼吸強(qiáng)度

2.2 豬糞中Cu、Zn濃度的經(jīng)時(shí)變化

從表3可知，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長和豬糞的不斷被礦化，殘留在豬糞中的Cu、Zn含量也逐漸增加。培養(yǎng)12個(gè)月后，殘留豬糞中Cu含量比試驗(yàn)初期增加了32% ～65%，Zn增加了4% ～95%。殘留豬糞中Cu、Zn的進(jìn)一步積累會(huì)在一定程度上加深對(duì)有機(jī)物質(zhì)礦化的影響。

表3 培養(yǎng)過程中豬糞Cu、Zn含量的變化

2.3 豬糞的礦化速率

表4為培養(yǎng)2、4、6、8和12個(gè)月后殘留豬糞的比例。從表4可知，不同Cu、Zn含量的豬糞的礦化速率有很大差異。殘留的豬糞比例均隨豬糞中Cu、Zn等重金屬含量的增加而增加，表明豬糞中的Cu、Zn水平對(duì)豬糞的礦化有明顯影響。這種影響在培養(yǎng)前8個(gè)月最為明顯，此后有所減弱。至培養(yǎng)結(jié)束 (12個(gè)月)時(shí)，豬糞降解殘留量由Cu、Zn較低的 19.44%增加至 Cu、Zn含量較高的28.74%。

土壤中有機(jī)質(zhì)的礦化是微生物作用下的生物學(xué)過程。礦化速率除受有機(jī)物本身的化學(xué)組成影響外，還受土壤微生物組成與活性等環(huán)境因子的影響。由于土壤重金屬的積累可影響土壤微生物的活性，因此，土壤重金屬的污染可改變土壤有機(jī)物的礦化速率。Cotrufo等［6］研究發(fā)現(xiàn)，污染環(huán)境有利于植物殘落物的積累。Hattori［8］的研究表明，重金屬加入土壤可降低稻稈的生物降解。Salt等［9］研究認(rèn)為，重金屬在植物組織中的分配也會(huì)影響不同植物組織的礦化。由此可見，豬糞等有機(jī)物料中重金屬的存在在一定程度上會(huì)影響其在土壤中的礦化和循環(huán)。

表4 豬糞在土壤中的殘留比例

3 小結(jié)

豬糞施入土壤初期，豬糞中Cu、Zn水平對(duì)豬糞呼吸強(qiáng)度影響不大;培養(yǎng)30～120 d后，豬糞的碳呼吸強(qiáng)度隨豬糞中Cu、Zn含量的增加而逐漸減弱，礦化速率隨之下降。試驗(yàn)結(jié)束時(shí) (1年后)，隨豬糞中 Cu、Zn含量增加，豬糞殘留率由19.44%增加到28.74%。由此可見，豬糞等有機(jī)物料中重金屬的存在一定程度上會(huì)影響其在土壤中的礦化和循環(huán)。

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