生物炭基豬糞堆肥對(duì)土壤-櫻桃蘿卜系統(tǒng)的影響及其生態(tài)安全風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)*

李海民 葉樞華 王晉娟 易素瑤 劉 強(qiáng) 劉常青, 鄭育毅#

(1.福建師范大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院、碳中和現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)學(xué)院,福建省污染控制與資源循環(huán)利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建 福州 350007;2.城市廢物資源化技術(shù)與管理福建省高校工程研究中心,福建 福州 350007;3.福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院、碳中和未來技術(shù)學(xué)院,福建 福州 350007)

隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展和生活水平的不斷提高,人們對(duì)畜禽產(chǎn)品的需求量不斷增加,畜禽養(yǎng)殖模式已從家戶散養(yǎng)式向集約化和規(guī)模化快速轉(zhuǎn)變,由此也產(chǎn)生了大量的畜禽糞便。據(jù)統(tǒng)計(jì),我國(guó)畜禽糞便污染物年產(chǎn)生量已達(dá)近4.0×109t,但綜合利用率不到50%,已成為農(nóng)業(yè)污染的主要來源[1]。其中,豬糞在畜禽糞便中占比最大(達(dá)49.6%),且富含蛋白質(zhì)、脂肪、纖維素等有機(jī)物質(zhì),以及豐富的氮、磷、鉀等營(yíng)養(yǎng)元素[2],因此具有極大的資源利用價(jià)值。堆肥是當(dāng)前豬糞資源化利用的主流技術(shù),主要通過微生物作用將豬糞內(nèi)不易被直接利用的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為作物可直接吸收的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),并且部分有機(jī)物在堆肥過程中形成腐殖質(zhì),施用于土壤有利于保水保肥[3],是一種較為綠色有效的處理處置方法。相關(guān)研究表明,施用堆肥可以降低有機(jī)固體廢棄物的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)、改善土壤理化性質(zhì)、提高土壤肥力和農(nóng)作物的產(chǎn)量[4]。ZHANG等[5]將豬糞堆肥添加到土壤中,發(fā)現(xiàn)堆肥的添加會(huì)增加土壤中砂單胞菌(Arenimonas)的豐度;XIANG等[6]在土壤中添加生物炭與豬糞聯(lián)合堆肥產(chǎn)生腐熟肥料,發(fā)現(xiàn)堆肥的添加可以降解土壤中部分多溴聯(lián)苯醚,同時(shí)還能減少植物對(duì)多溴聯(lián)苯醚的吸收。

然而,為保障畜禽的健康和生產(chǎn)力,養(yǎng)殖戶常在飼料中添加重金屬、抗生素、硫酸鹽和氯化物等,導(dǎo)致豬糞中常含有Zn、Cu、Cd等重金屬。因此,豬糞堆肥施用后對(duì)土壤和植物中重金屬含量的影響,受到人們廣泛關(guān)注。GUO等[7]在土壤中連續(xù)施用兩年豬糞堆肥后,土壤中Zn和Cu的含量均超過土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。生物炭基豬糞堆肥是指生物炭與豬糞聯(lián)合堆肥后所產(chǎn)生的腐熟肥料。與傳統(tǒng)的豬糞堆肥相比,生物炭基豬糞堆肥有著更多的營(yíng)養(yǎng)元素、更高的腐殖化程度,以及較少的病原體[8]。目前關(guān)于豬糞堆肥施用后對(duì)土壤和植物重金屬的影響已做了較多研究,但關(guān)于生物炭基豬糞堆肥施用后對(duì)土壤-植物體系重金屬的影響研究較少,而施用后土壤潛在的生態(tài)安全風(fēng)險(xiǎn)也有待研究。

櫻桃蘿卜是國(guó)內(nèi)當(dāng)前廣泛栽培的根菜類作物之一,營(yíng)養(yǎng)較豐富,生長(zhǎng)速度快,生長(zhǎng)周期短,經(jīng)濟(jì)效益明顯,是種植大戶和普通百姓常?？紤]種植的作物[9]。本研究選取櫻桃蘿卜作為研究對(duì)象,在其生長(zhǎng)過程中施用生物炭基豬糞堆肥,探究其對(duì)土壤及櫻桃蘿卜中重金屬含量以及對(duì)櫻桃蘿卜生長(zhǎng)發(fā)育的影響,并且對(duì)土壤潛在的生態(tài)安全風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行了評(píng)價(jià),以期為生物炭基豬糞堆肥安全土地利用提供基礎(chǔ)依據(jù)。

1 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)及方法

1.1 實(shí)驗(yàn)原料

供試生物炭基豬糞堆肥取自實(shí)驗(yàn)室堆肥成品,櫻桃蘿卜種子購(gòu)自某生鮮超市,土壤取自福州郊區(qū)人為活動(dòng)較少的自然土(磚紅壤),土壤及生物炭基豬糞堆肥樣品的理化指標(biāo)見表1。

表1 土壤及生物炭基豬糞堆肥樣品的理化指標(biāo)Table 1 Physical and chemical indicators of soil and biochar-based pig manure compost samples

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)共設(shè)5個(gè)處理組:對(duì)照組(CK組,不施肥)以及生物炭基豬糞堆肥施肥比例為5%、10%、15%、20%的處理組,生物炭基豬糞堆肥與土壤按干質(zhì)量混配,混配前分別測(cè)定土壤和生物炭基豬糞堆肥的含水率,再按干質(zhì)量比換算所需生物炭基豬糞堆肥與土壤濕基質(zhì)量,混合均勻。

櫻桃蘿卜種植實(shí)驗(yàn)采用盆栽的方式,采用直徑20 cm、深30 cm的苗盆種植櫻桃蘿卜。堆肥樣品與土壤混配完畢后裝入盆中,每盆定量裝填11.0 kg。在櫻桃蘿卜的生長(zhǎng)過程中,觀察并記錄櫻桃蘿卜的生長(zhǎng)情況,櫻桃蘿卜的成熟期約30 d,養(yǎng)護(hù)至櫻桃蘿卜成熟期后采集植物和土壤樣品。通過實(shí)驗(yàn)分析土壤理化性質(zhì)的變化和植物生長(zhǎng)情況。

1.3 樣品的采集、處理與分析

1.3.1 樣品的采集與處理

櫻桃蘿卜成熟后,收集整棵植株洗凈,在室內(nèi)陰涼通風(fēng)處常溫晾干,稱量植物鮮質(zhì)量并記錄。將晾干的植物鮮樣放入大的牛皮紙中封住,放入烘箱105 ℃烘半小時(shí)進(jìn)行殺青,然后將溫度調(diào)至60 ℃,直到樣品完全烘干為止。將烘干的植物樣品用粉碎機(jī)粉碎并研磨過40目篩,自封袋密封室溫保存?zhèn)溆谩?/p>

用土鉆分別取花盆土壤上層(0～10 cm)與下層(10～20 cm)的土壤樣品,隨機(jī)6點(diǎn)均勻取樣,經(jīng)風(fēng)干、分選、去雜、磨碎、過篩、混勻后放入自封袋保存并標(biāo)記。土樣分析前過10目篩用于測(cè)定pH、土壤速效氮、土壤速效磷,過100目篩用于測(cè)定重金屬含量。

1.3.2 測(cè)定指標(biāo)及方法

土壤樣品測(cè)定的指標(biāo)包括速效氮、pH、速效磷以及6種重金屬(Cr、Co、Ni、Cu、Zn、Cd)的含量。土壤pH采用868型pH計(jì)測(cè)定,稱取風(fēng)干土壤樣品10.00 g于50 mL高型小燒杯中,加入25 mL純凈水,用玻璃棒劇烈攪動(dòng)1～2 min,放置30 min后測(cè)定;土壤速效氮采用堿解-擴(kuò)散法測(cè)定[10];土壤速效磷采用鉬銻抗比色法測(cè)定[11];土壤及植物重金屬含量測(cè)定時(shí),先用Tessier五步連續(xù)提取法處理后[12],采用電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)法進(jìn)行測(cè)定;植物生物量采用稱量法測(cè)定[13]。

1.3.3 評(píng)價(jià)方法

采用潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法[14]評(píng)價(jià)土壤重金屬污染的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),定量地劃分出重金屬的潛在風(fēng)險(xiǎn)程度,其計(jì)算公式如下:

Ei=Ti×Ci/Bi

(1)

(2)

式中:Ei為重金屬元素i的單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù);Ti為重金屬元素i的毒性響應(yīng)系數(shù);Ci為重金屬元素i的實(shí)測(cè)質(zhì)量濃度,mg/kg;Bi為重金屬元素i的土壤背景參考值,mg/kg;R為多種重金屬元素的綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)。

重金屬元素的毒性響應(yīng)系數(shù)采用HAKANSON制定的標(biāo)準(zhǔn)化重金屬毒性系數(shù)為評(píng)價(jià)依據(jù),Cr、Co、Ni、Cu、Zn、Cd的重金屬毒性響應(yīng)系數(shù)分別為2.00、5.00、5.00、5.00、1.00、30.00。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

數(shù)據(jù)處理和圖表繪制借助Excel 2021和Origin 2021軟件,數(shù)據(jù)顯著性分析和相關(guān)性分析采用SPSS 26.0軟件,冗余分析使用Canoco 5軟件。

2 結(jié)果與討論

2.1 施肥對(duì)土壤pH及植物生物量的影響

施肥后土壤pH及植物生物量變化見圖1。土壤pH在土壤微生物多樣性和植物的生長(zhǎng)發(fā)育方面發(fā)揮重要的作用,不僅影響著植物的正常生長(zhǎng)以及其生物、化學(xué)和物理過程[15],還是影響重金屬在土壤中遷移和重金屬生物有效性的重要因素[16]。與CK組相比,施用生物炭基豬糞堆肥的處理組土壤pH上升了9.90%～21.21%,隨著施肥比例的增加,pH的升幅也隨之增加。ZHANG等[17]在土壤中施用豬糞堆肥后,土壤pH比對(duì)照組增加8.36%～11.76%;秦寧[18]在土壤中施用豬糞堆肥后,土壤pH提高了7.04%。本研究中施用生物炭基豬糞堆肥后,土壤pH的升幅高于上述研究,說明與添加普通的豬糞腐熟料相比,生物炭基豬糞堆肥可以更有效地改善土壤酸化,且隨著施肥比例的增加,改善程度隨之提高。

圖1 施肥后土壤pH及植物生物量變化Fig.1 Changes of soil pH and plant biomass after compost application

施加生物炭基豬糞堆肥后,各處理組植物的生物量與CK組相比均有明顯增加(P<0.05),5%、10%、15%、20%處理組生物量分別增加了8.78%、51.04%、93.72%、120.86%,說明施用堆肥增加了土壤中速效養(yǎng)分的含量,優(yōu)化了土壤條件,導(dǎo)致植物的生物量大幅增加。

2.2 施肥對(duì)土壤養(yǎng)分的影響

速效氮是指可以被植物根系直接吸收利用的氮,速效氮含量的高低可反映土壤氮素的供應(yīng)情況,與作物生長(zhǎng)和產(chǎn)量有一定的相關(guān)性。由表2可見,施用生物炭基豬糞堆肥后,CK組與各處理組間速效氮的含量差異顯著(P<0.05),5%、10%處理組與CK組相比,速效氮分別增加了28.19%、34.19%;而15%、20%處理組的速效氮?jiǎng)t分別增加了194.28%、226.10%。LI等[19]在土壤中施用豬糞堆肥后,土壤速效氮含量相比對(duì)照組增加了9.21%;吳飛龍等[20]將豬糞堆肥作為土壤改良劑施用到土壤中,土壤速效氮含量相比對(duì)照組增加8.62%。相較于普通豬糞堆肥,生物炭基豬糞堆肥添加到土壤中可以大幅提升速效氮的含量,且施肥比例越高,增幅越顯著。YAN等[21]也發(fā)現(xiàn)添加生物炭基豬糞堆肥的實(shí)驗(yàn)組與添加普通豬糞堆肥的實(shí)驗(yàn)組相比,速效氮含量增加了71.71%。

表2 各實(shí)驗(yàn)組土壤速效氮、速效磷質(zhì)量濃度1)Table 2 Mass concentration of available nitrogen and available phosphorus in soil of different experimental groups mg/kg

磷是植物生長(zhǎng)過程中最重要的元素之一,土壤速效磷是指能被作物根系直接利用的磷素。由表2可知,CK組土壤速效磷僅為5.35 mg/kg,添加生物炭基豬糞堆肥后各處理組速效磷顯著增加,施肥比例越高,土壤速效磷含量增幅越明顯,20%處理組土壤速效磷含量高達(dá)CK組的59.75倍。磷鹽的溶解性差、擴(kuò)散速度慢,并且磷固定率高[22],因此初始土壤中速效磷含量較低。而肥料施加到土壤中,肥料含有的養(yǎng)分會(huì)釋放到土壤中,在氮磷濃度較高的肥料中這一過程會(huì)顯著加快[23]。PATEL等[24]在土壤中施用豬糞堆肥,土壤的速效磷含量增加了26.98%;ZHOU等[25]在土壤中施用不同肥料以改善土壤的養(yǎng)分情況,發(fā)現(xiàn)施用豬糞堆肥的實(shí)驗(yàn)組速效磷含量增加了138.28%,而施用生物炭基堆肥的實(shí)驗(yàn)組速效磷含量增加了230.9%～284.96%,且隨著施肥比例增大,速效磷含量的增幅也越大;生物炭在制備過程中可能會(huì)熱解產(chǎn)生一部分營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)并且提高其可利用性,因此生物炭基豬糞堆肥的添加可以顯著提高土壤速效磷的含量,這與土壤速效氮的變化基本一致。

2.3 施肥對(duì)土壤-櫻桃蘿卜系統(tǒng)重金屬的影響

2.3.1 對(duì)土壤重金屬含量的影響

圖2為各實(shí)驗(yàn)組土壤重金屬含量變化情況?？傮w看來,5%處理組與CK組土壤重金屬含量差異不大,隨著施肥比例的增加,土壤中Cu、Zn含量增幅明顯。由于家禽糞便中含有大量重金屬,施用畜禽糞便堆肥產(chǎn)生的有機(jī)肥料會(huì)導(dǎo)致土壤中重金屬的積累[26],這可能是導(dǎo)致土壤重金屬含量升高的主要原因。QASWAR等[27]在土壤中施用豬糞堆肥,土壤中的Cr、Cd分別增加了18.4%、119.0%。參考《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)》(HJ/T 332—2006),本研究中各實(shí)驗(yàn)組Cr、Ni、Cu、Zn均未超過限值(Cr≤150 mg/kg、Ni≤40 mg/kg、Cu≤50 mg/kg、Zn≤200 mg/kg),而各實(shí)驗(yàn)組Cd均超過了標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的限值(Cd≤0.30 mg/kg),這與土壤Cd背景值偏高有關(guān)。由于重金屬具有累積效應(yīng),后續(xù)研究需要探究堆肥添加后對(duì)土壤重金屬污染的累積性并進(jìn)行長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)。

圖2 各實(shí)驗(yàn)組土壤中重金屬質(zhì)量濃度Fig.2 Heavy metals mass concentration in experimental groups

2.3.2 對(duì)櫻桃蘿卜重金屬積累的影響

采集成熟的櫻桃蘿卜測(cè)定重金屬含量,結(jié)果見表3。不添加堆肥的CK組種植的櫻桃蘿卜已受到了一定的重金屬污染,其Cr、Ni、Cd的含量均超過了《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》(GB 2762—2022)中的限值(Cr≤0.5 mg/kg、Ni≤1.0 mg/kg、Cd≤0.05 mg/kg)。施加生物炭基豬糞堆肥后,4個(gè)處理組櫻桃蘿卜中的Cr、Ni、Cd含量與CK組相比均有不同程度的下降,其中Cd的降幅最大(79.76%～98.81%);20%處理組的櫻桃蘿卜中各重金屬的降幅為所有處理組中最高,達(dá)29.17%～98.81%,Ni、Cd均低于GB 2762—2022的限值,但Cr仍高于標(biāo)準(zhǔn)限值。TOPCUOGLU[28]通過盆栽實(shí)驗(yàn),研究了施用城市生活垃圾堆肥對(duì)甜菜中重金屬含量的影響,發(fā)現(xiàn)甜菜植株收獲后Cr含量高于CK組。本研究施用的是生物炭基豬糞堆肥,生物炭表面存在的羧基和羥基等含氧官能團(tuán)能有效吸附重金屬[29],可以在一定程度上降低植物對(duì)重金屬的吸收,且隨著施肥比例的增加,降低的程度也隨之提高,這是生物炭基堆肥相比普通堆肥所具有的優(yōu)勢(shì)。

表3 櫻桃蘿卜收獲后的重金屬質(zhì)量濃度Table 3 Heavy metals mass concentration of cherry radish after harvest mg/kg

2.4 生態(tài)安全風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

土地生態(tài)安全研究是可持續(xù)發(fā)展領(lǐng)域的重要組成部分。通過生態(tài)安全評(píng)價(jià)與分析,可以盡早發(fā)現(xiàn)和處理土地生態(tài)系統(tǒng)可能的安全隱患。潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法[30]可用于定量評(píng)價(jià)沉積物中重金屬污染程度,同時(shí)兼顧了重金屬含量、生態(tài)效應(yīng)、環(huán)境毒理學(xué)等,被廣泛應(yīng)用于土壤重金屬污染的評(píng)價(jià)。HAKANSON的單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)和綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)是針對(duì)8種重金屬污染元素設(shè)計(jì)的[31]。為了指導(dǎo)實(shí)際應(yīng)用,需根據(jù)具體參評(píng)污染物的種類和數(shù)量進(jìn)行評(píng)估域調(diào)整。參考文獻(xiàn)[32],對(duì)本研究測(cè)定的6種重金屬的單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)和綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行校正,結(jié)果見表4。施用生物炭基豬糞堆肥后各處理組的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)見表5。本研究中Cr、Co、Ni、Cu、Zn的Ei均小于30,表現(xiàn)為輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn);各處理組Cd的Ei均為30,達(dá)到中等生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。各處理組的R為47.84～54.90,其中5%、10%處理組為輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平,15%、20%處理組均達(dá)到了中等生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平。Cd是施肥后各處理組土壤的首要污染元素,其對(duì)R的貢獻(xiàn)率為54.64%～62.71%,這與趙東杰等[33]的研究一致,需要引起足夠的重視。

表4 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)Table 4 Potential ecological risk index grading criteria

表5 施用堆肥后的處理組土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)Table 5 Pollution index of heavy metals in the soil after compost application

2.5 冗余分析

冗余分析是一種多響應(yīng)變量回歸分析與主成分分析結(jié)合的排序方法,能夠反映響應(yīng)變量與解釋變量之間的相關(guān)關(guān)系[34]。本研究對(duì)土壤的各種重金屬含量及土壤理化指標(biāo)(pH、速效氮、速效磷)做冗余分析,旨在明確影響土壤重金屬含量的主要因子。圖3為重金屬含量與土壤理化指標(biāo)的冗余分析排序圖,經(jīng)分析pH、速效磷、速效氮對(duì)重金屬含量變化的累計(jì)解釋率達(dá)76.9%,其中pH、速效磷、速效氮的解釋率分別為52.7%、17.1%、7.1%,由此可見土壤pH對(duì)土壤重金屬含量的影響較大。幾種重金屬中,Cu與3種理化指標(biāo)成正相關(guān),但并不顯著(P>0.05);其余5種重金屬與3種理化指標(biāo)均成負(fù)相關(guān)。其中pH與Co、Zn極顯著相關(guān)(P<0.01);速效磷與Co、Zn極顯著相關(guān)(P<0.01);速效氮與Co、Zn顯著相關(guān)(P<0.05)。

圖3 土壤重金屬含量與理化指標(biāo)之間的冗余分析結(jié)果Fig.3 RDA result between solid heavy metals content and physicochemical indicators

3 結(jié) 論

(1) 生物炭基豬糞堆肥可以有效地改善土壤酸化以及土壤養(yǎng)分狀況,同時(shí)還增加了櫻桃蘿卜的生物量,施肥比例越大,改善效果越顯著。其中20%處理組植物的生物量及土壤的速效氮、速效磷含量分別為CK組的2.21、3.26、59.75倍。

(2) 總體看來,施加生物炭基豬糞堆肥會(huì)提高土壤重金屬含量,施肥后土壤中的重金屬除Cd外,其余均未超過HJ/T 332—2006中的限值要求。然而,生物炭基豬糞堆肥在一定程度上能夠降低植物中的重金屬含量,且隨著施肥比例的增加,降低效果也越明顯。

(3) 各處理組土壤中,Cr、Co、Ni、Cu、Zn表現(xiàn)為輕微生態(tài)危害,Cd則為中等生態(tài)危害;5%、10%處理組土壤的R呈輕微風(fēng)險(xiǎn)水平,15%、20%處理組為中等風(fēng)險(xiǎn)水平,且隨著施肥比例的增加,土壤的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)也隨之上升。Cd對(duì)R的貢獻(xiàn)率為54.64%～62.71%,是影響土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的最主要元素。

(4) 冗余分析表明,pH是造成土壤重金屬含量變化的主要環(huán)境因子,對(duì)各種重金屬含量變化的解釋率達(dá)52.7%;除Cu外,其余重金屬均與土壤理化指標(biāo)(pH、速效磷、速效氮)成負(fù)相關(guān),Co、Zn含量受土壤理化指標(biāo)的影響尤為顯著。