裂解温度对鸡粪炭Cu和Zn生物有效性的影响

林志斌，刘 伟，叶祖云，郝 敏,4*，陈文渊，张陆强

（1.宁德师范学院 生命科学学院，福建 宁德 352000；2.中国白茶研究院，福建 宁德 355220；3.福建省特色药用植物工程技术研究中心，福建 宁德 352100；4.宁德师范学院 茶叶审评中心，福建 宁德 352000）

随着畜禽养殖业集约化发展，畜禽粪便安全处理逐渐引起人们的关注.据统计，目前中国每年畜禽粪污产生量约3.19×109t[1].为了加强畜禽疾病防控和提高饲料的利用率，微量重金属元素（如Zn、Cu 和Mn等）常被作为畜禽饲料添加剂[2].然而，微量金属元素在动物代谢过程中只有极少部分被吸收，大部分会随畜禽粪便排出，以致畜禽粪便重金属含量较高[3].如果畜禽粪便不经处理，直接排放在土壤、水体当中，会对环境造成巨大的威胁，甚至影响农作物的生长[4-6].2020 年《第二次全国污染源普查公报》指出，在我国畜禽养殖业主要水污染物排放量中，重金属占154.94 t[7].长期使用畜禽粪便的农田，其土壤剖面中的重金属Zn 含量远高于未使用畜禽粪便的土壤，长期使用会出现显著的淋溶下移现象[8-9].Zhou 等[10]研究了猪粪和鸡粪直接施用对萝卜和青菜生长的影响，结果发现，青菜和萝卜植株中Zn 和Cu 含量随着畜禽粪便中Zn 和Cu 含量的增加而增加.因此，无害化处理畜禽粪便显得尤为重要[11].畜禽粪便通过高温裂解有可能是快速实现畜禽粪便资源化利用，减少环境问题的一种途径[12-13].

生物炭是由有机质在无氧或限氧条件下高温裂解形成的一类富含芳香族碳的固体产物，一般呈碱性，具有较高的阳离子交换量，在土壤中较稳定.由于生物炭具有较大的比表面积、发达的孔隙结构和丰富的表面官能团，其在吸附污染物、固碳减排、土壤改良应用中发挥着重要作用[14-15].畜禽粪便富含P、K和N等植物所需的必需营养元素，经过炭化施入土壤不仅可以增强土壤肥力，还能降低重金属污染风险.林志斌等[16]通过大型盆栽试验研究显示，400 ℃制成的鸡粪炭显著提高湿地松的生物量，且降低Mn、Cu和Zn 在湿地松地上部分的吸收量和富集系数，试验结束后土壤中交换态Mn、Cu和Zn含量均显著降低.Zeng 等[17]研究也发现，畜禽粪便经过裂解后能够钝化或降低重金属有效态含量.陈顺婷等[18]研究发现，牛粪、鸡粪和猪粪在400 ℃裂解后交换态Cu 含量最低，而鸭粪在250 ℃条件下裂解，生物炭中交换态Cu含量最低；牛粪、猪粪和鸭粪在550 ℃裂解后交换态Zn 含量最低，而鸡粪在400 ℃条件下裂解，生物炭中交换态Zn 含量最低.这说明不同温度制成的畜禽粪便生物炭施入土壤后，重金属的生物有效性可能会存在差异.但是这个推测并没有得到充分的验证.

因此，本研究以鸡粪和鸡粪炭为供试材料，通过盆栽试验研究不同热裂解温度制成的鸡粪炭对小白菜生长和Cu、Zn生物有效性的影响，以期探究降低鸡粪Cu、Zn生物有效性的适宜热裂解温度，为畜禽粪便的处理应用提供参考依据.

1 材料与方法

1.1 原料收集和制备

供试原料鸡粪（chicken manure，CM)由宁德市周边养殖场提供.鸡粪炭（chicken manure biochar，CB）制备前，将剔除杂物后的鸡粪置于通风处自然风干3 d.将风干后的CM 放入自制炭化炉，待温度达到目标温度（250、400 和550 ℃）后，继续炭化4 h.待冷却至室温，取出生物炭，将在250、400 和500 ℃条件下制备的生物炭分别标记为CB250、CB400和CB550.CM和CB部分理化性质如表1所示.

表1 鸡粪和鸡粪炭理化性质

1.2 盆栽试验

试验共设置5 个处理，每个处理3 个重复，分别为：不做任何处理的对照（CK）、添加0.8%（粪土质量分数）鸡粪处理（CM）、添加0.8%（炭土质量分数）250 ℃鸡粪炭处理（CB250）、添加0.8%400 ℃鸡粪炭处理（CB400）、添加0.8%550 ℃鸡粪炭处理（CB550）.

选用口径16.5 cm，底径10 cm，高度23 cm圆桶为盆栽容器，底部开一小孔，嵌入改装的漏斗，用导管连接淋溶液收集桶.种植盆底部先铺一层纱网，覆盖一层3 cm 厚沙子，称取1.5 kg 红壤样品（风干土）与相应处理材料混匀后填入盆内，压实.每个盆中浇入1 L蒸馏水，静置一周，然后在盆栽中取5个点播种，每个点2 颗小白菜菜籽，播种后定期定量浇水.试验过程共施肥3 次，每盆每次将0.428 g 尿素和0.578 g磷酸二氢钾溶解于水后进行浇灌.盆栽试验于温室条件下进行，共持续50 d，期间不打农药.试验结束后，采集盆栽内植株样品，并取根际土壤.将植株洗净，于105 ℃杀青10 min，再降温至75 ℃烘干至恒重.称量植株质量后，取部分样品研磨装，待测.样品土壤置于通风处，待其自然风干后，过筛研磨，用于测定Cu和Zn元素.

1.3 Cu和Zn元素分析

1.3.1 土壤样品中不同形态Cu 和Zn 元素的测定 参照Tessier 等[19]连续分步提取法测定土壤样品Cu、Zn元素不同形态的含量.具体实验操作步骤如下.

（1）交换态.分别称取样品1.5 g 左右，于50 mL 离心管中，设置空白对照.贴上标签，做上记号.往离心管中加入15 mL MgCl2（1 mol·L-1pH=7.0）溶液，在室温条件下（25 ℃）振荡2 h 后，4 000 r·min-1离心0.5 h，吸取上清液至50 mL容量瓶内.接着，往离心管加入10 mL去离子水，摇匀，再次离心0.5 h，取其上清液，移入容量瓶中，定容.样品置于4 ℃冰箱储存，待测.

（2）碳酸盐结合态.接第（1）步，往离心管中加入15 mL NaOAc（1 mol·L-1pH=5.0）溶液，在室温条件下（25 ℃）振荡5 h 后，4 000 r·min-1离心0.5 h，吸取上清液至50 mL 容量瓶内.接着，往离心管内加入10 mL去离子水，摇匀，再次离心0.5 h，取其上清液，移入容量瓶中，定容.样品置于4 ℃冰箱储存，待测.

（3）铁锰氧化态.接第（2）步，往离心管内加入20 mL 0.04 mol·L-1NH2OH·HCl[溶于体积分数为25%的HOAc]溶液，96 ℃振荡5 h，接着补加10 mL NH2OH·HCl，摇匀，4 500 r·min-1离心0.5 h，吸取上清液至50 mL 容量瓶内.接着，往离心管内加入10 mL 去离子水，摇匀，再次离心0.5 h，取其上清液，移入容量瓶中，定容.样品置于4 ℃冰箱储存，待测.

（4）有机结合态.接第（3）步，往离心管内加入3 mL 0.02 mol·L-1HNO3和5 mL 30%H2O2（用HNO3调整pH=2.0）溶液，在85 ℃条件下振荡2 h，接着加入3 mL 30%H2O2（用HNO3调整pH=2.0）继续振荡3 h，待冷却后加入5 mL 3.2 mol·L-1NH4OAc [溶于体积分数为20%的HNO3]溶液，继续振荡1 h.然后4 500 r·min-1离心0.5 h，吸取上清液至50 mL 容量瓶内.接着，往离心管内加入10 mL 去离子水，摇匀，再次离心0.5 h，取其上清液于容量瓶中，定容.样品置于4 ℃冰箱储存，待测.

（5）残渣态：将第（4）步结束后离心管中的残渣转移至50 mL 聚四乙烯坩埚内，加入10 mL HF 和3 mL HClO4进行消解，用去离子水定容于25 mL容量瓶内.样品置于4 ℃冰箱储存，待测.

畜禽粪便原材料和不同裂解温度畜禽粪便生物炭Cu 和Zn 总含量的测定采用HF-HNO3-HClO4方法进行消煮，将消煮液定容于50 mL容量瓶，置于4 ℃冰箱储存，待测.

1.3.2 植株样品Cu、Zn 元素的测定 植物样品用浓硫酸和30%过氧化氢进行消解，定容到50 mL 容量瓶后，置于4 ℃冰箱储存，待测.

1.3.3 淋溶液收集及Cu、Zn元素的测定 盆栽试验结束后，用量筒测定每个收集桶淋溶液体积.每个处理取100 mL淋溶液于塑料瓶中，置于4 ℃冰箱储存，待测.

上述待测溶液中Cu、Zn含量测定采用电感耦合等离子体光谱仪(ICP-OES)进行检测.

1.4 数据处理分析

分析提取过程5种形态重金属的总量（计算全量）与测定全量之间的比值，作为回收率.运用单因素分析(ANOVA)方法分析CK、CM、CB250、CB400和CB550不同处理间小白菜生物量、淋溶液体积，以及土壤不同形态Cu、Zn含量的差异性(P≤0.05差异具有统计学意义).

2 结果与分析

2.1 不同处理对小白菜生长的影响

与CK 处理相比，CM、CB250、CB400 和CB550 处理显著促进小白菜生长（P<0.05），生物量分别提高了22.8%、81.4%、57.3%与199.2%，且CB250、CB400 和CB550 处理小白菜生物量分别比CM 处理提高47.8%、28.1%和143.7%（表2）.

表2 不同处理条件下小白菜生物量、Cu和Zn元素含量及吸收量

2.2 不同处理对小白菜重金属含量和吸收量的影响

与CK 处理相比，虽然添加鸡粪处理有增加小白菜Cu、Zn 含量的趋势，但差异不具有统计学意义（P>0.05），添加鸡粪炭处理对小白菜Cu 和Zn 含量差异不显著（P>0.05）；而与CM 处理相比，CB400 和CB550 处理显著降低小白菜Cu 和Zn 含量（P<0.05）.与CK 处理相比，CM、CB250 和CB550 处理显著提高小白菜Cu 和Zn 吸收量（P<0.05）.其中Cu 吸收量分别提高123.7%、157.4%和166.5%，Zn 的吸收量分别提高160.6%、149.3%和165.6%；CB400 处理中，小白菜Cu 和Zn 吸收量显著低于CM 处理，且与CK 处理差异不具有统计学意义（P>0.05,表2）.

2.3 不同处理对淋溶液重金属含量和总量的影响

试验结束后，CM、CB250、CB400 和CB550 处理的淋溶液体积与CK 处理差异不显著（P>0.05），而CB550 处理淋溶液体积显著低于CB250 和CB400 处理（P<0.05）.与CM 处理相比，CB250、CB400 和CB550 处理淋溶液Cu 和Zn 质量比均显著降低（P<0.05），且鸡粪炭3 个处理淋溶液Cu 总量分别显著降低67.4%、60.3%和70.6%（P<0.05），淋溶液Zn总量分别显著降低28.8%、25.9%和44.6%（P<0.05,表3）.

表3 不同处理条件下淋溶液体积、Cu和Zn质量比及其总量

2.4 不同处理土壤Cu、Zn含量和形态分布

在不同处理下Cu和Zn元素重金属含量提取回收率区间分别为95.29%～98.5%和97.6%～101.7%，说明本试验金属不同形态含量连续提取数据可靠.与CK 处理相比，CM 和CB250 处理对土壤Cu 含量影响不显著，但是CB400 和CB550 处理土壤中Cu 含量分别提高12.5%和16.7%.CM 处理显著提高土壤交换态Cu和碳酸盐结合态Cu含量（P<0.05），而CB250、CB400和CB550处理对土壤交换态Cu 和碳酸盐结合态Cu 含量的影响差异不显著（P>0.05）.CM、CB250、CB400 和CB550 处理中土壤铁锰氧化态Cu 与CK 处理相比差异不显著（P>0.05），但CB400 和CB550 处理中有机结合态Cu 和残渣态Cu 含量均显著高于CK处理（P<0.05）.CM、CB250、CB400 和CB550 处理土壤铁锰氧化态Cu、有机结合态Cu 和残渣态Cu 总含量分别比CK处理高5.3%、8.6%、12.7%和15.3%（表4）.

表4 不同处理条件下土壤Cu和Zn元素含量形态分布

与CK 处理相比，CM、CB200、CB400 和CB550 处理土壤Zn 含量分别提高了8.65%、15.29%、14.08%、14.38%；且添加鸡粪炭处理土壤Zn 含量显著高于添加CM 处理（P<0.05）.但与CM 处理相比，CB250、CB400和CB550处理土壤交换态Zn含量显著降低（P<0.05）.除了CB550处理外，CM、CB250、CB400处理土壤碳酸盐结合态Zn 含量分别比CK 处理提高了4.83%、15.49%和9.44%.与CK 处理相比，添加鸡粪显著提高土壤铁锰氧化态Zn 含量（P<0.05），但对土壤有机结合态Zn 和残渣态的Zn 含量影响不显著（P>0.05），CM 处理中土壤铁锰氧化态Zn、有机结合态Zn 和残渣态Zn 三者总含量比对照土壤高6.9%.添加鸡粪炭处理均显著提高土壤铁锰氧化态Zn、有机结合态Zn和残渣态Zn的含量（P<0.05）；CB250、CB400和CB550 处理土壤铁锰氧化态、有机结合态和残渣态Zn 三者总含量分别比CK 处理提高了15.9%、14.8%和19.2%（表4）.

3 讨论与小结

3.1 不同处理对小白菜生物量的影响

本研究发现，CM、CB250、CB400 和CB550 处理中的小白菜生物量显著高于CK 处理（P<0.05），这主要与试验添加的CM 和CB 中含有植物生长所需的养分元素有关，这些养分元素能直接促进植物生长.本试验结果与以往大部分畜禽粪便生物炭影响植物生长的结果相似.例如：张艺腾等[20]研究表明，在土壤营养元素和有机质缺乏时CB 对小白菜的干质量促进作用明显；林志斌等[16]研究发现，添加CM 和CB处理能显著提高湿地松生物量.这些结果表明，CM 经过高温裂解后，其养分元素的生物有效性依然保持较高水平.本研究中虽然CB250、CB400 和CB550 处理碱解氮（AN）的总量低于CM 处理，但小白菜生物量却分别显著提高了47.8%、28.1%和143.7%（P<0.05），这可能与CB 改善土壤理化性质有关.武玉等[21]研究表明，生物炭对土壤物理和化学性质具有明显的改良作用.生物炭的多孔特性和比表面积有利于土壤聚集水分、提高孔隙度、降低容重，从而为植物生长提供良好的环境[22].热裂解温度是影响生物炭表面性质的重要因素[23].随着裂解温度的升高，养分元素含量大幅度提升、生物炭孔隙度越大、容重降低越明显[24].因此，本试验CB 能够促进小白菜生长可能与生物炭能提供养分元素并改善土壤理化性质双重因素有关.但随生物炭在土壤中存留时间的增加，其养分元素能否持续释放并不明确，CB对植物生长影响的长期效应需要深入研究.

3.2 不同裂解温度对鸡粪生物炭Cu和Zn元素生物有效性的影响

本试验结果显示，与CK 处理相比，CM 处理有增加小白菜Cu 和Zn 含量的趋势，且Cu、Zn 的吸收量显著提高（P<0.05），这主要是因为鸡粪施用后显著提高土壤Cu、Zn 总量，及交换态含量.虽然试验过程CB250、CB400 和CB550 处理所添加Cu（2.51、2.73 和4.21 mg·盆-1）和Zn（10.5、11.8 和12.7 mg·盆-1）总量高于CM 处理（Cu：1.7 mg·盆-1，Zn：7.39 mg·盆-1），但试验后小白菜Cu和Zn含量却显著降低（P<0.05），且生物炭各处理小白菜Cu和Zn的吸收量均不高于CM 处理，说明鸡粪经过热裂解成生物炭后Cu、Zn的生物有效性显著降低（P<0.05）.这主要与畜禽粪便裂解过程中重金属的结合形态发生变化有直接关系[16,18].陈顺婷等[18]通过设置250、400和550 ℃热裂解牛粪、猪粪、鸡粪和鸭粪的研究发现，畜禽粪便裂解后交换态Cu、Zn 含量均显著降低，有机结合态和残渣态的Cu 和Zn 含量占各自总量比例显著提高（P<0.05）.李静静等[25]对污泥高温处理后也发现其交换态Cu和Zn含量呈现降低趋势，认为可能是由于裂解过程中Cu 和Zn 挥发或与有机物形成稳定化合物而发生形态变化.重金属有机结合态和残渣态在土壤中较稳定，不易被植物吸收利用[26].这一推测可以通过本试验中各处理淋溶液Cu和Zn总量显著低于CM处理的结果得以验证.

另外，通过试验土壤Cu、Zn 形态分布分析发现，虽然CB 处理的土壤Cu、Zn 含量高于CM 处理，但是交换态Cu、Zn含量显著低于CM 处理（P<0.05），且与CK处理差异不具有统计学意义（P>0.05），这也说明畜禽粪便经过热裂解，Cu和Zn的生物有效性会降低.同时，试验结果显示，不同CB处理的土壤Cu、Zn的各形态含量与裂解温度密切相关.陈顺婷等[18]研究显示，随着裂解温度升高，生物炭Cu、Zn的含量增大，且有机结合态和残渣态的Cu 和Zn 含量占各自总量比例有随着裂解温度升高而增大的趋势.综合考虑生物炭对小白菜生长、小白菜重金属的吸收量、生物炭重金属在土壤中的形态分布及移动性，本研究认为，施用400 ℃条件下形成的生物炭对环境影响风险最小.但是，由于不同植物对重金属的生物有效性响应不一，因此需进一步开展关于不同温度条件下裂解形成的生物炭对具体植物的影响研究.