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    規(guī)?;i場糞水對周邊鹽堿地重金屬及營養(yǎng)素含量的分析研究

    2018-11-20 07:15:22蒙洪嬌張春壘朱世馨劉則學(xué)
    飼料博覽 2018年10期
    關(guān)鍵詞:鹽堿土鹽漬化豬糞

    蒙洪嬌,張春壘,朱世馨,劉則學(xué)

    (武漢中糧肉食品有限公司,武漢 430000)

    鹽堿地作為耕地寶貴的后備資源,將豬糞水如何有效的排放鹽堿地并促進(jìn)其改良和利用是實現(xiàn)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展亟待解決的重大研究課題[1]。國內(nèi)外研究表明,施用豬糞水后的鹽堿地,其中重金屬銅和鋅含量超標(biāo),營養(yǎng)元素磷超標(biāo),因此,本研究通過對不同鹽漬化程度的土壤施用豬糞水,進(jìn)行鹽堿土改良新措施的探討,比較分析了4、7、8、11月施用不同濃度的豬糞對鹽漬化土壤的動態(tài)變化規(guī)律。豬糞中的氮、磷、鉀等元素增加土壤的營養(yǎng)成分并改善土壤的鹽漬化程度,其利用豬糞噴淋的方式在規(guī)?;B(yǎng)豬場的周圍鹽漬化土地進(jìn)行消納。本試驗通過糞水對鹽堿地重金屬及養(yǎng)分含量變化進(jìn)行了研究。

    1 材料和方法

    1.1 試驗材料

    試驗所用沼液取自于某大型養(yǎng)豬集團(tuán)企業(yè)吉林長嶺養(yǎng)殖場,試驗土樣采集于長嶺縣豬場附近選定好的鹽漬土試驗田。

    1.2 試驗設(shè)計

    試驗共設(shè)5個處理組,每個處理3個重復(fù),按667 m2豬糞水年度總施肥量15、30、45、60 m3設(shè)置,試驗鹽堿地面積625 m2(25 m×25 m),計算鹽堿地面積所對應(yīng)施用量分別為14.1、28.1、42.2、56.2 m3,同時設(shè)置無豬糞水的空白對照處理組[2]。豬糞水在2015年4、7、8、11月平均施入并采用人工噴淋方式將豬糞沼液直接噴淋于鹽堿地表面,土壤樣品于每次施豬糞水后15 d進(jìn)行采集[3-4]。飼料、豬糞水及鹽堿土營養(yǎng)素含量和重金屬含量見表1和表2。

    表1 豬糞水及鹽漬化土壤基本理化性質(zhì)

    表2 豬糞水及土壤重金屬含量 mg·kg-1

    1.3 試驗方法

    采集的豬糞置于便攜式冰箱中,24 h內(nèi)轉(zhuǎn)移至實驗室,冷凍干燥48 h后,碾磨并過0.5 mm篩,保存于4℃冰箱內(nèi),用于重金屬含量測定。土壤樣品:試驗前取各試驗田混合土樣,并按照對角線取點,每個點再取5個子樣點,并利用土鉆分別采集深度為0~20cm的鹽漬化土。讓其土樣充分混合后采用四分法去掉多余部分,保留約1 kg土樣裝袋、編號,一部分放在標(biāo)記好的塑封袋中,待風(fēng)干用于測定重金屬含量與營養(yǎng)素分析,另一部分過2 mm篩孔后于4℃下保鮮,備用[5]。土壤樣品中的全氮采用半微量開氏法測定,總磷采用HClO4-H2SO4消解法測定,總鉀采用NaOH熔融-火焰分光光度計法,有效磷測定采用0.5 mol·L-1碳酸氫鈉浸提法,有效鉀測定采用1 mol·L-1乙酸銨浸提-火焰光度法,有機(jī)質(zhì)測定采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法,采用pH計水土比2.5∶1浸提測定pH,用電導(dǎo)率儀水土比5∶1浸提測定EC飼料及豬糞樣品[6]。經(jīng)過風(fēng)干粉碎、研磨后過60目尼龍篩,備用,重金屬均采用H2SO4-HClO4-HNO進(jìn)行消解[7]。土壤重金屬的測定方法參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法(第三版)》[8]。

    2 結(jié)果與分析

    2.1 不同濃度的豬糞水對鹽堿土土壤養(yǎng)分含量的影響

    不同濃度的豬糞水對鹽堿土土壤養(yǎng)分含量的影響見圖1。

    圖1 施用不同濃度的豬糞水對土壤各養(yǎng)分含量的影響趨勢

    由圖1可知,鹽漬化土壤(CK)在施用豬糞沼液后,隨著月份的增加,鹽漬化的營養(yǎng)成分含量越高,但0~20 cm的土層內(nèi)仍未出現(xiàn)積鹽現(xiàn)象,鹽堿地使用豬糞水后有機(jī)質(zhì)有了較大幅度提升,N、P、K等豐富營養(yǎng)物質(zhì)顯著改善土壤的養(yǎng)分情況。從圖中清晰的看出,施用豬糞水可顯著增加土壤中各營養(yǎng)成分含量,其土壤有機(jī)質(zhì)和N、P、K元素含量均隨著施用豬糞水量的增加而增加,土壤有效鉀提升幅度為1.25 g·kg-1。

    圖1a和圖1b中原土壤總氮含量<0.2,其變化趨勢表現(xiàn)為遞增規(guī)律為CK<C1<C4<C3<C2,土壤有機(jī)質(zhì)從11.2 g·kg-1提升到 14.8 g·kg-1,起變化趨勢表現(xiàn)為遞增規(guī)律CK<C4<C2<C3<C1,土壤有效磷提升幅度為0.89 g·kg-1,原土壤對照組總磷其變化趨勢表現(xiàn)為 CK>C1>C2>C4>C3,其含量在 7月時達(dá)到最高含量,總鉀含量 C4>C3>C2>C1>CK,各月份上升含量不明顯,綜上可知,豬糞水中除總氮指標(biāo)外,其他各指標(biāo)含量在4、7、8和11月處于平穩(wěn)狀態(tài),總而言之,全氮、全磷、全鉀和有機(jī)質(zhì)之間的不同濃度和月份之間存在一定的差異。

    2.2 不同濃度的豬糞水對土壤電導(dǎo)率(EC)、pH的影響

    不同濃度的豬糞水對土壤EC、pH的影響見圖2。

    圖2 不同濃度的豬糞水對土壤EC和pH的變化

    由圖2可知,研究不同濃度的豬糞水對鹽漬化土壤電導(dǎo)率(EC)和土壤pH是土壤重要的理化指標(biāo),施用豬糞水后降低土壤pH和土壤電導(dǎo)率(EC)的升高,同時,在試驗周期,土壤pH和電導(dǎo)率(EC)相互之間差異極顯著。原土壤pH高達(dá)10.5,堿化程度嚴(yán)重,施入豬糞水后可以降低土壤pH,當(dāng)豬糞水濃度以C3比例投加時,土壤pH已降至9以下,當(dāng)以C4比例投加時,土壤pH已降到8.5,增加了原土壤堿化程度[9]。

    EC大小可反映土壤鹽分總量的大小,一般情況下,較高鹽分含量的土壤EC更低,豬糞中含有大量鹽分,與pH變化趨勢相反,隨著豬糞豬糞量的增加,土壤EC逐漸下降。當(dāng)豬糞水以C4投加入原土壤后,EC 由1.25 ms·cm-1升至1.77 ms·cm-1。土壤鹽分總量并不是導(dǎo)致土壤堿化的直接原因,pH的上升與EC的下降說明了豬糞水含鹽量低于原土壤,而且原土壤偏堿性,當(dāng)以豬糞水作為土壤改良劑投加入原土壤,土壤pH的升高,增加土壤的堿化程度[10]。

    2.3 糞水重金屬與施入豬糞水后土壤中重金屬含量的關(guān)系

    施糞肥后對鹽堿地土壤重金屬含量變化值見圖3。

    由圖3可知,豬糞施用處理后鹽堿土壤中,重金屬的總體分布特征與鹽堿土壤較為一致,Pb和Cu在表層土壤中的含量隨豬糞水的施用量增加而遞增,豬糞水中的重金屬可能會給環(huán)境帶來污染風(fēng)險長期使用會加重鹽漬化土壤中的累積[11]。

    評價糞便中的重金屬進(jìn)入土壤后可能存在的污染采用Li等的方法進(jìn)行[12]。計算公式見式1。

    式(1)中Lj為j縣(kg·hm-2·年-1)的鎘負(fù)荷率,Ci為i動物糞便中的鎘平均濃度(mg·kg-1),Mj為j縣(kg·年-1)的動物糞肥產(chǎn)量,Aj為j縣(hm2)農(nóng)田區(qū)。

    用以評價豬糞水施入鹽漬化土壤中的重金屬污染分析,從而得出Cd污染風(fēng)險程度最高,其次是Pb和Cu,兩者污染風(fēng)險程度大致處于同一水平,Cr的污染風(fēng)險程度位列第4,Zn的污染風(fēng)險程度在5種重金屬中最低,Zn累積現(xiàn)象和遷移特征明顯[13]。其次是Cu、Cr在土壤中的含量均隨豬糞水的施用量的增加而增加,Cd在土壤中的含量隨月份的增加表現(xiàn)出先增后減的趨勢,鹽漬化程度由高到低依次為,Hg含量已嚴(yán)重超標(biāo),從綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)來看,鹽堿地土壤風(fēng)險指數(shù)排序為Pb<As<Cr<Cu<Zn[14]。

    3 結(jié) 論

    豬糞水具有較高的有機(jī)質(zhì)和養(yǎng)分含量,不但可以有效改善鹽堿土的養(yǎng)分狀況,提供豐富的營養(yǎng)物質(zhì)(如氮、磷、鉀)。結(jié)果表明,豬糞水除對鹽堿土總鹽分的影響不顯著外,土壤EC和pH有明顯變化,豬糞水對改良豬場周圍鹽堿土有一定負(fù)面作用,施入豬糞水后的鹽堿土其Cu、Zn、Hg的檢出值均超國家標(biāo)準(zhǔn)的15~20倍。本試驗還不能明確各因素對鹽堿土的影響,因而豬糞水對鹽堿土理化性質(zhì)的具體影響的機(jī)理都有待進(jìn)一步研究,其中施用豬糞水后還可以防止土壤電導(dǎo)率的降低,對于鹽堿土研究豬糞水對其的改良效果目前還很少,需要進(jìn)一步研究。

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