畜禽糞便處理下礦山生態(tài)型水蓼磷積累及去除能力研究

李玉潔，沈啟維，張澳，劉丹，葉代樺*，李廷軒

（1. 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源學(xué)院，四川 成都 611130；2. 自貢市自流井區(qū)環(huán)保局，四川 自貢 643000）

規(guī)模化養(yǎng)殖業(yè)迅猛發(fā)展導(dǎo)致大量畜禽糞便產(chǎn)生，且以豬糞、雞糞、牛糞和羊糞為主［1-2］。畜禽糞便中含有豐富的磷素資源，2016 年我國家禽糞、豬糞和牛糞中全磷產(chǎn)生量分別為188 萬、93 萬和89 萬t［3］。我國畜禽糞便主要用于有機(jī)肥還田，但其磷氮比值較植物可吸收利用值高，導(dǎo)致農(nóng)田土壤磷累積現(xiàn)象突出［4-5］。過量施用畜禽糞便，尤其是含磷較高的豬糞和雞糞，是導(dǎo)致土壤磷素流失進(jìn)入水環(huán)境，造成水體富營養(yǎng)化的主要原因［6-7］。因此，減少畜禽糞便施用土壤中的磷以降低環(huán)境污染風(fēng)險意義重大。

生物量大、適應(yīng)性強(qiáng)的磷富集植物已用于提取畜禽糞便污染土壤中過量的磷［8-9］。研究發(fā)現(xiàn)，不同種類植物在畜禽糞便處理下的生長及磷積累能力存在較大差異［10-12］。在雞糞用量為50 g·kg-1時，多花黑麥草（Lolium multiflorum）磷積累量最大［12］。當(dāng)豬糞用量超過50 g·kg-1時，蠶繭蓼（Polygonum japonicum）地上部磷積累量顯著降低［8］。礦山生態(tài)型粗齒冷水花（Pilea sinofasciata）分別在25 g·kg-1豬糞、50 g·kg-1雞糞用量時磷積累能力最強(qiáng)［9，13］。但相關(guān)研究結(jié)果未揭示磷富集植物磷積累能力對不同種類和用量畜禽糞便的響應(yīng)規(guī)律，難以實現(xiàn)磷富集植物在畜禽糞便污染土壤上的修復(fù)應(yīng)用。此外，植物磷吸收積累能力受生長時期的影響，在植株磷積累能力最強(qiáng)時期收獲能最大限度去除土壤中的過量磷，提高植物修復(fù)效率［14-15］?？梢姡魑赘患参锏淖罴咽斋@時期是植物提取畜禽糞便污染土壤過量磷的關(guān)鍵。因此，磷富集植物對不同種類及用量畜禽糞便處理土壤的磷積累響應(yīng)特征，及其在適宜用量畜禽糞便下的階段性磷積累與磷去除能力變化值得探討。

礦山生態(tài)型水蓼（Polygonum hydropiper）具有地上部生物量大、磷積累能力強(qiáng)和環(huán)境適應(yīng)性強(qiáng)等特點，是一種水陸兩生的磷富集植物。前期研究發(fā)現(xiàn)，礦山生態(tài)型水蓼在高磷環(huán)境下具有較強(qiáng)的磷富集能力，其對畜禽廢水的磷提取能力強(qiáng)［16-17］。但不同種類和用量畜禽糞便處理的土壤環(huán)境下，礦山生態(tài)型水蓼的生長響應(yīng)及磷積累與磷去除能力還不清楚。因此，本研究以礦山生態(tài)型水蓼為研究對象，設(shè)置兩期土培試驗，研究不同用量雞糞、豬糞和牛糞處理下礦山生態(tài)型水蓼磷積累能力，并探討適宜用量畜禽糞便處理下礦山生態(tài)型水蓼不同生長期的磷積累特征和磷提取能力，為利用其提取畜禽糞便污染土壤中過剩的磷提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試植物 礦山生態(tài)型水蓼種子采自四川省什邡金河磷礦區(qū)（104°01′E，31°25′N）。種子經(jīng)10%H2O2消毒后洗凈，播種于裝有蛭石的育苗盤中。于兩葉一心期澆灌1/2 改良Hoagland 營養(yǎng)液至株高約10 cm，選擇長勢一致的幼苗移栽。

1.1.2 供試土壤 不同用量畜禽糞便對礦山生態(tài)型水蓼磷積累能力的影響試驗：灰潮土，采自四川省都江堰市蒲陽鎮(zhèn)雙柏村，其基本理化性質(zhì)為：pH 6.78、有機(jī)質(zhì)18.60 g·kg-1、全氮0.73 g·kg-1、全磷0.61 g·kg-1、堿解氮32.20 mg·kg-1、有效磷19.70 mg·kg-1、速效鉀31.90 mg·kg-1。

適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼磷積累特征變化試驗：灰潮土，采自四川省都江堰市蒲陽鎮(zhèn)雙柏村，其基本理化性質(zhì)為：pH 6.80、有機(jī)質(zhì)11.72 g·kg-1、全氮0.55 g·kg-1、全磷0.99 g·kg-1、堿解氮34.00 mg·kg-1、有效磷7.60 mg·kg-1、速效鉀16.70 mg·kg-1。

1.1.3 供試畜禽糞便 豬糞、雞糞、牛糞，均采自四川省都江堰市規(guī)模化養(yǎng)殖場，經(jīng)腐熟、風(fēng)干、過篩后備用，其基本理化性質(zhì)見表1。

表1 供試畜禽糞便基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physico-chemical properties of the tested manures

1.2 試驗設(shè)計與處理

1.2.1 不同用量畜禽糞便對礦山生態(tài)型水蓼磷積累能力的影響 設(shè)置雞糞（poultry manure，PM）、豬糞（swine manure，SM）、牛糞（dairy manure，DM）處理，用量分別為25、50、75、100 g·kg-1，以不施畜禽糞便作為對照（CK），重復(fù)3 次，共39 盆，完全隨機(jī)排列。采用土培盆栽（6 L），每盆裝土6 kg，畜禽糞便加入土壤后充分混勻，陳化4 周后，移栽幼苗，每盆3 株。按70%田間最大持水量確定灌水量，采用自然光照，并進(jìn)行常規(guī)管理。試驗于2015 年6-9 月在四川農(nóng)業(yè)大學(xué)教學(xué)科研院區(qū)有防雨設(shè)施的網(wǎng)室中進(jìn)行。

1.2.2 適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼磷積累特征變化 根據(jù)不同用量畜禽糞便試驗的結(jié)果，設(shè)置適宜用量畜禽糞便處理，雞糞、豬糞和牛糞用量分別為75 g·kg-1（PM75）、100 g·kg-1（SM100）和100 g·kg-1（DM100），以不施畜禽糞便作為對照（CK），重復(fù)12 次，共48 盆，完全隨機(jī)排列。采用土培盆栽（6 L），試驗處理及管理同1.2.1。PM75、SM100和DM100加入土壤充分混勻，陳化4 周后，土壤有效磷含量分別為215.2、635.1 和232.9 mg·kg-1。試驗于2016 年6-9 月在四川農(nóng)業(yè)大學(xué)教學(xué)科研院區(qū)有防雨設(shè)施的網(wǎng)室中進(jìn)行。

1.3 樣品采集與制備

不同用量畜禽糞便試驗于移栽后10 周采樣，植株樣品經(jīng)自來水沖洗、蒸餾水潤洗后擦干，分為地上部和地下部，于105 °C 殺青30 min，75 °C 烘干至恒重，測定干重（dry weight，DW）后粉碎過篩，用于磷含量測定。

適宜用量畜禽糞便試驗分別于移栽后6、8、10、12 周采樣，3 次重復(fù)，植株樣品清洗處理同上。

1.4 測定項目及方法

采用常規(guī)分析方法［18］測定土壤和畜禽糞便理化性質(zhì)；采用微波消解儀（CEM MARS5，美國）消解-全自動間斷化學(xué)分析儀（AQ2，英國）［19］分析測定植物磷含量。并按照下列公式計算階段性磷積累速率、磷提取率［20］和植株有效數(shù)［21］。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 22.0 進(jìn)行統(tǒng)計分析，LSD 法進(jìn)行多重比較；采用Origin 2018 和Excel 2016 進(jìn)行圖表制作。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同用量畜禽糞便對礦山生態(tài)型水蓼生物量的影響

除25 g·kg-1牛糞處理的地上部及75 和100 g·kg-1雞糞處理的地下部外，不同用量的雞糞、豬糞和牛糞處理均促進(jìn)了礦山生態(tài)型水蓼生長，其地上部和地下部生物量顯著高于對照（圖1）。隨著畜禽糞便用量的增加，除100 g·kg-1雞糞處理外，地上部生物量顯著增加，在75 g·kg-1雞糞（PM75）、100 g·kg-1豬糞（SM100）和100 g·kg-1牛糞（DM100）處理下達(dá)到最大值，分別為45.53、50.54 和40.64 g·株-1。地下部生物量隨雞糞和豬糞用量的增大先增加后降低，均在50 g·kg-1時達(dá)到最大值，而隨牛糞用量的增加而增大。

圖1 不同用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼地上部和地下部生物量Fig.1 Shoot and root biomass in the mining ecotype of P. hydropiper under different manure doses

2.2 不同用量畜禽糞便對礦山生態(tài)型水蓼磷積累量的影響

不同用量的雞糞、豬糞和牛糞處理下，礦山生態(tài)型水蓼地上部和地下部磷積累量均顯著高于對照（圖2）。隨著畜禽糞便用量的增加，地上部磷積累量顯著增加，在PM75、SM100和DM100處理下達(dá)到最大值，分別為158.64、204.05 和128.92 mg·株-1。隨著畜禽糞便用量的增加，地下部磷積累量在雞糞處理下的變化不顯著，在豬糞和牛糞用量≥50 g·kg-1時無顯著變化。

圖2 不同用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼地上部和地下部磷積累量Fig.2 Shoot and root P accumulation in the mining ecotype of P. hydropiper under different manure doses

2.3 適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼生物量變化特征

隨著生長時期延長，適宜用量畜禽糞便（PM75、SM100、DM100）下礦山生態(tài)型水蓼地上部和地下部生物量均顯著增加（圖3）。6 周時，DM100處理下地上部生物量顯著高于其他處理，分別為PM75和SM100處理下的4.57 和5.48倍。而除10 周時的SM100處理外，6 周后PM75和SM100處理下地上部生物量高于牛糞處理，12 周時分別是DM100的1.30 和1.36 倍。隨著生長期延長，地下部生物量在PM75和DM100處理下先顯著增加，10 周后無顯著變化；而在SM100處理下逐漸增加，12 周時達(dá)到最大。

圖3 適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼地上部和地下部生物量變化Fig.3 Changes of shoot and root biomass in the mining ecotype of P. hydropiper under the optimum manure doses

2.4 適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼磷積累特征

2.4.1 磷積累量 隨著生長時期延長，除SM100處理的地下部外，適宜用量畜禽糞便處理下礦山生態(tài)型水蓼地上部和地下部磷積累量均先增加后趨于穩(wěn)定，顯著高于對照（圖4）。6 周時，DM100處理下地上部磷積累量顯著高于其他處理，分別為PM75和SM100處理的3.73 和8.65 倍。6 周后，PM75和SM100處理下地上部磷積累量均迅速增加，在8 周時分別是DM100處理的1.19 和1.27 倍。地下部磷積累量則表現(xiàn)為6 周時，DM100處理下顯著高于PM75和SM100處理，而6 周后，PM75和SM100處理下地下部磷積累量顯著增加，且SM100處理下增加幅度最大。

圖4 適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼地上部和地下部磷積累量變化Fig.4 Changes of shoot and root P accumulation in the mining ecotype of P. hydropiper under the optimum manure dose

2.4.2 階段性磷積累速率 0～6 周時，DM100處理下地上部階段性磷積累速率最大，是其他處理的3.78 倍以上。6～8 周時，適宜用量畜禽糞便處理下地上部階段性磷積累速率均最大，表現(xiàn)為豬糞＞雞糞＞牛糞，是其他階段的1.78～147.33 倍，因此6～8 周是礦山生態(tài)型水蓼磷積累能力最強(qiáng)的時期。而8 周后，適宜用量畜禽糞便處理下地上部階段性磷積累速率均明顯降低，對照階段性磷積累速率僅在8～10 周時有所降低，在10～12 周時達(dá)最大（表2）。

表2 適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼地上部階段性磷積累速率變化Table 2 Changes of periodic P accumulation rate in shoot of the mining ecotype of P. hydropiper under the optimum manure dose（mg·plant-1·d-1）

2.5 適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼磷去除能力分析

磷提取率是評價植物從土壤中提取過量磷能力的重要參數(shù)。隨著生長時期延長，礦山生態(tài)型水蓼磷提取率在適宜用量畜禽糞便處理下先迅速增加，8 周后無顯著變化，而CK 下磷提取率逐漸增加，至12 周最大（表3）。6 周時，DM100處理下磷提取率最高，為其他處理的3.04～17.73 倍，而6 周后磷提取率則表現(xiàn)為PM75處理下最高，為其他處理的1.14～3.97 倍。

植株有效數(shù)為提取1000 mg 土壤磷所需要的植物數(shù)量。隨著生長時期延長，適宜用量畜禽糞便處理下礦山生態(tài)型水蓼植株有效數(shù)先迅速降低，8 周后無顯著變化，且遠(yuǎn)低于對照（表3）。6 周時，DM100處理下植株有效數(shù)僅為9 株，遠(yuǎn)低于PM75和SM100處理。6 周后則表現(xiàn)為適宜用量畜禽糞便處理下植株有效數(shù)為4～6，處理間無顯著差異。

表3 適宜用量畜禽糞便下礦山生態(tài)型水蓼磷提取率和植株有效數(shù)變化Table 3 Changes of P extraction ratio and plant effective number of the mining ecotype of P. hydropiper under the optimum manure dose

3 討論

3.1 畜禽糞便對礦山生態(tài)型水蓼生長和磷積累的影響

畜禽糞便中養(yǎng)分元素含量豐富，已逐漸成為維持土壤肥力的替代肥料，而過量施用會導(dǎo)致磷流失增加，造成潛在的環(huán)境污染風(fēng)險［22］。磷富集植物被視為提取過量磷的綠色材料，已用于畜禽糞便過量施用土壤的治理，其生長和磷積累特性受畜禽糞便種類和用量的影響較大［12，23］。在雞糞用量分別為10 和25 g·kg-1時，兩種基因型多花黑麥草Gulf 和Marshall 生物量達(dá)到最大值［12］。當(dāng)豬糞用量高于25 g·kg-1時，礦山生態(tài)型粗齒冷水花生物量無顯著變化［13］。本研究中，礦山生態(tài)型水蓼地上部生物量隨著畜禽糞便用量的增加逐漸增大，在75 g·kg-1雞糞（PM75），100 g·kg-1豬糞（SM100）和100 g·kg-1牛糞（DM100）處理下最大，分別為45.53、50.54 和40.64 g·株-1，遠(yuǎn)高于畜禽糞便和高磷處理下的牧草［12，24-25］，表明礦山生態(tài)型水蓼對高濃度畜禽糞便具有較強(qiáng)的耐受能力，且其對豬糞和牛糞的耐受能力強(qiáng)于雞糞。過量施用雞糞導(dǎo)致大量病原微生物、抗生素和鹽分離子進(jìn)入土壤［26-27］，當(dāng)施磷量一定時，施用氮過量會抑制植物生長［28］。雞糞的氮磷比遠(yuǎn)高于豬糞和牛糞，可能直接導(dǎo)致本研究礦山生態(tài)型水蓼對雞糞的耐性低于豬糞和牛糞，生物量在雞糞為75 g·kg-1時便達(dá)到最大值。

植物地上部磷積累能力高于地下部，有利于收獲地上部以去除土壤中的磷。在PM75、SM100和DM100處理下，礦山生態(tài)型水蓼地上部磷積累量最大，分別為158.64、204.05 和128.92 mg·株-1，遠(yuǎn)高于在高磷處理下的磷富集植物礦山生態(tài)型粗齒冷水花、澳洲狐尾草（Ptilotus polystachyus）、多花黑麥草Marshall 和Gulf 的地上部磷積累量［13，29-31］。因此，本研究中礦山生態(tài)型水蓼具有較強(qiáng)的磷積累能力，可用于提取畜禽糞便污染土壤中過剩的磷。不同種類畜禽糞便處理下，礦山生態(tài)型水蓼對磷的吸收積累能力也存在較大差異，其在豬糞、雞糞處理下的磷積累量高于牛糞處理。豬糞和雞糞中的全磷及有效磷含量均高于牛糞，能為植物提供更多可吸收利用的磷源［32-33］。豬糞、雞糞等非反芻動物糞便含大量未被消化利用的植酸態(tài)磷［34］，難以被植物直接吸收利用。在高濃度無機(jī)磷、植酸磷環(huán)境下，礦山生態(tài)型水蓼根系具有較高的植酸酶分泌能力［17，19］，能促進(jìn)植酸態(tài)有機(jī)磷礦化以釋放無機(jī)磷，提高植物對畜禽糞便施用土壤中磷的富集能力。

3.2 畜禽糞便處理下礦山生態(tài)型水蓼階段性磷積累及去除能力特征

植物的磷吸收積累在不同生長時期差異較大，以營養(yǎng)生長旺盛時期的階段性磷積累速率最高，對植株磷積累的貢獻(xiàn)最大［14-15］。黃花鳶尾（Iris pseudacorus）、梭魚草（Scirpus validus）等植物在各生長時期對磷的吸收速率不同，其階段性磷積累量隨生長時期延長先增加后降低［35］。磷富集植物礦山生態(tài)型粗齒冷水花地上部階段性磷積累速率隨生長期延長先升高后降低，在9～11 周達(dá)最高［23］。本研究中，3 種畜禽糞便適宜用量下，礦山生態(tài)型水蓼的磷積累速率均在6～8 周時最大，遠(yuǎn)高于其他生長時期，因此6～8 周是適宜用量畜禽糞便處理下礦山生態(tài)型水蓼磷積累最強(qiáng)的生長時期。與高濃度無機(jī)磷處理下礦山生態(tài)型水蓼磷積累能力最強(qiáng)時期8～12 周并不一致［36］?？梢姡恢仓暝诓煌自刺幚硐缕潆A段性磷積累速率也可能差異較大。另外，0～6 周時，DM100處理下礦山生態(tài)型水蓼的階段性磷積累速率高于SM100和PM75處理，6 周SM100和PM75處理下階段性磷積累速率迅速增加，這可能與不同畜禽糞便中養(yǎng)分含量高低有關(guān)。本研究中畜禽糞便用量較高，植株苗期更適宜在養(yǎng)分尤其是有機(jī)質(zhì)和全磷含量相對較低的牛糞中生長，而隨著礦山生態(tài)型水蓼的生長其對高濃度養(yǎng)分的耐受能力也逐漸增強(qiáng)。

適宜收獲期的選擇直接影響磷富集植物的修復(fù)效率。在生長旺期收割白洋淀穗花狐尾藻（Myriophyllum spicatum）對水體磷的去除效果優(yōu)于成熟期［37］。大狼把草（Bidens frondosa）在營養(yǎng)生長期對豬場廢水中全磷的去除率貢獻(xiàn)可達(dá)11%，而在生長后期對磷的去除率有所下降［38］。植物在營養(yǎng)生長階段吸收積累磷，在生殖生長階段側(cè)重于體內(nèi)磷素的再利用［39-40］。因此，在生殖生長階段前收獲植物有助于提高其修復(fù)效率。在3 種畜禽糞便處理下，8～12 周的礦山生態(tài)型水蓼生物量雖繼續(xù)增加，但8 周后其磷積累量變化不顯著，表明適宜用量畜禽糞便處理下礦山生態(tài)型水蓼生長中后期主要是對其體內(nèi)磷素的再分配和利用。因此，就單位時間的植物修復(fù)效率而言，8 周時收獲適宜用量畜禽糞便處理下的礦山生態(tài)型水蓼，可最大限度地提高其修復(fù)效率。與高濃度無機(jī)磷處理下的最佳收獲期12 周相比［36］，礦山生態(tài)型水蓼能快速、高效地去除畜禽糞便土壤中過量的磷。

地上部磷提取率和植株有效數(shù)是評價植物去除能力的重要指標(biāo)［21］。本研究中，在適宜用量畜禽糞便處理8周后，礦山生態(tài)型水蓼的地上部磷提取率可達(dá)5.84%～19.36%，相較于高磷土壤中紫花苜蓿（Medicago sativa）的3%磷提取率而言［41］，有較強(qiáng)的磷富集去除優(yōu)勢。SM100處理下的磷提取率較PM75和DM100處理低1.82%～12.31%，其原因可能在于本研究豬糞中全磷和有效磷含量明顯高于雞糞和牛糞，施入土壤后土壤有效磷含量最高。此外，適宜用量畜禽糞便處理8 周后礦山生態(tài)型水蓼植株有效數(shù)為4～6 株，相比修復(fù)植物如水浮蓮（Pistia stratiotes）、粉綠狐尾藻（Myriophyllum aquaticum）及柳枝稷（Panicum virgatum）的植株有效數(shù)均大于25 株而言［42-43］，礦山生態(tài)型水蓼表現(xiàn)出更強(qiáng)的磷去除能力。

4 結(jié)論

隨著畜禽糞便用量的增加，礦山生態(tài)型水蓼地上部生物量和磷積累量均在75 g·kg-1雞糞、100 g·kg-1豬糞、100 g·kg-1牛糞用量下達(dá)到最大，地上部磷積累量分別達(dá)158.64、204.05 和128.92 mg·株-1。豬糞、雞糞施用土壤中磷的富集能力強(qiáng)于牛糞施用土壤，可用于提取畜禽糞便施用土壤中的磷以降低過量磷對環(huán)境的威脅。