張薇，施加春

隨著畜禽養(yǎng)殖業(yè)的規(guī)?；l(fā)展，基于加速畜禽的生長(zhǎng)和防治疾病的目的，大量銅（Cu）、鋅（Zn）等微量元素被廣泛添加到飼料中[1-2]。但是，動(dòng)物生長(zhǎng)所需Cu和Zn等微量元素的量較少[3]，而且生物利用率較低，投入飼料中有95%未被利用，90%以上隨著糞便及尿液排出體外[3-4]，導(dǎo)致我國(guó)豬糞中Cu和Zn的超標(biāo)率（參照腐熟有機(jī)廢棄物堆肥中重金屬的限量標(biāo)準(zhǔn)[5]）分別高達(dá)18.9%和16.7%[6-8]。如果耕地長(zhǎng)期施用重金屬含量較高的豬糞堆肥，可能會(huì)導(dǎo)致土壤中重金屬大量累積，從而造成土壤污染[9-10]，間接影響農(nóng)作物生長(zhǎng)，甚至可能通過(guò)食物鏈危害人體健康。

研究表明，蚯蚓能輔助堆肥，加快堆肥進(jìn)程，提高堆肥質(zhì)量[11]。蚯蚓作為土壤重金屬的監(jiān)測(cè)指示物[12]，富集Cu的能力高達(dá)1 377 mg/kg[13]。生物可通過(guò)細(xì)胞表面組分對(duì)重金屬離子產(chǎn)生離子交換、絡(luò)合、微沉淀和靜電相互作用等[14]，使重金屬由交換態(tài)向4種生物不可利用態(tài)轉(zhuǎn)化，并且蚯蚓堆肥處理可降低單位時(shí)間內(nèi)重金屬的釋放量[15]。

目前，使用蚯蚓堆肥處理重金屬效果的研究結(jié)果不一。吳國(guó)英等[16]認(rèn)為，蚯蚓對(duì)豬糞重金屬Cu、Zn具有一定的吸收能力，其富集系數(shù)分別為0.43、0.73。但也有研究表明：蚯蚓生命代謝活動(dòng)對(duì)外界條件的依賴度很高，不適宜用來(lái)去除土壤中的重金屬[17]；通過(guò)蚯蚓活動(dòng)來(lái)提高植物生物量和土壤中重金屬的生物有效性，應(yīng)配合植物修復(fù)技術(shù)使用[18]；當(dāng)外界環(huán)境重金屬含量過(guò)高時(shí)，蚯蚓的死亡率很高[19]。因此，僅僅依靠蚯蚓堆肥處理畜禽糞便中的重金屬可能達(dá)不到理想的效果，必需同時(shí)考慮聯(lián)合使用鈍化劑來(lái)處理堆肥中的重金屬。

鈍化劑處理是常見的原位鈍化修復(fù)技術(shù)。如加入黏土礦物對(duì)土壤中的重金屬起到修復(fù)改良的作用，使有效態(tài)重金屬Cu、Zn大幅度減少[19-20]。也有采用粉煤灰、磷礦粉、沸石等作為鈍化劑對(duì)污泥和稻草進(jìn)行堆肥以達(dá)到鈍化重金屬的目的[20]。鈣鎂磷肥對(duì)Zn的鈍化效果可達(dá)50.8%，粉煤灰對(duì)Cu的鈍化效果可達(dá)71.5%[21]。大部分鈍化劑能提高堆肥的pH，促進(jìn)重金屬形成氫氧化物沉淀，從而降低重金屬的生物有效性[22-23]。除此之外，膨潤(rùn)土、粉煤灰、沸石等添加劑在堆肥過(guò)程中利用離子交換、絡(luò)合吸附等影響重金屬的形態(tài)[24-26]，進(jìn)而降低重金屬的有效性。因此，本文研究了鈍化劑與蚯蚓聯(lián)合處理對(duì)堆肥中重金屬Cu和Zn的鈍化效果，以期為養(yǎng)殖廢棄物堆肥的安全利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料及理化性質(zhì)

選取鈣鎂磷肥、膨潤(rùn)土、生物炭、酵素、EM菌（effective microorganisms）、粉煤灰和沸石作為鈍化劑，其基本理化性質(zhì)和重金屬含量如表1和表2所示。材料來(lái)源：湖北金明珠化工廠生產(chǎn)的鈣鎂磷肥；江蘇榮昌盛生產(chǎn)的粉煤灰和沸石；內(nèi)蒙古寧城生產(chǎn)的怡親膨潤(rùn)土；江蘇沃納有限公司生產(chǎn)的EM菌；某環(huán)保公益組織自制的環(huán)保酵素；以江蘇地區(qū)玉米秸稈為原料制成的生物炭。

鈣鎂磷肥、膨潤(rùn)土、生物炭、粉煤灰和沸石都為堿性物質(zhì)，使得底料pH升高，可有效改變重金屬形態(tài)。EM菌和酵素的電導(dǎo)率與其他鈍化劑相比較高。由表2可知，鈣鎂磷肥、生物炭和粉煤灰中Zn和Cu全量相對(duì)其他鈍化劑要高得多，但由于其添加量?jī)H為5%，且重金屬含量最高的鈣鎂磷肥組添加5%后底料中Zn和Cu全量?jī)H分別增加18.78 mg/kg和2.67 mg/kg（底料的Zn和Cu分別為283 mg/kg和112 mg/kg），所以并不會(huì)因外源過(guò)多添加而影響到底料中的重金屬含量。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)從2016年4月18日至5月30日在浙江省杭州市臨安區(qū)潛川鎮(zhèn)某家庭農(nóng)場(chǎng)中進(jìn)行，供試豬糞和蚯蚓均來(lái)自此家庭農(nóng)場(chǎng)。由于蚯蚓畏懼刺激性氣味，在NH3大量揮發(fā)的環(huán)境中會(huì)有蚯蚓逃逸現(xiàn)象。因此，試驗(yàn)采用預(yù)先脫水烘干的豬糞為原料，添加赤子愛勝蚓（Eisenia fetida），其養(yǎng)殖密度保持在每千克底料中含50～100尾左右。鈍化劑添加量為豬糞干物質(zhì)量的5%，含水率控制在65%～75%之間，在室溫16～24℃（溫室大棚）堆置42 d。試驗(yàn)共設(shè)8個(gè)處理，鈍化劑的用量為2 kg，底料豬糞共計(jì)40 kg，試驗(yàn)處理分別為：CK（豬糞，對(duì)照）；T1（豬糞+鈣鎂磷肥）；T2（豬糞+膨潤(rùn)土）；T3（豬糞+生物炭）；T4（豬糞+酵素）；T5（豬糞+EM菌）；T6（豬糞+粉煤灰）；T7（豬糞+沸石）。將鈍化劑均勻加入豬糞中，自然放置1周后將底料加入8個(gè)蚯蚓豬糞堆肥試驗(yàn)小區(qū)中，各小區(qū)面積為4.5 m2（1.5 m×3 m）（圖1）。

表1 鈍化劑的基本理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of passivators

表2 不同鈍化劑的重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 2 Concentrations of heavy metals in different passivators mg/kg

1.3 樣品采集

從2016年4月20日開始，隔周采用S型定點(diǎn)采樣方法采集每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)表層堆肥樣品，每個(gè)小區(qū)3個(gè)重復(fù)，每周采樣1次，共采樣6次，試驗(yàn)周期為42 d。

1.4 分析方法

豬糞pH的測(cè)定：采用m（豬糞）∶V（水）=1∶2固液比浸提，稱取3.00 g鮮樣至50 mL燒杯中，加入30 mL去離子水，用玻璃棒攪拌1～2 min，靜置30 min，測(cè)定濾液pH值[27]。

有機(jī)質(zhì)的測(cè)定：采用重鉻酸鉀容量法[27]。稱取0.500 0 g樣品于500 mL三角瓶中，然后準(zhǔn)確加入1 mol/L重鉻酸鉀（K2Cr2O7）溶液10 mL于樣品中，轉(zhuǎn)動(dòng)三角瓶使樣品與溶液混合均勻；再加入20 mL濃H2SO4，置于石棉板上30 min，加水稀釋到250 mL；取10 mL溶液，加入2-羧基代二苯指示劑12～15滴，然后逐滴加入0.5 mol/LFeSO4標(biāo)準(zhǔn)溶液，使溶液顏色由綠色到暗綠色，直至變成磚紅色為止。

采用改進(jìn)的歐洲共同體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局（Community Bureau of Reference,BCR）[28-29]提出的方法測(cè)定各形態(tài)重金屬：

1）可交換態(tài)的提?。悍Q取1.000 g樣品于100 mL聚丙烯離心管中，加入0.11 mol/L乙酸提取液40 mL，室溫下250 r/min振蕩16 h，保證管內(nèi)混合物處于懸浮狀態(tài)，然后4 000 r/min離心20 min，將上層清液倒入聚乙烯瓶中，保存于4℃冰箱中待測(cè)。測(cè)定前加入20 mL高純水清洗殘留物，振蕩20 min，離心，棄去清洗液。

2）可還原態(tài)的提?。合虻?步提取后的殘留物中加入0.5 mol/L NH2OH和HCl提取液共40 mL，振蕩16 h，離心分離。其余操作同第1步。

3）可氧化態(tài)的提?。合虻?步提取后的殘留物中緩慢加入10 mL H2O2，蓋上表面皿，偶爾振蕩，室溫下消解1 h，然后水浴加熱到85℃消解1 h，去表面皿，升溫加熱至溶液近干，再加入10 mL H2O2，重復(fù)以上過(guò)程；冷卻后，加入1 mol/L CH3COONH4提取液50 mL，其余操作同第1步。

4）殘?jiān)鼞B(tài)的提?。簩⒌?步提取后的殘?jiān)⌒霓D(zhuǎn)移到50 mL聚四氟乙烯消煮管中，然后加入10 mL HNO3、3 mL HF和3 mL HClO4，使用電熱板低溫加熱1 h，再中溫加熱1 h后除去沉淀，待白煙蒸發(fā)至消煮管內(nèi)樣品呈黏稠狀；稍冷，用水沖洗坩堝蓋和內(nèi)壁，并加入 1 mL V(HNO3)∶V(H2O)=1∶1的溶液，低溫加熱溶解殘?jiān)淮庖豪鋮s后，將其轉(zhuǎn)移至25 mL容量瓶中，定容后搖勻待測(cè)。

1.5 重金屬分配率及鈍化效果計(jì)算

本試驗(yàn)以重金屬分配率、生物可利用態(tài)分配率以及重金屬鈍化效果指標(biāo)評(píng)價(jià)重金屬的鈍化效果[29]：

可利用態(tài)分配率=（可交換態(tài)重金屬+可還原態(tài)重金屬）/重金屬全量；重金屬分配率=不同形態(tài)重金屬含量/重金屬總量；重金屬鈍化效果=（處理前的分配率-處理后的分配率）/處理前的分配率；

有機(jī)質(zhì)分解率=（處理前的有機(jī)質(zhì)含量-處理后的有機(jī)質(zhì)含量）/處理前的有機(jī)質(zhì)含量。

1.6 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2010軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)描述性統(tǒng)計(jì)分析、相關(guān)性分析及圖表制作，采用SPSS 16.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析（P=0.05）。

圖1 臨安野外試驗(yàn)場(chǎng)地Fig.1 Field study site in Lin’an of Hangzhou

2 結(jié)果與分析

2.1 不同鈍化劑與蚯蚓聯(lián)合處理對(duì)豬糞堆肥中銅和鋅的鈍化效果

重金屬的活性會(huì)影響動(dòng)植物對(duì)重金屬的吸收量[30]。在重金屬各形態(tài)分級(jí)中，活性由小到大依次是殘?jiān)鼞B(tài)、可氧化態(tài)、可還原態(tài)、可交換態(tài)[30-31]。其中，在自然條件下較容易被生物吸收利用（可利用態(tài)）的是可交換態(tài)，在特殊環(huán)境下還原態(tài)也存在安全隱患，而殘?jiān)鼞B(tài)和可氧化態(tài)則比較穩(wěn)定并以絡(luò)合態(tài)存在，對(duì)生物的毒性比較弱，能長(zhǎng)期穩(wěn)定存在于環(huán)境或者土壤中[32]。由表3可知：在堆肥試驗(yàn)后，CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6和T7處理的可交換態(tài)與可還原態(tài)Cu含量之和分別為69.45、70.65、39.49、51.29、52.72、42.39、30.43和31.41 mg/kg，且與CK相比，T2、T3、T4、T5、T6和 T7均呈現(xiàn)統(tǒng)計(jì)學(xué)上的顯著差異（P＜0.05）；除了T1之外，T2、T3、T4、T5、T6和T7的可交換態(tài)與可還原態(tài)Cu含量之和相對(duì)于CK分別減少了43.13%、26.14%、24.06%、38.96%、56.18%和54.77%。由表4可知：在堆肥試驗(yàn)后，CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6和T7處理的可交換態(tài)與可還原態(tài)Zn含量之和分別為 923.7、717.01、639.58、885.31、751.39、658.56、794.09 和 646.56 mg/kg，且 T1、T2、T3、T4、T5、T6和 T7與CK均呈現(xiàn)統(tǒng)計(jì)學(xué)上的顯著差異（P＜0.05）；同時(shí)，T1、T2、T3、T4、T5、T6和T7的可交換態(tài)與可還原態(tài)Zn含量之和與CK組相比分別減少了22.38%、30.76%、4.16%、18.65%、28.70%、14.03%、30.03%。

由于重金屬比較穩(wěn)定，且難以降解，其總量基本不隨著堆肥進(jìn)程而變化，但隨著蚯蚓生理活動(dòng)分解有機(jī)物質(zhì)，會(huì)以CO2、NH3等形式揮發(fā)損失，引起堆肥有機(jī)物質(zhì)減少，使重金屬發(fā)生相對(duì)濃縮效應(yīng)。因此，單以重金屬形態(tài)含量作為評(píng)價(jià)重金屬鈍化效果指標(biāo)是不足的，而以重金屬形態(tài)分配率評(píng)價(jià)重金屬鈍化效果相對(duì)比較科學(xué)。

表3 不同鈍化劑與蚯蚓聯(lián)合堆肥前后豬糞中Cu的形態(tài)含量變化Table 3 Changes in the contents of different Cu forms before and after composting with different passivators and earthworm mg/kg

表4 不同鈍化劑與蚯蚓聯(lián)合堆肥前后豬糞中Zn的形態(tài)變化Table 4 Changes in the contents of different Zn forms before and after composting with different passivators and earthworm mg/kg

由圖2可知，除了T1之外，其余處理組Cu的形態(tài)都呈現(xiàn)為由活性較高的形態(tài)向活性較低的形態(tài)轉(zhuǎn)化。比較不同處理的鈍化效果，結(jié)果表明：T2、T3和T4處理組對(duì)可交換態(tài)Cu的鈍化效果較好，分配率分別為48.62%、45.45%和32.09%，并且與CK組呈現(xiàn)統(tǒng)計(jì)學(xué)上的極顯著差異（P＜0.01）；可還原態(tài)Cu鈍化效果最好的處理組為T6，且與CK組呈現(xiàn)極顯著差異（P＜0.01），T2、T3、T7與 CK 組相比均呈極顯著差異（P＜0.01）。T3處理中Cu的殘?jiān)鼞B(tài)分配率增長(zhǎng)量最大，且與CK組呈極顯著性差異（P＜0.01）；T2組與CK組相比，其殘?jiān)鼞B(tài)分配率也有顯著增加（P＜0.05）。CK、T2、T3、T4、T5、T6和T7處理對(duì)可利用態(tài)Cu（可交換態(tài)和可還原態(tài)之和）均有鈍化效果（P＜0.05），分別為33.63%、41.69%、42.34%、33.25%、16.03%、40.47%和34.23%；T2和T3處理對(duì)可利用態(tài)Cu的鈍化效果顯著高于 T4、T5、T6和 T7，其中以 T3對(duì)可利用態(tài) Cu的鈍化效果最佳。

由圖3可知：在試驗(yàn)后，CK、T2、T3和T4處理組中可交換態(tài)Zn含量顯著下降（P＜0.05），分別下降了15.40%、12.43%、15.45%和7.46%；T1是唯一能鈍化可還原態(tài)Zn的試驗(yàn)處理組，并且和CK組呈現(xiàn)顯著性差異（P＜0.05）；其余處理組在堆肥后的可還原態(tài)Zn反而增加，但T5和T6組在試驗(yàn)前后可還原態(tài)Zn分配率的增長(zhǎng)幅度小于CK組，且呈顯著差異（P＜0.05）；T3、T4組殘?jiān)鼞B(tài)Zn分配率增加，且T3與CK呈現(xiàn)顯著差異（P＜0.05），T4與CK呈現(xiàn)極顯著差異（P＜0.01）。

由圖3還可以看出：蚯蚓與鈍化劑聯(lián)合處理堆肥后可利用態(tài)Zn含量（可交換態(tài)與可還原態(tài)含量之和）為82.72%～91.26%，CK、T2、T3和T4組可利用態(tài)Zn分別減少0.80%、2.70%、0.01%和3.77%；試驗(yàn)處理后T4組可利用態(tài)Zn分配率顯著減少（P＜0.05），CK、T1、T2、T3和T6組可利用態(tài)Zn分配率在試驗(yàn)前后的差異未達(dá)顯著水平（P＞0.05），T5和T7組可利用態(tài)Zn分配率顯著增加（P＜0.05）。因此，T4組對(duì)可利用態(tài)Zn的鈍化效果最佳。

圖2 不同鈍化劑與蚯蚓聯(lián)合處理對(duì)豬糞中Cu形態(tài)分級(jí)的影響Fig.2 Effect of different passivators and earthworm on fractionation of Cu in pig manure during composting

2.2 不同鈍化劑對(duì)堆肥pH和有機(jī)質(zhì)的影響

從圖4中可以看出，不同鈍化劑處理組在蚯蚓堆肥試驗(yàn)前后pH變化總體上都遵循先降低后增加再降低的趨勢(shì)。堆肥初期由于微生物降解有機(jī)質(zhì)產(chǎn)生有機(jī)酸使pH下降，同時(shí)在此過(guò)程中產(chǎn)生的熱量導(dǎo)致堆肥溫度上升。堆肥初始時(shí)各組底料均為堿性，在高溫作用下，底料中的氮素分解以NH3形式揮發(fā)，導(dǎo)致各組pH急劇下降[30]。此后1～2周內(nèi)，由于有機(jī)質(zhì)的減少，分解的有機(jī)酸含量也相應(yīng)減少，因而pH下降趨勢(shì)減緩；堆肥溫度持續(xù)上升，伴隨著有機(jī)質(zhì)的進(jìn)一步分解生成堿性物質(zhì)，致使pH初次回升[33]。堆肥后期溫度降低，使得硝化作用加劇產(chǎn)生大量的H+，導(dǎo)致pH再次降低。除此之外，由于太過(guò)劇烈的環(huán)境變化不適宜蚯蚓的生長(zhǎng)，蚯蚓必須產(chǎn)生各種分泌排泄物以維持環(huán)境的穩(wěn)定，因而蚯蚓堆肥能穩(wěn)定、緩沖pH[34]。

由于粉煤灰pH為9.08，沸石pH為8.48，鈣鎂磷肥pH為9.16，生物炭pH為8.46，膨潤(rùn)土pH為8.72，受鈍化劑自身pH的影響，在第1周堿性鈍化劑試驗(yàn)組的pH高于CK組。T1組（鈣鎂磷肥）的pH最高，并且在試驗(yàn)前4周均高于其他處理組，維持在pH 8.48～8.75的范圍內(nèi)，其余組pH也高于CK組，均在7.03～8.32之間。第1周時(shí)各試驗(yàn)組的pH值均大幅下降；第2周時(shí)各試驗(yàn)組的pH值不再驟降，基本保持在7左右（除T1外）；第3、4周時(shí)，各試驗(yàn)組的pH值均平穩(wěn)上升，到堆肥結(jié)束時(shí)，T2、T6、T7組pH均高于CK組。

圖5中的結(jié)果表明：從總體上看，蚯蚓堆肥處理組中有機(jī)質(zhì)含量均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)。由于加入T3、T4、T5組的鈍化劑中含有C、N，導(dǎo)致堆肥前豬糞堆肥中的有機(jī)質(zhì)含量顯著大于其他試驗(yàn)組；蚯蚓堆肥組中CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6和 T7組的有機(jī)質(zhì)平均分解率分別是44.20%、48.73%、50.02%、47.24%、56.94%、45.47%、50.83%和56.89%。

圖4 不同鈍化劑與蚯蚓聯(lián)合處理豬糞堆肥進(jìn)程中pH的變化動(dòng)態(tài)Fig.4 Changes in pH value of pig manure during composting with different passivators and earthworm

3 討論

3.1 堆肥前后豬糞中Cu、Zn的形態(tài)變化

圖5 不同鈍化劑與蚯蚓聯(lián)合處理豬糞堆肥進(jìn)程中有機(jī)質(zhì)含量的變化動(dòng)態(tài)Fig.5 Changes in organic matter content of pig manure during composting with different passivators and earthworm

與堆肥前相比，堆肥后可還原態(tài)Cu和可交換態(tài)Cu絕大部分轉(zhuǎn)化為可氧化態(tài)Cu和殘?jiān)鼞B(tài)Cu形態(tài)，且各個(gè)處理組中Cu的形態(tài)分布基本呈現(xiàn)為可氧化態(tài)Cu＞殘?jiān)鼞B(tài)Cu＞可還原態(tài)Cu＞可交換態(tài)Cu，且可氧化態(tài)Cu含量均占主導(dǎo)地位，其分配率占50%以上。這與劉秋萌[35]的研究結(jié)果類似，即鈍化劑處理后可氧化態(tài)Cu分配率最大，可交換態(tài)Cu分配率最小，說(shuō)明經(jīng)過(guò)鈍化劑和蚯蚓堆肥處理后畜禽糞便中大部分Cu都以穩(wěn)定態(tài)Cu存在，不易遷移和被生物利用，達(dá)到了一定的鈍化效果。對(duì)于Zn而言，則呈現(xiàn)出不同的趨勢(shì)：試驗(yàn)中Zn形態(tài)分配特征表現(xiàn)為可交換態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)；T2、T3、T4和T6組在試驗(yàn)前后主要由可交換態(tài)Zn轉(zhuǎn)化為殘?jiān)鼞B(tài)Zn。這與何增明[22]的研究結(jié)果不同，他認(rèn)為在一般情況下，Zn主要以有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的形式存在，且殘?jiān)鼞B(tài)Zn占大部分。這可能是由于試驗(yàn)條件不同而導(dǎo)致的，本試驗(yàn)為防止蚯蚓因NH3而逃逸，將底料豬糞進(jìn)行了脫水、烘干處理。也有研究結(jié)果顯示，蚯蚓處理后豬糞中Cu的生物有效態(tài)含量占總量的23%左右，而Zn則高達(dá)98.4%，這與本試驗(yàn)中Cu的主要存在形態(tài)為不可利用態(tài)Cu，而Zn的主要存在形態(tài)為可利用態(tài)Zn的結(jié)果類似[36]。

ADRIANO[37]的研究表明，不同重金屬離子與有機(jī)質(zhì)的絡(luò)合難易程度存在差異，一般難易程度依次表現(xiàn)為：Cu2+＞Cd2+＞Fe2+＞Pb2+＞Ni2+＞Co2+＞Mn2+＞Zn2+，因此堆肥底料中重金屬Cu比Zn更容易與有機(jī)質(zhì)結(jié)合，形成不易被植物、動(dòng)物利用的非可利用態(tài)。本試驗(yàn)結(jié)果與上述研究類似，即各試驗(yàn)組對(duì)可利用態(tài)Cu的鈍化效果優(yōu)于對(duì)可利用態(tài)Zn的鈍化效果。

3.2 堆肥進(jìn)程中影響豬糞中Cu、Zn形態(tài)變化的因素

在堆肥過(guò)程中pH是影響堆肥進(jìn)程的重要因素，并且pH的變化將直接影響重金屬形態(tài)的變化[23]。重金屬容易受環(huán)境pH影響，大多數(shù)重金屬在偏堿性環(huán)境中容易形成鋁硅酸鹽、氫氧化物、碳酸鹽等沉淀，其可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)中的碳酸鹽結(jié)合物對(duì)pH較為敏感，殘?jiān)鼞B(tài)在低pH條件下容易轉(zhuǎn)化為可移動(dòng)態(tài)，使得生物有效性升高。因此，提高環(huán)境介質(zhì)的pH值能減少有效態(tài)重金屬含量[38]。各試驗(yàn)處理中可交換態(tài)Cu、Zn分配率都隨著pH的增大而減小，對(duì)可交換態(tài)Cu、Zn分配率與pH進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果表明，各試驗(yàn)處理中可交換態(tài)Cu、Zn與pH均呈負(fù)相關(guān)。比較不同鈍化劑的處理效果，發(fā)現(xiàn)在試驗(yàn)后T1、T2、T3、T4、T5、T6組pH均高于CK組。

有機(jī)物含量是另一個(gè)影響堆肥進(jìn)程的重要因素。研究認(rèn)為，適合堆肥的有機(jī)物含量范圍為20%～80%[11]。有機(jī)物含量太低時(shí)，由于碳源不足使堆肥過(guò)程中產(chǎn)生的熱量太低，不利于堆體中高溫分解微生物的繁殖，從而無(wú)法提高堆體中微生物的活性，使堆肥無(wú)法繼續(xù)進(jìn)行；當(dāng)有機(jī)物含量過(guò)高時(shí)，由于其在堆肥過(guò)程中對(duì)氧氣的需求很大，因此往往達(dá)不到好氧狀態(tài)而發(fā)生厭氧發(fā)酵并伴隨惡臭[15]。此外，堆肥產(chǎn)物中有機(jī)質(zhì)含量也是影響重金屬形態(tài)的因素。本試驗(yàn)利用添加生物炭、酵素和EM菌提高豬糞中的有機(jī)質(zhì)含量，并通過(guò)有機(jī)質(zhì)的分解產(chǎn)生易于形成團(tuán)粒結(jié)構(gòu)的腐殖質(zhì)，使有效態(tài)重金屬被絡(luò)合。腐殖質(zhì)中的胡敏酸、胡敏素與金屬離子形成的絡(luò)合物不易溶解，可以減輕重金屬的危害。豬糞中的重金屬Cu與大分子腐殖質(zhì)的結(jié)合比較緊密，而Zn易和小分子腐殖質(zhì)結(jié)合[39]。除此之外，EM菌和酵素是生物修復(fù)處理的可用菌，含有光合菌、酵母菌、乳酸菌等，有助于縮短堆肥周期，促進(jìn)有機(jī)質(zhì)分解，從而使與腐殖質(zhì)絡(luò)合的有效態(tài)重金屬變?yōu)榉€(wěn)定態(tài)[39]。對(duì)可交換態(tài)Cu、Zn分配率與有機(jī)質(zhì)進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果表明，可交換態(tài)Cu、Zn分配率與有機(jī)質(zhì)均呈正相關(guān)。堆肥過(guò)程中重金屬的形態(tài)變化受有機(jī)質(zhì)變化的影響[29]，有機(jī)質(zhì)降解產(chǎn)生的腐殖質(zhì)可以與重金屬進(jìn)行絡(luò)合形成穩(wěn)定的團(tuán)粒結(jié)構(gòu)，降低重金屬的生物有效性。由于酵素組未分解的有機(jī)質(zhì)較少，有機(jī)質(zhì)分解率最高為56.94%，因此，將其作為鈍化劑對(duì)重金屬Cu、Zn鈍化有較佳的效果。為了進(jìn)一步研究可利用態(tài)Cu/Zn與pH、有機(jī)質(zhì)之間的關(guān)系，建立了可利用態(tài)Cu/Zn分配率與pH、有機(jī)質(zhì)關(guān)系的回歸方程（表5）。

此外，鈍化劑本身的理化性質(zhì)也可以起到鈍化作用。本試驗(yàn)中的鈍化劑包括黏土礦物、炭材料、有機(jī)物料、磷化合物、堿性物質(zhì)。結(jié)果表明，炭材料的鈍化效果最佳，其對(duì)可利用態(tài)Cu的鈍化效果為42.34%，對(duì)可利用態(tài)Zn的鈍化效果為2.70%。生物炭是典型炭材料，作為一種多孔介質(zhì)的活性吸附劑，可通過(guò)離子交換、絡(luò)合、靜電吸附和表面沉淀等作用去除糞便中重金屬離子。同時(shí)，其比表面積大的特性使其對(duì)重金屬離子有較強(qiáng)的吸附固持作用[23]，因此，生物炭具有較佳的重金屬鈍化效果。鈣鎂磷肥為磷化合物同時(shí)也是堿性物質(zhì)，在所有鈍化劑中pH最高（9.16），它不僅可以提高底料pH，還可以通過(guò)礦物表面吸附重金屬或與重金屬形成沉淀[23]。膨潤(rùn)土和沸石為黏土礦物，對(duì)重金屬Cu有較佳的鈍化效果。試驗(yàn)中膨潤(rùn)土的pH略高于沸石，且膨潤(rùn)土和沸石對(duì)可利用態(tài)Cu的鈍化效果分別為41.69%、34.23%。黏土礦物主要利用礦物表面離子代替吸附、固定重金屬[25]。粉煤灰主要由 SiO2、Al2O3、FeO、CaO等氧化物組成，既包含堿性物質(zhì)，又含有重金屬氧化物。研究認(rèn)為，粉煤灰通過(guò)提升土壤pH來(lái)增加膠體表面負(fù)電荷，從而使得重金屬形成沉淀[26]。以上鈍化劑對(duì)可利用態(tài)Cu均有一定的鈍化效果，但是對(duì)可利用態(tài)Zn的鈍化效果不佳。在所有試驗(yàn)組中，酵素對(duì)可利用態(tài)Zn的鈍化效果最佳，其分配率減少3.77%，對(duì)可利用態(tài)Cu的鈍化效果為33.25%。以EM菌、酵素為有機(jī)物料，通過(guò)微生物的介入能加速分解有機(jī)質(zhì)為小分子腐殖質(zhì)，形成溶解度較低的大分子金屬有機(jī)絡(luò)合物。在本試驗(yàn)前后，酵素組的有機(jī)質(zhì)分解率為56.94%，表明將微生物制劑作為鈍化劑可能導(dǎo)致有機(jī)質(zhì)的加速分解，使其更易與可利用態(tài)Zn結(jié)合，因此對(duì)可利用態(tài)Zn的鈍化效果優(yōu)于其他試驗(yàn)組。

表5 可交換態(tài)Cu、Zn與pH、有機(jī)質(zhì)含量的回歸方程Table 5 Regression equations of exchangeable Cu/Zn and pH,organic matter content

4 結(jié)論

4.1 蚯蚓與鈍化劑聯(lián)合堆肥結(jié)果表明：堆肥中重金屬Cu和Zn的形態(tài)發(fā)生明顯變化，由活性較高的可交換態(tài)和可還原態(tài)向活性較低的可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化；聯(lián)合處理對(duì)Cu的鈍化效果顯著優(yōu)于Zn；處理后Zn的含量和分配率雖有一定的降低但不顯著，仍存在較大的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，應(yīng)引起關(guān)注。

4.2 生物炭處理對(duì)堆肥中Cu的鈍化效果最佳，其中對(duì)可利用態(tài)Cu（可交換態(tài)和可還原態(tài)之和）的鈍化效果最佳，試驗(yàn)后可利用態(tài)Cu的分配率減少42.34%；酵素處理對(duì)生物可利用態(tài)Zn的鈍化效果最佳，試驗(yàn)后可利用態(tài)Zn的分配率減少3.77%。

4.3 不同重金屬鈍化劑與蚯蚓聯(lián)合對(duì)堆肥中不同重金屬有效性的降低效果不同，但其鈍化機(jī)制較復(fù)雜，本文僅從技術(shù)層面上利用鈍化劑的基本理化性質(zhì)和重金屬形態(tài)變化特征來(lái)反映對(duì)重金屬的修復(fù)效果。在未來(lái)的研究中，可以結(jié)合微生物群落，進(jìn)一步利用熒光、凝膠色譜等技術(shù)手段深入探討對(duì)重金屬的鈍化機(jī)制。

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