許俊波，楊雁翎，楊岸林，程 章，楊占彪

（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都 611130）

土壤重金屬污染已成為全球嚴(yán)峻的環(huán)境問(wèn)題之一[1]。土壤中重金屬不能經(jīng)過(guò)微生物或化學(xué)反應(yīng)降解，其含量會(huì)維持很長(zhǎng)一段時(shí)間，當(dāng)進(jìn)入食物鏈后會(huì)對(duì)動(dòng)植物及人類(lèi)造成傷害[2]。鋅是人體的必需微量元素之一，但由于在現(xiàn)代工業(yè)的發(fā)展、鉛鋅礦的開(kāi)采及化肥農(nóng)藥等的濫用，造成局部地區(qū)土壤鋅含量的嚴(yán)重超標(biāo)，過(guò)量的鋅進(jìn)入人體仍造成健康風(fēng)險(xiǎn)[3]。

土壤重金屬元素遷移和積累行為表明，重金屬的生物毒性不僅與總量有關(guān)，更是由其形態(tài)分布的決定[4]，減少重金屬的有效態(tài)含量，從而降低生物有效性的鈍化修復(fù)技術(shù)是土壤重金屬污染修復(fù)的途徑之一[5-6]。常用鈍化劑有畜禽糞便、生物固體、秸稈等[7]。廚余垃圾已成為世界共同關(guān)注的環(huán)境問(wèn)題[8]，廚余垃圾的生物轉(zhuǎn)化是一種經(jīng)濟(jì)環(huán)保的有機(jī)廢棄物處理技術(shù)[9]。從廢棄物資源化利用角度考慮，廚余生物轉(zhuǎn)化后的殘?jiān)靡灾亟饘傥廴就寥佬迯?fù)方面報(bào)道仍然較少。本文以蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余垃圾后剩余殘?jiān)鼮殁g化材料，研究其對(duì)鋅污染土壤的修復(fù)效果，并評(píng)價(jià)其對(duì)土壤肥力的提升作用，探討廚余垃圾資源化利用方式，以期為重金屬污染土壤修復(fù)提供參考。

1 材料和方法

1.1 供試材料

供試材料包括廚余殘?jiān)⒂衩捉斩捄筒枞~渣生物炭等。其中，廚余殘?jiān)墙?jīng)過(guò)收集的廚余垃圾（肉菜∶主食=3∶7）進(jìn)行蠅蛆的養(yǎng)殖一個(gè)周期 5～7 d 后獲得，將殘?jiān)?0 ℃條件下烘干，粉碎過(guò)60 目篩后裝入密封袋備用。

玉米秸稈采集于四川農(nóng)業(yè)大學(xué)崇州實(shí)驗(yàn)基地，在80 ℃條件下烘干，粉碎，用60 目篩過(guò)篩備用。

茶葉渣生物炭制備為將收集到的茶葉渣在去離子水中浸泡3 h，用去離子水沖洗3 遍后放入烘箱中55 ℃烘干至恒重，用粉碎機(jī)粉碎過(guò)60 目篩后置于密閉鎳坩堝600 ℃熱解2 h 獲得。

1.2 供試土壤

供試土壤采自于四川省成都市溫江區(qū)周邊農(nóng)田，采取農(nóng)田土壤多個(gè)位點(diǎn)的表層土，采樣深度為0～20 cm，混合風(fēng)干、剔除雜物后磨碎過(guò)20 目篩。依據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)田地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618-2018）風(fēng)險(xiǎn)管制值，采用外源添加ZnCl2的方式設(shè)定土壤鋅污染濃度為200 mg/kg，定期攪拌平衡90 d。供試材料及土壤的基本特征見(jiàn)表1。

表1 供試材料及土壤基本特征Table 1 Characteristic of experimental material and soil

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

將制備好的廚余殘?jiān)鼏为?dú)、分別于玉米秸稈和茶葉渣生物炭等重量比混合，攪拌均勻后加入超純水保持60%含水量，置于通風(fēng)培養(yǎng)箱中，在25 ℃條件下發(fā)酵直到含水量降至15%后發(fā)酵完成，形成3種鈍化材料：①殘?jiān)≧EA）；②廚余殘?jiān)?玉米秸稈（RSA）；③殘?jiān)?茶葉渣生物炭（RBA）。先將平衡后的污染土壤3.0 kg 裝于花盆中（口徑20 cm，高度15 cm），再按照設(shè)置不同處理材料分別以土壤重量的1%和2%投加于花盆中，攪拌均勻。以不投加材料為對(duì)照（CK），每種處理3 個(gè)重復(fù)，共計(jì)21 盆。培養(yǎng)時(shí)間為4 周，培養(yǎng)過(guò)程中采用稱(chēng)重法補(bǔ)充去離子水，使土壤水分維持在田間持水量的70%。分別于第1、2、4 周采集土樣，采樣時(shí)每盆隨機(jī)采集4 個(gè)點(diǎn)充分混勻，剩余土壤繼續(xù)培養(yǎng)。自然風(fēng)干后過(guò)篩用于測(cè)定土壤有效態(tài)鋅含量及土壤養(yǎng)分指標(biāo)。

1.4 指標(biāo)測(cè)定

DTPA-Zn 測(cè)定采用 DTPA 浸提液（pH=7.0）浸提，振蕩過(guò)濾后取上清液用FAAS-M6 原子吸收火焰分光光度計(jì)測(cè)定。土壤pH 測(cè)定采用數(shù)顯酸度計(jì)（STARTER 3100，OHAUS）測(cè)定，有機(jī)質(zhì)（SOM）測(cè)定采用重鉻酸鉀容量法，全氮（TN）測(cè)定采用凱氏定氮法，全磷（TP）測(cè)定采用氫氧化鈉熔融-鉬銻抗分光光度法，速效氮（AN）測(cè)定采用堿解擴(kuò)散法，速效磷（AP）測(cè)定采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法，速效鉀（AK）測(cè)定采用氫氧化鈉火焰光度法。以上指標(biāo)測(cè)定參照《土壤農(nóng)化分析》[10]。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用單雙因素方差分析（two-way ANOVA）分析各處理材料的培養(yǎng)時(shí)間和添加濃度對(duì)pH 和DTPA-Zn含量的影響。對(duì)pH 和DTPA-Zn 進(jìn)行線(xiàn)性擬合，分析兩者之間相關(guān)分析。單因素方差分析（one-way ANOVA）用于分析不同處理間土壤養(yǎng)分含量的差異顯著性，顯著性水平P＜0.05。采用土壤質(zhì)量綜合指數(shù)法[11]綜合評(píng)價(jià)土壤養(yǎng)分狀況。使用SPSS 20.0 進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，使用Origin 8.0 作圖。

土壤質(zhì)量綜合指數(shù)法評(píng)價(jià)過(guò)程為：以土壤SOM、TN、AN、TP、AP 和 AK 等 6 項(xiàng)指標(biāo)作為基礎(chǔ)因子，通過(guò)基礎(chǔ)因子的標(biāo)準(zhǔn)化處理，運(yùn)用主成分分析計(jì)算因子主成分負(fù)荷量，確立因子權(quán)重并計(jì)算土壤質(zhì)量綜合指數(shù)（SQI），計(jì)算公式為：

式中，Q（Xi）表示各養(yǎng)分指標(biāo)的隸屬度值；Wi為土壤各養(yǎng)分指標(biāo)的權(quán)重；Xij為各指標(biāo)值；Ximax和Ximin分別為第i 項(xiàng)指標(biāo)中的最大值和最小值；Ci為第i 個(gè)指標(biāo)的因子負(fù)荷量；Ki為第i 個(gè)主成分的方差貢獻(xiàn)率；n 為評(píng)價(jià)指標(biāo)的個(gè)數(shù)；m 為所選主成分個(gè)數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對(duì)污染土壤pH的影響

土壤pH 值變化直接影響了污染土壤中重金屬的有效態(tài)含量[12]。添加鈍化劑均增加土壤pH 值（P＜0.05；表2；圖1）。3 種處理中，RBA 較其他兩種處理對(duì)土壤pH 的提升作用更明顯，且隨著添加濃度從1%增加到2%時(shí)，RBA 促使土壤pH 達(dá)到所有處理的最大值，比對(duì)照提高了0.58 個(gè)單位（圖1B）。從培養(yǎng)時(shí)間看，所有處理的土壤pH 值在培養(yǎng)的第2 周達(dá)到最大，隨后出現(xiàn)小幅度降低，但培養(yǎng)時(shí)間對(duì)土壤 pH 的影響不明顯（P＞0.05；表2），說(shuō)明鈍化材料的添加能明顯提升土壤的堿度，且能長(zhǎng)時(shí)間保持較高水平，從而影響土壤中重金屬Zn 的有效態(tài)含量。

表2 不同處理和培養(yǎng)時(shí)間對(duì)土壤pH、DTPA-Zn含量的雙因素方差分析Table 2 Two ways ANOVA of the effects of incubation time and treatment on soil pH，DTPA-Zn content

圖1 不同處理Zn 污染土壤pH 的變化Figure 1 Changes of soil pH among different treatments in Zn contaminated soil

2.2 不同處理對(duì)污染土壤DTPA-Z含量的影響

CK 處理土壤 DTPA-Zn 含量范圍為 27～28 mg/kg，且隨培養(yǎng)時(shí)間變化差異不顯著（圖2）。添加鈍化劑明顯減少了土壤 DTPA-Zn 含量（P＜0.05；表2）。在添加量為1%的處理中，當(dāng)培養(yǎng)到4 周時(shí)DTPA-Zn含量減少最多的為RBA 處理，為19.40 mg/kg，較該處理下培養(yǎng)1 周時(shí)下降了14.45%，較CK 的DTPA-Zn含量下降了29.77%。隨著添加濃度的增加，2%的RBA在培養(yǎng)4 周時(shí)DTPA-Zn 含量下降為15.16 mg/kg，比對(duì)照降低了45.11%（圖2B）。培養(yǎng)時(shí)間對(duì)DTPAZn 含量的影響明顯（P＜0.05，表2）。除 REA（1%）外的處理土壤DTPA-Zn 含量隨培養(yǎng)時(shí)間呈持續(xù)下降的趨勢(shì)，且 RBA 降幅最大（圖2）。

圖2 不同處理Zn 污染土壤DPTA-Zn 變化Figure 2 Changes of soil DTPA-Zn among different treatments in Zn contaminated soil

線(xiàn)性回歸表明，土壤DTPA-Zn 含量與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)（R2=0.514；P＜0.05；圖3），蠅蛆轉(zhuǎn)化的廚余殘?jiān)?、玉米秸稈和茶葉渣生物炭組配成的鈍化劑都提高土壤pH，同時(shí)降低了Zn 的有效態(tài)含量，這與以往研究中性土中添加有機(jī)鈍化劑降低了有效態(tài)重金屬含量的結(jié)果一致[16]。

圖3 不同處理下土壤pH 和DTPA-Zn 含量關(guān)系Figure 3 Relationships between pH values and DTPA-Zn content among treatments

2.3 不同處理對(duì)污染土壤養(yǎng)分的影響

蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘?jiān)?、玉米秸稈、茶葉渣生物炭相互組配形成的 3 種處理施入Zn 污染土壤后，明顯提高土壤養(yǎng)分含量（P＜0.05；表3）。其中，REA 處理2%濃度時(shí)具有最高的 SOM 含量（P＜0.05），較對(duì)照提高了1.49 g/kg。而RSA 和RBA 在1%濃度時(shí)SOM含量與對(duì)照不存在顯著（P＞0.05）。不同處理下土壤全氮含量與SOM 趨勢(shì)相同，即REA 處理具有較高的全氮含量。茶葉渣生物炭與廚余殘?jiān)旌希≧BA）對(duì)土壤全磷和速效養(yǎng)分提升最明顯，RBA 在2%濃度下 TP、AN、AP 均為最大（P＜0.05），分別為1.80 g/kg、156.91 和 247.28 mg/kg。

不同處理土壤質(zhì)量綜合指數(shù)SQI 見(jiàn)圖4。其排序?yàn)椋?% REA＞1% REA＞2% RBA＞1% RBA＞2%RSA＞1% RSA＞CK，單獨(dú)施加蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘?jiān)幚淼耐寥蕾|(zhì)量總體優(yōu)于廚余殘?jiān)c茶葉渣生物炭、玉米秸稈混合處理，主要因?yàn)閱为?dú)施加廚余殘?jiān)鼘?duì)土壤有機(jī)質(zhì)和全氮含量。

表3 不同處理下土壤養(yǎng)分的變化Table 3 Changes of soil nutrients among treatments

圖4 不同處理土壤質(zhì)量綜合指數(shù)變化Figure 4 Change of soil quality index among treatments

3 討論

重金屬的生物有效性和可移動(dòng)性及其對(duì)環(huán)境的影響是目前土壤重金屬污染關(guān)注的焦點(diǎn)[14]。而土壤中重金屬的形態(tài)受土壤環(huán)境的顯著影響，例如pH、有機(jī)質(zhì)等[15]。研究表明土壤pH 與有效態(tài)重金屬含量呈顯著負(fù)相關(guān)[16]。這與土壤金屬氧化物表面電荷、土壤有機(jī)物螯合作用或金屬氫氧化物的沉淀作用密切相關(guān)。當(dāng)土壤pH 增加時(shí)，土壤Fe、Al 和Mn 氧化物表面電荷增加，降低了土壤中游離態(tài)的金屬離子活性。另一方面，較高土壤pH 值使土壤有機(jī)質(zhì)中的羧基、酚基、醇基和羰基官能團(tuán)解離，從而增加配體離子對(duì)這些金屬（膠體）陽(yáng)離子的吸引力。本研究表明所有處理材料的施加使土壤pH 明顯高于對(duì)照，并且在鈍化培養(yǎng)的前2 周內(nèi)，所有處理土壤pH值都有增加，可能導(dǎo)致土壤金屬氧化物表面電荷增加或與有機(jī)物的螯合作用增加，從而降低土壤有效態(tài)Zn 含量[16]。對(duì)土壤pH 增加最顯著的處理為蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘?jiān)筒枞~渣生物炭混合。研究證實(shí)高pH 值是生物炭顯著的特征之一，其可以通過(guò)調(diào)控土壤中陰陽(yáng)離子相對(duì)濃度而改變土壤的pH 值。而隨著不同處理之間土壤pH 的增加，土壤DTPA-Zn含量降低，且兩者之間存在顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系，這個(gè)結(jié)論和前人研究結(jié)果一致[17]，說(shuō)明通過(guò)調(diào)節(jié)土壤pH 值可以降低重金屬的生物有效性，達(dá)到重金屬鈍化的目的。

本研究通過(guò)玉米秸稈、茶葉渣生物炭與蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘?jiān)M(jìn)行混合施用，發(fā)現(xiàn)對(duì)土壤肥力的提升表現(xiàn)不盡相同。單獨(dú)廚余殘?jiān)幚碓谠黾油寥烙袡C(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分方面更加明顯。廢棄物的蠅蛆生物轉(zhuǎn)化是一種經(jīng)濟(jì)環(huán)保的有機(jī)廢棄物處理技術(shù)，蠅蛆轉(zhuǎn)化后的廚余殘?jiān)Y(jié)構(gòu)松散，富含有機(jī)質(zhì)，可以改善土壤養(yǎng)分，提高土壤供肥能力[18]。而廚余殘?jiān)c茶葉渣生物炭混合施加卻具有較高的土壤速效養(yǎng)分含量，這可能是由于生物炭在增加土壤速效養(yǎng)分方面的獨(dú)特作用[19]。李明等[20]對(duì)紅壤性水稻土添加秸稈生物炭后土壤速效磷和速效鉀水平分別比對(duì)照增加20.6%和281.8%。本研究生物炭為茶葉渣生物炭，對(duì)土壤速效氮和速效磷含量增加明顯高于其他幾種處理，這個(gè)結(jié)果與其他研究相似，即在其他有機(jī)物料改良土壤的研究中，若將生物炭與有機(jī)物料配施在降低土壤重金屬生物有效性的同時(shí)還能增加土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮等速效養(yǎng)分的含量[21]。

通過(guò)土壤質(zhì)量綜合指數(shù)計(jì)算表明，由于單獨(dú)施用廚余殘?jiān)谕寥烙袡C(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分方面的增加顯著，其SQI 指數(shù)分別在不同濃度處理中達(dá)到最大值。但對(duì)于重金屬污染土壤來(lái)說(shuō)，其土壤pH 的提升作用有限，而廚余殘?jiān)c茶葉渣生物炭配施的處理能較長(zhǎng)時(shí)間保持較高的土壤pH 值，因此對(duì)重金屬的鈍化作用更加持久和明顯。因此，蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘?jiān)赯n 污染土壤中施用的較好利用方式是與生物炭配合施用。其對(duì)其他重金屬污染土壤的修復(fù)效果將有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

①蠅蛆轉(zhuǎn)化的廚余殘?jiān)鼏为?dú)和與玉米秸稈、茶葉渣生物炭混合可以明顯提高重金屬污染土壤pH，比對(duì)照最大提升了0.58 個(gè)單位。

②蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘?jiān)牟煌涫┓绞骄档土送寥乐蠨TPA-Zn 含量，并且添加濃度和鈍化培養(yǎng)時(shí)間對(duì)有效態(tài)Zn 含量的影響達(dá)到顯著水平。其中殘?jiān)筒枞~渣生物炭配施以2%濃度添加后DTPAZn 含量比對(duì)照下降了45.11%。

③蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘?jiān)鼏为?dú)施用，對(duì)Zn 污染土壤的有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分含量增加明顯，而與玉米秸稈和茶葉渣生物炭混合配施則明顯增加了土壤速效養(yǎng)分的含量。