不同钝化剂与蚯蚓联合处理对猪粪堆肥中铜锌的钝化效果

张薇，施加春

随着畜禽养殖业的规模化发展，基于加速畜禽的生长和防治疾病的目的，大量铜（Cu）、锌（Zn）等微量元素被广泛添加到饲料中[1-2]。但是，动物生长所需Cu和Zn等微量元素的量较少[3]，而且生物利用率较低，投入饲料中有95%未被利用，90%以上随着粪便及尿液排出体外[3-4]，导致我国猪粪中Cu和Zn的超标率（参照腐熟有机废弃物堆肥中重金属的限量标准[5]）分别高达18.9%和16.7%[6-8]。如果耕地长期施用重金属含量较高的猪粪堆肥，可能会导致土壤中重金属大量累积，从而造成土壤污染[9-10]，间接影响农作物生长，甚至可能通过食物链危害人体健康。

研究表明，蚯蚓能辅助堆肥，加快堆肥进程，提高堆肥质量[11]。蚯蚓作为土壤重金属的监测指示物[12]，富集Cu的能力高达1 377 mg/kg[13]。生物可通过细胞表面组分对重金属离子产生离子交换、络合、微沉淀和静电相互作用等[14]，使重金属由交换态向4种生物不可利用态转化，并且蚯蚓堆肥处理可降低单位时间内重金属的释放量[15]。

目前，使用蚯蚓堆肥处理重金属效果的研究结果不一。吴国英等[16]认为，蚯蚓对猪粪重金属Cu、Zn具有一定的吸收能力，其富集系数分别为0.43、0.73。但也有研究表明：蚯蚓生命代谢活动对外界条件的依赖度很高，不适宜用来去除土壤中的重金属[17]；通过蚯蚓活动来提高植物生物量和土壤中重金属的生物有效性，应配合植物修复技术使用[18]；当外界环境重金属含量过高时，蚯蚓的死亡率很高[19]。因此，仅仅依靠蚯蚓堆肥处理畜禽粪便中的重金属可能达不到理想的效果，必需同时考虑联合使用钝化剂来处理堆肥中的重金属。

钝化剂处理是常见的原位钝化修复技术。如加入黏土矿物对土壤中的重金属起到修复改良的作用，使有效态重金属Cu、Zn大幅度减少[19-20]。也有采用粉煤灰、磷矿粉、沸石等作为钝化剂对污泥和稻草进行堆肥以达到钝化重金属的目的[20]。钙镁磷肥对Zn的钝化效果可达50.8%，粉煤灰对Cu的钝化效果可达71.5%[21]。大部分钝化剂能提高堆肥的pH，促进重金属形成氢氧化物沉淀，从而降低重金属的生物有效性[22-23]。除此之外，膨润土、粉煤灰、沸石等添加剂在堆肥过程中利用离子交换、络合吸附等影响重金属的形态[24-26]，进而降低重金属的有效性。因此，本文研究了钝化剂与蚯蚓联合处理对堆肥中重金属Cu和Zn的钝化效果，以期为养殖废弃物堆肥的安全利用提供参考。

1 材料与方法

1.1 供试材料及理化性质

选取钙镁磷肥、膨润土、生物炭、酵素、EM菌（effective microorganisms）、粉煤灰和沸石作为钝化剂，其基本理化性质和重金属含量如表1和表2所示。材料来源：湖北金明珠化工厂生产的钙镁磷肥；江苏荣昌盛生产的粉煤灰和沸石；内蒙古宁城生产的怡亲膨润土；江苏沃纳有限公司生产的EM菌；某环保公益组织自制的环保酵素；以江苏地区玉米秸秆为原料制成的生物炭。

钙镁磷肥、膨润土、生物炭、粉煤灰和沸石都为碱性物质，使得底料pH升高，可有效改变重金属形态。EM菌和酵素的电导率与其他钝化剂相比较高。由表2可知，钙镁磷肥、生物炭和粉煤灰中Zn和Cu全量相对其他钝化剂要高得多，但由于其添加量仅为5%，且重金属含量最高的钙镁磷肥组添加5%后底料中Zn和Cu全量仅分别增加18.78 mg/kg和2.67 mg/kg（底料的Zn和Cu分别为283 mg/kg和112 mg/kg），所以并不会因外源过多添加而影响到底料中的重金属含量。

1.2 试验设计

试验从2016年4月18日至5月30日在浙江省杭州市临安区潜川镇某家庭农场中进行，供试猪粪和蚯蚓均来自此家庭农场。由于蚯蚓畏惧刺激性气味，在NH3大量挥发的环境中会有蚯蚓逃逸现象。因此，试验采用预先脱水烘干的猪粪为原料，添加赤子爱胜蚓（Eisenia fetida），其养殖密度保持在每千克底料中含50～100尾左右。钝化剂添加量为猪粪干物质量的5%，含水率控制在65%～75%之间，在室温16～24℃（温室大棚）堆置42 d。试验共设8个处理，钝化剂的用量为2 kg，底料猪粪共计40 kg，试验处理分别为：CK（猪粪，对照）；T1（猪粪+钙镁磷肥）；T2（猪粪+膨润土）；T3（猪粪+生物炭）；T4（猪粪+酵素）；T5（猪粪+EM菌）；T6（猪粪+粉煤灰）；T7（猪粪+沸石）。将钝化剂均匀加入猪粪中，自然放置1周后将底料加入8个蚯蚓猪粪堆肥试验小区中，各小区面积为4.5 m2（1.5 m×3 m）（图1）。

表1 钝化剂的基本理化性质Table 1 Physicochemical properties of passivators

表2 不同钝化剂的重金属质量分数Table 2 Concentrations of heavy metals in different passivators mg/kg

1.3 样品采集

从2016年4月20日开始，隔周采用S型定点采样方法采集每个试验小区表层堆肥样品，每个小区3个重复，每周采样1次，共采样6次，试验周期为42 d。

1.4 分析方法

猪粪pH的测定：采用m（猪粪）∶V（水）=1∶2固液比浸提，称取3.00 g鲜样至50 mL烧杯中，加入30 mL去离子水，用玻璃棒搅拌1～2 min，静置30 min，测定滤液pH值[27]。

有机质的测定：采用重铬酸钾容量法[27]。称取0.500 0 g样品于500 mL三角瓶中，然后准确加入1 mol/L重铬酸钾（K2Cr2O7）溶液10 mL于样品中，转动三角瓶使样品与溶液混合均匀；再加入20 mL浓H2SO4，置于石棉板上30 min，加水稀释到250 mL；取10 mL溶液，加入2-羧基代二苯指示剂12～15滴，然后逐滴加入0.5 mol/LFeSO4标准溶液，使溶液颜色由绿色到暗绿色，直至变成砖红色为止。

采用改进的欧洲共同体标准物质局（Community Bureau of Reference,BCR）[28-29]提出的方法测定各形态重金属：

1）可交换态的提取：称取1.000 g样品于100 mL聚丙烯离心管中，加入0.11 mol/L乙酸提取液40 mL，室温下250 r/min振荡16 h，保证管内混合物处于悬浮状态，然后4 000 r/min离心20 min，将上层清液倒入聚乙烯瓶中，保存于4℃冰箱中待测。测定前加入20 mL高纯水清洗残留物，振荡20 min，离心，弃去清洗液。

2）可还原态的提取：向第1步提取后的残留物中加入0.5 mol/L NH2OH和HCl提取液共40 mL，振荡16 h，离心分离。其余操作同第1步。

3）可氧化态的提取：向第2步提取后的残留物中缓慢加入10 mL H2O2，盖上表面皿，偶尔振荡，室温下消解1 h，然后水浴加热到85℃消解1 h，去表面皿，升温加热至溶液近干，再加入10 mL H2O2，重复以上过程；冷却后，加入1 mol/L CH3COONH4提取液50 mL，其余操作同第1步。

4）残渣态的提取：将第3步提取后的残渣小心转移到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，使用电热板低温加热1 h，再中温加热1 h后除去沉淀，待白烟蒸发至消煮管内样品呈黏稠状；稍冷，用水冲洗坩埚盖和内壁，并加入 1 mL V(HNO3)∶V(H2O)=1∶1的溶液，低温加热溶解残渣；待消解液冷却后，将其转移至25 mL容量瓶中，定容后摇匀待测。

1.5 重金属分配率及钝化效果计算

本试验以重金属分配率、生物可利用态分配率以及重金属钝化效果指标评价重金属的钝化效果[29]：

可利用态分配率=（可交换态重金属+可还原态重金属）/重金属全量；重金属分配率=不同形态重金属含量/重金属总量；重金属钝化效果=（处理前的分配率-处理后的分配率）/处理前的分配率；

有机质分解率=（处理前的有机质含量-处理后的有机质含量）/处理前的有机质含量。

1.6 数据处理

采用Excel 2010软件进行数据描述性统计分析、相关性分析及图表制作，采用SPSS 16.0软件对数据进行单因素方差分析（P=0.05）。

图1 临安野外试验场地Fig.1 Field study site in Lin’an of Hangzhou

2 结果与分析

2.1 不同钝化剂与蚯蚓联合处理对猪粪堆肥中铜和锌的钝化效果

重金属的活性会影响动植物对重金属的吸收量[30]。在重金属各形态分级中，活性由小到大依次是残渣态、可氧化态、可还原态、可交换态[30-31]。其中，在自然条件下较容易被生物吸收利用（可利用态）的是可交换态，在特殊环境下还原态也存在安全隐患，而残渣态和可氧化态则比较稳定并以络合态存在，对生物的毒性比较弱，能长期稳定存在于环境或者土壤中[32]。由表3可知：在堆肥试验后，CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6和T7处理的可交换态与可还原态Cu含量之和分别为69.45、70.65、39.49、51.29、52.72、42.39、30.43和31.41 mg/kg，且与CK相比，T2、T3、T4、T5、T6和 T7均呈现统计学上的显著差异（P＜0.05）；除了T1之外，T2、T3、T4、T5、T6和T7的可交换态与可还原态Cu含量之和相对于CK分别减少了43.13%、26.14%、24.06%、38.96%、56.18%和54.77%。由表4可知：在堆肥试验后，CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6和T7处理的可交换态与可还原态Zn含量之和分别为 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与CK均呈现统计学上的显著差异（P＜0.05）；同时，T1、T2、T3、T4、T5、T6和T7的可交换态与可还原态Zn含量之和与CK组相比分别减少了22.38%、30.76%、4.16%、18.65%、28.70%、14.03%、30.03%。

由于重金属比较稳定，且难以降解，其总量基本不随着堆肥进程而变化，但随着蚯蚓生理活动分解有机物质，会以CO2、NH3等形式挥发损失，引起堆肥有机物质减少，使重金属发生相对浓缩效应。因此，单以重金属形态含量作为评价重金属钝化效果指标是不足的，而以重金属形态分配率评价重金属钝化效果相对比较科学。

表3 不同钝化剂与蚯蚓联合堆肥前后猪粪中Cu的形态含量变化Table 3 Changes in the contents of different Cu forms before and after composting with different passivators and earthworm mg/kg

表4 不同钝化剂与蚯蚓联合堆肥前后猪粪中Zn的形态变化Table 4 Changes in the contents of different Zn forms before and after composting with different passivators and earthworm mg/kg

由图2可知，除了T1之外，其余处理组Cu的形态都呈现为由活性较高的形态向活性较低的形态转化。比较不同处理的钝化效果，结果表明：T2、T3和T4处理组对可交换态Cu的钝化效果较好，分配率分别为48.62%、45.45%和32.09%，并且与CK组呈现统计学上的极显著差异（P＜0.01）；可还原态Cu钝化效果最好的处理组为T6，且与CK组呈现极显著差异（P＜0.01），T2、T3、T7与 CK 组相比均呈极显著差异（P＜0.01）。T3处理中Cu的残渣态分配率增长量最大，且与CK组呈极显著性差异（P＜0.01）；T2组与CK组相比，其残渣态分配率也有显著增加（P＜0.05）。CK、T2、T3、T4、T5、T6和T7处理对可利用态Cu（可交换态和可还原态之和）均有钝化效果（P＜0.05），分别为33.63%、41.69%、42.34%、33.25%、16.03%、40.47%和34.23%；T2和T3处理对可利用态Cu的钝化效果显著高于 T4、T5、T6和 T7，其中以 T3对可利用态 Cu的钝化效果最佳。

由图3可知：在试验后，CK、T2、T3和T4处理组中可交换态Zn含量显著下降（P＜0.05），分别下降了15.40%、12.43%、15.45%和7.46%；T1是唯一能钝化可还原态Zn的试验处理组，并且和CK组呈现显著性差异（P＜0.05）；其余处理组在堆肥后的可还原态Zn反而增加，但T5和T6组在试验前后可还原态Zn分配率的增长幅度小于CK组，且呈显著差异（P＜0.05）；T3、T4组残渣态Zn分配率增加，且T3与CK呈现显著差异（P＜0.05），T4与CK呈现极显著差异（P＜0.01）。

由图3还可以看出：蚯蚓与钝化剂联合处理堆肥后可利用态Zn含量（可交换态与可还原态含量之和）为82.72%～91.26%，CK、T2、T3和T4组可利用态Zn分别减少0.80%、2.70%、0.01%和3.77%；试验处理后T4组可利用态Zn分配率显著减少（P＜0.05），CK、T1、T2、T3和T6组可利用态Zn分配率在试验前后的差异未达显著水平（P＞0.05），T5和T7组可利用态Zn分配率显著增加（P＜0.05）。因此，T4组对可利用态Zn的钝化效果最佳。

图2 不同钝化剂与蚯蚓联合处理对猪粪中Cu形态分级的影响Fig.2 Effect of different passivators and earthworm on fractionation of Cu in pig manure during composting

2.2 不同钝化剂对堆肥pH和有机质的影响

从图4中可以看出，不同钝化剂处理组在蚯蚓堆肥试验前后pH变化总体上都遵循先降低后增加再降低的趋势。堆肥初期由于微生物降解有机质产生有机酸使pH下降，同时在此过程中产生的热量导致堆肥温度上升。堆肥初始时各组底料均为碱性，在高温作用下，底料中的氮素分解以NH3形式挥发，导致各组pH急剧下降[30]。此后1～2周内，由于有机质的减少，分解的有机酸含量也相应减少，因而pH下降趋势减缓；堆肥温度持续上升，伴随着有机质的进一步分解生成碱性物质，致使pH初次回升[33]。堆肥后期温度降低，使得硝化作用加剧产生大量的H+，导致pH再次降低。除此之外，由于太过剧烈的环境变化不适宜蚯蚓的生长，蚯蚓必须产生各种分泌排泄物以维持环境的稳定，因而蚯蚓堆肥能稳定、缓冲pH[34]。

由于粉煤灰pH为9.08，沸石pH为8.48，钙镁磷肥pH为9.16，生物炭pH为8.46，膨润土pH为8.72，受钝化剂自身pH的影响，在第1周碱性钝化剂试验组的pH高于CK组。T1组（钙镁磷肥）的pH最高，并且在试验前4周均高于其他处理组，维持在pH 8.48～8.75的范围内，其余组pH也高于CK组，均在7.03～8.32之间。第1周时各试验组的pH值均大幅下降；第2周时各试验组的pH值不再骤降，基本保持在7左右（除T1外）；第3、4周时，各试验组的pH值均平稳上升，到堆肥结束时，T2、T6、T7组pH均高于CK组。

图5中的结果表明：从总体上看，蚯蚓堆肥处理组中有机质含量均呈现下降趋势。由于加入T3、T4、T5组的钝化剂中含有C、N，导致堆肥前猪粪堆肥中的有机质含量显著大于其他试验组；蚯蚓堆肥组中CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6和 T7组的有机质平均分解率分别是44.20%、48.73%、50.02%、47.24%、56.94%、45.47%、50.83%和56.89%。

图4 不同钝化剂与蚯蚓联合处理猪粪堆肥进程中pH的变化动态Fig.4 Changes in pH value of pig manure during composting with different passivators and earthworm

3 讨论

3.1 堆肥前后猪粪中Cu、Zn的形态变化

图5 不同钝化剂与蚯蚓联合处理猪粪堆肥进程中有机质含量的变化动态Fig.5 Changes in organic matter content of pig manure during composting with different passivators and earthworm

与堆肥前相比，堆肥后可还原态Cu和可交换态Cu绝大部分转化为可氧化态Cu和残渣态Cu形态，且各个处理组中Cu的形态分布基本呈现为可氧化态Cu＞残渣态Cu＞可还原态Cu＞可交换态Cu，且可氧化态Cu含量均占主导地位，其分配率占50%以上。这与刘秋萌[35]的研究结果类似，即钝化剂处理后可氧化态Cu分配率最大，可交换态Cu分配率最小，说明经过钝化剂和蚯蚓堆肥处理后畜禽粪便中大部分Cu都以稳定态Cu存在，不易迁移和被生物利用，达到了一定的钝化效果。对于Zn而言，则呈现出不同的趋势：试验中Zn形态分配特征表现为可交换态＞可还原态＞可氧化态＞残渣态；T2、T3、T4和T6组在试验前后主要由可交换态Zn转化为残渣态Zn。这与何增明[22]的研究结果不同，他认为在一般情况下，Zn主要以有机结合态和残渣态的形式存在，且残渣态Zn占大部分。这可能是由于试验条件不同而导致的，本试验为防止蚯蚓因NH3而逃逸，将底料猪粪进行了脱水、烘干处理。也有研究结果显示，蚯蚓处理后猪粪中Cu的生物有效态含量占总量的23%左右，而Zn则高达98.4%，这与本试验中Cu的主要存在形态为不可利用态Cu，而Zn的主要存在形态为可利用态Zn的结果类似[36]。

ADRIANO[37]的研究表明，不同重金属离子与有机质的络合难易程度存在差异，一般难易程度依次表现为：Cu2+＞Cd2+＞Fe2+＞Pb2+＞Ni2+＞Co2+＞Mn2+＞Zn2+，因此堆肥底料中重金属Cu比Zn更容易与有机质结合，形成不易被植物、动物利用的非可利用态。本试验结果与上述研究类似，即各试验组对可利用态Cu的钝化效果优于对可利用态Zn的钝化效果。

3.2 堆肥进程中影响猪粪中Cu、Zn形态变化的因素

在堆肥过程中pH是影响堆肥进程的重要因素，并且pH的变化将直接影响重金属形态的变化[23]。重金属容易受环境pH影响，大多数重金属在偏碱性环境中容易形成铝硅酸盐、氢氧化物、碳酸盐等沉淀，其可交换态和残渣态中的碳酸盐结合物对pH较为敏感，残渣态在低pH条件下容易转化为可移动态，使得生物有效性升高。因此，提高环境介质的pH值能减少有效态重金属含量[38]。各试验处理中可交换态Cu、Zn分配率都随着pH的增大而减小，对可交换态Cu、Zn分配率与pH进行相关性分析，结果表明，各试验处理中可交换态Cu、Zn与pH均呈负相关。比较不同钝化剂的处理效果，发现在试验后T1、T2、T3、T4、T5、T6组pH均高于CK组。

有机物含量是另一个影响堆肥进程的重要因素。研究认为，适合堆肥的有机物含量范围为20%～80%[11]。有机物含量太低时，由于碳源不足使堆肥过程中产生的热量太低，不利于堆体中高温分解微生物的繁殖，从而无法提高堆体中微生物的活性，使堆肥无法继续进行；当有机物含量过高时，由于其在堆肥过程中对氧气的需求很大，因此往往达不到好氧状态而发生厌氧发酵并伴随恶臭[15]。此外，堆肥产物中有机质含量也是影响重金属形态的因素。本试验利用添加生物炭、酵素和EM菌提高猪粪中的有机质含量，并通过有机质的分解产生易于形成团粒结构的腐殖质，使有效态重金属被络合。腐殖质中的胡敏酸、胡敏素与金属离子形成的络合物不易溶解，可以减轻重金属的危害。猪粪中的重金属Cu与大分子腐殖质的结合比较紧密，而Zn易和小分子腐殖质结合[39]。除此之外，EM菌和酵素是生物修复处理的可用菌，含有光合菌、酵母菌、乳酸菌等，有助于缩短堆肥周期，促进有机质分解，从而使与腐殖质络合的有效态重金属变为稳定态[39]。对可交换态Cu、Zn分配率与有机质进行相关性分析，结果表明，可交换态Cu、Zn分配率与有机质均呈正相关。堆肥过程中重金属的形态变化受有机质变化的影响[29]，有机质降解产生的腐殖质可以与重金属进行络合形成稳定的团粒结构，降低重金属的生物有效性。由于酵素组未分解的有机质较少，有机质分解率最高为56.94%，因此，将其作为钝化剂对重金属Cu、Zn钝化有较佳的效果。为了进一步研究可利用态Cu/Zn与pH、有机质之间的关系，建立了可利用态Cu/Zn分配率与pH、有机质关系的回归方程（表5）。

此外，钝化剂本身的理化性质也可以起到钝化作用。本试验中的钝化剂包括黏土矿物、炭材料、有机物料、磷化合物、碱性物质。结果表明，炭材料的钝化效果最佳，其对可利用态Cu的钝化效果为42.34%，对可利用态Zn的钝化效果为2.70%。生物炭是典型炭材料，作为一种多孔介质的活性吸附剂，可通过离子交换、络合、静电吸附和表面沉淀等作用去除粪便中重金属离子。同时，其比表面积大的特性使其对重金属离子有较强的吸附固持作用[23]，因此，生物炭具有较佳的重金属钝化效果。钙镁磷肥为磷化合物同时也是碱性物质，在所有钝化剂中pH最高（9.16），它不仅可以提高底料pH，还可以通过矿物表面吸附重金属或与重金属形成沉淀[23]。膨润土和沸石为黏土矿物，对重金属Cu有较佳的钝化效果。试验中膨润土的pH略高于沸石，且膨润土和沸石对可利用态Cu的钝化效果分别为41.69%、34.23%。黏土矿物主要利用矿物表面离子代替吸附、固定重金属[25]。粉煤灰主要由 SiO2、Al2O3、FeO、CaO等氧化物组成，既包含碱性物质，又含有重金属氧化物。研究认为，粉煤灰通过提升土壤pH来增加胶体表面负电荷，从而使得重金属形成沉淀[26]。以上钝化剂对可利用态Cu均有一定的钝化效果，但是对可利用态Zn的钝化效果不佳。在所有试验组中，酵素对可利用态Zn的钝化效果最佳，其分配率减少3.77%，对可利用态Cu的钝化效果为33.25%。以EM菌、酵素为有机物料，通过微生物的介入能加速分解有机质为小分子腐殖质，形成溶解度较低的大分子金属有机络合物。在本试验前后，酵素组的有机质分解率为56.94%，表明将微生物制剂作为钝化剂可能导致有机质的加速分解，使其更易与可利用态Zn结合，因此对可利用态Zn的钝化效果优于其他试验组。

表5 可交换态Cu、Zn与pH、有机质含量的回归方程Table 5 Regression equations of exchangeable Cu/Zn and pH,organic matter content

4 结论

4.1 蚯蚓与钝化剂联合堆肥结果表明：堆肥中重金属Cu和Zn的形态发生明显变化，由活性较高的可交换态和可还原态向活性较低的可氧化态和残渣态转化；联合处理对Cu的钝化效果显著优于Zn；处理后Zn的含量和分配率虽有一定的降低但不显著，仍存在较大的环境风险，应引起关注。

4.2 生物炭处理对堆肥中Cu的钝化效果最佳，其中对可利用态Cu（可交换态和可还原态之和）的钝化效果最佳，试验后可利用态Cu的分配率减少42.34%；酵素处理对生物可利用态Zn的钝化效果最佳，试验后可利用态Zn的分配率减少3.77%。

4.3 不同重金属钝化剂与蚯蚓联合对堆肥中不同重金属有效性的降低效果不同，但其钝化机制较复杂，本文仅从技术层面上利用钝化剂的基本理化性质和重金属形态变化特征来反映对重金属的修复效果。在未来的研究中，可以结合微生物群落，进一步利用荧光、凝胶色谱等技术手段深入探讨对重金属的钝化机制。

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