王　晉,李習(xí)偉,徐　冉,方新磊,李定龍

(常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院,江蘇 常州 213164)

?

基于發(fā)酵殘留物改良修復(fù)后土壤的試驗(yàn)研究

王晉,李習(xí)偉,徐冉,方新磊,李定龍

(常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院,江蘇 常州 213164)

摘要：為了提高修復(fù)后土壤的肥力，從而重建修復(fù)土壤的生態(tài)系統(tǒng)，以修復(fù)后土壤的理化性質(zhì)為基礎(chǔ)，研究基于發(fā)酵殘留物改良修復(fù)后土壤的利用方案。分析經(jīng)淋洗修復(fù)的鎘污染土壤和經(jīng)熱解析修復(fù)的苯系物污染土壤與普通農(nóng)田土壤的土壤肥力差異，并對(duì)兩類修復(fù)后土壤添加發(fā)酵殘留物，通過(guò)試驗(yàn)綜合考察不同類型土樣的堿性磷酸酶活性、土壤孔隙度和植物中污染物濃度，研究發(fā)酵殘留物改良修復(fù)后重金屬污染土壤和有機(jī)物污染土壤的效果。結(jié)果表明：將發(fā)酵殘留物與修復(fù)后土壤配比以達(dá)到改良土壤的方法是可行的，一方面可以滿足植物的生長(zhǎng)需要，另一方面可以降低植物中污染物的濃度。

關(guān)鍵詞：發(fā)酵殘留物；修復(fù)后土壤；堿性磷酸酶活性；土壤肥力；污染物濃度

2014年環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部聯(lián)合發(fā)布了《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》，調(diào)查結(jié)果顯示，我國(guó)土壤環(huán)境狀況總體不容樂(lè)觀，部分地區(qū)土壤污染較重，耕地土壤環(huán)境質(zhì)量堪憂，工礦業(yè)廢棄地土壤環(huán)境問(wèn)題突出,全國(guó)土壤總的點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%[1]。其中，以無(wú)機(jī)重金屬和有機(jī)化合物污染為首。在針對(duì)這些污染土壤修復(fù)的具體實(shí)踐中，多采用化學(xué)修復(fù)或物理化學(xué)修復(fù)為主[2]，而此類修復(fù)雖然降低了污染物的生物有效性，但也降低了土壤肥力和破壞了原有生態(tài)系統(tǒng)[3]。因此，有必要對(duì)修復(fù)土壤摻雜土壤改良物質(zhì)提高微生物和微量元素的生物有效性，繼而提高修復(fù)后土壤的肥力，從而重建修復(fù)土壤的生態(tài)系統(tǒng)，恢復(fù)周邊環(huán)境質(zhì)量以及土地的經(jīng)濟(jì)利用價(jià)值。

在城市剩余污泥的處置中，厭氧處理正逐漸成為污泥高效利用的途徑，但厭氧發(fā)酵之后的殘留物并沒(méi)有得到充分利用[4]。由于發(fā)酵殘留物含有豐富的活性微生物和氮、磷等微量元素以及腐殖酸、磷酸酶等生物活性物質(zhì)，可以將其進(jìn)行適當(dāng)處理以改良修復(fù)后土壤[5-6]。國(guó)內(nèi)有研究將農(nóng)用沼氣發(fā)酵殘留物施加在農(nóng)田土壤中，增加土壤肥力從而使農(nóng)作物產(chǎn)量增加、質(zhì)量提高[7]。沼氣發(fā)酵殘留物主要應(yīng)用于肥料、飼料、生物農(nóng)藥和培養(yǎng)料液等農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)中，很少應(yīng)用在鹽堿土壤改良中，尤其是修復(fù)土壤的改良。國(guó)外有研究采用有機(jī)廢棄物堆肥修復(fù)土壤金屬污染[8-9]，這種方法理論上可直接與金屬產(chǎn)生氧化還原作用、沉淀作用和吸附作用，間接改變酸堿度、氧化還原電位等土壤理化性質(zhì)，從而降低土壤重金屬的生物有效性和移動(dòng)性。但在實(shí)際操作中，由于土壤的類型(細(xì)質(zhì)、砂質(zhì)土壤等)、重金屬的種類(銅離子、鉻離子等)和堆肥的物質(zhì)組成不同，其修復(fù)效果各有不同，且限于時(shí)限性，反應(yīng)產(chǎn)生的絡(luò)合金屬可能重新得到活化。

本文基于發(fā)酵殘留物改良修復(fù)后土壤，既能夠減少城市污泥和發(fā)酵殘留物對(duì)環(huán)境的污染，又可以提高化學(xué)修復(fù)土壤的有益活性物質(zhì)的生物有效性，也可以將土壤修復(fù)和污泥處置協(xié)同利用，最終達(dá)到固體廢棄物資源化處理和增加物質(zhì)循環(huán)有效途徑的目的。

1材料與方法

1.1試驗(yàn)藥劑和儀器

試驗(yàn)藥劑：氯化鎘；間二甲苯；30%H2O2；氫氟酸；濃硝酸；甲醇等。

試驗(yàn)儀器：火焰原子吸收分光光度計(jì)(NovAA300，德國(guó)耶拿分析儀器股份公司)；高效液相色譜儀(Agilent1200，美國(guó)安捷倫科技有限公司)；微波消解儀(TOPwave，德國(guó)耶拿分析儀器股份公司)等。

1.2試驗(yàn)方法

1.2.1樣品采集與處理

發(fā)酵殘留物取自課題組厭氧發(fā)酵試驗(yàn)的發(fā)酵罐內(nèi)剩余物質(zhì)，將其攪拌2min，靜置沉淀3h后倒出上部沼液。

修復(fù)后的污染土壤配制：取農(nóng)田土風(fēng)干過(guò)20目篩，接著用典型重金屬污染物鎘(Cd)和有機(jī)污染物苯系物(間二甲苯)分別對(duì)土壤進(jìn)行染毒，濃度分別為100mg/kg(氯化鎘)和128mg/kg(間二甲苯)，最后按照文獻(xiàn)[10]和文獻(xiàn)[11]的修復(fù)方案分別處理染毒后土壤，即為修復(fù)后的污染土壤。

1.2.2室內(nèi)種植培養(yǎng)

測(cè)量農(nóng)田土壤、修復(fù)Cd污染土壤、修復(fù)間二甲苯污染土壤和發(fā)酵殘留物4種土壤的肥力(即pH值、總有機(jī)質(zhì)含量、堿性磷酸酶活性、總孔隙度)，并根據(jù)土壤脲酶和堿性磷酸酶活性與土壤肥力之間呈顯著相關(guān)關(guān)系[12]，基于農(nóng)田土壤與修復(fù)Cd污染土壤、修復(fù)間二甲苯污染土壤堿性磷酸酶活性的差異添加發(fā)酵殘留物。4種土壤的理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1　土壤的理化性質(zhì)

設(shè)置農(nóng)田土壤(A)、未添加發(fā)酵殘留物修復(fù)Cd污染土壤(B)、未添加發(fā)酵殘留物修復(fù)間二甲苯污染土壤(C)、添加發(fā)酵殘留物修復(fù)Cd污染土壤(D)、添加發(fā)酵殘留物修復(fù)間二甲苯污染土壤(E)共5種類型土樣，選擇含羞草作為種植植物。其中，D和E類型土樣基于堿性磷酸酶活差異值的0.5倍(D1和E1)、1倍(D2和E2)、2倍(D3和E3)、3倍(D4和E4)添加發(fā)酵殘留物，每個(gè)類型土樣分別設(shè)置三個(gè)平行樣。

在植物種植過(guò)程中測(cè)量各種類型土樣的堿性磷酸酶、總孔隙度，種植完成后測(cè)量植物中的污染物殘留量。

1.3分析方法

有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀容量法測(cè)定[13]；堿性磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法測(cè)定[12]；總孔隙度采用環(huán)刀法測(cè)定[14]；間二甲苯濃度采用高效液相法測(cè)定[15]；鎘濃度采用火焰原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定[10]。

2結(jié)果與討論

2.1發(fā)酵殘留物改良修復(fù)后重金屬污染土壤的效果

2.1.1不同配比情況下土壤堿性磷酸酶活性的變化

土壤堿性磷酸酶是一類催化土壤有機(jī)磷化合物礦化的酶,可催化磷酸脂類或磷酸酐的水解,其活性高低直接影響著土壤中有機(jī)磷的分解轉(zhuǎn)化及生物有效性[16]。D4類型土樣種植的含羞草未見(jiàn)發(fā)芽生長(zhǎng)，因此圖1僅列出5種類型土樣堿性磷酸酶活性的變化情況。由圖1可見(jiàn)，同一時(shí)段不同類型土樣的堿性磷酸酶活性表現(xiàn)為：B

圖1　不同類型土樣堿性磷酸酶活性隨時(shí)間的變化Fig.1　Changes of alkaline phosphatase activity of　　　different types of soil samples with time

2.1.2不同配比情況下土壤孔隙度的變化

經(jīng)測(cè)量土壤容重計(jì)算得出的不同類型土樣孔隙度見(jiàn)圖2。由于厭氧污泥發(fā)酵殘留物黏度較高，土樣中發(fā)酵殘留物越多，會(huì)致其總孔隙度越低，而D4類型土樣經(jīng)配比完成后土壤在第2天呈現(xiàn)板結(jié)，最終致使D4類型土樣不能成功種植植物。

圖2　不同類型土樣的孔隙度Fig.2　Porosity of different types of soil samples

2.1.3種植完成后植物中重金屬含量分析

將種植30d后每種類型土樣中的含羞草取出并測(cè)定其鎘濃度，其結(jié)果見(jiàn)圖3。由圖3可見(jiàn)，未添加發(fā)酵殘留物修復(fù)Cd污染土壤(即B類型土樣)植物中鎘濃度最高，為1.23mg/kg，而添加發(fā)酵殘留物修復(fù)Cd污染土壤(即D1、D2和D3類型土樣)植物中鎘濃度明顯下降，其中D3類型土樣植物中鎘濃度僅為B類型土樣的50%左右。出現(xiàn)該試驗(yàn)結(jié)果的主要原因是發(fā)酵殘留物中含有大量的腐殖酸(約為30%)，腐殖酸與重金屬鎘結(jié)合形成絡(luò)合物，從而降低了鎘的移動(dòng)性[18]。

圖3　不同類型土樣植物中鎘濃度Fig.3　Cd concentration in the plants from different　　　types of soil samples

2.2發(fā)酵殘留物改良修復(fù)后有機(jī)物污染土壤的效果

2.2.1不同配比情況下土壤堿性磷酸酶活性的變化

圖4　不同類型土樣堿性磷酸酶活性隨時(shí)間的變化Fig.4　Changes of alkaline phosphatase activity of　　　different types of soil samples

C類型土樣種植的含羞草雖有部分發(fā)芽，但到第5天全部枯死，因此圖4中僅列出其他5種類型土樣的堿性磷酸酶活性。由圖4可見(jiàn)，同一時(shí)段不同類型土樣的堿性磷酸酶活性表現(xiàn)為：E1

2.2.2不同配比情況下土壤孔隙度的變化

經(jīng)測(cè)量土壤容重計(jì)算得到的不同類型土樣孔隙度見(jiàn)圖5。由圖5可見(jiàn)，基于發(fā)酵殘留物高黏度的特點(diǎn)，隨著土樣中發(fā)酵殘留物的增加，土樣孔隙度也在不斷下降。6種類型土樣的最低孔隙度為28%，在其后的含羞草種植過(guò)程中土樣未發(fā)生板結(jié)情況，除了C類型土樣養(yǎng)分流失嚴(yán)重之外，其他土樣都能滿足含羞草正常生長(zhǎng)的需求。

圖5　不同類型土樣的孔隙度Fig.5　Porosity of different types of soil samples

2.2.3種植完成后植物中有機(jī)物含量分析

圖6　不同類型土樣植物中間二甲苯濃度Fig.6　Xylene concentration in the plants from different　　　types of soil samples

將種植30d后每種類型土樣中的含羞草取出并測(cè)定其間二甲苯濃度，其結(jié)果見(jiàn)圖6。由圖6可見(jiàn)，添加發(fā)酵殘留物修復(fù)間二甲苯污染土壤(即E1、E2、E3和E4類型土樣)植物中間二甲苯濃度明顯下降，含羞草中間二甲苯濃度由0.325mg/kg降至0.075mg/kg。出現(xiàn)該試驗(yàn)結(jié)果的主要原因是腐殖酸可通過(guò)疏水作用、配位交換及氫鍵作用固定有機(jī)污染物(即間二甲苯)[19]。

3結(jié)論

本文通過(guò)試驗(yàn)基于發(fā)酵殘留物改良修復(fù)后重金屬污染土壤和有機(jī)物污染土壤，得到如下結(jié)論：

(1) 從不同類型土樣的堿性磷酸酶活性、土壤孔隙度和植物中鎘濃度的分析來(lái)看，D4類型土樣不能成功種植植物；B類型土樣雖有近半含羞草能生長(zhǎng)，但其含羞草中鎘濃度較高(1.23mg/kg)；D1、D2和D3類型土樣都能滿足含羞草生長(zhǎng)需要，其中D3類型土樣植物中鎘濃度最低(0.58mg/kg)，因此最佳配比土壤為D3類型土樣。

(2) 從不同類型土樣的堿性磷酸酶活性、土壤孔隙度和植物中間二甲苯濃度的分析來(lái)看，C類型土樣不能成功種植植物；E1類型土樣雖能滿足含羞草生長(zhǎng)，但其含羞草中間二甲苯濃度較高(0.325mg/kg)；E2、E3和E4類型土樣都能滿足含羞草生長(zhǎng)需要，其中E3、E4類型土樣植物中間二甲苯濃度相差無(wú)幾，因此最佳配比土壤為E3類型土樣。

(3) 將發(fā)酵殘留物與修復(fù)后土壤配比，可以限制重金屬在土壤中的移動(dòng)，從而降低所在區(qū)域植物的重金屬含量，也可以固定有機(jī)污染物繼而降低區(qū)域植物的有機(jī)污染物含量，可見(jiàn)將發(fā)酵殘留物與修復(fù)后土壤配比以達(dá)到改良土壤的方法是可行的。

參考文獻(xiàn)：

[1] 王玉軍,劉存,周東美，等.客觀地看待我國(guó)耕地土壤環(huán)境質(zhì)量的現(xiàn)狀——關(guān)于《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》中有關(guān)問(wèn)題的討論和建議[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2014(8):1465-1473.

[2] 谷慶寶,郭觀林,周友亞,等.污染場(chǎng)地修復(fù)技術(shù)的分類、應(yīng)用與篩選方法探討[J].環(huán)境科學(xué)研究,2008,21(2):197-202.

[3] 龍新憲,楊肖娥,倪吾鐘,等.重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)研究的現(xiàn)狀與展望[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2002,13(6):757-762.

[4] 劉和,堵國(guó)成,陳堅(jiān),等.我國(guó)應(yīng)用生物技術(shù)資源化利用城市剩余污泥的研究進(jìn)展[J].化工進(jìn)展,2008,27(8):1137-1142.

[5] 葛振,魏源送,劉建偉,等.沼渣特性及其資源化利用探究[J].中國(guó)沼氣,2014,32(3):74-82.

[6] 廖選亭,盛健.城市污泥處理處置及綜合利用研究現(xiàn)狀與建議[J].安全與環(huán)境工程,2006,13(2):62-65.

[7] 許衛(wèi)娜.沼氣發(fā)酵殘留物對(duì)蘋(píng)果產(chǎn)量和品質(zhì)以及土壤生態(tài)環(huán)境的影響[D].陜西楊凌：西北農(nóng)林科技大學(xué),2008.

[8]JordaoCP,NascentesCC,CeconPR,etal.Heavymetalavailabilityinsoilamendedwithcompostedurbansolidwastes[J].Environmental Monitoring and Assessment,2006,112(1/2/3):309-326.

[9]KavehS,FekriM,MahmoodabadiM,etal.BiomassproductionandheavymetalcontentofRosmarinus officinalisgrownonMSWcompostandcattlemanure[J].Journal of Herbal Drugs (An International Journal on Medicinal Herbs),2010,1(3):11-18.

[10]陶冶.鎘鉻污染土壤淋洗劑篩選研究[D].長(zhǎng)沙：中南大學(xué),2013.

[11]朱延臣,李春萍.苯系物污染土壤熱解析實(shí)驗(yàn)研究[J].環(huán)境工程,2014,32(S1):745-747,767.

[12]邱莉萍,劉軍,王益權(quán),等.土壤酶活性與土壤肥力的關(guān)系研究[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào),2004,10(3):277-280.

[13]何云曉,何丹.微生物在污泥堆肥處理中的優(yōu)化改良[J].安全與環(huán)境工程,2013,20(4):51-54.

[14]BallBC,CameronKC,DiHJ,etal.Effectsoftramplingofawetdairypasturesoilonsoilporosityandonmitigationofnitrousoxideemissionsbyanitrificationinhibitor,dicyandiamide[J].Soil Use and Management,2012,28(2):194-201.

[15]黃艷,續(xù)健,李彥威,等.PLS-HPLC法同時(shí)測(cè)定二甲苯三種同分異構(gòu)體的建模研究[J].太原理工大學(xué)學(xué)報(bào),2009,40(4):434-436.

[16]劉蘭蘭,史春余,張海騰,等.腐植酸肥料對(duì)生姜土壤磷酸酶活性及磷素吸收的影響[J].腐植酸,2009(3):9-12.

[17]何岱,周婷,袁世斌,等.污染土壤淋洗修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J].四川環(huán)境,2010,29(5):103-108,113.

[18]LiY,TanWF,KoopalLK,etal.Influenceofsoilhumicandfulvicacidontheactivityandstabilityoflysozymeandurease[J].Environmental Science & Technology,2013,47(10):5050-5056.

[19]盧靜,朱琨,趙艷鋒,等.腐殖酸在去除水體和土壤中有機(jī)污染物的作用[J].環(huán)境科學(xué)與管理,2006,31(8):151-154.

Experiment Study on Improving Repaired Soil BasedonFermentationResidues

WANGJin,LIXiwei,XURan,FANGXinlei,LIDinglong

(School of Environment & Safety Engineering,Changzhou University,Changzhou 213164,China)

Abstract:In order to improve fertility of the repaired soil and reconstruct the soil ecosystem,this paper explores the application scheme of improving repaired soil by fermentation residues based on the physicochemical properties of repaired soil.The paper analyses the differences of soil fertility among the cadmium contaminated soil by leaching remediation,the BTEX contaminated soil by thermal desorption remediation and ordinary agricultural soil.Then,by adding fermentation residues into the two types of repaired soil,the paper comprehensively investigates the alkaline phosphatase activity,soil porosity and concentrations of pollutants in the plants from different types of soil samples,and anzlyzes the effect of fermentation residues on improving the repaired soil contaminated with heavy metal and organics.The experimental results show that it is feasible to mix the fermentation residue into repaired soil to improve soil fertility,which not only meets the demand of plant growth but also reduces the concentration of the pollutants in the plant.

Key words:fermentation residues;repaired soil;alkaline phosphatase activity;soil fertility;pollutant concentration

文章編號(hào)：1671-1556(2016)03-0053-05

收稿日期：2015-10-23修回日期：2015-12-09

基金項(xiàng)目：江蘇省產(chǎn)學(xué)研聯(lián)合創(chuàng)新前瞻性研究項(xiàng)目(BY2014037-25)；江蘇省研究生培養(yǎng)創(chuàng)新工程項(xiàng)目(1110)

作者簡(jiǎn)介：王晉(1974—)，男，副教授，主要從事固體廢棄物資源化處置方面的研究。E-mail:wangjin001@cczu.edu.cn

中圖分類號(hào)：X53

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

DOI：10.13578/j.cnki.issn.1671-1556.2016.03.009