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，動物生長所需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]，導致我國豬糞中Cu和Zn的超標率（參照腐熟有機廢棄物堆肥中重金屬的限量標準[5]）分別高達18.9%和16.7%[6-8]。如果耕地長期施用重金屬含量較高的豬糞堆肥，可能會導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，甚至可能通過食物鏈危害人體健康。

研究表明，蚯蚓能輔助堆肥，加快堆肥進程，提高堆肥質(zhì)量[11]。蚯蚓作為土壤重金屬的監(jiān)測指示物[12]，富集Cu的能力高達1 377 mg/kg[13]。生物可通過細胞表面組分對重金屬離子產(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。吳國英等[16]認為，蚯蚓對豬糞重金屬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：蚯蚓生命代謝活動對外界條件的依賴度很高，不適宜用來去除土壤中的重金屬[17]；通過蚯蚓活動來提高植物生物量和土壤中重金屬的生物有效性，應配合植物修復技術(shù)使用[18]；當外界環(huán)境重金屬含量過高時，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不到理想的效果，必需同時考慮聯(lián)合使用鈍化劑來處理堆肥中的重金屬。

鈍化劑處理是常見的原位鈍化修復技術(shù)。如加入黏土礦物對土壤中的重金屬起到修復改良的作用，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污泥和稻草進行堆肥以達到鈍化重金屬的目的[20]。鈣鎂磷肥對Zn的鈍化效果可達50.8%，粉煤灰對Cu的鈍化效果可達71.5%[21]。大部分鈍化劑能提高堆肥的pH，促進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，膨潤土、粉煤灰、沸石等添加劑在堆肥過程中利用離子交換、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全量相對其他鈍化劑要高得多，但由于其添加量僅為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全量僅分別增加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），所以并不會因外源過多添加而影響到底料中的重金屬含量。

1.2 試驗設(shè)計

試驗從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)場中進行，供試豬糞和蚯蚓均來自此家庭農(nóng)場。由于蚯蚓畏懼刺激性氣味，在NH3大量揮發(fā)的環(huán)境中會有蚯蚓逃逸現(xiàn)象。因此，試驗采用預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。試驗共設(shè)8個處理，鈍化劑的用量為2 kg，底料豬糞共計40 kg，試驗處理分別為：CK（豬糞，對照）；T1（豬糞+鈣鎂磷肥）；T2（豬糞+膨潤土）；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個蚯蚓豬糞堆肥試驗小區(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)量分數(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型定點采樣方法采集每個試驗小區(qū)表層堆肥樣品，每個小區(qū)3個重復，每周采樣1次，共采樣6次，試驗周期為42 d。

1.4 分析方法

豬糞pH的測定：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，測定濾液pH值[27]。

有機質(zhì)的測定：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，然后準確加入1 mol/L重鉻酸鉀（K2Cr2O7）溶液10 mL于樣品中，轉(zhuǎn)動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標準溶液，使溶液顏色由綠色到暗綠色，直至變成磚紅色為止。

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

1）可交換態(tài)的提取：稱取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。測定前加入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)的提取：向第2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，重復以上過程；冷卻后，加入1 mol/L CH3COONH4提取液50 mL，其余操作同第1步。

4）殘渣態(tài)的提取：將第3步提取后的殘渣小心轉(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，低溫加熱溶解殘渣；待消解液冷卻后，將其轉(zhuǎn)移至25 mL容量瓶中，定容后搖勻待測。

1.5 重金屬分配率及鈍化效果計算

本試驗以重金屬分配率、生物可利用態(tài)分配率以及重金屬鈍化效果指標評價重金屬的鈍化效果[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；

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

1.6 數(shù)據(jù)處理

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

圖1 臨安野外試驗場地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)合處理對豬糞堆肥中銅和鋅的鈍化效果

重金屬的活性會影響動植物對重金屬的吸收量[30]。在重金屬各形態(tài)分級中，活性由小到大依次是殘渣態(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，而殘渣態(tài)和可氧化態(tài)則比較穩(wěn)定并以絡(luò)合態(tài)存在，對生物的毒性比較弱，能長期穩(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)計學上的顯著差異（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)計學上的顯著差異（P＜0.05）；同時，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程而變化，但隨著蚯蚓生理活動分解有機物質(zhì)，會以CO2、NH3等形式揮發(fā)損失，引起堆肥有機物質(zhì)減少，使重金屬發(fā)生相對濃縮效應。因此，單以重金屬形態(tài)含量作為評價重金屬鈍化效果指標是不足的，而以重金屬形態(tài)分配率評價重金屬鈍化效果相對比較科學。

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)計學上的極顯著差異（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的殘渣態(tài)分配率增長量最大，且與CK組呈極顯著性差異（P＜0.01）；T2組與CK組相比，其殘渣態(tài)分配率也有顯著增加（P＜0.05）。CK、T2、T3、T4、T5、T6和T7處理對可利用態(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對可利用態(tài) Cu的鈍化效果最佳。

由圖3可知：在試驗后，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組在試驗前后可還原態(tài)Zn分配率的增長幅度小于CK組，且呈顯著差異（P＜0.05）；T3、T4組殘渣態(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分配率在試驗前后的差異未達顯著水平（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)合處理對豬糞中Cu形態(tài)分級的影響Fig.2 Effect of different passivators and earthworm on fractionation of Cu in pig manure during composting

2.2 不同鈍化劑對堆肥pH和有機質(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前后pH變化總體上都遵循先降低后增加再降低的趨勢。堆肥初期由于微生物降解有機質(zhì)產(chǎn)生有機酸使pH下降，同時在此過程中產(chǎn)生的熱量導致堆肥溫度上升。堆肥初始時各組底料均為堿性，在高溫作用下，底料中的氮素分解以NH3形式揮發(fā)，導致各組pH急劇下降[30]。此后1～2周內(nèi)，由于有機質(zhì)的減少，分解的有機酸含量也相應減少，因而pH下降趨勢減緩；堆肥溫度持續(xù)上升，伴隨著有機質(zhì)的進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+，導致pH再次降低。除此之外，由于太過劇烈的環(huán)境變化不適宜蚯蚓的生長，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周堿性鈍化劑試驗組的pH高于CK組。T1組（鈣鎂磷肥）的pH最高，并且在試驗前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周時各試驗組的pH值均大幅下降；第2周時各試驗組的pH值不再驟降，基本保持在7左右（除T1外）；第3、4周時，各試驗組的pH值均平穩(wěn)上升，到堆肥結(jié)束時，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質(zhì)含量均呈現(xiàn)下降趨勢。由于加入T3、T4、T5組的鈍化劑中含有C、N，導致堆肥前豬糞堆肥中的有機質(zhì)含量顯著大于其他試驗組；蚯蚓堆肥組中CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6和 T7組的有機質(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)合處理豬糞堆肥進程中pH的變化動態(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)合處理豬糞堆肥進程中有機質(zhì)含量的變化動態(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和殘渣態(tài)Cu形態(tài)，且各個處理組中Cu的形態(tài)分布基本呈現(xiàn)為可氧化態(tài)Cu＞殘渣態(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，說明經(jīng)過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，達到了一定的鈍化效果。對于Zn而言，則呈現(xiàn)出不同的趨勢：試驗中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)＞殘渣態(tài)；T2、T3、T4和T6組在試驗前后主要由可交換態(tài)Zn轉(zhuǎn)化為殘渣態(tài)Zn。這與何增明[22]的研究結(jié)果不同，他認為在一般情況下，Zn主要以有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)的形式存在，且殘渣態(tài)Zn占大部分。這可能是由于試驗條件不同而導致的，本試驗為防止蚯蚓因NH3而逃逸，將底料豬糞進行了脫水、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98.4%，這與本試驗中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更容易與有機質(zhì)結(jié)合，形成不易被植物、動物利用的非可利用態(tài)。本試驗結(jié)果與上述研究類似，即各試驗組對可利用態(tài)Cu的鈍化效果優(yōu)于對可利用態(tài)Zn的鈍化效果。

3.2 堆肥進程中影響豬糞中Cu、Zn形態(tài)變化的因素

在堆肥過程中pH是影響堆肥進程的重要因素，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)和殘渣態(tài)中的碳酸鹽結(jié)合物對pH較為敏感，殘渣態(tài)在低pH條件下容易轉(zhuǎn)化為可移動態(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]。各試驗處理中可交換態(tài)Cu、Zn分配率都隨著pH的增大而減小，對可交換態(tài)Cu、Zn分配率與pH進行相關(guān)性分析，結(jié)果表明，各試驗處理中可交換態(tài)Cu、Zn與pH均呈負相關(guān)。比較不同鈍化劑的處理效果，發(fā)現(xiàn)在試驗后T1、T2、T3、T4、T5、T6組pH均高于CK組。

有機物含量是另一個影響堆肥進程的重要因素。研究認為，適合堆肥的有機物含量范圍為20%～80%[11]。有機物含量太低時，由于碳源不足使堆肥過程中產(chǎn)生的熱量太低，不利于堆體中高溫分解微生物的繁殖，從而無法提高堆體中微生物的活性，使堆肥無法繼續(xù)進行；當有機物含量過高時，由于其在堆肥過程中對氧氣的需求很大，因此往往達不到好氧狀態(tài)而發(fā)生厭氧發(fā)酵并伴隨惡臭[15]。此外，堆肥產(chǎn)物中有機質(zhì)含量也是影響重金屬形態(tài)的因素。本試驗利用添加生物炭、酵素和EM菌提高豬糞中的有機質(zhì)含量，并通過有機質(zhì)的分解產(chǎn)生易于形成團粒結(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，促進有機質(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]。對可交換態(tài)Cu、Zn分配率與有機質(zhì)進行相關(guān)性分析，結(jié)果表明，可交換態(tài)Cu、Zn分配率與有機質(zhì)均呈正相關(guān)。堆肥過程中重金屬的形態(tài)變化受有機質(zhì)變化的影響[29]，有機質(zhì)降解產(chǎn)生的腐殖質(zhì)可以與重金屬進行絡(luò)合形成穩(wěn)定的團粒結(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質(zhì)較少，有機質(zhì)分解率最高為56.94%，因此，將其作為鈍化劑對重金屬Cu、Zn鈍化有較佳的效果。為了進一步研究可利用態(tài)Cu/Zn與pH、有機質(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。本試驗中的鈍化劑包括黏土礦物、炭材料、有機物料、磷化合物、堿性物質(zhì)。結(jié)果表明，炭材料的鈍化效果最佳，其對可利用態(tài)Cu的鈍化效果為42.34%，對可利用態(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，其比表面積大的特性使其對重金屬離子有較強的吸附固持作用[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，還可以通過礦物表面吸附重金屬或與重金屬形成沉淀[23]。膨潤土和沸石為黏土礦物，對重金屬Cu有較佳的鈍化效果。試驗中膨潤土的pH略高于沸石，且膨潤土和沸石對可利用態(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。研究認為，粉煤灰通過提升土壤pH來增加膠體表面負電荷，從而使得重金屬形成沉淀[26]。以上鈍化劑對可利用態(tài)Cu均有一定的鈍化效果，但是對可利用態(tài)Zn的鈍化效果不佳。在所有試驗組中，酵素對可利用態(tài)Zn的鈍化效果最佳，其分配率減少3.77%，對可利用態(tài)Cu的鈍化效果為33.25%。以EM菌、酵素為有機物料，通過微生物的介入能加速分解有機質(zhì)為小分子腐殖質(zhì)，形成溶解度較低的大分子金屬有機絡(luò)合物。在本試驗前后，酵素組的有機質(zhì)分解率為56.94%，表明將微生物制劑作為鈍化劑可能導致有機質(zhì)的加速分解，使其更易與可利用態(tài)Zn結(jié)合，因此對可利用態(tài)Zn的鈍化效果優(yōu)于其他試驗組。

表5 可交換態(tài)Cu、Zn與pH、有機質(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)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化；聯(lián)合處理對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)境風險，應引起關(guān)注。

4.2 生物炭處理對堆肥中Cu的鈍化效果最佳，其中對可利用態(tài)Cu（可交換態(tài)和可還原態(tài)之和）的鈍化效果最佳，試驗后可利用態(tài)Cu的分配率減少42.34%；酵素處理對生物可利用態(tài)Zn的鈍化效果最佳，試驗后可利用態(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)合對堆肥中不同重金屬有效性的降低效果不同，但其鈍化機制較復雜，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)變化特征來反映對重金屬的修復效果。在未來的研究中，可以結(jié)合微生物群落，進一步利用熒光、凝膠色譜等技術(shù)手段深入探討對重金屬的鈍化機制。

[1] 朱維琴,賈秀英,王玉潔,等.農(nóng)業(yè)有機廢棄物蚯蚓堆制因素優(yōu)化及堆制產(chǎn)物主要性狀變化特征.生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學報,2009,25(4):77-82.ZHU W Q,JIA X Y,WANG Y J,et al.Optimization of factors in vermicomposting of agricultural organic waste sand variation of main properties of the compost.Journal of Ecology and Rural Environment,2009,25(4):77-82.(in Chinese with English abstract)

[2] 陳苗,崔巖山.畜禽固廢沼肥中重金屬來源及其生物有效性研究進展.土壤通報,2012,43(1):249-255.CHEN M,CUI Y S.Review on the resource and bioavailability of heavy metals in biogas fertilizer from the manure of livestock.Chinese Journal of Soil Science,2012,43(1):249-255.(in Chinese with English abstract)

[3] 張克強,高懷友.畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物處理與處置.北京:化學工業(yè)出版社,2004:13-15.ZHANG K Q,GAO H Y.Treatment and Disposal of Pollutants in Livestock Industry.Beijing:Chemical Industry Press,2004:13-15.(in Chinese)

[4] 李書田,劉榮樂.國內(nèi)外關(guān)于有機肥料中重金屬安全限量標準的現(xiàn)狀與分析.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2006,25(增刊):777-782.LI S T,LIU R L.Establishment and evaluation for maximum permissible concentrations of heavy metals in biosolid wastes as organic manure.Journal of Agro-Environment Science,2006,25(Suppl.):777-782.(in Chinese with English abstract)

[5] 廣東省質(zhì)量技術(shù)監(jiān)督局.肥料中主要有害物限量:DB 44/T 551—2008.國家質(zhì)量監(jiān)督檢驗檢疫總局備案號：23365-2008.Administration ofQuality and Technology Supervision of Guangdong Province.Maximun Levels of Injurant in Fertilizers:DB 44/T 551—2008.Administration of Quality and Technology Supervision of China:23365-2008.(in Chinese)

[6] 王飛,趙立欣,沈玉君,等.華北地區(qū)畜禽糞便有機肥中重金屬含量及溯源分析.農(nóng)業(yè)工程學報,2013,29(19):202-208.WANG F,ZHAO L X,SHEN Y J,et al.Analysis of heavy metal contents and source tracing in organic fertilizer from livestock manure in North China.Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering,2013,29(19):202-208.(in Chinese with English abstract)

[7] 王立華.畜禽固廢生物質(zhì)炭中的銅鋅形態(tài)以及活性研究.杭州:浙江大學,2013:20-40.LIN L H.The study on the speciation and availability of Cu,Zn in poultry and swine manure-derived biochar.Hangzhou:Zhejiang University,2015:20-40.(in Chinese with English abstract)

[8] 倪丹華,陳一定,林咸永,等.模擬酸雨對菜園土壤施用豬糞后重金屬釋放的影響.浙江大學學報(農(nóng)業(yè)與生命科學版),2008,34(2):214-220.NI D H,CHEN Y D,LIN X Y,et al.Effect of simulated acid rain on release of heavy metals from vegetable soil amended with swine manure.Journal of Zhejiang University(Agriculture&Life Sciences),2008,34(2):214-220.(in Chinese with English abstract)

[9] 韓志英,丁穎.畜禽養(yǎng)殖廢棄物主要有害成分及其控制技術(shù)研究進展.科技通報,2008,24(4):559-564.HAN Z Y,DING Y.Main harmful components in livestock wastes and related control technologies.Bulletin of Science and Technology,2008,24(4):559-564.(in Chinese with English abstract)

[10]DAS P,SAMANTARAY S,ROUT G R.Studies on cadmium toxicity in plants:A review.Environment Pollution,1997,98(1):29-36.

[11]于炎湖.飼料中的重金屬污染及其預防.糧食與飼料工業(yè),2011,6(2):12-14.YU H Y.The heavy metal pollution of feed and its prevention.Cereal&Feed Industry,2011,6(2):12-14.(in Chinese with English abstract)

[12]倉龍,李輝信,胡鋒,等.蚯蚓堆制處理牛糞的腐熟度指標初步研究.農(nóng)村生態(tài)環(huán)境,2003,19(4):35-49.CANG L,LIX H,HU F,etal.Maturityindicesof vermicomposted cattle manure.Rural Eco-Environment,2003,19(4):35-49.(in Chinese with English abstract)

[13]戈峰,劉向輝,江炳縝,等.蚯蚓對金屬元素的富集作用分析.農(nóng)業(yè)環(huán)境保護,2002,21(1):16-18.GE F,LIU X H,JIANG B Z,et al.Accumulation of several metals in earthworm(Eisenia foetida).Agro-Environmental Protection,2002,21(1):16-18.(in Chinese with English abstract)

[14]王建龍,陳燦.生物吸附法去除重金屬離子的研究進展.環(huán)境科學學報,2010,30(4):673-701.WANG J L,CHEN C.Research advances in heavy metal removal by biosorption.Acta Scientiae Circumstantiae,2010,30(4):673-701.(in Chinese with English abstract)

[15]馮春.城市污水處理廠污泥蚯蚓堆肥技術(shù)研究.貴陽:貴州大學,2008:10-15.FENG C.Study on sludge-earthworm composting technology for municipal sewage treatment plant.Guiyang:Guizhou University,2008:10-15.(in Chinese with English abstract)

[16] 吳國英,賈秀英,郭丹,等.蚯蚓對豬糞重金屬Cu、Zn的吸收及影響因素研究.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2009,28(6):1293-1297.WU G Y,JIA X Y,GUO D,et al.Study on Cu and Zn uptake in pig manure by earthworm(Eisenia foetida)and its influencing factors.Journal of Agro-Environment Science,2009,28(6):1293-1297.

[17]黃益宗,郝曉偉.重金屬污染土壤修復技術(shù)及其修復實踐.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2013,32(3):417-419.HUANG Y Z,HAO X W.The remediation technology and remediation practice of heavy metals-contaminated soil.Journal of Agro-Environment Science,2013,32(3):417-419.(in Chinese with English abstract)

[18]馮鳳玲,成杰民,王德霞,等.蚯蚓在植物修復重金屬污染土壤中的應用前景.土壤通報,2006,37(4):809-813.FENG F L,CHEN J M,WANG D X,et al.Potential application of earthworm for the phytoremediation of soils contaminated by heavy metals.Chinese Journal of Soil Science,2006,37(4):809-813.(in Chinese with English abstract)

[19]DAVIES N A,HODSON M E,BLACK S.Changes in toxicity and bioavailability of lead in contaminated soils to the earthworm Eisenia fetida(Savigny 1826)after bone meal amendments to the soil.Environmental Toxicology and Chemistry,2002,21(12):2685-2691.

[20]麻萬諸,王浩,章明奎,等.礦物改良劑對污染土壤中重金屬多目標有效性的影響.浙江大學學報(農(nóng)業(yè)與生命科學版),2012,38(5):629-638.MA W Z,WANG H,ZHANG M K,et al.Reduction of solubility,bioavailability and bioaccessibility of heavy metal in polluted soil by mineralamendments.JournalofZhejiang University(Agriculture&Life Sciences),2012,38(5):629-638.(in Chinese with English abstract)

[21]江華,李國學,孟凡喬,等.添加鈍化劑對污泥堆肥處理中重金屬(Cu,Zn,Mn)形態(tài)影響.中國農(nóng)業(yè)大學學報,2000,5(1):105-111.JIANG H,LI G X,MENG F Q,et al.Studies on the effect of stabilitying materials to the status of heavy metals(Cu,Zn,Mn)during composting of sewage sludge.Journal of China Agricultural University,2000,5(1):105-111.(in Chinese with English abstract)

[22]何增明.豬糞堆肥中鈍化劑對重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化及其生物有效性的影響研究.長沙:湖南農(nóng)業(yè)大學,2011:15-30.HE Z M.Effects of passivator on transformation of heavy metal forms and its bioavailability in pig manure composting.Changsha:Hunan Agricultural University,2011:15-30.(in Chinese with English abstract)

[23]呂兌安.豬糞堆肥過程中重金屬形態(tài)變化特征及鈍化技術(shù)研究.長春:中國科學院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所,2014:20-32.Lü D A.Speciation of heavy metals and technologies to reduce its bioavailability during composting of pig manure.Changchun:Northeast Institute of Geography and Agroecology,China Academy of Sciences,2014:20-32.(in Chinese with English abstract)

[24]李書田,劉榮樂.我國主要畜禽糞便養(yǎng)分含量及變化分析.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2009,28(1):179-184.LI S T,LIU R L.Nutrient contents in main animal manures in China.Journal of Agro-Environment Science,2009,28(1):179-184.(in Chinese with English abstract)

[25] 候月卿,趙立欣,沈玉君,等.不同調(diào)理劑對豬糞堆肥重金屬Cu、Zn、Cd形態(tài)的影響.水土保持學報,2014,28(5):213-217.HOU Y Q,ZHAO L X,SHEN Y J,et al.Influence of different conditioners on activity of heavy metals(Cu,Zn and Cd)during pig composting.Journal of Soil and Water Conservation,2014,28(5):213-217.(in Chinese with English abstract)

[26]席永慧,趙紅.粉煤灰及膨潤土對Ni2+,Zn2+,Cd2+,Pb2+的吸附研究.粉煤灰綜合利用,2004(3):3-6.XI Y H,ZHAO H.Study on the adsorption of Ni2+,Zn2+,Cd2+,Pb2+by fly and bentonite.Fly Ash Comprehensive Utilization,2004(3):3-6.(in Chinese with English abstract)

[27]鮑士旦.土壤農(nóng)化分析.北京:中國農(nóng)業(yè)出版社,2000:25-38,178-183.BAO S D.SoilAgrochemicalAnalysis.Beijing:Chinese Agriculture Press,2000:25-38,178-183.(in Chinese)

[28]張朝陽,彭平安,宋建中,等.改進BCR法分析國家土壤標準物質(zhì)中重金屬化學形態(tài).生態(tài)環(huán)境學報,2012,21(11):1881-1884.ZHANG C Y,PENG P A,SONG J Z,et al.Utilization of modified BCR procedure for the chemical speciation of heavy metals in Chinese soil reference material.Ecology and Environmental Sciences,2012,21(11):1881-1884.(in Chinese with English abstract)

[29]NEMATI K,BAKAR N K A,ABAS M R,et al.Speciation of heavy metals by modified BCR sequential extraction procedure in different depths of sediments from Sungai Buloh,Selangor,Malaysia.Journal of Hazardous Materials,2011,192(1):402-410.

[30]張樹清,張夫道,劉秀梅,等.高溫堆肥對畜禽糞中抗生素降解和重金屬鈍化的作用.中國農(nóng)業(yè)科學,2006,39(2):337-343.ZHANG S Q,ZHANG F D,LIU X M,et al.Degradation of antibiotics and passivation of heavy metals during thermophilic composting process.Scientia Agricultura Sinica,2006,39(2):337-343.(in Chinese with English abstract)

[31]徐露露,馬友華.鈍化劑對土壤重金屬污染修復研究進展.農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學報,2013,30(6):25-29.XU L L,MA Y H.Passivating agents on remediation of heavy metal pollution in soils.Journal of Agricultural Resources and Environment,2013,30(6):25-29.(in Chinese with English abstract)

[32]鄭國砒,陳同斌.好氧高溫堆肥處理對豬糞中重金屬形態(tài)的影響.中國環(huán)境科學,2005,25(1):6-9.ZHENG G P,CHEN T B.Influence of high temperature aerobic composting treatment on the form of heavy metals in pig manure.China Environmental Science,2005,25(1):6-9.(in Chinese with English abstract)

[33]楊梅玉.蚯蚓堆制處理玉米秸稈機制研究.長春:吉林大學,2014:24-30.YANG M Y.Mechanism of vermicomposting of maize stover by earthworm.Changchun:Jilin University,2014:24-30.(in Chinese with English abstract)

[34]王丹丹.蚯蚓及蚓糞對植物修復Cu、Zn污染土壤的影響.南京:南京農(nóng)業(yè)大學,2006:15-20.WANG D D.Effects of earthworms and earthworm casts on phytoremediation of Cu and Zn polluted soils.Nanjing:Nanjing University,2006:15-20.(in Chinese with English abstract)

[35]劉秋萌.不同鈍化劑對畜禽糞便模擬施肥土壤重金屬吸附特性和活性的影響.長春:吉林大學,2015:8-21.LIU Q M.Effects of different passivators on adsorption and activity of heavy metal in soil simulated fertilization with livestock manure.Changchun:Jilin University,2015:8-21.(in Chinese with English abstract)

[36]李靈香玉.銅、鋅在豬糞-蚯蚓系統(tǒng)中遷移積累和調(diào)控研究.杭州:浙江大學,2010:18-30.LI L X Y.Accumulation and control of the Cu and Zn in the pig manure-earthworm system.Hangzhou:Zhejiang University,2010:18-30.(in Chinese with English abstract)

[37]ADRIANO D C.Trace Elements in Terrestrial Environments:Biogeochemistry,Bioavailability and Risks of Metals.2nd ed.New York,USA:Springer,2001:120-140.

[38]UDOVIA M，LESTAN D.The effect of earthworms on the fractionation and bioavailability of heavy metals before and after soil remediation.Environmental Pollution,2007,148(2):663-668.

[39]樓玉蘭,章永松,林咸永,等.氮肥對污泥農(nóng)用后土壤中重金屬活性的影響.上海環(huán)境科學,2004(132):145-149.LOU Y L,ZHANG Y S,LIN X Y,et al.Effect of nitrogenous fertilizers on activity of heavy metals in sludge applied soil.Shanghai Environmental Science,2004(132):145-149.(in Chinese with English abstract)