王建才，朱榮生，王懷中，呼紅梅，齊波，龐麗麗，黃保華

(1. 山東省農(nóng)業(yè)科學院畜牧獸醫(yī)研究所/山東省畜禽疫病防治與繁育重點實驗室，山東 濟南 250100；2. 濟南海華生物科技有限公司，山東 濟南 250108；3. 青島農(nóng)業(yè)大學動物醫(yī)學院，山東 青島 266109)

隨著現(xiàn)代畜禽業(yè)規(guī)?；s化發(fā)展，我國每年畜禽糞便資源量已達38×108t[1]，其中80%來自規(guī)?；B(yǎng)殖場[2]。盡管部分規(guī)?；B(yǎng)殖場通過堆肥和沼氣發(fā)酵等方式對畜禽糞便進行處理，但綜合利用率僅為60%，使得畜禽養(yǎng)殖糞污成為重金屬和抗生素等農(nóng)業(yè)污染的主要來源[1，3]。重金屬污染中所指的重金屬是比重大于5.0 g·cm-3的金屬元素，包括Pb、Cd、Cu、Zn、Hg、Cr、As等[4]。畜禽養(yǎng)殖的飼料中普遍含有高銅、高鋅等重金屬添加劑，導致畜禽糞便中重金屬含量較高，大量重金屬隨糞便的農(nóng)業(yè)施用造成了嚴重的重金屬污染[5]。同時，土壤中重金屬可以通過污染農(nóng)作物的可食用部分進入人體，對農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量和人體健康都造成負面影響[6-8]。

面對畜牧業(yè)養(yǎng)殖環(huán)境問題，需要加快畜牧產(chǎn)業(yè)的新舊動能轉(zhuǎn)型升級，對畜禽糞便進行無害化和資源化處理利用，其中堆肥是最便捷、最經(jīng)濟有效的方式，也是實現(xiàn)畜禽糞便重金屬鈍化的有效途徑[9，10]。堆肥是一個腐殖化過程，有機質(zhì)在微生物的作用下進行礦化分解，同時合成新的更穩(wěn)定的有機物，經(jīng)過堆肥可降低重金屬的生物有效性[11]。本文基于近年的調(diào)查和研究結(jié)果，對我國畜禽糞便重金屬污染現(xiàn)狀及危害進行了分析，并就堆肥中重金屬的形態(tài)變化和鈍化措施進行了探討，旨在促進畜禽糞便重金屬的鈍化研究和畜禽業(yè)綠色循環(huán)發(fā)展。

1 畜禽糞便重金屬污染現(xiàn)狀

在畜禽養(yǎng)殖過程中，為了增強畜禽抗病力和促進生長，會在飼料中添加過量重金屬添加劑如Cu、Zn、As等，這是飼料重金屬污染的主要來源。此外，礦區(qū)及工業(yè)“三廢”排放、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動的污染、飼料生產(chǎn)過程中的污染也會造成飼料中重金屬污染[12]。由于畜禽對飼料中Cu、Zn等元素利用率較低(約為10%)，大部分隨糞便排出體外，導致糞便中重金屬含量顯著超標[13]，其中豬糞和雞糞的Cu、Zn超標最為嚴重(表1)。由于我國規(guī)?；B(yǎng)殖場畜禽糞便處理率低，導致重金屬隨畜禽糞便施入土壤，造成土壤重金屬污染。薄錄吉等[20]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，在21省市規(guī)?；B(yǎng)殖場中，豬糞中Cu、Zn、As、Cd、Cr平均含量超標省市分別占到95.2%、85.7%、33.3%、20.0%和5.26%，長期施用受重金屬污染的豬糞導致土壤重金屬污染問題日益突出。趙睿等[6]研究表明土壤中Hg、Cr、Pb與豬糞中相對應重金屬有顯著正相關關系，說明土壤中這些重金屬在很大程度上是由豬糞帶來的。黃會前等[21]以貴陽地區(qū)養(yǎng)豬場周邊長期施用豬糞的土壤為研究對象，發(fā)現(xiàn)重金屬Cd、As、Hg、Cu和Zn均超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準，土壤屬于輕度污染。

表1 畜禽糞便中重金屬含量

2 畜禽糞便重金屬的形態(tài)及在堆肥中的變化

2.1 畜禽糞便重金屬的形態(tài)分布

畜禽糞便重金屬的生物毒性不僅與其總量有關，更大程度上由其被植物吸收利用的形態(tài)分布所決定[22]。重金屬元素按其生物化學性質(zhì)分為兩種：一種是在一定濃度范圍內(nèi)維持生物有機體正常生理活動的必需元素，如Cu、Zn等；另一種是生物體正常生理活動的非必需元素，如Cd、Pb、Hg等[23]。這些重金屬元素被生物吸收利用和對生物產(chǎn)生毒性效應的性狀稱為生物有效性[24]。由于重金屬的遷移和傳輸都是以一定的形態(tài)進行，研究重金屬的生物有效性必須探究重金屬在糞便以及堆肥中的形態(tài)分布和相互轉(zhuǎn)化。按照Tessier萃取法[25]，重金屬形態(tài)主要有：交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)，其中交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的生物有效性較高，尤其是交換態(tài)最易于被植物直接吸收利用；有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)生物有效性較低，有機結(jié)合態(tài)主要與環(huán)境中的有機絡合物類型有關，殘渣態(tài)主要是硅酸鹽礦物結(jié)合態(tài)，遷移性很小，很難被生物利用[26]。重金屬形態(tài)的研究能夠?qū)⒅亟饘倩钚赃M行分級，揭示重金屬的遷移性、可給性與生物有效性的關系，對畜禽糞便重金屬的環(huán)境效應及其鈍化研究提供理論基礎[27]。

2.2 重金屬在畜禽糞便堆肥中的形態(tài)變化

畜禽糞便中重金屬污染治理途徑主要有兩種：一是改變重金屬在糞便中的存在形態(tài)，從而降低其在環(huán)境中的遷移性和生物可利用性；二是從糞便中去除重金屬，以使其存留濃度達到背景值[28]。畜禽糞便經(jīng)過堆肥后，絕大部分重金屬的形態(tài)發(fā)生改變，從生物有效性較高的形態(tài)向較低的形態(tài)轉(zhuǎn)變，從而降低重金屬污染的危害。其原理是堆肥過程中發(fā)生腐殖化作用，生成大分子物質(zhì)(如胡敏酸等)，可有效絡合某些重金屬，從而大大降低重金屬的生物活性[29]。

前人的研究也證實了堆肥可以降低重金屬的生物有效性。何增明等[30]研究發(fā)現(xiàn)堆肥后Zn的交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的分配系數(shù)都降低，而殘渣態(tài)Zn的比例增加；交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)As的分配比例都減少，殘渣態(tài)As的比例增加。王玉軍等[31]研究表明雞糞經(jīng)堆肥發(fā)酵后Cu、Zn、Pb、Cr、As和Hg 6種元素的有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)的總比例均有所上升，其中Cu的上升幅度最大，達到10.9%。

3 畜禽糞便堆肥中重金屬的鈍化措施

在畜禽糞便堆肥過程中加入鈍化劑，能提高重金屬鈍化效率，降低重金屬的生物有效性，從而降低環(huán)境污染風險。常用的鈍化劑主要包括傳統(tǒng)鈍化劑(物理鈍化劑和化學鈍化劑)和生物鈍化劑[32]。

3.1 物理化學鈍化

物理鈍化主要是利用吸附能力強的硅酸鹽物質(zhì)，如生物炭、沸石、膨潤土、海泡石和斑脫土等物理鈍化劑，由于其具有較大的靜電力、離子交換性能和空腔表面特點，能對重金屬進行有效吸附從而降低其生物有效性。候月卿等[9]研究表明，添加花生殼炭、玉米秸稈炭以及木屑炭分別對重金屬Cu、Pb和Cd表現(xiàn)為較好的鈍化能力，對三種重金屬的鈍化效果分別為65.79%、57.2%和94.67%。物理鈍化具有鈍化劑較易獲得、原理簡單和操作簡便的優(yōu)點，缺點是鈍化劑與重金屬結(jié)合不緊密，鈍化劑與堆肥難以分離，對高效鈍化劑仍需進一步篩選研究[33]。

化學鈍化主要是通過鈍化劑與重金屬發(fā)生表面絡合、沉淀和離子交換作用等化學反應，改變重金屬在堆肥中的化學形態(tài)及賦存狀態(tài)，使重金屬降至活性較低的形態(tài)[34]。張樹清等[35]研究表明分別在豬糞和雞糞堆肥中添加風化煤鈍化劑能降低Cu、Zn、Cr、As元素水溶態(tài)含量，豬糞中四種重金屬含量堆肥后比堆肥前分別減少了6.17%、6.40%、4.17%和1.83%，雞糞中四種重金屬含量堆肥后比堆肥前分別減少了7.07%、5.69%、5.50%和2.07%。化學鈍化劑雖然在堆肥過程中對重金屬鈍化效果好，但是其腐熟產(chǎn)物易對土壤造成二次污染[36]。

3.2 生物鈍化

生物鈍化是指微生物能通過帶電荷的細胞表面吸附重金屬離子，或直接把重金屬作為必要的營養(yǎng)元素主動吸收，將其富集在細胞表面或內(nèi)部，或利用其代謝產(chǎn)物與重金屬結(jié)合產(chǎn)生沉淀，使重金屬的移動性降低，或通過氧化還原等反應將有毒物質(zhì)的重金屬轉(zhuǎn)化為無毒或低毒物質(zhì)(圖1)。

圖1 微生物作用重金屬鈍化機制

前人研究發(fā)現(xiàn)很多篩選的微生物都對重金屬有很強的吸附作用。Ansari等[37]從污灌土壤中分離到一株大腸桿菌(EscherichiacoliWS11)，吸附試驗表明當Cd2+濃度為50～400 μg·mL-1時，其在2 h內(nèi)對Cd的吸附量從4.96 mg·g-1增加到45.37 mg·g-1細胞干重。金忠民等[38]從黑龍江扎龍濕地土壤中篩選一株抗鉛、鎘的菌株陰溝腸桿菌(Enterobactercloacae)，該菌對Pb2+的去除率和吸附率分別達到了70.34%和44.39%，對Cd2+的去除率和吸附率分別達到了40.54%和25.14%。

微生物對重金屬離子的吸附分兩個階段：第一階段與代謝無關，為生物吸附過程，進行較快，是通過細胞壁上或是細胞內(nèi)的化學基團與金屬螯合而進行的被動吸收；第二階段為生物積累過程，進行較慢，在此過程中，金屬被運送至細胞內(nèi)[39]。然而細胞本身結(jié)構很復雜，目前吸附機理還沒有形成完善的理論，還需要進一步的研究。田偉等[40]研究發(fā)現(xiàn)在以豬糞和香菇菌渣為原料的堆肥過程中添加外源菌劑時，和對照相比，重金屬Cd、Cr和As的鈍化效率分別提高了8%、7.9%和11.6%，說明生物鈍化劑能夠提高重金屬的鈍化效果。

與物理化學鈍化相比，采用生物鈍化進行畜禽糞便堆肥發(fā)酵時，最終產(chǎn)物大都是無害的、穩(wěn)定的，不破壞植物生長的土壤環(huán)境，并且具有處理費用低、修復效率高、針對性強等特點[41]。因此，生物鈍化具有不可比擬的優(yōu)點，是較為理想的一種對畜禽糞便重金屬污染進行治理的途徑。

4 生物鈍化研究進展

生物鈍化是微生物通過生物吸附、重金屬還原、胞外沉淀、生物礦化等作用實現(xiàn)的。由于受自身生理結(jié)構和環(huán)境因素的綜合影響，其鈍化機理相當復雜，還需要進一步的探索和研究。目前，根據(jù)國內(nèi)外的研究成果，微生物主要通過細胞外、細胞表面和細胞內(nèi)對重金屬的吸附沉淀等作用實現(xiàn)重金屬鈍化[42]。

4.1 細胞外吸附

4.2 細胞表面吸附

金屬離子可以通過與細胞表面，特別是細胞壁組分(蛋白質(zhì)、多糖、脂類等)中的帶負電荷的化學基團(如羧基、羥基、磷?；⒘蛩嶂?、胺基、羥基等)相互作用而被固定到細胞表面[46]。把細菌表面的胺基、羥基、羧基、磷?；M行化學掩蔽后，菌體對Pb2+、Cd2+的吸附量均有不同程度的減少，表明這些基團在菌體對Pb2+、Cd2+的吸附過程中發(fā)揮了作用，也間接證明了細胞壁上蛋白質(zhì)和糖類在生物吸附中的作用[47]。對真菌的研究也發(fā)現(xiàn)，真菌細胞壁上的胞壁多糖可提供胺基、羧基、羥基等官能團[48]，在重金屬的固定過程中發(fā)揮了重要作用?？傊?，細胞表面對金屬離子吸附的機制包括離子交換、表面絡合、物理吸附(如范德華力、靜電作用)、氧化還原或無機微沉淀等，離子交換被認為是許多非活性真菌和藻類吸附金屬離子的主要機理，主要是通過細胞表面的羧基、其次是硫酸脂基和胺基發(fā)揮吸附作用[49]。

4.3 細胞內(nèi)吸附

胞內(nèi)吸附與轉(zhuǎn)化是指金屬離子能透過細胞膜進入細胞內(nèi)，通過區(qū)域化作用分布在細胞內(nèi)的不同部位，從而將金屬離子封閉(如進入液泡或線粒體)或與熱穩(wěn)定蛋白結(jié)合，轉(zhuǎn)變?yōu)榈投镜男问健Ｆ渲袩岱€(wěn)定蛋白主要是指金屬硫蛋白(metallothioneins，MT)，它的分子量低(2 000～10 000 kD)，富含半胱氨酸，可被Cd、Cu、Hg、Zn等誘導產(chǎn)生，并與這些金屬結(jié)合。據(jù)報道，活酵母吸收的Cd和Cu離子位于酵母的可溶性部分，液泡缺陷型酵母對Zn、Mn、Co、Ni離子的敏感性增加，吸附量降低，但其對Cu和Cd離子的吸附與野生型則沒有明顯區(qū)別[50]。薛高尚等[51]研究發(fā)現(xiàn)一些重金屬離子能與微生物細胞內(nèi)的金屬硫蛋白結(jié)合，并在細胞內(nèi)沉淀固定。而微生物的重金屬抗性與MT積累成正相關，如將源于極端嗜鹽植物的金屬硫蛋白基因SbMT-2表達在大腸桿菌BL21細胞內(nèi)，與對照菌株比，基因重組菌株不僅對Cd離子的耐受能力明顯提高，對其吸附能力也有提高[52]。

5 展望

生物鈍化是一項新興的高效鈍化技術，能夠減少畜禽糞便中重金屬污染對生態(tài)環(huán)境造成的危害，進一步提高堆肥產(chǎn)品的農(nóng)業(yè)安全性，具有良好的社會、生態(tài)效益，越來越受到人們重視，具有廣闊的應用前景。

今后尚需開展以下研究：

(1)對于畜禽糞便重金屬污染的生物鈍化研究，要廣泛篩選耐高溫耐重金屬的菌株，利用轉(zhuǎn)錄組學等生物信息學手段分析菌株鈍化重金屬的機理和篩選關鍵功能基因，為菌株的改造提供方向以發(fā)展高效鈍化重金屬的生物鈍化劑。同時，進一步探索生物鈍化對畜禽糞便重金屬的實驗研究，為生物鈍化重金屬提供應用的理論基礎和成熟的實驗方案。

(2)雖然傳統(tǒng)的鈍化劑有其不利之處，但也有其獨有的優(yōu)勢，應加強生物鈍化與其相結(jié)合的研究，獲得更好的重金屬鈍化效果。