王鑫宇，張曦，丁京濤，沈玉君*，孟海波，周海賓，程紅勝，王健，李冉

（1.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院，北京 100125；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部資源循環(huán)利用技術(shù)與模式重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100125）

隨著集約化、規(guī)模化養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展，Cu、Zn等微量重金屬元素被廣泛應(yīng)用于飼料添加劑[1]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國每年使用的微量元素添加劑為15萬～18萬t，而畜禽對微量重金屬元素的利用率較低，大量重金屬隨糞便排出[2]，如Cu 和Zn 隨糞便排泄量占總攝入量的95%以上[3]。王飛等[4]對華北地區(qū)畜禽飼料和糞便的采樣分析表明，生豬和肉牛飼料中重金屬均存在超標(biāo)現(xiàn)象，生豬飼料中Cu、Zn 超標(biāo)率為66.67%、80.00%，畜禽糞便中以Cu、Zn 超標(biāo)為主（參照德國腐熟堆肥標(biāo)準(zhǔn)），其中豬糞的Cu、Zn 超標(biāo)率分別高達(dá)100%、91.67%。賈武霞等[2]調(diào)研分析了北京市、山東省壽光市、湖南省岳陽市共104 個(gè)規(guī)?；B(yǎng)殖場中畜禽糞便的重金屬含量，發(fā)現(xiàn)豬糞中Cu、Zn的超標(biāo)率分別達(dá)59.84%和95.08%。好氧發(fā)酵是實(shí)現(xiàn)畜禽糞便肥料化利用和重金屬鈍化的有效途徑[5]，發(fā)酵過程中有機(jī)物質(zhì)降解形成的大分子腐殖質(zhì)類物質(zhì)與重金屬結(jié)合，可降低重金屬的活性和生物有效性[6]。水溶性有機(jī)物（DOM）可與重金屬發(fā)生絡(luò)合作用，降低重金屬的遷移轉(zhuǎn)化及生物有效性，其中富里酸（FA）和胡敏酸（HA）的變化是影響重金屬遷移性和有效性的關(guān)鍵因素[7-8]，HUANG 等[9]的研究發(fā)現(xiàn)，畜禽糞便與玉米秸稈發(fā)酵過程DOM 中的酚羥基和羧基對Cd 和Cu 的絡(luò)合反應(yīng)效果明顯。溫度、含水率、pH 等發(fā)酵條件的變化，也會影響重金屬的形態(tài)和活性。SHEN等[10]的研究發(fā)現(xiàn)，pH值與Cu的鈍化效率呈正相關(guān)，初始含水率為65%時(shí)對Cu、Pb的鈍化效率最佳。

為進(jìn)一步提高好氧發(fā)酵重金屬的鈍化效率，將生物炭作為鈍化材料，生物炭具有較大的比表面積、發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)、豐富的官能團(tuán)和較高的礦質(zhì)灰分，其可有效吸附固定重金屬，提高微生物的多樣性及豐富度，加快物料腐熟降解，促進(jìn)腐殖質(zhì)類物質(zhì)對重金屬的絡(luò)合固定[11-13]。ZHOU 等[14]在豬糞好氧發(fā)酵過程中添加木屑炭、小麥秸稈炭和腐植酸復(fù)合鈍化劑后，Cu、Pb 和Cd 的鈍化效率分別達(dá)到94.98%、65.55%和68.78%。LI 等[15]也發(fā)現(xiàn)添加生物炭后，豬糞中Cu、Zn的鈍化效率明顯提升，且發(fā)酵前后重金屬形態(tài)變化與HA 和FA 密切相關(guān)。已有研究大多針對生物炭對好氧發(fā)酵前后重金屬鈍化效果和腐熟指標(biāo)變化等，但對發(fā)酵過程中不同階段理化特性、DOM 組分變化及對重金屬形態(tài)變化影響機(jī)制的研究較少。因此，本研究以豬糞和玉米秸稈為原料開展好氧發(fā)酵試驗(yàn)，并添加玉米秸稈生物炭，分析不同發(fā)酵階段理化指標(biāo)、DOM變化特征以及對重金屬形態(tài)的影響機(jī)制，為生物炭在畜禽糞便好氧發(fā)酵過程中對重金屬的高效快速鈍化提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試豬糞取自北京東華山沼氣站；玉米秸稈取自北京順義趙全營附近農(nóng)田，秸稈粉碎至1 cm 左右；生物炭為玉米秸稈生物炭，采用厭氧干餾熱解技術(shù)，熱解溫度為450 ℃，BET 比表面積為5.02 m2·g-1，平均孔徑和孔容分別為7.43 nm和0.02 cm3·g-1。原料的理化性質(zhì)如表1所示，試驗(yàn)所用試劑均為優(yōu)級純。

表1 發(fā)酵原料的理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical characteristics of the compost materials

1.2 試驗(yàn)方法

豬糞和玉米秸稈按質(zhì)量比為18∶4 充分混合均勻，調(diào)節(jié)C/N 為25、含水率為65%～70%，添加不同比例的生物炭（以豬糞干物質(zhì)量計(jì)，表2），通風(fēng)量為0.1m3·min-1·m-3）。試驗(yàn)裝置為密閉發(fā)酵反應(yīng)器，容積為60 L。試驗(yàn)處理如表2 所示。分別在第1、3、5、8、12、16、20、30 d采集不同發(fā)酵階段的物料，每次取發(fā)酵反應(yīng)器上中下3 部分樣品共300 g 左右，混合均勻，一部分鮮樣冷藏后用于含水率、pH、電導(dǎo)率、E4/E6（465 nm 和665 nm 波長下分光光度計(jì)測定的吸光值的比值）、種子發(fā)芽率指數(shù)測定；另一部分凍干后粉碎過篩，用于重金屬（Cu、Zn、Pb、Cd）形態(tài)、總量及DOM 組分測定。

表2 好氧發(fā)酵試驗(yàn)處理Table 2 Aerobic fermentation test treatment

1.3 樣品測試方法

發(fā)酵溫度：由發(fā)酵罐內(nèi)的3 個(gè)溫度探頭在線實(shí)時(shí)監(jiān)測。

含水率：取10～25 g鮮樣于鋁盒中，105 ℃烘干8 h以上，用容重法測定鮮樣含水率，重復(fù)3次。

重金屬形態(tài)：采取改進(jìn)的BCR 法[16]提取后消解，采用電感耦合等離子質(zhì)譜儀（ICP-MS，美國安捷倫）定量分析好氧發(fā)酵各階段各重金屬形態(tài)的含量。重金屬各形態(tài)質(zhì)量之和與國家標(biāo)準(zhǔn)土壤物質(zhì)GBW07405（GSS-6）中重金屬總量進(jìn)行比較，Cu、Zn、Cd、Pb的回收率在84.61%～97.99%之間。

pH、電導(dǎo)率（EC）、種子發(fā)芽指數(shù)（GI）、E4/E6：鮮樣與去離子水按固液比為1∶10（m∶V）混合后以200 r·min-1浸提1 h，離心過濾，測定上清液pH 和EC。取上述10 mL 濾液至培養(yǎng)皿，以去離子水作空白試驗(yàn)，將20粒油菜種子均勻放置后于25 ℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)72 h，測定種子發(fā)芽數(shù)量及根長，并計(jì)算GI。取上述過濾液稀釋10倍后采用分光光度計(jì)（Hanon-i7，海能）分別在465 nm 和665 nm 波長下測定稀釋液的吸光值，并計(jì)算其比值，即為E4/E6。

三維熒光：將凍干的發(fā)酵樣品和去離子水按固液比為1∶10（m∶V）混合后，以200 r·min-1振蕩浸提16 h，12 000 r·min-1離心20 min，然后過0.45μm濾膜，將樣品稀釋至TOC儀測定濃度為6 mg·L-1備用[17]。采用熒光光度計(jì)（Cary Eclipse，美國安捷倫），發(fā)射（Emis?sion）光譜波長從250～600 nm，2 nm增量，激發(fā)（Excita?tion）波長從200～500 nm，10 nm增量，激發(fā)和發(fā)射狹縫（Slit）寬度為5 nm，掃描速度（Scan control）為1 200 nm·min-1，光電倍增管（PMT）的電壓設(shè)置為800 V。

1.4 數(shù)據(jù)處理

GI（%）由公式（1）計(jì)算[18]：

重金屬不同形態(tài)分配率由公式（2）計(jì)算。采用可交換態(tài)發(fā)酵前后形態(tài)變化作為重金屬鈍化效果的指標(biāo)，由公式（3）計(jì)算[13]：

熒光積分：將三維熒光數(shù)據(jù)導(dǎo)出，采用Origin 9.5計(jì)算光譜中激發(fā)/發(fā)射波長分別在200～250 nm/250～330 nm、200～250 nm/330～380 nm、200～250 nm/380～500 nm、250～280 nm/250～380 nm 及250～400 nm/380～500 nm區(qū)域范圍內(nèi)的體積積分。

使用Microsoft Excel 和Origin 9.5 對數(shù)據(jù)進(jìn)行處理并作圖分析，統(tǒng)計(jì)分析采用數(shù)據(jù)分析軟件SPSS 21.0，用Pearson 相關(guān)分析系數(shù)法分析發(fā)酵物料理化性質(zhì)與重金屬形態(tài)間的相關(guān)性。

2 結(jié)果與討論

2.1 好氧發(fā)酵腐熟度的變化特征

溫度是表征好氧發(fā)酵過程生物能量積累及腐熟效果的重要指標(biāo)，T1、T2、T3 和T4 處理的溫度變化曲線如圖1a所示。T1處理升溫較快，發(fā)酵第2 d時(shí)達(dá)到高溫55.1 ℃，其他3個(gè)處理在第6 d達(dá)到高溫，其中T3和T4 處理的最高溫分別達(dá)到61.3 ℃和62.2 ℃，在第12 d 翻堆后，T2 和T4 處理溫度均有所上升，T4 處理重新達(dá)到55 ℃，在第16 d 再次翻堆后，4 個(gè)處理的溫度持續(xù)下降無再次升高，生物可降解物質(zhì)消耗殆盡，堆肥進(jìn)入腐熟階段。各處理高溫期（50～60 ℃）均持續(xù)5 d以上，可有效殺滅致病微生物，滿足《畜禽糞便無害化處理技術(shù)規(guī)范》（GB/T 36195—2018）的要求。與T1處理相比，添加生物炭的處理未能快速升溫，該結(jié)果與WANG等[19]加入磷酸鹽和生物炭使堆體快速升溫的結(jié)果不同，但在一定程度上提高了高溫期溫度，這與生物炭發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)為發(fā)酵過程中微生物提供充足的氧氣，減少因水分蒸發(fā)而引起的熱量損失有關(guān)。

含水率變化曲線如圖1b 所示，在整個(gè)發(fā)酵周期內(nèi)含水率呈不斷下降趨勢，其中T4 處理含水率下降速度較慢，在發(fā)酵初期生物炭良好的孔隙結(jié)構(gòu)吸收了部分水分，而后隨著溫度升高和有機(jī)質(zhì)的降解，水分逐漸蒸發(fā)。pH變化如圖1c所示，在整個(gè)發(fā)酵周期內(nèi)，pH 呈現(xiàn)先上升后下降并逐漸穩(wěn)定的趨勢，由于發(fā)酵初期有機(jī)酸的生物降解、揮發(fā)以及氮的氨化使pH 上升[20]，但隨著發(fā)酵過程中NH3揮發(fā)、H+釋放和生物硝化反應(yīng)的發(fā)生導(dǎo)致pH 逐漸降低[21]，至發(fā)酵結(jié)束pH 穩(wěn)定在8.5～9.5 之間。添加生物炭有效提高了堆肥pH，這與LI等[22]的研究結(jié)果一致。EC 整體呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，在發(fā)酵初期，有機(jī)物迅速分解為銨、有機(jī)酸等可溶物，隨著發(fā)酵進(jìn)行，有機(jī)酸類物質(zhì)轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)類物質(zhì)，導(dǎo)致EC 降低[23]，發(fā)酵結(jié)束時(shí)EC 范圍為2.26～2.87 mS·cm-1，均小于4 mS·cm-1，說明發(fā)酵后物料中各離子向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，離子活性降低。圖1e 為發(fā)酵后不同處理的GI，T1、T2、T3和T4處理的GI分別為85.1%、99.5%、112.5%和124%，受生物炭添加量的影響顯著，說明生物炭可有效提高腐熟度[24]。E4/E6也在一定程度上表征好氧發(fā)酵產(chǎn)品的腐熟度，T1、T2、T3 和T4 的E4/E6 由發(fā)酵前的5.10～6.26 下降到2.11～2.29，其中T4 最小，為2.11，說明羧基、羰基和酚羥基的含量升高，甲氧基和醇羥基的含量下降[25]。

好氧發(fā)酵前后元素含量變化如表3 所示，由于好氧發(fā)酵過程中脂質(zhì)、脂肪化合物和木質(zhì)素等有機(jī)物的降解[26]，各處理C/N 由發(fā)酵前的26.11～27.17 下降至9.57～15.23，說明生物炭添加量對其影響顯著。T值是好氧發(fā)酵最終物料C/N與初始物料C/N的比值[27]，4組處理的T值均小于0.6，達(dá)到腐熟標(biāo)準(zhǔn)。植物必需的營養(yǎng)元素中N 含量變化不明顯，P、K 含量均有不同程度的升高，其中P元素發(fā)酵后含量增長了1倍。

表3 好氧發(fā)酵前后元素含量變化Table 3 Changes in nutrient content before and after aerobic fermentation

2.2 水溶性有機(jī)物組分分析

豬糞好氧發(fā)酵產(chǎn)生的DOM 含有大量的苯環(huán)結(jié)構(gòu)，因此在吸收一定的光能后會產(chǎn)生熒光，能夠靈敏地反映物質(zhì)演化特征[28-29]，是研究好氧發(fā)酵有機(jī)物質(zhì)轉(zhuǎn)化的重要介質(zhì)。圖2 為發(fā)酵各階段的三維熒光光譜（EEM），根據(jù)對應(yīng)的激發(fā)和發(fā)射波長劃分為5 個(gè)區(qū)域，其中區(qū)Ⅰ來源于類色氨酸物質(zhì)，區(qū)Ⅱ來源于類酪氨酸物質(zhì)，區(qū)Ⅲ為類富里酸物質(zhì)，區(qū)Ⅳ為可溶性微生物降解產(chǎn)物，區(qū)Ⅴ為類胡敏酸物質(zhì)[30]。發(fā)酵初期（D1），各區(qū)熒光強(qiáng)度均較弱，其中T2 和T4 處理在區(qū)Ⅰ、區(qū)Ⅱ和區(qū)Ⅳ有熒光峰出現(xiàn)；升溫期（D2）類腐殖質(zhì)物質(zhì)（區(qū)Ⅲ、區(qū)Ⅴ）開始增加，區(qū)Ⅱ熒光強(qiáng)度逐漸降低；T1 和T2 處理在高溫期（D3）類腐殖質(zhì)物質(zhì)大量出現(xiàn)，區(qū)Ⅲ、區(qū)Ⅴ熒光明顯增強(qiáng)，降溫期（D4）與高溫期（D3）各區(qū)域的熒光強(qiáng)度變化不明顯；腐熟期（D5）后類胡敏酸物質(zhì)明顯增加。

各個(gè)區(qū)域熒光積分占比分布如圖3 所示。發(fā)酵初期，豬糞原料中的蛋白質(zhì)、氨基酸類物質(zhì)尚未開始大量分解[31]，類氨基酸物質(zhì)占比較高，為9.86%～20.86%，微生物降解產(chǎn)物占比為4.96%～14.28%，其中T4 處理中這兩類物質(zhì)占比最高，原因是大量的生物炭促進(jìn)了發(fā)酵過程中的微生物活動，加速了有機(jī)物降解[32]。升溫期，腐殖質(zhì)類物質(zhì)開始增加，類酪氨酸物質(zhì)占熒光類物質(zhì)的百分比降為5.16%～7.71%，類色氨酸物質(zhì)略有降低，可溶性微生物降解產(chǎn)物逐漸分解，占比降為9.69%～12.87%，類富里酸和類胡敏酸物質(zhì)占比增至21.34%～23.24%和44.40%～55.41%，其中T1處理所占比值最大，明顯高于添加生物炭的處理。進(jìn)入高溫期后，微生物代謝活性明顯增強(qiáng)，蛋白質(zhì)類物質(zhì)迅速分解，可溶性微生物降解導(dǎo)致區(qū)Ⅰ、區(qū)Ⅱ和區(qū)Ⅳ占比大幅下降[33]，腐殖質(zhì)類物質(zhì)大量出現(xiàn)，除T1 處理外，其他處理的類富里酸所占比例均達(dá)到最高。T1、T2、T3 和T4 處理類胡敏酸物質(zhì)所占比例分別增至68.12%、57.60%、58.32%和54.15%。降溫期，類胡敏酸物質(zhì)占比持續(xù)增加，類富里酸物質(zhì)開始降低。腐熟期，不穩(wěn)定的有機(jī)質(zhì)幾乎被微生物完全降解，各區(qū)域占比無明顯變化，類富里酸物質(zhì)占比保持在20%左右，與TIAN 等[34]的研究結(jié)果一致，各處理熒光區(qū)域積分得到的結(jié)果也與E4/E6的變化規(guī)律保持一致。

生物炭的添加為好氧發(fā)酵過程中微生物提供更好的生長環(huán)境[35]，使蛋白類物質(zhì)被大量分解，有機(jī)質(zhì)芳香性降低，芳環(huán)上含氧基團(tuán)含量增加，生成更加穩(wěn)定的類富里酸和胡敏酸物質(zhì)[36]，為重金屬提供更多穩(wěn)定的結(jié)合位點(diǎn)[37-38]。T1、T2、T3 和T4 的腐殖質(zhì)類物質(zhì)較發(fā)酵前分別增加了22.69%、24.49%、25.32%和25.45%，HA/FA 值分別為4.07、3.94、4.22 和4.27，其中FA 水溶性較高，HA能更穩(wěn)定地吸附固定重金屬，比值增大對降低發(fā)酵原料中重金屬的遷移性具有重要意義[39]，同時(shí)，腐殖質(zhì)可作為重金屬離子的載體，使其更快速、高效地與生物炭接觸而被吸附，降低遷移速率[40-41]。

2.3 重金屬總量和形態(tài)變化

豬糞好氧發(fā)酵后重金屬含量升高，整體表現(xiàn)為“相對濃縮效應(yīng)”[42]，發(fā)酵后重金屬含量變化如表4所示。

表4 好氧發(fā)酵后重金屬總量增長的百分比（%）Table 4 Percentage of total heavy metal growth after aerobic fermentation（%）

Cu 的形態(tài)變化如圖4a 所示，發(fā)酵結(jié)束后T1、T2、T3和T4處理的可交換態(tài)（EXCH）Cu 占比分別降低了3.79%、7.76%、6.09%和6.53%；還原態(tài)（RF）Cu變化趨勢不明顯；氧化態(tài)（OF）Cu均有不同程度的升高；殘?jiān)鼞B(tài)（RESI）Cu 均有所增加，發(fā)酵后占比升高了4.21%～9.12%。Zn 的形態(tài)變化如圖4b 所示，發(fā)酵結(jié)束后T1、T2、T3 和T4 處理的可交換態(tài)Zn 分別降低了6.50%、4.77%、9.39%和8.30%；還原態(tài)Zn 與交換態(tài)Zn 的變化趨勢大致相同；氧化態(tài)Zn占比分別增加了15.10%、6.32%、8.69%和2.39%；殘?jiān)鼞B(tài)Zn無明顯變化。Cd的形態(tài)變化如圖4c 所示，發(fā)酵后T1、T2、T3和T4處理的可交換態(tài)Cd 占比分別降低了4.47%、8.27%、6.85%和7.82%，其他形態(tài)Cd占比均有所上升，其中還原態(tài)Cd增加最為明顯。Pb的形態(tài)變化如圖4d所示，發(fā)酵結(jié)束后T1、T2、T3 和T4 處理的可交換態(tài)Pb 占比分別降低了3.06%、1.22%、4.37%和3.50%；還原態(tài)Pb 占比呈現(xiàn)先降低后升高的趨勢；氧化態(tài)Pb較發(fā)酵前分別變化了-6.11%、2.86%、3.77%、4.42%；殘?jiān)鼞B(tài)整體變化不明顯。

各處理重金屬Cu、Zn、Cd、Pb 的鈍化效率如表5所示，總體來看，添加生物炭的處理重金屬鈍化效率有較大提升，能夠促進(jìn)活性相對較高的吸附態(tài)重金屬向著較為穩(wěn)定的絡(luò)合態(tài)和沉淀態(tài)轉(zhuǎn)化[43]。

表5 各處理重金屬的鈍化效率（%）Table 5 The passivation efficiency of heavy metals in each treatment（%）

2.4 腐熟指標(biāo)和水溶性有機(jī)物與重金屬形態(tài)變化的相關(guān)性分析

發(fā)酵過程中重金屬形態(tài)變化受到DOM 組分、理化性質(zhì)和生物炭添加量等影響，將豬糞好氧發(fā)酵過程中的DOM 組分變化、溫度、pH、EC、含水率、生物炭添加比例和Cu、Zn、Cd 和Pb 各形態(tài)含量進(jìn)行相關(guān)性分析，其結(jié)果如表6所示。

表6 理化性質(zhì)和熒光區(qū)域積分與重金屬可交換態(tài)的相關(guān)系數(shù)Table 6 Correlation coefficients between physicochemical properties and FRI of the five regions decomposition for heavy metals of exchange

相關(guān)性分析結(jié)果表明，可交換態(tài)Cu、Zn、Cd、Pb均與類富里酸物質(zhì)呈顯著正相關(guān)，與類胡敏酸物質(zhì)呈顯著負(fù)相關(guān)，除Zn外均與類酪氨酸、類色氨酸和可溶性微生物降解產(chǎn)物呈顯著正相關(guān)；還原態(tài)Cd 和Pb 與類富里酸、類酪氨酸物質(zhì)和可溶性微生物降解產(chǎn)物呈顯著負(fù)相關(guān)，與類胡敏酸物質(zhì)呈顯著正相關(guān)；氧化態(tài)Zn 與類富里酸和可溶性微生物降解產(chǎn)物呈顯著負(fù)相關(guān)，與類胡敏酸物質(zhì)呈顯著正相關(guān)；殘?jiān)鼞B(tài)Zn、Cd、Pb與類酪氨酸和類色氨酸均呈顯著負(fù)相關(guān)，與類胡敏酸物質(zhì)呈顯著正相關(guān)。發(fā)酵過程中，DOM 組分中水溶性小分子量的FA向固相大分子量的HA轉(zhuǎn)化[44]，其含量、結(jié)構(gòu)和官能團(tuán)均發(fā)生改變，對重金屬形態(tài)的影響較為顯著，其中HA 的羧基、酚羥基等對重金屬的絡(luò)合起主要作用[45]。

溫度與可交換態(tài)的Cu、Zn、Cd 均呈顯著正相關(guān)，發(fā)酵過程中有機(jī)物質(zhì)分解伴隨著熱量的快速釋放，進(jìn)而加快了生物炭表面陽離子釋放，一定程度上促進(jìn)其與重金屬離子的交換反應(yīng)。pH 與可交換態(tài)的Cu、Zn、Cd、Pb 均呈顯著負(fù)相關(guān)，pH 對重金屬形態(tài)變化有較大影響，pH 上升，提高了腐殖質(zhì)的鍵合能力及重金屬配合物的穩(wěn)定性[46]，可促進(jìn)重金屬發(fā)生離子交換、表面吸附、共沉淀等反應(yīng)，此外，pH與HA呈顯著正相關(guān)，與其他的DOM 含量變化呈顯著負(fù)相關(guān)。HE 等[47]研究發(fā)現(xiàn)HA 與重金屬離子形成的絡(luò)合物受pH 影響顯著，隨著pH 上升，絡(luò)合能力增強(qiáng)，同時(shí)與羥基等結(jié)合形成的沉淀物更加穩(wěn)定[48]。含水率和EC 變化均與可交換態(tài)Cu、Cd、Pb 的分配率呈顯著正相關(guān)，說明發(fā)酵過程中在物料含水率和離子活性較高的情況下重金屬的遷移和生物有效性均有所提升。

3 結(jié)論

（1）好氧發(fā)酵過程中添加生物炭后，pH、含水率、EC 和GI 等均滿足無害化和腐熟化標(biāo)準(zhǔn)，提高了腐殖質(zhì)類物質(zhì)含量，促進(jìn)了FA向HA的轉(zhuǎn)化。

（2）不同生物炭添加量處理對重金屬Cu、Zn、Pb、Cd 的鈍化效果不同，但均能使活性相對較高的吸附態(tài)向著較為穩(wěn)定的絡(luò)合態(tài)和沉淀態(tài)轉(zhuǎn)化。

（3）DOM 組分中FA 和HA 對可交換態(tài)Cu、Zn、Cd和Pb的影響顯著，其中HA對重金屬的絡(luò)合起主要作用；溫度、pH、EC 和含水率的變化均對可交換態(tài)Cu、Zn、Cd和Pb有不同程度的影響。