全 文 ：好氧高温猪粪堆肥中重金属砷、铜、锌的
形态变化及钝化剂的影响*
何增明1,2**摇 刘摇 强1 摇 谢桂先1 摇 荣湘民1 摇 彭建伟1 摇 宋海星1 摇 李莲芳3 摇 苏世鸣3
( 1 湖南农业大学资源环境学院, 长沙 410128; 2 永州职业技术学院,湖南永州 425000; 3 中国农业科学院农业环境与可持续
发展研究所, 北京 100081)
摘摇 要摇 采用连续提取法研究了猪粪好氧堆肥处理中重金属浓度和形态的变化以及添加不
同比例的重金属钝化剂对其浓度和形态的影响. 结果表明:经过堆肥处理后,猪粪中重金属
As、Cu和 Zn的总浓度均有所增加.从重金属结合形态的变化来看,可交换态 As和 Zn 含量降
低,残渣态 As和 Zn含量升高,表明 As和 Zn存在着向有效性相对较低的形态转化的趋势;重
金属 Cu则表现出不同的变化趋势,即可交换态与残渣态 Cu含量下降,而碳酸盐结合态、铁锰
结合态及有机结合态 Cu含量有所增加,在今后的堆肥利用中应注意其可能带来的环境风险;
3 种重金属钝化剂及不同添加比例的处理中,5郾 0%的海泡石和 2郾 5%的膨润土分别对重金属
As、Zn表现出较好的钝化效果,堆肥后残渣态 As和 Zn的增幅分别达到 79郾 8%和 158郾 6% ,均
高于不加钝化剂处理.与对照相比,堆肥后 7郾 5%的海泡石对残渣态 Cu 的降低幅度最小,为
39郾 3% .猪粪堆肥中添加适量的重金属钝化剂,可以在一定程度上降低重金属的有效性以及
猪粪堆肥利用中重金属污染的风险.
关键词摇 钝化剂摇 添加比例摇 好氧堆肥摇 重金属
文章编号摇 1001-9332(2010)10-2659-07摇 中图分类号摇 X53摇 文献标识码摇 A
Changes of heavy metals form during aerobic high temperature composting of pig manure
and the effects of passivators. HE Zeng鄄ming1,2, LIU Qiang1, XIE Gui鄄xian1, RONG Xiang鄄
min1, PENG Jian鄄wei1, SONG Hai鄄xing1, LI Lian鄄fang3, SU Shi鄄ming3 ( 1College of Resource and
Environment, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China; 2Yongzhou Vocational
Technical College, Yongzhou 425000, Hunan, China; 3 Institute of Agricultural Environment and
Sustainable Development, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China) .
鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2010,21(10): 2659-2665.
Abstract: Sequential extraction method was employed to study the heavy metals concentration and
form change during aerobic high temperature compositing of pig manure, and the effects of amend鄄
ment with different proportion of passivators on the concentration and form change. During the com鄄
posting process, the concentrations of total As, Cu, and Zn in the manure all increased to some ex鄄
tent. As for the form change of the heavy metals, the exchangeable As and Zn decreased while the
residual As and Zn increased, indicating that the availability of As and Zn declined through the
composting process. On the other hand, the exchangeable and residual Cu decreased while the car鄄
bonate鄄, Fe / Mn鄄, and organic bound Cu increased, suggesting the potential environmental risk of
the future application of the compost. Among the passivators amended, 5郾 0% of sepiolite and
2郾 5% of bentonite had the best effect in reducing the availability of As and Zn, with the residual
form of As and Zn after composting increased by 79郾 8% and 158郾 6% , respectively, and 7郾 5% of
sepiolite induced the least decrement (39郾 3% ) of residual Cu, compared with the control. There鄄
fore, amendment with appropriate proportion of passivator during pig manure composting could
decrease the availability of heavy metals in the manure, and reduce the environmental risk of apply鄄
ing the compost to farmland.
Key words: passivator; amendment proportion; aerobic compositing; heavy metal.
*国家“十一五冶科技支撑计划项目(2007BAD89B03, 2007BAD87B11)资助.
**通讯作者. E鄄mail: hzming88@ 163. com
2010鄄02鄄11 收稿,2010鄄08鄄06 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2010 年 10 月摇 第 21 卷摇 第 10 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Oct. 2010,21(10): 2659-2665
摇 摇 猪粪是一种优良的有机肥资源,但其常含有较
高浓度的 Zn、Cu 和 As 等重金属元素[1],长期大量
施用可能会导致土壤及植物中相应重金属含量的增
加[2] .重金属元素的活性、毒性、生态环境效应及生
物有效性不仅与总量有关,更与其化学形态密切相
关[3] . Tessier等[4]将重金属的结合形态分为可交换
态、有机结合态、碳酸盐结合态、硫化物及有机结合
态和残渣态.其中,可交换态的活性、毒性以及植物
有效性最大,碳酸盐结合态、铁锰结合态及有机物结
合态的活性和毒性依次降低,残渣态基本上不具有
活性和毒性[5-7] .因此,研究堆肥过程中重金属形态
的变化,可以准确评价堆肥处理对重金属生物有效
性的影响.然而纵观国内外在该领域的研究,对堆肥
过程中重金属的钝化技术研究还主要集中在污泥堆
肥上[8-9],对畜禽粪便堆肥处理中重金属钝化的研
究相对较少.黄国锋等[10]和郑国砥等[3]研究了猪粪
堆肥过程中重金属浓度和形态变化,发现堆肥处理
能明显降低猪粪中重金属的有效性,但在钝化剂对
堆肥处理中重金属浓度和形态的影响方面还未有研
究.张树清等[11]研究了高温堆肥对猪粪中重金属钝
化的影响,但所用的钝化剂仅限于风化煤.针对不同
重金属元素进行最佳钝化剂的筛选并研究其对重金
属浓度及形态的影响,对调控堆肥中重金属的环境
风险有非常重要的意义. 因此,本研究选用沸石、海
泡石和膨润土 3 种钝化剂为试验材料,研究猪粪堆
肥过程中钝化剂对重金属 As、Cu 和 Zn 浓度及形态
的影响,并筛选不同重金属的最佳钝化剂及添加比
例,旨在为畜禽粪便堆肥过程中重金属的钝化技术
提供参考依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 试验材料
供试猪粪取自湖南伟鸿食品有限公司养猪场;
稻草收集于湖南农业大学周围农户;沸石购自江苏
省镇江市丹徒区茅山沸石有限公司;海泡石和膨润
土购自长沙市毅达化工有限公司. 堆肥原材料的基
本理化性状见文献[12].
1郾 2摇 试验设计
试验于 2006 年 5 月在湖南农业大学农业资源
与环境专业试验基地进行. 试验采用的钝化剂分别
为沸石、海泡石和膨润土,其添加量按猪粪干质量的
2郾 5% 、5郾 0%和 7郾 5%设置.试验共设 10 个处理,分
别为:F2郾 5,猪粪+2郾 5%沸石;F5郾 0,猪粪+5郾 0%沸
石;F7郾 5,猪粪+7郾 5%沸石;H2郾 5,猪粪+2郾 5%海泡
石;H5郾 0,猪粪+5郾 0%海泡石;H7郾 5,猪粪+7郾 5%海
泡石;P2郾 5,猪粪+2郾 5%膨润土;P5郾 0,猪粪+5郾 0%
膨润土;P7郾 5,猪粪+7郾 5%膨润土;以不添加钝化剂
的处理为对照(CK). 各处理 3 次重复. 各处理中的
试验材料混合均匀后过 0郾 5 cm筛,然后加入适量过
0郾 5 cm 筛的稻草,使堆肥原料中的 C / N 控制在
25 颐 1,作为堆肥原料. 称取 50 kg 原料装入底面半
径 0郾 4 m、高 1郾 0 m的塑料桶内堆制 35 d.发酵期间
水分含量控制在 60% ~ 65% ,采用翻堆的方法控制
通气状况,堆体升温期每 2 d 翻堆一次,高温期每
5 d翻堆一次,降温期不翻堆.
1郾 3摇 分析方法
堆制前后分别采集堆肥样品,采样时在塑料桶
中间处按高、中、低 3 层分别取样,样品经混合均匀
后平铺于瓷盘中自然风干. 重金属的各结合形态采
用修改后的连续提取法(表 1) [13];重金属 Zn、Cu 和
As的含量采用等离子发射光谱仪(ICP)测定.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 不同处理条件下堆肥前后重金属 As浓度及形
态变化
不同处理条件下堆肥前后重金属 As 浓度及形
态均发生了较大变化(表 2). CK 处理中,猪粪堆肥
腐熟35 d后,其总As浓度从41郾 64 mg·kg-1增加
表 1摇 堆肥重金属形态分级的连续提取方法
Tab. 1摇 Continuous extraction method for the species classi鄄
fication of heavy metal in composting manure
形态
Speciation
提取剂
Reagent
提取程序
Extraction procedure
可交换态
Exchangeable
0郾 5 mol·L-1
MgCl2, pH 7郾 0
液土比 10 颐 1,25 益
振荡 2 h,离心分离
碳酸盐结合态
Carbonate bound
NaOAc ( 0郾 5 mol ·
L-1 )鄄 HOAc ( 0郾 5
mol·L-1), pH 4郾 74
液土比 10 颐 1,25益
振荡 3 h,离心分离
铁锰结合态
Fe鄄Mn bound
(NH4) 2C2O4(0郾 175
mol · L-1 )鄄H2C2O4
( 0郾 1 mol · L-1 ),
pH 3郾 25
液土比 10 颐 1,25 益
振荡 3 h,离心分离
有机结合态
Organic bound
30% H2O2, NaOAc
( 0郾 5 mol · L-1 )鄄
HOAc ( 0郾 5 mol ·
L-1), pH 4郾 74
加入 H2O2,液土比
2郾 5 颐 1,85 益 蒸干
消解 2 次,再加入
NaOAc ( 0郾 5 mol ·
L-1 )鄄HOAc ( 0郾 5
mol·L-1 ),液土比
10 颐 1, 25 益 振荡
3 h,离心分离
残渣态
Residual
浓 HNO3 鄄HClO4,
0郾 1 mol·L-1 HNO3
浓硝酸在电热板上
加热至近干,再用高
氯酸加热至白色,用
0郾 1 mol·L-1 HNO3
溶解,离心分离
0662 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
表 2摇 不同钝化剂处理堆肥前后重金属 As的浓度和形态变化
Tab. 2摇 Changes of As concentration and speciation in different passivation treatments before and after composting
处理
Treatment
总砷浓度
Total As
concentration
(mg·kg-1)
可交换态
Exchangeable
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 As
比例
Ratio
to total
As (% )
碳酸盐结合态
Carbonate bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 As
比例
Ratio
to total
As (% )
铁锰结合态
Fe鄄Mn bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 As
比例
Ratio
to total
As (% )
有机结合态
Organic bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 As
比例
Ratio
to total
As (% )
残渣态
Residual
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 As
比例
Ratio
to total
As (% )
CK A 41郾 64 4郾 89 11郾 8 1郾 76 4郾 2 2郾 02 4郾 8 1郾 70 4郾 1 31郾 27 75郾 1
B 54郾 14 3郾 35 6郾 2 1郾 85 3郾 4 0郾 86 1郾 6 1郾 59 2郾 9 46郾 49 85郾 9
F2郾 5 A 38郾 99 4郾 36 11郾 2 1郾 63 4郾 2 1郾 62 4郾 2 2郾 24 5郾 8 29郾 14 74郾 7
B 41郾 18 2郾 46 6郾 0 3郾 35 8郾 2 0郾 89 2郾 2 1郾 34 3郾 3 33郾 14 80郾 5
F5郾 0 A 31郾 14 3郾 62 11郾 6 1郾 92 6郾 2 1郾 28 4郾 1 2郾 77 8郾 9 21郾 55 69郾 2
B 45郾 63 2郾 53 5郾 6 3郾 38 7郾 4 1郾 05 2郾 3 1郾 25 2郾 7 37郾 40 82郾 0
F7郾 5 A 26郾 76 3郾 51 13郾 1 1郾 98 7郾 4 0郾 85 3郾 2 2郾 97 11郾 1 17郾 44 65郾 2
B 36郾 67 2郾 51 6郾 8 3郾 40 9郾 3 0郾 78 2郾 1 1郾 16 3郾 2 28郾 82 78郾 6
H2郾 5 A 39郾 63 2郾 61 6郾 6 1郾 52 3郾 8 1郾 29 3郾 3 2郾 31 5郾 8 31郾 90 80郾 5
B 55郾 90 2郾 26 4郾 0 3郾 31 5郾 9 0郾 73 1郾 3 1郾 25 2郾 2 48郾 35 86郾 5
H5郾 0 A 32郾 22 2郾 94 9郾 1 1郾 87 5郾 8 1郾 44 4郾 5 2郾 71 8郾 4 23郾 27 72郾 2
B 48郾 87 1郾 84 3郾 8 3郾 10 6郾 3 0郾 68 1郾 4 1郾 41 2郾 9 41郾 85 85郾 6
H7郾 5 A 44郾 17 3郾 11 7郾 0 2郾 60 5郾 9 1郾 10 2郾 5 2郾 22 5郾 0 35郾 13 79郾 5
B 55郾 30 2郾 43 4郾 4 3郾 10 5郾 6 0郾 71 1郾 3 1郾 23 2郾 2 47郾 84 86郾 5
P2郾 5 A 48郾 18 3郾 47 7郾 2 3郾 31 6郾 9 1郾 33 2郾 8 2郾 61 5郾 4 37郾 46 77郾 8
B 49郾 78 2郾 63 5郾 3 1郾 87 3郾 8 0郾 72 1郾 4 1郾 19 2郾 4 43郾 36 87郾 1
P5郾 0 A 51郾 74 3郾 89 7郾 5 2郾 30 4郾 5 2郾 21 4郾 3 2郾 04 3郾 9 41郾 30 79郾 8
B 52郾 13 2郾 74 5郾 3 1郾 62 3郾 1 0郾 85 1郾 6 1郾 29 2郾 5 45郾 64 87郾 6
P7郾 5 A 51郾 92 4郾 34 8郾 4 1郾 41 2郾 7 2郾 68 5郾 2 1郾 69 3郾 3 41郾 80 80郾 5
B 53郾 81 2郾 79 5郾 2 1郾 77 3郾 3 1郾 00 1郾 9 1郾 36 2郾 5 46郾 89 87郾 2
A: 堆肥前 Before composting; B: 堆肥后 After composting. 下同 The same below.
到 54郾 14 mg·kg-1,增幅为 30郾 0% ,该结果与郑国砥
等[3]的研究结果一致,即猪粪经高温好氧堆肥后重
金属浓度均表现出增加趋势;从各结合态 As浓度变
化来看,堆肥后可交换态、铁锰结合态及有机结合态
As浓度均出现了不同程度的下降,特别是前两种结
合形态,其降幅分别为 31郾 5%和 57郾 4% . 有研究表
明,可交换态、铁锰结合态 As 与植物对重金属的吸
收量间具有一定的正相关性,其中可交换态 As被认
为是一种具有较高毒性和生物有效性的形态[5],3
种结合态 As浓度的下降可能在一定程度上有助于
降低堆肥中 As的环境风险. 此外,堆肥后碳酸盐结
合态与残渣态 As浓度均有所增加,特别是后者,其
增幅达到 48郾 7% .有研究表明,残渣态 As 常被固定
于矿物的晶格之中,被认为是一种低毒性且很难被
生物吸收利用的形态[6] . 由此可见,堆肥处理后虽
然总 As浓度有所增加,但从各结合态 As 浓度变化
来看,存在着由有效性相对较高的可交换态、铁锰结
合态及有机结合态向有效性相对较低的残渣态转化
的趋势.
添加钝化剂的处理在堆肥前后其总 As 及各结
合态 As浓度变化总体上表现出与 CK相似的趋势,
即堆肥后总 As、碳酸盐结合态及残渣态 As 浓度增
加,而可交换态、铁锰结合态及有机结合态 As 浓度
下降.从总 As 含量变化来看,堆肥前后处理 F5郾 0、
F7郾 5、H2郾 5 和 H5郾 0 中总 As 浓度的增幅分别为
46郾 5% 、37郾 0% 、41郾 1%和 51郾 7% ,明显高于 CK 中
的增幅 ( 30郾 0% ). 沸石 5郾 0% 及 7郾 5% 、海泡石
2郾 5%及 5郾 0%的投加量可能在一定程度上更有利
于堆肥中可降解有机物的分解与挥发损失,从而最
终使堆肥后总 As浓度增幅较 CK高;从各钝化剂处
理对堆肥中 As 的钝化效果来看,堆肥前后处理
F5郾 0、F7郾 5、H2郾 5 和 H5郾 0 中残渣态 As 的增幅分别
为 73郾 5% 、65郾 3% 、51郾 6%和 79郾 8% ,明显高于 CK
的增幅(48郾 7% ),而其他处理中残渣态 As 的增幅
则明显低于 CK.因此以上 4 种处理均表现出较好地
对 As的钝化能力,其能力大小排序为 H5郾 0>F5郾 0>
F7郾 5>H2郾 5.
各结合态 As占总量的比例也是评价重金属环
境风险的一项重要指标.从表 2 可以看出,各处理不
论堆肥前后,样品中残渣态 As 的比例均高达 65%
166210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 何增明等: 好氧高温猪粪堆肥中重金属砷、铜、锌的形态变化及钝化剂的影响摇 摇 摇 摇
以上,可见残渣态 As 是存在于堆肥中的主要 As 形
态;通过堆肥前后的比较可以发现,对于大多数处理
而言,堆肥后其可交换态、铁锰结合态及有机结合态
As的比例均有所下降,而残渣态 As 的比例则有所
上升,堆肥前其比例为 65郾 2% ~ 80郾 5% ,而堆肥后
则为 78郾 6% ~87郾 6% ,各结合态 As 占总 As 的比例
呈现出此消彼长的变化趋势.可见,不论是否添加钝
化剂,堆肥后在一定程上均有利于 As向有效性相对
较低的形态转化.
2郾 2摇 不同处理条件下堆肥前后重金属 Cu 浓度及
形态变化
表 3 为不同处理条件下堆肥前后重金属 Cu 浓
度及形态的变化. 从 CK 来看,猪粪堆肥腐熟 35 d
后,其总 Cu浓度升高达 7郾 1% ;从各结合态 Cu 浓度
变化来看,堆肥后可交换态与残渣态 Cu 浓度均有
所下降,特别是后者,降幅达 74郾 9% ,而可交换态 Cu
的降幅仅 13郾 3% ;碳酸盐结合态、铁锰结合态和有
机结合态 Cu 浓度在堆肥后均有所增加,增幅分别
达 86郾 2% 、36郾 2%和 47郾 1% .由此可见,除可交换态
与碳酸盐结合态 Cu 外,CK 处理中其他结合态 Cu
在堆肥前后的变化与 As 有所不同,残渣态 Cu 浓度
的降低而碳酸盐结合态、铁锰结合态和有机结合态
Cu浓度的增加可能会在一定程度上增加堆肥中 Cu
的环境风险.有研究表明,残渣态 Cu 浓度的下降可
能是转化为有机结合态所致,而有机结合态 Cu 的
浓度在堆肥后明显增加可能是由于与有机物质形成
稳定的化合物和 CuS的缘故[7] .
添加钝化剂的处理在堆肥前后其总 Cu 及各结
合态 Cu浓度变化大体上表现出与 CK相似的趋势,
即堆肥后总 Cu、碳酸盐结合态、铁锰结合态和有机
结合态 Cu浓度增加,而可交换态、残渣态 Cu 浓度
下降. 堆肥前后处理 F5郾 0、 F7郾 5、 H5郾 0、 H7郾 5 和
P7郾 5 中总 Cu 浓度的增幅分别为 12郾 8% 、18郾 4% 、
11郾 3% 、19郾 2% 和 8郾 9% ,明显高于 CK 中的增幅
(7郾 1% ).不同钝化剂处理对 Cu 钝化效果比较来
看,堆肥后 CK中残渣态 Cu 的降幅为 74郾 9% ,而除
F2郾 5 和 P2郾 5 外的添加钝化剂处理均能够在一定程
度上减少残渣态 Cu 的损失,从而表现出一定的对
Cu的钝化能力,其中处理 H7郾 5 的残渣态 Cu 降幅
最小,为 39郾 3% .
表 3摇 不同钝化剂处理堆肥前后重金属 Cu的浓度和形态变化
Tab. 3摇 Changes of Cu concentration and speciation in different passivation treatments before and after composting
处理
Treatment
总铜浓度
Total Cu
concentration
(mg·kg-1)
可交换态
Exchangeable
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Cu
比例
Ratio
to total
Cu (% )
碳酸盐结合态
Carbonate bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Cu
比例
Ratio
to total
Cu (% )
铁锰结合态
Fe鄄Mn bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Cu
比例
Ratio
to total
Cu (% )
有机结合态
Organic bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Cu
比例
Ratio
to total
Cu (% )
残渣态
Residual
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Cu
比例
Ratio
to total
Cu (% )
CK A 135郾 45 10郾 44 7郾 7 2郾 54 1郾 9 17郾 35 12郾 8 66郾 65 49郾 2 38郾 47 28郾 4
B 145郾 12 9郾 05 6郾 2 4郾 73 3郾 3 23郾 63 16郾 3 98郾 07 67郾 6 9郾 64 6郾 6
F2郾 5 A 129郾 73 13郾 36 10郾 3 5郾 36 4郾 1 14郾 14 10郾 9 59郾 65 46郾 0 37郾 22 28郾 7
B 133郾 03 7郾 34 5郾 5 5郾 49 4郾 1 16郾 15 12郾 1 99郾 65 74郾 9 4郾 40 3郾 3
F5郾 0 A 120郾 09 11郾 93 9郾 9 8郾 07 6郾 7 9郾 64 8郾 0 53郾 95 44郾 9 36郾 50 30郾 4
B 135郾 45 6郾 47 4郾 8 5郾 76 4郾 3 17郾 91 13郾 2 93郾 58 69郾 1 11郾 73 8郾 7
F7郾 5 A 116郾 62 11郾 57 9郾 9 5郾 53 4郾 7 9郾 39 8郾 1 51郾 91 44郾 5 38郾 22 32郾 8
B 138郾 12 7郾 28 5郾 3 4郾 03 2郾 9 12郾 50 9郾 1 93郾 76 67郾 9 20郾 55 14郾 9
H2郾 5 A 127郾 22 14郾 14 11郾 1 7郾 88 6郾 2 9郾 14 7郾 2 55郾 98 44郾 0 40郾 08 31郾 5
B 133郾 69 6郾 80 5郾 1 5郾 37 4郾 0 15郾 70 11郾 7 95郾 05 71郾 1 10郾 77 8郾 1
H5郾 0 A 125郾 81 12郾 24 9郾 7 7郾 90 6郾 3 6郾 66 5郾 3 55郾 92 44郾 5 43郾 09 34郾 3
B 139郾 97 7郾 85 5郾 6 5郾 19 3郾 7 16郾 21 11郾 6 97郾 04 69郾 3 13郾 68 9郾 8
H7郾 5 A 120郾 53 12郾 50 10郾 4 3郾 58 3郾 0 10郾 89 9郾 0 55郾 41 46郾 0 38郾 15 31郾 7
B 143郾 68 6郾 15 4郾 3 5郾 12 3郾 6 11郾 69 8郾 1 97郾 57 67郾 9 23郾 15 16郾 1
P2郾 5 A 136郾 63 10郾 41 7郾 6 2郾 21 1郾 6 9郾 91 7郾 3 61郾 35 44郾 9 52郾 75 38郾 6
B 138郾 66 6郾 55 4郾 7 4郾 97 3郾 6 15郾 00 10郾 8 105郾 54 76郾 1 6郾 60 4郾 8
P5郾 0 A 130郾 14 8郾 68 6郾 7 2郾 18 1郾 7 16郾 28 12郾 5 57郾 68 44郾 3 45郾 32 34郾 8
B 138郾 66 7郾 38 5郾 3 4郾 72 3郾 4 17郾 38 12郾 5 90郾 37 65郾 2 18郾 81 13郾 6
P7郾 5 A 125郾 53 6郾 58 5郾 2 1郾 86 1郾 5 9郾 63 7郾 7 59郾 12 47郾 1 48郾 34 38郾 5
B 136郾 65 6郾 05 4郾 4 4郾 85 3郾 6 11郾 78 8郾 6 96郾 86 70郾 9 17郾 11 12郾 5
2662 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
摇 摇 从各结合态 Cu 占总 Cu 比例来看,CK 及添加
钝化剂的处理不论堆肥前后,样品中重金属 Cu 均
以有机结合态和残渣态 Cu 为主,两者之和占总 Cu
的比例高达 70%以上;堆肥后各处理中残渣态和可
交换态 Cu占总 Cu的比例均有所下降,且残渣态 Cu
的降幅相对较大,堆肥前其占总 Cu 含量的比例为
28郾 4% ~ 38郾 6% ,堆肥后仅为 3郾 3% ~ 16郾 1% ,而可
交换态 Cu的比例变化相对较小.此外,铁锰结合态
和有机结合态 Cu 比例均有所上升,特别是后者,堆
肥前其比例为 44郾 0% ~ 49郾 2% , 而堆肥后为
65郾 2% ~76郾 1% ,综合来看,各结合态 Cu 比例呈现
出此消彼长的变化趋势. 可见,对于重金属 Cu 而
言,堆肥后其结合形态的转化较复杂,存在着有效性
较高的可交换态 Cu 及有效性较低的残渣态 Cu 向
其他形态转化的过程.
2郾 3摇 不同处理条件下堆肥前后重金属 Zn浓度和形
态变化
不同处理条件下堆肥前后重金属 Zn 浓度及形
态均发生了较大变化(表 4). CK 处理中,猪粪堆肥
腐熟 35 d后,其总 Zn浓度升高 27郾 0% ,从各结合态
Zn浓度变化来看,堆肥后可交换态、碳酸盐结合态
和有机结合态 Zn浓度均出现了不同程度的下降,其
降幅分别为 11郾 8% 、73郾 0%和 50郾 1% . 堆肥后铁锰
结合态与残渣态 Zn浓度均有所增加,其增幅分别达
到 64郾 5% 、151郾 2% .堆肥处理中可能存在着可交换
态、碳酸盐结合态和有机结合态 Zn向有效性相对较
低的残渣态 Zn的转化.
添加钝化剂的处理在堆肥前后其总 Zn 及各结
合态 Zn浓度变化表现出与 CK 相似的趋势,即堆肥
后总 Zn、铁锰结合态和残渣态 Zn 浓度增加,而可交
换态、碳酸盐结合态和有机结合态 Zn 浓度下降. 与
CK相比,堆肥后添加钝化剂处理中总 Zn 浓度的增
幅为 0郾 3% ~ 21郾 0% ,明显低于 CK 处理中的
27郾 0% ;堆肥后除处理 P2郾 5 外,添加钝化剂处理中
可交换态 Zn 含量的降幅为 22郾 4% ~ 74郾 6% ,均高
于 CK中的 11郾 8% ,由于可交换态 Zn是一种有效性
相对较高的形态,其浓度的下降可能有利于降低堆
肥中 Zn的环境风险;此外,从残渣态 Zn浓度变化来
研究各钝化剂对 Zn 的钝化效果,结果表明,堆肥后
CK中残渣态 Zn 的增幅为 151郾 2% ,而仅有处理
P2郾 5(158郾 6% )中的增幅高于 CK,表现出相对较强
的对 Zn的钝化能力.
表 4摇 不同钝化剂处理堆肥前后重金属 Zn的浓度和形态变化
Tab. 4摇 Changes of Zn concentration and species in different passivation treatments before and after composting
处理
Treatment
总锌浓度
Total Zn
concentration
(mg·kg-1)
可交换态
Exchangeable
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Zn
比例
Ratio
to total
Zn (% )
碳酸盐结合态
Carbonate bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Zn
比例
Ratio
to total
Zn (% )
铁锰结合态
Fe鄄Mn bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Zn
比例
Ratio
to total
Zn (% )
有机结合态
Organic bound
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Zn
比例
Ratio
to total
Zn (% )
残渣态
Residual
浓 度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
占总 Zn
比例
Ratio
to total
Zn (% )
CK A 1141郾 60 8郾 81 0郾 8 119郾 44 10郾 5 217郾 57 19郾 1 470郾 66 41郾 2 325郾 11 28郾 5
B 1449郾 63 7郾 77 0郾 5 32郾 24 2郾 2 357郾 87 24郾 7 235郾 06 16郾 2 816郾 70 56郾 3
F2郾 5 A 895郾 64 17郾 11 1郾 9 91郾 44 10郾 2 271郾 00 30郾 3 326郾 99 36郾 5 189郾 11 21郾 1
B 1083郾 46 7郾 67 0郾 7 40郾 50 3郾 6 425郾 34 37郾 3 216郾 77 19郾 0 448郾 93 39郾 4
F5郾 0 A 894郾 01 16郾 02 1郾 8 107郾 60 12郾 0 118郾 92 13郾 3 400郾 67 44郾 8 250郾 8 28郾 1
B 941郾 08 6郾 96 0郾 7 41郾 86 4郾 5 378郾 03 40郾 2 209郾 07 22郾 2 305郾 15 32郾 4
F7郾 5 A 941郾 38 18郾 52 2郾 0 121郾 12 12郾 9 131郾 61 14郾 0 392郾 58 41郾 7 277郾 55 29郾 5
B 943郾 83 5郾 52 0郾 6 33郾 48 3郾 6 402郾 72 42郾 7 218郾 11 23郾 1 284郾 00 30郾 1
H2郾 5 A 955郾 15 18郾 56 1郾 9 113郾 62 11郾 9 137郾 39 14郾 4 475郾 13 49郾 7 210郾 45 22郾 0
B 1001郾 62 5郾 17 0郾 5 29郾 33 2郾 9 309郾 15 30郾 9 273郾 51 27郾 3 384郾 46 38郾 4
H5郾 0 A 1083郾 24 18郾 22 1郾 7 108郾 95 10郾 1 152郾 83 14郾 1 423郾 16 39郾 1 380郾 09 35郾 1
B 1112郾 03 4郾 63 0郾 4 35郾 44 3郾 2 364郾 82 32郾 8 236郾 27 21郾 3 470郾 87 42郾 3
H7郾 5 A 1126郾 30 17郾 32 1郾 5 101郾 21 9郾 0 236郾 55 21郾 0 529郾 56 47郾 0 241郾 66 21郾 5
B 1146郾 58 10郾 27 0郾 9 38郾 79 3郾 4 310郾 79 27郾 1 212郾 10 18郾 5 574郾 63 50郾 1
P2郾 5 A 1043郾 87 10郾 22 1郾 0 95郾 21 9郾 1 291郾 10 27郾 9 435郾 65 41郾 7 211郾 69 20郾 3
B 1193郾 29 9郾 04 0郾 8 38郾 05 3郾 2 400郾 01 33郾 5 198郾 75 16郾 7 547郾 44 45郾 9
P5郾 0 A 1169郾 90 10郾 13 0郾 9 99郾 80 8郾 5 250郾 89 21郾 5 422郾 42 36郾 1 386郾 65 33郾 1
B 1255郾 97 7郾 54 0郾 6 36郾 53 2郾 9 416郾 66 33郾 2 200郾 18 15郾 9 595郾 07 47郾 4
P7郾 5 A 1273郾 00 7郾 84 0郾 6 106郾 75 8郾 4 126郾 53 9郾 9 528郾 47 41郾 5 503郾 41 39郾 6
B 1336郾 27 6郾 08 0郾 5 39郾 13 2郾 9 378郾 72 28郾 3 156郾 31 11郾 7 756郾 02 56郾 6
366210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 何增明等: 好氧高温猪粪堆肥中重金属砷、铜、锌的形态变化及钝化剂的影响摇 摇 摇 摇
摇 摇 从表 4 还可以看出,CK及添加钝化剂的处理不
论堆肥前后,铁锰结合态、有机结合态和残渣态 Zn
之和在总 Zn 中占有较高比例,约 80%以上,是 Zn
存在的主要形态;与堆肥前相比,堆肥后可交换态、
碳酸盐结合态和有机结合态 Zn比例均有所下降,而
铁锰结合态和残渣态 Zn比例则有所增加,特别是后
者,堆肥前其占总 Zn 含量的比例为 20郾 3% ~
39郾 6% ,而堆肥后为 30郾 1% ~ 56郾 6% ,综合来看,各
结合态 Zn 含量间呈现出此消彼长的变化趋势. 可
见,不论是否添加钝化剂,堆肥后均有利于 Zn 向有
效性相对较低的形态转化.
3摇 讨摇 摇 论
有机肥在高温堆制过程中,重金属 As、Cu 和 Zn
的总浓度都普遍升高,表现出较明显的“相对浓缩
效应冶,这与郑国砥等[3]和杨国义等[14]的研究结果
一致. 堆肥过程本质是一个生物化学降解过
程[4, 15],由于水分散失、CO2 和挥发性物质的挥发损
失,堆体变小引起堆料中重金属浓缩[11],从而导致
重金属浓度在堆肥后有所增加.然而理论上讲,同一
次堆肥中各重金属总浓度的增加倍数应该相同,但
实际操作中重金属总浓度变化的倍数却有所不
同[3] .本研究中的各堆肥处理均是一个单独的堆肥
体系,钝化剂种类及添加水平的不同可能会影响堆
肥过程中有机物的降解及挥发损失,从而影响各重
金属总浓度的变化.此外,各处理在堆肥后均能使重
金属 As、Zn 由有效性相对较高的形态向有效性相
对较低的形态转化.有研究表明,猪粪中常含有大量
的水溶性有机碳(DOC),其浓度的增加会提高某些
重金属的移动性和有效性[16-17],而猪粪经堆肥处理
后能够在一定程度上降低 DOC含量,进而降低某些
重金属的有效性[18] . 另外,堆肥过程是一个好气与
嫌气微生物共存的复杂体系,该过程中也发生着腐
殖化作用,形成的如胡敏酸等大分子可以提高对某
些重金属的络合能力,从而形成相对稳定的重金属
结合形态[19],最终使某些重金属元素由有效性较高
的结合形态向有效性较低的形态转化. 本研究中重
金属 Cu 表现出不同的变化趋势,即有效性较高的
可交换态 Cu 和有效性相对较低的残渣态 Cu 均有
所降低,而其他结合形态 Cu 含量增加.该结果可能
与 Cu 的吸附、络合能力及堆肥过程中的生物化学
反应等有关,具体原因仍需进一步研究,在今后的实
际应用中应注意其可能带来的环境风险.
本研究中,3 种重金属钝化剂对堆肥处理中重
金属 As、Cu和 Zn结合形态的变化有不同程度的影
响,其最佳钝化剂及添加量也因重金属种类而异.该
结果可能与该 3 种钝化剂的比表面积、离子交换能
力及其在堆肥过程中可能引起的生物反应等有关.
沸石、海泡石和膨润土的主要矿物组成为铝硅酸盐,
硅酸盐矿物中 Si4+可被 Al3+所取代,K+、Na+、Ca2+、
Mg2+等阳离子补偿过剩电荷从而吸附或络合于铝硅
酸盐中,而在溶液中这些阳离子通过与重金属离子
的交换作用,最终将重金属吸附或络合于该矿物
中[20-22] .沸石和海泡石颗粒表面还可以形成水合氧
化物覆盖层,表面呈负电性,有利于络合或吸附重金
属离子[20-21] .另外,沸石和海泡石具有较大的空腔
表面,对重金属离子具有较强的吸附能力[20,23] . Ed鄄
wards等[24]研究表明,采用 0郾 5% 、1%和 5%的沸石
处理使污染土壤中有效态重金属含量降低了42% ~
70% ,而海泡石在添加量为 4%时,能使污染土壤中
有效态 Zn 含量降低 95%以上[25] . 综合来看,本研
究中 5郾 0%的海泡石、7郾 5%的海泡石和 2郾 5%的膨
润土分别对堆肥中的 As、Cu 和 Zn 表现出最好的钝
化能力,钝化剂对重金属的钝化效果因其种类而异.
钝化剂作用重金属的具体机理及可能的影响因素,
如堆肥过程中的温度、水分、生物活性、pH、Eh 等可
能是影响该结果的主要原因,这有待于下一步研究
探讨.另外,本试验所选用的重金属钝化剂来源广
泛,资源丰富,价格适中,作为猪粪堆肥中某些重金
属的钝化剂是切实可行的,但在今后的研究中仍需
要对更多的钝化剂进行筛选,从而得到对某种或某
些重金属均具有较好钝化能力的钝化剂,为堆肥中
重金属的风险调控提供更多的方法与材料支持.
4摇 结摇 摇 论
在猪粪高温堆制过程中,重金属 As、Cu 和 Zn
的总浓度表现为普遍升高的趋势,即出现了较明显
的“相对浓缩效应冶.
猪粪高温堆制中,上述 3 种重金属的形态亦出
现不同的转化趋势,其中,As、Zn 表现出由有效性相
对较高的形态向有效性相对较低的形态转化的趋
势,而 Cu则表现出不同的变化趋势,应注意堆肥堆
制过程中可能带来的环境风险问题.
钝化剂的钝化效果因重金属的种类而异,本研
究中,5郾 0%的海泡石、7郾 5%的海泡石和 2郾 5%的膨
润土分别对堆肥中 As、Cu、Zn 具有较好的钝化效
果.
4662 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
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12
作者简介摇 何增明,男, 1963 年生,教授. 主要从事植物营
养、农业环境调控等研究,发表论文 20 余篇. E鄄mail:
hzming88@ 163. com
责任编辑摇 肖摇 红
566210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 何增明等: 好氧高温猪粪堆肥中重金属砷、铜、锌的形态变化及钝化剂的影响摇 摇 摇 摇