混合物料厭氧發酵對沼渣、沼液中重金屬Cu、Zn的鈍化作用*

童 巧 趙曉海 劉丙祥 王 寧 張學勝 林 飛 李玉成

(安徽大學資源與環境工程學院，安徽 合肥 230601)

隨著我國集約化、規?；笄蒺B殖業的快速發展，畜禽糞便排放量快速增長。為促進畜禽生長和防治疾病，重金屬元素被添加進飼料中，且超過《飼料衛生標準》(GB 13078—2017)。然而畜禽通常對重金屬微量元素的吸收利用率較低，飼料中重金屬大多隨著畜禽糞便排出。應用于農田是畜禽糞便經濟高效的資源化處理途徑，然而畜禽糞便有機肥的連續大量施用，會將大量外部重金屬元素帶入土壤，造成重金屬積累，進而影響農產品安全[1-3]。為降低豬糞農用風險，厭氧發酵被廣泛應用于規模化養豬場糞便污染治理，該技術不僅可以提供清潔的生物質能源，還可以降低豬糞中重金屬的生物有效性[4-7]。

然而，單一豬糞厭氧發酵的重金屬鈍化效率仍然較低。在畜禽糞便厭氧發酵過程中添加其他物料進行混合厭氧發酵可調節底物的C/N，促進發酵效率，還能通過改變厭氧發酵系統中溶解性有機質(DOM)，進而影響畜禽糞便中重金屬生物有效性。據資料顯示，我國主要作物秸稈產量每年約8億t[8]。秸稈含有大量的纖維素、半纖維素以及部分木質素等，這些化合物含有大量的活性羥基，可為重金屬離子提供天然的結合點[9]。VAFAKHAH等[10]研究了玉米芯和玉米秸稈的多孔和管狀結構及其對溶液中金屬離子的吸附能力；DANG等[11]的研究結果表明，小麥秸稈對Cd2+和Cu2+具有吸附作用且吸附機理為化學吸附；董婧等[12]的研究結果顯示，農林廢棄物直接或經改性后可作為重金屬吸附劑，對Pb2+的吸附容量有顯著提高。藍藻含豐富的有機質，是一種生物質資源，厭氧發酵可以使秸稈和藍藻轉化為清潔能源[13]。江江等[14]研究發現，藍藻腐殖化對重金屬的吸附/釋放產生影響，藍藻死亡機體提供大量DOM，增加環境中有機質含量，改變體系的微生物結構等，對重金屬的釋放作用產生復雜的耦合效應。

目前對豬糞和其他物料混合厭氧發酵的研究主要集中在產氣特性、比例控制等方面[15-17]，然而針對混合物料厭氧發酵對豬糞重金屬影響的研究鮮有報道。本研究以小麥秸稈、藍藻為調理劑與豬糞進行混合厭氧發酵，并結合三維熒光光譜法，探討了混合物料厭氧發酵對沼渣、沼液中Cu、Zn的影響，從而篩選出鈍化效果最優的物料組合。

1 材料與方法

1.1 供試材料

底物：藍藻，取自合肥巢湖，剔除雜物置于-20 ℃的冰箱保存；豬糞，取自合肥肥東某養豬場，取新鮮豬糞尿混合物，剔除雜物置于-20 ℃冰箱保存；小麥秸稈，取自合肥肥西某農場，曬干后剪至1～2 cm待用。接種物：厭氧顆粒污泥(加快發酵啟動速度和提高厭氧發酵速率)，購自宿州某食品公司，取回后浸入實驗室配制好的葡萄糖溶液中，35 ℃厭氧馴化15 d后投入試驗。底物與接種物的基本理化性質如表1所示。

1.2 試驗設計

根據以往研究，采用中溫((35±1) ℃)發酵，且接種物量為30%(體積分數，基于發酵體積)， pH為6.5～7.8時厭氧發酵效果最好[18]。試驗共設1個空白對照組(豬糞單一發酵(CK))和2個試驗組(豬糞+小麥秸稈(ZJ)、豬糞+藍藻(ZL))，不同發酵底物的最佳物料比不同，因此3組試驗條件都按照最佳發酵條件設置，CK中TS=8.00%[19]；ZJ中TS=8.00%，按照C/N=21.00調節豬糞秸稈物料比[20]；ZL中TS=2.90%，藍藻∶豬糞(質量比)=2∶1[21]。每種處理設置兩組平行，發酵持續時間為35 d。以下討論都基于各試驗組在最佳發酵條件下進行。

1.3 分析方法

1.3.1 常規指標測定

采用烘干法(105 ℃)測定TS；灼燒法(600 ℃)測定VS；TOC和TN使用元素分析儀(Vario MACRO cube)測定；pH 用pH 計(Starter 3C)測定；有機質用重鉻酸鉀容量法/外加熱法測定。

1.3.2 重金屬測定

沼液重金屬總量采用微波消解法進行預處理(取25 mL混合均勻的沼液于微波消解罐中，加入1.0 mL 30%(質量分數)過氧化氫溶液和5.0 mL濃硝酸后放入微波消解儀(ETHOS UP)中進行消解。待消解完畢將罐內消解液移至50 mL燒杯中，用電熱板在亞沸狀態下加熱濃縮)；沼渣重金屬形態用Tessier法提??；沼渣重金屬生物有效性測定采用醋酸銨提取法提取(取1 g樣品加入10 mL配置好的1 mol/L醋酸銨溶液，在25 ℃下以200 r/min的速度放在搖床上振蕩2 h)[22]；消解液及各提取液中各形態的 Cu、Zn含量均用金屬元素分析儀(AA700)測定。

1.3.3 DOM測定

沼液以6 000 r/min速度離心20 min后過0.45 μm濾膜，再將稀釋50倍后樣品放入四面石英比色皿中采用F-4600型熒光分光光度計進行三維熒光光譜掃描，設置激發光及發射光的帶通均為5 nm，掃描速度為1 200 nm/min，掃描范圍為激發波長200～500 nm、發射波長250～600 nm。

表1 供試材料的基本理化性質1)

熒光峰相應位置(由激發波長和發射波長確定)反映DOM的組分，其中不同特征熒光峰的強弱反映該物質的相對含量，在各組分熒光峰相應位置內的最大熒光強度，代表該物質的相對濃度水平。

2 結果與分析

2.1 沼渣Cu、Zn變化

由圖1可以看出，厭氧發酵后Cu、Zn的形態分布變化明顯，與ZF相比，ZL的殘渣態Cu和Zn分別減少了1.90百分點、0.76百分點；可交換態Cu和Zn分別增加了1.89百分點、0.53百分點。由表2可以看出，厭氧發酵后，Cu、Zn生物有效性發生變化，ZL生物有效性升高，兩種方法研究結果表現出相似規律。說明豬糞、藍藻混合厭氧發酵導致Cu、Zn的活性增加，厭氧狀態下死亡的藍藻使得重金屬的毒害作用增加[23]。厭氧發酵后，系統中pH降低，H+等陽離子阻礙帶正電荷的重金屬離子與有機物的吸附絡合，并直接影響重金屬的溶解與沉淀平衡，造成厭氧發酵后重金屬可交換態含量增加，殘渣態含量降低，重金屬毒性增大。

由圖1可知，與ZF相比，CK的殘渣態Cu和Zn分別增加了5.26百分點和2.03百分點，可交換態Cu和Zn分別減少了3.76百分點和0.26百分點；ZJ的殘渣態Cu和Zn分別增加了8.17百分點和4.06百分點，可交換態Cu和Zn分別減少了4.50百分點和1.44百分點，說明CK和ZJ對重金屬鈍化具有促進作用。由表2可以看出，CK、ZJ沼渣中Cu、Zn生物有效性均降低，其中ZJ的Cu、Zn生物有效性下降率最高。各試驗組生物有效性研究結果與形態變化結果表現出相似規律，進一步驗證了豬糞、小麥秸稈混合厭氧發酵最有利于Cu、Zn向穩定態的方向轉化。厭氧發酵時，厭氧環境中各種微生物作為生物鈍化劑，微生物通過吸附、吸收利用或通過代謝產物與重金屬發生絡合反應，從而使重金屬鈍化，活性降低[24]。重金屬的毒性效應及遷移能力與環境中有機質有關，厭氧發酵中底物降解產生大量有機質，其通過吸附絡合等作用固定重金屬，并使重金屬穩定儲存于沼渣中。其中ZJ鈍化效果最好，這主要是因為厭氧發酵過程中，小麥秸稈表面致密的角質蠟狀膜、木質素、纖維素、半纖維素等結構被破壞，更多的活性官能團裸露，這些官能團可與重金屬離子發生反應使其轉化為更難遷移轉化的形態，提高其鈍化率。

注：ZF代表豬糞原料。

表2 沼渣中Cu、Zn生物有效性變化

2.2 沼液重金屬含量變化

液體中重金屬的去除相較于固體更易實現，故測定沼液重金屬總量的變化對后期有機肥中重金屬去除的研究具有一定意義。由表3得到，厭氧發酵后各試驗組沼液中Cu、Zn含量明顯升高，說明厭氧發酵處理對重金屬轉移到沼液中具有促進作用。厭氧發酵過程中底物降解產生大量有機質，其對重金屬有一定溶出釋放作用，降解率越高則底物中重金屬溶出釋放率越高。厭氧狀態時,底物中高價鐵、錳的還原反應促進與之結合的重金屬釋放到環境中[25]。其中，ZL沼液中重金屬濃度增加率最高，藍藻腐殖化過程中藻細胞結構變化提供大量DOM，對重金屬的釋放具有促進作用。ZL厭氧發酵后系統中pH下降，影響重金屬的溶解與沉淀平衡，游離態重金屬離子濃度升高。ZJ沼液中Cu、Zn質量濃度增加率皆高于CK，ZJ降解率高于CK，沼渣中重金屬溶出釋放率更高，且小麥秸稈在厭氧發酵過程中部分降解成細小的絮狀物漂浮于液體中，部分重金屬通過吸附被帶入液體中。

根據《農田灌溉水質標準》(GB 5084—2005)，Cu、Zn的限量值分別為1、2 mg/L，厭氧發酵后CK、ZJ試驗組沼液中Cu、Zn含量均超標，因此，CK、ZJ厭氧發酵后沼液必須經過處理才能施用于農田。

2.3 沼液DOM熒光光譜

DOM主要由腐殖質類物質(富里酸等)及類蛋白類物質(色氨酸、酪氨酸等)等組成。研究表明，DOM與重金屬離子之間易發生絡合作用，因此可作為重金屬的遷移載體，進而影響重金屬離子的遷移轉化和生物有效性。

結合前人研究成果[26-27]，從圖2可以看出，主要有6種不同類型的熒光峰，峰A代表紫外區類色氨酸物質，峰B代表可見光區類色氨酸物質，峰C代表紫外區類富里酸物質，峰D1、D2代表可見光區類富里酸物質，峰E代表紫外區類酪氨酸物質，峰F代表可見光區類酪氨酸物質。厭氧發酵前CK、ZJ都含類富里酸物質特征熒光峰C、D1、D2和類色氨酸物質特征熒光峰A、B；厭氧發酵后CK、ZJ可見光區類色氨酸物質特征熒光峰B消失。ZL厭氧發酵前后都含有類酪氨酸物質特征熒光峰E、F。

DOM中特征熒光峰強度反映該物質的相對含量，由表4可以看出，CK、ZJ、ZL 3組試驗厭氧發酵后沼液中DOM特征熒光峰總強度都低于厭氧發酵前，說明厭氧發酵過程存在DOM的降解與轉化作用。腐殖類物質難降解，而類蛋白物質是易降解物質。厭氧發酵后類蛋白物質特征熒光峰B消失，且類蛋白物質特征熒光峰強度顯著降低，腐殖類物質特征熒光峰強度小幅下降，說明在厭氧發酵過程中類蛋白物質被大量降解，腐殖類物質利用率較低。

表3 沼液中Cu、Zn質量濃度變化

表4 沼液DOM特征熒光峰強度

圖2 DOM熒光光譜

2.4 相關分析

DOM與重金屬的溶解度和遷移性相關，DOM可作為水環境與其他介質中重金屬遷移的載體[28]。張彥[29]研究發現，DOM對Cu在水相和沉積物中的分配有影響，有利于重金屬在固液兩相中遷移。DOM含有—COOH、—OH、—C=O等官能團，通過絡合、離子交換、吸附、螯合等作用影響重金屬離子的生物有效性[30]。

由表5分析得出，厭氧發酵前后特征熒光峰總強度差值、類蛋白物質特征熒光峰強度差值和沼液Cu質量濃度增加率的皮爾遜相關系數均為-0.998，皆存在顯著負相關關系。厭氧發酵前后特征熒光峰總強度差值、類蛋白物質特征熒光峰強度差值和沼渣Cu、Zn生物有效性下降率均呈顯著負相關關系。沼渣Cu和Zn生物有效性下降率之間存在極顯著正相關關系。

3 結 語

(1) 厭氧發酵后，CK、ZJ沼渣Cu、Zn殘渣態增加，生物有效性均明顯降低， 而ZL殘渣態減少，生物有效性升高。其中，ZJ沼渣生物有效性下降率最高。ZJ對Cu、Zn鈍化效果最優，可有效降低豬糞中重金屬生物有效性。

表5 皮爾遜相關性分析1)

(2) 厭氧發酵后，各試驗組沼液中Cu、Zn含量顯著升高。

(3) 各試驗組厭氧發酵后特征熒光峰總強度降低，類蛋白物質特征熒光峰強度明顯降低。DOM含量、組分結構的變化影響重金屬在沼渣和沼液中的分配及生物有效性。