復(fù)合添加劑對(duì)污泥堆肥化重金屬形態(tài)及生物有效性的影響

孟國欣，查同剛*，鞏瀟，張曉霞，陳茜，劉崢，周金星

1. 北京林業(yè)大學(xué)水土保持學(xué)院，北京市水土保持工程技術(shù)研究中心，北京 100083；2. 北京圣海林生態(tài)環(huán)境科技股份有限公司，北京 100083

隨著中國城市化進(jìn)程不斷加快，城市污水處理過程中產(chǎn)生的污泥產(chǎn)量急劇增加，城市污泥處理已經(jīng)成為城市可持續(xù)發(fā)展亟待解決的主要問題之一（嚴(yán)迎燕，2016；徐福銀等，2015）。堆肥化土地利用是污泥資源化處置的最有效方式之一（Zhao et al.，2015；Wu et al.，2015；Wong et al.，2011）。好氧堆肥是一種較為常用的污泥處理方式（生駿等，2007），污泥經(jīng)過好氧堆肥可作為農(nóng)田肥料，其產(chǎn)生的腐殖質(zhì)能改善土壤結(jié)構(gòu)，保水固肥，提高農(nóng)作物產(chǎn)量（Viaene et al.，2016；李鐵民，2005；張宗國等，2004）。自然環(huán)境條件下，堆肥周期長、效果差、容易導(dǎo)致大量氮損失等，添加劑可以有效改善傳統(tǒng)堆肥方法的不足（吳孔陽等，2017；王陳絲絲等，2016）。常見的添加劑有粉煤灰、生石灰、黏土、鋼渣等。一方面粉煤灰和生石灰具有來源充分、價(jià)格較低等優(yōu)點(diǎn)，另一方面粉煤灰能夠鈍化重金屬Ni、Cr的交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)、Cd的交換態(tài)，且能提供多種營養(yǎng)元素、微量元素和稀缺元素，生石灰能夠鈍化重金屬 Zn、Cr、Pb的交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)（王曉利，2014）。在污泥堆肥過程中添加粉煤灰、生石灰等鈍化劑能將污泥中的重金屬由不穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)變成穩(wěn)定態(tài)（何瀚濤等，2012）。

不同的重金屬形態(tài)將直接影響重金屬的生物毒性和遷移能力，從而產(chǎn)生截然不同的環(huán)境效應(yīng)（孫軍等，2017；趙述華等，2014）。一般采用Tessier et al.（1979）的五步連續(xù)提取法進(jìn)行形態(tài)分析，其中，鐵錳氧化態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)被認(rèn)為是穩(wěn)定形態(tài)，交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)生物有效性較大，容易被作物吸收，具有一定的潛在危害性，被認(rèn)為是不穩(wěn)定形態(tài)（Lake et al.，1984）。以有效態(tài)重金屬作為重金屬污染程度指標(biāo)更能真實(shí)地反映區(qū)域土壤的實(shí)際污染狀況及生物毒性（Liang et al.，2016；張傳琦，2011）。因此，研究添加粉煤灰和生石灰堆肥對(duì)重金屬形態(tài)及生物有效性的影響，具有重要意義。

有關(guān)污泥堆肥過程中使用添加劑的研究較多并取得了重要進(jìn)展。Fang et al.（1999）通過向污泥中添加生石灰，發(fā)現(xiàn)Ni、Cu、Zn的濃度在堆肥結(jié)束后都有不同程度降低，并建議生石灰的最大添加量為污泥質(zhì)量的 1%。姚嵐等（2008）在污泥堆肥過程中分別加入粉煤灰、磷礦粉、沸石和草炭4種鈍化劑，有效地降低污泥中重金屬有效態(tài)含量，其中以粉煤灰的鈍化效果最為顯著。曾正中等（2011）研究表明，添加35%粉煤灰時(shí)，實(shí)驗(yàn)污泥堆肥后對(duì)Cu、Zn等具有明顯鈍化效果。目前，有關(guān)以粉煤灰和生石灰作為復(fù)合添加劑對(duì)污泥堆肥化影響的研究較少。本研究通過添加粉煤灰和生石灰堆肥化、使用不同堆肥的污泥盆栽玉米（Zea mays），探討污泥堆肥過程中重金屬形態(tài)變化及其機(jī)理，為粉煤灰和生石灰在污泥堆肥中的應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)。分析不同配比粉煤灰和生石灰堆肥化對(duì)玉米幼苗生長情況的影響，為污泥重金屬污染控制和污泥農(nóng)用、園林綠化使用等提供基礎(chǔ)資料。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

污泥取自北京市某污水處理廠脫水車間，經(jīng)自然風(fēng)干至含水率為 40%～50%時(shí)供堆肥使用；粉煤灰和生石灰均取自北京市某建筑工地；木屑來自北京林業(yè)大學(xué)國家級(jí)園林實(shí)驗(yàn)教學(xué)示范中心。各種材料的理化性質(zhì)和重金屬含量如表1和表2所示。

1.2 堆肥實(shí)驗(yàn)

堆肥實(shí)驗(yàn)以木屑為調(diào)節(jié)劑，粉煤灰和生石灰為穩(wěn)定劑，以不添加物料作為空白對(duì)照。60 d的堆肥處理分為兩個(gè)階段，一次發(fā)酵階段為15 d，堆肥裝置為由有效體積為80 L的發(fā)酵箱組成的3個(gè)模擬裝置，箱底多孔篩板覆有兩層紗網(wǎng)，將配制好的物料置于通風(fēng)良好、易于翻動(dòng)的編織袋中，每個(gè)發(fā)酵箱放置3個(gè)堆料袋。采用強(qiáng)制通風(fēng)好氧堆肥方式，使用熱風(fēng)機(jī)由下部篩板向上通風(fēng)供氧，通風(fēng)速率為0.4 m3·h-1，堆肥期間裝置內(nèi)最高溫度可達(dá)到50 ℃；二次發(fā)酵階段為期45 d，以自然堆放、隔日翻堆方式進(jìn)行通風(fēng)。堆肥物料配比詳見表3。

表1 供試材料理化性質(zhì)Table 1 The physical and chemical property of sewage test materials

表2 供試材料重金屬含量Table 2 Heavy metals content of sewage test materials

表3 堆肥物料配比Table 3 Composting material ratio

2016年3月10日開始堆肥，堆肥化過程中，前6天每隔2天取樣1次，第6天后每隔3天取樣1次，第15天后每隔6天取樣1次，第33天后每隔9天取樣1次。每次取樣150 g左右，每個(gè)處理各采集3個(gè)重復(fù)，共采集13次351個(gè)樣品。采用水土比5∶1測定pH值。取堆肥后物料，測定其含水率，將樣品經(jīng)自然風(fēng)干后研磨過篩（100目篩），采用 Tessier et al.（1979）五步連續(xù)浸取法，利用ACP-AES測定重金屬總量及各形態(tài)分量（戴亮等，2012）。

1.3 盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)與測定

2016年5月22日—9月2日，在北京林業(yè)大學(xué)國家級(jí)園林實(shí)驗(yàn)教學(xué)示范中心進(jìn)行盆栽試驗(yàn)。將9種污泥堆肥處理按照質(zhì)量比1∶10施入土壤中（八家苗圃壤土），以苗圃壤土作為對(duì)照進(jìn)行玉米（銀糯1號(hào)）苗期生物盆栽試驗(yàn)。試驗(yàn)選用250型（口徑23.5 cm）塑料花盆栽植玉米，每盆栽植3株，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)，共30盆。根據(jù)天氣情況和土壤干濕度，每隔2～3天澆水1一次，每盆每次澆灌等體積水（300 mL）。夏天由于氣溫高，水分蒸發(fā)快，澆水量在原來的基礎(chǔ)上多加100 mL，澆水時(shí)間一般選擇傍晚或清晨時(shí)分。

盆栽試驗(yàn)結(jié)束后，將所有苗木整株挖出，將地上部分與地下部分分開，先用自來水洗凈，再用去離子水沖洗晾干，將地上部分鮮樣取回后置于90 ℃烘箱中殺青0.5 h，70 ℃下烘至恒量，稱重后粉碎，將植株樣品過100目篩，混勻后裝袋備用。植物收獲后，將每盆植物收獲后的土壤充分混勻，鮮樣經(jīng)自然風(fēng)干后，過篩裝袋備用。

采用Tessier et al.（1979）五步連續(xù)浸取法，利用ACP-AES測定重金屬總量及各形態(tài)分量，包括不同處理盆栽前后土壤、收獲后玉米Zn、Cu、Cd、Ni總量及各形態(tài)分量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

運(yùn)用Excel 2016和SPSS 20.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析。對(duì)不同處理污泥 pH、重金屬總量、玉米地上部分干重、玉米重金屬含量、基質(zhì)中重金屬含量等進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA）和Duncan多重比較（α=0.05）；運(yùn)用 Excel 2016和Sigmaplot 12.5作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 堆肥化過程中pH值、溫度的變化

圖1 pH值隨堆肥時(shí)間的變化Fig. 1 pH changes with composting time

實(shí)驗(yàn)污泥的pH值隨堆肥時(shí)間的變化情況見圖1。堆肥0 d，隨著粉煤灰添加量增加，污泥pH值呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，SF25L1處理污泥 pH達(dá)到最大值7.03，比純污泥pH值高1.22個(gè)單位。堆肥污泥pH值整體呈現(xiàn)先上升（0～9 d），再穩(wěn)定（9～15 d），后略有下降（15～33 d），最后保持穩(wěn)定不變（33～60 d）的趨勢(shì)。

堆肥0 d，各處理污泥溫度均為36 ℃。堆肥過程中，處理SF25L1、SF35、SF35L1溫度升高較快，第4天均超過50 ℃（圖2）。處理S的溫度始終在40 ℃左右，其他8種處理污泥溫度超過50 ℃的天數(shù)排序?yàn)?SF25L1（29 d）＞SF25=SF15L1（27 d）＞SF35=SF35L1（23 d）＞SF15（18 d）＞SF5L1（12 d）＞SF5（6 d）。

2.2 重金屬總量變化

使用添加劑進(jìn)行污泥堆肥，單個(gè)處理堆肥前后Zn、Cu、Cd、Ni含量整體呈下降趨勢(shì)，但變化幅度不大（表4）。堆肥后，SF35L1處理污泥Zn、Cu、Cd、Ni含量分別達(dá)到最小值611.20、226.18、1.49、68.74 mg?kg-1，分別是 S 處理的 0.60、0.59、0.74、0.77倍；SF35L1處理污泥Zn含量顯著小于其他處理（P＜0.05）；SF5與 SF5L1、SF15與SF15L1、SF25與 SF25L1處理污泥 Zn含量差異顯著（P＜0.05）；添加 5%、15%、25%、35%粉煤灰的污泥 Zn含量分別是既添加等量粉煤灰又添加生石灰處理的 1.04、1.11、1.08、1.03 倍；SF15 與 SF15L1、SF25與SF25L1、SF35與SF35L1處理污泥Cu含量差異顯著（P＜0.05）；SF35和SF35L1處理污泥Cd含量顯著小于其他處理（P＜0.05）；SF25L1、SF35、SF35L1處理污泥Ni含量顯著小于其他處理（P＜0.05）；加入等量粉煤灰，添加生石灰對(duì)Cd、Ni含量影響不顯著（P＞0.05）。

圖2 溫度隨堆肥時(shí)間的變化Fig. 2 Temperature changes with composting time

表4 重金屬總量Table 4 Total heavy metals mg?kg-1

2.3 重金屬形態(tài)分析

各種重金屬元素的交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)占總量比例見圖3。Zn主要以殘?jiān)鼞B(tài)形式存在，殘?jiān)鼞B(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài) Zn所占比例分別介于 32.1%～45.8%、4.1%～9.6%、33.1%～36.6%之間，隨著粉煤灰添加量增加，3種形態(tài) Zn所占比例均逐漸增大；SF25L1處理的污泥，殘?jiān)鼞B(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)Zn所占比例分別達(dá)到最大值45.8%、9.6%；SF15L1處理的污泥，鐵錳氧化態(tài)Zn所占比例達(dá)到最大值36.6%。交換態(tài)、碳酸鹽態(tài) Zn所占比例分別介于 0.3%～1.5%、9.9%～28.9%之間，兩種形態(tài)Zn隨著粉煤灰添加量的增加逐漸減小，SF25L1處理的污泥，兩種形態(tài) Zn所占比例分別達(dá)到最小0.3%、9.9%。

Cu主要以有機(jī)結(jié)合態(tài)形式存在，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cu所占比例介于30.7%～68.1%之間，隨著粉煤灰添加量增加，整體呈下降趨勢(shì)，SF35L1處理污泥有機(jī)結(jié)合態(tài)Cu所占比例下降至30.7%。交換態(tài)、鐵錳結(jié)合態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài) Cu所占比例分別介于6.1%～29.5%、0.3%～1.5%、21.1%～42.6%之間，隨著粉煤灰添加量的增加，3種形態(tài)Cu所占比例整體呈現(xiàn)逐漸增大趨勢(shì)；SF15L1處理污泥，交換態(tài)Cu所占比例達(dá)到最大29.5%；SF35處理污泥，鐵錳結(jié)合態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài) Cu所占比例分別達(dá)到最大 1.5%、42.6%。碳酸鹽態(tài) Cu所占比例變化不大（2.4%～5.7%）。

Cd主要以殘?jiān)鼞B(tài)形式存在，殘?jiān)鼞B(tài)、鐵錳結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài) Cd所占比例分別介于 26.7%～48.3%、18.3%～27.9%、7.1%～12.0%之間，隨著粉煤灰添加量增加，3種形態(tài)所占比例均呈增大趨勢(shì)；SF25處理污泥，鐵錳結(jié)合態(tài)Cd所占比例達(dá)到最大值27.9%；SF25L1處理的污泥，殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd所占比例分別達(dá)到最大值48.3%、12.0%。交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)Cd所占比例分別介于0.0%～11.6%、14.8%～35.7%之間，增加粉煤灰的添加量，交換態(tài)、碳酸鹽態(tài) Cd所占比例整體呈現(xiàn)減小的趨勢(shì)；F35處理污泥，交換態(tài)Cd所占比例已降至檢測限以下；SF25L1處理污泥，碳酸鹽態(tài)Cd所占比例達(dá)到最小值14.8%。

Ni主要以殘?jiān)鼞B(tài)形式存在。殘?jiān)鼞B(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)Ni所占比例分別介于31.9%～61.8%、1.7%～5.2%之間，增加粉煤灰添加量，兩種形態(tài) Ni所占比例整體呈增大趨勢(shì)；SF25L1處理污泥，殘?jiān)鼞B(tài)Ni所占比例增大到61.8%；SF35處理污泥，有機(jī)結(jié)合態(tài)Ni所占比例達(dá)到最大值（5.2%）；鐵錳結(jié)合態(tài) Ni所占比例稍有下降，但變化不大（15.7%～25.5%）；交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài) Ni所占比例分別介于13.2%～24.3%、2.7%～16.6%之間，增加粉煤灰的添加量，兩種形態(tài)Ni所占比例整體呈現(xiàn)減小的趨勢(shì)，SF25L1處理的污泥，兩種形態(tài)Ni所占比例減小到13.2%、2.7%。

圖3 污泥重金屬形態(tài)Fig. 3 Distribution of heavy metal in sludge

2.4 不同處理方式下玉米生長情況

S處理玉米地上部分干重顯著大于對(duì)照（P＜0.05），隨著污泥中粉煤灰添加量增大，玉米地上部分干重先增加后減小，SF25L1處理玉米地上部分干重達(dá)到最大值21.2 g（圖4），繼續(xù)增加粉煤灰添加量，玉米地上部分干重開始減小，SF35L1處理玉米地上部分干重減小到最小值7.1 g，顯著小于 S處理玉米地上部分干重（P＜0.05）。SF25與SF25L1、SF35與SF35L1處理玉米地上部分干重差異顯著（P＜0.05），SF5與SF5L1、SF15與SF15L1處理玉米地上部分干重差異不顯著（P＞0.05）。

2.5 玉米對(duì)重金屬的吸收及盆栽后栽培基質(zhì)的重金屬含量

不同處理?xiàng)l件下，對(duì)照組玉米 Zn、Cu、Cd、Ni含量都表現(xiàn)為最低，S處理4種重金屬含量最高（表 5）。Zn在玉米中的含量都較高，整體表現(xiàn)為S＞SF5L1＞SF5＞SF15＞SF15L1＞SF25＞

圖4 玉米地上部干重Fig. 4 Dry weight of maize

表5 不同處理玉米和基質(zhì)的重金屬含量Table 5 Content of heavy metals of maize and substrate in different treatments mg?kg-1

SF35＞SF35L1＞SF25L1＞control，Zn 含量隨著粉煤灰添加量的增大而減小，SF25L1堆肥處理Zn（19.44 mg?kg-1）顯著小于其他堆肥處理（P＜0.05），但稍大于對(duì)照。SF25與SF25L1處理的玉米Zn含量差異顯著（P＜0.05），SF5與SF5L1、SF15與SF15L1、SF35與 SF35L1處理玉米 Zn含量差異不顯著（P＞0.05）。

Cu 含量整體表現(xiàn)為 S＞SF5＞SF15＞ SF15L1＞SF25＞SF5L1＞SF35＞SF35L1＞SF25L1＞control，S 處理玉米Cu含量顯著大于其他處理（P＜0.05），Cu含量隨著污泥中粉煤灰添加量的增大而逐漸減小，SF25L1處理玉米Cu含量最低，為13.73 mg?kg-1。SF15與 SF15L1處理玉米 Cu含量差異不顯著（P＞0.05），SF5 與 SF5L1、SF25 與 SF25L1、SF35與SF35L1處理玉米Zn含量差異不顯著（P＞0.05）。

Cd整體表現(xiàn)為S＞SF5=SF5L1= SF15L1＞SF15=SF35＞SF25＞SF35L1＞SF25L1＞control，對(duì)照組玉米Cd含量顯著小于其他處理（P＜0.05），S處理玉米Cd含量最大，隨著污泥中粉煤灰添加量增加，玉米Cd含量稍有下降，SF25L1處理玉米Cd含量最低（0.08 mg?kg-1）。添加生石灰對(duì)粉煤灰處理玉米 Cd含量影響不顯著（P＞0.05）。

Ni整體表現(xiàn)為 S＞SF5＞SF5L1＞SF15＞ SF15L1＞SF25＞SF35＞SF35L1＞SF25L1＞control，隨著污泥中粉煤灰添加量的增加，玉米 Ni含量逐漸下降，SF25L1處理玉米Ni下降至0.45 mg?kg-1，與對(duì)照組（0.39 mg?kg-1）差異不顯著（P＞0.05）。SF5 與 SF5L1、SF15與 SF15L1處理玉米 Ni含量差異顯著（P＜0.05），SF25與 SF25L1、SF35與 SF35L1處理玉米Ni含量差異不顯著（P＞0.05）。添加5%、15%、25%、35%粉煤灰處理玉米Ni含量分別是既添加等量粉煤灰又添加生石灰處理的 1.10、1.11、1.36、1.03倍。

玉米栽培過程中，只有極少部分重金屬被植物吸收，絕大多數(shù)殘留在基質(zhì)中。盆栽后各處理基質(zhì)Zn、Cu、Cd、Ni含量表現(xiàn)為對(duì)照組最低，S處理最高，基質(zhì)中重金屬含量隨著粉煤灰添加量的增加呈顯著遞減趨勢(shì)（表4）。SF25L1處理污泥基質(zhì)中Zn、Ni分別達(dá)到最小值 79.44、0.75 mg?kg-1；SF35L1處理污泥基質(zhì)中 Cu含量最?。?2.12 mg?kg-1）；SF15L1處理污泥Cd含量最小，為0.19 mg?kg-1，顯著小于其他處理（P ＜0.05）。

3 討論

污泥堆肥實(shí)際就是污泥穩(wěn)定化過程，可降解有機(jī)質(zhì)形成腐殖質(zhì)，有利于重金屬離子與腐殖質(zhì)形成有機(jī)結(jié)合態(tài)（雷勛杰等，2014；王曉利，2014）。潘玉等（2010）研究表明，污泥經(jīng)堆肥化，可明顯降低 Ni可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，生物有效性降低；Cd的不穩(wěn)定態(tài)略有下降，生物有效性在一定程度上得到降低；這在本試驗(yàn)中也得以驗(yàn)證，污泥經(jīng)堆肥化后其Cd和Ni的交換態(tài)和碳酸鹽態(tài)含量明顯降低。雷勛杰等（2014）研究表明，污泥堆肥化處理對(duì) Cu、Zn、Cd均具有鈍化作用。其中，Cu、Zn、Cd的可交換態(tài)比例均明顯下降；Cu和Cd的不穩(wěn)定態(tài)含量明顯降低，而Zn的不穩(wěn)定態(tài)變化不顯著。所以，堆肥化有利于這4種重金屬從生物有效性高的形態(tài)向低的形態(tài)轉(zhuǎn)化，堆肥化對(duì)Cu、Zn、Cd、Ni具有鈍化作用。本研究中，污泥堆肥化明顯降低了Zn的交換態(tài)，但重金屬Cu的變化與之不同，交換態(tài)Cu含量百分比顯著增加，而有機(jī)結(jié)合態(tài) Cu百分比顯著降低。研究發(fā)現(xiàn)，生污泥中Cu有機(jī)結(jié)合態(tài)是其主要存在形態(tài)，而污泥處置過程中會(huì)促使部分有機(jī)物分解，所以有機(jī)結(jié)合態(tài)Cu比例顯著降低。

當(dāng)加入粉煤灰，污泥堆肥化過程中形成的腐殖質(zhì)可與粉煤灰鐵猛氧化物或?qū)訝罟鹫兴猁}粘土礦物結(jié)合形成復(fù)雜的有機(jī)-無機(jī)膠體或團(tuán)粒物，有利于重金屬形成穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)。3種穩(wěn)定形態(tài)中，殘?jiān)鼞B(tài)最為穩(wěn)定，一般條件下難以遷移轉(zhuǎn)化，毒性也是最小的（Shikazono et al.，2012）。潘玉（2011）根據(jù)不穩(wěn)定態(tài)含量判斷粉煤灰的合適添加比例范圍為21%～28%。本研究結(jié)果證實(shí)，SF25L1處理污泥殘?jiān)鼞B(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài) Zn所占比例分別達(dá)到最大值45.8%、9.6%，交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)Zn所占比例分別達(dá)到最小0.3%、9.9%；殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd所占比例分別達(dá)到最大值 48.3%、12.0%，碳酸鹽態(tài)Cd所占比例達(dá)到最小值14.8%；殘?jiān)鼞B(tài)Ni所占比例增大到61.8%，交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)Ni所占比例分別減小到13.2%、2.7%。所以，施用25%粉煤灰和 1%生石灰處置污泥是一種較好的處置方式，最有利于重金屬由不穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)變成穩(wěn)定態(tài)。粉煤灰中含有大量的堿土金屬、堿金屬氧化物以及Fe2O3，加入到污泥中可提高污泥pH值，有利于重金屬離子形成碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵猛氧化物（王曉利，2014）。再者，pH值的大小對(duì)微生物的生長有重要影響，適宜的pH值可使微生物有效地發(fā)揮作用，某些吸附能力較強(qiáng)的微生物可以與污泥中重金屬的可交換態(tài)或碳酸鹽結(jié)合態(tài)以絡(luò)合方式結(jié)合，減弱重金屬的生物毒性及有效性。此外，粉煤灰內(nèi)孔較多，比表面積大，吸附能力強(qiáng)（莊明明，2011），可與微生物降解作用協(xié)同促進(jìn)重金屬的生物有效態(tài)向其穩(wěn)定態(tài)的轉(zhuǎn)換（傅金祥等，2009）。

Madrid et al.（2010）研究表明，污泥施加到石灰性土壤中，重金屬遷移不會(huì)對(duì)環(huán)境構(gòu)成嚴(yán)重危害。污泥中施加石灰能提高污泥pH值，一方面石灰通過增加土壤表面可變負(fù)電荷從而促進(jìn)土壤對(duì)Cd2+、Zn2+的吸附，另一方面可使 Cd2+、Zn2+水解為Cd(OH)+、Zn(OH)+，同時(shí)生成Cd、Zn碳酸化合物沉淀，減少了植物對(duì)Cd、Zn的吸收，從而有效降低污泥中碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd、Zn的含量（杜彩艷等，2007）。本研究結(jié)果也表明，污泥中分別加入等量粉煤灰（5%、15%、25%、35%），添加生石灰的污泥 pH分別是只添加粉煤灰的污泥的 1.05、1.23、1.01、1.07倍。生石灰加入污泥后與水反應(yīng)生成Ca(OH)2，提高了污泥的pH。生石灰對(duì)污泥中重金屬的鈍化作用，可能就是來源于生石灰的高pH值（程毅等，2012）。

盆栽后，大部分基質(zhì)中重金屬Zn、Cu、Cd含量均超過了《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618—1995）的Ⅰ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)（100、35、0.2 mg?kg-1），不宜直接投放到環(huán)境中，應(yīng)進(jìn)行多次利用。4種重金屬元素雖然都低于《農(nóng)用污泥中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)值》（GB4284-84），但Zn、Cu含量較高，在基質(zhì)的二次利用中，應(yīng)予以更多的關(guān)注。

4 結(jié)論

與對(duì)照相比，加入不同量粉煤灰進(jìn)行堆肥化，污泥中Zn、Cu、Cd、Ni含量差異顯著（P＜0.05）。加入等量粉煤灰，添加生石灰對(duì)Zn、Cu含量有一定影響，但對(duì) Cd、Ni沒有影響。因此，粉煤灰對(duì)污泥堆肥的穩(wěn)定化效果優(yōu)于生石灰。

添加粉煤灰和生石灰堆肥化有利于重金屬由不穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)變成穩(wěn)定態(tài)。一定范圍內(nèi)，添加量越大，效果越好。隨著粉煤灰添加量增加，殘?jiān)鼞B(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)Zn、Cd和殘?jiān)鼞B(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)Ni含量逐漸增大，Zn、Cd、Ni的交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)逐漸減小。其中，SF25L1處理污泥，殘?jiān)鼞B(tài)Zn、Cd、Ni所占比例分別達(dá)到最大值45.8%、48.3%、61.8%。

隨著污泥中粉煤灰添加量增大，玉米、盆栽基質(zhì)中4種重金屬含量均隨著粉煤灰添加量的增大呈減小趨勢(shì)，SF25L1處理污泥效果最為顯著。

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