混合物料厭氧發(fā)酵對(duì)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(xué)勝 林 飛 李玉成

(安徽大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，安徽 合肥 230601)

隨著我國(guó)集約化、規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展，畜禽糞便排放量快速增長(zhǎng)。為促進(jìn)畜禽生長(zhǎng)和防治疾病，重金屬元素被添加進(jìn)飼料中，且超過《飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 13078—2017)。然而畜禽通常對(duì)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(yīng)用于農(nóng)田是畜禽糞便經(jīng)濟(jì)高效的資源化處理途徑，然而畜禽糞便有機(jī)肥的連續(xù)大量施用，會(huì)將大量外部重金屬元素帶入土壤，造成重金屬積累，進(jìn)而影響農(nóng)產(chǎn)品安全[1-3]。為降低豬糞農(nóng)用風(fēng)險(xiǎn)，厭氧發(fā)酵被廣泛應(yīng)用于規(guī)?；B(yǎng)豬場(chǎng)糞便污染治理，該技術(shù)不僅可以提供清潔的生物質(zhì)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(fā)酵的重金屬鈍化效率仍然較低。在畜禽糞便厭氧發(fā)酵過程中添加其他物料進(jìn)行混合厭氧發(fā)酵可調(diào)節(jié)底物的C/N，促進(jìn)發(fā)酵效率，還能通過改變厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中溶解性有機(jī)質(zhì)(DOM)，進(jìn)而影響畜禽糞便中重金屬生物有效性。據(jù)資料顯示，我國(guó)主要作物秸稈產(chǎn)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(zhì)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(jié)合點(diǎn)[9]。VAFAKHAH等[10]研究了玉米芯和玉米秸稈的多孔和管狀結(jié)構(gòu)及其對(duì)溶液中金屬離子的吸附能力；DANG等[11]的研究結(jié)果表明，小麥秸稈對(duì)Cd2+和Cu2+具有吸附作用且吸附機(jī)理為化學(xué)吸附；董婧等[12]的研究結(jié)果顯示，農(nóng)林廢棄物直接或經(jīng)改性后可作為重金屬吸附劑，對(duì)Pb2+的吸附容量有顯著提高。藍(lán)藻含豐富的有機(jī)質(zhì)，是一種生物質(zhì)資源，厭氧發(fā)酵可以使秸稈和藍(lán)藻轉(zhuǎn)化為清潔能源[13]。江江等[14]研究發(fā)現(xiàn)，藍(lán)藻腐殖化對(duì)重金屬的吸附/釋放產(chǎn)生影響，藍(lán)藻死亡機(jī)體提供大量DOM，增加環(huán)境中有機(jī)質(zhì)含量，改變體系的微生物結(jié)構(gòu)等，對(duì)重金屬的釋放作用產(chǎn)生復(fù)雜的耦合效應(yīng)。

目前對(duì)豬糞和其他物料混合厭氧發(fā)酵的研究主要集中在產(chǎn)氣特性、比例控制等方面[15-17]，然而針對(duì)混合物料厭氧發(fā)酵對(duì)豬糞重金屬影響的研究鮮有報(bào)道。本研究以小麥秸稈、藍(lán)藻為調(diào)理劑與豬糞進(jìn)行混合厭氧發(fā)酵，并結(jié)合三維熒光光譜法，探討了混合物料厭氧發(fā)酵對(duì)沼渣、沼液中Cu、Zn的影響，從而篩選出鈍化效果最優(yōu)的物料組合。

1 材料與方法

1.1 供試材料

底物：藍(lán)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(yǎng)豬場(chǎng)，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(nóng)場(chǎng)，曬干后剪至1～2 cm待用。接種物：厭氧顆粒污泥(加快發(fā)酵啟動(dòng)速度和提高厭氧發(fā)酵速率)，購(gòu)自宿州某食品公司，取回后浸入實(shí)驗(yàn)室配制好的葡萄糖溶液中，35 ℃厭氧馴化15 d后投入試驗(yàn)。底物與接種物的基本理化性質(zhì)如表1所示。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

根據(jù)以往研究，采用中溫((35±1) ℃)發(fā)酵，且接種物量為30%(體積分?jǐn)?shù)，基于發(fā)酵體積)， pH為6.5～7.8時(shí)厭氧發(fā)酵效果最好[18]。試驗(yàn)共設(shè)1個(gè)空白對(duì)照組(豬糞單一發(fā)酵(CK))和2個(gè)試驗(yàn)組(豬糞+小麥秸稈(ZJ)、豬糞+藍(lán)藻(ZL))，不同發(fā)酵底物的最佳物料比不同，因此3組試驗(yàn)條件都按照最佳發(fā)酵條件設(shè)置，CK中TS=8.00%[19]；ZJ中TS=8.00%，按照C/N=21.00調(diào)節(jié)豬糞秸稈物料比[20]；ZL中TS=2.90%，藍(lán)藻∶豬糞(質(zhì)量比)=2∶1[21]。每種處理設(shè)置兩組平行，發(fā)酵持續(xù)時(shí)間為35 d。以下討論都基于各試驗(yàn)組在最佳發(fā)酵條件下進(jìn)行。

1.3 分析方法

1.3.1 常規(guī)指標(biāo)測(cè)定

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

1.3.2 重金屬測(cè)定

沼液重金屬總量采用微波消解法進(jìn)行預(yù)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(zhì)量分?jǐn)?shù))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(jìn)行消解。待消解完畢將罐內(nèi)消解液移至50 mL燒杯中，用電熱板在亞沸狀態(tài)下加熱濃縮)；沼渣重金屬形態(tài)用Tessier法提?。徽釉亟饘偕镉行詼y(cè)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(tài)的 Cu、Zn含量均用金屬元素分析儀(AA700)測(cè)定。

1.3.3 DOM測(cè)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(jì)進(jìn)行三維熒光光譜掃描，設(shè)置激發(fā)光及發(fā)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(fā)波長(zhǎng)200～500 nm、發(fā)射波長(zhǎng)250～600 nm。

表1 供試材料的基本理化性質(zhì)1)

熒光峰相應(yīng)位置(由激發(fā)波長(zhǎng)和發(fā)射波長(zhǎng)確定)反映DOM的組分，其中不同特征熒光峰的強(qiáng)弱反映該物質(zhì)的相對(duì)含量，在各組分熒光峰相應(yīng)位置內(nèi)的最大熒光強(qiáng)度，代表該物質(zhì)的相對(duì)濃度水平。

2 結(jié)果與分析

2.1 沼渣Cu、Zn變化

由圖1可以看出，厭氧發(fā)酵后Cu、Zn的形態(tài)分布變化明顯，與ZF相比，ZL的殘?jiān)鼞B(tài)Cu和Zn分別減少了1.90百分點(diǎn)、0.76百分點(diǎn)；可交換態(tài)Cu和Zn分別增加了1.89百分點(diǎn)、0.53百分點(diǎn)。由表2可以看出，厭氧發(fā)酵后，Cu、Zn生物有效性發(fā)生變化，ZL生物有效性升高，兩種方法研究結(jié)果表現(xiàn)出相似規(guī)律。說明豬糞、藍(lán)藻混合厭氧發(fā)酵導(dǎo)致Cu、Zn的活性增加，厭氧狀態(tài)下死亡的藍(lán)藻使得重金屬的毒害作用增加[23]。厭氧發(fā)酵后，系統(tǒng)中pH降低，H+等陽(yáng)離子阻礙帶正電荷的重金屬離子與有機(jī)物的吸附絡(luò)合，并直接影響重金屬的溶解與沉淀平衡，造成厭氧發(fā)酵后重金屬可交換態(tài)含量增加，殘?jiān)鼞B(tài)含量降低，重金屬毒性增大。

由圖1可知，與ZF相比，CK的殘?jiān)鼞B(tài)Cu和Zn分別增加了5.26百分點(diǎn)和2.03百分點(diǎn)，可交換態(tài)Cu和Zn分別減少了3.76百分點(diǎn)和0.26百分點(diǎn)；ZJ的殘?jiān)鼞B(tài)Cu和Zn分別增加了8.17百分點(diǎn)和4.06百分點(diǎn)，可交換態(tài)Cu和Zn分別減少了4.50百分點(diǎn)和1.44百分點(diǎn)，說明CK和ZJ對(duì)重金屬鈍化具有促進(jìn)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(yàn)組生物有效性研究結(jié)果與形態(tài)變化結(jié)果表現(xiàn)出相似規(guī)律，進(jìn)一步驗(yàn)證了豬糞、小麥秸稈混合厭氧發(fā)酵最有利于Cu、Zn向穩(wěn)定態(tài)的方向轉(zhuǎn)化。厭氧發(fā)酵時(shí)，厭氧環(huán)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(chǎn)物與重金屬發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，從而使重金屬鈍化，活性降低[24]。重金屬的毒性效應(yīng)及遷移能力與環(huán)境中有機(jī)質(zhì)有關(guān)，厭氧發(fā)酵中底物降解產(chǎn)生大量有機(jī)質(zhì)，其通過吸附絡(luò)合等作用固定重金屬，并使重金屬穩(wěn)定儲(chǔ)存于沼渣中。其中ZJ鈍化效果最好，這主要是因?yàn)閰捬醢l(fā)酵過程中，小麥秸稈表面致密的角質(zhì)蠟狀膜、木質(zhì)素、纖維素、半纖維素等結(jié)構(gòu)被破壞，更多的活性官能團(tuán)裸露，這些官能團(tuán)可與重金屬離子發(fā)生反應(yīng)使其轉(zhuǎn)化為更難遷移轉(zhuǎn)化的形態(tài)，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(shí)現(xiàn)，故測(cè)定沼液重金屬總量的變化對(duì)后期有機(jī)肥中重金屬去除的研究具有一定意義。由表3得到，厭氧發(fā)酵后各試驗(yàn)組沼液中Cu、Zn含量明顯升高，說明厭氧發(fā)酵處理對(duì)重金屬轉(zhuǎn)移到沼液中具有促進(jìn)作用。厭氧發(fā)酵過程中底物降解產(chǎn)生大量有機(jī)質(zhì)，其對(duì)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(tài)時(shí),底物中高價(jià)鐵、錳的還原反應(yīng)促進(jìn)與之結(jié)合的重金屬釋放到環(huán)境中[25]。其中，ZL沼液中重金屬濃度增加率最高，藍(lán)藻腐殖化過程中藻細(xì)胞結(jié)構(gòu)變化提供大量DOM，對(duì)重金屬的釋放具有促進(jìn)作用。ZL厭氧發(fā)酵后系統(tǒng)中pH下降，影響重金屬的溶解與沉淀平衡，游離態(tài)重金屬離子濃度升高。ZJ沼液中Cu、Zn質(zhì)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(fā)酵過程中部分降解成細(xì)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(jù)《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5084—2005)，Cu、Zn的限量值分別為1、2 mg/L，厭氧發(fā)酵后CK、ZJ試驗(yàn)組沼液中Cu、Zn含量均超標(biāo)，因此，CK、ZJ厭氧發(fā)酵后沼液必須經(jīng)過處理才能施用于農(nóng)田。

2.3 沼液DOM熒光光譜

DOM主要由腐殖質(zhì)類物質(zhì)(富里酸等)及類蛋白類物質(zhì)(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(fā)生絡(luò)合作用，因此可作為重金屬的遷移載體，進(jìn)而影響重金屬離子的遷移轉(zhuǎn)化和生物有效性。

結(jié)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(qū)類色氨酸物質(zhì)，峰B代表可見光區(qū)類色氨酸物質(zhì)，峰C代表紫外區(qū)類富里酸物質(zhì)，峰D1、D2代表可見光區(qū)類富里酸物質(zhì)，峰E代表紫外區(qū)類酪氨酸物質(zhì)，峰F代表可見光區(qū)類酪氨酸物質(zhì)。厭氧發(fā)酵前CK、ZJ都含類富里酸物質(zhì)特征熒光峰C、D1、D2和類色氨酸物質(zhì)特征熒光峰A、B；厭氧發(fā)酵后CK、ZJ可見光區(qū)類色氨酸物質(zhì)特征熒光峰B消失。ZL厭氧發(fā)酵前后都含有類酪氨酸物質(zhì)特征熒光峰E、F。

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

表3 沼液中Cu、Zn質(zhì)量濃度變化

表4 沼液DOM特征熒光峰強(qiáng)度

圖2 DOM熒光光譜

2.4 相關(guān)分析

DOM與重金屬的溶解度和遷移性相關(guān)，DOM可作為水環(huán)境與其他介質(zhì)中重金屬遷移的載體[28]。張彥[29]研究發(fā)現(xiàn)，DOM對(duì)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(tuán)，通過絡(luò)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(fā)酵前后特征熒光峰總強(qiáng)度差值、類蛋白物質(zhì)特征熒光峰強(qiáng)度差值和沼液Cu質(zhì)量濃度增加率的皮爾遜相關(guān)系數(shù)均為-0.998，皆存在顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。厭氧發(fā)酵前后特征熒光峰總強(qiáng)度差值、類蛋白物質(zhì)特征熒光峰強(qiáng)度差值和沼渣Cu、Zn生物有效性下降率均呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。沼渣Cu和Zn生物有效性下降率之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系。

3 結(jié) 語(yǔ)

(1) 厭氧發(fā)酵后，CK、ZJ沼渣Cu、Zn殘?jiān)鼞B(tài)增加，生物有效性均明顯降低， 而ZL殘?jiān)鼞B(tài)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(duì)Cu、Zn鈍化效果最優(yōu)，可有效降低豬糞中重金屬生物有效性。

表5 皮爾遜相關(guān)性分析1)

(2) 厭氧發(fā)酵后，各試驗(yàn)組沼液中Cu、Zn含量顯著升高。

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