電子廢棄物拆解污染土壤施用污泥發(fā)酵渣對(duì)香根草吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬的影響

郭江山，顧衛(wèi)華，3，白建峰*，董濱，莊緒寧，趙靜，王景偉

（1.上海第二工業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，上海 201209；2.同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092；3.浙江工業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，杭州 310014）

近年來(lái)，電子廢棄物的產(chǎn)生量隨著電子產(chǎn)品的大量使用而劇增。由于人為不規(guī)范的拆解，電子廢棄物被隨意傾倒或填埋，造成拆解場(chǎng)地周邊地下水和土壤污染。有研究表明，電子廢棄物拆解場(chǎng)地存在多種重金屬與有機(jī)污染物的復(fù)合污染，這些污染物最終導(dǎo)致拆解場(chǎng)地植被被破壞等生態(tài)環(huán)境問(wèn)題的發(fā)生。例如：張昱等通過(guò)調(diào)查和計(jì)算獲得了浙江臺(tái)州某拆解地的土壤重金屬污染指數(shù)，發(fā)現(xiàn)Cd、Cu、Pb、Zn為重度污染；顧衛(wèi)華等量化了拆解地土壤中多環(huán)芳烴的含量及其對(duì)人體健康造成的風(fēng)險(xiǎn)，發(fā)現(xiàn)存在強(qiáng)烈的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。由于過(guò)高的污染物濃度以及貧瘠的土壤養(yǎng)分條件，拆解場(chǎng)土壤依靠自身?xiàng)l件很難快速地進(jìn)行植被恢復(fù)，因此大多數(shù)場(chǎng)地在植被恢復(fù)前期需要輔以人工措施，其中增加養(yǎng)分含量是土壤植被恢復(fù)的重要基礎(chǔ)。

污泥好氧發(fā)酵是污泥穩(wěn)定化處理的方式之一，是指污泥中的有機(jī)質(zhì)在微生物作用下分解并轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)的過(guò)程。在該過(guò)程中，污泥中的有機(jī)質(zhì)礦化分解，腐殖質(zhì)大量形成，重金屬的生物有效性降低。污泥發(fā)酵產(chǎn)物一方面富含氮、磷、鉀等養(yǎng)分元素，另一方面腐殖質(zhì)中特殊結(jié)構(gòu)的官能團(tuán)可改善土壤理化性質(zhì)并穩(wěn)定土壤重金屬，這為加速植被恢復(fù)提供了有利條件。目前已有研究采用盆栽或場(chǎng)地試驗(yàn)通過(guò)植物發(fā)芽率、生物量、莖根比、葉綠素含量等指標(biāo)進(jìn)行了定量評(píng)估，發(fā)現(xiàn)污泥發(fā)酵產(chǎn)物可以顯著促進(jìn)植物生長(zhǎng)。因此，污泥好氧發(fā)酵還田是實(shí)現(xiàn)污泥資源化利用和土壤植被恢復(fù)的雙贏選擇。

重金屬污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)包括植物萃取和植物穩(wěn)定，前者主要利用根系分泌物的酸化作用吸收重金屬，適用于低、中度污染土壤，而后者主要利用根系分泌物的螯合、沉淀作用穩(wěn)定重金屬，適用于重度污染土壤。香根草（）屬多年生大型草本植物，具有生物量大、根系發(fā)達(dá)、適應(yīng)性強(qiáng)、生長(zhǎng)周期短及經(jīng)濟(jì)價(jià)值高等優(yōu)點(diǎn)，可充當(dāng)污染土壤植被恢復(fù)的先鋒植物。雖然目前已有學(xué)者對(duì)污泥發(fā)酵產(chǎn)物以及香根草應(yīng)用于礦山生態(tài)修復(fù)進(jìn)行了相關(guān)研究，但對(duì)高濃度、多種類(lèi)重金屬污染的電子廢棄物拆解地土壤的修復(fù)研究卻鮮有報(bào)道。鑒于此，本研究以電子廢棄物拆解污染土壤為研究對(duì)象，通過(guò)盆栽試驗(yàn)解析添加不同劑量的污泥好氧發(fā)酵渣對(duì)土壤養(yǎng)分、重金屬形態(tài)、香根草重金屬吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)等的影響，以期為污泥發(fā)酵產(chǎn)物在電子廢棄物拆解污染土壤生態(tài)修復(fù)中的應(yīng)用提供理論依據(jù)和實(shí)踐參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自浙江省臺(tái)州市路橋區(qū)某場(chǎng)地（長(zhǎng)約6 m、寬約4 m），該地曾人為集中堆放和無(wú)序拆解電子廢棄物。根據(jù)《土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范》（HJ/T 166—2004），將該場(chǎng)地以“3×2”的方式劃分6個(gè)面積相等的單元，采集每單元的表層土壤（0～20 cm）50 kg。土樣采集后混勻，自然風(fēng)干，移除其中的動(dòng)植物碎屑，并篩分至＜2 mm，常溫儲(chǔ)存?zhèn)溆?。試?yàn)所用污泥來(lái)自常州市某污水處理廠，將污泥與秸稈等原材料按一定比例混合后堆入高溫反應(yīng)器，以7 d為一個(gè)周期進(jìn)行翻堆，49 d后獲得發(fā)酵渣。用破碎機(jī)將發(fā)酵渣破碎并篩分至＜2 mm，常溫儲(chǔ)存?zhèn)溆?。土壤和發(fā)酵渣的基本理化性質(zhì)和重金屬含量如表1所示。

表1 土壤和污泥發(fā)酵渣的基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physicochemical properties of the soil and sludge fermentation residue

試驗(yàn)所用植物品種為香根草，種子購(gòu)于河北滄州某公司。

1.2 盆栽試驗(yàn)

試驗(yàn)于2021年4月5日至5月20日在上海第二工業(yè)大學(xué)溫室中進(jìn)行。稱取1 kg土樣裝入直徑12 cm、高18 cm的塑料花盆中，然后將發(fā)酵渣和土壤按鮮質(zhì)量比3%（T1）、6%（T2）均勻混合，另設(shè)不添加發(fā)酵渣的對(duì)照處理（CK），每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。先加入去離子水以保持花盆中土壤水分在田間持水量的80%左右，15 d后播種（每盆0.6 g）。待種子萌發(fā)5 d后，每盆保留50株幼苗，25 d后收獲植株。在香根草生長(zhǎng)期間定期補(bǔ)充去離子水以維持土壤水分在田間持水量的80%左右。

香根草在收割時(shí)盡量保證根系的完整性，并用直尺測(cè)量株高，同時(shí)采集各盆中土壤。植物樣品先后用自來(lái)水和去離子水清洗，一部分用于測(cè)定葉綠素含量，另一部分置于烘箱中經(jīng)105℃殺青2 h后75℃烘干，用于測(cè)定重金屬（Cu、Zn、Pb、Cd）含量。土壤樣品室內(nèi)風(fēng)干，壓碎后過(guò)2 mm篩，進(jìn)行pH、電導(dǎo)率、速效鉀、有效磷含量測(cè)定以及土壤溶解性有機(jī)質(zhì)光譜表征。將過(guò)2 mm篩的土樣用四分法取出一部分繼續(xù)碾磨，過(guò)0.1 mm孔徑篩后進(jìn)行土壤重金屬形態(tài)測(cè)定。

1.3 分析測(cè)試方法

植株樣品中的重金屬含量參考GB/T 30376—2013測(cè)定，葉綠素含量參考NY/T 3082—2017測(cè)定，土壤pH依據(jù)HJ 962—2018測(cè)定，電導(dǎo)率依據(jù)HJ 802—2016測(cè)定，有效磷含量依據(jù)HJ 704—2014測(cè)定，速效鉀含量參考LY/T 1234—2015測(cè)定，重金屬形態(tài)參考GB/T 25282—2010測(cè)定。

按照1 g待測(cè)土壤樣品加入10 mL水的比例加入超純水，在恒溫振蕩器中以25℃、200 r·min條件往復(fù)振蕩提取24 h。懸濁液在4℃、10 000 r·min條件下離心20 min，上清液過(guò)0.45μm水系濾膜，所得濾液中的有機(jī)質(zhì)為土壤溶解性有機(jī)質(zhì)（DOM）。采用HORIBA公司Fluoro Max型分子熒光光譜儀對(duì)一部分DOM進(jìn)行熒光表征，測(cè)定條件如下：激發(fā)波長(zhǎng)（Ex）為200～450 nm，步進(jìn)為5 nm；發(fā)射波長(zhǎng)（Em）為200～550 nm，步進(jìn)為1 nm；Ex與Em的狹縫寬度均為5 nm，積分時(shí)間為0.02 s，儀器系統(tǒng)自動(dòng)扣除空白、校正瑞麗效應(yīng)和拉曼散射。另一部分DOM用于紫外光譜的測(cè)定，使用儀器為普析TU-1901雙束紫外-可見(jiàn)光光度計(jì)，掃描波長(zhǎng)為200～700 nm，掃描波長(zhǎng)間隔為1 nm。

1.4 重金屬相關(guān)指標(biāo)計(jì)算方法

1.4.1 重金屬穩(wěn)定態(tài)比例（F）

參考GB/T 25282—2010測(cè)定重金屬的弱酸提取態(tài)比例（F1）、可還原態(tài)比例（F2）、可氧化態(tài)比例（F3）與殘?jiān)鼞B(tài)比例（F4）。根據(jù)LIU等的研究以F3與F4之和作為F，以此評(píng)價(jià)重金屬在土壤中的穩(wěn)定性。F值越大，表明重金屬的穩(wěn)定性越強(qiáng)，生物有效性越低。

1.4.2 重金屬穩(wěn)定態(tài)比例變化量（ΔF）

ΔF為土壤修復(fù)后重金屬穩(wěn)定態(tài)比例（F）與修復(fù)前穩(wěn)定態(tài)比例（F）之差，以此評(píng)價(jià)重金屬穩(wěn)定修復(fù)的效果。ΔF值越大，表明有更多的重金屬形態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，說(shuō)明修復(fù)效果越好。

1.4.3 植物重金屬富集量（BC）

BC為植物地下部重金屬含量（）與地上部含量（）之和，以此表示植物體內(nèi)所含重金屬的總量。

1.4.4 植物重金屬遷移系數(shù)（TF）

TF為與的比值，以此來(lái)評(píng)價(jià)重金屬在植物體內(nèi)由地下部遷移至地上部的難易程度。TF值越大表明重金屬越易在植物的地上部積累。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)及分析

采用Microsoft Excel軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，SPSS 23.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析（ANOVA）和Tukey檢驗(yàn)，Origin 9.1軟件繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤DOM的光譜特征

圖1為土壤DOM的三維熒光光譜圖。依據(jù)CHEN等對(duì)光譜的劃分，光譜分為5個(gè)區(qū)域：區(qū)域Ⅰ（Ex＜250 nm，Em＜330 nm）和區(qū)域Ⅱ（Ex＜250 nm，330 nm＜Em＜380 nm）分別代表兩類(lèi)芳香族蛋白質(zhì)；區(qū)域Ⅲ（Ex＜250 nm，Em＞380 nm）代表類(lèi)富里酸物質(zhì)；區(qū)域Ⅳ（Ex＞250 nm，Em＜380 nm）代表可溶性微生物代謝產(chǎn)物；區(qū)域Ⅴ（Ex＞250 nm，Em＞380 nm）代表類(lèi)胡敏酸物質(zhì)。與CK相比，T1和T2處理的區(qū)域Ⅴ中出現(xiàn)了新的熒光峰，區(qū)域Ⅲ和區(qū)域Ⅴ中熒光峰的強(qiáng)度依次增強(qiáng)。

圖1 土壤溶解性有機(jī)質(zhì)的三維熒光光譜圖Figure 1 3D fluorescence spectrums of the soil dissolved organic matter

表2為土壤DOM光譜參數(shù)的變化情況。熒光指數(shù)（FI）可以表征有機(jī)質(zhì)的來(lái)源，是指在激發(fā)波長(zhǎng)370 nm處，熒光發(fā)射光譜強(qiáng)度在450 nm和500 nm處的比值。自生源指數(shù)（BIX）可以表征有機(jī)質(zhì)生物利用度的高低，是指在激發(fā)波長(zhǎng)310 nm處，發(fā)射波長(zhǎng)在380 nm和430 nm處 的 熒 光 強(qiáng) 度 比 值。值 是DOM在226～400 nm范圍內(nèi)紫外吸光度的積分值，該值可表征有機(jī)質(zhì)中具備不飽和π鍵官能團(tuán)（尤其是苯環(huán)結(jié)構(gòu)）的相對(duì)含量。與CK相比，施用發(fā)酵渣顯著提高了土壤DOM的FI和，顯著降低了BIX。

表2 污泥發(fā)酵渣對(duì)土壤溶解性有機(jī)質(zhì)光譜參數(shù)的影響Table 2 Effects of sludge fermentation residue on spectral parameters of soil dissolved organic matter

2.2 土壤pH、養(yǎng)分和重金屬穩(wěn)定態(tài)變化

圖2和表3為土壤pH、養(yǎng)分和重金屬穩(wěn)定態(tài)的變化情況。與CK相比，施用發(fā)酵渣（T1和T2處理）顯著降低了土壤pH（0.3個(gè)和0.4個(gè)單位），顯著提高了土壤電導(dǎo)率（63.4%和234.5%）；顯著增加了土壤有效磷含量（130.7%和220.9%）和速效鉀含量（92.2%和

表3 污泥發(fā)酵渣對(duì)土壤重金屬穩(wěn)定性的影響Table 3 Effects of sludge fermentation residue on the stabilization of soil heavy metals

圖2 污泥發(fā)酵渣對(duì)土壤pH、電導(dǎo)率和養(yǎng)分的影響Figure 2 Effects of sludge fermentation residue on the soil pH,conductivity and nutrients

318.4 %）。

與未修復(fù)土壤相比，所有處理（含CK）均提高了F（ΔF＞0）。與CK相比，施用發(fā)酵渣（T1和T2處理）顯著提高了Cu、Pb、Zn和Cd的ΔF，幅度分別為4.8～7.3、7.8～9.0、3.7～6.4個(gè)百分點(diǎn)和1.8～4.0個(gè)百分點(diǎn)。

2.3 香根草生長(zhǎng)及重金屬吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)情況

圖3為香根草生長(zhǎng)的變化情況。與CK相比，T1處理顯著提高了株高（11.9%）、鮮質(zhì)量（8.2%）和葉綠素a+b含量（6.6%）；T2處理僅顯著提高鮮質(zhì)量（7.1%），對(duì)株高和葉綠素a+b含量的提高效果不顯著。

圖3 污泥發(fā)酵渣對(duì)香根草株高、鮮質(zhì)量及葉綠素含量的影響Figure 3 Effects of sludge fermentation residue on the growth of Vetiveria zizanioides

表4為香根草重金屬吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)的變化情況。與CK相比，施用發(fā)酵渣顯著降低了香根草對(duì)Cu和Cd的富集量，幅度分別為10.4%～20.6%和24.0%～52.0%，但對(duì)Zn和Pb的降低效果不顯著。此外，施用發(fā)酵渣顯著降低了Cu、Zn和Pb的遷移系數(shù)，但顯著提高了Cd的遷移系數(shù)。

表4 污泥發(fā)酵渣對(duì)香根草重金屬富集量（BC）和遷移系數(shù)（TF）的影響Table 4 Effects of sludge fermentation residue on heavy metal bioconcentrations（BC）and transfer factors（TF）of Vetiveria zizanioides

3 討論

3.1 污泥發(fā)酵渣對(duì)土壤DOM的影響

施用發(fā)酵渣即引入了腐殖質(zhì)，從而改變了土壤DOM的光譜參數(shù)。根據(jù)圖1的分析結(jié)果可知，施用發(fā)酵渣增加了類(lèi)富里酸物質(zhì)的含量，并出現(xiàn)了類(lèi)胡敏酸物質(zhì)，且兩類(lèi)物質(zhì)的含量隨發(fā)酵渣施用量的增加而增大。污泥在好氧發(fā)酵過(guò)程中，主要產(chǎn)生富里酸和胡敏酸兩大類(lèi)腐殖質(zhì)，其中胡敏酸的分子量更大，結(jié)構(gòu)更復(fù)雜，可在環(huán)境中長(zhǎng)期穩(wěn)定存在。根據(jù)MCKNIGHT等對(duì)FI的分類(lèi)，當(dāng)FI＜1.4時(shí)表明DOM的來(lái)源主要為外源植物輸入，當(dāng)FI＞1.9時(shí)表明DOM的來(lái)源主要為內(nèi)源微生物代謝輸入。根據(jù)表2的分析結(jié)果可知，所有處理組的FI均在1.4～1.9之間，表明研究區(qū)土壤DOM一部分來(lái)源于香根草的根系分泌物，一部分來(lái)源于土壤微生物的代謝產(chǎn)物。BIX可以表征有機(jī)質(zhì)生物利用度的高低，該值越大表明有機(jī)質(zhì)的生物利用度越高。施用發(fā)酵渣顯著降低了DOM的BIX，表明其生物利用度降低。根據(jù)圖1區(qū)域Ⅴ的熒光強(qiáng)度推斷，隨著發(fā)酵渣施用量的增加，土壤中類(lèi)胡敏酸物質(zhì)含量增加，而該類(lèi)物質(zhì)較穩(wěn)定，因此造成土壤有機(jī)質(zhì)生物利用度降低，同時(shí)說(shuō)明施用發(fā)酵渣提高了土壤的腐殖化程度。

3.2 污泥發(fā)酵渣對(duì)土壤pH、養(yǎng)分和重金屬穩(wěn)定態(tài)的影響

有研究表明，秸稈所含的木質(zhì)纖維素在發(fā)酵過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生較多的羧基，這可能造成本研究施用的發(fā)酵渣顯弱酸性，因此施用發(fā)酵渣顯著降低了土壤pH。土壤電導(dǎo)率和養(yǎng)分含量顯著提高，一方面是因?yàn)榘l(fā)酵渣本身的電導(dǎo)率和養(yǎng)分含量較高，另一方面可能是發(fā)酵渣中腐殖質(zhì)的作用。腐殖質(zhì)本身含有大量帶負(fù)電的官能團(tuán)，對(duì)陽(yáng)離子（K、Ca、Mg等）有較強(qiáng)的吸附能力。腐殖質(zhì)巨大的表面積還可增加無(wú)機(jī)膠體對(duì)陽(yáng)離子的吸附能力，因此提高了土壤速效鉀含量。腐殖質(zhì)的多羧基性質(zhì)使其能夠與土壤中的磷酸鹽進(jìn)行競(jìng)爭(zhēng)吸附，從而減少鐵鋁氧化物對(duì)磷的吸附，同時(shí)腐殖質(zhì)中的有機(jī)酸和酚類(lèi)可以與磷酸鹽礦物表面發(fā)生反應(yīng)，改變金屬絡(luò)合、表面電荷或金屬橋接，從而提高了土壤有效磷含量。

當(dāng)土壤處于重度重金屬污染時(shí)，植物可通過(guò)根系分泌OH或特殊蛋白質(zhì)改變根際土壤pH，從而提高重金屬的穩(wěn)定性。與原始未修復(fù)的土壤相比，CK處理pH和重金屬穩(wěn)定態(tài)比例有所提高，表明香根草的修復(fù)形式為穩(wěn)定修復(fù)，這與陳友媛等的研究結(jié)果相似。而T1和T2處理中所有重金屬穩(wěn)定態(tài)比例的變化量均大于CK，表明發(fā)酵渣中的腐殖質(zhì)也起到了穩(wěn)定作用，包括4個(gè)方面：①離子交換作用。腐殖質(zhì)中大量帶負(fù)電的官能團(tuán)可通過(guò)范德華力、氫鍵、靜電作用吸附K、Ca、Na、Mg，這些離子可以和重金屬陽(yáng)離子發(fā)生置換，從而將其捕獲并固定在腐殖質(zhì)上；②配位作用。腐殖質(zhì)中的含氧官能團(tuán)（羥基、羧基）可與重金屬進(jìn)行配位結(jié)合，形成穩(wěn)定的配合物或螯合物；③氧化還原作用。腐殖質(zhì)具有的醌基-氫醌氧化還原電子對(duì)和酚基共軛π電子系統(tǒng)，可以作為電子穿梭體提供大量的氧化還原點(diǎn)位，從而改變變價(jià)重金屬的化合價(jià)；④陽(yáng)離子-π鍵作用。腐殖質(zhì)中的芳香環(huán)共軛π電子體系可與重金屬陽(yáng)離子空的d軌道形成緊密的共價(jià)電子云結(jié)構(gòu)，相當(dāng)于形成內(nèi)軌和外軌配合物的配位鍵，其鍵結(jié)強(qiáng)度超過(guò)氫鍵。根據(jù)表2的分析結(jié)果可知，施用發(fā)酵渣顯著提高了土壤DOM的值，表明土壤中含共軛π電子體系的苯環(huán)類(lèi)化合物含量相對(duì)增加，有利于重金屬的穩(wěn)定。

3.3 污泥發(fā)酵渣對(duì)香根草吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬的影響

重金屬富集量和遷移系數(shù)是衡量香根草對(duì)重金屬耐受性的重要指標(biāo)。施用發(fā)酵渣抑制了香根草對(duì)重金屬的吸收和對(duì)Cu、Zn、Pb向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。香根草的重金屬富集量減少，主要是因?yàn)橥寥乐亟饘俜€(wěn)定態(tài)比例升高，重金屬的生物有效性降低。所有處理中香根草重金屬的遷移系數(shù)均小于1，說(shuō)明重金屬被香根草根部吸收后較難向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)，這與宋清梅等的研究結(jié)果類(lèi)似，這可能是因?yàn)楦?xì)胞中的細(xì)胞壁和液泡能對(duì)重金屬離子起到固定作用。植物將大部分重金屬滯留或固定在根部，阻止或減少其向地上部分運(yùn)輸，從而減輕重金屬對(duì)地上部敏感器官的毒害作用。施用發(fā)酵渣抑制了香根草對(duì)Cu、Zn、Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)，但對(duì)Cd的作用相反，這可能是因?yàn)樵谝欢l件下重金屬之間存在拮抗作用，具體需進(jìn)一步研究。

由于重金屬會(huì)抑制植物葉綠素的合成，因此施用發(fā)酵渣后香根草體內(nèi)重金屬含量減少，這為合成葉綠素提供了有利條件。施用發(fā)酵渣還改善了土壤肥力，有利于香根草生長(zhǎng)。與CK相比，T2處理對(duì)香根草株高和葉綠素含量的提高效果并不顯著，可能是該條件下鹽分含量較高（電導(dǎo)率達(dá)到了2.01 mS·cm），對(duì)香根草有一定脅迫作用。此外，本研究中發(fā)酵渣Zn含量為5 482 mg·kg，對(duì)土壤存在二次污染風(fēng)險(xiǎn)，因此不宜過(guò)多施用。綜上，從加速植被恢復(fù)的角度考慮，本研究中發(fā)酵渣的最佳施用量為3%。

4 結(jié)論

（1）施用污泥發(fā)酵渣增加了土壤養(yǎng)分含量，促進(jìn)了香根草的生長(zhǎng)。

（2）施用污泥發(fā)酵渣促進(jìn)了土壤重金屬向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，抑制了香根草對(duì)重金屬的富集和Cu、Zn和Pb從地下部向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)，但促進(jìn)了Cd從地下部向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)。

（3）從加速植被恢復(fù)的角度，同時(shí)考慮重金屬Zn的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，本研究中發(fā)酵渣的最佳施用量為3%。