好氧堆肥與厭氧發(fā)酵對(duì)豬糞重金屬有效性的影響

王 燦,何騰兵,楊志勇,袁昌權(quán),陳瑞應(yīng),付天嶺3,

(1.麗江市農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)監(jiān)測(cè)站,云南 麗江 674100;2.貴州大學(xué)農(nóng)學(xué)院,貴陽(yáng) 550025;3.貴州大學(xué)新農(nóng)村發(fā)展研究院,貴陽(yáng) 550025;4.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,貴陽(yáng) 550025)

【研究意義】豬糞富含N、P和有機(jī)質(zhì),可有效改善土壤養(yǎng)分狀況[1-3],被廣泛應(yīng)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。但在目前日趨規(guī)范的生態(tài)環(huán)境保護(hù)政策要求下,畜禽糞便中存在一定程度的重金屬污染問(wèn)題[4],給還田利用帶來(lái)巨大挑戰(zhàn)[5-6]。研究養(yǎng)豬場(chǎng)豬糞好氧堆肥、厭氧發(fā)酵處理方式下豬糞中有害重金屬含量及其有效性的變化,對(duì)降低養(yǎng)殖糞污在農(nóng)業(yè)環(huán)節(jié)中的安全風(fēng)險(xiǎn)具有重要意義?！厩叭搜芯窟M(jìn)展】目前好氧堆肥和厭氧發(fā)酵是最主要的畜禽糞便處理方式[7-9],研究重點(diǎn)是養(yǎng)殖糞便處理前后或過(guò)程中特征養(yǎng)分指標(biāo)(N、P、有機(jī)質(zhì))的轉(zhuǎn)化、處理過(guò)程中有害氣體排放和功能微生物類(lèi)群變化等方面,而針對(duì)重金屬、獸藥殘留等污染的研究較少。在養(yǎng)殖糞污重金屬方面也主要是針對(duì)糞便或糞肥產(chǎn)品中的有害重金屬含量進(jìn)行分析[10-14]。有研究表明好氧堆肥處理可以降低糞便中重金屬的遷移率和生物利用度[15-17];厭氧發(fā)酵處理后的豬糞中Cd較低[18-19],而Cu和Zn表現(xiàn)出較強(qiáng)的穩(wěn)定性[20-21]?！颈狙芯壳腥朦c(diǎn)】豬等畜禽糞便處理過(guò)程中,針對(duì)污染重金屬活性變化的研究鮮見(jiàn)報(bào)道,重金屬活性變化與養(yǎng)分之間的耦合關(guān)系仍需要進(jìn)一步研究和驗(yàn)證?！緮M解決的關(guān)鍵問(wèn)題】采集貴州遵義地區(qū)養(yǎng)豬場(chǎng)豬糞進(jìn)行好氧堆肥和厭氧發(fā)酵模擬試驗(yàn),分析好氧堆肥與厭氧發(fā)酵處理方式及過(guò)程中豬糞Cu、Zn、Cd含量及其有效性的變化,探討在厭氧發(fā)酵過(guò)程中對(duì)不同程度復(fù)合污染豬糞Cu、Zn、Cd有效性的影響,以期為豬糞綠色處置和生態(tài)還田利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與樣品制備

豬糞的基本理化性質(zhì)如表1所示,參照沈玉君等[22]的糞肥標(biāo)準(zhǔn),本次試驗(yàn)的豬糞Cu、Zn超標(biāo)(Cu、Zn限值分別是100、400 mg/kg),根據(jù)Liu等[23]及黃紹文等[24]對(duì)中國(guó)豬糞重金屬的研究結(jié)果和有機(jī)肥標(biāo)準(zhǔn)NY525—2012,豬鮮糞Cd含量遠(yuǎn)低于Cd限值(3 mg/kg)。

厭氧發(fā)酵試驗(yàn)裝置為有機(jī)玻璃密封反應(yīng)器(圖1)。反應(yīng)器采用機(jī)械攪拌,利用溫度為(35±1)℃的恒溫流動(dòng)水進(jìn)行保溫和水封;攪拌軸與容器間采用水封,頂部設(shè)置有進(jìn)樣口,取樣口設(shè)置于反應(yīng)器的中、下層[25-26]。好氧堆肥試驗(yàn)裝置為2層的圓形塑料桶組成,其中內(nèi)層桶多孔進(jìn)行通氣,外層桶起保溫作用,底部有堆肥滲出液的排水孔(圖2)。好氧堆肥、厭氧發(fā)酵模擬試驗(yàn)于2020年11月至2021年1月在貴州省山地畜禽養(yǎng)殖污染控制與資源化技術(shù)工程實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行。

好氧堆肥試驗(yàn)設(shè)計(jì):將豬鮮糞與輔料(菌渣)按質(zhì)量比(鮮重)6∶1攪拌混合均勻(豬鮮糞6 kg,菌渣1 kg,調(diào)節(jié)碳氮比為28∶1),按堆肥物料(鮮重)添加10 mL豬糞腐熟菌劑,混合均勻后調(diào)節(jié)水分至50%～60%、pH 6.5～7.5,待堆肥溫度升高至50 ℃翻堆曝氣。試驗(yàn)按照外源添加CdCl20、1.5、3和6 mg/kg設(shè)置4個(gè)處理,命名為HCK(對(duì)照)、HC1.5、HC3、HC6,每個(gè)處理3次重復(fù),堆肥周期為30 d。

表1 豬糞基本理化性質(zhì)

1.攪拌機(jī);2.溫度顯示器;3.排氣口接口;4.氮?dú)夤芙涌?5.進(jìn)樣口接口;6.夾套出水口;7.取樣口1;8.攪拌槳;9.溫度探頭;10.取樣口2;11.夾套進(jìn)水口。

堆肥完成后充分混合隨機(jī)取樣風(fēng)干,經(jīng)研缽研磨過(guò)10、100目篩備用。

厭氧發(fā)酵試驗(yàn)設(shè)計(jì):以豬鮮糞為發(fā)酵原料,發(fā)酵物總量設(shè)置為4.5 kg,TS設(shè)置為10%,其中接種物(水和厭氧發(fā)酵所需的微生物)TS為3%,豬鮮糞TS為30%,先將接種物3 L加入反應(yīng)器,在運(yùn)行第7天時(shí)加入1.5 kg豬鮮糞馴化,綜合李軼等[27]的參數(shù)控制,pH設(shè)置為7.0±0.2,碳氮比為2∶4。運(yùn)行穩(wěn)定后設(shè)置CdCl20、1.5、3和6 mg/kg 4個(gè)處理梯度,每個(gè)處理分別加入100 mg/kg CdCl20、6.75、13.5、27 mL,命名為YCK(對(duì)照)、YC1.5、YC3、YC6,每個(gè)處理設(shè)置2個(gè)反應(yīng)器(即2重復(fù)),分別在發(fā)酵7、14、21、28 d取樣(每次充分?jǐn)嚢韬箅S機(jī)取樣200 g發(fā)酵液),取樣后各反應(yīng)器均添加豬鮮糞70 g,同時(shí)YCK加入超純水130 mL,YC1.5加入10 mg/kg CdCl23.15 mL+超純水126.85 mL,YC3加入10 mg/kg CdCl26.3 mL+超純水123.7 mL,YC6加入10 mg/kg CdCl212.6 mL+超純水117.4 mL。取部分樣品于4 ℃冰箱保存,將部分樣品用冷凍干燥機(jī)干燥后經(jīng)研缽研磨過(guò)10目、100目篩備用。

1.2 測(cè)定項(xiàng)目及方法

樣品pH采用pH計(jì)(PHS-3C,上海雷磁)測(cè)定。豬糞重金屬Cu、Zn、Cd全量參照國(guó)家相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)(GB/T 17141—1997)進(jìn)行分析測(cè)試。稱取過(guò)100目篩的樣品0.2 g(精確至萬(wàn)分之一)與混酸(HNO3∶HClO4∶HF=4∶1∶1)充分混合后,放置于石墨消解儀中180 ℃消解2 h,趕酸、過(guò)濾后用超純水定容至50 mL,采用ICP-OES(ICP7400型,美國(guó)Thermo Fisher)測(cè)定,采用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW10012(GSB-3)進(jìn)行質(zhì)量控制。有效態(tài)Cu、Zn、Cd含量參照國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)(GB/23739—2009)測(cè)定。稱取1.00 g(精確至萬(wàn)分之一)樣品放入100 mL的錐形瓶中,加入DTPA提取劑25 mL,調(diào)節(jié)pH至7.3,放置于振蕩器,室溫25 ℃振蕩2 h,取出用濾紙過(guò)濾于50 mL的塑料離心管中,以(180±20) r/min振蕩2 h后過(guò)濾,保留濾液,48 h內(nèi)采用原子吸收火焰光度儀(Ice 3000,美國(guó)Thermo Fisher)測(cè)定,采用土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07460(ASA-9)進(jìn)行質(zhì)量控制。有機(jī)質(zhì)采用H2SO4-K2CrO7外加熱法測(cè)定;全N含量使用硫酸-水楊酸鈉法測(cè)定、全P含量使用硫酸-鉬銻抗比色法測(cè)定;全K含量采用原子吸收火焰光度法(Ice 3000,美國(guó)Thermo Fisher)測(cè)定。

1.滲濾液排水口;2.頂蓋;3.排氣孔;4.內(nèi)層桶;5.外層桶;6.溫度計(jì)。

1.3 統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差表示,采用Excel 365及SPSS Statistics 22.0進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析,顯著性分析使用Duncan新復(fù)式極差法(P<0.05),使用Origin 2018、AI Illustrator進(jìn)行繪圖及編輯。

2 結(jié)果與分析

2.1 好氧堆肥與厭氧發(fā)酵對(duì)豬糞Cu含量和活性的影響

如圖3所示,與好氧堆肥前相比,好氧堆肥后各處理Cu全量分別增加18.74%、13.04%、13.50%和1.81%,但差異均未達(dá)到顯著水平(P> 0.05,下同)。HCK、HC1.5好氧堆肥后有效態(tài)Cu略高于好氧堆肥前,HC3、HC6堆肥后有效態(tài)Cu含量略低于堆肥前,但均未達(dá)到顯著水平。好氧堆肥可一定程度上降低豬糞中有效態(tài)Cu的比例,但效果不顯著,與堆肥前相比,好氧堆肥后有效態(tài)Cu的比例均呈下降趨勢(shì),但各處理二者差異均未達(dá)到顯著水平。

圖中小寫(xiě)字母表示豬糞各處理堆肥后與堆肥前在P<0.05水平的差異顯著性。圖5、圖7同。

如圖4所示,厭氧發(fā)酵過(guò)程中Cu全量隨著發(fā)酵時(shí)間延長(zhǎng)呈上升趨勢(shì),表現(xiàn)出“濃縮效應(yīng)”,其中YC3處理呈顯著上升趨勢(shì)(P<0.05,下同)。在發(fā)酵28 d,YCK、YC1.5、YC3、YC6處理的Cu全量相比發(fā)酵7 d分別增加15.39%、5.81%、14.51%、4.33%,但YCK、YC1.5、YC6處理在不同時(shí)間段Cu全量差異不顯著。有效態(tài)Cu含量整體隨著發(fā)酵時(shí)間延長(zhǎng)呈顯著下降的趨勢(shì),同時(shí)有效態(tài)Cu比例也顯著下降,本研究測(cè)得豬糞鮮樣中有效態(tài)Cu比例為25.21%(圖3),而YCK、YC1.5、YC3、YC6處理經(jīng)厭氧發(fā)酵28 d時(shí)有效態(tài)比例分別降為8.72%、12.33%、12.51%、12.55%,表明厭氧發(fā)酵雖增加了發(fā)酵產(chǎn)品中的Cu全量,但顯著降低了其活性,起到了較好的鈍化效果。

2.2 好氧堆肥與厭氧發(fā)酵對(duì)豬糞Zn含量和活性的影響

如圖5所示,與好氧堆肥前相比,好氧堆肥后各處理Zn全量均顯著升高14.08%、11.06%、17.28%和10.48%,有效態(tài)Zn含量比例均顯著降低至鮮糞的69.78%、66.63%、69.06%和67.13%,其中,豬鮮糞有效態(tài)Zn比例為39.65%,好氧堆肥處理后HCK、HC1.5、HC3、HC6有效態(tài)Zn比例均顯著降低至24.23%、23.78%、23.36%和24.10%。

圖中小寫(xiě)字母表示各處理在不同發(fā)酵時(shí)間各指標(biāo)間在P<0.05水平的差異顯著性。圖6、圖8同。

如圖6所示,厭氧發(fā)酵處理豬糞中Zn全量隨著發(fā)酵時(shí)間延長(zhǎng)呈逐漸升高的趨勢(shì),發(fā)酵28 d與發(fā)酵7 d相比差異顯著(P<0.05),表現(xiàn)出“濃縮效應(yīng)”。發(fā)酵28 d時(shí)YCK、YC1.5、YC3、YC6處理Zn全量相比發(fā)酵7 d分別增加14.74%、16.32%、11.35%和8.56%。隨著發(fā)酵時(shí)間的延長(zhǎng),豬糞有效態(tài)Zn含量總體呈降低趨勢(shì),4個(gè)處理的有效態(tài)Zn含量在發(fā)酵28 d時(shí)均顯著低于發(fā)酵7 d時(shí)。有效態(tài)Zn比例與有效態(tài)Zn含量變化趨勢(shì)一致。厭氧發(fā)酵后各處理的有效態(tài)Zn比例從鮮糞的40%均下降至25%。表明厭氧發(fā)酵雖在一定程度上增加了發(fā)酵產(chǎn)品中的Zn全量,但使其活性顯著降低,起到較好的鈍化效果。

圖5 好氧堆肥前后豬糞Zn元素變化

圖6 厭氧發(fā)酵過(guò)程中豬糞Zn元素變化

2.3 好氧堆肥與厭氧發(fā)酵對(duì)豬糞Cd含量和活性的影響

如圖7所示,相比好氧堆肥前,HCK處理的Cd全量增加64.00%,有效態(tài)Cd含量降低6.50%,有效態(tài)Cd含量比例從堆肥前的44.04%顯著降至堆肥后的25.33%;HC1.5、HC3、HC6處理堆肥后的Cd全量分別顯著升高9.51、19.92、38.83倍,有效態(tài)Cd含量分別顯著增加15.49、28.52、42.11倍,但各處理的有效態(tài)Cd比例差異較小,分別為69.72%、65.86%、73.35%。好氧堆肥處理雖明顯增加了豬糞中Cd全量,但有效態(tài)Cd的濃度并沒(méi)有增大,特別是HCK處理有效態(tài)Cd比例顯著降低,表明好氧堆肥并沒(méi)有增加豬糞Cd的活性,且使堆肥后Cd全量增加的部分以非活性態(tài)存在。

如圖8所示,厭氧發(fā)酵過(guò)程中YCK、YC1.5、YC3和YC6處理的豬糞Cd全量均呈逐漸升高的趨勢(shì),且各處理發(fā)酵28 d相比發(fā)酵7 d分別顯著增加22.35%、34.88%、13.11%和18.75%。隨著發(fā)酵時(shí)間延長(zhǎng)豬糞中有效態(tài)Cd含量總體均呈下降的趨勢(shì),YC1.5、YC3和YC6處理在發(fā)酵28 d相比發(fā)酵7 d分別顯著降低24.53%、27.00%和32.36%。各處理豬糞有效態(tài)Cd比例均呈顯著的降低趨勢(shì),其中發(fā)酵7 d時(shí)YCK、YC1.5、YC3和YC6豬糞中有效態(tài)Cd比例分別為56.31%、50.30%、63.36%和49.18%,發(fā)酵28 d分別顯著降至42.63%、28.10%、40.98%和28.00%。

圖7 好氧堆肥后豬糞Cd元素變化

圖8 厭氧發(fā)酵過(guò)程中豬糞Cd元素變化

表2 豬糞好氧堆肥中pH、養(yǎng)分指標(biāo)與Cu、Zn、Cd之間的相關(guān)系數(shù)

表3 豬糞厭氧發(fā)酵中pH、養(yǎng)分指標(biāo)和Cu、Zn、Cd的相關(guān)系數(shù)

2.4 好氧堆肥豬糞pH、養(yǎng)分指標(biāo)同重金屬的耦合分析

如表2所示,好氧堆肥處理下,豬糞pH與T-Cu、T-Cd、A-Cd呈負(fù)相關(guān),而與T-Zn、A-Cu和A-Zn呈正相關(guān)。豬糞SOM與T-Cu、T-Zn、T-Cd均呈正相關(guān)。豬糞T-N與T-Cd、A-Cd均呈負(fù)相關(guān),與T-Cu、A-Cu和A-Zn呈正相關(guān)。豬糞T-P與T-Cd、A-Cu、A-Zn和A-Cd均呈負(fù)相關(guān),而與T-Cu和T-Zn呈正相關(guān)。說(shuō)明豬糞T-P高,好氧堆肥時(shí)可能有利于降低豬糞中A-Cd、A-Cu、A-Zn的含量。豬糞T-K與T-Cd、A-Cd均呈負(fù)相關(guān),與T-Cu、A-Cu、T-Zn和A-Zn呈正相關(guān)。

2.5 厭氧發(fā)酵過(guò)程中豬糞pH、養(yǎng)分指標(biāo)與重金屬的耦合分析

如表3所示,厭氧發(fā)酵過(guò)程中SOM和T-K呈顯著正相關(guān),與T-P呈顯著負(fù)相關(guān);T-N與T-P呈極顯著正相關(guān);T-P與T-K呈顯著負(fù)相關(guān),與T-Zn呈顯著正相關(guān);T-K與pH、A-Cu和A-Zn均呈顯著正相關(guān)。pH與A-Cu、A-Zn均呈極顯著正相關(guān),與A-Cd呈正相關(guān)性,但相關(guān)性不顯著;T-Cd與T-Zn、A-Cd呈極顯著正相關(guān),與T-Cu呈顯著正相關(guān)。T-Zn與T-Cu呈極顯著正相關(guān),與A-Zn呈顯著負(fù)相關(guān);A-Cu與A-Cd呈顯著正相關(guān),與A-Zn呈極顯著正相關(guān)。

3 討 論

本研究中好氧堆肥處理后能降低豬糞中有效態(tài)Cu、Zn比例,pH與有效態(tài)Cu、Zn呈正相關(guān),與李永雙等[28]研究好氧堆肥會(huì)在一定程度上降低豬糞pH造成重金屬活性升高的結(jié)果相一致,而與呂騰騰等[29]研究中高pH會(huì)有效降低重金屬有效性的結(jié)果不一致。豬糞有機(jī)質(zhì)與Cu、Zn、Cd全量均呈正相關(guān),說(shuō)明好氧堆肥過(guò)程中有機(jī)質(zhì)分解會(huì)促進(jìn)Cu、Zn、Cd的轉(zhuǎn)化,這與尹曉明等[30]對(duì)好氧堆肥過(guò)程中糞肥有機(jī)質(zhì)的研究結(jié)果一致;有機(jī)質(zhì)與有效態(tài)Cu呈負(fù)相關(guān),但和有效態(tài)Cd呈正相關(guān),可能是由于本研究中Cd是外源添加的,高濃度的Cd有助于有機(jī)質(zhì)的積累。另外豬糞全P與Cd全量呈負(fù)相關(guān),與Cu和Zn全量呈正相關(guān),與有效態(tài)Cu、Zn、Cd均呈負(fù)相關(guān)。說(shuō)明豬糞全P的增加可以有效降低豬糞中有效態(tài)Cu、Zn、Cd含量,這與尹曉明等[30]堆肥的研究結(jié)果一致。另本研究中全K與Cd全量、有效態(tài)Cd呈負(fù)相關(guān),與有效態(tài)Cu、Zn呈正相關(guān),說(shuō)明好氧堆肥時(shí)豬糞全K含量高可能有利于降低豬糞中有效態(tài)Cd含量,但不利于降低有效態(tài)Cu、有效態(tài)Zn含量,具體作用機(jī)理還需下一步深入研究。

厭氧發(fā)酵中全K與pH、有效態(tài)Cu和有效態(tài)Zn均呈顯著正相關(guān),pH與有效態(tài)Cu、Zn呈極顯著正相關(guān),pH變化對(duì)陽(yáng)離子的捕獲、釋放仍可能緩解或加劇與重金屬離子對(duì)有機(jī)物表面吸附位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng),從而影響重金屬的生物有效性[31-32],這也證實(shí)pH為豬糞厭氧發(fā)酵重金屬生物有效態(tài)變化的關(guān)鍵消化變量之一。有機(jī)質(zhì)和全K呈顯著正相關(guān),而與全P呈顯著負(fù)相關(guān);全N與全P呈極顯著正相關(guān),而全P與全K呈顯著負(fù)相關(guān),與Zn全量呈顯著正相關(guān),表明厭氧發(fā)酵能有效降解豬糞中的有機(jī)物,并引起物理和化學(xué)性質(zhì)變化。有機(jī)質(zhì)、pH和微生物活性的變化可能會(huì)影響重金屬的化學(xué)形態(tài),是預(yù)測(cè)重金屬有效性和生態(tài)毒性的關(guān)鍵因素[33-34]。

豬糞重金屬含量是判斷其是否有環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的重要指標(biāo)之一,隨著發(fā)酵時(shí)間延長(zhǎng)豬糞Cu、Zn、Cd全量均呈上升趨勢(shì),與Zheng等[13]的研究結(jié)果相同。盡管發(fā)酵后豬糞中Cu、Zn和Cd得以保留,但其活性已經(jīng)改變,產(chǎn)生此現(xiàn)象的原因是微量的重金屬對(duì)于某些酶活性是必需的,例如Cu2 +和Cd2 +在纖維素酶的催化中心起輔助因子作用,并刺激酶的活性,而高含量Cd2+和Cu2+會(huì)破壞蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu)抑制酶的活性;微量的重金屬刺激產(chǎn)甲烷菌的生長(zhǎng)和活性,而高含量的重金屬對(duì)產(chǎn)甲烷菌具有毒性作用[32]。Marcato等[35]和Legros等[36]研究表明Cu和Zn在豬糞發(fā)酵過(guò)程中會(huì)轉(zhuǎn)化為流動(dòng)性較低的組分,從而使Cu和Zn有效性降低,這與本研究中有效態(tài)Cu與有效態(tài)Zn呈極顯著正相關(guān),Zn全量與Cu全量呈極顯著正相關(guān),而與有效態(tài)Zn呈顯著負(fù)相關(guān)的結(jié)果一致。Cu對(duì)古生菌群落的抑制作用強(qiáng)于Zn,并對(duì)厭氧發(fā)酵期間產(chǎn)甲烷菌的生長(zhǎng)有抑制作用[37]。表明厭氧發(fā)酵后金屬總濃度有所增加,但有效態(tài)比例明顯降低,從而使Cu和Zn有效性降低。

豬糞中Cd在厭氧發(fā)酵期間被重新分配,其有效態(tài)取決于發(fā)酵條件,如發(fā)酵溫度和時(shí)間等會(huì)對(duì)Cd有效性造成影響,其中可溶性Cd可轉(zhuǎn)化為吸附金屬、金屬碳酸鹽、磷酸鹽和硫化物等形式的沉淀物,這些沉淀物的生物有效性依次降低,而金屬硫化物的沉淀被認(rèn)為是厭氧發(fā)酵的關(guān)鍵過(guò)程[37]。厭氧系統(tǒng)中重金屬可能會(huì)參與許多物理化學(xué)過(guò)程,例如以硫化物、碳酸鹽和氫氧化物的形式沉淀或以生物質(zhì)和惰性特定物質(zhì)的形式吸附到固體部分[38]。有研究證實(shí)硫化物的形成/溶解會(huì)影響厭氧消化過(guò)程中微量金屬形態(tài)和生物有效性[39-40],此外金屬硫化物可作為Cd的儲(chǔ)存和來(lái)源,而天然/合成螯合劑(可溶性微生物代謝物、胞外多糖和EDTA/NTA)則能夠控制Cd的生物有效性,有效態(tài)Cd下降程度還取決于補(bǔ)充的CdCl2中被微生物吸收的生物可利用部分[41]。盡管豬糞發(fā)酵后Cd全量均升高,但仍然可觀察到這些Cd的刺激效應(yīng),表明Cd可能以非生物可利用的形式存在[42]。綜上,厭氧發(fā)酵過(guò)程有效態(tài)Cd隨發(fā)酵時(shí)間延長(zhǎng)而降低可能是由于金屬硫化物、微生物、胞外多糖和EDTA/NTA等共同作用,從而降低其生物有效性。

4 結(jié) 論

好氧堆肥、厭氧發(fā)酵處理后豬糞中Cu、Zn、Cd全量明顯上升,呈現(xiàn)出“濃縮效應(yīng)”。好氧堆肥能夠明顯降低豬糞中Zn活性,使豬糞中有效態(tài)Zn顯著降低,但對(duì)豬糞中Cu、Cd鈍化效果不明顯;厭氧發(fā)酵可以顯著抑制豬糞中Cu、Zn、Cd生物活性,起到鈍化Cu、Zn和Cd的作用。厭氧發(fā)酵處理中,不同鎘污染程度的豬糞有效態(tài)Cd含量及其比例均隨著厭氧發(fā)酵時(shí)間的延長(zhǎng)顯著降低,進(jìn)而達(dá)到鈍化Cd的效果。