許俊波，楊雁翎，楊岸林，程 章，楊占彪

（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都 611130）

土壤重金屬污染已成為全球嚴(yán)峻的環(huán)境問題之一[1]。土壤中重金屬不能經(jīng)過微生物或化學(xué)反應(yīng)降解，其含量會維持很長一段時間，當(dāng)進(jìn)入食物鏈后會對動植物及人類造成傷害[2]。鋅是人體的必需微量元素之一，但由于在現(xiàn)代工業(yè)的發(fā)展、鉛鋅礦的開采及化肥農(nóng)藥等的濫用，造成局部地區(qū)土壤鋅含量的嚴(yán)重超標(biāo)，過量的鋅進(jìn)入人體仍造成健康風(fēng)險[3]。

土壤重金屬元素遷移和積累行為表明，重金屬的生物毒性不僅與總量有關(guān)，更是由其形態(tài)分布的決定[4]，減少重金屬的有效態(tài)含量，從而降低生物有效性的鈍化修復(fù)技術(shù)是土壤重金屬污染修復(fù)的途徑之一[5-6]。常用鈍化劑有畜禽糞便、生物固體、秸稈等[7]。廚余垃圾已成為世界共同關(guān)注的環(huán)境問題[8]，廚余垃圾的生物轉(zhuǎn)化是一種經(jīng)濟(jì)環(huán)保的有機(jī)廢棄物處理技術(shù)[9]。從廢棄物資源化利用角度考慮，廚余生物轉(zhuǎn)化后的殘渣用以重金屬污染土壤修復(fù)方面報道仍然較少。本文以蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余垃圾后剩余殘渣為鈍化材料，研究其對鋅污染土壤的修復(fù)效果，并評價其對土壤肥力的提升作用，探討廚余垃圾資源化利用方式，以期為重金屬污染土壤修復(fù)提供參考。

1 材料和方法

1.1 供試材料

供試材料包括廚余殘渣、玉米秸稈和茶葉渣生物炭等。其中，廚余殘渣是經(jīng)過收集的廚余垃圾（肉菜∶主食=3∶7）進(jìn)行蠅蛆的養(yǎng)殖一個周期 5～7 d 后獲得，將殘渣在80 ℃條件下烘干，粉碎過60 目篩后裝入密封袋備用。

玉米秸稈采集于四川農(nóng)業(yè)大學(xué)崇州實驗基地，在80 ℃條件下烘干，粉碎，用60 目篩過篩備用。

茶葉渣生物炭制備為將收集到的茶葉渣在去離子水中浸泡3 h，用去離子水沖洗3 遍后放入烘箱中55 ℃烘干至恒重，用粉碎機(jī)粉碎過60 目篩后置于密閉鎳坩堝600 ℃熱解2 h 獲得。

1.2 供試土壤

供試土壤采自于四川省成都市溫江區(qū)周邊農(nóng)田，采取農(nóng)田土壤多個位點的表層土，采樣深度為0～20 cm，混合風(fēng)干、剔除雜物后磨碎過20 目篩。依據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)田地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618-2018）風(fēng)險管制值，采用外源添加ZnCl2的方式設(shè)定土壤鋅污染濃度為200 mg/kg，定期攪拌平衡90 d。供試材料及土壤的基本特征見表1。

表1 供試材料及土壤基本特征Table 1 Characteristic of experimental material and soil

1.3 試驗設(shè)計

將制備好的廚余殘渣單獨、分別于玉米秸稈和茶葉渣生物炭等重量比混合，攪拌均勻后加入超純水保持60%含水量，置于通風(fēng)培養(yǎng)箱中，在25 ℃條件下發(fā)酵直到含水量降至15%后發(fā)酵完成，形成3種鈍化材料：①殘渣（REA）；②廚余殘渣+玉米秸稈（RSA）；③殘渣+茶葉渣生物炭（RBA）。先將平衡后的污染土壤3.0 kg 裝于花盆中（口徑20 cm，高度15 cm），再按照設(shè)置不同處理材料分別以土壤重量的1%和2%投加于花盆中，攪拌均勻。以不投加材料為對照（CK），每種處理3 個重復(fù)，共計21 盆。培養(yǎng)時間為4 周，培養(yǎng)過程中采用稱重法補(bǔ)充去離子水，使土壤水分維持在田間持水量的70%。分別于第1、2、4 周采集土樣，采樣時每盆隨機(jī)采集4 個點充分混勻，剩余土壤繼續(xù)培養(yǎng)。自然風(fēng)干后過篩用于測定土壤有效態(tài)鋅含量及土壤養(yǎng)分指標(biāo)。

1.4 指標(biāo)測定

DTPA-Zn 測定采用 DTPA 浸提液（pH=7.0）浸提，振蕩過濾后取上清液用FAAS-M6 原子吸收火焰分光光度計測定。土壤pH 測定采用數(shù)顯酸度計（STARTER 3100，OHAUS）測定，有機(jī)質(zhì)（SOM）測定采用重鉻酸鉀容量法，全氮（TN）測定采用凱氏定氮法，全磷（TP）測定采用氫氧化鈉熔融-鉬銻抗分光光度法，速效氮（AN）測定采用堿解擴(kuò)散法，速效磷（AP）測定采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法，速效鉀（AK）測定采用氫氧化鈉火焰光度法。以上指標(biāo)測定參照《土壤農(nóng)化分析》[10]。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用單雙因素方差分析（two-way ANOVA）分析各處理材料的培養(yǎng)時間和添加濃度對pH 和DTPA-Zn含量的影響。對pH 和DTPA-Zn 進(jìn)行線性擬合，分析兩者之間相關(guān)分析。單因素方差分析（one-way ANOVA）用于分析不同處理間土壤養(yǎng)分含量的差異顯著性，顯著性水平P＜0.05。采用土壤質(zhì)量綜合指數(shù)法[11]綜合評價土壤養(yǎng)分狀況。使用SPSS 20.0 進(jìn)行統(tǒng)計分析，使用Origin 8.0 作圖。

土壤質(zhì)量綜合指數(shù)法評價過程為：以土壤SOM、TN、AN、TP、AP 和 AK 等 6 項指標(biāo)作為基礎(chǔ)因子，通過基礎(chǔ)因子的標(biāo)準(zhǔn)化處理，運用主成分分析計算因子主成分負(fù)荷量，確立因子權(quán)重并計算土壤質(zhì)量綜合指數(shù)（SQI），計算公式為：

式中，Q（Xi）表示各養(yǎng)分指標(biāo)的隸屬度值；Wi為土壤各養(yǎng)分指標(biāo)的權(quán)重；Xij為各指標(biāo)值；Ximax和Ximin分別為第i 項指標(biāo)中的最大值和最小值；Ci為第i 個指標(biāo)的因子負(fù)荷量；Ki為第i 個主成分的方差貢獻(xiàn)率；n 為評價指標(biāo)的個數(shù)；m 為所選主成分個數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對污染土壤pH的影響

土壤pH 值變化直接影響了污染土壤中重金屬的有效態(tài)含量[12]。添加鈍化劑均增加土壤pH 值（P＜0.05；表2；圖1）。3 種處理中，RBA 較其他兩種處理對土壤pH 的提升作用更明顯，且隨著添加濃度從1%增加到2%時，RBA 促使土壤pH 達(dá)到所有處理的最大值，比對照提高了0.58 個單位（圖1B）。從培養(yǎng)時間看，所有處理的土壤pH 值在培養(yǎng)的第2 周達(dá)到最大，隨后出現(xiàn)小幅度降低，但培養(yǎng)時間對土壤 pH 的影響不明顯（P＞0.05；表2），說明鈍化材料的添加能明顯提升土壤的堿度，且能長時間保持較高水平，從而影響土壤中重金屬Zn 的有效態(tài)含量。

表2 不同處理和培養(yǎng)時間對土壤pH、DTPA-Zn含量的雙因素方差分析Table 2 Two ways ANOVA of the effects of incubation time and treatment on soil pH，DTPA-Zn content

圖1 不同處理Zn 污染土壤pH 的變化Figure 1 Changes of soil pH among different treatments in Zn contaminated soil

2.2 不同處理對污染土壤DTPA-Z含量的影響

CK 處理土壤 DTPA-Zn 含量范圍為 27～28 mg/kg，且隨培養(yǎng)時間變化差異不顯著（圖2）。添加鈍化劑明顯減少了土壤 DTPA-Zn 含量（P＜0.05；表2）。在添加量為1%的處理中，當(dāng)培養(yǎng)到4 周時DTPA-Zn含量減少最多的為RBA 處理，為19.40 mg/kg，較該處理下培養(yǎng)1 周時下降了14.45%，較CK 的DTPA-Zn含量下降了29.77%。隨著添加濃度的增加，2%的RBA在培養(yǎng)4 周時DTPA-Zn 含量下降為15.16 mg/kg，比對照降低了45.11%（圖2B）。培養(yǎng)時間對DTPAZn 含量的影響明顯（P＜0.05，表2）。除 REA（1%）外的處理土壤DTPA-Zn 含量隨培養(yǎng)時間呈持續(xù)下降的趨勢，且 RBA 降幅最大（圖2）。

圖2 不同處理Zn 污染土壤DPTA-Zn 變化Figure 2 Changes of soil DTPA-Zn among different treatments in Zn contaminated soil

線性回歸表明，土壤DTPA-Zn 含量與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)（R2=0.514；P＜0.05；圖3），蠅蛆轉(zhuǎn)化的廚余殘渣、玉米秸稈和茶葉渣生物炭組配成的鈍化劑都提高土壤pH，同時降低了Zn 的有效態(tài)含量，這與以往研究中性土中添加有機(jī)鈍化劑降低了有效態(tài)重金屬含量的結(jié)果一致[16]。

圖3 不同處理下土壤pH 和DTPA-Zn 含量關(guān)系Figure 3 Relationships between pH values and DTPA-Zn content among treatments

2.3 不同處理對污染土壤養(yǎng)分的影響

蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘渣、玉米秸稈、茶葉渣生物炭相互組配形成的 3 種處理施入Zn 污染土壤后，明顯提高土壤養(yǎng)分含量（P＜0.05；表3）。其中，REA 處理2%濃度時具有最高的 SOM 含量（P＜0.05），較對照提高了1.49 g/kg。而RSA 和RBA 在1%濃度時SOM含量與對照不存在顯著（P＞0.05）。不同處理下土壤全氮含量與SOM 趨勢相同，即REA 處理具有較高的全氮含量。茶葉渣生物炭與廚余殘渣混合（RBA）對土壤全磷和速效養(yǎng)分提升最明顯，RBA 在2%濃度下 TP、AN、AP 均為最大（P＜0.05），分別為1.80 g/kg、156.91 和 247.28 mg/kg。

不同處理土壤質(zhì)量綜合指數(shù)SQI 見圖4。其排序為：2% REA＞1% REA＞2% RBA＞1% RBA＞2%RSA＞1% RSA＞CK，單獨施加蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘渣處理的土壤質(zhì)量總體優(yōu)于廚余殘渣與茶葉渣生物炭、玉米秸稈混合處理，主要因為單獨施加廚余殘渣對土壤有機(jī)質(zhì)和全氮含量。

表3 不同處理下土壤養(yǎng)分的變化Table 3 Changes of soil nutrients among treatments

圖4 不同處理土壤質(zhì)量綜合指數(shù)變化Figure 4 Change of soil quality index among treatments

3 討論

重金屬的生物有效性和可移動性及其對環(huán)境的影響是目前土壤重金屬污染關(guān)注的焦點[14]。而土壤中重金屬的形態(tài)受土壤環(huán)境的顯著影響，例如pH、有機(jī)質(zhì)等[15]。研究表明土壤pH 與有效態(tài)重金屬含量呈顯著負(fù)相關(guān)[16]。這與土壤金屬氧化物表面電荷、土壤有機(jī)物螯合作用或金屬氫氧化物的沉淀作用密切相關(guān)。當(dāng)土壤pH 增加時，土壤Fe、Al 和Mn 氧化物表面電荷增加，降低了土壤中游離態(tài)的金屬離子活性。另一方面，較高土壤pH 值使土壤有機(jī)質(zhì)中的羧基、酚基、醇基和羰基官能團(tuán)解離，從而增加配體離子對這些金屬（膠體）陽離子的吸引力。本研究表明所有處理材料的施加使土壤pH 明顯高于對照，并且在鈍化培養(yǎng)的前2 周內(nèi)，所有處理土壤pH值都有增加，可能導(dǎo)致土壤金屬氧化物表面電荷增加或與有機(jī)物的螯合作用增加，從而降低土壤有效態(tài)Zn 含量[16]。對土壤pH 增加最顯著的處理為蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘渣和茶葉渣生物炭混合。研究證實高pH 值是生物炭顯著的特征之一，其可以通過調(diào)控土壤中陰陽離子相對濃度而改變土壤的pH 值。而隨著不同處理之間土壤pH 的增加，土壤DTPA-Zn含量降低，且兩者之間存在顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系，這個結(jié)論和前人研究結(jié)果一致[17]，說明通過調(diào)節(jié)土壤pH 值可以降低重金屬的生物有效性，達(dá)到重金屬鈍化的目的。

本研究通過玉米秸稈、茶葉渣生物炭與蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘渣進(jìn)行混合施用，發(fā)現(xiàn)對土壤肥力的提升表現(xiàn)不盡相同。單獨廚余殘渣處理在增加土壤有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分方面更加明顯。廢棄物的蠅蛆生物轉(zhuǎn)化是一種經(jīng)濟(jì)環(huán)保的有機(jī)廢棄物處理技術(shù)，蠅蛆轉(zhuǎn)化后的廚余殘渣往往結(jié)構(gòu)松散，富含有機(jī)質(zhì)，可以改善土壤養(yǎng)分，提高土壤供肥能力[18]。而廚余殘渣與茶葉渣生物炭混合施加卻具有較高的土壤速效養(yǎng)分含量，這可能是由于生物炭在增加土壤速效養(yǎng)分方面的獨特作用[19]。李明等[20]對紅壤性水稻土添加秸稈生物炭后土壤速效磷和速效鉀水平分別比對照增加20.6%和281.8%。本研究生物炭為茶葉渣生物炭，對土壤速效氮和速效磷含量增加明顯高于其他幾種處理，這個結(jié)果與其他研究相似，即在其他有機(jī)物料改良土壤的研究中，若將生物炭與有機(jī)物料配施在降低土壤重金屬生物有效性的同時還能增加土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮等速效養(yǎng)分的含量[21]。

通過土壤質(zhì)量綜合指數(shù)計算表明，由于單獨施用廚余殘渣在土壤有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分方面的增加顯著，其SQI 指數(shù)分別在不同濃度處理中達(dá)到最大值。但對于重金屬污染土壤來說，其土壤pH 的提升作用有限，而廚余殘渣與茶葉渣生物炭配施的處理能較長時間保持較高的土壤pH 值，因此對重金屬的鈍化作用更加持久和明顯。因此，蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘渣在Zn 污染土壤中施用的較好利用方式是與生物炭配合施用。其對其他重金屬污染土壤的修復(fù)效果將有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

①蠅蛆轉(zhuǎn)化的廚余殘渣單獨和與玉米秸稈、茶葉渣生物炭混合可以明顯提高重金屬污染土壤pH，比對照最大提升了0.58 個單位。

②蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘渣的不同配施方式均降低了土壤中DTPA-Zn 含量，并且添加濃度和鈍化培養(yǎng)時間對有效態(tài)Zn 含量的影響達(dá)到顯著水平。其中殘渣和茶葉渣生物炭配施以2%濃度添加后DTPAZn 含量比對照下降了45.11%。

③蠅蛆轉(zhuǎn)化廚余殘渣單獨施用，對Zn 污染土壤的有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分含量增加明顯，而與玉米秸稈和茶葉渣生物炭混合配施則明顯增加了土壤速效養(yǎng)分的含量。