環(huán)境管理期刊翻譯

1、環(huán)境管理期刊研究課題污染土壤中鉛和鋅的固定化采用工業(yè)蛋殼堆肥a、CIEPQPF化工過程工程和森林產(chǎn)品研究中心，化學(xué)工程系，科英布拉大學(xué)，POLO -Rua Sílvio Lima，3030-790，科英布拉，葡萄牙 b、CERNAS-自然資源、環(huán)境和社會研究中心，Bencanta，3040-316，科英布拉，葡萄牙 文章信息背景：2014年4月15日發(fā)布2015年6月26日修訂表格2015年8月28日接收關(guān)鍵詞：蛋殼堆肥、土壤修復(fù)、重金屬、環(huán)境可利用性摘 要：本研究目的是評估由工業(yè)蛋殼堆肥（CES）降低鉛（Pb）、鋅（Zn）在被采礦活動污染的酸性土壤中流動性的能力。沒有蛋殼

2、（CWES）的成熟堆肥和天然蛋殼（ES）堆肥也進(jìn)行了比較土壤改良劑目的的測試。三個不同的應(yīng)用率分別使用每種材料，根據(jù)中和能力確定的相同數(shù)量。在受控條件下進(jìn)行為期94天的孵化實(shí)驗(yàn)和監(jiān)測二氧化碳排放量。對改良后的土壤中Pb和Zn的環(huán)境可用性進(jìn)行了評估和在孵化期結(jié)束時進(jìn)行生物測定。 當(dāng)存在蛋殼，CES堆肥提高土壤的pH值高于6的值與降低Pb和Zn的土壤流動率超過95%。土壤毒性使費(fèi)氏弧菌也被抑制和將環(huán)境風(fēng)險降低到“低水平”。然而，酸性不溶土壤成分的固定化只對Zn有顯著效果。此外，就土壤動態(tài)態(tài)而言，CO2-C的排放明顯增強(qiáng)，主要是因?yàn)樵谧罡吒牧悸实那闆r下。第一秩序-E和平行一階模型可以充分描述CO2-

3、C累積釋放的動力學(xué)數(shù)據(jù)。沒有蛋殼，CWES堆肥對重金屬的固定效果是有限的，可能是由于在較低應(yīng)用率時，其校正土壤酸性的能力小。單獨(dú)使用蛋殼，與CES相比ES廢物有類似的結(jié)果，但在較高的應(yīng)用率，用蛋殼堆肥CO2的排放會增強(qiáng)是由于生物碳存在。因此，本研究指出，CES是一個可用于Pb、Zn污染土壤的原位修復(fù)的有效物質(zhì)。 1、引言人類活動被認(rèn)為是造成土壤中有毒重金屬富集的首要原因，即使這些污染可能是土壤的自然成分。工業(yè)過程、礦業(yè)勘察、制造和處置一些廢棄材料的人類行為可以介紹土壤中具有植物性毒素和動物性毒素特性的不必要金屬（Park等人，2011年；Wuana和Okieimen，2011年）。這些污染物對

4、環(huán)境和人體健康造成的風(fēng)險直接關(guān)系到土壤中的生物利用度。 一些研究已經(jīng)測試了不同類型的材料作為推動土壤中金屬固定化的改良劑（Kumpiene等人，2008年）。有機(jī)和無機(jī)材料例如成熟的堆肥、生物炭和磷酸鹽以及鈣的來源包括石灰、磷灰石和碳酸鹽礦物已被使用 。（Janos等人，2010；Wuana和Okieimen， 2011）。除此之外，污染土壤中堆肥富含礦物質(zhì)沸石、粘土、氧化物或碳酸鹽減少重金屬的生物利用度的目的也得到了解決。(Gadepalle等人， 2009, 2008；Lagomarsino等人，2011；Siebielec和Chaney，2012；Van Herwij

5、nen等人，2007)。此外，低成本工業(yè)殘留物也被開發(fā)利用于土壤中重金屬的滯留（Garrido等人，2005年）。這種方法具有額外的環(huán)境效益，除了能夠減少垃圾填埋場的垃圾處理成本，同時能夠解決土壤修復(fù)。  土壤污染中重金屬的修復(fù)修正效率可以在化學(xué)和生態(tài)毒理學(xué)的水平上加以解決（Pardo等人，2014年）。在這點(diǎn)上，常用的化學(xué)提取方法評估他們的環(huán)境可用性提供相應(yīng)的流動性的相關(guān)信息 （Pauget等人，2011年）。另一方面，添加的修訂可能對土壤有機(jī)碳和有機(jī)碳產(chǎn)生動態(tài)的影響。這種影響可以通過觀察CO2的產(chǎn)生速率是由有機(jī)碳的礦化作用（生物CO2）和/或石灰材料土壤酸化的修正導(dǎo)致（

6、非生物CO2） （Bertrand等人，2007）。生物測定已用于評估在土壤處理以后原始土壤的毒性是否降低去衡量對人類、植物或動物 是否還有風(fēng)險（Park等人，2011）。生物測定使用發(fā)光的細(xì)菌費(fèi)氏弧菌評估土壤成分的生態(tài)毒性對地表水和地下水的影響（即，土壤保持功能）（Alvarenga等人，2009a,b）。工業(yè)蛋殼（ES）是雞蛋加工行業(yè)的主要廢物流，其歐洲的產(chǎn)量約為每年35萬噸 （Soare等人，2013年）。李等人（2013年）評估對蛋殼廢物的影響，結(jié)合氮、磷、鉀肥，在附近廢棄礦山一個農(nóng)業(yè)中性土壤鎘和鉛的固定化。 他們的研究得出的結(jié)論是，將5%（重量

7、/重量）的蛋殼混合到土壤中80天之后，鎘和鉛的濃度用乙酸萃取分別減少了68和93%。此外，Ahmad等人（2012年）發(fā)現(xiàn)通過添加5%（重量/重量）的蛋殼到一個軍事射擊場的中性土壤中，乙酸提取鉛的濃度降低了68%，主要是由于pH值的增加進(jìn)一步導(dǎo)致固定化形成氫氧化鉛或黃鉛礬。另一方面，Ok等人（2011年）提出通過在適度酸性的土壤中加入5%（重量/重量）的蛋殼，乙酸提取鉛的濃度僅僅降低了24.6%。盡管如此，根據(jù)歐洲法律框架，工業(yè)蛋殼是一種不用于人類消費(fèi)的動物副產(chǎn)品（法規(guī)（EC）Nº1069 / 2009的歐洲議會和理事會 ）。 因此，工業(yè)蛋殼在土壤中的應(yīng)用可能需要

8、預(yù)先熱處理以減少病原體傳播進(jìn)入影響環(huán)境和人類健康的風(fēng)險?；旌隙逊适且环N除促進(jìn)蛋殼廢棄物衛(wèi)生之外的治療方案，還可以提供一種適合富含碳酸鈣的堆肥。 本品可增強(qiáng)土壤修復(fù)是由于存在：i）穩(wěn)定/腐殖化的有機(jī)物質(zhì)可能主要通過吸附反應(yīng)促進(jìn)土壤重金屬的固定（Park等人，2011年）；ii）、碳酸鈣可以從土壤溶液重金屬中沉淀下來。 但據(jù)作者所知，蛋殼豐富的有機(jī)堆肥對土壤重金屬的固定化的影響還沒有得到解決。 因此，本研究旨在探討在使用堆肥的可行性（CES）上從堆肥工業(yè)蛋殼和其他有機(jī)廢物獲得作為在酸性污染土壤中鉛和鋅固定化的土壤改良劑。為了比較，對沒有蛋殼和天然蛋殼的成熟堆肥也進(jìn)行了

9、測試。在三個層次上研究了這種修正對土壤性質(zhì)的影響：一、土壤中鉛和鋅的環(huán)境可利用性和形態(tài)，通過采用化學(xué)提取程序。二、改良后土壤毒性的減少進(jìn)行生物測定。三、添加這樣一個富含碳酸鹽的改良劑后，評估土壤中二氧化碳的排放量。2材料與方法2.1. 土壤與改良從葡萄牙廢棄的礦山群中5-20厘米的深度收集約5公斤的土壤樣品。收集點(diǎn)由一組礦山構(gòu)成，在19世紀(jì)和20世紀(jì)期間探索發(fā)現(xiàn)其中含有豐富的鉛，鋅熱液脈。土樣風(fēng)干后通過2 mm的篩子去除大顆粒。 如Soares等人（2013年）的描述， 在實(shí)驗(yàn)室利用105升的自動加熱裝置強(qiáng)制通風(fēng)測試并獲得了堆肥土壤改良劑。工業(yè)蛋殼混合堆肥來自工業(yè)馬鈴薯皮、

10、草屑、稻殼和工業(yè)蛋殼（ES）廢棄物分別占的比例為35.4%、22.7%、 11.9%和30%（重量 / 重量）。在和工業(yè)蛋殼混合堆肥的相同條件下制備沒有蛋殼的成熟堆肥，初始沒有混入蛋殼，同時其他成分保持相對的比例。2.2. 設(shè)計實(shí)驗(yàn)實(shí)驗(yàn)室通過三種不同的處理方法（T1-T3）對土壤條件進(jìn)行了94天的培養(yǎng)研究，每一項(xiàng)進(jìn)行修改測試。代表性的土壤（約50g）以三種比例和每個堆肥（工業(yè)蛋殼混合堆肥和無蛋殼成熟堆肥）混合：T1 =2.5 g, T2 = 5 g 和 T3= 15 g（風(fēng)干成分）。在蛋殼改變的情況下，根據(jù)中和能力（相當(dāng)于碳酸鈣）的測試，CES_T1到T3是相等的數(shù)值。因此，土壤應(yīng)用率ES_

11、T1 =1.6g，ES_ T2=3.2g，ES_ T3=9.5g（風(fēng)干成分）。對每一個處理和對照樣品的方法重復(fù)進(jìn)行三次（即十二個實(shí)驗(yàn)在潛伏期之后）。所有混合物的水分調(diào)整到他們持水能力（WHC）的65%和在每個實(shí)驗(yàn)中通過添加蒸餾水加以保持。 潛伏期實(shí)驗(yàn)是在1L封閉容器內(nèi)黑暗同時溫度保持25的條件下進(jìn)行的。2.3 物化分析2.3.1 PH與電導(dǎo)率 PH和電導(dǎo)率在質(zhì)量和體積比為1:5的固體中測量：水的提取物在潛伏期的開始和介紹獲得，歷時94天。2.3.2 單一化學(xué)萃取  引用社區(qū)局規(guī)定通過連續(xù)提取法測定土壤中的重金屬，根據(jù)Rauret等人（2000年）提出的程序總結(jié)在表1中。在1

12、6r/min和室溫的條件下一臺Heidolph REAX 20架空混合器用來獲得各提取物。每一步之間，從固體中分離提取液進(jìn)行離心20分鐘3000轉(zhuǎn)后提取上清液。根據(jù)Sulkowski 和Hirner可知，不完全碳酸鹽的溶解可能發(fā)生在步驟1，但是結(jié)合以下提取步驟反過來又可能高估金屬的含量 。這些作者表明，如果從步驟1中提取的提取物的PH值低于4，碳酸鹽巖溶出的土壤中含有27%的白云石是幾乎完成。因此，在本研究中，當(dāng)pH值在4以上，與0.11 mol /L 的1乙酸二提取重復(fù)進(jìn)行（體積：質(zhì)量比為40:1，16小時）。每次提取后的殘?jiān)?，用蒸餾水清洗（體積：質(zhì)量比為20:1）后，用離心機(jī)以轉(zhuǎn)

13、速每20分鐘3000轉(zhuǎn)離心15分鐘后，丟棄上清液。作為一個檢查程序，步驟3中兩個隨機(jī)混合土壤在王水消化作用下的殘?jiān)鶕?jù)Rauret等人（2000年）描述的方法。總金屬量提?。ú襟E1、步驟2、步驟3和殘?jiān)目偤停┡c王水消化法所獲得總金屬量相比。由Rauret等人（2000年）觀察到鋅和鉛最大的相對誤差分別為5.1%的和8.2%，空白樣品提取液（無土）進(jìn)行整個完整的程序。殘余餾分（F4）計算為假總金屬濃度和從BCR三步步驟中提取的金屬總和之間的差異，并提供了部分抵抗提取工藝信息（Hass和Fine，2010年）。2.4 土壤重金屬的環(huán)境危害 通過進(jìn)行風(fēng)險評估程序（RAC）評估土壤中鉛、鋅的移動性

14、的環(huán)境危害，通常用于土壤或沉積物（Guillen等人，2012年）。通過以下公式計算RAC指數(shù)： RAC(%)= （1）Cm可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)金屬的濃度（相當(dāng)于在BCR程序步驟1中得到的分?jǐn)?shù)（F1）CT總金屬濃度該指數(shù)分為五大類風(fēng)險（Gusiatin和Kulikowska，2014年）：無風(fēng)險（1%），低風(fēng)險（1-10 %），中等風(fēng)險（11-30 %），高風(fēng)險（31-50 %）和很高的風(fēng)險（> 50%）。這個指數(shù)是基于個體的金屬流動性，它不考慮金屬毒性。2.5 生物測定 獨(dú)行豌豆種子發(fā)芽試驗(yàn)是使用從經(jīng)處理后的土壤中獲得的浸出液（CES_T1到T3，CWES_T1 到T3和ES_T1到

15、T3）。發(fā)芽指數(shù)（GI）按照常用程序計算(Pardo 等人，2011年： Soares等人，2013年)。使用LUMIStox 300設(shè)備測定的土壤混合物提取物對V發(fā)光的抑制作用。2%的氯化鈉水溶液萃取土壤。前后培養(yǎng)的細(xì)菌發(fā)光的減少（15，30分鐘）稀釋度為9的的土壤提取液（從6.25%到100% V / V）進(jìn)行反復(fù)評估。計算出有效濃度（% v/v）是對50%海洋微生物種群有毒性作用（EC50）。2.6 二氧化碳和動力學(xué)模型的監(jiān)測 培養(yǎng)試驗(yàn)中，CO2產(chǎn)生量從未處理和處理的土壤與CES，CWES和ES進(jìn)行確定。用裝有20ml 0.5 mol NaOH的捕捉裝置放置在每個玻璃瓶捕獲CO2在潛伏期

16、的流量。在培養(yǎng)的第六十天，每兩天打開瓶子暴露至大氣環(huán)境中5至10分鐘，以維持好氧條件。從那以后，打開瓶子一個星期。無論何時打開瓶子： i） CO2捕集被刪除，剩余的NaOH用0.5 mol的 HCl進(jìn)行反滴定，以酚酞為指示劑（過量BaCl2添加到碳酸鹽沉淀溶液中）。ii）土壤樣品的水分通過調(diào)節(jié)蒸餾水的含量保持在WHC的65%。iii）關(guān)閉孵化瓶之前，用新的NAOH添加到捕捉機(jī)中。 將每個檢測間隔得到的NAOH消耗量以化學(xué)計量轉(zhuǎn)化為CO2 （ Pardo 等人， 2011年）， 并二氧化碳排放量以mg CO2- C 100g-1風(fēng)干土壤d-1 表示。 動力學(xué)參數(shù)描述CO2釋放孵化過程進(jìn)行擬合累積

17、CO2-C剖面兩動力學(xué)模型計算: 一階-電子模型 (Eq. (2)和平行一階模型 (Eq. (3)。C -CO2 emission(t)= (2)C -CO2 emission(t)= (3)C -CO2 emission(t)在時間t碳以二氧化碳的形式排放，C0 為累積量,Cf 和Cs是C-CO2 池分別以快速和緩慢的周轉(zhuǎn)時間的潛能；K,Kf和Ks是快和慢的碳潛能排放指數(shù)。此外，評估半衰期T1/2 （對應(yīng)于每個池CO2-C濃度的50%），以及最大的CO2-C（C）相當(dāng)于CS和CF的總和。2.7 統(tǒng)計分析估計土壤處理使用單因素方差分析和Tukey方法之間的差異，以P值（顯著性水平）5%，根據(jù)s

18、hapiroe-wilk實(shí)驗(yàn)檢查數(shù)據(jù)的正態(tài)性。最佳擬合的C-CO2累積釋放動力學(xué)模型的選擇是基于更高的R2。皮爾森相關(guān)系數(shù)(r)計算出土壤化學(xué)參數(shù)一個顯著水平為5%（P<0.05）。所有的統(tǒng)計分析均使用軟件Statistica 7（StatSoft軟件）和SigmaPlot 10（SYSTAT軟件）。 3. 結(jié)果與討論3.1. 土壤的性質(zhì)與改良本研究中所使用的土壤的主要性能和改良在表2表示。土壤具有砂質(zhì)土壤質(zhì)地、酸性PH值和低含量的必需營養(yǎng)物質(zhì)（即磷、鉀）。如預(yù)期的采礦土壤暴露于風(fēng)化條件下其電導(dǎo)率較低（Alvarenga等人， 2009a,b）。重金屬的偽總濃度（用王水提取土壤的有關(guān)含量

19、）對Pb和Zn的別關(guān)注，超過目前由葡萄牙立法的法律限制（Decreto-Lei276 / 2009）污水污泥在農(nóng)業(yè)土壤中的應(yīng)用。 特別是鉛的潛在可利用性，評估約占總含量的77%。CES和CWES的堆肥是經(jīng)過144天的堆肥收集。無論是材料的自由毒素（發(fā)芽指數(shù)接近80%），可以認(rèn)為是穩(wěn)定的中度慢呼吸率在2至8mg CO2 g-1 Cd -1之間。然而，ES堆肥表現(xiàn)出較低的GI指數(shù)（近54%），但有較高的呼吸速率（25mg CO2 g-1Cd-1）。在測試土壤改良（CWEs，CES和ES）中的重金屬含量低是由于生物降解的垃圾進(jìn)行生物處理廢物的標(biāo)準(zhǔn)的限制（最終報告草案）。3.2. 土壤PH值和電導(dǎo)率的

20、修正效果 污染土壤通過改良劑CES,CWES和ES處理后的結(jié)果如圖1所示。根據(jù)Tukey的檢驗(yàn)P0.05，條形表示同一類型沒有顯著不同。PH值列入在根據(jù)美國農(nóng)業(yè)自然資源保護(hù)服務(wù)部門提供的數(shù)字（2013年）。 所有修正改良土壤酸度（P0.05），但石灰效應(yīng)（pH6）與CES和ES的應(yīng)用更加相關(guān)。 雖然CES和ES的應(yīng)用率在土壤的中和能力方面是相同的（相當(dāng)于碳酸鈣），只有ES在土壤pH值上表現(xiàn)出劑量-效應(yīng)關(guān)系。在所有的情況下，增加修正的摻入率引起鹽的高度上升。（P0.05）（圖1補(bǔ)充資料）、EC和pH值呈正相關(guān)（皮爾遜相關(guān)系數(shù)為0.912，0.956，和0.842，CES，CWEs和ES，分別為P

21、0.05）。3.3. 土壤處理對鉛、鋅環(huán)境有效性的影響 測試修正鉛和鋅在土壤中經(jīng)過94天潛伏期對移動和可移動部分的影響如圖2所示。每個測試的移動部分的完成如圖2a所示并且表現(xiàn)為金屬，在相應(yīng)的移動部分在培養(yǎng)開始是測量的百分比（表2），因?yàn)檫@結(jié)果小于偽總金屬含量的2%。 圖2a顯示為CES增加對土壤應(yīng)用率而觀察到鉛和鋅的移動部分顯著減少（P <0.05）。正如前面所提到的，這種行為可能是由于土壤中的CES處理引起pH值的增加造成的。土壤pH值對Pb（r¼=-0.749，P0.05）和鋅（r¼=-0.740，P0.05）的移動部分呈負(fù)相關(guān)。在一般情況下，PH值被認(rèn)為是重金屬

22、在土壤中的溶解度和吸附機(jī)制的主變量控制。因此，pH值可能對金屬流動性減少的主要影響如圖2a所示。對于，CES處理后，可移動部分減少了（P0.05），但鋅效果更明顯（圖2b）。然而，用提取液量化可移動部分結(jié)果可能是偏高(0.5molCH3COOH,0.5 mol NH4CH3COO 和0.02molpH=4.7 的EDTA )。實(shí)際上，EDTA萃取劑不僅可以刺激從碳酸鹽和鐵錳氧化物釋放金屬溶液，而且還可形成穩(wěn)定的螯合物。然而，CES能夠使不流動的鋅接近50%（圖2b)。因此，可以得出結(jié)論，Zn的移動形式可以通過用CES處理土壤轉(zhuǎn)化為不可用的可溶性化合物。 ES處理后土壤組分的移動和可移動相比CE

23、S的實(shí)驗(yàn)中觀察到的效果類似。由于ES和CES的應(yīng)用率在石灰容量方面是相同的，似乎由CES的有機(jī)質(zhì)在限制這些不移動的元素的含量沒有明顯的影響。 因此，校正土壤酸度高于“適度酸”（圖1）的上限似乎足以促進(jìn)移動部分的減少。相對于CWES，土壤流動率的降低表現(xiàn)出劑量-反應(yīng)行為（圖2a）。在CWES_t1和T2的情況下，可以完全歸因于有機(jī)物質(zhì)的添加量，由于改良劑增加后pH值仍接近5（圖1）與CWES_T1 和CWES_T2相比流動性是減少的。觀察CWES_T3,其流動性的顯著減少，也可能是一個中性pH值造成結(jié)果，從而影響鉛和鋅水溶性、交換和非交換形式之間的分布。然而，土壤中Pb的移動部分與高pH值呈現(xiàn)負(fù)

24、相關(guān)（r¼=- 0.867，P0.05）。對于鋅的可移動部分，在土壤中添加CWES沒有影響（P0.05）（圖2b）同時CWES_T2和CWES_T3導(dǎo)致鉛減少。這些結(jié)果表明，CWES有一個減少潛在的生物利用度，可提取的和部分活性金屬組分的低能力。通過阿爾瓦倫加等人驗(yàn)證這種低能力能改變Pb和Zn的可移動部分（2009a，b）。兩個月在溫室實(shí)驗(yàn)園處理高度酸性污染土壤垃圾堆肥。 3.3.2 土壤中重金屬的分布及風(fēng)險評價 受污染的位置可能對人類健康和其他環(huán)境受體造成重大風(fēng)險。在我們的研究中， 在未經(jīng)處理的土壤中鉛、鋅的流動性環(huán)境相關(guān)的風(fēng)險是“中等水平”其計算公式（1），（表1補(bǔ)充資料）。圖3

25、表明，Pb和Zn在土壤中的部分前后添加改良劑并進(jìn)行94天的連續(xù)提取試驗(yàn)，得到四個不同的組份評估：F1，酸溶性組分；F2，還原性組分；F3，氧化組分；F4，殘余組分。最初，鉛主要與還原階段相關(guān)（F2=58% ），占土壤鐵錳氫氧化物（圖3a），而鋅主要是殘留部分顯著（F4=64% ；圖3b）。 雖然有些變化，但沒有一個處理方式能夠改變這種情況。鉛在CES_T3處理的情況下F1降低到23%，從而降低了環(huán)境風(fēng)險類別的“低風(fēng)險”類。然而，CWES（P0.05）更有效減少這種金屬的F1（表1補(bǔ)充資料）。 鉛F1的減少一般與殘留部分（F4）的增加相關(guān)，從而導(dǎo)致污染物的固定。這可能意味著有利的條件（如土壤pH

26、值和氧化還原電位）增加了鉛阻塞形成礦物結(jié)晶氧化物化學(xué)提?。℉ASS和FINE，2010）。siebielec和Chaney（2012）也表明，中性土壤富含CaCO3堆肥增加導(dǎo)致鐵氧化物吸附鉛。 CES處理不僅導(dǎo)致土壤中組分稍有不同的分布，但也減輕Zn的環(huán)境風(fēng)險并例入“低風(fēng)險”的分類（表1補(bǔ)充資料）。 增加CES的應(yīng)用率，酸溶性降低的（F1）和氧化（F3）組分增加，同時觀察到還原性（F2）和殘余餾分（F4）增加。相比未經(jīng)處理的土壤中，CWES_T3的F1和F3組分減少了近50% ，而F2和F4組份翻倍增長10%。pH值達(dá)到（7.4）與CWE_T3可能驅(qū)使形成的Al、Fe和Mn的氧化物并在中性pH

27、條件下沉淀。此外，由于在PH值為7.4時錳氧化物的表面電荷為負(fù)，他們提供額外的位置供鋅陽離子的吸附。F4組分可能引起一些與鋅共沉淀的Fe和Mn氧化物（阿洛韋，1995）形成的次生礦物。 比較ES和CES處理方法表明：i）ES方法在減少環(huán)境風(fēng)險中有效（表1電子補(bǔ)充資料）；ii）在較低的應(yīng)用率（T1），鋅結(jié)合可氧化的組分有利于CES（P0.05），可能是由于通過改良有機(jī)質(zhì)的輸送。iii）在更高的速率（T3），ES比CES更有效分配Zn的殘留組分（P0.05），可能是由于較高的土壤pH值達(dá)到ES，這可能有利于氧化物的形成。 最后，CWES處理方法并沒有降低鋅的環(huán)境風(fēng)險（表1 補(bǔ)充資料）。高含量的有機(jī)

28、物質(zhì)通過CWES激起了鋅的F2和F3 組分的遷移。在其他研究中也發(fā)現(xiàn)了相同的行為。然而，進(jìn)一步的研究應(yīng)進(jìn)行總結(jié)BCR法的機(jī)制或缺乏選擇性。 3.4. 毒性評價表3顯示了用三種不同改良劑處理的土壤浸提液測定GI指數(shù)和EC50指數(shù)的結(jié)果。對于CES處理，GI指數(shù)基于Lepidium豌豆發(fā)芽實(shí)驗(yàn)表明克服了部分最初的土壤毒性（GI50%）。這種效果表明在非常低的濃度時有毒可溶元素的存在。 此外，未經(jīng)處理的土壤的高毒性達(dá)到V有效抑制CES處理效果，忽略應(yīng)用率。這些結(jié)果證實(shí)了由CES處理后Pb和Zn遷移的環(huán)境風(fēng)險降低（表1補(bǔ)充資料）。 ES處理方法在相對于土壤毒性方面與CES取得了類似的結(jié)果。關(guān)于CWES

29、處理，五鯢抑制從CWEES_T1到CWES_T3逐漸減少，但只有較高的應(yīng)用率（T3）是50%無毒的細(xì)菌種群。這個小容量的CWES抑制土壤生態(tài)毒性可能與低能力降低金屬的可移動組分，在圖2a指出和以前在3.3.1節(jié)中討論。 3.5. 二氧化碳釋放和動力學(xué)模型 經(jīng)過94天的潛伏期，測量未經(jīng)處理和處理后的土壤中生產(chǎn)CO2-C的呼吸速率。釋放CO2-C的總量如圖4a所示。所有的改良測試提高二氧化碳在土壤中排放量，但在蛋殼衍生材料（CES和ES）的情況下比初始土壤樣品的增加得更明顯（約2-3均為T2和T3的應(yīng)用率）。事實(shí)上，酸性土壤暴露在以碳酸鹽為主原料的石灰處理，二氧化碳的排放量可能會增加是由于（i）碳

30、酸鹽溶出度或（ii）有機(jī)C源釋放的生物過程的改進(jìn)。 然而，在我們的研究中，沒有評估出這兩者之間的區(qū)別。然而，CO2-C累計總產(chǎn)量和pH值（r=0.881，P0.05）（圖1）有顯著的正相關(guān)關(guān)系（圖4a）,這表明改良劑的極限容量。土壤處理后CO2-C累積量擬合動力學(xué)模型描述為的方程（2）及（3）。每個動力學(xué)模型的擬合參數(shù)可以在表4中找到?？偟膩碚f，平行一階模型比一階模型能更好的描述數(shù)據(jù)（更高的R2）。對于CES_T1和CES_T2模型來說似乎足夠，因?yàn)镃F的貢獻(xiàn)（快速周轉(zhuǎn)CO2-C的碳組份）均很低，Kf高。 盡管酸性土壤條件下，碳釋放率顯著（高KF，低T1/ 2，F(xiàn)和高cfkf）與其他類似的研究一致。與圖4b相比，作為一個例子，CES_T3和ES_T3的動力學(xué)數(shù)據(jù)基于平行一階方程。 在這種情況下，這種動力學(xué)模型完全表示實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)。正如前面提到的，這兩種處理方法具有相同的極限潛能（相當(dāng)于碳酸鈣）和非生物CO2釋放量是相似的。然而，在動力學(xué)行為檢測到顯著差異，以及最終的CO2-C組分（C）。事實(shí)上，對