彭俊杰，林輝東，唐 燕，溫中東

（1.惠州市浩瑜科技有限公司，廣東 惠州 516001；2.惠州市綠泉環(huán)保技術(shù)有限公司，廣東惠州516001；3.惠州市環(huán)境保護(hù)局，廣東惠州516001）

1998年，圓筒電池中，堿性鋅錳電池所占比例美國為72％，歐洲為56％，日本為52％[1-2]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，2005年國內(nèi)電池產(chǎn)量已達(dá)209.3億節(jié)，其中大部分是鋅錳和堿錳電池，并且堿錳電池每年以30％左右的速度增長[3]，預(yù)計(jì)到2008年可達(dá)80億節(jié)。堿性鋅錳電池具有能量大、貯存性能優(yōu)越、無記憶效應(yīng)、成本低、可互換等優(yōu)點(diǎn)，其產(chǎn)量和消費(fèi)量都相當(dāng)大，若不采取有效措施，不僅會(huì)造成嚴(yán)重的環(huán)境污染，而且還將浪費(fèi)大量資源。因此廢堿錳電池的資源化利用具有重要的環(huán)境、資源和社會(huì)意義。

稻草、畜禽糞等有機(jī)物中不僅含有大量的纖維素、木質(zhì)素等化合物，而且還含有酚酸類化合物。有機(jī)物料在微生物、酶的作用下形成特殊類型的高分子有機(jī)化合物——腐殖物質(zhì)，不同有機(jī)物料的性質(zhì)、組成不同，必將導(dǎo)致腐解過程形成的腐殖物質(zhì)的性質(zhì)結(jié)構(gòu)不同。有研究表明[4]，該腐殖物質(zhì)對金屬離子有很好的溶解吸附、絡(luò)合作用，從而提高金屬離子的生物有效性。本研究以廢堿錳電池為研究對象，研究了3種有機(jī)物料在腐解過程中對廢堿錳電池的溶解作用，以達(dá)到以廢治廢、變廢為寶的目的。

1 材料與方法

1.1 供試物料

供試電池干粉，采用焙燒法制備，焙燒目的是去除電池中有害重金屬（如Hg等），以免在培養(yǎng)過程中對有益微生物產(chǎn)生毒害作用。采用本研究室的成熟工藝，將某品牌LR6堿性鋅錳電池，橫向切割開，放入石英坩鍋中，于一定溫度的管式爐中焙燒一段時(shí)間，冷卻，取出，將干粉掏出，研磨備用[5]；供試稻草采自華南農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)場資環(huán)分場試驗(yàn)田；雞糞和鴿子糞采自廣州近郊。供試物料經(jīng)風(fēng)干、粉碎、磨細(xì)后過1 mm篩，其基本理化性狀見表1。

表1 供試物料基本理化性狀

1.2 試驗(yàn)方法

本試驗(yàn)采用潤濕好氣-腐解培養(yǎng)法[6]，共設(shè)4個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)。取10 g有機(jī)物料于一次性塑料杯中，加0.5 g電池干粉，用離子水調(diào)節(jié)有機(jī)物料的含水量，使樣品能充分保持濕潤，但又不含過多自由水，用帶孔保鮮紙封口，在30℃的培養(yǎng)箱中培養(yǎng)50 d。培養(yǎng)過程中每隔一天稱重，補(bǔ)足水分，于 0，5，10，15，25，50 d 提取，分析測定全 Zn，Mn，K，N 和 pH 值。

表2 培養(yǎng)試驗(yàn)方案

1.3 分析方法[7]

Zn，Mn采用原子吸收分光光度法測定，N，K采用有機(jī)肥的常規(guī)測定方法測定（NY 525-2002），pH值采用pH計(jì)測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 pH的變化情況

圖1是pH值隨培養(yǎng)時(shí)間的變化情況。從圖1可知，所有處理中pH值都隨時(shí)間的增加逐漸增大，處理E在7.0～8.0之間，其余處理基本保持在8.0～9.5范圍內(nèi)；施用了有機(jī)物料的處理（即E，F(xiàn)，G），其pH都明顯降低，以施用稻草的處理降低最多，就其原因是稻草在腐解過程中生成的酚酸化合物總量比糞類多，產(chǎn)生的酸性也較糞類強(qiáng)[8]。

2.2 N溶出量的變化情況

圖2是總N溶出量的變化情況。從圖2可知，所有處理TN的溶出量都隨培養(yǎng)時(shí)間的增加先增大后減??；在15 d時(shí)，所有處理TN的溶出量達(dá)到最大，以處理G（鴿子糞）溶出最大，究其原因是鴿子糞含氮量較高，其C/N比較其他處理小，微生物的分解硝化作用較快，產(chǎn)生較多NO3-，同時(shí)隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，逐漸產(chǎn)生反硝化作用致使出現(xiàn)減小的趨勢。

2.3 K溶出量的變化情況

圖3是總K溶出量的變化情況。從圖3可知，所有處理中，10 d前，TK基本檢測不到；TK的溶出量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化呈逐漸增大的趨勢，以處理G（加鴿子糞）增大最明顯，且增大幅度最大，究其原因可能是鴿子糞處理的C/N比較小，微生物活動(dòng)較其他處理快，腐熟程度更大，產(chǎn)生的有機(jī)酸更多，溶解出來的K更多所致。

2.4 Zn溶出量的變化情況

圖4是Zn溶出量的變化情況。所有處理中Zn的溶出含量都隨培養(yǎng)時(shí)間的增加呈先降低后增加再降低的趨勢。培養(yǎng) 15 d后，3個(gè)處理（E，F(xiàn)，G）中，以稻草處理的Zn溶出含量最低，即稻草吸附得更多，原因是采用稻草處理后，當(dāng)?shù)静莞鞎r(shí)，會(huì)產(chǎn)生腐植酸，進(jìn)而與金屬離子絡(luò)合。

2.5 Mn溶出量的變化情況

圖5是Mn溶出量的變化情況。從圖5可知，Mn的溶出量隨培養(yǎng)時(shí)間的增加呈先增大后減小，到25 d時(shí)達(dá)最大（除處理A外），爾后有降低的趨勢。25 d時(shí)，3個(gè)處理中，以稻草處理的Mn溶出量最低，究其原因是稻草腐熟時(shí)產(chǎn)生的腐植酸與Mn發(fā)生了絡(luò)合作用所致。

3 結(jié)論

稻草、雞糞和鴿子糞處理培養(yǎng)過程中產(chǎn)生腐植酸對廢堿錳電池均有溶解作用，其pH值明顯降低；所有處理TN、Zn、Mn都呈現(xiàn)先增加后減小的趨勢，15 d時(shí)溶量最大，以鴿子糞處理溶出較多；TK的溶出較慢，培養(yǎng)到10 d后才有溶出，均呈現(xiàn)逐漸增大的趨勢；而TP溶出量受影響因素較多，規(guī)律性不明顯。

[1] 曾毅紅，何深思.發(fā)達(dá)國家的廢舊電池處理及其對我們的啟示[J].環(huán)境保護(hù)，2000(7)：46-48.

[2] 陳俊元.中國鋅錳干電池工業(yè)50年發(fā)展的成就[J].電池，1999，29(5)：189-193.

[3] 王金良.歐盟修改電池指令對我國電池行業(yè)的影響[J].電池工業(yè)，2003，8（5）：232-235.

[4] 陳 盈，張滿利，張 威，等.不同來源腐殖酸與Mn2＋和Zn2＋絡(luò)合穩(wěn)定常數(shù)的確定[J].遼寧工程技術(shù)大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)，2008，27(3)：478-481.

[5] 林輝東，王德漢，黃建林，等.焙燒條件對廢干電池中汞的釋放影響研究[J].安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2004，4(3)：48-51.

[6] Shinoo H，Knwatsuks S.Behavior of phenolic substances in the decaying process of plantsⅡ.Change of phenolic substances in the decaying process of rice straw under various conditions[J].Soil Sci.Plant Nutr.1975，21：215-225.

[7] 魯如坤.土壤農(nóng)化分析[M].北京：農(nóng)業(yè)出版社，2000.

[8] 朱 林，張春蘭，沈其榮，等.稻草等有機(jī)物料腐解過程中酚酸類化合物的動(dòng)態(tài)變化[J].土壤學(xué)報(bào)，2001，38(4)：471-475.