不同鈍化劑對豬糞菌渣堆肥中Cu、Zn 鈍化的影響

許劍敏，郭 鋒，劉子姣，張 清，李 杰

（山西農業大學資源環境學院，山西太谷030801）

隨著人們生活水平的不斷提高，促使畜禽養殖場向集約化、規模化不斷發展，使得畜禽糞便逐漸成為環境的主要污染源之一[1-2]，其中，豬糞的污染最為突出，約占畜牧業糞便總量的1/3，而其綜合利用率不到60%，這不僅造成資源的極大浪費，同時嚴重污染生態環境。在規模養殖過程中，Cu、Zn 等重金屬可提高畜禽的抗病能力，因而在飼料中大量添加。由于畜禽對這些重金屬的利用率較低，因而會導致畜禽糞便中Cu、Zn 的含量超標，如果長期使用這類糞便作有機肥，會造成土壤重金屬污染，影響食品安全和人類健康。好氧堆肥是實現豬糞資源化、無害化、減量化簡單而有效的措施[3-9]。因此，了解堆肥過程中重金屬的形態變化，研發降低重金屬生物有效性的技術調控措施，對于指導規模化養殖具有重要的現實意義。目前，許多學者研究了通過添加鈍化劑降低畜禽糞便中重金屬的生物活性[10-19]，這些文獻研究的原料主要是畜禽糞便同秸稈配比堆肥，而對菌渣的資源化利用報道較少。

本試驗以豬糞和菌渣為原料，添加不同鈍化劑進行堆肥試驗，研究不同鈍化劑對堆肥過程中Cu、Zn 形態變化的影響，旨在為畜禽廢棄物的無害化、資源化處理提供科學依據。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

供試堆肥材料豬糞和菌渣，來自山西省太谷縣山西農業大學周邊農戶，其初始理化性質如表1 所示；供試鈍化劑沸石、膨潤土、海泡石，均購自石家莊凱捷礦產公司；供試白菜種子，品種為上海青。

表1 原料的初始理化性質

1.2 試驗設計

堆肥試驗共設4 個處理：豬糞＋菌渣（CK）；豬糞＋菌渣＋沸石（F1）；豬糞＋菌渣＋膨潤土（F2）；豬糞＋菌渣＋海泡石（F3），每個處理重復3 次。其中，豬糞與菌渣按質量比7∶3 混勻，將堆肥初始水分含量調至60%，鈍化劑的添加量為豬糞和菌渣干物質量的5%，在自制的30 L 通風泡沫箱中進行堆肥。在泡沫箱底部通風，風速設定為每平方米物料風量為0.1 m3/min，確保氧氣充足。分別于堆肥1，3，7，14，21，28 d 采集堆體上、中、下3 層物料，制備混合樣品，測定樣品含水率、pH 值。堆肥前和堆肥第28 天取少量堆肥物料用于測定重金屬Cu、Zn的形態變化。

1.3 測定項目及方法

1.3.1 含水率的測定 采用烘干法測定含水率，烘至恒質量（105 ℃、24 h）。

1.3.2 堆體溫度及pH 值的測定 每日9：00 和17：00 分別測定堆體上、中、下的溫度，并以其均值作為當日堆肥的溫度。pH 值采用電極法測定。

1.3.3 發芽指數（GI）的測定[20]將堆肥風干樣品按固液比為1∶10 浸提離心，過濾后取浸提液8 mL于墊有濾紙的培養皿中，取20 粒白菜種子在（20±1）℃恒溫恒濕培養箱中培養72 h，測定發芽率，計算發芽勢指數（GI），用發芽指數GI 評價堆肥的毒性。

1.3.4 重金屬形態的測定 Cu、Zn 各形態采用改進的BCR 法（表2），用等離子發射光譜儀（ICP）分析測定。

表2 改進的BCR 重金屬形態連續提取方法

1.4 數據分析

采用Microsoft Excel 2010 和SPSS 19.0 軟件進行數據分析。

2 結果與分析

2.1 不同鈍化劑對堆肥理化性質的影響

2.1.1 堆體溫度變化 堆肥過程中溫度的變化對堆體內微生物的活性極為重要，是堆肥無害化和穩定化的的關鍵因素，溫度過低或過高都對堆肥過程中微生物的生長不利。從圖1 可以看出，堆肥期間各組溫度變化趨勢均是先升高再降低,溫度范圍為20.3～65.3℃。添加鈍化劑的處理組平均溫度高于CK組，各處理在堆肥第5 天后均進入高溫期（＞50 ℃），部分處理達到60 ℃，在50 ℃以上的天數均高于7 d，均符合我國《糞便無害化衛生標準》（GB 7959—2012）的要求（堆肥溫度在50～55 ℃持續5～7 d，或者超過55 ℃持續3 d），其中，F2、F3 處理高溫期最長，均達12 d。

2.1.2 堆體含水率變化 堆體中水分不僅對溶解有機物及微生物代謝有影響，同時也能調節堆肥溫度。因此，含水率是堆肥的重要參數之一。從圖2 可以看出，堆體的含水率隨著堆肥時間的延長逐漸降低；第3 天后堆體含水率開始逐漸降低，在高溫期降幅較為明顯；堆肥結束時各處理含水率分別下降19.3%，14.1%，14.7%，16.2%，CK 堆體含水率的降幅高于F1、F2 和F3 處理，F1、F2、F3 處理間含水率降幅差異不顯著。

2.1.3 堆體pH 變化 適宜的pH 可促使堆體中的微生物更好地發揮作用。由圖3 可知，4 個處理的pH 值范圍在7.28～8.85，均呈現先升后降、然后趨于平穩的趨勢，這是由于在堆肥的前期，在氨化微生物的作用下，堆體中含氮有機物發生分解，生成大量氨氮，導致pH 值上升；在堆肥中期，由于堆體溫度升高，氨氣揮發作用隨溫度升高而增強；在堆肥后期，氨化作用開始減弱，硝化作用加強，產生大量H+，導致pH 值下降；堆肥結束時CK、F1、F2、F3處理pH 值分別為7.40，7.92，7.78，8.08，均為最適宜微生物活動的中性或弱堿性環境。

2.2 不同堆肥處理對種子發芽指數的影響

發芽指數（GI）是評價堆肥無害化、穩定化的重要指標，當發芽指數GI＞50%時表明堆肥基本無害，當GI＞80%時表明堆肥沒有植物毒性或者說明堆肥已經成熟[21]。由圖4 可知，CK、F1、F2、F3 處理的發芽指數（GI）分別為89%，83%，88%和85%，各處理間差異不顯著。

2.3 不同堆肥處理對重金屬Cu 形態變化的影響

分配率是評價重金屬環境風險的一項重要指標。從圖5 可以看出，氧化態是堆肥過程中重金屬Cu 的主要形態，堆肥后，各處理組中Cu 的可交換態、還原態均有所下降，殘渣態和氧化態有所上升，因此，堆肥后可以提高Cu 的穩定性和移動性。CK、F1、F2、F3 處理交換態Cu 分配率堆肥后分別減少了1.82，3.75，6.26，6.71 百分點，交換態Cu 的鈍化效果大小依次為F3＞F2＞F1＞CK；殘渣態Cu 分配率堆肥后CK、F1、F2、F3 則分別減少了2.23，2.13，7.63，3.88 百分點。

2.4 不同堆肥處理對重金屬Zn 形態變化的影響

由圖6 可知，氧化態和還原態是堆肥過程中重金屬Zn 的主要形態，堆肥后各處理組中可交換態Zn 有一定程度的下降，CK、F1、F2、F3 處理分別下降了4.13，7.04，9.60，6.18 百分點，交換態Zn 鈍化效果依次為F2＞F1＞F3＞CK；殘渣態有所增加，CK、F1、F2、F3 處理分別增加了2.49，2.97，5.55，2.69 百分點；還原態和氧化態分配率有升有降。

3 結論與討論

堆肥溫度是評價堆肥腐熟與無害化的關鍵性指標，本試驗表明，添加鈍化劑沸石、膨潤土、海泡石3 種鈍化劑使堆肥溫度有所升高，各處理組在堆肥高溫期維持天數及種子發芽指數均達到無害化要求，這與李榮華[19]的研究結果一致。比較不同鈍化劑對堆體含水率變化的影響，添加膨潤土的處理含水率略高于其他處理，這是由于膨潤土具有較強的吸水溶脹性能所致；添加鈍化劑處理含水率均高于CK，說明添加鈍化劑可以減少堆肥期間水分的損失。pH 是好氧堆肥的重要參數,也直接影響重金屬形態的變化。多數重金屬在堿性條件下，易形成碳酸鹽、硅酸鹽及氫氧化物等。pH 對重金屬中交換態和殘渣態中的碳酸鹽結合物在pH 較低時，移動性增強，生物利用性提高。添加鈍化劑堆肥處理pH均高于CK，這是由于添加的鈍化劑沸石、膨潤土、海泡石均為堿性，提高了堆體pH 值,堆肥后各處理組呈微堿性。

本試驗中，堆肥后交換態Cu、Zn 分配率有所降低，說明好氧堆肥對Cu、Zn 具有鈍化作用，這與堆肥中腐殖質對重金屬的吸附有關，也可能是隨著堆肥中水溶性有機碳的降低，重金屬的活性降低[22]。不同鈍化劑對不同重金屬的鈍化效果不同，這可能與鈍化劑的比表面積、吸附性能、離子交換能力及其在堆肥過程中引起的生物反應等有關[23]。沸石、膨潤土和海泡石的主要成分為鋁硅酸鹽，硅酸鹽礦物中Si4+可被Al3+所取代，K+、Ca2+等陽離子補償過剩電荷從而吸附或絡合于鋁硅酸鹽中，而在溶液中這些陽離子通過與重金屬離子的交換作用，最終將重金屬吸附或絡合于該礦物中[23]。本試驗中，海泡石對交換態Cu 的鈍化效果最好,膨潤土對交換態Zn 的鈍化效果最好。何增明[17]研究表明，海泡石和膨潤土分別對堆肥中的Cu 和Zn 表現出最好的鈍化能力，與本研究結果一致。