不同鎂/磷鹽添加劑對藍藻堆肥的氮素損失控制效果

唐尙柱，趙曉海，斯鑫鑫，王順永，李珊珊，張學勝，李玉成

（安徽大學資源與環境工程學院，合肥230601）

近年來，隨著巢湖流域內經濟與社會的不斷發展，大量的氮、磷等營養元素輸入湖體，致使水體富營養化現象加劇，藍藻水華頻繁暴發[1]。打撈是當前應對藍藻水華暴發較為有效的治理手段，但是打撈上來的藍藻如不及時進行妥善處理極易造成二次污染[2?3]。藍藻中含有豐富的有機質及氮、磷等多種利于植物生長的營養元素，是農業生產中優質的肥料資源[4?5]，因此通過高溫好氧堆肥的方式將藍藻轉化為有機肥成為藍藻資源化利用的重要方式之一[6]。然而，相關研究表明，好氧堆肥過程中會以NH3揮發的形式損失大量的氮素[7?8]。例如：動物糞便堆肥過程中這一損失量約為初始氮含量的9.6%～46%[9]；污泥堆肥過程中約為40%～80%[10]；城市垃圾堆肥化處理過程中約為50%～60%[11?12]。藍藻富含蛋白質，在傳統的好氧堆肥過程中，有機氮降解后極易轉化為NH3排放進入大氣[10]。因此，降低NH3揮發是藍藻堆肥過程中氮素損失控制的關鍵。

當前控制堆肥過程中NH3排放的方法主要包括調整堆肥材料本身的特性[13]；改善堆肥工藝條件[14]；添加化學藥劑使材料的屬性發生改變，或是與釋放的NH3發生反應[10，12]；添加外源微生物以改變堆肥過程中碳和氮的代謝[15]。鳥糞石結晶法此前被廣泛應用于廢水處理中氮和磷的回收再利用，這為實現堆肥過程中的氮素損失控制提供了一種新的思路[16]。通過添加鎂（Mg）鹽和磷（P）鹽將堆肥過程中釋放的NH3以磷酸銨鎂結晶（MgNH4PO4·6H2O）的形式沉淀下來，可有效減少NH3的揮發。有研究已證實該方法在食物垃圾、家禽和豬糞便的堆肥過程中對于降低NH3排放具有積極作用[17?19]，然而其在藍藻堆肥過程中的氮素轉化和損失機制可能與上述物料堆肥不盡相同，因此需要做進一步研究。

此前關于藍藻堆肥的研究多集中于堆肥過程中的養分變化或是藻毒素降解情況[20?21]，有關氮素損失控制的報道也僅局限于酸化沸石、過磷酸鈣等幾種常用氮素固定劑的添加[4，22]，對基于鳥糞石結晶反應原理的氮素損失控制技術之間的對比關注較為少見。為此，本文以菌渣、稻殼作為調理劑，聯合藍藻在基地溫室大棚內進行較大規模的好氧堆肥試驗，研究了4種不同組合的Mg鹽和P鹽對堆肥過程中氮素損失控制的效果，以期為藍藻好氧堆肥工程化應用提供較佳的工藝參數。

表1 堆肥材料的基本理化性質Table 1 Basic characteristics of composting materials

1 材料與方法

1.1 試驗場地與供試材料

堆肥試驗在安徽省合肥市肥西縣紫蓬鎮新農村實驗基地的溫室大棚內進行。試驗所需藍藻自巢湖塘西河口打撈獲取，菌渣由合肥立新菌種廠培訓學校提供，稻殼從實驗基地附近的紫蓬鎮制米廠獲得，上述材料的基本理化性質見表1。此外，堆肥過程中添加的Mg（OH）2、MgSO4、H3PO4、KH2PO4均為化學純試劑。

1.2 堆肥方法與試驗設計

堆肥試驗采用藍藻、菌渣和稻殼混合堆肥，各堆體分別添加藍藻500 kg、菌渣500 kg和稻殼250 kg。為了加快堆肥進程，同時添加堆體總質量1%的EM菌促進堆體發酵。控制堆體初始含水率在55%左右，初始C/N為22.89。

為了比較不同組合Mg鹽和P鹽對藍藻堆肥過程中氮素的控制效果，試驗共設置4個處理組和1個空白對照組：①MP組，混合堆料與Mg（OH）2+H3PO4；②MKP組，混合堆料與Mg（OH）2+KH2PO4；③MSP組，混合堆料與MgSO4+H3PO4；④MSKP組，混合堆料與MgSO4+KH2PO4；⑤CK組，混合堆料。各試驗組均做2組重復。已有的研究結果[23?25]表明，堆肥過程Mg鹽和P鹽的添加量相當于初始氮含量的15%（以摩爾計）時有利于鳥糞石結晶的形成，因此本研究中Mg鹽和P鹽的添加量為15%。將稱好的Mg鹽與P鹽各自用水溶解后攪拌混勻，再添加到堆肥物料中充分混合。所有試驗組均按長×寬×高=1.5 m×1.5 m×0.8 m錐體自然堆置。堆肥周期設定為42 d，分別在第10、20、30 d和40 d翻堆。

1.3 樣品采集與分析方法

堆肥期間每日上午9：30和下午17：30使用紅外線溫度探測儀（SENIT/SNT 550，德國衡利）測定堆體溫度。NH3樣品采用通氣法采集[26]。分別在堆肥開始后的第0、5、10、16、22、32、42 d取樣，于堆體上部、中部、下部各取約200 g物料充分混合后作為一個堆肥樣品。樣品分為3部分：一部分作為新鮮樣品貯于4℃冰箱中；一部分用于測定樣品含水率；一部分風干、磨碎、過篩后備用。

1.4 氮素損失率與固定率的計算方法[22]

根據氮素平衡有：第一次取樣前后：

第二次取樣前后：

依次類推，每次取樣間隔均有氮素損失。

第n次取樣前后，氮素平衡式：

則總的全氮損失量：

氮素損失率：

NH3?N損失率：

氮素固定率：

式中：n為取樣次數；W0為堆肥開始時堆肥原料總質量（鮮質量），kg；Mw0為堆肥開始時堆肥樣品含水量，%；Wn為每次取樣后堆肥的質量（鮮質量），kg；Mwn為每次取樣時堆肥樣品含水量，%；Wn′為每次取的堆肥樣品質量（鮮質量），kg；Nn為每次取樣的TN含量，g·kg?1。

1.5 數據處理與分析

采用Microsoft Excel 2010與Origin 2018軟件對試驗數據進行基礎分析和繪圖；所有試驗數據均采用SPSS22軟件進行單因素方差分析（ANOVA），并通過LSD?t檢測差異顯著性。

2 結果與討論

2.1 堆肥過程中的基本理化指標

如圖1a所示，試驗開始后，各試驗組的溫度迅速升高，MP、MKP、MSKP處理組和CK組在6～8 d時達到各自堆制過程中的最高溫度，分別為63.2、60.5、61.2℃和61.5℃，并在高溫階段（＞50℃）持續了11～13 d，這足以使得堆肥產品達到衛生要求。30 d后隨著易降解有機質的耗盡，堆體溫度逐漸下降直到接近氣溫。MSP組溫度在0～30 d顯著低于CK組（P＜0.01），最高溫度只達到53.6℃，并且高溫階段只持續了6 d，表明MSP處理對于堆肥過程具有明顯的抑制作用。

如圖1b所示，4個處理組的起始pH均低于CK組，這與所添加Mg鹽和P鹽的性質有關。試驗開始后，高氮物質劇烈礦化產生的大量NH+4?N使各試驗組的pH逐漸上升并達到峰值；而后隨著NH3的大量釋放以及硝化作用的增強[25]，堆體pH逐漸降低最終趨于穩定。堆肥結束后，除CK組外，各處理組pH均產生了小幅度上升，這主要是由于Mg鹽和P鹽的添加使得堆肥過程中更多的NH+4?N被固定下來。MSP組的pH顯著低于其他處理組（P＜0.01），這可能是由于MgSO4+H3PO4呈弱酸性，使得發酵過程中各種揮發性有機酸的累積加劇，導致堆肥的pH進一步降低。

如圖1c所示，各試驗組的有機質含量均隨著時間的變化逐漸降低。堆肥結束后，MP、MKP、MSP、MSKP處理組和CK組的有機質含量分別為471.89、475.24、549.20、482.96 g·kg?1和462.77 g·kg?1，較初始有機質含量分別下降了25.47%、23.12%、12.23%、21.26%和25.47%。整體來看，有機質在0～16 d的降解速率明顯大于16～42 d。這主要是由于堆肥前期微生物代謝作用隨著溫度的升高不斷增強，并且所分解的均為結構簡單易降解的有機物；堆肥后期微生物活動隨著溫度的降低不斷減弱，并且木質素等較難分解的有機物成為主要碳源，因此降解速率逐漸減小[21]。

如圖1d所示，各試驗組初始GI均低于50%，說明堆肥物料具有較高的植物毒性，這也意味著藍藻不經過處理直接作為肥料施用存在一定風險。在0～5 d，各試驗組的GI相較于初始變化較小，這主要歸因于堆肥初期揮發性脂肪酸和高濃度NH+4的產生對種子萌發產生了抑制[28]。此后隨著堆肥的繼續進行，所有試驗組的GI都逐漸增加。堆肥結束后，除MSP組外，其余各試驗組的最終GI均超過80%，說明MSP組堆肥未達到腐熟狀態。

研究表明，MSP組的溫度、有機質及GI指標的變化情況有異于其他處理組的原因主要是由于MSP組的低pH所致。微生物在低pH條件下的活性會大幅降低，同時較低的pH有利于NH+4?N和各種揮發性有機酸在堆體中累積，這些均抑制了堆肥的降解進程[17，23]。

2.2 堆肥過程中氮素的變化

2.2.1 NH3的排放規律

如圖2a所示，各試驗組NH3的大量排放主要集中在堆肥前15 d，之后幾乎檢測不到NH3的排放，這與之前的研究結果相一致[7，13]，主要是由易降解有機物的強烈降解以及由此產生的高溫、高pH和高NH+4含量引起的。之后隨著底物的耗盡，氨化作用不斷減弱，NH3排放率降低。CK組NH3排放峰值出現在第5 d，達到324.68 g·d?1，而MP、MKP、MSP和MSKP組分別在第8、9、10 d和6 d達到峰值，分別為122.41、103.02、45.14 g·d?1和140.93 g·d?1，較CK減 少 了62.30%、68.27%、86.10%和56.59%，這說明Mg鹽和P鹽的添加能有效降低NH3排放量并延緩排放高峰。

如圖2b所示，15 d之后NH3累積排放量趨于穩定，不再增加。整個堆肥過程中CK組NH3累積排放量為1 832.61 g，而MP、MKP、MSP和MSKP組分別為934.97、990.53、423.07 g和1 124.22 g，相較于CK組分別降低了48.98%、45.95%、76.91%和38.65%。這主要是由于Mg鹽和P鹽的添加在NH+4存在的條件下發生鳥糞石結晶反應，將游離的NH+4固定為MgNH4PO4·6H2O沉淀下來，進而降低了NH3排放量[16]。MSP組的NH3累積排放量顯著低于其他各處理組（P＜0.01），其原因主要是較低的pH以NH+4的形式保留了更多的氮，從而降低了NH3的排放[23]。

2.2.2 NH+4?N、NO?3?N及TN的變化

如圖3a所示，試驗開始后，含氮有機物在氨化細菌作用下不斷分解，使得各試驗組NH+4?N含量不斷升高達到峰值。此后由于NH3的釋放以及硝化作用的增強，NH+4?N含量逐漸下降，最終隨著堆肥進入腐熟期，NH+4?N含量趨于穩定。堆肥結束后，CK組NH+4?N含量為3.14 g·kg?1，相較于初始含量減少了40.19%；而MP、MKP、MSP和MSKP組分別為5.01、4.43、6.28 g·kg?1和5.72 g·kg?1，相較于初始含量分別增加了37.64%、23.40%、44.03%和29.23%，這說明Mg鹽和P鹽的添加對氮素起到了良好的固定作用，與此前的研究結果一致[7，23?24]。堆肥第10 d之后，MSP組的NH+4?N含量一直保持在較高水平且顯著高于CK組（P＜0.001），其原因一方面是由于低pH降低了NH3的排放；另一方面可能是因為低pH抑制了硝化細菌將NH+4?N進一步轉化[13，17]。有研究表明，鳥糞石結晶法會顯著增加堆肥中NH+4?N的含量，由于本試驗使用的2.0 mol·L?1KCl溶液作為NH+4?N提取劑，無法提取鳥糞石晶體中的NH+4，因此在圖3a中未觀察到明顯趨勢[7，23]。

如圖3b所示，試驗開始后0～10 d，各試驗組NO?3?N含量僅呈現出緩慢增加的態勢，這主要是因為高溫和高NH+4?N含量對硝化細菌的生命活動產生了抑制作用[29]。之后隨著溫度的降低以及大量NH3的釋放，硝化細菌活性增強，通過硝化作用將堆體內游離的NH+4?N轉化為NO?3?N，因而NO?3?N含量上升[12]。堆肥結束后，MP、MKP、MSP、MSKP處理組和CK組NO?3?N含量相較于初始含量分別增加了269.68%、247.50%、217.61%、272.02%和268.10%，這說明Mg鹽和P鹽的添加對于堆肥過程中NO?3?N的固定沒有明顯的促進或抑制效應。MSP組的NO?3?N含量略低于CK組，這可能是由于低pH抑制了硝化作用的轉化效率[13，17]。

如圖3c所示，試驗開始后0～15 d，盡管NH3排放顯著，但TN含量仍然逐漸增加，這與此前的研究結果一致，其原因主要是含碳有機物的降解率高于NH3的排放率[30]。此后隨著試驗的進行，含碳化合物不斷降解，使得TN含量持續上升。堆肥結束后，CK組的TN含量為21.53 g·kg?1，相較于初始含量增加了26.87%，而MP、MKP、MSP和MSKP組的TN含量分別為27.84、26.02、22.23 g·kg?1和24.89 g·kg?1，相較于初始含量分別增加了66.31%、54.42%、30.15%和46.50%。各處理組TN含量的升高幅度均大于CK組，其原因主要是Mg鹽和P鹽的添加與堆肥中的NH+4反應生成了鳥糞石晶體，固定了的氮素[24]。

2.2.3 氮素固定率比較與固氮機制探討

根據物料守恒與氮素平衡原理[22]，計算不同處理藍藻堆肥過程中氮素損失率與固定率，結果見表2?？梢钥闯鯪H3釋放是氮素損失的主要方式，占比達71.29%～89.35%，與此前的相關研究基本一致[9?11]。通過Mg鹽與P鹽的添加，堆肥氮素固定率達33.54%～71.09%。

為探討其固氮機制，采用粉末X射線衍射（XRD）對42 d后的堆肥樣品進行分析。如圖4所示，將各處理組衍射圖譜與CK組衍射圖譜以及鳥糞石標準圖譜進行比對分析，證實了各組樣品中均含有MgNH4PO4·6H2O。根據相關研究[22]，在中性和堿性條件下，主要發生以下反應：

隨著堆肥的進程，含氮有機物分解產生大量NH+4，從而發生以下反應：

綜上所述，堆肥過程中能夠形成鳥糞石晶體，但是其反應受pH條件制約。相關研究表明鳥糞石的最佳結晶pH范圍為7.5～9[31]，因此，低pH可能是導致MSP組圖譜出峰強度相較于其他3個處理組典型性較弱的主要原因。由表2可知，MSP組的氮素固定率顯著大于其余3個處理組，其原因一方面是低pH抑制了NH+4?N向NH3轉化，從而保存了更多的NH+4?N；另一方面是低pH抑制了堆肥反應的進行，堆體內的含氮有機物并未被微生物充分利用，因而顯示出較高的氮素固定率。

表2 不同處理藍藻堆肥過程中氮素損失率及固定率（%）Table 2 Efficiency of nitrogen?loss and inhibiting nitrogen?loss during composting of cyanobacteria in different treatments（%）

2.3 堆肥產品安全性及肥效評價

2.3.1 微囊藻毒素降解效果

微囊藻毒素（Microcystin，MC）是一類具有嚴重危害性的生物毒素，主要包括MC?LR和MC?RR[21]。雖然好氧堆肥對MC的降解較為明顯，但若處理不當可能會造成一定的風險[32]。因此，本試驗重點關注了堆肥前后樣品中MC的含量及其降解率，結果見表3。

表3 不同處理藍藻堆肥過程中微囊藻毒素含量的變化Table 3 Changes of microcystin content during composting of cyanobacteria in different treatments

如表3所示，堆肥結束后，MP、MKP、MSKP處理組和CK組的MC含量降解趨勢與汪晶晶等[21]的研究結果一致。MP、MKP和MSKP組對MC的降解率均高于CK組，這可能是由于這3種處理延緩了堆肥的降溫期，從而獲得了較高的降解率。MSP組的MC降解率明顯低于CK組，這主要是由于低pH抑制好氧堆肥發酵過程所導致。

2.3.2 肥效評價

有機肥料國家標準（NY 525—2012）中規定了有機肥的技術指標，其中有機質含量（以烘干基計）≥45%，總養分（N+P2O5+K2O）含量（以烘干基計）≥5%。以此標準為對照，堆肥試驗結束后MP、MKP、MSP、MSKP處理組和CK組的有機質含量（以烘干基計）分別為47.19%、47.52%、54.92%、48.30%和46.28%，總養分（N+P2O5+K2O）含量（以烘干基計）分別為8.76%、9.70%、7.71%、9.60%和6.62%，均達到了標準要求。

3 結論

（1）MP、MKP和MSKP處理可顯著降低堆肥過程中的NH3排放與氮素損失，且堆肥產品均可達腐熟狀態。

（2）MSP處理由于其初始pH低而抑制了堆肥的進程，種子發芽指數顯示堆肥未能完全腐熟。

（3）綜合來看，雖然MKP處理的氮素固定率略低于MP處理，但其具有更高的微囊藻毒素降解率與總養分含量，是藍藻堆肥工程化應用中理想的固氮方式。

（4）本研究中Mg鹽與P鹽的添加量是參照畜禽糞便作為堆肥原料的相關研究后確定的，而以藍藻這一植物性物料為堆肥原料，其更適宜的添加量有待于進一步研究。