添加蒙脫石對豬糞好氧堆肥腐熟度和重金屬鈍化的影響

黃 健，肖建中，唐世剛，*，鄭 強，丁楓華，張東旭

(1.麗水學院 生態(tài)學院，浙江 麗水 323000； 2.寧波職業(yè)技術學院 化工學院，浙江 寧波 315800)

隨著我國養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展，畜禽糞便污染日趨嚴重，并造成部分地區(qū)地下水氨氮超標，對水體環(huán)境和居民飲水安全造成影響。當前，全國畜禽糞污年產(chǎn)量達到38億t，其中豬糞產(chǎn)量約18億t，占47%。加快生豬養(yǎng)殖糞污資源化利用關鍵技術的研發(fā)與應用，探索以肥料化為目標的畜禽糞便資源化利用技術，對于改善農(nóng)村居民生產(chǎn)生活環(huán)境、改善土壤肥力和減輕農(nóng)業(yè)面源污染具有積極意義[1-3]。利用堆肥技術處理畜禽糞便，能夠有效殺滅畜禽糞便中的病原微生物和雜草種子，將畜禽糞便中的有機物轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定、高腐殖化的有機肥[4-6]。然而，豬糞中還含有大量的Cu、Zn等重金屬。這些重金屬離子在堆肥過程中雖能通過有機物絡合、靜電吸附等形式降低其生物活性，但當堆肥施入土壤后，在微生物的作用下，原本被鈍化的重金屬可能再次活化。

研究表明，礦物質(zhì)添加劑能有效促進堆肥有機物降解，減少氮素損失和溫室氣體排放[7-10]。礦物添加劑，如沸石、生物炭、膨潤土等多孔材料，能夠通過吸附作用降低堆肥中的重金屬生物活性[11-12]。周穎等[13]研究發(fā)現(xiàn)，海泡石基鈍化劑對豬糞中的Cu和Zn有良好的鈍化效果，當添加量高于5%時，豬糞中可交換態(tài)Cu和Zn的含量分別降低36.79%和33.35%。王義祥等[14]研究了生物炭對豬糞堆肥過程中Cu和Zn的鈍化作用，堆肥處理后交換態(tài)Cu和Zn的含量分別下降了4.25%～12.06%和2.83%～20.87%。李文姣等[15]探討了硫化鈉、凹凸棒土、粉煤灰和熟石灰對豬糞中重金屬鈍化效果的影響，發(fā)現(xiàn)硫化鈉和凹凸棒土可有效降低豬糞中重金屬的生物可利用性。作者課題組在前期研究中發(fā)現(xiàn)，蒙脫石可有效降低污泥堆肥中重金屬的活性。蒙脫石具有很大的陽離子交換量(CEC)，堆肥過程中其層間的陽離子易與堆體中的金屬離子發(fā)生交換，從而降低重金屬活性[16]。為此，特以豬糞和秸稈為原料，研究不同含量的蒙脫石對豬糞堆肥過程中腐熟度，及重金屬Cu和Zn形態(tài)變化的影響，以期為豬糞堆肥過程的重金屬鈍化提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

新鮮豬糞采自麗水市某養(yǎng)豬場，使用前晾曬1 d并打碎。玉米秸稈來自當?shù)胤N植戶，使用前粉碎成1 cm左右的秸稈段。蒙脫石產(chǎn)自浙江省杭州市臨安區(qū)，用沉降法提取純化，比表面積為141 m2·g-1，CEC為0.656 mmol·g-1，密度為2.50 g·cm-3。堆肥專用菌劑購自北海強興生物科技有限公司，主要成分為酵母菌、乳酸菌、絲狀真菌、放線菌等。

1.2 試驗設計

將新鮮豬糞與玉米秸稈按7∶3的干質(zhì)量比混合，并加入堆肥專用菌劑和蒙脫石，調(diào)節(jié)含水率為64.2%～67.4%，C/N為25∶1～30∶1，其中，菌劑添加量統(tǒng)一為豬糞干質(zhì)量的1.5%。根據(jù)蒙脫石添加量，共設4個處理：M0，豬糞+秸稈+菌劑；M2.5，豬糞+秸稈+菌劑+豬糞干質(zhì)量2.5%的蒙脫石；M5.0，豬糞+秸稈+菌劑+豬糞干質(zhì)量5%的蒙脫石；M7.5，豬糞+秸稈+菌劑+豬糞干質(zhì)量7.5%的蒙脫石。

物料混合均勻后裝入自制的堆肥裝置(有效體積為110 L)，裝置底部安裝鼓風機進行鼓風，風壓為100 W，風量為0.05 m3·s-1。堆肥期間每天9:00、15:00、21:00記錄堆體溫度，取其平均值作為當天的堆體溫度。同時記錄環(huán)境溫度。分別于堆肥的0、3、7、14、21、30 d在堆體上、中、下3層取樣，混合均勻。

盆栽試驗所用土壤取自當?shù)剞r(nóng)田。花盆尺寸：高15 cm，口徑和底徑分別為26 cm和14 cm。花盆內(nèi)嵌入干凈的塑料袋防滲漏。將堆肥樣品和土壤風干、研磨過篩，按照土壤與堆肥產(chǎn)品質(zhì)量比20∶1的比例進行混合(CK花盆中全部為土壤)，用蒸餾水調(diào)節(jié)土壤含水率為70%左右。每個花盆中種入20顆白菜(Brassicarapachinensis)種子，于幼苗期進行間苗，每盆留5棵長勢良好的苗，設置3個重復。過30 d后，收取白菜莖和葉，放入烘箱中60 ℃烘至質(zhì)量恒定，稱量，然后放入干燥器中用于后續(xù)分析測試。

1.3 分析方法

溫度采用溫度探頭實時監(jiān)測；pH、電導率(EC)、含水率等的測定方法參照文獻[17]。將堆肥樣品用蒸餾水浸提后取10 mL至墊有濾紙的玻璃皿中，均勻放入30粒雪里蕻種子，在室溫下(25±1)℃于黑暗條件下培養(yǎng)48 h，測定種子發(fā)芽指數(shù)(GI)[18]，用蒸餾水作對照。

重金屬含量采用Optima 5300DV型電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀(Perkin Elmer，美國)測定，重金屬形態(tài)采用BCR法測定。重金屬不同形態(tài)的分配率(P)和鈍化效果(IPE)參照文獻[16，19]的方法測算。

所有樣品的測試數(shù)據(jù)均為3份平行樣品的平均值。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Origin 8.5做圖，采用Microsoft Excel 2010和SPSS 19.0進行試驗數(shù)據(jù)分析。

2 結果與分析

2.1 蒙脫石添加量對堆肥理化性質(zhì)的影響

2.1.1 對溫度和含水率的影響

堆肥過程中，微生物大量繁殖，快速分解有機物產(chǎn)生熱量，使堆體溫度升高。如圖1所示，堆肥開始后，各堆體迅速進入高溫期，隨著蒙脫石添加量的增加，M0、M2.5、M5.0、M7.5堆體的最高溫度分別為57、61、62、61 ℃，高溫期(>50 ℃)分別為10、11、12、10 d。各堆體均滿足糞便無公害衛(wèi)生要求(GB 7959—2012)，能有效殺滅堆體中的病原微生物和雜草種子。堆肥的前17 d，含蒙脫石的堆體溫度均高于M0，隨后各堆體溫度逐漸降低至環(huán)境溫度。在整個堆肥期間，高溫階段(≥50 ℃)，M5.0與M7.5堆體的溫度顯著(P<0.05)高于M0，而M2.5與M0堆體的溫度無顯著差異，M5.0與M7.5堆體的溫度存在顯著性差異(P<0.05)；降溫階段，M2.5和M7.5堆體的溫度均顯著(P<0.05)高于M0，而M5.0與M0堆體的溫度無顯著性差異。

圖1 堆肥過程中的溫度變化Fig.1 Temperature variation during composting

隨著堆肥的進行，各堆體的含水率逐漸下降。如圖2所示，堆肥結束時，M0的含水率由65.6%下降至41.3%，M2.5的含水率由66.1%下降至44.2%，M5.0的含水率由67.4%下降至45.8%，M7.5的含水率由64.2%下降至43.3%。堆肥期間，各堆體的含水率無顯著性差異。比較可知，添加蒙脫石更有利于保持堆體中的水分，促進微生物繁殖生長。

2.1.2 對pH、EC、GI的影響

各處理的初始pH值比較接近，均在7.5附近，無顯著性差異。隨著堆肥的進行，各處理的pH值均呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(圖3)。堆肥7 d后，M0、M2.5、M5.0和M7.5的pH值分別上升至8.9、9.1、9.3和9.2，均較堆肥前顯著(P<0.05)增加。至堆肥結束，各處理的pH值穩(wěn)定在8.5左右。

堆肥的EC值可用于評價堆肥物料對植物生長的抑制作用或生物毒性大小。如圖4所示，各處理的EC值在堆肥30 d內(nèi)不斷波動，7 d后M0、M2.5、M5.0、M7.5堆體的EC值分別由堆肥初始的2.8、3.1、3.3、2.9 mS·cm-1下降到1.9、2.1、2.2、2.3 mS·cm-1，14 d后M0、M2.5、M5.0堆體的EC值上升至3.3 mS·cm-1左右，至堆肥結束各處理的EC值均穩(wěn)定在4 mS·cm-1內(nèi)，未超過抑制作物生長的電導率限制值[6]。在整個堆肥過程中，含蒙脫石的各堆體EC值顯著(P<0.05)高于M0，而含蒙脫石的各堆體EC值并無顯著性差異。

GI可反映堆肥的腐熟度和毒性，當GI>80%時，可認為堆肥已腐熟或?qū)χ参餆o毒性[4-5]。堆肥結束時，M0、M2.5、M5.0、M7.5堆體的GI分別為80%、89%、92%、90%，表明各堆體均已腐熟(圖5)。

圖2 堆肥過程中的含水率變化Fig.2 Water content variation during composting

圖3 堆肥過程中pH值的變化Fig.3 Changes of pH during composting

圖4 堆肥過程中電導率的變化Fig.4 Changes of EC during composting

圖5 堆肥結束時各處理的種子發(fā)芽指數(shù)Fig.5 GI of different treatments after composting

2.2 蒙脫石添加量對重金屬鈍化的影響

2.2.1 對Cu鈍化的影響

分配率是評價重金屬環(huán)境風險的一項重要指標[6，20]。重金屬的可交換態(tài)對植物毒性最大，其次是還原態(tài)，而氧化態(tài)和殘渣態(tài)的活性較小。將重金屬的可交換態(tài)含量變化率作為衡量鈍化效果的參數(shù)。從表1可知，堆肥前后M0中Cu各形態(tài)的分配率變化不大，無顯著性差異(P<0.05)。含蒙脫石的各堆體中可交換態(tài)和還原態(tài)Cu的分配率在堆肥后均有所下降，而氧化態(tài)和和殘渣態(tài)Cu的分配率均有不同程度上升。M2.5、M5.0和M7.5堆體中氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cu的分配率之和分別從堆肥前的35.2%、41.7%和40.8%增加到堆肥后的44.7%、55.3%和51.3%，表明蒙脫石能有效降低重金屬Cu的生物活性。M0、M2.5、M5.0和M7.5堆體對Cu可交換態(tài)的鈍化效果分別為2.1%、10.7%、23.7%和18.1%，含蒙脫石的各處理對Cu的鈍化能力顯著(P<0.05)高于M0，且M5.0的鈍化效果顯著(P<0.05)高于其他含蒙脫石的處理。

2.2.2 對Zn鈍化的影響

堆肥前后不同形態(tài)重金屬Zn的分配率如表2所示。各堆體可交換態(tài)Zn的分配率在堆肥后均有所下降，其中M0僅下降了0.2個百分點，鈍化效果為1.6%；M2.5下降了1.6個百分點，鈍化效果為9.3%；M5下降了2.9個百分點，鈍化效果為17.2%；M7.5下降了2.7個百分點，鈍化效果為16.4%。各處理對可交換態(tài)Zn的鈍化效果從高到低依次為M5.0>M7.5>M2.5>M0。還原態(tài)Zn的分配率除M0外在堆肥后均有所降低，其中，以M7.5的降幅最大。統(tǒng)計分析結果表明，M5.0和M7.5處理下可交換態(tài)Zn的鈍化效果無顯著性差異，二者均顯著(P<0.05)高于M0。

2.3 蒙脫石添加量對堆肥質(zhì)量的影響

如圖6所示，未施加堆肥(CK)的白菜每盆干重為11.2 g，施加M0、M2.5、M5.0、M7.5處理的堆肥后白菜每盆干重分別增加到14.3、15.4、19.2、18.3 g。方差分析結果顯示，施加堆肥能顯著(P<0.05)促進白菜生長，且以添加M5.0處理堆肥的白菜生物量(干質(zhì)量)最大，顯著(P<0.05)高于其他處理。這與Karak等[21]報道的結果相似。此外，與CK相比，施加堆肥后白菜中重金屬Cu和Zn含量減少，原因可能是腐熟的堆肥能有效降低重金屬的生物活性。

表1 不同處理堆肥前后重金屬Cu的形態(tài)變化Table 1 Morphological changes of Cu in different treatments before and after composting

表2 不同處理堆肥前后重金屬Zn的形態(tài)變化Table 2 Morphological changes of Zn in different treatments before and after composting

圖6 不同處理對白菜生物量及其Cu、Zn含量的影響Fig.6 Effect of different treatments on biomass and Cu， Zn content of Brassica rapa chinensis

3 討論

3.1 添加蒙脫石對堆肥腐熟的影響

好氧堆肥過程涉及物理、化學和生物反應，溫度、含水率、pH、碳氮比、調(diào)理劑等是影響好氧堆肥效果的主要因素。通過添加秸稈、生物炭、鋸末等調(diào)理劑能有效優(yōu)化堆肥物料的初始條件，加快堆肥進程，提升堆肥品質(zhì)。本研究表明，添加蒙脫石有利于堆體升溫，最高溫度達到62 ℃，比不加蒙脫石的處理高出5 ℃，且高溫期持續(xù)時間更長。王義祥等[14]研究發(fā)現(xiàn)，多孔的生物炭有利于堆體氧氣傳輸，且表面附著的微生物能提高微生物代謝活動，從而延長堆體高溫期。蒙脫石是一種天然的層狀鋁硅酸鹽礦物，具有較大的比表面積和孔隙率，有利于氧氣在堆體中的傳輸和分布。同時，蒙脫石對微生物具有優(yōu)異的吸附性能，可促進有機質(zhì)的降解，放出大量的熱，促使堆體溫度迅速上升。

在堆肥的前14 d，添加蒙脫石的堆肥處理水分下降率高于不添加蒙脫石的處理；但在堆肥后期，含蒙脫石的堆體含水率均高于不添加蒙脫石的處理。其原因是，在堆肥前期微生物快速分解有機物產(chǎn)生熱量，使堆體水分蒸發(fā)，由于添加蒙脫石的堆體溫度更高，因而水分蒸發(fā)更快；在堆肥后期，各堆體溫度均下降，此階段的含水率下降主要是由鼓風造成的，由于蒙脫石具有多孔結構，能有效鎖住水分，因此在堆肥后期仍能保持較高的含水率，從而利于微生物的代謝活動，促進有機質(zhì)的降解[16]。

3.2 添加蒙脫石對重金屬鈍化的影響

重金屬的生物活性與其形態(tài)密切相關?？山粨Q態(tài)重金屬活性較高，最容易被植物吸收從而抑制其生長，而氧化態(tài)和還原態(tài)重金屬則相對較穩(wěn)定。本研究結果顯示，堆肥后各處理的可交換態(tài)Cu和Zn的分配率均有所降低，其原因是堆肥過程中有機物分解的產(chǎn)物可絡合固定重金屬，使其生物活性降低。

蒙脫石具有較大的孔隙率和比表面積，對重金屬具備較強的吸附能力，從而能夠降低堆肥中重金屬的生物有效性。有研究表明，鈣基膨潤土能通過物理吸附和絡合作用降低堆肥中Cu和Zn的活性，并能有效抑制土壤-堆肥體系中Zn的活化，減少連茬種植過程中青菜和白菜對Zn的吸收[24]。作者團隊在前期的研究中也發(fā)現(xiàn)，在污泥好氧堆肥過程中添加蒙脫石能有效抑制重金屬的活化，對Cu、Pb和Zn的鈍化效果分別達到30.6%、38.3%和19.6%[16]。在本研究中，添加適量蒙脫石能進一步降低重金屬Cu和Zn的活性，其添加量為豬類干質(zhì)量的5%時對可交換態(tài)Cu和Zn的鈍化效果最好，分別為23.7%和17.2% ，比不添加蒙脫石的處理高出21.6和15.6個百分點。這是因為蒙脫石具有很大的陽離子交換量，其層電荷分布在鋁氧八面體和Si-O四面體中，對層間陽離子的庫侖引力比較弱，介質(zhì)中的金屬離子易與層間的陽離子發(fā)生交換反應。

4 結論

本研究表明：(1)添加蒙脫石可提高豬糞好氧堆肥溫度且延長高溫期，能有效促進堆肥腐熟，提升堆肥品質(zhì)。在本研究條件下，當蒙脫石的添加量為豬類干質(zhì)量的5%時，種子發(fā)芽指數(shù)可達92%，堆肥效果最好。(2)堆體中添加適量蒙脫石可顯著提高重金屬鈍化效果。當蒙脫石添加量為豬類干質(zhì)量的5%時，對可交換態(tài)Cu和Zn的鈍化效果最佳，分別達到23.7%和17.2%。