雞糞罐式好氧堆肥過(guò)程對(duì)重金屬有效性的影響

呂騰騰,徐鵬飛,朱小玲,丁彥冰,張 杰*

1.齊魯工業(yè)大學(xué)(山東省科學(xué)院)生物基材料與綠色造紙國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,山東 濟(jì)南 250353;2.山東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院,山東 濟(jì)南 250100;3.諸城市創(chuàng)聯(lián)環(huán)保裝備有限公司,山東 諸城 262200

規(guī)?；B(yǎng)殖過(guò)程中產(chǎn)生大量的畜禽糞污,以雞糞為例,其含水量高,并富含氮、磷、鉀等營(yíng)養(yǎng)元素和有機(jī)物等,如果處置不當(dāng),不僅會(huì)造成資源浪費(fèi),還會(huì)污染環(huán)境[1]。好氧堆肥過(guò)程一般分為升溫、高溫維持和成熟三個(gè)階段,其中高溫階段最高溫度可達(dá)70 ℃以上[2],高溫和相關(guān)微生物的代謝活動(dòng)可以殺滅其中的病原微生物、寄生蟲(chóng)(卵)等[3],減少病原微生物的傳播。好氧堆肥作為有機(jī)廢棄物與有機(jī)肥料之間的橋梁,可以促進(jìn)畜牧業(yè)有機(jī)廢棄物的無(wú)害化和資源化利用,因此高溫好氧堆肥技術(shù)已經(jīng)成為提高畜牧業(yè)廢棄物資源化利用率的重要手段[4-5]。罐式高溫發(fā)酵工藝,通過(guò)過(guò)程控制,可以大大縮短發(fā)酵時(shí)間(8～12 d),極大的提高了發(fā)酵效率[6]。

研究表明,堆肥過(guò)程有助于重金屬向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化,進(jìn)而降低重金屬的生物有效性和活性[7]。飼料中未被吸收的重金屬通過(guò)糞污排泄到環(huán)境中不僅影響作物生長(zhǎng),而且還會(huì)經(jīng)由糧食進(jìn)入食物鏈,嚴(yán)重危害人類健康。堆肥過(guò)程通過(guò)吸附、沉淀、絡(luò)合和離子交換等降低重金屬元素的生物有效性,能夠達(dá)到鈍化重金屬的目的。堆肥過(guò)程中重金屬的生物有效性受多個(gè)關(guān)鍵理化因素的影響[8],例如有機(jī)質(zhì)能夠顯著影響重金屬的形態(tài)分布[9];堆肥過(guò)程中重金屬的浸出對(duì)pH也有很強(qiáng)的依賴性[10];而溫度和水溶性碳對(duì)浸提態(tài)重金屬的相對(duì)含量變化也有較大影響[11]。以上研究表明重金屬的有效性與堆肥過(guò)程中的理化因素有著密切的聯(lián)系,然而針對(duì)堆肥過(guò)程理化因素和重金屬有效性之間相關(guān)性分析的研究卻相對(duì)較少。因此,本研究擬采用120 m3發(fā)酵罐對(duì)雞糞進(jìn)行快速好氧堆肥處理,通過(guò)對(duì)不同碳氮比雞糞堆肥過(guò)程中理化因素和重金屬元素Cd、Cr和Pb生物利用度的變化特征進(jìn)行研究,并結(jié)合理化因素與可交換態(tài)Cd、Cr和Pb占比的相關(guān)性分析,為堆肥過(guò)程對(duì)重金屬固定化影響的研究提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗(yàn)地點(diǎn)位于山東省諸城市,堆肥原料為雞糞和輔料菌渣。試驗(yàn)分為2組,CM1組發(fā)酵原料為雞糞;CM2組發(fā)酵原料為雞糞和菌渣。堆肥采用120 m3密閉式發(fā)酵罐(直徑5.2 m,高6 m),加樣量約占罐體的3/4,間歇供氣,葉片旋轉(zhuǎn)通風(fēng)50 min,停止10 min,循環(huán)進(jìn)行[12]。原料由發(fā)酵罐上部進(jìn)入,伴隨發(fā)酵進(jìn)行,物料不斷下降,最終發(fā)酵結(jié)束由下部排出。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

堆肥全程為8 d,分別在距離罐底5 m、3 m、1 m處各采集3個(gè)樣本混合均勻,樣品對(duì)應(yīng)發(fā)酵時(shí)間分別為2 d、4 d和6 d,標(biāo)記為D2(5 m)、D4(3 m)和D6(1 m),第8 d成熟樣品標(biāo)記為D8,原料標(biāo)記為D0。部分樣品凍干至恒重用于有機(jī)質(zhì)含量測(cè)定,其余樣品于-20 ℃貯存。記錄發(fā)酵過(guò)程溫度變化,進(jìn)樣物料溫度為S1,出樣產(chǎn)品溫度為S6,其余4個(gè)溫度(S2、S3、S4、S5)如圖1所示。

圖1 發(fā)酵罐采樣示意圖

1.3 分析方法

1.3.1 樣品制備:樣品凍干至恒重,過(guò)40目篩去除羽毛、石子等雜質(zhì),備用。

1.3.2 測(cè)定方法

1)pH和EC的測(cè)定:堆肥水提取物按照:m(樣品)∶V(蒸餾水)=1 g∶100 mL的比例混合,室溫震蕩2 h,測(cè)pH和EC[13]。

2)有機(jī)質(zhì)含量測(cè)量:采用重鉻酸鉀氧化-硫酸亞鐵滴定法[14]。

3)腐殖酸含量測(cè)定:參照NY/T 1867-2010標(biāo)準(zhǔn)方法。

4)總氮和總碳的測(cè)定:利用元素分析儀測(cè)定總氮和總碳[15]。

5)E.coli和Sal的測(cè)定:以雞糞中最常見(jiàn)的E.coli和Sal基因序列為模板序列設(shè)計(jì)引物(如表1所示),基因登錄號(hào)分別為DAGTZD000000000.1和AE014613.1,利用絕對(duì)熒光定量PCR測(cè)定樣品中E.coli和SalcDNA的拷貝數(shù)[16]。

表1 實(shí)驗(yàn)過(guò)程所用引物信息

6)重金屬含量測(cè)定:重金屬根據(jù)其生物利用性可分為酸可交換態(tài)(Ext)、還原態(tài)(Red)、氧化態(tài)(Oxi)和殘?jiān)鼞B(tài)餾分(Res),其中酸可交換態(tài)不穩(wěn)定,容易被生物利用稱為生物可利用態(tài)[17]。采用BCR(Community bureau of reference)順序萃取法對(duì)Cd、Pb和Cr的形態(tài)進(jìn)行測(cè)定[18]。分步提取后,利用石墨爐原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定提取液中Cd、Pb和Cr的含量。

2 結(jié)果與分析

2.1 堆肥過(guò)程理化因素的變化

2.1.1 添加菌渣對(duì)發(fā)酵過(guò)程溫度的影響

伴隨堆肥過(guò)程的進(jìn)行,物料中易分解物質(zhì)在耗氧微生物作用下快速分解,釋放出大量熱量,物料溫度不斷上升。CM1組在第2 d之后開(kāi)始進(jìn)入高溫階段,最高溫度能達(dá)到(66.13±3.33)℃,整個(gè)高溫階段大約持續(xù)2～3 d;相較于CM1組,CM2組在第2 d溫度便已上升到50 ℃以上,并在第3 d達(dá)到峰值的(72.23±4.27)℃,說(shuō)明CM2組中有機(jī)物分解更快,放熱效率更高,且高溫階段持續(xù)時(shí)間更長(zhǎng)(>4 d)(圖2)。研究表明,堆肥過(guò)程在55～60 ℃保持3 d以上便可以殺滅絕大部分病原微生物,實(shí)現(xiàn)對(duì)病原微生物的無(wú)害化處理[19]。

圖2 堆肥過(guò)程中溫度變化

2.1.2 添加菌渣對(duì)病原微生物E.coli和Sal豐度的影響

微生物特定基因的豐度在一定程度上能夠反映其對(duì)應(yīng)的菌落數(shù)量,如圖3所示,CM1組經(jīng)過(guò)堆肥處理,成熟樣品D8階段中的E.coli和Sal的豐度為(4.25×108) copy/g和(5.90×104) copy/g,與D0階段相比分別下降了35.11%和40.89%;CM2組中D8階段中E.coli和Sal的豐度為(1.63×107)copy/g和(2.11×104) copy/g,與D0階段相比分別下降了97.51%和78.90%。CM2組中E.coli和Sal特定基因的含量下降幅度高于CM1組,這主要?dú)w功于CM2組的溫度相比CM1組更高且高溫階段持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)。高溫是殺死堆肥過(guò)程中病原微生物的主要因素,更高和更長(zhǎng)的高溫期能有效減少致病微生物的含量[20]。相對(duì)而言,CM1組病原微生物E.coli和Sal的殺滅率偏低,因此在快速好氧堆肥過(guò)程中添加菌渣能夠提高發(fā)酵溫度,降低致病微生物的數(shù)量。

圖3 堆肥過(guò)程中E.coli和Sal含量變化

2.1.3 添加菌渣對(duì)總碳、總氮的影響

如圖4 a)所示,CM1組TC從D0階段的(28.18±2.51)%下降至D8階段的(23.97±1.87)%,而CM2組從D0階段的(35.91±2.09)%迅速下降至D2階段的(29.07±2.11)%,隨后緩慢下降至D8階段的(26.17±2.32)%。這說(shuō)明在發(fā)酵的初始階段,CM2組發(fā)酵猛烈,OM在微生物的作用下迅速礦化,部分碳元素會(huì)以CH4和CO2的形式揮發(fā)而導(dǎo)致碳素的丟失,這也與前面所提到的CM2組在D2階段溫度上升速度超過(guò)CM1組相一致。

如圖4 b)所示,CM1組總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著堆肥的進(jìn)行持續(xù)下降,最終由D0階段的(6.78±0.41)%下降至D8階段的(2.98±0.40)%;而CM2組總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)除在D2階段出現(xiàn)短暫下降外,后面質(zhì)量分?jǐn)?shù)基本持平,而D4階段和D6階段的增加說(shuō)明氮素?fù)p失的速率小于物料總質(zhì)量的減少量,氮素和碳素的丟失導(dǎo)致堆肥碳氮比的變化,添加菌渣有助于控制氮素的損失。

圖4 堆肥過(guò)程中總碳和總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化

2.1.4 添加菌渣對(duì)C/N、含水量、pH及EC的影響

如表2所示,隨著堆肥進(jìn)程的進(jìn)行,CM1組中C/N比由D0階段的5.29±0.95逐漸上升到D8階段的9.16±0.32,C/N比的上升是因?yàn)橛袡C(jī)質(zhì)的分解導(dǎo)致氮素丟失的速率高于碳元素,這也是堆肥過(guò)程中造成氮素?fù)p失的主要原因。添加菌渣的CM2組初始C/N比為11.01±0.78,除D2階段有略微的下降之外,C/N比最終上升至11.42±0.25,說(shuō)明添加輔料能有效的減少氮素?fù)p失。同時(shí),由于C/N比在10左右是堆肥腐熟度的一個(gè)指標(biāo)[19],因此菌渣的加入不僅減少了CM2組中氮素的丟失,同時(shí)也促進(jìn)了腐殖化進(jìn)程,提高了原料的腐熟度。

CM1和CM2組的初始含水量分別為(76.17±0.36)%和(77.12±0.21)%,含水量隨著堆肥的進(jìn)行持續(xù)降低,最后分別下降至(19.79±0.37)%和(23.89±0.34)%,達(dá)到NY 525-2012有機(jī)肥料的標(biāo)準(zhǔn)。CM1和CM2組D0階段的pH分別為7.11±0.12和7.15±0.10,堆肥開(kāi)始后逐漸上升,最后分別為8.11±0.12和8.21±0.04,這與部分蛋白原料被微生物降解轉(zhuǎn)化為氨氮有關(guān)。弱堿性為微生物提供了適宜的生存環(huán)境,促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)與繁殖[21]。CM1和CM2組各階段EC的變化整體呈現(xiàn)先升高后下降的趨勢(shì),CM1組各階段EC均顯著高于CM2組,這可能是菌渣的加入導(dǎo)致CM2組中可溶性鹽含量下降所致。

表2 堆肥各階段C/N、含水量、pH和EC變化

2.1.5 添加菌渣對(duì)有機(jī)質(zhì)及腐殖酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

如圖5所示,CM1和CM2組中有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)由D0階段的(60.86±1.59)%和(61.3±11.83)%分別下降至(56.31±1.97)%和(57.06±1.86)%;腐殖酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)由D0組的(22.14±2.01)%和(24.97±1.61)%分別上升至(27.51±2.19)%和(28.75±2.10)%。與有機(jī)質(zhì)的持續(xù)下降不同,CM1和CM2組中腐殖酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢(shì)。CM1和CM2組中腐殖酸在D2階段都有所下降,可能是因?yàn)樵贒2階段受微生物的作用,部分物質(zhì)被分解成小分子物質(zhì),主要進(jìn)行的是礦化過(guò)程,這也說(shuō)明堆肥分解主要發(fā)生在D2階段,該階段有機(jī)物被分解成各種小分子物質(zhì);而隨著發(fā)酵進(jìn)行以及微生物種類與代謝方式的改變,腐殖化速度逐漸超過(guò)礦化速度,大量的小分子物質(zhì)被重新轉(zhuǎn)化為大分子的腐殖酸[22]。

圖5 堆肥過(guò)程中有機(jī)質(zhì)和腐殖酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化

2.2 添加菌渣對(duì)重金屬形態(tài)分布的影響

CM1和CM2組各階段Cd、Pb和Cr的有效性分布如圖6所示,CM1和CM2組中Cd的可交換態(tài)分別占總量的27.24%和26.05%,這意味著如果外部條件如酸堿度和氧化還原電位發(fā)生變化,Cd將對(duì)環(huán)境構(gòu)成巨大的威脅;而兩組堆肥中Cr的可交換態(tài)分別只占總量的5.01%和4.67%,Pb的可交換態(tài)也分別只占總量的3.10%和2.32%,這表明Cr和Pb對(duì)環(huán)境潛在的風(fēng)險(xiǎn)較低。隨著堆肥的進(jìn)行,CM1和CM2組中Ext-Cd的比例分別下降了14.79%和64.90%;Ext-Cr分別降低了42.31%和77.94%;Ext-Pb分別下降了49.78%和53.22%,說(shuō)明添加菌渣明顯降低了可交換態(tài)Cd、Pb和Cr的占比。綜上,兩組堆肥過(guò)程對(duì)Cd、Pb和Cr三種重金屬的分布狀態(tài)產(chǎn)生了明顯的影響,降低了Cd、Pb和Cr的生物有效性,CM2組的效果要優(yōu)于CM1組,這可能是因?yàn)镃M2組具有較高的C/N,而較高的C/N能加速OM的降解和腐殖化,有利于降低Cd、Pb和Cr的生物有效性。

注:a)b)c)為CM1組堆肥的Cd、Pb和Cr有效性;d)e)f)為CM2組堆肥的Cd、Pb和Cr有效性。

2.3 堆肥過(guò)程理化因素與Cd、Pb和Cr生物利用性的相關(guān)性分析

對(duì)堆肥過(guò)程6個(gè)主要理化參數(shù)(TC、C/N、EC、OM、TN、HA)與Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的Pearson相關(guān)性進(jìn)行分析,結(jié)果如表3所示。Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb與TC、EC、OM和TN呈正相關(guān),與HA和C/N呈負(fù)相關(guān),EC與Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的相關(guān)性并不明顯,說(shuō)明不是影響有效性的關(guān)鍵因素。HA通過(guò)與重金屬絡(luò)合,可以降低重金屬的生物利用性,從而促進(jìn)重金屬向更穩(wěn)定的形態(tài)轉(zhuǎn)化。在堆肥過(guò)程中OM逐漸降解和穩(wěn)定,腐殖化程度越高的有機(jī)質(zhì)滯留能力越強(qiáng),Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的相對(duì)含量也隨之下降,表現(xiàn)為與有機(jī)質(zhì)總量呈正相關(guān)。雖然TC和TN與Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb呈現(xiàn)正相關(guān),但C/N與Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb呈現(xiàn)負(fù)相關(guān),說(shuō)明較高的C/N有利于減少Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的占比,降低其生物有效性[24-25]。

表3 雞糞堆肥過(guò)程中Ext-Cd、Pb和Cr與主要理化因素的相關(guān)性分析

3 總 結(jié)

1)采用罐式好氧發(fā)酵方式對(duì)雞糞進(jìn)行為期8 d堆肥處理,結(jié)果表明物料基本達(dá)到有機(jī)肥腐熟標(biāo)準(zhǔn);同時(shí)以E.coli和Sal為代表的病原微生物數(shù)量均發(fā)生下降,但菌渣的添加能夠明顯提高堆肥過(guò)程對(duì)病原微生物的去除效果。

2)快速好氧堆肥過(guò)程對(duì)Cd、Pb和Cr三種重金屬的分布狀態(tài)產(chǎn)生明顯影響,降低了Cd、Pb和Cr的生物有效性;而較高的C/N更有利于降低Cd、Pb和Cr的生物有效性。

3)理化因素與Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的占比之間具有一定的相關(guān)性,其中OM與Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的占比呈現(xiàn)顯著的正相關(guān),而HA和C/N與Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的占比呈負(fù)相關(guān)。