李 冉，孟海波，趙立欣，周海賓，張 曦，沈玉君

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微生物和生物炭聯(lián)用對(duì)豬糞堆肥后重金屬Pb和Cd的鈍化效果

李 冉，孟海波，趙立欣，周海賓，張 曦，沈玉君※

（1. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院農(nóng)村能源與環(huán)保研究所，北京 100125； 2. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部資源循環(huán)利用技術(shù)與模式重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100125）

為探討微生物和生物炭聯(lián)用對(duì)畜禽糞便堆肥過程中重金屬鈍化效果的影響，該文研究生物炭（花生殼炭、木屑炭、玉米秸稈炭）與復(fù)合微生物菌劑聯(lián)用對(duì)重金屬Pb、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化及鈍化效果的影響。試驗(yàn)結(jié)果表明：9個(gè)處理高溫期維持天數(shù)均達(dá)無害化衛(wèi)生要求，生物炭添加比例對(duì)堆肥過程中溫度變化影響顯著。對(duì)Pb的鈍化效果最優(yōu)處理是24%花生殼生物炭和1%的菌劑（T9），可交換態(tài)分配率較堆前下降16.32%，鈍化效率為74.60%。對(duì)Cd的鈍化效果最優(yōu)的處理是24%木屑炭和1.5%的菌劑（T3），交換態(tài)Cd與堆前相比下降7.96%，鈍化效率為58.13%。統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果表明，重金屬Pb、Cd的鈍化效果與堆肥過程中平均pH值呈顯著正相關(guān)，重金屬Pb的鈍化效果與堆肥過程中溫度平均值呈顯著正相關(guān)，重金屬Cd的鈍化效果與有機(jī)質(zhì)降解率呈顯著正相關(guān)。

堆肥；微生物；重金屬；生物炭；鈍化

0 引 言

近年來，農(nóng)業(yè)面源污染已經(jīng)成為中國(guó)環(huán)境污染的主要因素。為增強(qiáng)畜禽抗病能力，重金屬元素如Cu、Zn、Cd等被應(yīng)用于飼料添加劑中[1]，因此，畜禽糞便有機(jī)肥的施用為農(nóng)田重金屬的主要來源之一。

堆肥過程中的腐殖化進(jìn)程有助于重金屬向穩(wěn)定形態(tài)轉(zhuǎn)化[2-4]，主要作用機(jī)制為腐殖質(zhì)的羧基官能團(tuán)可以結(jié)合大量重金屬，降低生物可利用性[5]。研究表明，微生物是促進(jìn)堆肥腐殖質(zhì)形成的主要角色，因此，微生物可以間接影響堆肥重金屬形態(tài)變化。由于堆肥中土著微生物數(shù)量有限，一些研究學(xué)者在堆肥中添加外源微生物來提高堆肥進(jìn)程[6]，降低重金屬生物可利用性。萬利利[7]在污泥堆肥中添加0.5%、1.0%和1.5%的復(fù)合微生物菌劑，研究結(jié)果表明，添加1.0%的復(fù)合微生物菌劑時(shí)重金屬的可交換態(tài)降幅最大，達(dá)17.70%。研究表明，堆肥過程中添加生物炭能夠引發(fā)堆體pH值、通風(fēng)條件、含水率變化，從而促進(jìn)堆肥腐殖化進(jìn)程，影響重金屬的形態(tài)變化[8]。候月卿等[9]研究了添加生物炭和腐植酸等鈍化材料對(duì)豬糞堆肥重金屬 Cu、Pb、Zn、Cd 形態(tài)的影響，結(jié)果表明對(duì)4種重金屬的最佳鈍化材料分別為花生殼生物炭、玉米秸稈炭、腐殖酸、木屑炭。

綜上，考慮到外源微生物和生物炭對(duì)堆肥腐殖化進(jìn)程和重金屬鈍化的影響，本文重點(diǎn)研究外源微生物菌劑和生物炭聯(lián)用對(duì)豬糞堆肥過程中重金屬Pb、Cd鈍化效果的影響，可為畜禽糞便堆肥重金屬的鈍化提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)在農(nóng)業(yè)農(nóng)村部規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院雙橋院區(qū)進(jìn)行。豬糞取自于北京周邊某種豬場(chǎng)；玉米秸稈取自北京順義趙全營(yíng)周圍農(nóng)田，粉碎至1 cm左右；生物炭采用自主 研發(fā)的炭化設(shè)備燒制而成，不同生物炭理化性質(zhì)具體見 表1。微生物菌劑購于山東某公司，有效活菌數(shù)≥2× 108CFU/mL，由乳酸菌群、酵母菌群、芽孢桿菌群、光合細(xì)菌群及放線菌群等復(fù)合而成。試驗(yàn)材料理化性質(zhì)見表2。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

以豬糞為原料，以粉碎1 cm長(zhǎng)的玉米秸稈為調(diào)理劑與豬糞混合，調(diào)節(jié)含水率65%～70%，C/N至25～30，添加木屑炭、玉米秸稈炭和花生殼生物炭，比例設(shè)置為6%、12%、24%，接種菌劑，添加比例設(shè)置為0.5%、1%、1.5%，生物炭和菌劑添加量按豬糞干物質(zhì)的量計(jì)算，本試驗(yàn)共設(shè)置9個(gè)處理，處理設(shè)置見表2，并做不添加生物炭和菌劑的空白對(duì)照（CK）。將物料混合均勻，發(fā)酵試驗(yàn)在60 L發(fā)酵裝置中進(jìn)行（圖1），試驗(yàn)采用鼓風(fēng)機(jī)進(jìn)行曝氣供氧，通風(fēng)量控制在0.1 m3/(min·m3)[10]，未進(jìn)行翻堆。

1.3 樣品采集與保存

第0、1、3、5、8、12、16、20、30 天采集樣品，分別從堆體上、中、下3層取樣，混合樣品。每次采樣200 g左右，置于鮮樣儲(chǔ)存冰箱4 ℃待用，用于測(cè)定堆體含水率、pH值、電導(dǎo)率及堆肥結(jié)束后應(yīng)用于有機(jī)肥產(chǎn)品時(shí)的種子發(fā)芽率指數(shù)，并將第0天和第30天的部分樣品于冷凍干燥機(jī)內(nèi)凍干，測(cè)定有機(jī)質(zhì)、重金屬Pb、Cd等總量及形態(tài)變化，重復(fù)測(cè)定3次。

表1 生物炭的特性

表2 物料的化學(xué)性質(zhì)

1.4 分析方法

本試驗(yàn)中溫度的測(cè)定采用發(fā)酵罐內(nèi)溫度探頭實(shí)時(shí)進(jìn)行監(jiān)測(cè)。有機(jī)質(zhì)采用0.4 mol/L K2Cr2O7-H2SO4外加熱法進(jìn)行測(cè)定。將堆肥樣品中添加水10 mL/g，200 r/min振蕩浸提1 h，離心(4 000 r/min)10 min，過濾得到上清液，pH值用上海雷磁PHS-3C型pH計(jì)測(cè)定，EC用DDS-307A型電導(dǎo)率儀測(cè)定。GI的測(cè)定方法參考文獻(xiàn)[9]。

重金屬各形態(tài)采取改進(jìn)的BCR法[9]（表3）。重金屬不同形態(tài)分配率由式（2）計(jì)算，可交換態(tài)分配率由式（3）計(jì)算[10-11]。

（2）

1. 電腦 2. 溫度采集器 3. 溫度探頭接口 4. 尾氣探頭接口 5. 蓋子 6. 取樣口 7. 保溫層 8. 排水處 9. 尾氣處理 10. 滲濾液收集 11. 滲濾液排出口 12. 篩板 13. 進(jìn)氣口 14. 流量計(jì) 15. 電磁閥 16. 氣泵 17. 尾氣傳感器 18. 物料層 19. 輪子

1. Computer 2. Temperature collector 3. Temperature probe interface 4. Exhaust probe interface 5. Cover 6. Sampling port 7. Insulating layer 8. Drainage port 9. Exhaust gas treatment 10. Leachate collected 11. Leachate discharge outlet 12. Sieve plate 13. Air inlet 14. Flowmeter 15. Electromagnetic valve 16. Gas mercury 17. Exhaust gas sensor 18. Material layer 19. Wheel

圖1 堆肥反應(yīng)器示意圖

Fig.1 Composting reactor

1.5 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)作圖采用Origin9.0，LSD差異性檢驗(yàn)采用SPSS 19.0，采用Pearson相關(guān)系數(shù)進(jìn)行相關(guān)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 堆肥溫度和種子發(fā)芽指數(shù)變化

溫度是堆肥過程的重要指標(biāo)，各處理不同時(shí)期的溫度變化如圖2所示。隨著堆肥的進(jìn)行，各處理總體呈先上升后下降再趨于穩(wěn)定的趨勢(shì)。處理T1～T9及CK的堆肥最高溫度分別可達(dá)61.3、58.9、60.6、61.5、64.1、59.2、63.5、56.7、59.6、56.4 ℃高溫期（50 ℃以上）維持時(shí)間分別約為20、9、12、12、13、8、14、12、17、5 d。根據(jù)中國(guó)《糞便無害化衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》（GB7959-2012）[12]的要求，機(jī)械堆肥高溫期≥50 ℃，至少持續(xù)2 d即可達(dá)到無害化標(biāo)準(zhǔn)，由此可知，所有堆肥處理均達(dá)到無害化標(biāo)準(zhǔn)。

統(tǒng)計(jì)分析可知，生物炭添加不同比例對(duì)堆肥過程中溫度變化影響顯著（=0.049），而生物炭種類和不同菌劑添加量對(duì)堆肥過程中溫度變化無顯著影響（=0.375，=0.640）。

當(dāng)GI達(dá)到80%～85%時(shí)，就可以認(rèn)為堆肥已腐熟[13]。本試驗(yàn)所有處理的GI達(dá)到83.1%～119.7%，均大于80%，如圖3，即認(rèn)為9個(gè)處理至堆肥結(jié)束均可達(dá)腐熟狀態(tài)。

圖2 堆肥過程中的溫度變化

注：處理間不同小寫字母表示差異達(dá)到5%顯著水平，下同。

2.2 堆肥前后重金屬含量的變化分析

本研究中各處理重金屬Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)和部分處理的重金屬Pb的質(zhì)量分?jǐn)?shù)在堆肥完成后均表現(xiàn)出濃縮效應(yīng)，分別為堆肥前的101.38%～177.04%（圖4），與鄭國(guó)砥 等[14-15]的研究結(jié)果一致。部分處理重金屬Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)在堆肥完成后未表現(xiàn)出濃縮效應(yīng)，這是因?yàn)樵诙逊蔬^程中會(huì)有滲濾液產(chǎn)生并流出，與此同時(shí)重金屬也有流失，因此部分試樣重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)會(huì)呈現(xiàn)減少的現(xiàn)象，這與候月卿等[9]研究結(jié)果一致。

圖4 堆肥前后Pb和Cd含量的變化

2.3 重金屬Pb、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化分析

圖5為堆肥前后重金屬Pb、Cd形態(tài)分布變化圖。從重金屬Pb的分配率來看（圖4a），堆肥后各處理可交換態(tài)Pb均有不同程度的下降，分別下降9.00%、10.25%、7.64%、6.52%、7.02%、8.48%、3.51%、9.72%、16.32%、5.59%。還原態(tài)Pb除處理T2略有上升外，其余處理均有所降低，說明幾種處理均可使堆肥結(jié)束后Pb向著對(duì)植物生長(zhǎng)毒性較小的氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。各處理氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)有著不同的變化趨勢(shì)，按二者分配率之和計(jì)算，堆肥完成后9個(gè)處理提高范圍為2.44%～31.04%，其中處理T9提高最多，CK提高最少。

從鈍化效果看（圖5b），除處理T7和CK外，其余各處理鈍化效果均達(dá)50%及以上，其中T2、T3、T6、T9處理對(duì)Pb的鈍化效果達(dá)65%以上，分別為65.41%、67.95%、70.64%、74.60%；通過對(duì)可交換態(tài)Pb的鈍化效果進(jìn)行SPSS統(tǒng)計(jì)LSD檢驗(yàn)可知，除處理T4、T8外，其余各處理間差異顯著（<0.05），故添加24%花生殼生物炭和1%菌劑的T9處理對(duì)重金屬Pb表現(xiàn)出相對(duì)較強(qiáng)的鈍化能力。方差分析可知生物炭比例對(duì)重金屬Pb的鈍化效果達(dá)到了極顯著水平（=11.370>0.01（2,6）），且貢獻(xiàn)率最大為0.55。

從Cd的分配率看（圖6a），不同處理堆肥后可交換態(tài)Cd均下降，分別下降5.16%、6.01%、7.96%、2.68%、2.88%、4.03%、7.32%、4.33%、10.66%、2.38%。還原態(tài)Cd分配率有上升也有下降，毒性次之的氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)總體上增加。

從可交換態(tài)Cd的鈍化效果看（圖6b），只有T3處理鈍化效果達(dá)到50%以上，幾種處理對(duì)可交換態(tài)Cd表現(xiàn)出了不同程度的鈍化效果，其中CK鈍化效果最小，為14.35%。通過對(duì)可交換態(tài)Cd的鈍化效果進(jìn)行LSD檢驗(yàn)可知， T3的鈍化效果（58.13%）顯著高于其他幾個(gè)處理（<0.05），因此添加24%木屑炭和1.5%菌劑的T3 處理對(duì)重金屬Cd表現(xiàn)出相對(duì)較強(qiáng)的鈍化能力。方差分析可知，生物炭種類（=134.857）、生物炭比例（=178.295）、菌劑比例（=152.474）對(duì)重金屬Cd的鈍化效果均達(dá)到了極顯著水平（<0.01），其中貢獻(xiàn)率最大的是生物炭添加比例，為0.38。

注：B、A分別指堆肥前后。下同。

圖6 堆肥前后Cd形態(tài)分布變化

3 討 論

3.1 pH值、有機(jī)質(zhì)、溫度對(duì)重金屬形態(tài)變化的影響分析

不同處理堆肥后對(duì)重金屬Pb、Cd均有不同程度的鈍化作用，其作用機(jī)理主要有物理機(jī)理、化學(xué)機(jī)理及生物學(xué)機(jī)理[16]，本研究通過分析重金屬Pb、Cd鈍化效果與堆肥過程中平均pH值、平均溫度及堆肥完成后有機(jī)質(zhì)的降解率的線性相關(guān)系數(shù)（2），進(jìn)一步分析重金屬的鈍化原因。

一些學(xué)者研究表明[17]，生物炭一般呈堿性，可以一定程度地提高其所處環(huán)境的pH值，重金屬離子可轉(zhuǎn)變?yōu)闅溲趸?，沉淀在生物炭表面。由?可知，重金屬Pb、Cd的鈍化效果與堆肥過程中平均pH值呈顯著正相關(guān)，因此堆肥過程中pH值的增加促進(jìn)了重金屬Pb、Cd向活性較低的形態(tài)轉(zhuǎn)化。溫度是堆肥過程中生物能量積累的重要標(biāo)志，生物炭具有多孔結(jié)構(gòu)，有利于氧氣在堆體中的傳輸和分布，能減少因水分揮發(fā)引起的熱量損失而起到保溫作用[18]，通過分析可知，重金屬Pb的鈍化效果與堆肥過程中溫度平均值呈顯著正相關(guān)（2=0.591），Cd的鈍化效果與溫度無顯著相關(guān)性（2=0.024）。堆肥過程中重金屬的形態(tài)變化與腐殖質(zhì)的形成具有一定的相關(guān)性，堆肥過程中有機(jī)質(zhì)的分解促進(jìn)腐殖質(zhì)的形成[19]，其結(jié)合點(diǎn)位易與重金屬離子發(fā)生很強(qiáng)的絡(luò)合或配位作用。通過分析堆肥完成后有機(jī)質(zhì)的降解率可知，重金屬Cd的鈍化效果與有機(jī)質(zhì)降解率呈顯著正相關(guān)（2=0.638），Pb的鈍化效果與有機(jī)質(zhì)降解無顯著相關(guān)性（2=0.290）。

本研究可知，堆肥過程中添加不同比例的生物炭顯著影響重金屬Pb、Cd的鈍化效果，綜合分析，不同比例的生物炭對(duì)重金屬鈍化的根本原因是不同添加量的生物炭導(dǎo)致了堆肥過程中pH值、溫度及有機(jī)質(zhì)降解的顯著變化。

表3 不同處理重金屬Pb、Cd鈍化效果與平均pH值、溫度及有機(jī)質(zhì)降解率的線性決定系數(shù)（R2）

Note: *<0.05; **<0.01.

3.2 生物炭添加量的影響分析

生物炭是目前應(yīng)用較廣泛的鈍化修復(fù)劑。大量研究表明[8-9]，在堆肥過程中添加一定量的生物炭能夠?qū)χ亟饘倨鸬揭欢ǖ拟g化作用。本研究采用正交試驗(yàn)設(shè)計(jì)法設(shè)計(jì)了9組處理，生物炭的添加比例為非等差距水平設(shè)計(jì)，9個(gè)處理中鈍化效果較優(yōu)的為生物炭添加比例最高的處理（24%），因此本研究得出的較優(yōu)參數(shù)為9個(gè)處理中最好的，但不是最優(yōu)工藝，最優(yōu)工藝需進(jìn)一步研究。增加生物炭添加量能否進(jìn)一步提高重金屬的鈍化效果仍需進(jìn)一步研究。值得注意的是，農(nóng)業(yè)部頒布的有機(jī)肥料行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)（NY 525-2012）[20]中要求，有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)應(yīng)不低于45%，養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)應(yīng)不低于5%。王亞飛等[21]僅以不同畜禽糞便和玉米秸稈為原料進(jìn)行堆肥，有機(jī)質(zhì)和總養(yǎng)分含量分別為46.5%和5.03%。因此，在堆肥過程中添加過量富炭低養(yǎng)分的生物炭，會(huì)在一定程度上影響堆肥產(chǎn)品肥效，我們將繼續(xù)研究探討。另外，生物炭添加過高也會(huì)提高堆肥成本，在實(shí)際應(yīng)用中也值得綜合考慮。

4 結(jié) 論

1）在本文的9個(gè)處理中，豬糞堆肥過程中添加24%花生殼生物炭和1%菌劑處理對(duì)重金屬Pb表現(xiàn)出相對(duì)較強(qiáng)的鈍化能力，鈍化效果為74.60%；添加24%木屑炭和1.5%菌劑的對(duì)重金屬Cd表現(xiàn)出相對(duì)較強(qiáng)的鈍化能力，鈍化效果為58.13%。

2）影響重金屬Pb、Cd鈍化效果的主要因素是生物炭的添加比例，其根本原因是不同添加量的生物炭導(dǎo)致了堆肥過程中pH值、溫度及有機(jī)質(zhì)降解的顯著變化。

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Immobilization effect of Pb and Cd during composting of pig manure by combination of biochar and microbial agent

Li Ran, Meng Haibo, Zhao Lixin, Zhou Haibin, Zhang Xi, Shen Yujun※

(1.,,100125,; 2.,,100125,)

Heavy metals residual in pig manure compost causes potential risk on the soil and food security. The essence of the composting process is the process of microbial fermentation. The addition of biochar can change the living conditions of microorganisms in the addition system, and may directly or indirectly affect the population changes of functional microorganisms, thus affecting the migration of heavy metals. Therefore, this study used biochar and composite microbial bacteria agent as immobilization materials. Three kinds of biochar, which were peanut shell biochar, wood biochar, and corn stalk biochar, and composite microbial agents were added with different proportions during pig manure composting to investigate their immobilization effect of Pb and Cd. The results showed that all 9 treatments met the requirement of harmless treatment, while the temperature maintained above 50 ℃ for over 2 days, high temperature (over 50 ℃) maintain time was 20, 9, 12, 13, 8, 12, 14, 12, 17 d, and the seed germination index reached 80%-85%. Different proportion of biochar had significant influence on temperature change during composting. The immobilization effect of three factors on heavy metal Cd reached a significant level (<0.05), and the largest contribution rate was the proportion of biochar. There are linear correlation between heavy metal Pb, Cd immobilization effect and the average pH value, the average temperature during the composting and the organic matter degradation rate of the compost. The immobilization effect of Pb showed a significant positive correlation with the average pH value and average temperature during composting (<0.05); and the immobilization effect of Cd was significant positive correlated with the average pH value (<0.05) and degradation rate of organic matter (<0.01). In the course of compost, the content of protein and polysaccharide content in water-soluble organic substances in the compost sample was significantly reduced, and the content of carboxyl group and aromatic family was increased, which indicated that the composting process was a process of gradually synthesizing macromolecular substances such as organic substances and so on, which can affect the conversion of heavy metals from the highly reactive form into lower activity form. The optimal treatment of Pb immobilization effect was 24% peanut shell biochar and 1% fungus agent in this study, and the exchangeable distribution rate decreased by 16.32% compared with raw materials before compost, and the immobilization effect was 74.60%. Analysis of variance showed that the immobilization effect of biochar ratio on Pb was extremely significant, and the contribution rate was the largest. The optimal treatment for the immobilization effect of Cd was 24% sawdust charcoal and 1.5% bacteria agent. Compared with raw materials before compost, the immobilization effect of exchangeable Cd decreased by 7.96%, and the immobilization effect was 58.13%.

composting; heavy metals; biochar; microbial agent; immobilization

李 冉，孟海波，趙立欣，周海賓，張 曦，沈玉君. 微生物和生物炭聯(lián)用對(duì)豬糞堆肥后重金屬Pb和Cd的鈍化效果[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2018，34(23)：164－169. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.23.020 http://www.tcsae.org

Li Ran, Meng Haibo, Zhao Lixin, Zhou Haibin, Zhang Xi, Shen Yujun. Immobilization effect of Pb and Cd during composting of pig manure by combination of biochar and microbial agent[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2018, 34(23): 164－169. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.23.020 http://www.tcsae.org

2018-09-27

2018-10-24

國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃：好氧發(fā)酵過程重金屬鈍化及高效生物除臭關(guān)鍵技術(shù)與設(shè)備研究（2016YFD0800603）

李冉，主要從事農(nóng)業(yè)廢棄物資源化研究。Email：zlran66@163.com

沈玉君，高級(jí)工程師，博士，主要從事農(nóng)業(yè)廢棄物資源化研究。Email：shenyj09b@163.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2018.23.020

X71

A

1002-6819(2018)-23-0164-06