微生物和生物炭聯用對豬糞堆肥后重金屬Pb和Cd的鈍化效果

李 冉，孟海波，趙立欣，周海賓，張 曦，沈玉君

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微生物和生物炭聯用對豬糞堆肥后重金屬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. 農業農村部規劃設計研究院農村能源與環保研究所，北京 100125； 2. 農業農村部資源循環利用技術與模式重點實驗室，北京 100125）

為探討微生物和生物炭聯用對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）與復合微生物菌劑聯用對重金屬Pb、Cd形態轉化及鈍化效果的影響。試驗結果表明：9個處理高溫期維持天數均達無害化衛生要求，生物炭添加比例對堆肥過程中溫度變化影響顯著。對Pb的鈍化效果最優處理是24%花生殼生物炭和1%的菌劑（T9），可交換態分配率較堆前下降16.32%，鈍化效率為74.60%。對Cd的鈍化效果最優的處理是24%木屑炭和1.5%的菌劑（T3），交換態Cd與堆前相比下降7.96%，鈍化效率為58.13%。統計分析結果表明，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，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，重金屬Cd的鈍化效果與有機質降解率呈顯著正相關。

堆肥；微生物；重金屬；生物炭；鈍化

0 引 言

近年來，農業面源污染已經成為中國環境污染的主要因素。為增強畜禽抗病能力，重金屬元素如Cu、Zn、Cd等被應用于飼料添加劑中[1]，因此，畜禽糞便有機肥的施用為農田重金屬的主要來源之一。

堆肥過程中的腐殖化進程有助于重金屬向穩定形態轉化[2-4]，主要作用機制為腐殖質的羧基官能團可以結合大量重金屬，降低生物可利用性[5]。研究表明，微生物是促進堆肥腐殖質形成的主要角色，因此，微生物可以間接影響堆肥重金屬形態變化。由于堆肥中土著微生物數量有限，一些研究學者在堆肥中添加外源微生物來提高堆肥進程[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%的復合微生物菌劑，研究結果表明，添加1.0%的復合微生物菌劑時重金屬的可交換態降幅最大，達17.70%。研究表明，堆肥過程中添加生物炭能夠引發堆體pH值、通風條件、含水率變化，從而促進堆肥腐殖化進程，影響重金屬的形態變化[8]。候月卿等[9]研究了添加生物炭和腐植酸等鈍化材料對豬糞堆肥重金屬 Cu、Pb、Zn、Cd 形態的影響，結果表明對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堆肥腐殖化進程和重金屬鈍化的影響，本文重點研究外源微生物菌劑和生物炭聯用對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 試驗材料

試驗在農業農村部規劃設計研究院雙橋院區進行。豬糞取自于北京周邊某種豬場；玉米秸稈取自北京順義趙全營周圍農田，粉碎至1 cm左右；生物炭采用自主 研發的炭化設備燒制而成，不同生物炭理化性質具體見 表1。微生物菌劑購于山東某公司，有效活菌數≥2× 108CFU/mL，由乳酸菌群、酵母菌群、芽孢桿菌群、光合細菌群及放線菌群等復合而成。試驗材料理化性質見表2。

1.2 試驗設計

以豬糞為原料，以粉碎1 cm長的玉米秸稈為調理劑與豬糞混合，調節含水率65%～70%，C/N至25～30，添加木屑炭、玉米秸稈炭和花生殼生物炭，比例設置為6%、12%、24%，接種菌劑，添加比例設置為0.5%、1%、1.5%，生物炭和菌劑添加量按豬糞干物質的量計算，本試驗共設置9個處理，處理設置見表2，并做不添加生物炭和菌劑的空白對照（CK）。將物料混合均勻，發酵試驗在60 L發酵裝置中進行（圖1），試驗采用鼓風機進行曝氣供氧，通風量控制在0.1 m3/(min·m3)[10]，未進行翻堆。

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，置于鮮樣儲存冰箱4 ℃待用，用于測定堆體含水率、pH值、電導率及堆肥結束后應用于有機肥產品時的種子發芽率指數，并將第0天和第30天的部分樣品于冷凍干燥機內凍干，測定有機質、重金屬Pb、Cd等總量及形態變化，重復測定3次。

表1 生物炭的特性

表2 物料的化學性質

1.4 分析方法

本試驗中溫度的測定采用發酵罐內溫度探頭實時進行監測。有機質采用0.4 mol/L K2Cr2O7-H2SO4外加熱法進行測定。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計測定，EC用DDS-307A型電導率儀測定。GI的測定方法參考文獻[9]。

重金屬各形態采取改進的BCR法[9]（表3）。重金屬不同形態分配率由式（2）計算，可交換態分配率由式（3）計算[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. 進氣口 14. 流量計 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 堆肥反應器示意圖

Fig.1 Composting reactor

1.5 數據處理

數據作圖采用Origin9.0，LSD差異性檢驗采用SPSS 19.0，采用Pearson相關系數進行相關分析。

2 結果與分析

2.1 堆肥溫度和種子發芽指數變化

溫度是堆肥過程的重要指標，各處理不同時期的溫度變化如圖2所示。隨著堆肥的進行，各處理總體呈先上升后下降再趨于穩定的趨勢。處理T1～T9及CK的堆肥最高溫度分別可達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）維持時間分別約為20、9、12、12、13、8、14、12、17、5 d。根據中國《糞便無害化衛生標準》（GB7959-2012）[12]的要求，機械堆肥高溫期≥50 ℃，至少持續2 d即可達到無害化標準，由此可知，所有堆肥處理均達到無害化標準。

統計分析可知，生物炭添加不同比例對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堆肥過程中溫度變化無顯著影響（=0.375，=0.640）。

當GI達到80%～85%時，就可以認為堆肥已腐熟[13]。本試驗所有處理的GI達到83.1%～119.7%，均大于80%，如圖3，即認為9個處理至堆肥結束均可達腐熟狀態。

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的質量分數和部分處理的重金屬Pb的質量分數在堆肥完成后均表現出濃縮效應，分別為堆肥前的101.38%～177.04%（圖4），與鄭國砥 等[14-15]的研究結果一致。部分處理重金屬Pb質量分數在堆肥完成后未表現出濃縮效應，這是因為在堆肥過程中會有滲濾液產生并流出，與此同時重金屬也有流失，因此部分試樣重金屬質量分數會呈現減少的現象，這與候月卿等[9]研究結果一致。

圖4 堆肥前后Pb和Cd含量的變化

2.3 重金屬Pb、Cd形態轉化分析

圖5為堆肥前后重金屬Pb、Cd形態分布變化圖。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束后Pb向著對植物生長毒性較小的氧化態和殘渣態轉化。各處理氧化態和殘渣態有著不同的變化趨勢，按二者分配率之和計算，堆肥完成后9個處理提高范圍為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50%及以上，其中T2、T3、T6、T9處理對Pb的鈍化效果達65%以上，分別為65.41%、67.95%、70.64%、74.60%；通過對可交換態Pb的鈍化效果進行SPSS統計LSD檢驗可知，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處理對重金屬Pb表現出相對較強的鈍化能力。方差分析可知生物炭比例對重金屬Pb的鈍化效果達到了極顯著水平（=11.370>0.01（2,6）），且貢獻率最大為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Cd分配率有上升也有下降，毒性次之的氧化態、殘渣態Cd質量分數總體上增加。

從可交換態Cd的鈍化效果看（圖6b），只有T3處理鈍化效果達到50%以上，幾種處理對可交換態Cd表現出了不同程度的鈍化效果，其中CK鈍化效果最小，為14.35%。通過對可交換態Cd的鈍化效果進行LSD檢驗可知， T3的鈍化效果（58.13%）顯著高于其他幾個處理（<0.05），因此添加24%木屑炭和1.5%菌劑的T3 處理對重金屬Cd表現出相對較強的鈍化能力。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）對重金屬Cd的鈍化效果均達到了極顯著水平（<0.01），其中貢獻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形態分布變化

3 討 論

3.1 pH值、有機質、溫度對重金屬形態變化的影響分析

不同處理堆肥后對重金屬Pb、Cd均有不同程度的鈍化作用，其作用機理主要有物理機理、化學機理及生物學機理[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質的降解率的線性相關系數（2），進一步分析重金屬的鈍化原因。

一些學者研究表明[17]，生物炭一般呈堿性，可以一定程度地提高其所處環境的pH值，重金屬離子可轉變為氫氧化物，沉淀在生物炭表面。由表3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，因此堆肥過程中pH值的增加促進了重金屬Pb、Cd向活性較低的形態轉化。溫度是堆肥過程中生物能量積累的重要標志，生物炭具有多孔結構，有利于氧氣在堆體中的傳輸和分布，能減少因水分揮發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（2=0.591），Cd的鈍化效果與溫度無顯著相關性（2=0.024）。堆肥過程中重金屬的形態變化與腐殖質的形成具有一定的相關性，堆肥過程中有機質的分解促進腐殖質的形成[19]，其結合點位易與重金屬離子發生很強的絡合或配位作用。通過分析堆肥完成后有機質的降解率可知，重金屬Cd的鈍化效果與有機質降解率呈顯著正相關（2=0.638），Pb的鈍化效果與有機質降解無顯著相關性（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重金屬鈍化的根本原因是不同添加量的生物炭導致了堆肥過程中pH值、溫度及有機質降解的顯著變化。

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

Note: *<0.05; **<0.01.

3.2 生物炭添加量的影響分析

生物炭是目前應用較廣泛的鈍化修復劑。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對重金屬起到一定的鈍化作用。本研究采用正交試驗設計法設計了9組處理，生物炭的添加比例為非等差距水平設計，9個處理中鈍化效果較優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參數為9個處理中最好的，但不是最優工藝，最優工藝需進一步研究。增加生物炭添加量能否進一步提高重金屬的鈍化效果仍需進一步研究。值得注意的是，農業部頒布的有機肥料行業標準（NY 525-2012）[20]中要求，有機質質量分數應不低于45%，養分質量分數應不低于5%。王亞飛等[21]僅以不同畜禽糞便和玉米秸稈為原料進行堆肥，有機質和總養分含量分別為46.5%和5.03%。因此，在堆肥過程中添加過量富炭低養分的生物炭，會在一定程度上影響堆肥產品肥效，我們將繼續研究探討。另外，生物炭添加過高也會提高堆肥成本，在實際應用中也值得綜合考慮。

4 結 論

1）在本文的9個處理中，豬糞堆肥過程中添加24%花生殼生物炭和1%菌劑處理對重金屬Pb表現出相對較強的鈍化能力，鈍化效果為74.60%；添加24%木屑炭和1.5%菌劑的對重金屬Cd表現出相對較強的鈍化能力，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致了堆肥過程中pH值、溫度及有機質降解的顯著變化。

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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. 微生物和生物炭聯用對豬糞堆肥后重金屬Pb和Cd的鈍化效果[J]. 農業工程學報，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

國家重點研發計劃：好氧發酵過程重金屬鈍化及高效生物除臭關鍵技術與設備研究（2016YFD0800603）

李冉，主要從事農業廢棄物資源化研究。Email：zlran66@163.com

沈玉君，高級工程師，博士，主要從事農業廢棄物資源化研究。Email：shenyj09b@163.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2018.23.020

X71

A

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