李 冉，孟海波，沈玉君，周海賓，張 曦 ，文宏達

（1.河北農業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院，河北 保定 071001；2.農業(yè)部規(guī)劃設計研究院農村能源與環(huán)保研究所，北京 100125；3.農業(yè)部資源循環(huán)利用技術與模式重點實驗室，北京 100125）

為增強畜禽抗病能力，一些重金屬元素如銅（Cu）、鋅（Zn）、鎘（Cd）、鉛（Pb）、砷（As）等被廣泛應用于飼料添加劑中[1]。研究顯示，畜禽糞便有機肥的施用已逐漸成為部分地區(qū)農田重金屬的主要來源之一[2]。在堆肥過程中添加鈍化材料，降低畜禽糞便中重金屬活性，是降低重金屬污染風險的一種常用方法[3-5]。在堆肥過程中，物料中有機物的積累和有機肥物料中的腐殖化進程有助于重金屬向穩(wěn)定形態(tài)轉化[6-8]，而微生物對腐殖質的形成起重要作用，因此在堆肥過程中添加微生物也會有效促進堆肥過程中重金屬遷移性和生物有效性的降低[9]。生物炭由于具有多孔、比表面積大、重金屬吸附能力強等特點而被廣泛應用于受污染土壤的修復[10-11]。其對重金屬的鈍化是以物理吸附與化學吸附方式結合進行，包括直接的物理吸附、與生物炭表面官能團或離子結合或交換反應以及一些靜電吸附等[12]。大多數研究都是單一生物炭處理單一重金屬，且不同的改性方法對重金屬的吸附固定能力也不同。侯月卿等[13]在豬糞堆肥發(fā)酵中添加生物炭和腐植酸等不同鈍化材料，研究了對發(fā)酵效果及重金屬Cu、Pb、Zn、Cd形態(tài)的影響，結果表明，對四種重金屬的最佳鈍化劑分別為花生殼生物炭、玉米秸稈炭、生物腐植酸、木屑炭，其鈍化效果分別為65.79%、57.2%、64.94%、94.67%。研究表明，通過酸處理、堿處理、胺化、表面活性劑改性、磁性改性等改性方法處理生物炭較未改性的生物炭具有更好的吸附性能。采用堿改性可增加生物炭表面含氧官能團的數量，含氧官能團的表面絡合和離子交換作用有利于固定重金屬離子[14]。采用磁性改性方法改性后的生物炭吸附活性位點和酸性官能團含量增加，表面極性增強，有利于吸附重金屬[15]。已有文獻報道了兩種改性處理的生物炭用于對水中目標污染物的去除，但尚無將這類改性生物炭應用于堆肥過程中對重金屬的鈍化效應研究。本試驗以豬糞為例，研究了NaOH和FeCl3改性生物炭在堆肥過程中對重金屬Cu、Zn、Pb鈍化效果的影響，可為提高畜禽糞便堆肥過程中重金屬鈍化效果以及提升有機肥品質提供技術指導。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試豬糞取自于北京某養(yǎng)豬場；玉米秸稈取自北京順義趙全營周邊農田，粉碎至1 cm左右的小段；生物炭以花生殼為原料，采用生物質連續(xù)熱解炭化設備，在500℃、熱解30 min條件下制得，生物炭過60～80目篩；微生物菌劑購于山東億安生物科技有限公司。供試材料的基本性狀見表1。

1.2 生物炭改性方法

NaOH改性方法：生物炭用去離子水清洗后煮沸2 h，去除表面雜質，105℃干燥4 h后，置于干燥器中備用；將40 g生物炭置于聚四氟乙烯燒杯中，加入150 mL 2 mol·L-1NaOH，70℃下反應2 h后，置于搖床中35 ℃、100 r·min-1反應24 h，用去離子水清洗至水為中性，置于干燥器內備用[16]。

FeCl3改性方法：取FeCl3·6H2O溶于一定體積的蒸餾水中，按生物炭∶FeCl3·6H2O為20∶1（以純鐵質量計）的比例加入生物炭攪拌均勻，于80℃恒溫水浴鍋中蒸干，置于恒溫烘箱中80℃烘至恒質量，轉移至密封罐中于馬弗爐內升溫至500℃恒溫1 h制得[17]。

生物炭理化性質見表2。

1.3 實驗設計

以豬糞為原料，以粉碎1 cm長的玉米秸稈為調理劑，將調理劑、菌劑與豬糞混合，調節(jié)含水率至65%～70%、C/N比至25∶1～30∶1，添加生物炭后混合均勻。試驗共設4個處理，即：

表2 生物炭理化性質Table 2 Physicochemical properties of biochar

表1 供試材料的理化性質Table 1 Physicochemical characteristics of compost materials

F1：豬糞+秸稈+未改性生物炭+菌劑；

F2：豬糞+秸稈+NaOH改性生物炭+菌劑；

F3：豬糞+秸稈+FeCl3改性生物炭+菌劑；

目前，許多職業(yè)院校仍采用傳統(tǒng)的護理專業(yè)教學模式，然而這種教學模式已經不能滿足培養(yǎng)學生專業(yè)知識和實踐操作能力，在教學過程中難以取得良好的教學成果，影響了職業(yè)院校護理人才的培養(yǎng)。通過在護理教學中借助循證護理的優(yōu)勢，可以促進學生們快速掌握相關臨床護理知識，才能讓職業(yè)院校能夠培養(yǎng)出知識與能力兼具，貼合臨床護理實際的專業(yè)護理人才。

CK：豬糞+秸稈+菌劑。

生物炭和菌劑添加量分別為豬糞干物質的量的24%和1.5%?；旌衔锪现糜谧灾餮邪l(fā)的好氧發(fā)酵裝置（容積為60 L，圖1）中進行發(fā)酵，采用鼓風機進行曝氣供氧，通風量控制在0.1 m3·min-1·m-3[18]。

1.4 樣品采集與保存

分別于第0、1、3、5、8、12、16、20、30 d采集堆體上、中、下三層物料，制備混合樣品，每次采樣200 g左右，鮮樣置于儲存冰箱4℃?zhèn)溆?。測定樣品含水率、pH值、電導率（EC）。第0 d和第30 d的部分樣品于冷凍干燥機內凍干，用于測定混合物料中重金屬Cu、Zn、Pb形態(tài)變化。上述各指標測3次重復。

圖1 強制通風靜態(tài)垛堆肥反應器示意圖Figure 1 Sketch map of static pile composting reactor with mandatory ventilation

1.5 分析方法

本實驗中溫度采用發(fā)酵罐內溫度探頭實時進行監(jiān)測。生物炭、秸稈、豬糞等樣品的碳氮含量采用元素分析儀（FLASH 2000，Thermo Scientific）分析。比表面積和孔徑，采用比表面儀（JW-DA，精微高博科技有限公司）測定。將堆肥樣品和水按固液比為1∶10（m∶V）混合，200 r·min-1振蕩浸提1 h，4000 r·min-1離心10 min，過濾得到上清液，測定pH值和EC。GI的測定為取上述浸提液10 mL至墊有濾紙的玻璃皿中，均勻排列20粒白菜種子后放置在25℃恒溫培養(yǎng)箱中，同時以蒸餾水作為空白試驗，培養(yǎng)48 h后，測定種子發(fā)芽數量和發(fā)芽種子的根長，并計算種子發(fā)芽指數，用于堆肥結束后表征有機肥樣品毒性，GI（%）由公式（1）計算[19]：

重金屬各形態(tài)采取改進的BCR法[20]（表3）提取后消解，采用電感耦合等離子體原子發(fā)射儀（ICPE-2000，日本島津）進行分析。

重金屬不同形態(tài)分配率由公式（2）計算，采用可交換態(tài)分配率的變化作為重金屬的鈍化效果檢驗指標，由公式（3）計算[21]：

試驗中用標準樣品GSS-6進行質量控制，將改進BCR連續(xù)測定各形態(tài)質量分數之和與國家標準土壤物質中重金屬總量進行了比較[22]，計算出回收率如表4。由表4可知，各重金屬元素的回收率在90.02%～96.81%之間。

表3 改進的BCR順序提取方法Table 3 Modified BCR（European Communities Bureau of Reference）sequential extraction method

表4 質量控制數據Table 4 Data of quality control

1.6 數據處理

數據作圖采用Origin 9.0，LSD差異性檢驗采用SPSS 19.0。

2 結果與分析

2.1 不同處理對堆肥理化性質的影響

圖2 不同處理對堆肥理化性質的影響Figure 2 Effect of different treatments on its physical and chemical characteristics

不同處理堆肥溫度變化如圖2a所示，各處理均順利升溫進入高溫期（≥50℃），高溫持續(xù)時間分別達到11、8、12 d和5 d。根據《糞便無害化衛(wèi)生標準》（GB 7959—2012）的要求，堆肥溫度達到50～55℃持續(xù)5～7 d，或者在55℃以上持續(xù)3 d即可達到無害化標準。四個處理均達到此要求，實現無害化。堆肥含水率是堆肥過程的重要參數，由圖2b可以看出，各處理含水率呈現逐漸下降的趨勢，四個處理的含水率在堆肥后分別降至29.84%、28.96%、39.84%、27.3%。堆肥初始階段，各處理pH值相近，均接近7（圖2c），隨著堆肥過程的進行，先上升后下降再趨于穩(wěn)定（除FeCl3改性處理外），至堆肥結束各處理pH值穩(wěn)定在8.0～9.0之間。堆肥的電導率是用于評價堆肥施用對植物生長可能造成毒害或抑制效應的重要指標。由圖2d可以看出，各處理EC總體呈現先下降后上升的規(guī)律，F2和F3處理堆肥開始呈現先上升的趨勢，可能是因為堆肥物料被微生物劇烈分解產生較多的小分子有機酸、、、和磷酸鹽等，導致EC上升。至堆肥結束未改性和NaOH改性處理的EC略大于 4 mS·cm-1，分別為 4.06 mS·cm-1和 4.04 mS·cm-1。FeCl3改性處理穩(wěn)定在4 mS·cm-1以內，即未超過抑制作物生長的電導率限制值，CK的電導率一直處于較低水平。堆肥未達到腐熟條件會對植物的生長發(fā)育產生不良影響，當發(fā)芽指數GI達到80%～85%時，這種堆肥就可以認為是沒有植物毒性或者堆肥已達到腐熟狀態(tài)。本試驗四個處理，發(fā)芽率指數達到80%～110.87%（圖3），依次為F1＞CK＞F2＞F3，即認為四個處理至堆肥結束均可達腐熟狀態(tài)。

2.2 改性生物炭對重金屬Cu的鈍化效果

圖3 堆肥后不同處理種子發(fā)芽指數Figure 3 Seed germination index of different treatments after composting

分配率是評價重金屬環(huán)境風險的一項重要指標。從Cu各形態(tài)分配率變化看（圖4），堆肥過程中重金屬Cu以氧化態(tài)（OF）為主，各處理堆肥后可交換態(tài)（EXCH）Cu均有不同程度的下降，還原態(tài)（RF）Cu除CK外均下降，氧化態(tài)和殘渣態(tài)（RESI）Cu均有所增加，4個處理中還原態(tài)和殘渣態(tài)Cu分配率之和分別從堆肥前的60.52%、73.69%、71.80%、70.77%增至堆肥后的83.57%、82.03%、88.59%、82.68%，說明堆肥處理能有效降低豬糞堆肥中重金屬活性和移動性，進而抑制其生物有效性。從可交換態(tài)Cu的鈍化效果看，4種處理對Cu的鈍化效果依次為FeCl3改性生物炭＞NaOH改性生物炭＞未改性生物炭＞CK。添加FeCl3改性生物炭的鈍化效果達到78.70%，鈍化能力顯著高于其他三個處理（P＜0.05）。

2.3 改性生物炭對重金屬Zn的鈍化效果

從重金屬Zn的分配率來看（圖5），堆肥前重金屬Zn的形態(tài)均以可交換態(tài)和還原態(tài)為主，殘渣態(tài)含量較低，在堆肥完成后，殘渣態(tài)含量變化不顯著，四個處理氧化態(tài)均有不同程度的增加，說明改性生物炭處理使重金屬Zn的形態(tài)向有效性較低的方向轉化。堆肥后，可交換態(tài)Zn均有下降，分別下降12.27%、13.62%、14.49%、14.41%，氧化態(tài)Zn均有增加，分別增加3.91%、11.34%、9.85%、7.71%。從可交換態(tài)Zn的鈍化效果看，添加FeCl3改性生物炭對重金屬Zn的鈍化效果最好。四種處理對重金屬Zn的鈍化效果依次為F3＞F2＞CK＞F1處理，通過對可交換態(tài)Zn的鈍化效果進行SPSS統(tǒng)計LSD檢驗可知，FeCl3改性生物炭處理鈍化效果（43.53%）與NaOH改性處理鈍化效果（40.68%）無顯著性差異（P＞0.05），二者均顯著高于未改性生物炭處理和CK（P＜0.05）。

2.4 改性生物炭對重金屬Pb的鈍化效果

圖4 不同處理堆肥前后重金屬Cu的形態(tài)變化Figure 4 Chemical fraction changes of Cu in different treatments before and after composting

圖5 不同處理堆肥前后重金屬Zn的形態(tài)變化Figure 5 Chemical fraction changes of Zn in different treatments before and after composting

從重金屬Pb的分配率來看（圖6），可交換態(tài)Pb在堆肥后均下降，分別從堆肥前的31.13%、32.96%、28.35%、24.21%降至堆肥后的 20.43%、15.91%、9.51%、18.01%，還原態(tài)Pb除F2處理上升外，其余略微下降，氧化態(tài)Pb分配率均有不同程度的上升，F1處理殘渣態(tài)下降，其余三個處理均上升，但氧化態(tài)和殘渣態(tài)之和均有不同程度的增加，至堆肥結束四個處理分別增加8.69%、10.99%、21.20%和11.02%。通過對可交換態(tài)Pb的鈍化效果進行SPSS統(tǒng)計LSD檢驗可知，添加FeCl3改性生物炭對重金屬Pb的鈍化效果最好，達66.45%，顯著高于其他三個處理（P＜0.05），在豬糞堆肥過程中添加24%的FeCl3改性生物炭對重金屬Pb起到了較好的鈍化效果。

3 討論

3.1 改性生物炭對堆肥腐熟的影響

圖6 不同處理堆肥前后重金屬Pb的形態(tài)變化Figure 6 Chemical fraction changes of Pb in different treatments before and after composting

溫度是堆肥過程中生物能量積累的重要標志，本研究表明，添加生物炭有利于堆肥溫度提升和無害化，堆肥高溫期持續(xù)時間由5 d增加到8～12 d。添加生物炭的各處理在高溫期的維持時間有明顯的延長，可能是由于生物炭具有豐富的孔隙結構，有利于氧氣在堆體中的傳輸和分布，為微生物提供了充足的氧氣，同時，生物炭具有多孔結構，能減少因水分揮發(fā)引起熱量的損失而起到保溫作用[23]。堆肥是利用土著微生物或人工接種，人為地促進可生物降解的有機物向穩(wěn)定的腐殖質生化轉化的過程。接種復合微生物菌劑后，對堆肥過程溫度的上升和持續(xù)時間均有利。在堆肥初期，堆料中的有機質在微生物的作用下釋放出大量熱能促使堆體溫度快速上升，由于在堆料中添加了復合微生物菌劑，增加了微生物的總數，由于各菌種間的協(xié)同作用，形成了復雜而穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng)，使堆體中高溫微生物快速繁殖，堆體快速達到高溫期[24-25]。

堆肥中微生物生長的最適pH值一般呈中性或弱堿性，本實驗pH值在整個堆肥進程中始終維持在7～9之間，比較符合微生物生長需求。F3處理中pH值呈下降后上升再趨于穩(wěn)定的趨勢，這可能與添加的FeCl3改性生物炭有關，生物炭經FeCl3改性呈酸性，其pH值為2～5。EC與堆肥可溶性鹽含量有關，添加生物炭處理電導率較高，可能是生物炭的添加改善了微生物的生存環(huán)境，物料被微生物劇烈分解產生較多的小分子有機酸、、、和磷酸鹽等[26]。

3.2 改性生物炭對重金屬鈍化的影響

在重金屬形態(tài)中，重金屬活性由大到小依次為可交換態(tài)＞還原態(tài)＞氧化態(tài)＞殘渣態(tài)，可交換態(tài)和還原態(tài)重金屬活性較高，較易被植物吸收，氧化態(tài)和殘渣態(tài)生物毒性較低，在自然條件下不易釋放，能長期穩(wěn)定在沉積物中，不易被植物吸收[27]，因此本研究將氧化態(tài)和殘渣態(tài)分配率之和作為重金屬鈍化效果的一個重要參考指標。

生物炭具有較大的靜電力和空腔表面，表面各種基團和表面離子發(fā)生配位和離子交換反應[28]，能對重金屬進行有效吸附，降低其生物有效性。生物炭本身的電動電勢為負值，當其與畜禽糞便混合后會帶上更多的負電荷，因而帶正電的重金屬離子與畜禽糞便的靜電吸引力會加強，從而降低重金屬的移動性[12，29]。此外，生物炭表面分布著很多含氧官能團（如羧基、羥基），所以畜禽糞便中的重金屬離子很容易與這些官能團形成金屬絡合物[30-31]。本研究中添加生物炭的F1、F2、F3處理對三種重金屬鈍化效果較CK提高8.73%～46.47%。王期凱等[32]將生物炭與氮磷鉀復合肥、發(fā)酵雞糞復配使用，結果顯示可將油麥菜可食部位的Cd累積量降低32.60%～54.80%，土壤有效態(tài)Cd含量也均顯著下降到7.04%～21.85%。侯月卿等[13]研究顯示，在豬糞好氧發(fā)酵過程中添加生物炭對重金屬Cu、Zn、Pb、Cd的鈍化效果分別為 65.79%、64.94%、57.2%和94.67%。

通過化學等改性處理后的生物炭其比表面積增大、平均孔隙孔徑降低、孔隙率增大，從而較未改性的生物炭具有更好的吸附性能。經NaOH改性后生物炭表面將吸附部分NaOH顆粒，導致生物炭的比表面積和孔隙度總孔體積呈下降趨勢，因Fe（OH）3將沉淀在生物炭周圍，生物炭比表面積和孔隙率均呈增高的趨勢，因此從重金屬鈍化效果來看，在堆肥過程中添加FeCl3改性生物炭優(yōu)于添加NaOH改性生物炭。王瑞峰等[16]研究表示，經NaOH改性后生物炭官能團總數增大約100%，堿性官能團數量增大約400%，堿性基團如-OH等會與重金屬離子發(fā)生沉淀反應，從而降低重金屬活性。在堆肥過程中添加負載FeCl3的生物炭后，由圖2c可知，由于堆肥物料呈堿性，在潮濕環(huán)境中會形成Fe（OH）3（為無定形鐵），其表面化學性能很強且比表面積較大，易水解形成OH-和OH2等基團與重金屬離子發(fā)生交換配位反應，形成單原子螯合物，與OH-再次發(fā)生交換配位反應，形成絡合物[33]。因此通過以上兩種改性方法處理生物炭添加到堆料中對不同重金屬的鈍化效果均顯著高于添加未改性生物炭的處理（P＜0.05）。一般隨著pH的增大，絡合能力增強，絡合物穩(wěn)定性增強。但在堿性條件下，各腐殖質-金屬離子能力均有所下降，主要是由于多數離子會以沉淀形式存在。由圖2c可知，堆肥初期F3處理（添加FeCl3改性生物炭）呈弱酸性，微生物分解有機物轉化成穩(wěn)定的腐殖質，其結合點位與重金屬離子發(fā)生很強的絡合或配位作用，而F1和F2處理在堆肥過程中一直呈堿性，其對重金屬的鈍化主要以沉淀為主，這可能是導致添加FeCl3改性生物炭對重金屬鈍化效果高于其他兩個處理的主要原因。

4 結論

（1）在豬糞堆肥過程中添加改性生物炭可使重金屬Cu、Zn、Pb由活性較高的形態(tài)向活性較低的形態(tài)轉化，其鈍化效果較未添加生物炭處理提高1.81～5.76倍，NaOH和FeCl3明顯提升了好氧發(fā)酵過程重金屬鈍化效果。

（2）綜合來看，在堆肥過程中FeCl3改性生物炭（豬糞干物質量24%）對重金屬Cu、Zn、Pb有相對較好的鈍化能力，其鈍化效果依次為78.70%、43.53%、66.45%。