譚文津，劉秀梅，汪懷健，丁君輝

（1．江西省環(huán)境信息中心，南昌 330077；2．江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料與資源環(huán)境研究所，南昌 330200；3．江西省農(nóng)業(yè)大學(xué)國土資源與環(huán)境學(xué)院，南昌 330045；江西省畜牧技術(shù)推廣站，南昌 330077）

隨著規(guī)?；图s化畜禽養(yǎng)殖業(yè)的不斷發(fā)展，產(chǎn)生的大量畜禽糞便對環(huán)境造成了嚴(yán)重威脅。而畜禽糞便中含有大量的重金屬，對土壤和環(huán)境造成嚴(yán)重的污染，嚴(yán)重影響畜禽生長和人體健康。本研究以豬糞為研究對象，采用高溫好氧堆肥方法，選用10%、20%添加量的風(fēng)化煤、粉煤灰、草炭2 種重金屬鈍化劑6 個處理，研究其對重金屬Cu、As、Cr 的水溶態(tài)、交換態(tài)的鈍化效果；旨在選取最優(yōu)重金屬鈍化方法，為畜禽糞肥的推廣無污染使用提供技術(shù)依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

豬糞、稻殼、木屑均取自江西省南昌縣銀三角良種種豬場；粉煤灰購自江西晨鳴紙業(yè)集團公司；草炭購自江西省新干縣；風(fēng)化煤取自江西省宜春風(fēng)化煤廠；秸稈腐殖質(zhì)取自江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土肥所。堆肥原材料的理化性質(zhì)見表1和表2。

表 1 堆肥物料性質(zhì)

表2 堆肥原材料的重金屬含量 mg/kg

1.2 試驗方案

試驗在江西省南昌縣銀三角良種種豬場內(nèi)進行。處理對象為養(yǎng)殖場當(dāng)天干清糞清理出來的豬糞，預(yù)先將豬糞、稻草、木屑（3∶1∶1）混合，設(shè)7 個處理（分別混入10%粉煤灰、20%粉煤灰、10%風(fēng)化煤、20%風(fēng)化煤、10%草炭、20%草炭、對照），3 次重復(fù)。

測定處理樣堆肥前和堆肥后的Cu、Cr、As 的總量，水溶態(tài)、交換態(tài)含量。重金屬的形態(tài)測定采用ICP 測定，重金屬的形態(tài)分級采用Leleyter 連續(xù)萃取法：

1）水 溶 態(tài): 準(zhǔn) 確 稱 取2 000 g 樣品，置于100 mL 塑料離心管中，加入20 mL 去離子水，室溫振蕩30 min，以4 000 r/min 離心15 min，過0.45 μm濾膜，加1 滴濃HNO3，將濾液在4 ℃下保存?zhèn)溆谩Ｈ∩锨逡骸?/p>

2） 交 換 態(tài)：將“1）” 的 殘 留物，加 入1 mol/L 的 Mg(NO3)2溶 液20 mL，在室溫下連續(xù)振蕩2 h，以4 000 r/min 離心15 min，過0.45 μm濾膜，加1 滴濃HNO3,將濾液在4 ℃下保存?zhèn)溆?；離心管中的樣品用20 mL去離子水洗滌（振蕩15 min，離心10 min），取上清液，過濾，收集備用。

分配率=不同形態(tài)含量/總濃度×100%；分配率差值=堆肥前的分配率－堆肥后的分配率；總體鈍化效果=（堆前水溶態(tài)分配率+堆前交換態(tài)分配率－堆后水溶態(tài)分配率－堆后交換態(tài)分配率）/（堆前水溶態(tài)分配率+交換態(tài)分配率）×100%。

表3 不同鈍化劑處理對銅、砷、鉻總量的影響 mg/kg

表4 不同比例鈍化劑處理堆肥前后重金屬銅的形態(tài)變化

表5 不同比例鈍化劑處理堆肥前后重金屬砷的形態(tài)變化

2 結(jié)果與分析

2.1 不同比例鈍化劑對豬糞堆肥重金屬總量的影響

表3 為不同處理中銅、砷、鉻的總量變化。可以看出經(jīng)過好氧高溫堆肥處理，水分散失，CO2及揮發(fā)性物質(zhì)揮發(fā)損失，以及可降解的有機物在微生物作用下分解、轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的有機物使堆體變小，豬糞中各種重金屬總量都有不同程度的升高，表現(xiàn)為明顯的“相對濃縮效應(yīng)”，這與鄭國砥的純豬糞堆肥重金屬總量的變化和劉浩榮的不同重金屬鈍化劑對豬糞堆肥重金屬總量變化表現(xiàn)一致 。總銅、砷、鉻各處理含量為堆肥前的101%～273%，參照我國農(nóng)用污泥中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)（GB-4284-1984），各處理銅含量超標(biāo)為15%～249%，砷、鉻含量均未超標(biāo)。

2.2 不同比例鈍化劑對豬糞堆肥重金屬形態(tài)的分布影響

2.2.1 不同比例鈍化劑對豬糞堆肥重金屬Cu 形態(tài)的分布影響

表4 可以看出，堆肥處理后，各處理水溶態(tài)、交換態(tài)Cu 的含量普遍降低。從堆肥后水溶態(tài)含量來看20%粉煤灰處理含量最低，除風(fēng)化煤處理外，添加20%調(diào)理劑處理含量均低于添加10%調(diào)理劑處理；從堆肥后交換態(tài)含量來看風(fēng)化煤20%處理含量最低，添加20%調(diào)理劑處理含量均低于添加10%調(diào)理劑處理。

圖1 不同堆肥處理水溶態(tài)銅含量分配率變化差值

圖2 不同處理交換態(tài)銅含量分配率變化差值

由圖1 可以看出，各處理對水溶態(tài)銅都起到了鈍化作用，且各處理之間對水溶態(tài)銅的鈍化效果差異不同，其中風(fēng)化煤20%處理的分配率差值明顯高于其他處理，說明風(fēng)化煤20%處理對水溶態(tài)銅的鈍化效果最好。所有添加20%調(diào)理劑處理分配率差值均高于添加10%調(diào)理劑處理，說明所有添加20%調(diào)理劑處理對水溶態(tài)銅的鈍化效果均好于添加10%調(diào)理劑處理。除粉煤灰10%處理外，其余各處理鈍化效果均好于對照。

由圖2 可以看出，各處理對交換態(tài)銅都起到了鈍化作用，且各處理之間對交換態(tài)銅的鈍化效果差異不同，其中風(fēng)化煤20%處理的分配率差值最高，鈍化效果最好。且所有添加20%調(diào)理劑處理分配率差值均高于添加10%調(diào)理劑處理，說明添加20%調(diào)理劑處理對交換態(tài)銅的鈍化效果均好于添加10%調(diào)理劑處理的鈍化效果，除草10%、粉10%處理外，其余各處理鈍化效果均好于對照。

2.2.2 不同比例鈍化劑對豬糞堆肥重金屬As 形態(tài)的分布影響

由表5 可以看出，堆肥處理后，各處理水溶態(tài)、交換態(tài)As 的含量普遍降低。從堆肥后水溶態(tài)含量來看,除風(fēng)化煤處理外，添加20%調(diào)理劑處理含量均低于添加10%調(diào)理劑處理,其中添加20%草炭處理含量最低，但各處理水溶態(tài)含量均比對照高；從堆肥后交換態(tài)含量來看風(fēng)化煤10%處理含量最低，其余各處理含量均高于對照，且只有草炭處理添加20%處理含量均低于添加10%調(diào)理劑處理。

由圖3 可以看出，各處理對水溶態(tài)砷都起到了鈍化作用，且各處理之間對水溶態(tài)砷的鈍化效果差異明顯，僅有粉煤灰添加20%調(diào)理劑處理對水溶態(tài)砷的分配率差值高于添加10%調(diào)理劑處理。除風(fēng)化煤處理外，其余各處理分配率均低于對照。各處理中風(fēng)化煤10%處理的鈍化效果最好，其分配率差值是對照處理的4 倍，明顯好于其他處理，且風(fēng)化煤20%處理的分配率差值也達(dá)到對照處理的3.5 倍，說明風(fēng)化煤鈍化水溶態(tài)的砷效果最好，但過量使用會影響鈍化效果。

由圖4 可以看出，各處理對交換態(tài)砷都起到了鈍化作用，且各處理之間對交換態(tài)砷的鈍化效果差異明顯，無處理添加20%調(diào)理劑處理對水溶態(tài)砷的分配率差值高于添加10%調(diào)理劑處理。僅風(fēng)10%、風(fēng)20%、粉10%三處理分配率差值高于對照處理。風(fēng)化煤10%、風(fēng)化煤20%二處理分配率差值相同，且為最高，但堆后風(fēng)10%含量低于風(fēng)20%，說明風(fēng)化煤10%處理對交換態(tài)的砷鈍化效果最好，但風(fēng)化煤過量使用對砷交換態(tài)鈍化效果無明顯影響。

圖3 不同堆肥處理水溶態(tài)砷含量分配率變化差值

圖4 不同處理交換態(tài)砷含量分配率變化差值

圖5 不同堆肥處理水溶態(tài)鉻含量分配率變化差值

圖6 不同處理交換態(tài)鉻含量分配率變化差值

表6 不同比例鈍化劑處理堆肥前后重金屬鉻的形態(tài)變化

2.2.3 不同比例鈍化劑對豬糞堆肥重金屬Cr 形態(tài)的分布影響

由表6 可以看出，堆肥處理后，各處理水溶態(tài)、交換態(tài)Cr 含量普遍降低。從堆肥后水溶態(tài)含量來看，只有粉煤灰20%處理含量低于粉煤灰10%調(diào)理劑處理含量。粉煤灰20%處理含量最低，且低于對照處理含量，其他處理均高與對照處理含量；從堆肥后交換態(tài)含量來看，草炭處理、粉煤灰處理其20%添加劑處理低于10%調(diào)理劑處理含量，草10%、草20%、風(fēng)10%、粉10%、粉20%處理堆肥后含量低于對照處理，其中粉煤灰20%處理堆肥后含量最低。

由圖5 可以看出，各處理對水溶態(tài)鉻都起到了鈍化作用，各處理對水溶態(tài)鉻的鈍化效果差異明顯。僅有風(fēng)化煤添加20%調(diào)理劑處理對水溶態(tài)鉻的分配率差值高于添加10%調(diào)理劑處理，草10%、風(fēng)10%、20%、粉10%、粉20%五處理分配率差值高于對照處理分配率差值，其中粉10%處理分配率差值最高，為對照處理分配率差值的11倍，說明粉10%處理對水溶態(tài)砷的鈍化效果最好。

由圖6 可以看出，各處理對交換態(tài)鉻都起到了鈍化作用，鈍化效果差異明顯。僅粉煤灰20%處理對交換態(tài)鉻的分配率差值高于粉煤灰10%處理，草10%、草20%、風(fēng)10%、粉煤灰20%四處理分配率差值高于對照處理分配率差值，其中草10%處理分配率差值最高，說明草10%對交換態(tài)鉻的鈍化效果最佳。

2.3 小結(jié)

在豬糞高溫好氧堆肥中添加10%和20%比例的粉煤灰、風(fēng)化煤、草炭3 種重金屬鈍化劑，測定堆肥前后的銅、砷、鉻總量，水溶態(tài)和交換態(tài)含量。結(jié)果表明，所有添加材料對Cu、As、Cr 均有不同程度的鈍化作用，水溶態(tài)、交換態(tài)含量明顯降低，其原因可能是受豬糞堆肥中腐殖質(zhì)的影響所導(dǎo)致。且不同鈍化劑對不同的重金屬鈍化效果不同，鈍化劑不同比例對重金屬的鈍化效果也不同。對各重金屬Cu、As、Cr 最優(yōu)鈍化處理效果如下：

1)豬糞堆肥重金屬Cu 的最佳鈍化劑及合適添加比例為風(fēng)化煤20%處理，降低水溶態(tài)Cu 的分配率差值5.7%、交換態(tài)的Cu 的分配率差值3.6%?？傮w鈍化效果達(dá)到76.8%。

2)豬糞堆肥重金屬As 的最佳鈍化劑及合適添加比例為風(fēng)化煤10%處理，降低水溶態(tài)As 的分配率差值8.3%，降低交換態(tài)As 的分配率差值6.4%。總體鈍化效果達(dá)到43.9%。

3)豬糞堆肥重金屬Cr 的最佳鈍化劑及合適添加比例為粉煤灰10%處理，降低水溶態(tài)Cr 的分配率差值3.6%，降低交換態(tài)Cr 的分配率差值5.5%，總體鈍化效果達(dá)到83.5%。