陳鎮(zhèn)新+檀笑+解啟來

摘要：采用高溫好氧堆肥工藝，研究蘑菇渣、廢白土為輔料的不同配比對(duì)城市污泥堆肥效果的影響。通過測(cè)定堆肥過程中溫度、含水率、pH值、電導(dǎo)率、有機(jī)質(zhì)含量、總氮含量、總磷含量、總鉀含量、種子發(fā)芽率、重金屬含量以及重金屬各形態(tài)分布等指標(biāo)，在確保堆肥產(chǎn)品達(dá)到安全農(nóng)用要求的前提下，探討不同輔料配比對(duì)污泥堆肥中重金屬遷移轉(zhuǎn)化的影響。結(jié)果表明，經(jīng)過26 d的堆肥，各處理的污泥均達(dá)到腐熟程度，有機(jī)質(zhì)含量、總養(yǎng)分含量、種子發(fā)芽率及重金屬含量均符合園林綠化用泥質(zhì)和農(nóng)用泥質(zhì)的各項(xiàng)指標(biāo)；不同輔料配比對(duì)污泥堆肥效果影響明顯，重金屬鎘（Cd）、鋅（Zn）、銅（Cu）、鉛（Pb）的形態(tài)分布總體上呈易遷移態(tài)向難遷移態(tài)轉(zhuǎn)化，堆肥過程對(duì)Zn、Cu的形態(tài)轉(zhuǎn)化影響最明顯，其中以處理C（污泥 ∶蘑菇渣 ∶廢白土=12 ∶10 ∶3）對(duì)污泥堆肥中重金屬鈍化的處理效果最佳。

關(guān)鍵詞：城市污泥；好氧堆肥；輔料配比；土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化；輔料配比

中圖分類號(hào)： X705 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A 文章編號(hào)：1002-1302（2017）01-0227-07

城市污泥是城市污水處理產(chǎn)生的副產(chǎn)物。近些年來，隨著我國經(jīng)濟(jì)發(fā)展和城市化進(jìn)程的加快，城市污水處理率逐年提高，城市污水污泥產(chǎn)量也急劇增加[1]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，截至2014年初，全國污泥年產(chǎn)量近4 000萬t（含水率為80%）[2]，其處理處置已成為當(dāng)前的一大難題[3]。城市污泥富含氮、磷、鉀等營養(yǎng)物及大量有機(jī)質(zhì)，將污泥進(jìn)行堆肥處理后再供土地利用是污泥無害化、資源化的重要途徑之一[4]，但是污泥中存在重金屬元素成為其土地利用的限制因素[5-6]。對(duì)于污泥中的重金屬污染，其含量并不能全面反映污染狀況和對(duì)環(huán)境的影響，更多地取決于其在環(huán)境中的賦存形態(tài)[7]。因此，研究重金屬的形態(tài)分布變化可以更好地了解污泥堆肥后重金屬的潛在遷移性和生物可利用性。

在污泥堆肥過程中，由于城市污泥自身性質(zhì)通常很難滿足堆肥過程所需的條件，需要添加不同的輔料來降低污泥含水率、提高孔隙度，從而滿足好氧微生物生長(zhǎng)繁殖的需求，以保證堆肥快速高效進(jìn)行。近年來，已有許多學(xué)者采用秸稈、稻殼、木屑、豬糞等有機(jī)廢棄物作為堆肥輔料進(jìn)行研究[8-11]，結(jié)果表明，不同輔料在污泥堆肥中所起的作用不同，對(duì)堆肥的溫度、全氮和有機(jī)質(zhì)含量等指標(biāo)有較大影響。蘑菇渣含有豐富的有機(jī)質(zhì)和植物必需的營養(yǎng)物質(zhì)，可作為肥料或土壤調(diào)理劑改良土壤，促進(jìn)植物的生長(zhǎng)[12-13]，目前已有研究將其作為污泥堆肥的輔料之一[14-17]。廢白土是油脂廠精煉工藝后的副產(chǎn)品，有機(jī)質(zhì)含量約為40%～50%，重金屬含量極低，經(jīng)復(fù)配后可作為一種良好的生物有機(jī)肥[18]，可改善堆肥過程中產(chǎn)生臭味的情況。蘑菇渣和廢白土屬有機(jī)固體廢棄物，在生產(chǎn)中大量產(chǎn)生，將其與城市污泥混合堆肥，可以實(shí)現(xiàn)其資源化利用，但是目前國內(nèi)關(guān)于將蘑菇渣和廢白土聯(lián)合作為輔料應(yīng)用于城市污泥堆肥的研究還很少。因此，本研究以蘑菇渣、廢白土為輔料進(jìn)行城市污泥堆肥，通過現(xiàn)場(chǎng)堆肥跟蹤，在確保堆肥產(chǎn)品達(dá)到安全農(nóng)用要求的前提下，探討蘑菇渣、廢白土為輔料的不同配比對(duì)城市污泥堆肥效果的影響，及在污泥堆肥過程中對(duì)重金屬形態(tài)變化和遷移轉(zhuǎn)化的影響，以期篩選合理有效的輔料配比，為城市污泥、蘑菇渣、廢白土等固體廢棄物的資源化利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

供試城市污泥取自廣州市區(qū)某污水處理廠，蘑菇渣取自東莞市某蘑菇種植場(chǎng)，廢白土取自東莞市某油脂加工廠。堆肥原輔材料的基本性質(zhì)見表1。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 污泥堆肥處理 按不同的物料質(zhì)量配比設(shè)置3個(gè)處理堆體，分別為處理A（污泥 ∶蘑菇渣 ∶廢白土=10 ∶3 ∶3）、處理B（污泥 ∶蘑菇渣 ∶廢白土=11 ∶6 ∶3）、處理C（污泥 ∶蘑菇渣 ∶廢白土=12 ∶10 ∶3）。每個(gè)處理原輔材料總質(zhì)量為500 kg，充分混勻后堆置成圓錐形堆體，采用高溫好氧靜態(tài)通風(fēng)的方式進(jìn)行堆肥，人工翻堆。

1.2.2 污泥堆肥樣品采集 分別在堆肥試驗(yàn)的0、1、4、7、10、13、16、19、23、26 d采樣，按不同位置、不同深度多點(diǎn)采集樣品。混合均勻后按四分法取樣品，分成2份，1份用于pH值（從1 d開始）、電導(dǎo)率（electric conductivity，簡(jiǎn)稱EC）（從 1 d 開始）、含水率、種子發(fā)芽率（germination index，簡(jiǎn)稱GI）的測(cè)定；1份風(fēng)干粉碎過篩，用于有機(jī)質(zhì)、總氮、總磷（從 1 d 開始）、總鉀（從1 d開始）和重金屬含量（從1 d開始）的測(cè)定。

1.2.3 污泥堆肥樣品理化性質(zhì)的測(cè)定 堆肥過程中每天分別于上、下午對(duì)堆體進(jìn)行溫度測(cè)定記錄，每次均選取堆體不同位置、不同深度的7個(gè)點(diǎn)進(jìn)行測(cè)量，取其算術(shù)平均值為當(dāng)天測(cè)量溫度，同時(shí)記錄環(huán)境溫度。含水率、pH值、電導(dǎo)率、有機(jī)質(zhì)含量、總氮含量、總磷含量、總鉀含量、種子發(fā)芽率等參照NY 525—2012《有機(jī)肥料》中的相應(yīng)方法測(cè)定。

1.2.4 污泥堆肥樣品重金屬含量和形態(tài)分布分析 重金屬總量分析采用硝酸-高氯酸-氫氟酸三酸消煮和火焰原子吸收分光光度計(jì)進(jìn)行測(cè)定[19]，本研究中測(cè)定的重金屬主要有鎘（Cd）、鋅（Zn）、銅（Cu）、鉛（Pb）。污泥樣品中重金屬形態(tài)分布采用歐共體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局（European Community Bureau of Reference）提出的三級(jí)四步提取法（以下簡(jiǎn)稱BCR法）[20]。該方法將重金屬分為4個(gè)形態(tài)：酸可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)，目前該方法在國內(nèi)外已廣泛用于重金屬污染的研究[21]，BCR法具體提取步驟見表2。

2 結(jié)果與分析

2.1 堆肥過程中污泥理化性質(zhì)的變化

如圖1-a所示，3個(gè)處理在堆肥過程中均經(jīng)歷升溫期、高溫期和降溫期，輔料的配比不同，對(duì)污泥堆肥的溫度變化有所影響。處理B、C在堆肥5d時(shí)溫度達(dá)到55 ℃左右，并在 55 ℃ 以上高溫維持11 d，其中處理C最高溫度達(dá)到60 ℃；處理A升溫較處理B、C慢，在堆肥7 d達(dá)到55 ℃以上高溫并維持 9 d。所有處理均滿足堆肥的衛(wèi)生無害化要求。在降溫期的最后，堆體溫度下降緩慢，逐漸趨于穩(wěn)定，表明好氧發(fā)酵已基本完成，堆肥達(dá)到腐熟階段。

堆肥過程中所有處理的堆體含水率均呈現(xiàn)明顯下降趨勢(shì)，原污泥堆肥初始含水率約為60%，經(jīng)過25 d堆制后，3個(gè)處理污泥含水率分別下降為18.68%、18.69%、17.76%，相比初始值分別降低了69.36%、69.17%、70.27%（圖1-b）。相比較而言，處理C下降速率明顯較處理A快，處理B次之，這可能是因?yàn)樘幚鞢的蘑菇渣含量高，堆體孔隙率較大，水分揮發(fā)快，因此減量化效果最好。在堆肥過程中，各處理的pH值均呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢(shì)，這與金芬等研究結(jié)果[22]一致。堆肥前由于輔料的配比不同，導(dǎo)致處理A、B堆體的pH值偏酸性，在6.4～6.8之間，而處理C堆體的pH值為7.2；在污泥堆肥的升溫期，有機(jī)物大量分解而產(chǎn)生小分子有機(jī)酸和各種離子，導(dǎo)致pH值急劇下降；進(jìn)入高溫期，隨著有機(jī)酸的分解，生成氨氣在堆體內(nèi)積累使pH值上升，到堆肥6 d后，3個(gè)處理的pH值均上升到7.0以上，堆體呈堿性環(huán)境；在堆肥結(jié)束后，所有處理的堆體pH值均穩(wěn)定在7.4～7.8，偏堿性，滿足有機(jī)肥料的理化指標(biāo)（圖1-c）。另外，各處理堆體的電導(dǎo)率（EC值）在堆肥過程中均呈現(xiàn)先急劇上升，然后下降，最后又上升的波動(dòng)變化趨勢(shì)，所有處理的堆體初始EC值均為1.0 mS/cm，隨著堆肥時(shí)間的延長(zhǎng)，微生物分解活動(dòng)增強(qiáng)，堆肥物料劇烈分解產(chǎn)生的小分子有機(jī)酸和各種離子量增加，使溶質(zhì)鹽的濃度增加，各處理的EC值在堆肥前7 d明顯上升；當(dāng)堆肥進(jìn)入高溫階段，由于微生物活動(dòng)維持在一定程度，EC值穩(wěn)定在較高狀態(tài)；在堆肥結(jié)束后，各個(gè)處理的EC值均維持在1.62～1.73 mS/cm之間（圖1-d）?？梢悦黠@看出，處理C的EC值最高，處理B次之，處理A最低，這是因?yàn)樘幚鞢中蘑菇渣含量較多，易分解有機(jī)物較多，因此其上升速率和變化幅度最大。堆肥結(jié)束后3個(gè)處理的EC值都小于3.00 mS/cm，均在作物生長(zhǎng)安全范圍內(nèi)，表明經(jīng)過堆肥后的污泥不會(huì)對(duì)植物產(chǎn)生毒害作用。經(jīng)檢測(cè)，通過高溫好氧處理，各處理的污泥均符合園林綠化用泥質(zhì)和有機(jī)肥料的理化指標(biāo)（含水率≤30%，pH值為5.5～8.5），已達(dá)到安全農(nóng)用要求。

2.2 堆肥過程中養(yǎng)分的變化

在堆肥過程中，堆體有機(jī)質(zhì)含量主要受有機(jī)物分解、濃縮效應(yīng)2個(gè)方面共同影響。在初期，各處理污泥堆體的有機(jī)質(zhì)含量快速下降，到堆肥9 d后趨于穩(wěn)定。有機(jī)質(zhì)含量的降低主要發(fā)生在堆肥前期，這是因?yàn)槎逊是捌谖⑸锘钚暂^高，代謝活動(dòng)劇烈，堆體中的易降解有機(jī)物被大量分解，使堆體中有機(jī)質(zhì)含量迅速下降。到堆肥后期，堆體中主要?dú)堄嗟氖请y降解有機(jī)物，分解緩慢，因此有機(jī)質(zhì)含量下降緩慢。從圖2-a中可明顯看出，由于各處理的輔料配比不同，處理C堆體中蘑菇渣有機(jī)質(zhì)含量較處理A、B中蘑菇渣有機(jī)質(zhì)含量高，表明處理C中木質(zhì)素、纖維素等難降解有機(jī)物含量較處理A、B中的含量高，因此在堆肥后期，處理C中有機(jī)質(zhì)降解速率比處理A、B慢；同時(shí)，隨著各堆體中含水率的持續(xù)下降，堆肥物料質(zhì)量減少，造成堆體的相對(duì)濃縮效應(yīng)，表現(xiàn)為堆體中有機(jī)質(zhì)含量有所上升，處理C有機(jī)質(zhì)含量在堆肥后期緩慢上升，處理A、B有機(jī)質(zhì)含量在最后有上升的趨勢(shì)?？傮w來看，堆肥結(jié)束后，各處理的有機(jī)質(zhì)含量分別是263.55、315.46、388.01 g/kg，相比堆肥前分別降低了25.79%、22.71%、15.08%。

在堆肥過程中，3個(gè)處理的總氮含量均呈現(xiàn)先下降后上升， 隨后緩慢下降最后上升的趨勢(shì)（圖2-b），這與薛紅波等的研究結(jié)果一致[23]。在堆肥初期，3個(gè)處理的總氮含量均急劇下降，并在堆肥3 d降到最低值，表明堆體在這段時(shí)間內(nèi)微生物代謝活性較高，共同作用下有機(jī)氮強(qiáng)烈分解，大量氨產(chǎn)生并揮發(fā)。而隨著堆肥的進(jìn)行，堆肥進(jìn)入高溫期，氨化作用逐漸減弱，總氮含量損失不明顯，同時(shí)隨著含水率的下降，氨的揮發(fā)明顯減少，由于堆體的相對(duì)濃縮效應(yīng)，綜合表現(xiàn)為3個(gè)處理中的總氮含量上升，因此到堆肥后期，總氮含量呈緩慢上升趨勢(shì)。同時(shí)，薛紅波等研究提到，蘑菇渣能保持堆體的通透性，增大堆體填料對(duì)氮的吸附，表現(xiàn)為總氮含量損失不明顯[23]，因此處理C中由于蘑菇渣含量較高，含水率下降最多，濃縮效應(yīng)明顯，在堆體吸附的共同作用下，表現(xiàn)為堆體的總氮含量增加。堆肥結(jié)束后，處理A、B的總氮含量分別為1.40%、1.54%，分別較堆肥前減少7.89%、0.54%；而處理C的總氮含量為1.67%，較堆肥前增加了7.35%。表明添加蘑菇渣、廢白土等輔料對(duì)堆肥過程有較大影響，添加輔料起到了保氮作用，在促進(jìn)堆肥同時(shí)也有利于增加污泥的養(yǎng)分，堆肥處理對(duì)總氮含量影響的效果排序?yàn)樘幚鞢>處理B>處理A。

新鮮污泥的磷含量較高，在堆肥過程中，處理A、C的總磷含量先快速下降后又快速上升，但是處理B總磷含量相對(duì)下降緩慢，從初始的2%下降到堆肥15 d的1.92%（圖2-c）?？傗浐空w上呈現(xiàn)先下降后上升，最后下降的趨勢(shì)（圖2-d）。在堆肥結(jié)束后，A、B、C處理的總磷含量分別是1.87%、2.13%、2.38%，堆肥前后變化不明顯。堆肥后各處理總鉀含量均為0.9%，分別較堆肥開始時(shí)下降20.37%、20.31%、28.51%。堆肥完成后，處理A、B、C的有機(jī)質(zhì)含量分別是26.4%、31.5%、38.8%，總養(yǎng)分含量分別是4.17%、4.57%、4.95%，均符合園林綠化用泥質(zhì)的養(yǎng)分指標(biāo)。蘑菇渣本身含有較高的氮、磷等養(yǎng)分，因此添加蘑菇渣有助于提高污泥堆肥養(yǎng)分。在本試驗(yàn)中，處理C的有機(jī)質(zhì)含量最高，氮含量損失最少，總養(yǎng)分含量最高，堆肥效果優(yōu)于處理A、B。

2.3 堆肥后物料種子發(fā)芽率的變化

種子發(fā)芽率是通過測(cè)試堆肥樣品浸出液的生物毒性來評(píng)價(jià)污泥堆肥的腐熟度，且能夠反映堆肥樣品的植物毒性，從而判斷堆肥無害化效果和腐熟度，是最有效而可靠判斷堆肥腐熟的重要指標(biāo)。一般研究認(rèn)為，當(dāng)發(fā)芽率達(dá)到80%以上時(shí)，堆肥完全腐熟[24]。堆肥后污泥樣品的種子發(fā)芽率變化如表3所示，新鮮污泥的發(fā)芽率為30%，而在與其他輔料混合后，堆肥初始時(shí)各處理堆體的發(fā)芽率在39%～58%之間，而到堆肥結(jié)束時(shí)，3個(gè)處理的堆體GI均達(dá)80%以上，其中處理A堆體最高，達(dá)到90%，表明在堆肥結(jié)束后，各處理均已完全達(dá)到腐熟，堆肥產(chǎn)品對(duì)植物的生長(zhǎng)基本無毒性。

2.4 堆肥過程中各重金屬總量的變化

從圖3可以看出，不同堆肥處理前后，各處理堆體的重金屬含量均有所下降，這與萬利利等的測(cè)定結(jié)果[25-26]一致。堆肥中重金屬總量的變化主要與堆肥過程中的淋溶作用和相對(duì)濃縮效應(yīng)有關(guān)[27]。在堆肥過程中，可觀察到堆體底部有明顯水漬，可知堆體受淋溶作用產(chǎn)生滲濾液于堆體底部濾出，并帶出部分重金屬，因此使堆肥后堆體中重金屬總含量降低。在堆肥過程中，處理C堆體中各重金屬含量的下降幅度明顯比處理A、B的幅度大，重金屬Cd、Pb、Cu、Zn含量分別下降了14.06%、20.42%、44.16%、18.68%，可能是由于堆體中輔料的配比不同；處理C堆體中蘑菇渣含量較多，堆體空隙率大，產(chǎn)生滲濾液較多，即帶出的重金屬較多；處理A堆體中Cd、Pb、Cu、Zn含量分別下降了17.43%、6.12%、8.36%、7.55%；處理B堆體中Pb、Cu含量分別下降了8.09%、22.56%，Zn、Cd含量變化不明顯（圖3）。

從表4可以看出，原污泥中各重金屬含量差異較大，其中以Zn、Cu的含量最高；由于原污泥的pH值為6.3， 對(duì)比我國

農(nóng)用污泥中的控制標(biāo)準(zhǔn)（pH值<6.5），此時(shí)Zn、Cu含量接近控制標(biāo)準(zhǔn)限值；Pb、Cd的毒性較大，但是其含量較低，遠(yuǎn)低于我國農(nóng)用污泥中的控制標(biāo)準(zhǔn)（pH值<6.5）；在堆肥完成后，各處理堆體的pH值在7.4～7.8之間。在堆肥初始階段，添加蘑菇渣、廢白土等輔料混合后，堆體中重金屬總含量不變，但由于輔料的稀釋作用[28]，表現(xiàn)為各堆體的重金屬含量比例有所降低。各處理的重金屬含量排序?yàn)樘幚鞢<處理B<處理A，均遠(yuǎn)低于我國園林綠化用泥質(zhì)和農(nóng)用泥質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)限值（pH值>6.5），且總Pb、總Cd含量均低于有機(jī)肥料中的限量指標(biāo)，已達(dá)到安全農(nóng)用要求。

2.5 堆肥過程中各重金屬形態(tài)分布的動(dòng)態(tài)變化

為了跟蹤堆肥過程中各重金屬形態(tài)分布的動(dòng)態(tài)變化，分別采集堆肥過程中不同階段的樣品，采用BCR分級(jí)提取法測(cè)定分析樣品中重金屬的各形態(tài)含量，該方法將重金屬的形態(tài)分為酸可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。其中酸可交換態(tài)和可還原態(tài)為易遷移態(tài)，容易在環(huán)境中遷移和被生物所吸收利用；可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)則屬于難遷移態(tài)。

由圖4可知，堆肥過程中，各處理堆體中物料配比不同，重金屬Cd的形態(tài)變化也不同。對(duì)于可交換態(tài)、可還原態(tài)，處理A的分配比例分別由16.60%、28.27%提高到22.47%、30.81%；處理B的分配比例分別由19.98%、35.89%提高到20.25%、36.86%；處理C的分配比例則分別由23.05%、41.14%降低到20.90%、32.57%。對(duì)于殘?jiān)鼞B(tài)來說，處理A、B的分配比例分別由43.00%、26.75%降低到30.54%、23.14%；處理C的分配比例則由13.20%提高到22.83%。由此可知，不同輔料配比對(duì)3個(gè)處理的Cd鈍化效果差別明顯，處理C中Cd易遷移態(tài)分配比例降低了10.72%，殘?jiān)鼞B(tài)分配比例提高了9.63%，鈍化效果明顯優(yōu)于處理A、B。

對(duì)于重金屬Zn，在堆肥前，各處理中重金屬Zn主要以可交換態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)的形態(tài)存在，占比分別約為27%、33%；其次是可還原態(tài)，約占24%；最后是可氧化態(tài)，約占13%～15%（圖5）。隨著堆肥的進(jìn)行，各處理堆體中Zn可交換態(tài)的分配比例明顯下降，處理A、B、C分別由26.99%、27.03%、27.81% 降低到23.40%、18.92%、18.84%，以處理C的降幅最明顯；3個(gè)處理堆體中Zn可還原態(tài)、可氧化態(tài)的分配比例均有所提高，分別由22.96%、13.39%，24.36%、15.19%，24.00%、15.33%提高到29.31%、15.58%，30.17%、15.89%，30.96%、17.62%。即在堆肥過程中，處理A的難遷移態(tài)由50.05%降低到47.29%，處理B、C則分別由 48.61%、48.19%提高到50.91%、50.20%。這表明由于輔料的添加比例不同，對(duì)各處理中Zn元素的形態(tài)向難遷移態(tài)轉(zhuǎn)化的影響也不同；與處理A相比，處理B、C的鈍化效果更佳，其堆體中Zn元素由易遷移態(tài)向難遷移態(tài)轉(zhuǎn)化，趨于穩(wěn)定。

從圖6可以看出，在堆肥前，重金屬Cu在堆體中主要以殘?jiān)鼞B(tài)的形式存在，占比超過50%；其次是可氧化態(tài)，約占25%～35%；可交換態(tài)、可還原態(tài)合計(jì)約占10%。隨著堆肥的進(jìn)行，Cu各形態(tài)分布的變化規(guī)律明顯，各處理的可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)的分配比例均呈明顯下降趨勢(shì)，殘?jiān)鼞B(tài)含量占比明顯提高，表明堆肥對(duì)Cu的處理效果最佳，能有效使其各形態(tài)由易遷移態(tài)向難遷移態(tài)轉(zhuǎn)化。在3個(gè)處理堆體之間，由于輔料的添加比例不同，在不同形態(tài)分配比例的變化上又有所不同，表現(xiàn)為各處理堆體中Cu的形態(tài)含量變化幅度不同。處理A、B、C堆體中Cu可交換態(tài)的分配比例分別由5.68%、7.11%、6.61%降低到4.18%、2.63%、2.25%，相比之下處理B、C的下降更明顯。而可還原態(tài)的分配比例則分別由5.79%、5.26%、3.77%降低到1.79%、0.72%、0.33%。對(duì)于可氧化態(tài)，處理C的下降幅度達(dá)到14.11%，遠(yuǎn)高于處理A、B（下降幅度分別為4.58%、1.63%）。對(duì)于殘?jiān)鼞B(tài)，3個(gè)處理在堆肥結(jié)束后，其比例分別提高了10.08%、10.63%、21.91%，均占總含量的70%或以上，且處理C的增幅遠(yuǎn)高于其他處理。這表明不同的輔料配比對(duì)堆肥中Cu元素形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響較大，其中以處理C對(duì)重金屬Cu元素的鈍化處理效果最佳。

不同輔料配比對(duì)堆肥中重金屬Pb的形態(tài)變化影響不明顯。如圖7所示，重金屬Pb在堆體中主要以難遷移態(tài)，即以殘?jiān)鼞B(tài)、可氧化態(tài)的形態(tài)存在，所占比例超過98%；而易遷移態(tài)，即可交換態(tài)、可還原態(tài)占比合計(jì)不超過2%。表明在污泥堆肥中，重金屬Pb主要以穩(wěn)定態(tài)存在，不易被植物吸收。隨著堆肥的進(jìn)行，處理A的Pb各形態(tài)的含量分布變化不明顯，其難遷移態(tài)分配比例提高了0.1%，而處理B、C的殘?jiān)鼞B(tài)分配比例分別提高了3.21%、0.21%?？傮w看出，堆肥化處理后對(duì)Pb元素的遷移性有所降低。

3 結(jié)論

（1）采用蘑菇渣、廢白土為輔料并以不同配比混合進(jìn)行城市污泥堆肥，經(jīng)高溫好氧堆肥處理后，3個(gè)處理堆體均能滿足堆肥的衛(wèi)生無害化要求，達(dá)到腐熟程度；含水率降到20%以下；pH值均穩(wěn)定在7.4～7.8之間，偏堿性；EC值維持在 1.62～1.73 mS/cm，在作物生長(zhǎng)安全范圍之內(nèi)。各處理的污泥均符合園林綠化用泥質(zhì)和有機(jī)肥料的理化指標(biāo)，達(dá)到安全農(nóng)用要求。（2）堆肥完成后，處理A、B、C堆體的有機(jī)質(zhì)含量分別是26.4%、31.5%、38.8%，氮磷鉀總養(yǎng)分含量分別是4.17%、4.57%、4.95%，均符合園林綠化用泥質(zhì)和農(nóng)用泥質(zhì)的養(yǎng)分指標(biāo)。其中，由于輔料添加比例不同，處理C堆體的有機(jī)質(zhì)含量最高，總養(yǎng)分含量最高，堆肥效果明顯優(yōu)于處理A、B。3個(gè)處理最終的種子發(fā)芽率分別為90%、86%、80%，均達(dá)到腐熟程度及安全利用要求，對(duì)植物的生長(zhǎng)基本無毒性。這表明不同的輔料配比對(duì)堆肥效果有明顯影響，處理C（污泥 ∶蘑菇渣 ∶白土=12 ∶10 ∶3）的堆肥效果最優(yōu)。（3）原污泥中不同種類重金屬含量差異較大，其中以Zn、Cu含量最高，接近我國農(nóng)用污泥中的控制標(biāo)準(zhǔn)（pH值<6.5）；Pb、Cd的含量較低。在堆肥過程中，堆體底部有水漬，由于淋溶作用使堆體重金屬濾出，各處理堆體的重金屬含量總體上呈下降趨勢(shì)；且處理C堆體中各重金屬含量的下降幅度明顯比處理A、B的幅度大。堆肥完成后，各處理的重金屬含量排序?yàn)樘幚鞢<處理B<處理A，均遠(yuǎn)低于我國園林綠化用泥質(zhì)和農(nóng)用泥質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)限值（pH值>6.5），且總Pb、總Cd的含量均低于有機(jī)肥料中的限量指標(biāo)，已達(dá)到安全農(nóng)用要求。（4）經(jīng)過堆肥化處理后，重金屬Cd、Zn、Cu、Pb各形態(tài)分布總體上呈現(xiàn)由易遷移態(tài)向難遷移態(tài)的轉(zhuǎn)化，其中以對(duì)Zn、Cu各形態(tài)轉(zhuǎn)化的處理效果最佳，Pb的處理效果不明顯。且由于不同的輔料配比，3個(gè)處理間的鈍化效果有所差別；與處理A、B相比，處理C對(duì)于重金屬Cd、Zn、Cu的鈍化效果更佳。而對(duì)于重金屬Pb，堆肥化處理后總體上遷移性有所降低，但是3個(gè)處理間的不同輔料配比對(duì)堆肥中重金屬Pb的形態(tài)變化影響不明顯?？傮w上看出，以處理C對(duì)堆肥中重金屬由易遷移態(tài)向難遷移態(tài)轉(zhuǎn)化的處理效果最佳。

綜上所述，處理C堆體的有機(jī)質(zhì)含量、總養(yǎng)分含量、重金屬含量以及在堆肥中對(duì)重金屬鈍化效果均優(yōu)于處理A、B，故在城市污泥堆肥化處理中，采用此配比（污泥 ∶蘑菇渣 ∶廢白土=12 ∶10 ∶3）的處理能獲得更好的堆肥效果；同時(shí)這2種輔料的選擇，不僅促進(jìn)堆肥的腐熟，增加污泥養(yǎng)分，有利于重金屬解毒，也能實(shí)現(xiàn)城市污泥、蘑菇渣、廢白土等固體廢棄物的資源化利用。

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