徐 榮，朱凌宇，王守紅*，寇祥明，張家宏，畢建花，唐鶴軍

（1.江蘇里下河地區(qū)農(nóng)業(yè)科學(xué)研究所，江蘇 揚(yáng)州 225007；2.江蘇省生態(tài)農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究中心，江蘇 揚(yáng)州 225007）

農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，畜禽糞便、作物秸稈等有機(jī)廢棄物不能及時得到有效處理，導(dǎo)致環(huán)境污染問題層出不窮。實(shí)際上，廢棄物是一種錯置的養(yǎng)分資源，通過好氧堆肥方式有效實(shí)現(xiàn)廢棄物減量化、無害化和資源化后，將其作為化肥部分替代，有助于農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量保持和品質(zhì)提升。但采用好氧堆肥方式處理有機(jī)廢棄物過程，存在著氮素養(yǎng)分損失現(xiàn)象，影響肥效；雞糞、豬糞、城市生活污泥等有機(jī)廢棄物，其自身存在重金屬含量過高或超標(biāo)風(fēng)險，使其受到高端農(nóng)業(yè)生產(chǎn)市場的否定，而常規(guī)生產(chǎn)由于經(jīng)濟(jì)效益較低而無法接納，導(dǎo)致該類資源處置成本和難度均增加。

針對前述問題，相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道了添加劑在該領(lǐng)域的有效利用。例如借助多孔材料吸附特性［1-2］，用酸性材料抑制堆體堿化［3］等方式有效控制氮素流失，促進(jìn)重金屬鈍化。聚天冬氨酸作為一種高分子氨基酸材料，其官能團(tuán)含量較高，農(nóng)業(yè)領(lǐng)域主要用于肥料緩釋劑開發(fā)利用［4］；土壤改良液主要為火山區(qū)域植物提取的礦物液，主要用于廢棄物堆肥、發(fā)酵床、污水絮凝處理等領(lǐng)域。但關(guān)于不同添加劑對有機(jī)廢棄物堆肥，特別是畜禽糞便堆肥中，氮素?fù)p失及重金屬鈍化效果比較的研究鮮見報(bào)道，因此，本文采用氮素、重金屬含量均較高的雞糞作為主要堆肥物料，通過文獻(xiàn)查閱結(jié)合推薦用量的方式，確定生物炭（BC）、果皮發(fā)酵液（FW）、聚天冬氨酸（PA）、土壤改良液（TG）在堆肥過程中的適宜用量，并進(jìn)行堆肥發(fā)酵模擬試驗(yàn)；通過堆肥過程中氮素及4 種重金屬［5-6］不同形態(tài)含量變化，比較添加劑使用效果，為農(nóng)業(yè)有機(jī)廢棄物好氧堆肥高效化、環(huán)?；?，提供現(xiàn)實(shí)參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

雞糞取自大型蛋雞養(yǎng)殖場，含水率為80%左右，調(diào)理劑選擇麥殼，含水率為11%左右。BC 購自市場，其經(jīng)過500℃2 h 限氧熱解后制成；FW 主要由果皮、腐爛水果作為原料，采用EM 菌密閉發(fā)酵兩周后收集的發(fā)酵濾液；PA 購自市場，分子量8000 左右，有效含量為31%左右；TG 購自市場，成分為以Fe（1.41%）為主礦質(zhì)液。發(fā)酵容器選擇白色塑料桶（50 L）。各添加劑全氮含量及用量見表1，BC 用量綜合考慮成本及文獻(xiàn)報(bào)道用量［1，7］；基于前期干濕分離牛糞保氮研究結(jié)果，結(jié)合2 種廢棄物初始總氮含量差異，確定PA 添加量；TG 添加量依據(jù)商品廢棄物堆肥處理中的推薦用量；FW 堆肥用量主要參考文獻(xiàn)［3］換算得到。

表1 添加劑用量及全氮含量

1.2 試驗(yàn)方法

堆肥物料為鮮雞糞∶麥殼=4∶1（w/w）的混合物。將其與添加劑混勻后（用量見表1），裝入開口白桶中（14 kg 新鮮混合物料），每隔2 d 翻堆一次。固定溫度計(jì)插入深度后，定期記錄堆體溫度；第1、4、9、12、17、23、29、35 d 隨機(jī)取樣，鮮樣2 mol/L KCl 浸提后分別采用靛酚藍(lán)比色法和酚二磺酸比色法測定銨氮、硝氮含量；風(fēng)干樣分別采用凱氏法、BCR 法浸提-原子吸收分光光度計(jì)測定全氮含量、不同形態(tài)重金屬各含量（表2），每個樣品3 次重復(fù)。以不添加材料為空白對照（CK）。

表2 BCR 順序提取步驟

堆肥升溫期、高溫期及降溫期隨機(jī)取樣并混勻，采用四分法得到200 g 堆肥樣品；風(fēng)干后采用高速粉碎機(jī)（10000 r/min）粉碎，設(shè)置堆肥與超純水體積比為1∶10，恒溫水浴200 r/min 振蕩提取24 h，在4℃ 12000 r/min 下離心20 min，上清液過0.45 μm的濾膜，將濾液冷凍干燥得到堆肥DOM［8］。采用美國Varian 公司670-IR 型傅里葉變換紅外光譜儀對提取的堆肥DOM 進(jìn)行掃描，范圍為4000～400 cm-1，分辨率為4 cm-1，掃描信號累加32 次作為DOM 量，每處理重復(fù)3 次［9］。

2 結(jié)果與分析

2.1 堆體理化性質(zhì)

如表3 所示，各處理均可在建堆1 d 內(nèi)進(jìn)入高溫期；各處理均達(dá)到無害化標(biāo)準(zhǔn)，即堆溫≥55℃的持續(xù)時間不低于7 d，其中TG 處理高溫期持續(xù)時間、高溫期積溫均顯著高于除CK 外的其他添加劑使用組（P＜0.05）；CK 處理的高溫期持續(xù)時間與其他處理的差異均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；除TG 處理外，CK 處理高溫期積溫顯著高于其他處理（P＜0.05）；BC、PA、FW 處理高溫期各指標(biāo)間的差異性均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；TG 處理最早進(jìn)入后腐階段，但各處理進(jìn)入后腐階段時間的差異均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；僅TG 處理總積溫顯著高于CK 處理（P＜0.05）；各添加劑處理組間，TG 處理總積溫顯著高于其他處理（P＜0.05），PA 處理顯著低于其他添加劑使用組（P＜0.05）。

表3 堆體關(guān)鍵溫度參數(shù)

堆肥過程中，各處理堆體pH 波動變化，總體呈現(xiàn)先升后穩(wěn)的趨勢；堆肥開始時，PA 處理pH 顯著低于其他各處理（P＜0.05），TG 處理顯著低于CK（P＜0.05）；堆肥過程中，除第12 d 與FW 相同外，BC 處理pH 持續(xù)高于其他處理（P＞0.05），堆肥第23 d 后，各處理pH 出現(xiàn)分化，表現(xiàn)為BC＞FW＞CK＞PA＞TG；BC 顯著高于CK。TG、PA 分 別顯著低于BC、FW。至堆肥結(jié)束，CK、BC、TG、PA、FW 處理較堆肥初始時的pH 分別提升2.52%、6.20%、4.10%、6.91%、5.85%。

2.2 堆體氮素

各處理全氮含量變化均呈先降后升趨勢，堆肥第4 d 時均達(dá)到谷值（表5）；此后全氮含量不斷升高，其中CK 自堆肥第9 d 至堆肥結(jié)束時全氮含量持續(xù)低于其他組，且與PA、BC 處理差異達(dá)到顯著水平（P＜0.05）。添加劑使用組中，堆肥第1～17 d，各處理間全氮含量差異較??；自第17 d 后，各添加劑使用組全氮含量的差異不斷增大，其中TG 處理持續(xù)低于其他各添加劑使用組（P＞0.05），而PA 和BC 處理間全氮含量差異較小，F(xiàn)W 處理則在堆肥第23 d 之后，一直低于PA 和BC 處理（P＞0.05）；堆肥結(jié)束時，PA 與BC 處理全氮含量最高，二者間差異不顯著（P＞0.05），但均顯著高于CK（P＜0.05）；相較于堆肥初始時，CK、BC、TG、PA、FW 全氮含量分別增加6.7%、22.1%、20.0%、26.9%、13.2%。

各處理堆肥過程中，銨氮含量變化趨勢相近（表5）；前期由于微生物快速繁殖活動，有機(jī)質(zhì)被快速礦化，生成大量銨氮；堆肥第1～12 d 時，PA 處理銨氮含量持續(xù)高于其他處理，BC 與TG的銨氮含量則僅次于前者，而FW 處理則與CK的銨氮含量相當(dāng)，且持續(xù)低于其他3 個處理，但差異性均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；堆肥第4 d 時，CK處理銨氮含量達(dá)到峰值，而BC、TG、PA、FW 則均在第9 d 時達(dá)到峰值；此后，各處理由于氨化作用形成的氨氣揮發(fā)及硝化作用強(qiáng)化，銨氮含量不斷下降，至堆肥結(jié)束時，CK、BC、TG、PA、FW處理的銨氮含量較堆肥初始時分別減少53.4%、57.3%、55.5%、58.4%、66.5%。

各處理硝氮含量呈現(xiàn)波動變化趨勢，總體呈前期不斷增加，后期下降并穩(wěn)定的趨勢（表5）。堆肥初始時，各處理硝氮含量接近；堆肥開始后，大量有機(jī)質(zhì)被快速分解，使得堆體的硝氮含量略有增加；此后，受堆肥高溫影響，硝化細(xì)菌活動受到抑制，同時在氨化細(xì)菌的作用下，硝氮被還原成銨氮，各處理硝氮含量的增加速率減緩，或存在下降階段；堆肥后期，由于堆溫不斷下降，硝化細(xì)菌活性有所增強(qiáng)，BC、PA 處理在第17 d 時達(dá)到峰值，其余3 個處理則在第23 d 達(dá)到峰值；此后，各處理硝氮含量下降并趨于穩(wěn)定，至堆肥結(jié)束時，CK、BC、TG、PA、FW 處理硝氮含量較堆肥初始時分別增加12.82%、25.64%、10.00%、17.33%、15.00%。注：同一時間同一指標(biāo)中，字母不同表示不同處理間差異達(dá)5%顯著水平。

表5 堆體氮素含量變化

2.3 堆體重金屬

2.3.1 重金屬總含量變化

如表6 所示，堆肥前后各處理的重金屬總含量發(fā)生明顯變化，除Cu、Pb 外，其他重金屬總量均受到好氧堆肥過程影響，發(fā)生“濃縮效應(yīng)”，其中堆腐前后各處理的Zn 總量差異均達(dá)到顯著水平（P＜0.05）。與CK腐熟后堆體重金屬總量相比，BC 處理中5 種重金屬總量均增加，其中Cr 達(dá)到顯著水平（P＜0.05）；TG處理中Pb、Cd、Cr 總量均增加，其中Cd 達(dá)到顯著水平（P＜0.05）；PA 處理中Pb、Cd、Cr 總量均增加，其中Cd、Cr 達(dá)到顯著水平（P＜0.05）；FW 處理中除Cu 以外，其他4 種重金屬總量均增加，但均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。

表6 重金屬總量變化 （mg/kg）

2.3.2 重金屬形態(tài)分布

重金屬總量變化趨勢無法直接反映出廢棄物堆腐前后的安全風(fēng)險高低，而重金屬形態(tài)變化對植物可利用效率則具有顯著影響。因此，通過重金屬4種不同形態(tài)分布占比（表7），分析堆肥前后，添加劑使用對堆體再利用過程重金屬安全風(fēng)險的影響。

表7 重金屬形態(tài)分布 （%）

堆肥原料和CK 處理，Cu的形態(tài)主要以可氧化態(tài)為主（49.35%～57.34%），其次為可還原態(tài)（25.61%～37.04%）、酸可溶態(tài)（5.87%～14.87%）和殘?jiān)鼞B(tài)（2.87%～3.84%）；CK 處理，堆體中可還原態(tài)Cu 占比顯著增加44.59%（P＜0.05）。各處理腐熟后，堆體中可氧化態(tài)Cu 占比排序?yàn)門G＞FW＞PA＞BC＞CK，可還原態(tài)Cu 占比排序?yàn)锽C＞CK＞PA＞FW＞TG，酸可溶態(tài)Cu 占比排序 為CK＞BC＞TG＞FW＞PA，各處理3 種形態(tài)占比間的差異均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；殘?jiān)鼞B(tài)Cu 占比排序?yàn)镻A＞FW＞TG＞BC＞CK，其中PA 處理較CK 顯著增加33.98%（P＜0.05）。

各處理堆體中Zn 賦存形態(tài)以殘?jiān)鼞B(tài)（29.33%～40.63）、可還原態(tài)（22.27%～33.26%）、酸可溶態(tài)（20.50%～29.24%）為主，可氧化態(tài)相對較少（6.15%～17.66%）。與堆肥原料相比較，CK 處理殘?jiān)鼞B(tài)Zn 占比顯著減少20.92%（P＜0.05），可還原態(tài)Zn 占比顯著增加49.33%（P＜0.05），可氧化態(tài)Zn 占比顯著下降21.75%（P＜0.05）。各處理腐熟后堆體中殘?jiān)鼞B(tài)Zn 占比排序?yàn)镻A＞TG＞BC＞CK＞FW，其 中PA 處理較FW 顯著增加21.17%（P＜0.05）；可還原態(tài)Zn 占比排序?yàn)镃K＞FW＞TG＞BC＞PA，其中PA 處理較CK 顯著降低20.93%（P＜0.05）；酸可溶態(tài)Zn 占比排序?yàn)镃K＞FW＞BC＞TG＞PA，其 中PA 和TG 處理較CK分別顯著下降29.89%、20.34%（P＜0.05），PA處理較BC、FW 分別顯著降低17.14%、23.16%（P＜0.05）；可氧化態(tài)Zn 占比排序?yàn)镻A＞TG＞BC＞FW＞CK，其中BC、PA、FW、TG 處理可氧化態(tài)Zn 占比顯著高于堆肥前（P＜0.05），且較CK 分別顯著增加112.71%、186.97%、101.59%、120.02%（P＜0.05），PA 處理分別較BC、FW、TG 顯著增加34.19%、42.30%、30.43%（P＜0.05）。

堆肥前后，堆體中Pb 賦存形態(tài)以可還原態(tài)（55.78%～70.38%）、可氧化態(tài)（18.68%～33.86%）為 主，殘?jiān)鼞B(tài)（5.55%～9.68%）、酸可溶態(tài)（0.89%～5.99%）二者相對較少。與堆肥原料相比較，CK 處理腐熟后的4 種形態(tài)Pb 占比的變化均不顯著（P＞0.05）。各處理腐熟后，堆體中可還原態(tài)Pb占比排序?yàn)镃K＞BC＞FW＞TG＞PA，可氧化態(tài)Pb 占比排序?yàn)镻A＞TG＞FW＞BC＞CK，殘?jiān)鼞B(tài)Pb 占比排序?yàn)镃K＞PA＞TG＞FW＞BC，各處理Pb 3 種形態(tài)占比間的差異均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；酸可溶態(tài)Pb 占比排序?yàn)锽C＞FW＞CK＞PA＞TG，其中PA 處理較BC顯著降低66.56%（P＜0.05），TG 處理較FW、BC 分別顯著降低81.23%、85.14%（P＜0.05）。

堆肥前后，堆體中Cd 賦存形態(tài)以殘?jiān)鼞B(tài)（86.98%～93.80%）為主，可還原態(tài)（3.44%～6.46%）、酸可溶態(tài)（0.44%～4.51%）、可氧化態(tài)（0.77%～2.84%）相對較少。與堆肥原料相比，CK 處理殘?jiān)鼞B(tài)Cd 占比顯著下降6.53%（P＜0.05），可還原態(tài)Cd 占比顯著增加87.88%（P＜0.05），酸可溶態(tài)Cd 占比顯著增加126.32%（P＜0.05）。各處理腐熟后，堆體中殘?jiān)鼞B(tài)Cd 占比排序?yàn)镻A＞TG＞FW＞CK＞BC，其 中PA 處理較CK 顯著增加5.56%（P＜0.05），較BC 顯著增加6.40%（P＜0.05），TG 處理較BC 顯著增加4.92%（P＜0.05）；可還原態(tài)Cd 占比排序?yàn)镃K＞BC＞PA＞FW＞TG，各處理間的差異均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；酸可溶態(tài)Cd 占比排序?yàn)镃K＞BC＞FW＞TG＞PA，其中PA、FW、TG處理較CK 分別顯著降低90.20%、36.42%、49.56%（P＜0.05），PA 處理較BC、FW、TG 分別顯著降低89.36%、84.59%、80.58%（P＜0.05），F(xiàn)W、TG 處理則較BC 分別顯著降低30.98%、45.24%（P＜0.05）；可氧化態(tài)Cd 占比排序 為BC＞FW＞TG＞PA＞CK，其中BC、FW、TG 分別較CK 顯著增加109.83%、91.90%、71.24%（P＜0.05），BC 處理較PA 顯著增加48.90%（P＜0.05）。

堆肥前后，堆體中Cr 賦存形態(tài)以殘?jiān)鼞B(tài)（70.46%～76.95%）為主，可氧化態(tài)（15.41%～20.24%）、酸可溶態(tài)（3.81%～6.60%）、可還原態(tài)（3.46%～5.70%）相對較少。與堆肥原料相比，各處理腐熟后，堆體中Cr的4 種形態(tài)占比的差異性均不顯著（P＞0.05）。各處理腐熟后堆體中殘?jiān)鼞B(tài)Cr 占比排序?yàn)镃K＞BC＞PA＞FW＞TG，其中BC 處理較PA 顯著增加9.22%（P＜0.05）；可氧化態(tài)Cr 占比排序?yàn)镃K＞BC＞PA＞FW＞TG，各處理間的差異均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）；酸可溶態(tài)Cr 占比排序?yàn)镃K＞BC＞PA＞FW＞TG，其中BC 處理較CK 顯著降低42.29%（P＜0.05）；可還原態(tài)Cr 占比排序 為CK＞BC＞PA＞FW＞TG，各處理間的差異均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。

2.4 堆體腐殖化程度

2.4.1 堆體腐殖質(zhì)紅外光譜

圖1 中，各處理、不同時期堆肥的DOM 紅外光譜圖具有相似的特征峰。結(jié)合文獻(xiàn)報(bào)道的特征峰歸屬［10-12］，可對堆肥過程中特征物質(zhì)進(jìn)行半定量分析，以判斷各處理腐殖化程度。

3500～3200 cm-1處為-OH 氫鍵的伸縮振動，代表碳水化合物和少量殘留水分的-OH 吸收，還包括氨基酸的N-H 伸縮振動吸收。CK 和TG 處理在此處的峰強(qiáng)變化趨勢相同，皆為先升高后降低；BC 處理則是先降低后升高，峰強(qiáng)最終與初始較為接近；FW 處理呈先下降后穩(wěn)定的趨勢；PA 處理則呈不斷下降趨勢；各處理降溫期時的該處峰強(qiáng)，較升溫期分別增加14.99%、-10.99%、-4.87%、-35.62%、-60.45%。

2935～2915 cm-1處為不對稱-CH2-中的C-H伸縮振動，代表堆體中的脂肪及脂質(zhì)類物質(zhì)。CK和TG 處理在此處的峰強(qiáng)在堆肥過程中的變化趨勢均呈先升高后降低，且二者降溫期的峰強(qiáng)與升溫期均較為接近；BC 和FW 處理均呈先下降后上升趨勢，但前者降溫期峰強(qiáng)與升溫期較為接近，而后者降溫期則低于升溫期；PA 處理呈先下降后穩(wěn)定的趨勢；各處理降溫期峰強(qiáng)較升溫期分別增加-0.16%、-3.55%、2.06%、-25.19%、-48.39%

1650～1620 cm-1處為取代的芳環(huán)的振動，及酰胺中的C=O、N-H 鍵及吸濕水的伸縮振動。CK、TG 和FW 處理此處峰強(qiáng)均呈先上升后下降趨勢，且降溫期峰強(qiáng)均略低于升溫期；而BC 和PA 處理均呈先下降后上升趨勢，但前者降溫期峰強(qiáng)略高于升溫期，而后者正相反；各處理降溫期峰強(qiáng)相較于升溫期分別增加-6.82%、-17.38%、-9.06%、0.79%、-35.97%。

1421～1431 cm-1，羧酸分子中羥基面內(nèi)彎曲振動，羧酸鹽的C=O 伸縮振動和脂肪族CH2的搖擺振動。CK 和TG 處理均呈先升高后降低趨勢，且降溫期峰強(qiáng)均高于升溫期；BC 和PA 處理均呈先下降后上升趨勢，其中前者降溫期峰強(qiáng)高于升溫期，后者兩個階段峰強(qiáng)較為接近；FW 處理呈先下降后穩(wěn)定趨勢；各處理降溫期峰強(qiáng)相較升溫期分別增加39.80%、16.04%、8.62%、-0.78%、-6.33%。

1080～1030 cm-1代表多糖及其類似物的C-O鍵及硅酸鹽雜質(zhì)的Si-O 鍵伸縮振動。CK、TG 和FW 處理在此處峰強(qiáng)均呈先上升后下降趨勢，其中CK 處理降溫期時峰強(qiáng)高于升溫期，而后兩者均相反；BC 和PA 處理均呈先下降后上升趨勢，其中前者降溫期峰強(qiáng)略高于升溫期，而后者則相反；各處理降溫期峰強(qiáng)相較于升溫期分別增加33.13%、-11.31%、-0.44%、1.98%、-27.66%。

相關(guān)文獻(xiàn)［12-13］報(bào)道，通過1650 cm-1（芳香碳）/3400 cm-1（碳水化合物碳）、1650 cm-1（芳香碳）/2930 cm-1（脂族碳）、1650 cm-1（芳香碳）/1419 cm-1（羧基碳）和1650 cm-1（芳香碳）/1030 cm-1（多糖碳）的峰強(qiáng)比值，可進(jìn)一步判斷堆肥腐殖化程度，本文將前述比值依次標(biāo)記為F1、F2、F3、F4。

2.4.2 堆體腐殖質(zhì)特征峰比值

如表8 所示，F(xiàn)1 代表芳香碳/碳水化合物碳，堆肥過程中，CK 和PA 處理的F1 變化趨勢呈先下降后上升，但前者在降溫期的F1 低于升溫期，而后者正相反；BC、TG 和FW 處理呈先上升后下降趨勢，其中TG 處理降溫期的F1 低于升溫期，其他2 個處理正相反；各處理降溫期F1 較升溫期分別增加-19.15%、56.35%、5.89%、-7.36%、39.80%。F2 代表芳香碳/脂族碳，堆肥過程中，CK 和PA 處理的F2 變化趨勢呈先下降后上升，但前者在降溫期的F2 低于升溫期，而后者正相反；BC、TG 和FW 處理呈先上升后下降趨勢，其中BC、TG 處理降溫期的F2 均低于升溫期，F(xiàn)W 處理正相反；各處理降溫期F2 較升溫期分別增加-0.73%、9.65%、-1.64%、-14.88%、21.97%。F3 代表芳香碳/羧基碳，堆肥過程中，CK、FW 和PA 處理的F3 均呈先上升后下降的趨勢，且降溫期F3 均較升溫期有所下降；BC 處理的F3 呈先下降后上升趨勢，降溫期F3 較升溫期略有下降；TG 處理的F3 呈不斷下降趨勢；各處理降溫期F3 較升溫期分別增加-33.35%、-3.35%、-32.87%、-7.17%、-28.81%。F4 代表芳香碳/多糖碳，堆肥過程中，CK、TG 和FW 處理的F4 均呈不斷下降趨勢；BC 和PA 處理的F4 分別呈先下降后上升、先上升后下降的趨勢，但降溫期二者的F4 均低于升溫期；各處理降溫期F4 較升溫期分別增加-30.17%、-7.20%、-5.88%、-1.22%、-1.60%。

表8 不同堆肥時期各處理腐殖質(zhì)相對芳香化程度

3 討論

3.1 氮素截留效果研究

好氧堆肥過程中，氮素循環(huán)主要包括有機(jī)氮素礦化和生物同化合成，速效氮素的硝化和反硝化、氨化作用等過程［14］。堆肥氮素?fù)p失主要途徑是氨氣散逸，氨揮發(fā)強(qiáng)度受堆體溫度、銨氮濃度、pH 等多因素綜合影響［15］。本試驗(yàn)中，通過好氧堆肥方式，促使堆體氮素含量提升6.7%，這主要與水分揮發(fā)相關(guān)；堆肥腐熟后，各添加劑使用組全氮含量增幅均高于CK 處理，其中PA、BC、TG 處理較為接近，分別為CK 處理增幅的3.91、3.31、1.96 倍，F(xiàn)W 處理則為CK 處理的2.96 倍；其 中僅PA、CK 處理間的差異達(dá)到顯著水平（P＜0.05）（表5）。PA 分子結(jié)構(gòu)中具有豐富的COO-官能團(tuán)［4］，可與高溫期大量生成的銨氮形成有效絡(luò)合結(jié)構(gòu)，降低其化學(xué)活性，抑制氨化作用，同時增加微生物速效氮素利用難度，使堆體積溫下降（表3），間接削弱化學(xué)反應(yīng)強(qiáng)度；堆肥降溫期，PA 絡(luò)合態(tài)氮素累積的存在，增強(qiáng)了腐殖化進(jìn)程氮素供給能力，減少對降溫期有機(jī)氮素礦化作用的依賴性，促進(jìn)微生物同化作用，增加腐殖物質(zhì)形態(tài)氮素累積（表7），使得除F2 外，其他相對芳香化指標(biāo)均優(yōu)于CK 及其他添加劑處理，進(jìn)一步實(shí)現(xiàn)氮素固定。堆肥過程BC 處理，有助于增加堆體pH（表4），使得高溫期氨化作用加強(qiáng)，不利于氮素截留，但相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道認(rèn)為，BC 處理氮素截留效果主要?dú)w功于多孔吸附功能［14］、表面官能團(tuán)螯合作用［16］，此外，BC 處理孔道對硝化細(xì)菌的庇護(hù)作用，增強(qiáng)堆肥全程中硝化作用強(qiáng)度［17］，使BC處理的堆體硝氮含量增加比例最高（表5），最終使BC 處理堆體氮素含量高于CK；此外，堆肥不同時期，BC 處理腐殖質(zhì)中芳香物質(zhì)峰均強(qiáng)于其他處理，這與其組成結(jié)構(gòu)高度芳香化有關(guān)，但從堆肥前、后及其與其他添加劑相對芳香化指標(biāo)對比結(jié)果表明，BC 處理在對堆體腐殖化促進(jìn)作用中并未表現(xiàn)出明顯優(yōu)勢。TG 處理高溫期或堆肥全程積溫均最高，表明其作為礦物混合液，滿足了堆體微生物養(yǎng)分多樣化需求，增強(qiáng)高溫期微生物分解活動強(qiáng)度；也正因此，堆體氨氣散逸風(fēng)險增加，不利于氮素截留過程；但TG 處理的添加有助于控制堆體pH，一定程度彌補(bǔ)了由于高溫期增溫造成氨氣散逸增強(qiáng)的缺點(diǎn)，且除F2 外，TG 處理其他相對芳香化指標(biāo)均高于CK，說明TG 處理通過對堆體腐殖化程度的加深作用促進(jìn)氮素生物同化，進(jìn)一步減少氮素?fù)p失，進(jìn)而展現(xiàn)出一定的氮素截留作用。相關(guān)文獻(xiàn)［3］報(bào)道，F(xiàn)W 前體物質(zhì)，即水果垃圾添加，有助于降低堆肥前期（0～16 d）的堆體pH，抑制氨化作用強(qiáng)度，控制氮素以氣態(tài)形式流失；本文則將水果垃圾通過厭氧發(fā)酵處理形成的沼液施用至堆體中，F(xiàn)W 可能富含礦物質(zhì)、水溶態(tài)腐殖質(zhì)，有利于堆體腐殖化進(jìn)程（表7），進(jìn)而增強(qiáng)了堆體氮素同化固定，而試驗(yàn)結(jié)果表明FW 氮素截留效果弱于其他3 種添加劑。分析認(rèn)為，本文FW 添加量主要依據(jù)等量水果垃圾發(fā)酵沼液產(chǎn)生比例［18］，并結(jié)合文獻(xiàn)［3］中水果垃圾作為輔料添加量換算而成，其適宜添加量可能偏低，表現(xiàn)為自堆肥第4 d 開始，堆體的pH 一直高于CK，與文獻(xiàn)報(bào)道不一致［3］。

表4 堆體pH 變化

3.2 重金屬鈍化能力研究

畜禽養(yǎng)殖業(yè)中，重金屬具有特殊藥理和生理調(diào)節(jié)功能，因而被廣泛作為飼料和添加劑原料［19］。但由于不規(guī)范使用，畜禽糞污重金屬含量大幅提高，增加再利用過程安全風(fēng)險。依據(jù)有機(jī)肥料國家行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)（NY 525—2012），及農(nóng)用污泥污染物控制國家標(biāo)準(zhǔn)中A 級標(biāo)準(zhǔn)有關(guān)重金屬限量指標(biāo)規(guī)定［20-21］，本文所采用堆肥原料中，Cd 含量超標(biāo)，此外Cr、Zn 含量分別達(dá)到閾值的1/3、1/6 左右，重金屬累積風(fēng)險較高。

好氧堆肥方式有助于實(shí)現(xiàn)堆體快速無害化，其處理過程也是減量化的過程，這主要由于有機(jī)質(zhì)降解、氣態(tài)物質(zhì)的揮發(fā)等所致，堆體體積縮減，堆體重金屬含量升高，表現(xiàn)出一定的“濃縮效應(yīng)”。本研究中，通過好氧堆肥方式處理后，CK 處理堆體中Cu、Zn、Cr 含量得到提升，但Pb、Cd 含量出現(xiàn)下降，可能原因在于桶底累積的滲濾液，這與候月卿等［1］、王義祥等［2］報(bào)道相似。該方式雖使得重金屬含量增加，不利于廢棄物再利用安全風(fēng)險的控制，但其通過促進(jìn)重金屬賦存形態(tài)向難利用態(tài)轉(zhuǎn)化，降低其可直接被植物吸收累積量，間接控制安全風(fēng)險［22］。但依據(jù)本文研究結(jié)果，好氧堆肥方式對于重金屬的不同種類和形態(tài)分布比例的影響效果并不一致，其中相較于堆肥原料，CK 處理腐熟堆體中的Cu 可還原態(tài)含量占比顯著增加11.42%（P＜0.05）；Zn 可還原態(tài)含量占比顯著增加10.99%（P＜0.05），但其可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量占比分別顯著下降1.71%、8.50%（P＜0.05）；Cd的殘?jiān)鼞B(tài)含量占比顯著下降6.12%（P＜0.05），酸可溶態(tài)含量占比顯著增加2.52%（P＜0.05）；而對Pb、Cr的形態(tài)分布影響并不顯著（P＞0.05）。

相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道，通過在好氧堆肥過程中使用生物炭等各種類型調(diào)理劑，有效促進(jìn)了堆體中重金屬鈍化。本文在推薦用量下比較4 種添加劑對堆體重金屬鈍化效果，結(jié)果表明添加劑類型對重金屬鈍化效果存在差異性，其中與CK 處理相比較，BC 處理促進(jìn)Zn 由酸可溶態(tài)、可還原態(tài)向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化（6.93%，P＜0.05），Cd 由其他形態(tài)向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化（1.49%，P＜0.05），Cr 由酸可溶態(tài)向其他形態(tài)轉(zhuǎn)化（2.79%，P＜0.05）；PA 處理促進(jìn)Cu 由其他形態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化（0.98%，P＜0.05），Zn 由酸可溶態(tài)、可還原態(tài)向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化（11.51%，P＜0.05），Cd由酸可溶態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化（4.87%，P＜0.05）；TG處理促使Zn 由酸可溶態(tài)向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化（7.39%，P＜0.05），Cd 由酸可溶態(tài)向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化（0.97%，P＜0.05）；FW 處理促使Cd 由酸可溶態(tài)向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化（1.25%，P＜0.05）。此外，綜合分析各處理鈍化過程，其鈍化最終形態(tài)以可氧化態(tài)為主，而可氧化態(tài)主要以有機(jī)物結(jié)合態(tài)存在，且各添加劑處理堆體腐殖化程度相較于CK，均有不同程度的提升，因而，不同添加劑間的重金屬鈍化機(jī)制可能均與堆肥腐殖化過程相關(guān)。從鈍化效果角度考慮，以PA 和BC 處理效果較好，其鈍化重金屬的種類和強(qiáng)度最高，其中在對本文所選廢棄物污染風(fēng)險較高的重金屬種類即Zn、Cd的鈍化效果方面，PA 處理要優(yōu)于BC；此外，相較于其他處理，PA 處理還可有效促進(jìn)Cu、Cd 分別向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化0.98%、4.87%（P＜0.05），更有利于廢棄物再利用過程的安全性。

4 結(jié)論

好氧堆肥方式使CK 處理腐熟堆體的全氮含量增加；通過添加劑使用，各處理組全氮含量增幅均高于CK 處理，其中PA 處理主要通過官能團(tuán)螯合和促腐共同作用；BC 處理基于物理吸附、官能團(tuán)螯合及硝化作用庇護(hù)效應(yīng)；TG 處理雖然在高溫期具有增溫作用，增加氮素流失風(fēng)險，但其通過控制堆體pH，降低氨化強(qiáng)度，并結(jié)合促腐功能，彌補(bǔ)其負(fù)面效應(yīng)；FW 處理氮素截留效果不及前述添加劑，主要可能源自其添加量不足，致使堆體pH 控制效果不明顯。

好氧堆肥方式對不同重金屬的鈍化效果存在差異性，主要表現(xiàn)為有效促進(jìn)Cu 鈍化的同時，卻降低了Zn、Cd 難利用態(tài)分布占比；添加劑的使用強(qiáng)化了好氧堆肥過程的重金屬鈍化作用，其中PA、BC 處理的綜合效果較好。PA 處理可更有效促進(jìn)Cu、Cd 向著殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，提升了以雞糞為主腐熟堆肥再利用的安全系數(shù)；此外，4 種添加劑對重金屬鈍化的促進(jìn)作用可能與各處理的促腐作用相關(guān)。