生物炭對(duì)污泥-菌渣堆肥腐殖化與重金屬鈍化的影響

李思敏，張義競(jìng)，唐鋒兵，李思雨，王彥飛，許錚

（1.河北工程大學(xué)河北省水污染控制與水生態(tài)修復(fù)技術(shù)創(chuàng)新中心，河北 邯鄲 056038；2.河北工程大學(xué)邯鄲市城市水利用技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，河北 邯鄲 056038；3.河北工程大學(xué)能源與環(huán)境工程學(xué)院，河北 邯鄲 056038）

市政污泥是城鎮(zhèn)污水處理副產(chǎn)物，其產(chǎn)量逐年遞增，預(yù)計(jì)到2022年將達(dá)到7×10～1×10t。目前污泥直接填埋和傾倒現(xiàn)象仍時(shí)有發(fā)生，但因污泥中含有機(jī)污染物和重金屬等物質(zhì)，若處置不當(dāng)，將產(chǎn)生環(huán)境污染。好氧堆肥是一種可行的資源化方式，由于污泥含水率高、孔隙小、碳氮比低而不利于堆肥，因此在堆肥時(shí)常加入秸稈、菌渣、園林廢棄物等調(diào)理劑。菌渣是農(nóng)業(yè)廢棄物，作為食用菌第一生產(chǎn)國(guó)，我國(guó)菌渣來(lái)源廣泛、不受季節(jié)影響，將其與市政污泥混合堆肥可達(dá)到腐熟標(biāo)準(zhǔn)。

從源頭去除優(yōu)于污染后治理，污泥處置中的重金屬污染問(wèn)題可通過(guò)堆肥緩解。堆肥可鈍化重金屬，在堆體腐殖化過(guò)程中，腐殖質(zhì)可與重金屬絡(luò)合降低重金屬生物毒性。但傳統(tǒng)堆肥重金屬鈍化效果不明顯，并且腐熟不穩(wěn)定，農(nóng)業(yè)施用后可能導(dǎo)致作物中毒，而投加添加劑是解決傳統(tǒng)堆肥問(wèn)題的有效方法。生物炭是一種土壤改良劑，在提高土壤肥力、固碳減排以及修復(fù)土壤污染等多個(gè)領(lǐng)域中均表現(xiàn)出極大潛力，近年來(lái)也常作為堆肥添加劑使用。將生物炭應(yīng)用在堆肥上，可提高重金屬鈍化效果，利于氮素保留，增加微生物量，高效且廉價(jià)。王義祥等的研究表明，在豬糞堆肥中添加總質(zhì)量為3%、6%、9%的生物炭對(duì)Cu、Zn有一定鈍化效果，其中添加6%生物炭的鈍化效果最佳。吳曉東等的研究表明，在雞糞堆肥中添加檸條生物炭可以減少NH的揮發(fā)，使全氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)提高5.59%～27.38%。JIANG等在牛糞堆肥過(guò)程中發(fā)現(xiàn)添加生物炭改變了堆肥真菌群落的組成，其效果在高溫期和降溫腐熟期更為顯著。李太魁等發(fā)現(xiàn)添加生物炭明顯降低了堆肥高溫期NH揮發(fā)速率，王義祥等發(fā)現(xiàn)添加花生殼生物炭降低了堆肥NO和CH的累積排放量。

現(xiàn)階段，添加生物炭堆肥的研究大多以減少NH排放及氮損失為主，在重金屬鈍化規(guī)律方面研究較少且不夠深入，更鮮有結(jié)合腐殖化規(guī)律的研究。本研究通過(guò)檢測(cè)堆肥過(guò)程中腐殖質(zhì)組分、重金屬形態(tài)及堆肥不同時(shí)期官能團(tuán)，探討添加生物炭對(duì)堆肥腐殖化與重金屬鈍化的影響，分析生物炭作為市政污泥-菌渣堆肥添加劑的可行性，為污泥、菌渣等固體廢物利用及生物炭以另一種形式改良土壤提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

本研究所用污泥為某污水處理廠氧化溝工藝二級(jí)處理后的脫水污泥，堆肥調(diào)理劑菌菇渣取自周?chē)r(nóng)戶平菇種植基地，生物炭購(gòu)自河南星源環(huán)保材料有限公司，堆肥物料理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 原材料性質(zhì)Table 1 Properties of raw materials

生物炭為水稻秸稈在絕氧400～600℃下裂解3～4 h制得，其SEM照片如圖1所示。

圖1 生物炭SEM照片F(xiàn)igure 1 SEM picture of biochar

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

堆肥試驗(yàn)于2021年5—6月進(jìn)行，堆肥裝置采用有機(jī)玻璃反應(yīng)桶，反應(yīng)桶高65 cm，直徑40 cm，有效容積70 L，頂部設(shè)置排氣孔，沿堆體高度向上均勻設(shè)置3個(gè)采樣口。研究表明，堆肥初始物料含水率應(yīng)調(diào)節(jié)為50%～70%，C/N控制在20～30為宜。本試驗(yàn)控制混料初始含水率在60%～65%之間，C/N在20～25之間，市政污泥與菌菇渣濕質(zhì)量比為1∶0.7，設(shè)置3個(gè)堆體，其中處理組2個(gè)堆體生物炭投加量分別占物料干質(zhì)量的5%和10%（記為BC5、BC10），對(duì)照組（CK）堆體不投加生物炭，物料混合均勻后分別填入堆肥桶進(jìn)行同步試驗(yàn)。

堆肥過(guò)程中，前20 d通風(fēng)量調(diào)節(jié)為2.8 m·m·h，之后調(diào)節(jié)通風(fēng)量至2.1 m·m·h。風(fēng)機(jī)啟停由時(shí)間控制器自動(dòng)控制，以開(kāi)20 min、停40 min的周期運(yùn)行，堆肥過(guò)程中每7 d人工翻堆一次，即將物料全部取出，混合均勻后再次填桶。堆體填充當(dāng)天記為第1天，分別在堆肥第1、3、5、8、11、14、17、20、23、26天取樣。將從上、中、下3個(gè)不同高度取樣口取得的樣品（共約600 g）混合均勻后按四分法留棄，留存樣品分成2份：一份鮮樣存于4℃冰箱，用于測(cè)定pH、電導(dǎo)率（EC）；一份鮮樣風(fēng)干后研磨過(guò)0.15 mm篩，用于測(cè)定堆體的腐殖質(zhì)組分、重金屬含量、紅外光譜特征。各項(xiàng)指標(biāo)測(cè)定均重復(fù)3次，測(cè)定結(jié)果取平均值。

1.3 分析方法

溫度測(cè)定：每天上午9：00定時(shí)記錄環(huán)境和堆體30～40 cm深度處溫度，采用長(zhǎng)為100 cm的水銀溫度計(jì)測(cè)定。

pH、EC測(cè)定：將堆肥鮮樣品和純水按照質(zhì)量比1∶10置于離心管中，振蕩2 h，離心10 min后，過(guò)0.45μm濾膜，采用便攜式水質(zhì)多參數(shù)分析儀（Multi-340i，德國(guó)WTW）測(cè)定。

腐殖質(zhì)測(cè)定參照KUMADA等的方法，并改進(jìn)提取溫度和組分：取2 g過(guò)篩樣品于50 mL離心管中，加入15 mL去離子水，70℃振蕩1 h并離心，上清液倒入50 mL容量瓶定容后，用0.45μm濾膜過(guò)濾，濾液用于測(cè)定水溶性有機(jī)物（WSS）含量；向離心管留存沉淀中加入15 mL焦磷酸鈉和氫氧化鈉混合液（兩溶液均為0.1 mol·L，等體積混合），70℃振蕩1 h，離心后上清液倒入50 mL容量瓶，重復(fù)此操作3次，3次上清液混合后定容過(guò)濾，濾液用于測(cè)定可提取腐植酸（HE）含量；取20 mL HE至50 mL離心管中，滴加0.5 mol·L鹽酸，調(diào)節(jié)pH為1.0～1.5以促進(jìn)產(chǎn)生絮狀沉淀，80℃水浴1 h，靜置10 h以上，離心后上清液轉(zhuǎn)至50 mL容量瓶，定容后過(guò)濾，濾液用于測(cè)定富里酸（FA）含量。WSS、HE和FA含量均以碳含量計(jì)，采用總有機(jī)碳分析儀（TOC-L，日本Shimadzu）分析測(cè)定，可提取腐植酸與富里酸之差即為胡敏酸（HA）含量。

重金屬總量測(cè)定參考WANG等的方法：精確稱取風(fēng)干過(guò)篩樣品0.2 g于聚四氟乙烯燒杯中，以等質(zhì)量去離子水作為空白樣進(jìn)行同步消解操作，加入HNO-HCl-HF（體積比3∶1∶1），預(yù)消解30 min后放入消解罐，在烘箱中100℃平衡1 h，再升溫至180℃消解2.5 h，于電熱板上150℃徹底趕酸。用0.5%硝酸轉(zhuǎn)移消解液、洗滌內(nèi)壁，均轉(zhuǎn)移至100 mL容量瓶，定容后搖勻，過(guò)濾，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，XSeries 2，美國(guó)Thermo Elemental）測(cè)定Cu、Cr、Ni、Pb、Zn含量，以國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)土樣（GSS-8a）回收試驗(yàn)進(jìn)行質(zhì)量控制，回收率在90%～108%之間?；贐CR法對(duì)樣品中重金屬按照可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)進(jìn)行順序提取。

不同形態(tài)重金屬分配率、可交換態(tài)鈍化率根據(jù)公式（1）和公式（2）計(jì)算：

不同形態(tài)重金屬分配率=不同形態(tài)重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)/該重金屬總質(zhì)量分?jǐn)?shù)×100% （1）

可交換態(tài)鈍化率=（堆肥前可交換態(tài)分配率-堆肥后可交換態(tài)分配率）/堆肥前可交換態(tài)分配率×100% （2）

堆肥樣品紅外光譜采用傅里葉紅外光譜儀（FTIR，IRAffinity-1S，日本Shimadzu）進(jìn)行定性分析，將1 mg堆肥樣品與200 mg色譜純溴化鉀在瑪瑙砂漿中充分研磨成＜2 μm的細(xì)粉，混合均勻后壓片，測(cè)試波數(shù)為400～4 000 cm。

2 結(jié)果與討論

2.1 堆體理化性質(zhì)變化

堆肥過(guò)程中堆體溫度、pH和EC變化如圖2所示。

溫度是反映堆肥進(jìn)程的重要指標(biāo)，由圖2（a）可知，物料混合填桶后3個(gè)堆體均迅速升溫。CK、BC5、BC10處理下堆體55℃以上和50℃以上天數(shù)分別為4 d和10 d、6 d和11 d、5 d和11 d，55℃以上持續(xù)天數(shù)均大于3 d，符合《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥好氧發(fā)酵技術(shù)規(guī)程》（T/CECS 536—2018）。與眾多添加生物炭堆肥研究結(jié)果一致，添加生物炭可以延長(zhǎng)堆肥高溫時(shí)間，利于堆肥無(wú)害化。

圖2 堆肥過(guò)程中理化指標(biāo)變化Figure 2 Changes of physicochemical indexes during composting

pH是影響酶活性的重要指標(biāo)，由圖2（b）可知，pH的變化趨勢(shì)為先上升后下降。堆肥前期，氨化細(xì)菌為優(yōu)勢(shì)菌屬，有機(jī)氮在氨化細(xì)菌作用下分解為銨態(tài)氮，促進(jìn)NH生成，因此pH升高；堆肥后期，隨堆溫降低，硝化細(xì)菌成為優(yōu)勢(shì)菌屬，銨態(tài)氮含量降低，NH排放減少，且有機(jī)酸大量積累致使pH降低。BC5與BC10的pH略高于CK，CK、BC5、BC10的pH均在第14天左右達(dá)到最大值，分別為8.56、8.61和8.58，堆肥結(jié)束時(shí)分別為8.31、8.45和8.42，均在8.0～9.0之間，符合有機(jī)肥腐熟標(biāo)準(zhǔn)。

EC代表可溶性鹽含量，其過(guò)高或過(guò)低均不利于堆肥產(chǎn)品施用后植物生長(zhǎng)，由圖2（c）可知，EC在堆肥過(guò)程中呈上升趨勢(shì)。堆肥是一個(gè)不斷礦化的過(guò)程，在微生物作用下，有機(jī)物被礦化分解，EC升高。堆肥結(jié)束時(shí)，CK、BC5、BC10的EC分別為1 270、1 344 μS·cm和1 339μS·cm，是堆肥前的1.19、1.28倍和1.31倍。3個(gè)堆體EC均在最佳施用范圍內(nèi)（1 000～1 500μS·cm），符合腐熟要求（＜4 000μS·cm）。

2.2 堆體腐殖質(zhì)變化

本試驗(yàn)中，3個(gè)堆體WSS、HE、FA、HA和胡富比（HA/FA）變化趨勢(shì)見(jiàn)圖3。

由圖3（a）可知，WSS在堆肥過(guò)程中的變化趨勢(shì)為先升后降，堆肥結(jié)束后CK、BC5、BC10的堆體WSS含量分別下降了29.96%、60.95%、59.88%。WSS包括有機(jī)酸、糖類(lèi)，是最活潑的有機(jī)物組分，易礦化分解。堆肥結(jié)束后各處理WSS均不同程度下降，且添加生物炭后WSS下降幅度更大，整個(gè)堆肥過(guò)程中BC5和BC10中WSS含量均低于CK，在堆肥結(jié)束時(shí)差異顯著。生物炭高度芳香化，不易被分解為WSS；此外，生物炭本身WSS含量很低，其多孔結(jié)構(gòu)也會(huì)對(duì)WSS產(chǎn)生吸附作用；生物炭添加還可能影響微生物活性，使其對(duì)WSS分解效率更高，故添加生物炭的堆體WSS含量低于CK。

圖3堆肥過(guò)程中腐殖質(zhì)含量的變化Figure 3 Changes of humus during composting

圖3 （b）表明，CK、BC5和BC10處理堆體HE均在堆肥初期呈上升趨勢(shì)，隨后下降，堆肥結(jié)束時(shí)HE含量分別為52.21、50.18 g·kg和52.16 g·kg，生物炭添加對(duì)堆肥HE含量變化無(wú)顯著影響。由圖3（c）可知，HA在堆肥前期無(wú)明顯變化，第9天后開(kāi)始上升并趨于平穩(wěn)，CK和BC5在第14天達(dá)到峰值，分別為30.84 g·kg和35.23 g·kg，BC10在第17天達(dá)到峰值36.63 g·kg；堆肥結(jié)束時(shí)CK、BC5、BC10堆體HA含量分別為28.87、33.42 g·kg和34.93 g·kg。HA性質(zhì)穩(wěn)定，其含量增加代表腐殖質(zhì)品質(zhì)提升，BC5和BC10處理HA含量高于CK，表明生物炭有助于促進(jìn)堆肥過(guò)程中HA生成，利于好氧堆肥腐殖化。由圖3（d）可知，F(xiàn)A變化趨勢(shì)為先下降后趨于平穩(wěn)，堆肥結(jié)束時(shí)CK、BC5、BC10處理堆體FA含量分別為23.34、16.76 g·kg和17.24 g·kg，可能是堆肥過(guò)程中小分子FA轉(zhuǎn)化成了聚合度高且穩(wěn)定的HA。對(duì)于HE變化趨勢(shì)，不同堆肥研究有不同結(jié)論。本研究中FA與HA變化與眾多研究類(lèi)似，堆肥過(guò)程中，小分子FA呈下降趨勢(shì)，大分子HA呈上升趨勢(shì)。尤其在添加生物炭后，雖然BC5和BC10對(duì)HE影響差異不顯著，但FA含量顯著低于CK，HA含量顯著高于CK。

由圖3（e）可知，3個(gè)堆體堆肥前期（前11 d）HA/FA無(wú)顯著差異，隨后（11～17 d）BC5顯著高于另外兩個(gè)堆體，堆肥結(jié)束時(shí)BC5與BC10相差較小，但顯著高于CK。CK、BC5、BC10堆體HA/FA堆肥前分別為0.53、0.60、0.52，堆肥后分別為1.24、1.99、2.03。HA/FA作為堆肥腐熟度評(píng)價(jià)指標(biāo)之一，其數(shù)值與腐熟程度正相關(guān)，由此表明添加生物炭可以促進(jìn)堆體腐熟。一般認(rèn)為，HA/FA＞1.9時(shí)堆體腐熟，依照此標(biāo)準(zhǔn)，堆肥26 d后CK未腐熟，BC5和BC10達(dá)到腐熟。生物炭上的基團(tuán)能與腐殖質(zhì)基團(tuán)反應(yīng)，促進(jìn)腐殖化，有利于堆體腐熟。此外，也有研究者認(rèn)為添加生物炭會(huì)促進(jìn)堆體腐殖化是因?yàn)槎逊手杏袡C(jī)碳與生物炭的交互作用和生物炭對(duì)微生物活動(dòng)的影響。

2.3 堆體重金屬變化

2.3.1 重金屬含量

堆肥過(guò)程中Cu、Cr、Ni、Pb及Zn 5種重金屬的含量變化見(jiàn)表2。因生物炭添加產(chǎn)生“稀釋效應(yīng)”，初始混料重金屬含量BC10＜BC5＜CK，Cu、Cr、Ni、Pb及Zn含量在堆肥后增加了16.74%～26.96%，與CK相比，BC10堆體Cr和Ni含量堆肥前后均差異顯著，Cu含量在堆肥后差異顯著。隨著有機(jī)物分解，揮發(fā)性物質(zhì)損失，堆體干質(zhì)量降低，各堆體重金屬含量由于“相對(duì)濃縮效應(yīng)”呈增加趨勢(shì)。與本研究相似，欒潤(rùn)宇等在對(duì)雞糞堆肥的研究中也發(fā)現(xiàn)各重金屬的濃縮現(xiàn)象，重金屬含量增幅在2.3%～39.1%之間。徐榮等的研究表明，重金屬隨滲濾液流出，堆肥后Pb、Cd含量有所降低，這與本研究結(jié)果不同。本堆肥產(chǎn)品重金屬含量遠(yuǎn)低于《農(nóng)用污泥污染物控制標(biāo)準(zhǔn)》（GB 4284—2018）中的A級(jí)污泥產(chǎn)物（耕地、園地、牧草地）限值。

表2 堆肥始末重金屬含量的變化（mg·kg-1）Table 2 Changes of heavy metals contents before and after composting（mg·kg-1）

2.3.2 重金屬形態(tài)

重金屬化學(xué)形態(tài)根據(jù)生物可利用性由易到難依次分為可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。5種重金屬形態(tài)變化如圖4所示。Cu殘?jiān)鼞B(tài)和可氧化態(tài)占比較大，堆肥后殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量增加，可交換態(tài)Cu占比減少，堆肥結(jié)束后，CK、BC5、BC10堆體殘?jiān)鼞B(tài)Cu分別增加17.74、19.61、21.07個(gè)百分點(diǎn)，Cu可交換 態(tài)鈍 化率 為BC5（78.12%）＞BC10（68.74%）＞CK（48.59%），BC5和BC10對(duì)Cu的鈍化效果均顯著優(yōu)于CK。堆肥結(jié)束時(shí)殘?jiān)鼞B(tài)Cr分配率變大，3個(gè)堆體Cr分配率均是殘?jiān)鼞B(tài)和可氧化態(tài)占比較大，堆肥促進(jìn)了殘?jiān)鼞B(tài)Cr的生成和可交換態(tài)Cr向其他形態(tài)的轉(zhuǎn)變；堆肥后殘?jiān)鼞B(tài)Cr分別增加17.55、18.34、23.30個(gè)百分點(diǎn)，Cr可 交 換 態(tài) 鈍 化 率 為BC10（66.64%）＞BC5（62.57%）＞CK（59.11%），添加生物炭促進(jìn)了Cr的鈍化，但效果不顯著。Ni分配率與Cu、Cr不同，其可交換態(tài)和可還原態(tài)占比稍大且鈍化效果較差，依次為BC10（5.88%）＞BC5（3.39%）＞CK（-6.24%），各堆體殘?jiān)鼞B(tài)分配率有所增加，分別增加了5.47、8.97、8.48個(gè)百分點(diǎn)，CK對(duì)Ni鈍化起反作用，因此堆肥過(guò)程中有必要添加生物炭。Pb組分百分比大小順序?yàn)榭裳趸瘧B(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞可還原態(tài)＞可交換態(tài)，堆肥后，CK、BC5、BC10殘?jiān)鼞B(tài)Pb分別增加3.00、3.13、12.24個(gè)百分點(diǎn)，Pb可交換態(tài)鈍化率為BC5（97.82%）＞BC10（82.69%）＞CK（69.65%），添加生物炭對(duì)Pb鈍化效果顯著。Zn的4個(gè)形態(tài)占比與Ni相似，各處理堆肥前可交換態(tài)占比在14.93%～15.22%之間，另3種形態(tài)占比分別在26.60%～30.88%之間。堆肥結(jié)束后，殘?jiān)鼞B(tài)Zn分別增加了8.03、9.62、9.41個(gè)百分點(diǎn)，Zn可交換態(tài)鈍化率為BC10（19.76%）＞BC5（19.20%）＞CK（10.59%），與CK相比，BC5和BC10對(duì)Zn的鈍化效果顯著提升，但生物炭添加量的影響不顯著。

圖4 堆肥過(guò)程中重金屬分配率變化Figure 4 Changes in the distribution ratio of heavy metals during composting

生物炭會(huì)與重金屬發(fā)生靜電吸附、離子交換、絡(luò)合等反應(yīng)，且生物炭呈堿性，可通過(guò)提高pH降低重金屬活性。因此堆肥添加生物炭可通過(guò)降低可交換態(tài)分配率、提升殘?jiān)鼞B(tài)分配率來(lái)達(dá)到降低重金屬生物有效性的效果。從鈍化率來(lái)講，對(duì)Cu、Pb可交換態(tài)鈍化效果為BC5＞BC10＞CK，而對(duì)Cr、Ni、Zn可交換態(tài)鈍化效果為BC10＞BC5＞CK。從殘?jiān)鼞B(tài)增加量來(lái)講，Ni、Zn殘?jiān)鼞B(tài)增加量為BC5＞BC10＞CK，而Cu、Pb、Cr殘?jiān)鼞B(tài)增加量為BC10＞BC5＞CK。CHEN等的研究中，Cu、Zn鈍化作用均隨生物炭用量增加而增強(qiáng)。本研究中對(duì)重金屬鈍化從可交換態(tài)鈍化率和殘?jiān)鼞B(tài)增加量?jī)煞矫娣治?，生物炭添加量?%和10%對(duì)重金屬鈍化無(wú)顯著差別，可能是因?yàn)槎逊蔬^(guò)程中某些產(chǎn)物（如腐植酸）與重金屬絡(luò)合可起到鈍化重金屬的作用，堆肥中期（5～15 d）BC5堆體HA含量略高于BC10，WSS、FA含量略低于BC10，到堆肥后期兩處理無(wú)明顯差異，可見(jiàn)BC5堆肥過(guò)程中的腐植酸組分更穩(wěn)定，與重金屬絡(luò)合能力更強(qiáng)。王義祥等在研究生物炭添加對(duì)豬糞菌渣堆肥過(guò)程中Cu、Zn的鈍化作用時(shí)，發(fā)現(xiàn)添加量為6%優(yōu)于9%，這與本研究結(jié)果相似，即合適的生物炭投加量更利于堆肥。李冉等在豬糞堆肥中添加干質(zhì)量為24%的不同改性生物炭，發(fā)現(xiàn)NaOH改性生物炭對(duì)Pb、Zn、Cu可交換態(tài)的鈍化率分別為51.74%、40.68%、72.07%，F(xiàn)eCl改性生物炭對(duì)Pb、Zn、Cu可交換態(tài)的鈍化率分別為66.45%、43.53%、78.70%，均顯著優(yōu)于未添加生物炭處理。謝勝禹等在豬糞堆肥中添加10%的污泥生物炭，發(fā)現(xiàn)Cr和Cu的殘?jiān)鼞B(tài)比例增加，但Mn、Ni和Zn的生物可利用態(tài)比例也有所提高，與本研究類(lèi)似。本研究中CK組Ni可交換態(tài)鈍化率為-6.24%，表明堆肥對(duì)Ni鈍化效果的提高還有待進(jìn)一步研究。

2.4 紅外光譜分析

官能團(tuán)對(duì)重金屬形態(tài)分布和生物有效性有重要作用，并且含氧官能團(tuán)與堆肥促腐作用密切相關(guān)。采用FTIR分析堆肥不同時(shí)期（以第3天代表升溫期，第8天代表高溫期，第20天代表降溫腐熟期）官能團(tuán)情況，特征峰吸收強(qiáng)度大小反映官能團(tuán)含量相對(duì)數(shù)量，不同波段代表不同物質(zhì)和官能團(tuán)，結(jié)果見(jiàn)圖5。

圖5 堆肥過(guò)程中紅外光譜特征Figure 5 Changes of FTIR during composting

3組堆肥特征峰出現(xiàn)位置相似，但峰強(qiáng)度存在差異。在3 400 cm附近有一個(gè)較強(qiáng)透射峰，該峰屬于含有羥基（—OH）基團(tuán)的碳水化合物（如纖維素、半纖維素、單糖和有機(jī)酸），—OH可與重金屬進(jìn)行離子交換以降低其遷移性。堆肥前—OH峰值為BC10＞BC5＞CK，堆肥過(guò)程中峰強(qiáng)度逐漸變小，可能是—OH與重金屬反應(yīng)或是簡(jiǎn)單有機(jī)物被分解，BC5、BC10峰強(qiáng)度變化大于CK，表明添加生物炭有利于重金屬鈍化或促進(jìn)簡(jiǎn)單有機(jī)物分解。堆肥前BC5和BC10在3 400 cm處的吸收峰強(qiáng)度顯著高于CK，進(jìn)一步證實(shí)了生物炭添加能夠提高堆體—OH含量，—OH與腐殖質(zhì)基團(tuán)反應(yīng)，促進(jìn)堆體腐熟。

2.5 堆肥腐殖化與重金屬鈍化的相關(guān)性

堆肥是一個(gè)腐殖化過(guò)程，在此過(guò)程中，有機(jī)酸與不穩(wěn)定的金屬陽(yáng)離子結(jié)合，聚合成穩(wěn)定的腐殖物質(zhì)。腐植酸具有大量羧基、羥基等官能團(tuán)，容易與重金屬形成穩(wěn)定絡(luò)合物，降低其遷移性。為探究堆肥重金屬鈍化與腐植酸是否相關(guān)，用SPSS 24.0統(tǒng)計(jì)軟件對(duì)堆肥中腐殖質(zhì)與重金屬可交換態(tài)分配率的相關(guān)性進(jìn)行分析，結(jié)果見(jiàn)表3。

WSS可以通過(guò)與重金屬形成可溶性螯合物來(lái)提高重金屬遷移率和生物利用率。由表3可知，WSS與Cr、Pb、Cu、Zn可交換態(tài)分配率均呈極顯著正相關(guān)（＜0.01），表明堆體WSS降低可以減小重金屬遷移風(fēng)險(xiǎn)。Cr、Pb、Cu、Zn可交換態(tài)分配率與FA均呈極顯著正相關(guān)，與HA呈極顯著負(fù)相關(guān)（＜0.01），表明FA對(duì)重金屬鈍化起抑制作用，大分子HA對(duì)重金屬鈍化起促進(jìn)作用。

表3 堆肥中腐殖質(zhì)與可交換態(tài)分配率之間的皮爾森相關(guān)系數(shù)Table 3 Pearson's correlation coefficient between humus and exchangeable state partition rates in composting

3 結(jié)論

（1）添加生物炭可以延長(zhǎng)堆肥高溫時(shí)間，提高堆體pH、EC，促進(jìn)大分子胡敏酸生成，降低水溶性有機(jī)物和富里酸含量，促進(jìn)堆體腐熟；堆肥結(jié)束后，CK、BC5、BC10的胡富比分別增至1.24、1.99和2.03。

（2）BC5對(duì)Cu、Pb可 交 換 態(tài) 鈍 化 率 分 別 為78.12%、97.82%，BC10對(duì)Cr、Ni、Zn可交換態(tài)鈍化率分別為66.64%、5.88%、19.76%；堆肥后Cu、Pb、Cr殘?jiān)鼞B(tài)分配率增加量均表現(xiàn)為BC10＞BC5＞CK，Ni、Zn殘?jiān)鼞B(tài)分配率增加量均表現(xiàn)為BC5＞BC10＞CK，建議根據(jù)所含重金屬情況選擇合適的生物炭添加比例。

（3）FTIR分析結(jié)果表明，堆肥促進(jìn)有機(jī)物分解，添加生物炭組分解效率高，且官能團(tuán)（如—OH、芳香族C—C）含量高，有利于堆肥腐殖化與重金屬鈍化。

（4）Cu、Cr、Pb及Zn可交換態(tài)組分含量均與水溶性有機(jī)物呈極顯著正相關(guān)（＜0.01），與胡敏酸呈極顯著負(fù)相關(guān)（＜0.01），與富里酸呈極顯著正相關(guān)（＜0.01）。