鸡粪罐式好氧堆肥过程对重金属有效性的影响

2022-07-13吕腾腾徐鹏飞朱小玲丁彦冰

齐鲁工业大学学报 2022年3期

吕腾腾,徐鹏飞,朱小玲,丁彦冰,张杰*

1.齐鲁工业大学(山东省科学院)生物基材料与绿色造纸国家重点实验室,山东济南 250353;2.山东省农业科学院,山东济南 250100;3.诸城市创联环保装备有限公司,山东诸城 262200

规模化养殖过程中产生大量的畜禽粪污,以鸡粪为例,其含水量高,并富含氮、磷、钾等营养元素和有机物等,如果处置不当,不仅会造成资源浪费,还会污染环境[1]。好氧堆肥过程一般分为升温、高温维持和成熟三个阶段,其中高温阶段最高温度可达70 ℃以上[2],高温和相关微生物的代谢活动可以杀灭其中的病原微生物、寄生虫(卵)等[3],减少病原微生物的传播。好氧堆肥作为有机废弃物与有机肥料之间的桥梁,可以促进畜牧业有机废弃物的无害化和资源化利用,因此高温好氧堆肥技术已经成为提高畜牧业废弃物资源化利用率的重要手段[4-5]。罐式高温发酵工艺,通过过程控制,可以大大缩短发酵时间(8～12 d),极大的提高了发酵效率[6]。

研究表明,堆肥过程有助于重金属向稳定态转化,进而降低重金属的生物有效性和活性[7]。饲料中未被吸收的重金属通过粪污排泄到环境中不仅影响作物生长,而且还会经由粮食进入食物链,严重危害人类健康。堆肥过程通过吸附、沉淀、络合和离子交换等降低重金属元素的生物有效性,能够达到钝化重金属的目的。堆肥过程中重金属的生物有效性受多个关键理化因素的影响[8],例如有机质能够显著影响重金属的形态分布[9];堆肥过程中重金属的浸出对pH也有很强的依赖性[10];而温度和水溶性碳对浸提态重金属的相对含量变化也有较大影响[11]。以上研究表明重金属的有效性与堆肥过程中的理化因素有着密切的联系,然而针对堆肥过程理化因素和重金属有效性之间相关性分析的研究却相对较少。因此,本研究拟采用120 m3发酵罐对鸡粪进行快速好氧堆肥处理,通过对不同碳氮比鸡粪堆肥过程中理化因素和重金属元素Cd、Cr和Pb生物利用度的变化特征进行研究,并结合理化因素与可交换态Cd、Cr和Pb占比的相关性分析,为堆肥过程对重金属固定化影响的研究提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

试验地点位于山东省诸城市,堆肥原料为鸡粪和辅料菌渣。试验分为2组,CM1组发酵原料为鸡粪;CM2组发酵原料为鸡粪和菌渣。堆肥采用120 m3密闭式发酵罐(直径5.2 m,高6 m),加样量约占罐体的3/4,间歇供气,叶片旋转通风50 min,停止10 min,循环进行[12]。原料由发酵罐上部进入,伴随发酵进行,物料不断下降,最终发酵结束由下部排出。

1.2 试验设计

堆肥全程为8 d,分别在距离罐底5 m、3 m、1 m处各采集3个样本混合均匀,样品对应发酵时间分别为2 d、4 d和6 d,标记为D2(5 m)、D4(3 m)和D6(1 m),第8 d成熟样品标记为D8,原料标记为D0。部分样品冻干至恒重用于有机质含量测定,其余样品于-20 ℃贮存。记录发酵过程温度变化,进样物料温度为S1,出样产品温度为S6,其余4个温度(S2、S3、S4、S5)如图1所示。

图1 发酵罐采样示意图

1.3 分析方法

1.3.1 样品制备:样品冻干至恒重,过40目筛去除羽毛、石子等杂质,备用。

1.3.2 测定方法

1)pH和EC的测定:堆肥水提取物按照:m(样品)∶V(蒸馏水)=1 g∶100 mL的比例混合,室温震荡2 h,测pH和EC[13]。

2)有机质含量测量:采用重铬酸钾氧化-硫酸亚铁滴定法[14]。

3)腐殖酸含量测定:参照NY/T 1867-2010标准方法。

4)总氮和总碳的测定:利用元素分析仪测定总氮和总碳[15]。

5)E.coli和Sal的测定:以鸡粪中最常见的E.coli和Sal基因序列为模板序列设计引物(如表1所示),基因登录号分别为DAGTZD000000000.1和AE014613.1,利用绝对荧光定量PCR测定样品中E.coli和SalcDNA的拷贝数[16]。

表1 实验过程所用引物信息

6)重金属含量测定:重金属根据其生物利用性可分为酸可交换态(Ext)、还原态(Red)、氧化态(Oxi)和残渣态馏分(Res),其中酸可交换态不稳定,容易被生物利用称为生物可利用态[17]。采用BCR(Community bureau of reference)顺序萃取法对Cd、Pb和Cr的形态进行测定[18]。分步提取后,利用石墨炉原子吸收分光光度计测定提取液中Cd、Pb和Cr的含量。

2 结果与分析

2.1 堆肥过程理化因素的变化

2.1.1 添加菌渣对发酵过程温度的影响

伴随堆肥过程的进行,物料中易分解物质在耗氧微生物作用下快速分解,释放出大量热量,物料温度不断上升。CM1组在第2 d之后开始进入高温阶段,最高温度能达到(66.13±3.33)℃,整个高温阶段大约持续2～3 d;相较于CM1组,CM2组在第2 d温度便已上升到50 ℃以上,并在第3 d达到峰值的(72.23±4.27)℃,说明CM2组中有机物分解更快,放热效率更高,且高温阶段持续时间更长(>4 d)(图2)。研究表明,堆肥过程在55～60 ℃保持3 d以上便可以杀灭绝大部分病原微生物,实现对病原微生物的无害化处理[19]。

图2 堆肥过程中温度变化

2.1.2 添加菌渣对病原微生物E.coli和Sal丰度的影响

微生物特定基因的丰度在一定程度上能够反映其对应的菌落数量,如图3所示,CM1组经过堆肥处理,成熟样品D8阶段中的E.coli和Sal的丰度为(4.25×108) copy/g和(5.90×104) copy/g,与D0阶段相比分别下降了35.11%和40.89%;CM2组中D8阶段中E.coli和Sal的丰度为(1.63×107)copy/g和(2.11×104) copy/g,与D0阶段相比分别下降了97.51%和78.90%。CM2组中E.coli和Sal特定基因的含量下降幅度高于CM1组,这主要归功于CM2组的温度相比CM1组更高且高温阶段持续时间长。高温是杀死堆肥过程中病原微生物的主要因素,更高和更长的高温期能有效减少致病微生物的含量[20]。相对而言,CM1组病原微生物E.coli和Sal的杀灭率偏低,因此在快速好氧堆肥过程中添加菌渣能够提高发酵温度,降低致病微生物的数量。

图3 堆肥过程中E.coli和Sal含量变化

2.1.3 添加菌渣对总碳、总氮的影响

如图4 a)所示,CM1组TC从D0阶段的(28.18±2.51)%下降至D8阶段的(23.97±1.87)%,而CM2组从D0阶段的(35.91±2.09)%迅速下降至D2阶段的(29.07±2.11)%,随后缓慢下降至D8阶段的(26.17±2.32)%。这说明在发酵的初始阶段,CM2组发酵猛烈,OM在微生物的作用下迅速矿化,部分碳元素会以CH4和CO2的形式挥发而导致碳素的丢失,这也与前面所提到的CM2组在D2阶段温度上升速度超过CM1组相一致。

如图4 b)所示,CM1组总氮质量分数随着堆肥的进行持续下降,最终由D0阶段的(6.78±0.41)%下降至D8阶段的(2.98±0.40)%;而CM2组总氮质量分数除在D2阶段出现短暂下降外,后面质量分数基本持平,而D4阶段和D6阶段的增加说明氮素损失的速率小于物料总质量的减少量,氮素和碳素的丢失导致堆肥碳氮比的变化,添加菌渣有助于控制氮素的损失。

图4 堆肥过程中总碳和总氮质量分数变化

2.1.4 添加菌渣对C/N、含水量、pH及EC的影响

如表2所示,随着堆肥进程的进行,CM1组中C/N比由D0阶段的5.29±0.95逐渐上升到D8阶段的9.16±0.32,C/N比的上升是因为有机质的分解导致氮素丢失的速率高于碳元素,这也是堆肥过程中造成氮素损失的主要原因。添加菌渣的CM2组初始C/N比为11.01±0.78,除D2阶段有略微的下降之外,C/N比最终上升至11.42±0.25,说明添加辅料能有效的减少氮素损失。同时,由于C/N比在10左右是堆肥腐熟度的一个指标[19],因此菌渣的加入不仅减少了CM2组中氮素的丢失,同时也促进了腐殖化进程,提高了原料的腐熟度。

CM1和CM2组的初始含水量分别为(76.17±0.36)%和(77.12±0.21)%,含水量随着堆肥的进行持续降低,最后分别下降至(19.79±0.37)%和(23.89±0.34)%,达到NY 525-2012有机肥料的标准。CM1和CM2组D0阶段的pH分别为7.11±0.12和7.15±0.10,堆肥开始后逐渐上升,最后分别为8.11±0.12和8.21±0.04,这与部分蛋白原料被微生物降解转化为氨氮有关。弱碱性为微生物提供了适宜的生存环境,促进了微生物的生长与繁殖[21]。CM1和CM2组各阶段EC的变化整体呈现先升高后下降的趋势,CM1组各阶段EC均显著高于CM2组,这可能是菌渣的加入导致CM2组中可溶性盐含量下降所致。

表2 堆肥各阶段C/N、含水量、pH和EC变化

2.1.5 添加菌渣对有机质及腐殖酸质量分数的影响

如图5所示,CM1和CM2组中有机质质量分数由D0阶段的(60.86±1.59)%和(61.3±11.83)%分别下降至(56.31±1.97)%和(57.06±1.86)%;腐殖酸质量分数由D0组的(22.14±2.01)%和(24.97±1.61)%分别上升至(27.51±2.19)%和(28.75±2.10)%。与有机质的持续下降不同,CM1和CM2组中腐殖酸质量分数呈现先下降后上升的趋势。CM1和CM2组中腐殖酸在D2阶段都有所下降,可能是因为在D2阶段受微生物的作用,部分物质被分解成小分子物质,主要进行的是矿化过程,这也说明堆肥分解主要发生在D2阶段,该阶段有机物被分解成各种小分子物质;而随着发酵进行以及微生物种类与代谢方式的改变,腐殖化速度逐渐超过矿化速度,大量的小分子物质被重新转化为大分子的腐殖酸[22]。

图5 堆肥过程中有机质和腐殖酸质量分数变化

2.2 添加菌渣对重金属形态分布的影响

CM1和CM2组各阶段Cd、Pb和Cr的有效性分布如图6所示,CM1和CM2组中Cd的可交换态分别占总量的27.24%和26.05%,这意味着如果外部条件如酸碱度和氧化还原电位发生变化,Cd将对环境构成巨大的威胁;而两组堆肥中Cr的可交换态分别只占总量的5.01%和4.67%,Pb的可交换态也分别只占总量的3.10%和2.32%,这表明Cr和Pb对环境潜在的风险较低。随着堆肥的进行,CM1和CM2组中Ext-Cd的比例分别下降了14.79%和64.90%;Ext-Cr分别降低了42.31%和77.94%;Ext-Pb分别下降了49.78%和53.22%,说明添加菌渣明显降低了可交换态Cd、Pb和Cr的占比。综上,两组堆肥过程对Cd、Pb和Cr三种重金属的分布状态产生了明显的影响,降低了Cd、Pb和Cr的生物有效性,CM2组的效果要优于CM1组,这可能是因为CM2组具有较高的C/N,而较高的C/N能加速OM的降解和腐殖化,有利于降低Cd、Pb和Cr的生物有效性。

注:a)b)c)为CM1组堆肥的Cd、Pb和Cr有效性;d)e)f)为CM2组堆肥的Cd、Pb和Cr有效性。

2.3 堆肥过程理化因素与Cd、Pb和Cr生物利用性的相关性分析

对堆肥过程6个主要理化参数(TC、C/N、EC、OM、TN、HA)与Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的Pearson相关性进行分析,结果如表3所示。Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb与TC、EC、OM和TN呈正相关,与HA和C/N呈负相关,EC与Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的相关性并不明显,说明不是影响有效性的关键因素。HA通过与重金属络合,可以降低重金属的生物利用性,从而促进重金属向更稳定的形态转化。在堆肥过程中OM逐渐降解和稳定,腐殖化程度越高的有机质滞留能力越强,Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的相对含量也随之下降,表现为与有机质总量呈正相关。虽然TC和TN与Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb呈现正相关,但C/N与Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb呈现负相关,说明较高的C/N有利于减少Ext-Cd、Ext-Cr和Ext-Pb的占比,降低其生物有效性[24-25]。