沼渣堆肥中Cu和Zn形態(tài)與有機(jī)官能團(tuán)特征

楊明超,余光輝,2*,徐陽(yáng)春,沈其榮

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沼渣堆肥中Cu和Zn形態(tài)與有機(jī)官能團(tuán)特征

楊明超1,余光輝1,2*,徐陽(yáng)春1,沈其榮1

(1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,江蘇省固體有機(jī)廢棄物資源化高技術(shù)究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210095；2.天津大學(xué)表層地球系統(tǒng)科學(xué)研究院,天津 300072)

以豬糞沼渣和水稻秸稈為原料,采用BCR提取法和同步輻射紅外顯微成像法研究了沼渣堆肥過(guò)程中Cu和Zn形態(tài)的變化和有機(jī)官能團(tuán)的原位分布特征.研究發(fā)現(xiàn),沼渣堆肥后Cu和Zn含量分別增加28%和38%.同時(shí),可交換態(tài)Cu和Zn比例明顯降低,而殘?jiān)鼞B(tài)Cu和Zn比例普遍升高.同步輻射紅外顯微成像結(jié)果顯示,與豬糞沼渣原料相比,堆肥后的沼渣在3400cm-1處吸收峰強(qiáng)度顯著降低,而在1430cm-1處吸收峰強(qiáng)度明顯增加,表明堆肥過(guò)程中多糖類(lèi)物質(zhì)發(fā)生了降解進(jìn)而形成了芳香類(lèi)物質(zhì).綜上,同步輻射紅外顯微成像技術(shù)有望成為表征有機(jī)物演變規(guī)律及解釋重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的一個(gè)新手段.

沼渣；堆肥；同步輻射紅外顯微成像；重金屬形態(tài)

厭氧消化是畜禽糞便資源化利用的主要方式[1-3].據(jù)統(tǒng)計(jì),在全國(guó)范圍內(nèi),厭氧消化工藝產(chǎn)沼氣的同時(shí)會(huì)產(chǎn)生約1.3億t發(fā)酵剩余有機(jī)物(沼渣);這些沼渣富含有機(jī)質(zhì)、氮、磷、鉀等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),是化肥的優(yōu)質(zhì)替代品[4-7].由于畜禽糞便中的重金屬(主要為Cu、Zn)在厭氧發(fā)酵后有相當(dāng)大比例殘留在沼渣中,因此,沼渣處理和施用不當(dāng)會(huì)造成二次環(huán)境污染問(wèn)題[8].研究發(fā)現(xiàn)豬糞干沼渣中Cu和Zn含量分別高達(dá)1016,2628mg/kg[9-10].植物培養(yǎng)試驗(yàn)發(fā)現(xiàn),施加沼渣的植物體內(nèi)重金屬含量增加,表明沼渣存在一定的環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)[11].鑒于沼渣連續(xù)、量大、集中的特點(diǎn),有效、合理地處理及利用沼渣已成為制約沼氣工程發(fā)展的一大難題[12].堆肥工藝是實(shí)現(xiàn)沼渣重金屬鈍化的有效途徑[13],其主要原理是利用畜禽廢棄物中的有機(jī)物腐殖化過(guò)程改變重金屬形態(tài),降低其生物有效性.

近年來(lái),研究者主要關(guān)注不同添加劑對(duì)堆肥過(guò)程中重金屬鈍化的效果[14-17],但極少?gòu)奈⒂^結(jié)構(gòu)角度表征堆肥顆粒中重金屬鈍化的機(jī)制.同步輻射具有光譜寬(10~10000cm-1)、亮度高(比傳統(tǒng)光源高2~3個(gè)數(shù)量級(jí))、發(fā)散度小以及具有時(shí)間結(jié)構(gòu)等特性[18-20],已被廣泛用于分析微米級(jí)的小樣品或樣品區(qū)域[18-19].Sun等[21-22]利用同步輻射紅外顯微成像技術(shù)(SR-FTIR)的面掃模式(mapping)進(jìn)行化學(xué)成像獲得特定組分的空間分布,進(jìn)而從原位上表征樣品中礦物和有機(jī)官能團(tuán)與重金屬的分布特征.Ge等[23]利用同步輻射紅外顯微成像技術(shù)量化表征了豬糞堆肥顆粒尺度微觀結(jié)構(gòu),為堆肥過(guò)程中探究有機(jī)官能團(tuán)與重金屬的絡(luò)合機(jī)制研究提供了一種新思路. 然而,目前國(guó)內(nèi)外尚未發(fā)現(xiàn)基于同步輻射紅外顯微成像技術(shù)研究堆肥顆粒中重金屬絡(luò)合機(jī)制的報(bào)道.因此,本研究采用重金屬形態(tài)分級(jí)和同步輻射紅外顯微成像技術(shù),探究沼渣堆肥過(guò)程中重金屬Cu、Zn形態(tài)變化規(guī)律及堆肥中特定有機(jī)組分的空間分布,進(jìn)一步分析沼渣堆肥過(guò)程中重金屬形態(tài)和有機(jī)物演變特征的關(guān)聯(lián),為沼渣的資源化安全利用提供理論指導(dǎo).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

沼渣取自江蘇省金壇市某規(guī)模生豬養(yǎng)殖場(chǎng)的沼氣工程.該沼渣為新鮮豬糞在沼氣工程的完全混合式厭氧反應(yīng)器(CSTR)中,經(jīng)中溫(35℃)厭氧消化所得.堆肥工藝通過(guò)添加水稻秸稈(剪碎至2~4cm)調(diào)節(jié)物料C/N.堆肥原料的基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1.

表1 沼渣堆肥原料的基本理化性質(zhì)

注: "±"表示標(biāo)準(zhǔn)差.

1.2 堆肥試驗(yàn)設(shè)計(jì)

堆肥原料調(diào)節(jié)到C/N=25,含水率為60%,隨后移入2個(gè)相同的堆肥反應(yīng)器中(規(guī)格為60cm×40cm× 30cm).堆肥過(guò)程中每 24h 監(jiān)測(cè)1次溫度,每 2d 翻堆1次.樣品采集方法為四分法[24].每次2個(gè)堆肥反應(yīng)器中采集樣品量約為150g,樣品混勻后分為2份,一份鮮樣用于理化指標(biāo)如含水率和pH值的測(cè)定,另一份風(fēng)干用于重金屬、總有機(jī)碳、總氮的測(cè)定.根據(jù)堆肥時(shí)期溫度的變化趨勢(shì),選取堆肥時(shí)間為0,8, 12,20d的樣品進(jìn)行重金屬形態(tài)分析.

1.3 分析方法

溫度用溫度計(jì)測(cè)定堆體的上中下溫度,取平均值,pH值用pH 計(jì)測(cè)定;有機(jī)質(zhì)用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測(cè)定;總氮用濃硫酸-雙氧水消煮法,流動(dòng)分析儀測(cè)定;重金屬總量測(cè)定用四酸消解法[21],重金屬各形態(tài)含量用改進(jìn)的BCR法[27]提取,消解液及各提取液中態(tài)的Cu、Zn重金屬含量均用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀ICP-OES(OPTIMA2000型,美國(guó)Perkin Elmer公司)測(cè)定.重金屬形態(tài)分析次數(shù)為1次,其余各指標(biāo)的測(cè)定均為3次重復(fù).

同步輻射紅外顯微成像分析方法:選取沼渣顆粒為研究對(duì)象,并盡量保持顆粒的完整性.用水包埋有機(jī)肥樣品[19-22],采用全封閉式快速冷凍切片機(jī)(徠卡,型號(hào)CM1950,德國(guó))進(jìn)行低溫(-20℃)冷凍切片,切片厚度約為2μm.將切好的樣品放置在低輻射(美國(guó)科弗里有限公司)鏡片上,在中科院上海應(yīng)用物理研究所上海光源國(guó)家蛋白質(zhì)科學(xué)研究中心BL01B1線站紅外顯微成像儀進(jìn)行觀察.面掃設(shè)置參數(shù):光譜范圍650~4000cm-1;光闌孔徑20×20μm;步長(zhǎng)10×10μm;光譜分辨率4cm-1;掃描次數(shù)64次.微區(qū)FTIR譜(m-FTIR)提取的設(shè)置參數(shù):光譜范圍650~4000cm-1;光闌孔徑10×10μm;步長(zhǎng)1×1μm;光譜分辨率2cm-1;掃描次數(shù)128次.堆肥樣品中官能團(tuán)的指定[25]:有機(jī)類(lèi)羥基(Organic OH, 3640cm-1),親水碳(Aliphatic C,2930cm-1),羧酸碳(Carboxylic C,1430cm-1),多糖碳(Polysaccharide C, 1030cm-1).微區(qū)紅外光譜(μ-FTIR)提取由OMNIC 9.0和Origin 9.0軟件實(shí)現(xiàn).

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)處理及分析采用Excel 2007、Origin 9完成.

2 結(jié)果與分析

2.1 沼渣堆肥過(guò)程中的溫度變化

堆體溫度變化是評(píng)價(jià)堆肥過(guò)程中微生物活動(dòng)強(qiáng)度的關(guān)鍵參數(shù),能很好反映堆體的狀態(tài)[25-26].由圖1可知,堆體溫度的變化呈現(xiàn)典型的升溫((第1~2d))、高溫((第2~12d))、降溫((第12~20d))3個(gè)階段.隨著堆肥過(guò)程的進(jìn)行,微生物分解有機(jī)質(zhì)不斷釋放出熱量,2個(gè)堆體的溫度在第2d就迅速上升到了50℃以上,且在第3d達(dá)到最高溫度55℃.堆體維持高溫階段(大于50℃)約10d,達(dá)到了糞便無(wú)害化衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)GB 7959-2012[36]規(guī)定.在維持堆肥高溫10d后,微生物易分解和部分比較容易分解的有機(jī)物質(zhì)幾乎被消耗完全,剩下的是少部分難以完全利用的物質(zhì)如木質(zhì)素、纖維素、半纖維素等,微生物缺乏營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)導(dǎo)致活性降低,堆體產(chǎn)生熱量減少,溫度開(kāi)始下降,堆肥過(guò)程進(jìn)入到降溫階段.第20d后,兩堆體的溫度變化趨于平緩,接近環(huán)境溫度.本研究中沼渣堆肥的溫度變化趨勢(shì)與菜粕和稻糠堆肥[24]、豬糞和小麥秸稈堆肥[25]相似,然而,堆體的最高溫度比后者低,可能是由于經(jīng)過(guò)厭氧消化處理后的沼渣中可被微生物利用的有機(jī)物減少的緣故[12-13].

圖1 沼渣堆肥過(guò)程的溫度變化

2.2 沼渣堆肥過(guò)程中Cu、Zn含量及形態(tài)變化

經(jīng)過(guò)堆肥處理后沼渣中Cu、Zn的含量呈現(xiàn)升高的趨勢(shì),堆肥開(kāi)始時(shí),Cu、Zn的含量分別為(322.35±37.08),(459.61±25.54)mg/kg,經(jīng)過(guò)高溫堆肥處理后,堆體Cu含量變?yōu)?412.28±12.43)mg/kg,Zn含量為(632.85±57.44)mg/kg,Cu、Zn含量分別比堆肥前平均增加了27.9%和37.7%.呂兌安[28]發(fā)現(xiàn),利用豬糞和秸稈為原料堆肥堆肥后,Cu、Zn的濃度分別增加了65.1%和82.5%.這主要是由于堆肥過(guò)程中有機(jī)物降解導(dǎo)致的重金屬“相對(duì)濃縮效應(yīng)”[29].理論上,同一次堆肥過(guò)程中,Cu、Zn的總濃度應(yīng)該增加相同的倍數(shù),但在實(shí)際中,由于測(cè)量及采樣誤差,重金屬濃度增幅存在差異性[17].堆肥系統(tǒng)中重金屬濃度增幅與堆肥所用的原材料有關(guān),一般較容易降解的原料重金屬濃度增幅相對(duì)較高[28].試驗(yàn)中Cu、Zn濃度的濃縮程度不如豬糞,可能是因?yàn)檎釉秦i糞二次發(fā)酵產(chǎn)物,其有機(jī)物降解率低所致.

堆肥的環(huán)境效應(yīng)不應(yīng)僅從重金屬總量判斷,其形態(tài)變化比總量更值得關(guān)注[13-16].重金屬形態(tài)能準(zhǔn)確表征重金屬的移動(dòng)性及生物毒性.因此,可以將各重金屬形態(tài)的量占其總量的比例(分配系數(shù))作為評(píng)價(jià)重金屬環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的一項(xiàng)指標(biāo)[17].根據(jù)BCR連續(xù)提取法,本研究中將重金屬的形態(tài)分為可交換態(tài)(EXC)、可還原態(tài)(RED)、可氧化態(tài)(OXI)、殘?jiān)鼞B(tài)(RES)4種形態(tài)[27].由圖2可知,在堆肥初始階段,各形態(tài)Cu的分布特征為:可氧化態(tài)>可還原態(tài)>可交換態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài),表明Cu的生物可利用態(tài)(即可交換態(tài)和可還原態(tài)之和)占較大比例;堆肥處理后,交換態(tài)和可還原態(tài)分配比逐漸降低,可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)分配比逐漸升高,說(shuō)明可交換態(tài)與可還原態(tài)的重金屬在堆肥過(guò)程中逐漸轉(zhuǎn)化為可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài).這可能是因?yàn)镃u與腐殖質(zhì)之間具有較強(qiáng)的親和性,經(jīng)過(guò)堆肥以后絕大部分的Cu都將轉(zhuǎn)化為可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)[30].堆肥處理使生物可利用態(tài)Cu從初始的48.4%變?yōu)?.6%;說(shuō)明高溫堆肥有利于重金屬Cu的鈍化.

圖2 沼渣堆肥過(guò)程中Cu、Zn形態(tài)變化

從圖2可知,沼渣原料中Zn 主要以可交換態(tài)和可還原態(tài)為主,兩種形態(tài)之和占總量的92.1%,說(shuō)明沼渣中的Zn具有較高的移動(dòng)性和生物可利用性.堆肥過(guò)程中,可交換態(tài)Zn比例降低,而可還原態(tài)Zn比例升高,生物可利用態(tài)Zn所占百分含量從92.1%降到了79.5%.這說(shuō)明堆肥過(guò)程在一定程度上降低了Zn的生物可利用性,與可氧化態(tài)Cu相比,可氧化態(tài)Zn的比例在堆肥中相對(duì)較低,這可能是因?yàn)閆n與有機(jī)質(zhì)的親和性較弱的緣故[31].由此可見(jiàn),堆肥處理促進(jìn)了重金屬鈍化,其中Cu鈍化效果比Zn好.綜上,雖然沼渣堆肥導(dǎo)致了堆肥產(chǎn)物中重金屬(Cu、Zn)含量增加,但是沼渣堆肥卻減少了生物可利用形態(tài)的重金屬Cu、Zn比例,因此,仍需進(jìn)一步評(píng)估沼渣還田過(guò)程中是否會(huì)造成土壤中的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn).

2.3 沼渣堆肥前后樣品的同步輻射紅外顯微成像及微區(qū)FTIR譜演變特征

堆肥過(guò)程中重金屬形態(tài)的轉(zhuǎn)化與堆肥的有機(jī)物結(jié)構(gòu)演變及腐殖化過(guò)程具有內(nèi)在聯(lián)系.同步輻射紅外顯微成像圖(圖3a,b)表明,堆肥前后的沼渣堆肥樣品中同時(shí)出現(xiàn)了有機(jī)類(lèi)羥基(3400cm-1),親水碳(2930cm-1),羧酸碳(1430cm-1),多糖碳(1030cm-1)等有機(jī)官能團(tuán)特征[24],說(shuō)明沼渣堆肥樣品中主要為多糖(纖維素、半纖維素、木質(zhì)素)和脂肪等物質(zhì).同時(shí),各有機(jī)官能團(tuán)均呈現(xiàn)出顆粒內(nèi)部含量較高而邊緣較低的特征,表明沼渣堆肥前后的樣品均被微生物從樣品邊緣不同程度的降解.

與圖3a,b相比, μ-FTIR譜(圖3c,d)可以提供更加詳細(xì)的信息.對(duì)比堆肥前后μ-FTIR譜圖,有機(jī)肥樣品表現(xiàn)出不同的紅外光譜特征.與堆肥前的沼渣相比,堆肥后的沼渣中3400cm-1的吸收峰相對(duì)強(qiáng)度顯著降低,表明堆肥后樣品中的纖維素、碳水化合物逐漸被降解,從而使羥基基團(tuán)強(qiáng)度顯著減少;而2930cm-1處吸收峰強(qiáng)度降低,表明亞甲基和甲基含量降低,即標(biāo)志著脂肪族化合物的分解,這一結(jié)果與李榮華等[32]的研究結(jié)果相似.沼渣堆肥處理后,樣品在1430cm-1處吸收峰明顯增強(qiáng),該吸收峰是由于梭酸分子的內(nèi)彎曲振動(dòng)、羧酸鹽的羥基伸縮振動(dòng)或脂肪族亞甲基的搖擺振動(dòng)產(chǎn)生,這表明隨著堆肥過(guò)程的進(jìn)行,堆體中易降解有機(jī)物料逐漸分解,穩(wěn)定的大分子含芳香環(huán)類(lèi)物質(zhì)含量逐漸增加[33].此外,沼渣堆肥處理后,樣品在1030cm-1附近處多糖類(lèi)物質(zhì)的C—O拉伸、—OH面內(nèi)彎曲和—C—C—伸縮峰[33]的相對(duì)強(qiáng)度也有所增加.因此,堆肥過(guò)程中的1430cm-1和1030cm-1處吸收峰可能與腐殖化程度相關(guān).

由圖3c,d可知,沼渣堆肥前,有機(jī)類(lèi)羥基的特征峰3400cm-1強(qiáng)度從樣品顆粒內(nèi)部到外部呈逐漸降低趨勢(shì),表明樣品是被微生物從外向內(nèi)逐漸降解的;而堆肥處理后,該特征峰從樣品顆粒的內(nèi)部到外部都顯著降低,表明有機(jī)類(lèi)羥基已被堆肥過(guò)程中的微生物利用分解.與有機(jī)類(lèi)羥基的特征峰不同,雖然沼渣堆肥前1430cm-1特征峰強(qiáng)度也是從樣品顆粒內(nèi)部到外部呈逐漸降低趨勢(shì),但特征峰強(qiáng)度較弱;而堆肥處理后,該特征峰從樣品顆粒的內(nèi)部到外部都顯著增強(qiáng),表明羧酸碳(1430cm-1)是堆肥腐殖化過(guò)程的產(chǎn)物.因此,同步輻射紅外顯微成像技術(shù)有望作為表示有機(jī)物演變規(guī)律及堆肥腐熟度的一個(gè)新手段.

圖3 沼渣堆肥前后的同步輻射紅外顯微成像圖及微區(qū)FTIR譜

a為堆肥前樣品;b為堆肥后樣品;c為堆肥前樣品;d為堆肥后樣品

2.4 沼渣堆肥中重金屬形態(tài)變化和基于同步輻射紅外的有機(jī)官能團(tuán)關(guān)聯(lián)

在堆肥初期,有機(jī)肥樣品顆粒中3400cm-1和2930cm-1處的吸收峰值強(qiáng),說(shuō)明堆肥初期有機(jī)肥顆粒中的物質(zhì)主要以有機(jī)類(lèi)羥基的化合物(如纖維素、半纖維素、木質(zhì)素)和脂肪類(lèi)物質(zhì)為主,而此時(shí)重金屬Cu的形態(tài)主要以可還原態(tài)、可氧化態(tài)為主,Zn主要以可交換態(tài)和可還原態(tài)為主,其生物可利用性高,生物毒性較大.經(jīng)堆肥發(fā)酵后,3400和2930cm-1處的吸收峰強(qiáng)度減弱,而在1430和1030cm-1處的吸收峰強(qiáng)度增強(qiáng),說(shuō)明經(jīng)堆肥發(fā)酵后,堆體中易分解的脂肪和碳水化合物等有機(jī)物在微生物的作用下被消耗分解成羧酸類(lèi)物質(zhì)和羥基類(lèi)化合物(包括酚羥基、烯醇羥基、羥基錕、內(nèi)酯、酯和醇羥),完成了腐殖化過(guò)程;同時(shí),可交換態(tài)Cu比例降低,而殘?jiān)鼞B(tài)Cu比例明顯增強(qiáng),主要以可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cu為主,這可能是因?yàn)槎逊蔬^(guò)程中,有機(jī)質(zhì)發(fā)生腐殖化作用生成的腐殖質(zhì)與重金屬進(jìn)行絡(luò)合從而降低重金屬的可移動(dòng)性與生物有效性.很多研究已表明,堆肥過(guò)程中重金屬各形態(tài)變化及生物有效性變化受有機(jī)物腐殖化程度的影響[34-35].堆肥初期,Zn的主要形態(tài)以生物可利用態(tài)為主,隨著堆肥的進(jìn)行,Zn的生物可利用性不大,但是可交換態(tài)Zn分配比逐漸降低,可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)分配比逐漸增加,與Cu的變化類(lèi)似,其形態(tài)的變化主要在高溫期[27,29],這說(shuō)明堆肥可有效降低重金屬Cu、Zn的生物有效性.

3 結(jié)論

3.1 沼渣堆肥對(duì)重金屬Cu、Zn有濃縮作用,堆肥處理后Cu、Zn分別平均增加了28%和38%.同時(shí),堆肥處理后沼渣中可交換態(tài)Cu、Zn的含量明顯降低,而殘?jiān)鼞B(tài)濃度普遍升高.

3.2 同步輻射紅外顯微成像圖表明,堆肥前后的沼渣堆肥樣品中同時(shí)出現(xiàn)了有機(jī)類(lèi)羥基(3400cm-1),親水碳(2930cm-1),羧酸碳(1430cm-1),多糖碳(1030cm-1)等有機(jī)官能團(tuán)特征,說(shuō)明沼渣堆肥樣品中主要為多糖(纖維素、半纖維素、木質(zhì)素)和脂肪等物質(zhì).同時(shí),各有機(jī)官能團(tuán)均呈現(xiàn)出顆粒內(nèi)部含量較高而邊緣較低的特征,表明沼渣堆肥前后的樣品均被微生物從樣品邊緣降解.

3.3 同步輻射微區(qū)紅外光譜(μ-FTIR)表明,與堆肥前相比,堆肥后的沼渣中3400cm-1處吸收峰強(qiáng)度顯著降低,1430cm-1處吸收峰強(qiáng)度明顯增加,表明堆肥過(guò)程使易降解的多糖類(lèi)物質(zhì)逐漸分解,而含芳香環(huán)類(lèi)物質(zhì)含量逐漸增加.同步輻射紅外顯微成像技術(shù)可作為表征有機(jī)物原位演變規(guī)律的一個(gè)新手段.

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Characterization of Cu and Zn species as well as the distribution of functional groups during composting of biogas residues and rice straw.

YANG Ming-chao1, YU Guang-hui1,2*, XU Yang-chun1, SHEN Qi-rong1

(1.Jiangsu Key Laboratory for Organic Solid Waste Utilization, College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China；2.Institute of Surface-Earth System Science, Tianjin University, Tianjin 300072, China)., 2019,39(4)：1639~1644

Changes of Cu and Zn species and the distribution of functional groups during composting of pig manure biogas residue and rice straw were studied by using the community bureau of reference (BCR) extraction and synchrotron radiation based infrared spectromicroscopy (SR-FTIR). The results showed that compared to raw biogas residues, the content of Cu and Zn in the biogas residues increased 28% and 38%, respectively, after composting treatment. After composting, the exchangeable fractions decreased in both Cu and Zn, whereas their reducible fractions increased markedly. Micro-FTIR (μ-FTIR) showed a decrease of peak intensity at 3400cm-1but an increase of peak intensity at 1430cm-1during composting, suggesting the degradation of polysaccharides and the formation of aromatic substances. In summary, SR-FTIR has a potential to explore changes of organic matters and fractions of heavy metals during composting.

biogas residues；composting；synchrotron radiation based infrared spectromicroscopy；fractions of heavy metals

X705

A

1000-6923(2019)04-1639-06

2018-09-19

國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃(2017YFD0800803)

*責(zé)任作者, 教授, yuguanghui@njau.edu.cn, yuguanghui@tju.edu.cn

楊明超(1994-),男,河南信陽(yáng)人,南京農(nóng)業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事沼渣資源化利用研究.發(fā)表論文2篇.