膨潤土和腐植酸對(duì)豬糞堆肥Zn、Cu鈍化和微生物群落的影響

關(guān)鍵詞：豬糞堆肥；膨潤土；腐植酸；重金屬鈍化；微生物

畜禽規(guī)模化養(yǎng)殖發(fā)展過程中，巨大的糞便量對(duì)環(huán)境造成嚴(yán)峻考驗(yàn)，是導(dǎo)致農(nóng)業(yè)面源污染的重要因素。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國糞肥資源量每年可達(dá)40億t，豬糞產(chǎn)量占比36.71%；約有40%的畜禽糞便未得到高質(zhì)量處理和利用，近60%的豬糞資源被浪費(fèi)。豬糞是一種含有粗蛋白、纖維和半纖維等物質(zhì)的有機(jī)復(fù)合產(chǎn)物，可作為補(bǔ)充氮源和緩釋氮源，替代化肥為土壤補(bǔ)充肥力、改善有機(jī)質(zhì)礦化條件。但未經(jīng)處理的豬糞有惡臭，病原體和重金屬含量較高，直接施用會(huì)造成空氣、水體和土壤污染等環(huán)境問題。

好氧堆肥是一種兼具成本效益和生態(tài)友好的可持續(xù)廢棄物處置方法，但傳統(tǒng)的好氧堆肥技術(shù)處理效率低，不能有效降低堆肥中重金屬的含量及其生物有效性。研究表明，克服常規(guī)堆肥技術(shù)局限性的有效方法是使用添加劑。膨潤土是一種含有2：1晶體結(jié)構(gòu)，以蒙脫石為主要成分的無機(jī)非金屬礦物，其結(jié)構(gòu)單元由Si-0四面體和Al-04 （OH）2八面體組成。由于同晶替代作用，膨潤土層間負(fù)電荷增多，吸附的K+、Na+、Ca2+等抗衡離子通過與重金屬陽離子的交換作用，使膨潤土成為重金屬的高效吸附劑。何增明等研究發(fā)現(xiàn)，在豬糞堆肥中添加2.5%的膨潤土后，殘?jiān)鼞B(tài)Zn增幅達(dá)158.6%，表明膨潤土是最佳的Zn鈍化劑。在堆肥中適量加入膨潤土可以多方面改善堆肥質(zhì)量，包括提高堆肥過程中的微生物活性和高溫階段的溫度等；此外，膨潤土的親水表面與糞肥的疏水表面結(jié)合，可以加速木質(zhì)纖維素的降解，縮短生產(chǎn)成熟堆肥所需的時(shí)間。腐植酸是一種天然芳香聚合物，由各種含氧官能團(tuán)交聯(lián)的脂肪族或芳香族單元骨架組成，具有豐富的羧基、酚羥基、甲氧基、酰氨基等功能基團(tuán)，可以為金屬氧化物與重金屬離子的絡(luò)合反應(yīng)提供更多的活性位點(diǎn)。薛錦輝等將腐植酸添加在豬糞和玉米秸稈堆肥中，發(fā)現(xiàn)腐植酸提高了堆肥腐殖化程度，促進(jìn)重金屬有效態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，對(duì)Cu、Zn的鈍化率分別達(dá)到58.72%、17.95%。微生物也是控制重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)變的關(guān)鍵因子。除水分、養(yǎng)分等堆肥基質(zhì)對(duì)微生物群落演替的直接影響外，添加劑對(duì)細(xì)菌群落也具有同等重要的調(diào)控作用。Hao等研究發(fā)現(xiàn)，添加10%的蒙脫石顯著改變了雞糞堆肥中的細(xì)菌群落，通過增強(qiáng)細(xì)菌和重金屬組分間的相關(guān)性，使Cu和Zn的生物有效性分別降低81.2%和15.6%。趙旭等通過在牛糞堆肥中添加腐植酸煤，發(fā)現(xiàn)堆肥中微生物多樣性提高，微生物群落的平均Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)分別提高了2.32%-6.06%和23.21%-30.48%。

目前，大多數(shù)研究仍集中于膨潤土和腐植酸在堆肥中的單一使用，而對(duì)有機(jī)無機(jī)相結(jié)合進(jìn)行重金屬鈍化的研究較少。本研究將膨潤土和腐植酸與豬糞共堆肥，通過單獨(dú)添加及兩者不同比例混合添加的方式，探究其對(duì)堆肥中重金屬Zn、Cu形態(tài)變化的影響以及微生物的響應(yīng)機(jī)制，以期篩選出最佳鈍化比例，為畜禽糞便資源化利用和堆肥工藝改進(jìn)提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1材料與方法

1.1試驗(yàn)材料

試驗(yàn)所用的豬糞和木屑收集于山東省泰安市當(dāng)?shù)仞B(yǎng)豬場(chǎng)和木材加工廠，膨潤土和腐植酸分別購自中國南陽宏發(fā)膨潤土公司和中國唐山大陳種苗培育中心。原料的主要特性如表1所示。

1.2試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2022年9-11月在山東農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院試驗(yàn)站進(jìn)行，以豬糞和木屑為堆肥原料，膨潤土和腐植酸為堆肥添加劑，在90L聚氯乙烯反應(yīng)器中進(jìn)行為期50d的堆肥試驗(yàn)。設(shè)置空白對(duì)照（CK）、膨潤土（BT）、腐植酸（HA）及膨潤土和腐植酸分別按照1：3（BHl）、1：1（BH2）和3：1（BH3）比例混合添加，共6個(gè)處理（表2）。添加劑用量為堆體干基的10%，將各處理所需原料充分混合，調(diào)整至合適的含水率（60%）和C/N（25）后置于堆肥反應(yīng)器中。堆肥過程中，保持0.3L·kg-1·h-1的空氣流速，每周手動(dòng)翻轉(zhuǎn)堆體，確保堆體氧氣均勻。每天中午記錄堆肥溫度和環(huán)境溫度，于堆肥第0、3、7、12、18、25、32、39、50天采集樣品。取樣時(shí)，從堆體頂部、中部和底部各取代表性樣品混合，得到約500 9固體。采集的樣品一部分保存在4℃環(huán)境中，用于測(cè)定基本理化性質(zhì)和重金屬含量；另一部分保存于-80℃低溫環(huán)境中，對(duì)其中第3、12、25、50天的樣品進(jìn)行微生物群落組成分析。

1.3測(cè)定指標(biāo)和方法

將堆肥以1：10固液比浸提后用pH計(jì)（PH SJ-3F）和電導(dǎo)率儀（DDS-307A）分別測(cè)定pH和電導(dǎo)率（EC）；取上述水浸提液過0.45um濾膜后用總有機(jī)碳分析儀測(cè)定可溶性有機(jī)碳（DOC）含量；采用BCR法提取不同形態(tài)重金屬，提取液中重金屬含量分別用ICP-MS測(cè)定，各形態(tài)提取方法見表3。

不同形態(tài)重金屬分配率和鈍化效果根據(jù)式（1）和式（2）計(jì)算：

不同形態(tài)重金屬分配率=各形態(tài)重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)／重金屬總質(zhì)量分?jǐn)?shù)X100%（1）

鈍化率=（堆肥前重金屬有效形態(tài)一堆肥后重金屬有效形態(tài)）／堆肥前重金屬有效形態(tài)X100%（2）

細(xì)菌群落高通量測(cè)序：使用EasyPure@ GenomicDNA試劑盒提取堆肥基因組DNA，根據(jù)指定的測(cè)序區(qū)域合成帶有條形碼的特異性引物進(jìn)行擴(kuò)增。測(cè)序區(qū)域338F_806R （338F： ACTCCTACGGGAGGCAG-CAG; 806R： GGACTACHVGGGTWTCTAAT）.PCR試驗(yàn)采用Pro Taq，20uL反應(yīng)體系，具體反應(yīng)參數(shù)：95℃預(yù)變性3min；95℃變性30s，55℃退火30s，72℃延伸45s，循環(huán)35次；再在72℃延伸10min。PCR產(chǎn)物通過QuantiFluor-ST藍(lán)色熒光定量系統(tǒng)（Promega公司）進(jìn)行定量，構(gòu)建Miseq庫，根據(jù)重疊關(guān)系拼接PE讀取。使用Trimatic軟件的FLASH版本控制和過濾序列質(zhì)量，區(qū)分樣本后，在Usearch（7.1版）平臺(tái)上進(jìn)行97%相似水平的OTU聚類分析和物種分類學(xué)分析。

1.4數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析

采用SPSS 23.0進(jìn)行LSD方差分析，差異顯著性水平設(shè)為0.05；采用Origin 2018進(jìn)行圖形制作，Cano-c05.0進(jìn)行冗余分析（RDA）；于上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司提供的平臺(tái)繪制細(xì)菌群落組成柱狀圖及相關(guān)性熱圖，基于tax-summary-a文件夾中的數(shù)據(jù)表，利用R語言工具繪圖。

2結(jié)果與分析

2.1膨潤土和腐植酸對(duì)堆肥腐熟度的影響

2.1.1堆肥過程中溫度的變化

由圖1可知，堆肥過程中存在升溫期、高溫期、降溫期以及低溫持續(xù)期4個(gè)階段，符合經(jīng)典堆肥溫度變化曲線。堆肥開始后的第1-3天為堆體升溫階段，各處理急劇升溫，最高溫為BH2處理的66.77℃，其余處理最高溫在61.33（BHI）-65.67℃（BT）。堆肥第4-20天為高溫持續(xù)期，CK、BH3處理嗜熱相維持在55℃以上的時(shí)間為4d，BH1和BH2各持續(xù)了5d；由于膨潤土的水脹特性以及腐植酸的高腐殖質(zhì)含量使得堆體維持了較長時(shí)間的親熱相，BT和HA處理的嗜熱期分別持續(xù)了11d和9d。在堆肥第35天之后，隨著堆體有機(jī)物的消耗，溫度逐漸下降，最終穩(wěn)定在環(huán)境水平。在堆肥降溫階段，各添加劑處理的堆溫均高于CK處理，直至堆肥結(jié)束。

2.1.2堆肥過程中pH和EC的變化

堆肥過程中各處理的pH變化基本一致（圖2a），均呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)。堆肥初始時(shí)，各處理pH均值在7.12左右。堆肥進(jìn)行至第25天時(shí)，各處理pH值均顯著升高（Plt;0.05），BT處理顯著高于CK處理，HA和BH3處理與CK無顯著差異，BH1和BH2處理顯著低于CK處理。堆肥結(jié)束后，BT處理pH值達(dá)到7.41，顯著高于其余各處理（Plt;0.05），而HA處理pH值為7.24，在各處理中最低。

EC代表可溶性鹽含量，其過高或過低均不利于堆肥產(chǎn)品施用后植物的生長。如圖2b所示，EC值在堆肥期間整體呈現(xiàn)逐步上升的趨勢(shì)。HA處理中EC波動(dòng)范圍在3.19-3.80mS·cm-1，高于其余處理。堆肥結(jié)束后，除BH2外的各處理EC值均較CK顯著升高。BHI處理的EC值達(dá)到3.98mS·cm-1，顯著高于CK處理0.47mS·cm-1：BH2處理的EC值為3.04mS·cm-1，較CK顯著降低0.47mS·cm-1，較BH1顯著降低0.94mS·cm-1（Plt;0.05）。

2.1.3堆肥過程中DOC的變化

各處理的DOC含量在堆肥過程中呈現(xiàn)一致趨勢(shì)，均隨著堆肥時(shí)間的推進(jìn)逐漸減少（圖3）。堆肥進(jìn)行至第12天時(shí)，CK處理的DOC含量較堆肥開始時(shí)有所上升，其余處理均下降，下降幅度表現(xiàn)為BTgt;BH2gt;BH3gt;BHIgt;HA。堆肥至第25天時(shí)，各處理DOC降解率進(jìn)一步增加。混合添加處理BH1、BH2和BH3的DOC含量較堆肥初始時(shí)分別顯著下降11.63%、18.52%和20.90%（Plt;0.05）。堆肥結(jié)束后，與初始堆肥相比，CK處理的DOC含量顯著降低122.47mg·kg-1（Plt;0.05），降解率達(dá)到28.06%；BT處理的DOC降解率達(dá)到24.55%. HA處理DOC含量下降121.95mg·kg-1，降解率達(dá)到25.68%?；旌咸砑犹幚鞡H1、BH2和BH3的DOC降解率分別達(dá)到39.96%、22.64%和40.52%。

2.2膨潤土和腐植酸對(duì)堆肥中重金屬Cu、Zn的影響

2.2.1對(duì)重金屬Cu的鈍化效果

豬糞中Cu的生物有效態(tài)（可交換態(tài)和可還原態(tài)）占比較低，且經(jīng)過堆肥發(fā)酵后均有所下降（圖4a）。CK處理堆后的Cu生物有效態(tài)占比較堆前降低4.53個(gè)百分點(diǎn)，單獨(dú)添加處理BT和HA的Cu生物有效態(tài)降幅較CK分別顯著升高6.46個(gè)和0.98個(gè)百分點(diǎn)（Plt;0.05）?；旌咸砑犹幚鞡HI、BH2和BH3堆后的有效態(tài)占比較堆前分別降低9.00、5.80個(gè)和12.17個(gè)百分點(diǎn)，降幅均顯著高于CK處理（Plt;0.05）。堆肥結(jié)束后，BT、HA和BHI處理的殘?jiān)鼞B(tài)Cu占比分別提高9.11、4.07個(gè)和3.52個(gè)百分點(diǎn)。BH2和BH3處理的殘?jiān)鼞B(tài)占比較堆前下降，但可氧化態(tài)Cu占比較堆前分別升高7.71個(gè)和30.51個(gè)百分點(diǎn)。

添加劑的加入顯著提高了Cu的鈍化率（圖4b），膨潤土和腐植酸混合添加對(duì)Cu的鈍化率均超過70%。BH1、BH2和BH3處理的重金屬Cu鈍化率分別達(dá)到73.58%、70.57%和79.84%，較CK分別顯著升高41.55、38.54個(gè)和47.80個(gè)百分點(diǎn)（Plt;0.05）。BT和HA單獨(dú)添加處理對(duì)重金屬Cu的鈍化率較低，分別為59.91%、45.99%，但較CK分別顯著升高27.88、13.96個(gè)百分點(diǎn)（Plt;0.05）。

2.2.2對(duì)重金屬Zn的鈍化效果

豬糞中Zn的可交換態(tài)占比較高，在堆肥過程中占比下降（圖Sa）。堆肥結(jié)束后，CK、BT、HA處理的可交換態(tài)Zn占比較堆前分別下降33.06、50.66個(gè)和42.66個(gè)百分點(diǎn)，膨潤土和腐植酸混合添加的BHI、BH2和BH3處理的可交換態(tài)Zn占比較堆前也有所下降。重金屬Zn的殘?jiān)鼞B(tài)含量在堆肥過程中變化較小，但活性較小的可氧化態(tài)占比隨著堆肥過程的推進(jìn)逐漸上升。與堆前相比，BT和HA處理的可氧化態(tài)Zn占比上升了19.35個(gè)和27.11個(gè)百分點(diǎn)，混合添加的BH1、BH2、BH3處理分別上升22.12、25.75個(gè)和29.74個(gè)百分點(diǎn)。各處理堆體中可氧化態(tài)Zn的增幅均顯著高于CK，其中BH3處理增幅最大，較CK顯著升高19.36個(gè)百分點(diǎn)（Plt;0.05）。

CK處理的Zn鈍化率為13.89%，各添加劑處理下堆體重金屬Zn的鈍化效果均優(yōu)于CK（圖Sb）。其中，BT和HA處理對(duì)重金屬Zn的鈍化率達(dá)到25.25%和38.47%，較CK升高11.36個(gè)和24.58個(gè)百分點(diǎn)?；旌咸砑优驖櫷梁透菜岬腂HI、BH2和BH3處理對(duì)重金屬Zn的鈍化率分別達(dá)到29.45%、38.65%和36.97%，較CK升高15.56、24.77個(gè)和23.09個(gè)百分點(diǎn)。

2.2.3堆肥理化性質(zhì)與重金屬形態(tài)間的冗余分析

在重金屬Cu形態(tài)占比和堆肥理化性質(zhì)間的RDA中（圖6），所選參數(shù)累積解釋度為94.29%。C/N是堆肥過程中影響重金屬Cu形態(tài)變化的主要因素，其解釋度達(dá)12.60%，貢獻(xiàn)率達(dá)59.70%。通過RDA排序圖發(fā)現(xiàn)，溫度、C/N和DOC與可交換態(tài)和可還原態(tài)Cu占比呈正相關(guān)關(guān)系，與可氧化態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)Cu占比呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，C/N與不同形態(tài)Cu之間的相關(guān)性均達(dá)到顯著水平（P= 0.042）。pH與可交換態(tài)Cu占比呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，與可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cu占比呈正相關(guān)關(guān)系，但未達(dá)顯著水平。

重金屬Zn形態(tài)占比和堆肥理化性質(zhì)間的冗余分析顯示，RDA所選參數(shù)累積解釋度為99.66%（圖7）。其中，T（P=0.002）和C/N （P=0.026）與可交換態(tài)Zn占比呈顯著正相關(guān)關(guān)系，與可氧化態(tài)、可還原態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)Zn占比呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。DOC與可交換態(tài)Zn占比呈正相關(guān)關(guān)系，與其他形態(tài)占比呈負(fù)相關(guān)關(guān)系；而pH和EC與可交換態(tài)Zn占比呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，與可氧化態(tài)Zn占比呈正相關(guān)關(guān)系。DOC、pH和EC與重金屬Zn形態(tài)占比之間的相關(guān)性均未達(dá)到顯著水平。

2.3膨潤土和腐植酸對(duì)堆肥細(xì)菌群落的影響

2.3.1膨潤土和腐植酸對(duì)細(xì)菌群落組成相對(duì)豐度變化的影響

由圖8可見，細(xì)菌群落門水平以厚壁菌門（Fir-micutes）、變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacte-roidota）、放線菌門（Actinobacteriota）和綠彎菌門（Chloroflexi）為堆肥過程中的主要優(yōu)勢(shì)菌門。厚壁菌門隨著堆肥時(shí)間的延長，在群落中的相對(duì)豐度逐漸降低。添加腐植酸的HA、BH1、BH2和BH3處理在堆肥第12天時(shí)，厚壁菌門的相對(duì)豐度均顯著高于CK和BT處理（Plt;0.05）。擬桿菌門和變形菌門相對(duì)豐度均在堆肥后期逐漸增大，變化趨勢(shì)較相似。堆肥結(jié)束后，單獨(dú)添加的BT和HA處理的擬桿菌門相對(duì)豐度分別為32.46%和28.57%，而混合添加的BH1和BH2處理其相對(duì)豐度分別為23.16%和31.19%。BH3處理的擬桿菌門相對(duì)豐度達(dá)到35.50%，較CK處理顯著升高（Plt;0.05）。在堆肥初期，混合添加的BH2和BH3處理的放線菌門相對(duì)豐度占比較高，其余處理的相對(duì)豐度占比較低，但各處理間無顯著差異。綠彎菌門相對(duì)豐度在堆肥前期占比較小（lt;1%），在堆肥后期逐漸增多，堆肥結(jié)束時(shí)相對(duì)豐度上升至最高。

綱水平下（圖9），各處理的優(yōu)勢(shì)菌綱為梭菌綱（Clostridia）、擬桿菌綱（Bacteroidia）、芽孢桿菌綱（Ba-cilli）、變形菌綱（Gammaproteobacteria）和放線菌綱（Actinobacteria）。優(yōu)勢(shì)菌綱在堆肥過程中的變化范圍分別為：梭菌綱1.96%-49.95%、擬桿菌綱0.71%-62.06%、芽孢桿菌綱1.38%-38.38%、變形菌綱1.84%-23.62%、放線菌綱6.52%-21.13%。梭菌綱和芽孢桿菌綱在嗜熱期相對(duì)豐度較高，在成熟期逐漸下降。在堆肥進(jìn)行至第12天時(shí)，BH2處理的梭菌綱相對(duì)豐度占比最高，為49.47%，BH3處理的梭菌綱相對(duì)豐度達(dá)到30.55%，僅次于BH2處理，但都顯著高于CK和單獨(dú)添加處理（Plt;0.05）。擬桿菌綱相對(duì)豐度在堆肥中后期逐漸上升并達(dá)到最高，BT處理在堆肥第25天時(shí)擬桿菌綱相對(duì)豐度最高，達(dá)到62.06%。堆肥結(jié)束后，各處理擬桿菌綱相對(duì)豐度分別為CK 18.70%、BT32.43%、HA 28.48%、BH1 23.10%、BH2 31.12%、BH335.46%。同擬桿菌門一致，BH3處理的擬桿菌綱相對(duì)豐度占比最高，顯著高于CK處理。堆肥初始時(shí)，BH3處理的放線菌綱相對(duì)豐度達(dá)到20.37%，與BH2處理的21.13%無顯著差異，但較同時(shí)期的CK處理顯著升高13 .46個(gè)百分點(diǎn)（Plt;0.05）。

2.3.2重金屬形態(tài)與細(xì)菌群落優(yōu)勢(shì)菌門間的相關(guān)性分析

細(xì)菌群落的多樣性和堆肥中重金屬活性對(duì)堆體內(nèi)重金屬的鈍化具有間接促進(jìn)作用（圖10）。重金屬Zn的形態(tài)變化與細(xì)菌優(yōu)勢(shì)菌門關(guān)聯(lián)緊密，其中，可交換態(tài)Zn與除厚壁菌門外的絕大部分細(xì)菌菌門相對(duì)豐度均呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系；可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Zn與之均呈顯著正相關(guān)關(guān)系（Plt;0.05）。可交換態(tài)Cu與大部分優(yōu)勢(shì)菌門呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（Plt;0.05），而可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cu與之呈正相關(guān)關(guān)系，但相關(guān)性未達(dá)顯著水平。

3討論

好氧堆肥中，pH和EC是評(píng)價(jià)堆肥腐熟的重要指標(biāo)。pH影響酶的活性，其變化過程主要與微生物好氧代謝過程中有機(jī)氮的礦化作用有關(guān)。堆肥進(jìn)行至第25天時(shí)，pH值顯著升高，這是因?yàn)殡S著堆肥進(jìn)程過半，有機(jī)物質(zhì)不斷礦化分解，微生物代謝活躍致使含水率急劇下降造成的。EC的高低決定著堆肥產(chǎn)品是否會(huì)對(duì)植物生長造成毒害作用，但隨著有機(jī)質(zhì)的降解以及水分的減少、可溶性鹽含量增多，EC值顯著升高。膨潤土和腐植酸的加入為堆肥引入了新的離子，使得添加劑處理的EC值均高于CK處理，這與Jiang等的研究結(jié)果一致。堆肥結(jié)束時(shí)各處理pH值穩(wěn)定在7.24-7.41范圍，EC值均低于4.0 mS·cm-1，均滿足堆肥腐熟標(biāo)準(zhǔn)。DOC是一類既含游離氨基酸、糖類等低分子量物質(zhì)，又含酶、多酚和腐植酸等各類大分子的復(fù)雜混合物質(zhì)。在堆肥過程中DOC含量不斷下降，表明隨著腐殖化作用的增強(qiáng)，大量DOC被微生物吸收利用以合成自身重要組成部分。研究結(jié)果顯示，BH3處理的DOC降解率最高，表明7.5%膨潤土和2.5%腐植酸混合添加更有利于堆肥腐熟。

膨潤土和腐植酸以自身多孔、高吸附和高交換性以及具備多種活性官能團(tuán)等特性對(duì)重金屬的形態(tài)變化產(chǎn)生顯著影響。本研究發(fā)現(xiàn)，相較于CK處理，膨潤土和腐植酸的添加顯著提高了重金屬Cu和Zn的鈍化率，且混合添加效果優(yōu)于單獨(dú)添加。其中，BH3處理對(duì)重金屬Cu和Zn的鈍化率分別為79.84%和36.97%，鈍化效果最佳。研究表明，添加劑對(duì)重金屬的鈍化不僅以物理吸附為主，對(duì)堆肥腐熟度的影響也是決定重金屬生物有效性的重要因子。鈍化效果最佳的BH3處理的DOC降解率也最高，達(dá)到40.52%。通過理化性質(zhì)和重金屬形態(tài)間的冗余分析可知，DOC與可交換態(tài)Cu、Zn呈正相關(guān)關(guān)系，與殘?jiān)鼞B(tài)和氧化態(tài)呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。Xue等指出，DOC具有低分子量和高官能團(tuán)特性，易與重金屬形成可溶可流動(dòng)的金屬配合物，隨著DOC含量的減少，重金屬生物可利用態(tài)減少，穩(wěn)定態(tài)配比增多。研究發(fā)現(xiàn)，膨潤土和腐植酸對(duì)Cu的鈍化效果優(yōu)于Zn，這是因?yàn)橹亟饘賈n是兩性金屬，具有活性強(qiáng)、不穩(wěn)定等特點(diǎn)，不易被鈍化。且在同一發(fā)酵系統(tǒng)中，重金屬Zn與Cu存在競爭，腐植酸等大分子物質(zhì)會(huì)率先與Cu緊密絡(luò)合，而Zn主要與小分子量物質(zhì)結(jié)合，且結(jié)合不穩(wěn)定，易在有機(jī)物分解過程中再次游離。

堆肥是微生物分解有機(jī)質(zhì)并引起理化參數(shù)動(dòng)態(tài)變化的生化過程，添加劑的添加量及其異質(zhì)性會(huì)直接或間接地影響微生物的活性和多樣性，導(dǎo)致有機(jī)物降解程度、腐殖質(zhì)含量等有所不同，從而對(duì)重金屬形態(tài)調(diào)控存在差異。膨潤土和腐植酸憑借自身多孔性質(zhì)，為堆體創(chuàng)造了疏松富氧的環(huán)境，使得參與降解纖維素、半纖維素和木質(zhì)纖維素的厚壁菌門、梭菌綱和芽孢桿菌綱等關(guān)鍵微生物大量繁殖；碳水化合物、酰胺化合物和蛋白質(zhì)等有機(jī)物被分解為簡單有機(jī)物并聚合成吸附能力更強(qiáng)的芳香環(huán)類、烯烴類腐殖質(zhì)，以調(diào)控重金屬向較為穩(wěn)定的可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。因此，重金屬形態(tài)和細(xì)菌優(yōu)勢(shì)菌門的相關(guān)性分析顯示，部分微生物與重金屬形態(tài)間存在顯著相關(guān)性。BH3處理的Cu、Zn可交換態(tài)降幅高于其余處理，這是由于BH3處理顯著促進(jìn)了擬桿菌門和擬桿菌綱的相對(duì)豐度升高。在擬桿菌門和擬桿菌綱的作用下，堆體木質(zhì)纖維素被有效分解成負(fù)價(jià)脂肪酸，并與金屬陽離子結(jié)合成化合物。

4結(jié)論

（1）7.5%膨潤土和2.5%腐植酸混合添加處理中可溶性有機(jī)碳的降解率達(dá)40.52%，更有利于堆肥腐熟。

（2）膨潤土和腐植酸的加入對(duì)堆肥重金屬Cu和Zn均有顯著鈍化作用。混合添加處理的鈍化效果優(yōu)于單獨(dú)添加，對(duì)重金屬Cu的鈍化效果優(yōu)于重金屬Zn?；旌咸砑?.5%膨潤土和2.5%腐植酸對(duì)重金屬Cu和Zn的鈍化率分別達(dá)到79.84%和36.97%，為最佳鈍化比例。

（3）混合添加7.5%膨潤土和2.5%腐植酸使堆體中參與碳氮轉(zhuǎn)化的厚壁菌門，參與纖維素降解的擬桿菌門、擬桿菌綱，以及抑制病原微生物的放線菌綱等細(xì)菌物種的相對(duì)豐度顯著升高。