唐尙柱，趙曉海，斯鑫鑫，王順永，李珊珊，張學(xué)勝，李玉成

（安徽大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，合肥230601）

近年來，隨著巢湖流域內(nèi)經(jīng)濟(jì)與社會(huì)的不斷發(fā)展，大量的氮、磷等營養(yǎng)元素輸入湖體，致使水體富營養(yǎng)化現(xiàn)象加劇，藍(lán)藻水華頻繁暴發(fā)[1]。打撈是當(dāng)前應(yīng)對藍(lán)藻水華暴發(fā)較為有效的治理手段，但是打撈上來的藍(lán)藻如不及時(shí)進(jìn)行妥善處理極易造成二次污染[2?3]。藍(lán)藻中含有豐富的有機(jī)質(zhì)及氮、磷等多種利于植物生長的營養(yǎng)元素，是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中優(yōu)質(zhì)的肥料資源[4?5]，因此通過高溫好氧堆肥的方式將藍(lán)藻轉(zhuǎn)化為有機(jī)肥成為藍(lán)藻資源化利用的重要方式之一[6]。然而，相關(guān)研究表明，好氧堆肥過程中會(huì)以NH3揮發(fā)的形式損失大量的氮素[7?8]。例如：動(dòng)物糞便堆肥過程中這一損失量約為初始氮含量的9.6%～46%[9]；污泥堆肥過程中約為40%～80%[10]；城市垃圾堆肥化處理過程中約為50%～60%[11?12]。藍(lán)藻富含蛋白質(zhì)，在傳統(tǒng)的好氧堆肥過程中，有機(jī)氮降解后極易轉(zhuǎn)化為NH3排放進(jìn)入大氣[10]。因此，降低NH3揮發(fā)是藍(lán)藻堆肥過程中氮素?fù)p失控制的關(guān)鍵。

當(dāng)前控制堆肥過程中NH3排放的方法主要包括調(diào)整堆肥材料本身的特性[13]；改善堆肥工藝條件[14]；添加化學(xué)藥劑使材料的屬性發(fā)生改變，或是與釋放的NH3發(fā)生反應(yīng)[10，12]；添加外源微生物以改變堆肥過程中碳和氮的代謝[15]。鳥糞石結(jié)晶法此前被廣泛應(yīng)用于廢水處理中氮和磷的回收再利用，這為實(shí)現(xiàn)堆肥過程中的氮素?fù)p失控制提供了一種新的思路[16]。通過添加鎂（Mg）鹽和磷（P）鹽將堆肥過程中釋放的NH3以磷酸銨鎂結(jié)晶（MgNH4PO4·6H2O）的形式沉淀下來，可有效減少NH3的揮發(fā)。有研究已證實(shí)該方法在食物垃圾、家禽和豬糞便的堆肥過程中對于降低NH3排放具有積極作用[17?19]，然而其在藍(lán)藻堆肥過程中的氮素轉(zhuǎn)化和損失機(jī)制可能與上述物料堆肥不盡相同，因此需要做進(jìn)一步研究。

此前關(guān)于藍(lán)藻堆肥的研究多集中于堆肥過程中的養(yǎng)分變化或是藻毒素降解情況[20?21]，有關(guān)氮素?fù)p失控制的報(bào)道也僅局限于酸化沸石、過磷酸鈣等幾種常用氮素固定劑的添加[4，22]，對基于鳥糞石結(jié)晶反應(yīng)原理的氮素?fù)p失控制技術(shù)之間的對比關(guān)注較為少見。為此，本文以菌渣、稻殼作為調(diào)理劑，聯(lián)合藍(lán)藻在基地溫室大棚內(nèi)進(jìn)行較大規(guī)模的好氧堆肥試驗(yàn)，研究了4種不同組合的Mg鹽和P鹽對堆肥過程中氮素?fù)p失控制的效果，以期為藍(lán)藻好氧堆肥工程化應(yīng)用提供較佳的工藝參數(shù)。

表1 堆肥材料的基本理化性質(zhì)Table 1 Basic characteristics of composting materials

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)場地與供試材料

堆肥試驗(yàn)在安徽省合肥市肥西縣紫蓬鎮(zhèn)新農(nóng)村實(shí)驗(yàn)基地的溫室大棚內(nèi)進(jìn)行。試驗(yàn)所需藍(lán)藻自巢湖塘西河口打撈獲取，菌渣由合肥立新菌種廠培訓(xùn)學(xué)校提供，稻殼從實(shí)驗(yàn)基地附近的紫蓬鎮(zhèn)制米廠獲得，上述材料的基本理化性質(zhì)見表1。此外，堆肥過程中添加的Mg（OH）2、MgSO4、H3PO4、KH2PO4均為化學(xué)純試劑。

1.2 堆肥方法與試驗(yàn)設(shè)計(jì)

堆肥試驗(yàn)采用藍(lán)藻、菌渣和稻殼混合堆肥，各堆體分別添加藍(lán)藻500 kg、菌渣500 kg和稻殼250 kg。為了加快堆肥進(jìn)程，同時(shí)添加堆體總質(zhì)量1%的EM菌促進(jìn)堆體發(fā)酵?？刂贫洋w初始含水率在55%左右，初始C/N為22.89。

為了比較不同組合Mg鹽和P鹽對藍(lán)藻堆肥過程中氮素的控制效果，試驗(yàn)共設(shè)置4個(gè)處理組和1個(gè)空白對照組：①M(fèi)P組，混合堆料與Mg（OH）2+H3PO4；②MKP組，混合堆料與Mg（OH）2+KH2PO4；③MSP組，混合堆料與MgSO4+H3PO4；④MSKP組，混合堆料與MgSO4+KH2PO4；⑤CK組，混合堆料。各試驗(yàn)組均做2組重復(fù)。已有的研究結(jié)果[23?25]表明，堆肥過程Mg鹽和P鹽的添加量相當(dāng)于初始氮含量的15%（以摩爾計(jì)）時(shí)有利于鳥糞石結(jié)晶的形成，因此本研究中Mg鹽和P鹽的添加量為15%。將稱好的Mg鹽與P鹽各自用水溶解后攪拌混勻，再添加到堆肥物料中充分混合。所有試驗(yàn)組均按長×寬×高=1.5 m×1.5 m×0.8 m錐體自然堆置。堆肥周期設(shè)定為42 d，分別在第10、20、30 d和40 d翻堆。

1.3 樣品采集與分析方法

堆肥期間每日上午9：30和下午17：30使用紅外線溫度探測儀（SENIT/SNT 550，德國衡利）測定堆體溫度。NH3樣品采用通氣法采集[26]。分別在堆肥開始后的第0、5、10、16、22、32、42 d取樣，于堆體上部、中部、下部各取約200 g物料充分混合后作為一個(gè)堆肥樣品。樣品分為3部分：一部分作為新鮮樣品貯于4℃冰箱中；一部分用于測定樣品含水率；一部分風(fēng)干、磨碎、過篩后備用。

1.4 氮素?fù)p失率與固定率的計(jì)算方法[22]

根據(jù)氮素平衡有：第一次取樣前后：

第二次取樣前后：

依次類推，每次取樣間隔均有氮素?fù)p失。

第n次取樣前后，氮素平衡式：

則總的全氮損失量：

氮素?fù)p失率：

NH3?N損失率：

氮素固定率：

式中：n為取樣次數(shù)；W0為堆肥開始時(shí)堆肥原料總質(zhì)量（鮮質(zhì)量），kg；Mw0為堆肥開始時(shí)堆肥樣品含水量，%；Wn為每次取樣后堆肥的質(zhì)量（鮮質(zhì)量），kg；Mwn為每次取樣時(shí)堆肥樣品含水量，%；Wn′為每次取的堆肥樣品質(zhì)量（鮮質(zhì)量），kg；Nn為每次取樣的TN含量，g·kg?1。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Microsoft Excel 2010與Origin 2018軟件對試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行基礎(chǔ)分析和繪圖；所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用SPSS22軟件進(jìn)行單因素方差分析（ANOVA），并通過LSD?t檢測差異顯著性。

2 結(jié)果與討論

2.1 堆肥過程中的基本理化指標(biāo)

如圖1a所示，試驗(yàn)開始后，各試驗(yàn)組的溫度迅速升高，MP、MKP、MSKP處理組和CK組在6～8 d時(shí)達(dá)到各自堆制過程中的最高溫度，分別為63.2、60.5、61.2℃和61.5℃，并在高溫階段（＞50℃）持續(xù)了11～13 d，這足以使得堆肥產(chǎn)品達(dá)到衛(wèi)生要求。30 d后隨著易降解有機(jī)質(zhì)的耗盡，堆體溫度逐漸下降直到接近氣溫。MSP組溫度在0～30 d顯著低于CK組（P＜0.01），最高溫度只達(dá)到53.6℃，并且高溫階段只持續(xù)了6 d，表明MSP處理對于堆肥過程具有明顯的抑制作用。

如圖1b所示，4個(gè)處理組的起始pH均低于CK組，這與所添加Mg鹽和P鹽的性質(zhì)有關(guān)。試驗(yàn)開始后，高氮物質(zhì)劇烈礦化產(chǎn)生的大量NH+4?N使各試驗(yàn)組的pH逐漸上升并達(dá)到峰值；而后隨著NH3的大量釋放以及硝化作用的增強(qiáng)[25]，堆體pH逐漸降低最終趨于穩(wěn)定。堆肥結(jié)束后，除CK組外，各處理組pH均產(chǎn)生了小幅度上升，這主要是由于Mg鹽和P鹽的添加使得堆肥過程中更多的NH+4?N被固定下來。MSP組的pH顯著低于其他處理組（P＜0.01），這可能是由于MgSO4+H3PO4呈弱酸性，使得發(fā)酵過程中各種揮發(fā)性有機(jī)酸的累積加劇，導(dǎo)致堆肥的pH進(jìn)一步降低。

如圖1c所示，各試驗(yàn)組的有機(jī)質(zhì)含量均隨著時(shí)間的變化逐漸降低。堆肥結(jié)束后，MP、MKP、MSP、MSKP處理組和CK組的有機(jī)質(zhì)含量分別為471.89、475.24、549.20、482.96 g·kg?1和462.77 g·kg?1，較初始有機(jī)質(zhì)含量分別下降了25.47%、23.12%、12.23%、21.26%和25.47%。整體來看，有機(jī)質(zhì)在0～16 d的降解速率明顯大于16～42 d。這主要是由于堆肥前期微生物代謝作用隨著溫度的升高不斷增強(qiáng)，并且所分解的均為結(jié)構(gòu)簡單易降解的有機(jī)物；堆肥后期微生物活動(dòng)隨著溫度的降低不斷減弱，并且木質(zhì)素等較難分解的有機(jī)物成為主要碳源，因此降解速率逐漸減小[21]。

如圖1d所示，各試驗(yàn)組初始GI均低于50%，說明堆肥物料具有較高的植物毒性，這也意味著藍(lán)藻不經(jīng)過處理直接作為肥料施用存在一定風(fēng)險(xiǎn)。在0～5 d，各試驗(yàn)組的GI相較于初始變化較小，這主要?dú)w因于堆肥初期揮發(fā)性脂肪酸和高濃度NH+4的產(chǎn)生對種子萌發(fā)產(chǎn)生了抑制[28]。此后隨著堆肥的繼續(xù)進(jìn)行，所有試驗(yàn)組的GI都逐漸增加。堆肥結(jié)束后，除MSP組外，其余各試驗(yàn)組的最終GI均超過80%，說明MSP組堆肥未達(dá)到腐熟狀態(tài)。

研究表明，MSP組的溫度、有機(jī)質(zhì)及GI指標(biāo)的變化情況有異于其他處理組的原因主要是由于MSP組的低pH所致。微生物在低pH條件下的活性會(huì)大幅降低，同時(shí)較低的pH有利于NH+4?N和各種揮發(fā)性有機(jī)酸在堆體中累積，這些均抑制了堆肥的降解進(jìn)程[17，23]。

2.2 堆肥過程中氮素的變化

2.2.1 NH3的排放規(guī)律

如圖2a所示，各試驗(yàn)組NH3的大量排放主要集中在堆肥前15 d，之后幾乎檢測不到NH3的排放，這與之前的研究結(jié)果相一致[7，13]，主要是由易降解有機(jī)物的強(qiáng)烈降解以及由此產(chǎn)生的高溫、高pH和高NH+4含量引起的。之后隨著底物的耗盡，氨化作用不斷減弱，NH3排放率降低。CK組NH3排放峰值出現(xiàn)在第5 d，達(dá)到324.68 g·d?1，而MP、MKP、MSP和MSKP組分別在第8、9、10 d和6 d達(dá)到峰值，分別為122.41、103.02、45.14 g·d?1和140.93 g·d?1，較CK減 少 了62.30%、68.27%、86.10%和56.59%，這說明Mg鹽和P鹽的添加能有效降低NH3排放量并延緩排放高峰。

如圖2b所示，15 d之后NH3累積排放量趨于穩(wěn)定，不再增加。整個(gè)堆肥過程中CK組NH3累積排放量為1 832.61 g，而MP、MKP、MSP和MSKP組分別為934.97、990.53、423.07 g和1 124.22 g，相較于CK組分別降低了48.98%、45.95%、76.91%和38.65%。這主要是由于Mg鹽和P鹽的添加在NH+4存在的條件下發(fā)生鳥糞石結(jié)晶反應(yīng)，將游離的NH+4固定為MgNH4PO4·6H2O沉淀下來，進(jìn)而降低了NH3排放量[16]。MSP組的NH3累積排放量顯著低于其他各處理組（P＜0.01），其原因主要是較低的pH以NH+4的形式保留了更多的氮，從而降低了NH3的排放[23]。

2.2.2 NH+4?N、NO?3?N及TN的變化

如圖3a所示，試驗(yàn)開始后，含氮有機(jī)物在氨化細(xì)菌作用下不斷分解，使得各試驗(yàn)組NH+4?N含量不斷升高達(dá)到峰值。此后由于NH3的釋放以及硝化作用的增強(qiáng)，NH+4?N含量逐漸下降，最終隨著堆肥進(jìn)入腐熟期，NH+4?N含量趨于穩(wěn)定。堆肥結(jié)束后，CK組NH+4?N含量為3.14 g·kg?1，相較于初始含量減少了40.19%；而MP、MKP、MSP和MSKP組分別為5.01、4.43、6.28 g·kg?1和5.72 g·kg?1，相較于初始含量分別增加了37.64%、23.40%、44.03%和29.23%，這說明Mg鹽和P鹽的添加對氮素起到了良好的固定作用，與此前的研究結(jié)果一致[7，23?24]。堆肥第10 d之后，MSP組的NH+4?N含量一直保持在較高水平且顯著高于CK組（P＜0.001），其原因一方面是由于低pH降低了NH3的排放；另一方面可能是因?yàn)榈蚿H抑制了硝化細(xì)菌將NH+4?N進(jìn)一步轉(zhuǎn)化[13，17]。有研究表明，鳥糞石結(jié)晶法會(huì)顯著增加堆肥中NH+4?N的含量，由于本試驗(yàn)使用的2.0 mol·L?1KCl溶液作為NH+4?N提取劑，無法提取鳥糞石晶體中的NH+4，因此在圖3a中未觀察到明顯趨勢[7，23]。

如圖3b所示，試驗(yàn)開始后0～10 d，各試驗(yàn)組NO?3?N含量僅呈現(xiàn)出緩慢增加的態(tài)勢，這主要是因?yàn)楦邷睾透逳H+4?N含量對硝化細(xì)菌的生命活動(dòng)產(chǎn)生了抑制作用[29]。之后隨著溫度的降低以及大量NH3的釋放，硝化細(xì)菌活性增強(qiáng)，通過硝化作用將堆體內(nèi)游離的NH+4?N轉(zhuǎn)化為NO?3?N，因而NO?3?N含量上升[12]。堆肥結(jié)束后，MP、MKP、MSP、MSKP處理組和CK組NO?3?N含量相較于初始含量分別增加了269.68%、247.50%、217.61%、272.02%和268.10%，這說明Mg鹽和P鹽的添加對于堆肥過程中NO?3?N的固定沒有明顯的促進(jìn)或抑制效應(yīng)。MSP組的NO?3?N含量略低于CK組，這可能是由于低pH抑制了硝化作用的轉(zhuǎn)化效率[13，17]。

如圖3c所示，試驗(yàn)開始后0～15 d，盡管NH3排放顯著，但TN含量仍然逐漸增加，這與此前的研究結(jié)果一致，其原因主要是含碳有機(jī)物的降解率高于NH3的排放率[30]。此后隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，含碳化合物不斷降解，使得TN含量持續(xù)上升。堆肥結(jié)束后，CK組的TN含量為21.53 g·kg?1，相較于初始含量增加了26.87%，而MP、MKP、MSP和MSKP組的TN含量分別為27.84、26.02、22.23 g·kg?1和24.89 g·kg?1，相較于初始含量分別增加了66.31%、54.42%、30.15%和46.50%。各處理組TN含量的升高幅度均大于CK組，其原因主要是Mg鹽和P鹽的添加與堆肥中的NH+4反應(yīng)生成了鳥糞石晶體，固定了的氮素[24]。

2.2.3 氮素固定率比較與固氮機(jī)制探討

根據(jù)物料守恒與氮素平衡原理[22]，計(jì)算不同處理藍(lán)藻堆肥過程中氮素?fù)p失率與固定率，結(jié)果見表2?？梢钥闯鯪H3釋放是氮素?fù)p失的主要方式，占比達(dá)71.29%～89.35%，與此前的相關(guān)研究基本一致[9?11]。通過Mg鹽與P鹽的添加，堆肥氮素固定率達(dá)33.54%～71.09%。

為探討其固氮機(jī)制，采用粉末X射線衍射（XRD）對42 d后的堆肥樣品進(jìn)行分析。如圖4所示，將各處理組衍射圖譜與CK組衍射圖譜以及鳥糞石標(biāo)準(zhǔn)圖譜進(jìn)行比對分析，證實(shí)了各組樣品中均含有MgNH4PO4·6H2O。根據(jù)相關(guān)研究[22]，在中性和堿性條件下，主要發(fā)生以下反應(yīng)：

隨著堆肥的進(jìn)程，含氮有機(jī)物分解產(chǎn)生大量NH+4，從而發(fā)生以下反應(yīng)：

綜上所述，堆肥過程中能夠形成鳥糞石晶體，但是其反應(yīng)受pH條件制約。相關(guān)研究表明鳥糞石的最佳結(jié)晶pH范圍為7.5～9[31]，因此，低pH可能是導(dǎo)致MSP組圖譜出峰強(qiáng)度相較于其他3個(gè)處理組典型性較弱的主要原因。由表2可知，MSP組的氮素固定率顯著大于其余3個(gè)處理組，其原因一方面是低pH抑制了NH+4?N向NH3轉(zhuǎn)化，從而保存了更多的NH+4?N；另一方面是低pH抑制了堆肥反應(yīng)的進(jìn)行，堆體內(nèi)的含氮有機(jī)物并未被微生物充分利用，因而顯示出較高的氮素固定率。

表2 不同處理藍(lán)藻堆肥過程中氮素?fù)p失率及固定率（%）Table 2 Efficiency of nitrogen?loss and inhibiting nitrogen?loss during composting of cyanobacteria in different treatments（%）

2.3 堆肥產(chǎn)品安全性及肥效評價(jià)

2.3.1 微囊藻毒素降解效果

微囊藻毒素（Microcystin，MC）是一類具有嚴(yán)重危害性的生物毒素，主要包括MC?LR和MC?RR[21]。雖然好氧堆肥對MC的降解較為明顯，但若處理不當(dāng)可能會(huì)造成一定的風(fēng)險(xiǎn)[32]。因此，本試驗(yàn)重點(diǎn)關(guān)注了堆肥前后樣品中MC的含量及其降解率，結(jié)果見表3。

表3 不同處理藍(lán)藻堆肥過程中微囊藻毒素含量的變化Table 3 Changes of microcystin content during composting of cyanobacteria in different treatments

如表3所示，堆肥結(jié)束后，MP、MKP、MSKP處理組和CK組的MC含量降解趨勢與汪晶晶等[21]的研究結(jié)果一致。MP、MKP和MSKP組對MC的降解率均高于CK組，這可能是由于這3種處理延緩了堆肥的降溫期，從而獲得了較高的降解率。MSP組的MC降解率明顯低于CK組，這主要是由于低pH抑制好氧堆肥發(fā)酵過程所導(dǎo)致。

2.3.2 肥效評價(jià)

有機(jī)肥料國家標(biāo)準(zhǔn)（NY 525—2012）中規(guī)定了有機(jī)肥的技術(shù)指標(biāo)，其中有機(jī)質(zhì)含量（以烘干基計(jì)）≥45%，總養(yǎng)分（N+P2O5+K2O）含量（以烘干基計(jì)）≥5%。以此標(biāo)準(zhǔn)為對照，堆肥試驗(yàn)結(jié)束后MP、MKP、MSP、MSKP處理組和CK組的有機(jī)質(zhì)含量（以烘干基計(jì)）分別為47.19%、47.52%、54.92%、48.30%和46.28%，總養(yǎng)分（N+P2O5+K2O）含量（以烘干基計(jì)）分別為8.76%、9.70%、7.71%、9.60%和6.62%，均達(dá)到了標(biāo)準(zhǔn)要求。

3 結(jié)論

（1）MP、MKP和MSKP處理可顯著降低堆肥過程中的NH3排放與氮素?fù)p失，且堆肥產(chǎn)品均可達(dá)腐熟狀態(tài)。

（2）MSP處理由于其初始pH低而抑制了堆肥的進(jìn)程，種子發(fā)芽指數(shù)顯示堆肥未能完全腐熟。

（3）綜合來看，雖然MKP處理的氮素固定率略低于MP處理，但其具有更高的微囊藻毒素降解率與總養(yǎng)分含量，是藍(lán)藻堆肥工程化應(yīng)用中理想的固氮方式。

（4）本研究中Mg鹽與P鹽的添加量是參照畜禽糞便作為堆肥原料的相關(guān)研究后確定的，而以藍(lán)藻這一植物性物料為堆肥原料，其更適宜的添加量有待于進(jìn)一步研究。