猪粪堆肥过程中养分和重金属含量的动态变化

尹晓明，王荣江，徐潇潇，曹 云

（1 南京农业大学资源与环境科学学院，江苏南京 210095；2 江苏省农科院农业资源与环境研究所，江苏南京 210095）

规模化、集约化畜禽养殖业饲料中，存在滥用或超剂量使用微量元素如Cu、Zn、Fe、As添加剂的现象。据统计，我国每年使用的微量元素添加剂约l5～18万吨，至少一半以上因未被动物利用而释放到环境中[1]。由于畜禽对微量元素的利用率很低，如Cu、Zn通过畜禽粪便排泄的量约占总量的95%以上，畜禽对饲料中无机Cd的吸收率仅为1%～3%，对有机Cd的吸收率为10%～25%，导致畜禽粪便重金属含量升高甚至超标，增加了有机肥料农用的环境风险。相比较而言，猪粪重金属的残留和超标较为严重, 其中Zn、Cu的超标率可达63%和70%[2]。科学合理地利用畜禽粪便资源是关系到环境安全和畜牧业可持续发展的重要问题。高温堆肥是畜禽粪便使用前必须的一个环节，堆肥过程是高温下有机物质的物理化学和生物学的分解过程。堆肥过程中微生物种类及酶活性的变化[3-4]，不同种类的辅料对堆肥过程的影响[5-6]，以及堆肥过程中抗生素的变化等问题已经有不少报道[7]。本文从安全角度对猪粪堆肥过程中养分和重金属含量的变化以及两者之间关系进行了研究，旨在为安全高效地利用畜禽粪便资源生产有机肥提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验设计

试验于2017年5—6月在江苏省农科院温室进行，所用猪粪取自江苏省农科院六合基地。新鲜猪粪在阴凉通风处风干到含水率在60%左右开始堆肥，取基地废弃砻糠作为辅料。猪粪与辅料的混合应该符合一定的C/N，一般认为堆肥合适的起始C/N在20～30∶1[8], 猪粪与辅料的质量比可在5∶1到2∶1范围之内，由于砻糠的透气性不如秸秆等辅料，本试验采用猪粪∶砻糠以质量比 (鲜重) =6∶1混合堆肥。堆肥所用原料的基本性质见表1。堆肥在1 m × 1 m × 1 m的正方形塑料箱内进行，塑料箱外盖一具有6孔 (直径4 cm) 的薄膜板，重复3次。堆肥过程中每天测定温度，每周翻堆一次。分别在堆肥第1天、第13天、第23天、第28天、第41天和第55天的上午10:00—11:00取样，各堆肥箱按照四分法随机取样300 g然后混合均匀。鲜样先取小部分测定pH值；另取部分称鲜重，烘干至恒重称重；其余样品烘干至恒重以后磨细，过0.15 mm筛备用。

表1 堆肥物料基本性质Table 1 Properties of the composting materials

1.2 测定指标及方法

称重法获得各取样时间的含水量。pH值测定按照水肥比10∶1的比例 (20 g去离子水∶2 g肥料) 震荡1 h后过滤，电极法测定滤液pH值[3]。堆肥温度测定参考曹云等[3]的方法；全氮用流动分析仪(AA3，德国) 方法测定[9]；总有机碳 (TOC) 测定采用重铬酸钾容量法[10]；Cr、Cd、Cu、Mn、Ni、Zn 总量及其有效态含量 (采用DTPA方法浸提[10]) 、全磷和全钾含量利用电感耦合等离子体发射光谱 (ICP-OES 710，美国 Agilent公司) 测定[11]；Pb、Hg、As总量利用电感耦合等离子体发射质谱 (ICP-MS, NexLON 300X，美国 Perkin Elmer公司) 测定[12]。ICP-OES /ICP-MS仪器运行条件：雾化器压力 190 KPa；氩气流速 1.10～1.20 L/min；等离子体流速 15～18 L/min；雾化器功率1.10 W；发射功率1.60 kW；泵速13～20 rpm。Cr、Cd、Cu、Mn、Ni、Zn、Pb、Hg、As标准品 (1000 mg/L) 以及标准大米 (GBW10010) 均购自国家有色金属及电子材料分析测试中心。浓硝酸、浓硫酸均为优级纯。使用标准大米用作质量控制，所有测定的指标均重复5次。

试验数据采用Excel 2007进行统计和作图，用One-way ANOVA (SPSS 17.0) 分析不同堆肥时间测定组份 (元素) 含量之间的差异性 (LSD多重比较法，P＜ 0.05) ，Pearson 相关关系 (两尾) 分析不同组分之间的相关性 (P＜ 0.01) 。

2 结果与分析

2.1 含水率、pH值和温度的变化

图1 堆肥过程中含水量、pH和温度的变化Fig. 1 Variation of moisture, pH and temperature during the composting

图1 显示，堆肥过程中含水率不断下降，第13天下降到44.89%，比第1天降低了29.44%；第28天下降到37.06%；第41天比第1天下降52.20%；第55天堆肥结束时含水率为21.08%，比第1天下降了66.87%。pH值总体为碱性，在第13天 pH上升到最高，达9.01，比堆肥前升高了16.10%，到后期趋于稳定。在堆肥的前13天内温度从第1天的25.3℃迅速升高到56.3℃，然后缓慢下降；在第13～23天温度波动范围在51.3℃～56.2℃，平均53.8℃；在第23～28天温度又快速上升，变化范围在51.3℃～72.7℃，平均66.6℃；到后期温度基本维持在34℃左右，这与以前报道的猪粪堆肥温度的变化趋势一致[3,6]，堆肥高温的温度和持续时间均符合粪便无害化卫生标准[13]。

2.2 TOC、全氮、全磷、全钾和C/N比的变化

堆肥过程是微生物参与的各种代谢过程，TOC可以为微生物提供碳源，有机碳的变化能在一定程度上反映堆肥的腐熟度[6,14]。图2显示，堆肥过程中TOC含量不断下降，在第28天比第1天下降26.85%，到后期TOC趋于稳定，这与文献报道的结果一致[5-6]。全氮含量先下降再升高然后下降，在前13天略有下降；在第23天比第1天升高了15.82%；第41天显著下降，此后趋于稳定。全磷含量不断升高，在前23天基本稳定；第28天开始上升，比第1天上升了23.30%；在第41天又显著升高，比第1天上升了41.32%，此后趋于稳定。全钾含量不断升高，在第13天显著上升，比第1天上升了38.31%；在第41天又显著升高、比第1天上升了78.82%，此后趋于稳定。

图2 堆肥过程中总有机碳、全氮、全磷、全钾含量的变化Fig. 2 Changes of the total organic carbon, N, P and K contents during the composting

C/N比是评价堆肥腐熟及稳定程度的重要参数[15]。由图3可知，C/N由最初的26.28下降到第23天的14.98，此后基本稳定。这与胡雨彤等[6]研究结果一致。在第55天 C/N达到15.12，符合堆肥的腐熟要求[16]。综合温度、全氮和C/N的变化可知，在23天到28天温度变化范围内51.3℃～72.7℃，平均66.6℃，C/N在14.98到15.05，全氮达到峰值。高温的平均温度和持续时间符合畜禽粪便无害化的要求，C/N和全氮都维持在比较理想的水平。因此，到28天基本达到腐熟，这是堆肥的关键时间。

图3 堆肥过程中C/N比的变化Fig. 3 Changes of the C/N ratio during the composting

2.3 Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn 和 As含量的变化

2.3.1 对标准大米的测定结果 表2显示，除了Cr、Cd、Hg未检测出，其余6种元素两种方法测定的含量基本在标准大米允许含量范围内。ICPOES测定的回收率 (测定值与标准大米参考值的比值) 在81.48%～96.12%；ICP-MS测定的回收率在100%～120%，说明方法准确度较高，可以用于分析测定。

表2 ICP-OES/ICP-MS测定标准大米 (GBW10010) 的元素含量精度Table 2 Determinations precise of the elements in standard rice (GBW10010) by ICP-OES and ICP-MS

2.3.2 堆肥 Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn、Cd、Hg 和As总量的变化 Cr、Cu、Mn、Ni、Zn、Pb 和As等7种元素含量范围分别为6.99～10.43 mg/kg、106.01～120.81 mg/kg、663.51～899.48 mg/kg、11.32～20.67 mg/kg、1245.18～1552.13 mg/kg、0.09～0.56 mg/kg、0.58～1.25 mg/kg；其中 Cr、Pb、As的含量未超出我国堆肥/有机肥的限量标准(NY525，中华人民共和国农业部) ；Cu、Mn、Ni、Zn尚没有限量标准；Cd、Hg未检测出。

图4 堆肥过程中Cr、Ni、Cu、Mn、Zn和As总量的变化Fig. 4 Changes of the total concentrations of Cr, Ni, Cu, Mn, Zn and As during the composting

由图4可知，Cr含量先下降、后升高、再下降直至平稳：在第13天比第1天下降了32.90%；在第23天显著升高并达到峰值，比第1天升高了67.41%；第28天比第23天下降了41.92%。Ni的变化与Cr十分相似：先下降、后升高、再下降直至平稳，在第23天显著升高并达到峰值，比第1天升高了48.41%；第28天比第23天下降了36.72%，此后趋于平稳。Cu含量先缓慢升高到后期显著升高：在第41天达到峰值，比第28天升高了11.65%；在第55天较第41天下降4.22%，但是比第1天升高9.20%。Mn含量的变化与Cu相似，先缓慢升高到后期显著升高：在第28天比第1天升高23.81%；在第41天比第28天升高9.50%，比第1天显著升高35.62%；在第55天显著下降，但是仍比第1天升高32.43%，Mn含量的峰值也出现在第41天。Zn含量的变化与Mn十分相似，缓慢升高到后期显著升高：在第28天比第1天升高19.22%，第41天比第28天显著升高并达到峰值；第55天比第41天下降5.62%，但是仍比第1天显著升高17.46%。As的变化总体是先下降、再升高：在第23天比第1天显著下降48.73%；在第41天比第23天显著升高12.82%、此后基本稳定。Pb的变化与其余元素不同：在第13天和23天分别比第1天显著下降61.22%和81.63%；在第28天又显著升高，分别比第13天和23天升高66.12%和83.90%，但在第41天以后其含量没有检出。

2.3.3 堆肥有效Cu、Zn、Mn含量的变化 有效Cu、Zn、Mn的含量远低于其元素总量，分别为2.35～5.79 mg/kg、47.39～70.29 mg/kg、17.82～20.28 mg/kg；有效Cu、Mn占总量的2.21%～4.82%，Zn的有效性略高，为3.80%～4.52%。有效Cu含量先升高、再下降直至平稳：在第13天显著上升，比第1天升高了134.52%，在第13～23天达到峰值；在第28天显著下降，比第23天下降39.41%，但是仍比第1天显著高42.13%；28天以后趋于稳定。有效Zn的变化经过两次从升高到下降的波动：第13天显著上升，比第1天升高48.32%；第28天显著下降，比第13天下降25.93%；第41天又显著上升，第55天显著下降。有效Mn的含量在28天以前基本不变，但是28天以后显著上升并在第41天达到峰值，在第55天显著下降 (图5) 。Pearson相关关系的分析 (2-Tailed,n=24) 表明，有效Cu和有效Zn之间呈极显著正相关关系 (R2=0.913，P＜0.01)；有效Zn与有效Mn之间也呈极显著正相关关系 (R2=0.613，P＜0.01) (表3)。

2.4 堆肥养分全氮、全磷、全钾、TOC与重金属元素Cu、Mn、Zn之间的相关关系

Pearson相关关系分析 (2-Tailed,n= 24) 的结果表明 (表3) ，全钾、全磷、Cu、Zn、Mn与TOC之间呈极显著负相关关系 (P＜0.01) ，这与Kong等[17]的研究结果基本一致，说明全钾、全磷、Cu、Zn与Mn含量的升高由堆肥过程中有机质的矿化引起。而有效Cu、有效Zn、有效Mn与TOC之间不存在相关关系。有效Cu与有效Zn、有效Zn与有效Mn之间呈极显著相关关系、这与Yang等[12]的研究结果一致。表3同时显示，全氮与Cu呈显著负相关关系 (P＜0.01) ，表示氮的矿化可能影响Cu的含量。Lu等[18]研究表明，猪粪堆肥过程中OM /TOC与总Cu、交换态Cu、交换态Zn呈极显著相关关系，有机质的降解过程不仅影响Cu、Zn的有效性和可移动性，而且影响不同形态Cu、Zn的转化。然而，影响重金属有效性及形态转化的因素等问题仍有待进一步的研究。

图5 堆肥过程中有效Cu、Zn、Mn含量的变化Fig. 5 Changes of the concentrations of the available Cu, Zn and Mn during the composting

表3 猪粪堆肥中养分与3种重金属元素之间的皮尔森相关系数(n = 24)Table 3 Pearson coefficients of the tested nutrient components and 3 heavy metal elements during swine composting

3 讨论

3.1 影响堆肥质量的因素

堆肥是通过生物降解把有机废弃物转化为稳定末端产物的过程，该过程很大程度上受C/N、水分、温度、pH和通气状况的影响，其中C/N是影响反应过程和堆肥质量的关键因素之一。本研究表明，在堆肥后期C/N稳定在15左右，基本达到腐熟要求[16]，也有研究认为堆肥理想的C/N在20～30[19]。Wu等[8]发现，在猪粪堆肥中以玉米秆为辅料，在初始C/N为25条件下可进一步降低脲酶活性，有效降低Cu的移动性，即通过影响脲酶的活性而影响金属离子的含量。本研究以砻糠为堆肥辅料，砻糠与稻草、秸秆、木屑等其他辅料相比有一定的硅质化，氮的含量较低、透气性不好，有机物不易降解，影响了可溶性有机碳的释放，降低了C/N。但是，使用砻糠在大规模堆肥条件下可以节约一定的物料成本。

堆肥过程中物料的降解与水分的散失和pH的变化是密切相关的。适度的含水量和pH有利于物理和化学反应的进行[20], 微生物降解反应适宜的pH值为7～8[21]。曹云等[3]研究表明，在猪粪堆肥的第11天含水量快速下降到39%左右，pH上升到8.50左右。Hazarika等[22]在造纸厂污泥堆肥过程中发现，随着温度的不断升高含水量逐渐减少，在第16天含水量急剧下降，比堆肥前下降了23.20%；pH值大幅度上升，从7.60上升到8.10。胡雨彤等[6]发现，牛粪和锯末堆肥的43天内含水量不断下降，堆肥结束时含水量在50%左右；堆肥的pH值在前5天逐渐下降，此后升高并稳定在8.0左右。李帆等[5]的研究表明，猪粪和锯末堆肥过程中含水率不断下降，不加过磷酸钙的对照组含水率减少了35.4%；pH值在前5天内下降，此后缓慢升高并维持在7.5左右。本研究显示，堆肥结束时含水量在30%以下，低于文献报道的类似堆肥的含水量，这可能与辅料的性质和堆肥时间的延长有关。Kong等[17]发现，在鸡粪与稻草堆肥过程中含水量逐渐下降，在第55天含水率下降到25.66%，第85天含水率下降到23.93%。堆肥过程中pH的升高与有机酸的降解以及有机碳的矿化引起氨的释放有关[8]。

3.2 影响堆肥过程重金属元素变化的因素

3.2.1 影响堆肥重金属含量及形态变化的因素 本研究表明，堆肥过程中Zn、Mn和Cu的含量不断升高，Cr和Ni在堆肥中期显著升高 (图3) 。Hazarika等[22]的研究表明，造纸厂污泥在堆肥过程中Cd、Cu、Fe、Ni、Pb、Cr、Zn和Mn的含量不断升高；Singh等[13]在园林废弃物堆肥过程中也发现重金属含量的升高。堆肥过程中重金属元素含量的升高主要与有机质的降解和矿化导致的干物质减少有关[24]。然而，本研究中As、Hg和Pb含量变化与其余元素有所不同，它们都是容易挥发的金属，在堆肥中的含量本身就较少，加上高温条件下样品的氧化分解也容易带来质量的损失，导致样品中的含量很低甚至低于仪器检测限。研究表明，在As超积累植物如中国蕨堆肥过程中，总As和水溶性As分别减少了25%、32%，As的损失主要由于溶解在堆肥渗出液中As的挥发以及As3+向As5+的转化，利用X射线衍射和扫描电镜证实了转化过程伴随着砷酸镁的形成[25]。Knoop等[26]在市政有机废弃物厌氧消解过程中发现Cd和Pb有大量的散失，原因可能与厌氧消解过程有机化合物的溶解有关，金属离子可以与溶解的有机碳表面功能区结合形成可溶性的有机金属复合物，并通过渗透作用向周围运移[27]。

重金属的生物有效性、毒性和淋洗不仅与其总量有关，还与它们的化学形态有关[28]。Tessier等[29]的方法是目前广泛使用的提取堆肥或生物炭中Cu和Zn形态的方法，提取后的组分有以下五种：交换态、碳酸盐结合态、还原型Fe-Mn结合态、有机物结合态及残留态。在污泥堆肥的终产物中，70%以上的Cu属于有机物结合态，Zn主要以还原型Fe-Mn结合态和交换态形式存在[30]。Meng等[31]对猪粪堆肥过程中Cu和Zn的形态转化做了比较详细的研究，结果表明堆肥中40%～73%的Cu为有机物结合态，在堆肥初期交换态和碳酸盐结合态Cu快速下降，但在28天以后趋于稳定；有机物结合态和残留态Cu分别从最初的224.65、17.17 mg/kg上升到末期的625.77、101.61 mg/kg；还原型Fe-Mn结合态Cu在堆肥过程中变化很小。与Cu不同的是，约一半以上的Zn为还原型Fe-Mn结合态，交换态和碳酸盐结合态Zn随堆肥进程而逐渐降低，还原型Fe-Mn结合态Zn和有机物结合态Zn随堆肥进程而逐渐升高，分别从堆肥初期的432.98、73.60 mg/kg上升到末期的976.68、239.99 mg/kg，其中末期还原型Fe-Mn结合态和有机物结合态Zn分别占总Zn的67.93%、16.71%。除了Cu与Zn，畜禽粪便中还含有一定量的As。Yang等[12]对200多份畜禽粪便的研究表明，二甲基砷酸盐 (DMA) 是主要的有机态As，约占总As的47%～62%；As3+是主要的无机态As，约占总As的24%～33%。单甲基砷酸盐 (MMA) 只在猪粪中检测到，约占总As的24%。堆肥中As主要为As5+，占总As的36%～100%，其次是单砷酸盐，含量占总As的31%。

本研究中有效Cu、Zn、Mn的含量占总量的2.21%～4.82%，其值小于由鲍艳宇等[32]测定的值(20%～50%) 。Hazarika等[22]研究表明，造纸厂污泥在堆肥过程中有效Cu、有效Zn、有效Mn占总量的5.03%～23.01%。本研究中有效Cu、有效Zn在堆肥前期升高，后期降低基本回到堆肥前的水平，这与文献报道的不同类型的畜禽粪便好氧堆肥中有效Cu、有效Zn的变化趋势一致[32]。Cu、Zn有效性的降低可能与高有效性组份向低有效性组份的转化有关。另有研究表明，水花生堆肥过程中有效Cu、有效Ni含量不断升高[13]，而有效Cu、Zn、Cd、Pb的含量变化与堆肥温度和水溶性碳呈显著相关关系[8]。总之，有关堆肥过程中重金属的散失与转移，形态的转化及影响因素等问题尚需要做进一步的研究。

3.2.2 降低畜禽粪便重金属生物有效性的方法 研究表明，堆肥过程中添加生物炭、磷灰石、沸石可提高重金属的钝化作用[33]，生物炭一般呈碱性，在高pH值下金属离子形成复杂的氢氧化物吸附在生物炭表面，显著降低了交换态组分的比例。在污泥堆肥过程中，添加生物炭使有效Pb、Cu、As的含量分别降低了51.9%、59.54%、56.32%[34]。在猪粪堆肥过程中，添加5%磷灰石促进了交换态、还原态Cu向有机结合态、残留态的转化，显著降低了有效Cu的含量；同时促进了Zn由交换态向残留态的转化[18]。研究还发现，堆肥过程中重金属的失活与富敏酸的形成有密切关系，富敏酸通过影响不同形态重金属的分配对其形成一定的钝化作用，而小分子的腐殖质能提高Cu、Zn的毒性和移动性[35]。在猪粪堆肥过程中，添加玉米炭∶木炭∶生物富敏酸 (1∶3∶3) 混合组分把交换态Cu从21.50 mg/kg降低到1.22 mg/kg；钝化率达94.98%[36]。除了化学钝化方法，还可以通过生物方法如蚯蚓堆肥来降低重金属的有效性，蚯蚓和牛粪混合堆肥显著降低了交换态Cd、Pb的含量，提高了残留态Cd、Pb的比例，减少了总Cr的含量，然而交换态Cr的含量有所上升，重金属总量的减少可能与蚯蚓肠道或皮肤的吸收有关[37]。

热解是生物质在厌氧条件下通过超高温度降解产生生物气、油和固体生物炭的方法。污泥、畜禽粪便等与不含重金属的生物质共热解可以降低堆肥、生物炭中重金属的生物有效性，是降低畜禽粪便重金属污染风险的可行方法。Jin等[38]研究发现，污泥和竹子废料共热解可以使污泥中的重金属转化成更加稳定的组分。Meng等[39]研究表明，600℃高温下猪粪∶稻草 = 3∶1共热解，可显著降低乙酸铵提取态、交换态和碳酸盐结合态的Cu和Zn的比例，减小Cu和Zn环境释放的风险，因为通过热解，猪粪中的交换态Cu和Zn向有机物结合态和残留态转化、对Cu和Zn起到固定作用，降低了Cu和Zn的有效性。Meng等[31]通过120天的土壤培养试验表明, 添加猪粪堆肥土壤中的DTPA-Cu、DTPA-Zn的含量远高于添加生物炭的土壤，说明通过700℃热解显著降低了猪粪堆肥中Cu和Zn的有效性，减小了重金属对土壤污染的风险。

4 结论

猪粪∶砻糠以6∶1的比例混合进行堆肥，从23天到28天平均温度和持续时间均符合畜禽粪便无害化的要求，C/N和全氮都维持在相对理想的水平，28天基本达到腐熟，是堆肥的关键时间节点。全钾、全磷、Cu、Zn和Mn之间呈极显著正相关关系，全钾、全磷、Cu、Zn、Mn与TOC之间呈极显著负相关关系，说明这几种组分总量的变化由有机质的矿化引起。有效Cu、有效Zn、有效Mn彼此之间呈极显著正相关关系，但与TOC不存在相关关系。因此，畜禽粪便堆肥应充分考虑养分与重金属二者及彼此之间的关系，以进一步提高肥效、降低重金属的污染风险。