好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪重金属有效性的影响

王 灿,何腾兵,杨志勇,袁昌权,陈瑞应,付天岭3,

(1.丽江市农业环境保护监测站,云南 丽江 674100;2.贵州大学农学院,贵阳 550025;3.贵州大学新农村发展研究院,贵阳 550025;4.贵州大学资源与环境工程学院,贵阳 550025)

【研究意义】猪粪富含N、P和有机质,可有效改善土壤养分状况[1-3],被广泛应用于农业生产。但在目前日趋规范的生态环境保护政策要求下,畜禽粪便中存在一定程度的重金属污染问题[4],给还田利用带来巨大挑战[5-6]。研究养猪场猪粪好氧堆肥、厌氧发酵处理方式下猪粪中有害重金属含量及其有效性的变化,对降低养殖粪污在农业环节中的安全风险具有重要意义。【前人研究进展】目前好氧堆肥和厌氧发酵是最主要的畜禽粪便处理方式[7-9],研究重点是养殖粪便处理前后或过程中特征养分指标(N、P、有机质)的转化、处理过程中有害气体排放和功能微生物类群变化等方面,而针对重金属、兽药残留等污染的研究较少。在养殖粪污重金属方面也主要是针对粪便或粪肥产品中的有害重金属含量进行分析[10-14]。有研究表明好氧堆肥处理可以降低粪便中重金属的迁移率和生物利用度[15-17];厌氧发酵处理后的猪粪中Cd较低[18-19],而Cu和Zn表现出较强的稳定性[20-21]。【本研究切入点】猪等畜禽粪便处理过程中,针对污染重金属活性变化的研究鲜见报道,重金属活性变化与养分之间的耦合关系仍需要进一步研究和验证。【拟解决的关键问题】采集贵州遵义地区养猪场猪粪进行好氧堆肥和厌氧发酵模拟试验,分析好氧堆肥与厌氧发酵处理方式及过程中猪粪Cu、Zn、Cd含量及其有效性的变化,探讨在厌氧发酵过程中对不同程度复合污染猪粪Cu、Zn、Cd有效性的影响,以期为猪粪绿色处置和生态还田利用提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验设计与样品制备

猪粪的基本理化性质如表1所示,参照沈玉君等[22]的粪肥标准,本次试验的猪粪Cu、Zn超标(Cu、Zn限值分别是100、400 mg/kg),根据Liu等[23]及黄绍文等[24]对中国猪粪重金属的研究结果和有机肥标准NY525—2012,猪鲜粪Cd含量远低于Cd限值(3 mg/kg)。

厌氧发酵试验装置为有机玻璃密封反应器(图1)。反应器采用机械搅拌,利用温度为(35±1)℃的恒温流动水进行保温和水封;搅拌轴与容器间采用水封,顶部设置有进样口,取样口设置于反应器的中、下层[25-26]。好氧堆肥试验装置为2层的圆形塑料桶组成,其中内层桶多孔进行通气,外层桶起保温作用,底部有堆肥渗出液的排水孔(图2)。好氧堆肥、厌氧发酵模拟试验于2020年11月至2021年1月在贵州省山地畜禽养殖污染控制与资源化技术工程实验室进行。

好氧堆肥试验设计:将猪鲜粪与辅料(菌渣)按质量比(鲜重)6∶1搅拌混合均匀(猪鲜粪6 kg,菌渣1 kg,调节碳氮比为28∶1),按堆肥物料(鲜重)添加10 mL猪粪腐熟菌剂,混合均匀后调节水分至50%～60%、pH 6.5～7.5,待堆肥温度升高至50 ℃翻堆曝气。试验按照外源添加CdCl20、1.5、3和6 mg/kg设置4个处理,命名为HCK(对照)、HC1.5、HC3、HC6,每个处理3次重复,堆肥周期为30 d。

表1 猪粪基本理化性质

1.搅拌机;2.温度显示器;3.排气口接口;4.氮气管接口;5.进样口接口;6.夹套出水口;7.取样口1;8.搅拌桨;9.温度探头;10.取样口2;11.夹套进水口。

堆肥完成后充分混合随机取样风干,经研钵研磨过10、100目筛备用。

厌氧发酵试验设计:以猪鲜粪为发酵原料,发酵物总量设置为4.5 kg,TS设置为10%,其中接种物(水和厌氧发酵所需的微生物)TS为3%,猪鲜粪TS为30%,先将接种物3 L加入反应器,在运行第7天时加入1.5 kg猪鲜粪驯化,综合李轶等[27]的参数控制,pH设置为7.0±0.2,碳氮比为2∶4。运行稳定后设置CdCl20、1.5、3和6 mg/kg 4个处理梯度,每个处理分别加入100 mg/kg CdCl20、6.75、13.5、27 mL,命名为YCK(对照)、YC1.5、YC3、YC6,每个处理设置2个反应器(即2重复),分别在发酵7、14、21、28 d取样(每次充分搅拌后随机取样200 g发酵液),取样后各反应器均添加猪鲜粪70 g,同时YCK加入超纯水130 mL,YC1.5加入10 mg/kg CdCl23.15 mL+超纯水126.85 mL,YC3加入10 mg/kg CdCl26.3 mL+超纯水123.7 mL,YC6加入10 mg/kg CdCl212.6 mL+超纯水117.4 mL。取部分样品于4 ℃冰箱保存,将部分样品用冷冻干燥机干燥后经研钵研磨过10目、100目筛备用。

1.2 测定项目及方法

样品pH采用pH计(PHS-3C,上海雷磁)测定。猪粪重金属Cu、Zn、Cd全量参照国家相关标准(GB/T 17141—1997)进行分析测试。称取过100目筛的样品0.2 g(精确至万分之一)与混酸(HNO3∶HClO4∶HF=4∶1∶1)充分混合后,放置于石墨消解仪中180 ℃消解2 h,赶酸、过滤后用超纯水定容至50 mL,采用ICP-OES(ICP7400型,美国Thermo Fisher)测定,采用标准物质GBW10012(GSB-3)进行质量控制。有效态Cu、Zn、Cd含量参照国家标准(GB/23739—2009)测定。称取1.00 g(精确至万分之一)样品放入100 mL的锥形瓶中,加入DTPA提取剂25 mL,调节pH至7.3,放置于振荡器,室温25 ℃振荡2 h,取出用滤纸过滤于50 mL的塑料离心管中,以(180±20) r/min振荡2 h后过滤,保留滤液,48 h内采用原子吸收火焰光度仪(Ice 3000,美国Thermo Fisher)测定,采用土壤标准物质GBW07460(ASA-9)进行质量控制。有机质采用H2SO4-K2CrO7外加热法测定;全N含量使用硫酸-水杨酸钠法测定、全P含量使用硫酸-钼锑抗比色法测定;全K含量采用原子吸收火焰光度法(Ice 3000,美国Thermo Fisher)测定。

1.渗滤液排水口;2.顶盖;3.排气孔;4.内层桶;5.外层桶;6.温度计。

1.3 统计分析

试验数据以平均值±标准误差表示,采用Excel 365及SPSS Statistics 22.0进行数据统计分析,显著性分析使用Duncan新复式极差法(P<0.05),使用Origin 2018、AI Illustrator进行绘图及编辑。

2 结果与分析

2.1 好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪Cu含量和活性的影响

如图3所示,与好氧堆肥前相比,好氧堆肥后各处理Cu全量分别增加18.74%、13.04%、13.50%和1.81%,但差异均未达到显著水平(P> 0.05,下同)。HCK、HC1.5好氧堆肥后有效态Cu略高于好氧堆肥前,HC3、HC6堆肥后有效态Cu含量略低于堆肥前,但均未达到显著水平。好氧堆肥可一定程度上降低猪粪中有效态Cu的比例,但效果不显著,与堆肥前相比,好氧堆肥后有效态Cu的比例均呈下降趋势,但各处理二者差异均未达到显著水平。

图中小写字母表示猪粪各处理堆肥后与堆肥前在P<0.05水平的差异显著性。图5、图7同。

如图4所示,厌氧发酵过程中Cu全量随着发酵时间延长呈上升趋势,表现出“浓缩效应”,其中YC3处理呈显著上升趋势(P<0.05,下同)。在发酵28 d,YCK、YC1.5、YC3、YC6处理的Cu全量相比发酵7 d分别增加15.39%、5.81%、14.51%、4.33%,但YCK、YC1.5、YC6处理在不同时间段Cu全量差异不显著。有效态Cu含量整体随着发酵时间延长呈显著下降的趋势,同时有效态Cu比例也显著下降,本研究测得猪粪鲜样中有效态Cu比例为25.21%(图3),而YCK、YC1.5、YC3、YC6处理经厌氧发酵28 d时有效态比例分别降为8.72%、12.33%、12.51%、12.55%,表明厌氧发酵虽增加了发酵产品中的Cu全量,但显著降低了其活性,起到了较好的钝化效果。

2.2 好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪Zn含量和活性的影响

如图5所示,与好氧堆肥前相比,好氧堆肥后各处理Zn全量均显著升高14.08%、11.06%、17.28%和10.48%,有效态Zn含量比例均显著降低至鲜粪的69.78%、66.63%、69.06%和67.13%,其中,猪鲜粪有效态Zn比例为39.65%,好氧堆肥处理后HCK、HC1.5、HC3、HC6有效态Zn比例均显著降低至24.23%、23.78%、23.36%和24.10%。

图中小写字母表示各处理在不同发酵时间各指标间在P<0.05水平的差异显著性。图6、图8同。

如图6所示,厌氧发酵处理猪粪中Zn全量随着发酵时间延长呈逐渐升高的趋势,发酵28 d与发酵7 d相比差异显著(P<0.05),表现出“浓缩效应”。发酵28 d时YCK、YC1.5、YC3、YC6处理Zn全量相比发酵7 d分别增加14.74%、16.32%、11.35%和8.56%。随着发酵时间的延长,猪粪有效态Zn含量总体呈降低趋势,4个处理的有效态Zn含量在发酵28 d时均显著低于发酵7 d时。有效态Zn比例与有效态Zn含量变化趋势一致。厌氧发酵后各处理的有效态Zn比例从鲜粪的40%均下降至25%。表明厌氧发酵虽在一定程度上增加了发酵产品中的Zn全量,但使其活性显著降低,起到较好的钝化效果。

图5 好氧堆肥前后猪粪Zn元素变化

图6 厌氧发酵过程中猪粪Zn元素变化

2.3 好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪Cd含量和活性的影响

如图7所示,相比好氧堆肥前,HCK处理的Cd全量增加64.00%,有效态Cd含量降低6.50%,有效态Cd含量比例从堆肥前的44.04%显著降至堆肥后的25.33%;HC1.5、HC3、HC6处理堆肥后的Cd全量分别显著升高9.51、19.92、38.83倍,有效态Cd含量分别显著增加15.49、28.52、42.11倍,但各处理的有效态Cd比例差异较小,分别为69.72%、65.86%、73.35%。好氧堆肥处理虽明显增加了猪粪中Cd全量,但有效态Cd的浓度并没有增大,特别是HCK处理有效态Cd比例显著降低,表明好氧堆肥并没有增加猪粪Cd的活性,且使堆肥后Cd全量增加的部分以非活性态存在。

如图8所示,厌氧发酵过程中YCK、YC1.5、YC3和YC6处理的猪粪Cd全量均呈逐渐升高的趋势,且各处理发酵28 d相比发酵7 d分别显著增加22.35%、34.88%、13.11%和18.75%。随着发酵时间延长猪粪中有效态Cd含量总体均呈下降的趋势,YC1.5、YC3和YC6处理在发酵28 d相比发酵7 d分别显著降低24.53%、27.00%和32.36%。各处理猪粪有效态Cd比例均呈显著的降低趋势,其中发酵7 d时YCK、YC1.5、YC3和YC6猪粪中有效态Cd比例分别为56.31%、50.30%、63.36%和49.18%,发酵28 d分别显著降至42.63%、28.10%、40.98%和28.00%。

图7 好氧堆肥后猪粪Cd元素变化

图8 厌氧发酵过程中猪粪Cd元素变化

表2 猪粪好氧堆肥中pH、养分指标与Cu、Zn、Cd之间的相关系数

表3 猪粪厌氧发酵中pH、养分指标和Cu、Zn、Cd的相关系数

2.4 好氧堆肥猪粪pH、养分指标同重金属的耦合分析

如表2所示,好氧堆肥处理下,猪粪pH与T-Cu、T-Cd、A-Cd呈负相关,而与T-Zn、A-Cu和A-Zn呈正相关。猪粪SOM与T-Cu、T-Zn、T-Cd均呈正相关。猪粪T-N与T-Cd、A-Cd均呈负相关,与T-Cu、A-Cu和A-Zn呈正相关。猪粪T-P与T-Cd、A-Cu、A-Zn和A-Cd均呈负相关,而与T-Cu和T-Zn呈正相关。说明猪粪T-P高,好氧堆肥时可能有利于降低猪粪中A-Cd、A-Cu、A-Zn的含量。猪粪T-K与T-Cd、A-Cd均呈负相关,与T-Cu、A-Cu、T-Zn和A-Zn呈正相关。

2.5 厌氧发酵过程中猪粪pH、养分指标与重金属的耦合分析

如表3所示,厌氧发酵过程中SOM和T-K呈显著正相关,与T-P呈显著负相关;T-N与T-P呈极显著正相关;T-P与T-K呈显著负相关,与T-Zn呈显著正相关;T-K与pH、A-Cu和A-Zn均呈显著正相关。pH与A-Cu、A-Zn均呈极显著正相关,与A-Cd呈正相关性,但相关性不显著;T-Cd与T-Zn、A-Cd呈极显著正相关,与T-Cu呈显著正相关。T-Zn与T-Cu呈极显著正相关,与A-Zn呈显著负相关;A-Cu与A-Cd呈显著正相关,与A-Zn呈极显著正相关。

3 讨 论

本研究中好氧堆肥处理后能降低猪粪中有效态Cu、Zn比例,pH与有效态Cu、Zn呈正相关,与李永双等[28]研究好氧堆肥会在一定程度上降低猪粪pH造成重金属活性升高的结果相一致,而与吕腾腾等[29]研究中高pH会有效降低重金属有效性的结果不一致。猪粪有机质与Cu、Zn、Cd全量均呈正相关,说明好氧堆肥过程中有机质分解会促进Cu、Zn、Cd的转化,这与尹晓明等[30]对好氧堆肥过程中粪肥有机质的研究结果一致;有机质与有效态Cu呈负相关,但和有效态Cd呈正相关,可能是由于本研究中Cd是外源添加的,高浓度的Cd有助于有机质的积累。另外猪粪全P与Cd全量呈负相关,与Cu和Zn全量呈正相关,与有效态Cu、Zn、Cd均呈负相关。说明猪粪全P的增加可以有效降低猪粪中有效态Cu、Zn、Cd含量,这与尹晓明等[30]堆肥的研究结果一致。另本研究中全K与Cd全量、有效态Cd呈负相关,与有效态Cu、Zn呈正相关,说明好氧堆肥时猪粪全K含量高可能有利于降低猪粪中有效态Cd含量,但不利于降低有效态Cu、有效态Zn含量,具体作用机理还需下一步深入研究。

厌氧发酵中全K与pH、有效态Cu和有效态Zn均呈显著正相关,pH与有效态Cu、Zn呈极显著正相关,pH变化对阳离子的捕获、释放仍可能缓解或加剧与重金属离子对有机物表面吸附位点的竞争,从而影响重金属的生物有效性[31-32],这也证实pH为猪粪厌氧发酵重金属生物有效态变化的关键消化变量之一。有机质和全K呈显著正相关,而与全P呈显著负相关;全N与全P呈极显著正相关,而全P与全K呈显著负相关,与Zn全量呈显著正相关,表明厌氧发酵能有效降解猪粪中的有机物,并引起物理和化学性质变化。有机质、pH和微生物活性的变化可能会影响重金属的化学形态,是预测重金属有效性和生态毒性的关键因素[33-34]。

猪粪重金属含量是判断其是否有环境风险的重要指标之一,随着发酵时间延长猪粪Cu、Zn、Cd全量均呈上升趋势,与Zheng等[13]的研究结果相同。尽管发酵后猪粪中Cu、Zn和Cd得以保留,但其活性已经改变,产生此现象的原因是微量的重金属对于某些酶活性是必需的,例如Cu2 +和Cd2 +在纤维素酶的催化中心起辅助因子作用,并刺激酶的活性,而高含量Cd2+和Cu2+会破坏蛋白质结构抑制酶的活性;微量的重金属刺激产甲烷菌的生长和活性,而高含量的重金属对产甲烷菌具有毒性作用[32]。Marcato等[35]和Legros等[36]研究表明Cu和Zn在猪粪发酵过程中会转化为流动性较低的组分,从而使Cu和Zn有效性降低,这与本研究中有效态Cu与有效态Zn呈极显著正相关,Zn全量与Cu全量呈极显著正相关,而与有效态Zn呈显著负相关的结果一致。Cu对古生菌群落的抑制作用强于Zn,并对厌氧发酵期间产甲烷菌的生长有抑制作用[37]。表明厌氧发酵后金属总浓度有所增加,但有效态比例明显降低,从而使Cu和Zn有效性降低。

猪粪中Cd在厌氧发酵期间被重新分配,其有效态取决于发酵条件,如发酵温度和时间等会对Cd有效性造成影响,其中可溶性Cd可转化为吸附金属、金属碳酸盐、磷酸盐和硫化物等形式的沉淀物,这些沉淀物的生物有效性依次降低,而金属硫化物的沉淀被认为是厌氧发酵的关键过程[37]。厌氧系统中重金属可能会参与许多物理化学过程,例如以硫化物、碳酸盐和氢氧化物的形式沉淀或以生物质和惰性特定物质的形式吸附到固体部分[38]。有研究证实硫化物的形成/溶解会影响厌氧消化过程中微量金属形态和生物有效性[39-40],此外金属硫化物可作为Cd的储存和来源,而天然/合成螯合剂(可溶性微生物代谢物、胞外多糖和EDTA/NTA)则能够控制Cd的生物有效性,有效态Cd下降程度还取决于补充的CdCl2中被微生物吸收的生物可利用部分[41]。尽管猪粪发酵后Cd全量均升高,但仍然可观察到这些Cd的刺激效应,表明Cd可能以非生物可利用的形式存在[42]。综上,厌氧发酵过程有效态Cd随发酵时间延长而降低可能是由于金属硫化物、微生物、胞外多糖和EDTA/NTA等共同作用,从而降低其生物有效性。

4 结 论

好氧堆肥、厌氧发酵处理后猪粪中Cu、Zn、Cd全量明显上升,呈现出“浓缩效应”。好氧堆肥能够明显降低猪粪中Zn活性,使猪粪中有效态Zn显著降低,但对猪粪中Cu、Cd钝化效果不明显;厌氧发酵可以显著抑制猪粪中Cu、Zn、Cd生物活性,起到钝化Cu、Zn和Cd的作用。厌氧发酵处理中,不同镉污染程度的猪粪有效态Cd含量及其比例均随着厌氧发酵时间的延长显著降低,进而达到钝化Cd的效果。