尹曉明，王榮江，徐瀟瀟，曹 云

（1 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，江蘇南京 210095；2 江蘇省農(nóng)科院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，江蘇南京 210095）

規(guī)?；?、集約化畜禽養(yǎng)殖業(yè)飼料中，存在濫用或超劑量使用微量元素如Cu、Zn、Fe、As添加劑的現(xiàn)象。據(jù)統(tǒng)計，我國每年使用的微量元素添加劑約l5～18萬噸，至少一半以上因未被動物利用而釋放到環(huán)境中[1]。由于畜禽對微量元素的利用率很低，如Cu、Zn通過畜禽糞便排泄的量約占總量的95%以上，畜禽對飼料中無機(jī)Cd的吸收率僅為1%～3%，對有機(jī)Cd的吸收率為10%～25%，導(dǎo)致畜禽糞便重金屬含量升高甚至超標(biāo)，增加了有機(jī)肥料農(nóng)用的環(huán)境風(fēng)險。相比較而言，豬糞重金屬的殘留和超標(biāo)較為嚴(yán)重, 其中Zn、Cu的超標(biāo)率可達(dá)63%和70%[2]?？茖W(xué)合理地利用畜禽糞便資源是關(guān)系到環(huán)境安全和畜牧業(yè)可持續(xù)發(fā)展的重要問題。高溫堆肥是畜禽糞便使用前必須的一個環(huán)節(jié)，堆肥過程是高溫下有機(jī)物質(zhì)的物理化學(xué)和生物學(xué)的分解過程。堆肥過程中微生物種類及酶活性的變化[3-4]，不同種類的輔料對堆肥過程的影響[5-6]，以及堆肥過程中抗生素的變化等問題已經(jīng)有不少報道[7]。本文從安全角度對豬糞堆肥過程中養(yǎng)分和重金屬含量的變化以及兩者之間關(guān)系進(jìn)行了研究，旨在為安全高效地利用畜禽糞便資源生產(chǎn)有機(jī)肥提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計

試驗(yàn)于2017年5—6月在江蘇省農(nóng)科院溫室進(jìn)行，所用豬糞取自江蘇省農(nóng)科院六合基地。新鮮豬糞在陰涼通風(fēng)處風(fēng)干到含水率在60%左右開始堆肥，取基地廢棄礱糠作為輔料。豬糞與輔料的混合應(yīng)該符合一定的C/N，一般認(rèn)為堆肥合適的起始C/N在20～30∶1[8], 豬糞與輔料的質(zhì)量比可在5∶1到2∶1范圍之內(nèi)，由于礱糠的透氣性不如秸稈等輔料，本試驗(yàn)采用豬糞∶礱糠以質(zhì)量比 (鮮重) =6∶1混合堆肥。堆肥所用原料的基本性質(zhì)見表1。堆肥在1 m × 1 m × 1 m的正方形塑料箱內(nèi)進(jìn)行，塑料箱外蓋一具有6孔 (直徑4 cm) 的薄膜板，重復(fù)3次。堆肥過程中每天測定溫度，每周翻堆一次。分別在堆肥第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取樣，各堆肥箱按照四分法隨機(jī)取樣300 g然后混合均勻。鮮樣先取小部分測定pH值；另取部分稱鮮重，烘干至恒重稱重；其余樣品烘干至恒重以后磨細(xì)，過0.15 mm篩備用。

表1 堆肥物料基本性質(zhì)Table 1 Properties of the composting materials

1.2 測定指標(biāo)及方法

稱重法獲得各取樣時間的含水量。pH值測定按照水肥比10∶1的比例 (20 g去離子水∶2 g肥料) 震蕩1 h后過濾，電極法測定濾液pH值[3]。堆肥溫度測定參考曹云等[3]的方法；全氮用流動分析儀(AA3，德國) 方法測定[9]；總有機(jī)碳 (TOC) 測定采用重鉻酸鉀容量法[10]；Cr、Cd、Cu、Mn、Ni、Zn 總量及其有效態(tài)含量 (采用DTPA方法浸提[10]) 、全磷和全鉀含量利用電感耦合等離子體發(fā)射光譜 (ICP-OES 710，美國 Agilent公司) 測定[11]；Pb、Hg、As總量利用電感耦合等離子體發(fā)射質(zhì)譜 (ICP-MS, NexLON 300X，美國 Perkin Elmer公司) 測定[12]。ICP-OES /ICP-MS儀器運(yùn)行條件：霧化器壓力 190 KPa；氬氣流速 1.10～1.20 L/min；等離子體流速 15～18 L/min；霧化器功率1.10 W；發(fā)射功率1.60 kW；泵速13～20 rpm。Cr、Cd、Cu、Mn、Ni、Zn、Pb、Hg、As標(biāo)準(zhǔn)品 (1000 mg/L) 以及標(biāo)準(zhǔn)大米 (GBW10010) 均購自國家有色金屬及電子材料分析測試中心。濃硝酸、濃硫酸均為優(yōu)級純。使用標(biāo)準(zhǔn)大米用作質(zhì)量控制，所有測定的指標(biāo)均重復(fù)5次。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2007進(jìn)行統(tǒng)計和作圖，用One-way ANOVA (SPSS 17.0) 分析不同堆肥時間測定組份 (元素) 含量之間的差異性 (LSD多重比較法，P＜ 0.05) ，Pearson 相關(guān)關(guān)系 (兩尾) 分析不同組分之間的相關(guān)性 (P＜ 0.01) 。

2 結(jié)果與分析

2.1 含水率、pH值和溫度的變化

圖1 堆肥過程中含水量、pH和溫度的變化Fig. 1 Variation of moisture, pH and temperature during the composting

圖1 顯示，堆肥過程中含水率不斷下降，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天堆肥結(jié)束時含水率為21.08%，比第1天下降了66.87%。pH值總體為堿性，在第13天 pH上升到最高，達(dá)9.01，比堆肥前升高了16.10%，到后期趨于穩(wěn)定。在堆肥的前13天內(nèi)溫度從第1天的25.3℃迅速升高到56.3℃，然后緩慢下降；在第13～23天溫度波動范圍在51.3℃～56.2℃，平均53.8℃；在第23～28天溫度又快速上升，變化范圍在51.3℃～72.7℃，平均66.6℃；到后期溫度基本維持在34℃左右，這與以前報道的豬糞堆肥溫度的變化趨勢一致[3,6]，堆肥高溫的溫度和持續(xù)時間均符合糞便無害化衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)[13]。

2.2 TOC、全氮、全磷、全鉀和C/N比的變化

堆肥過程是微生物參與的各種代謝過程，TOC可以為微生物提供碳源，有機(jī)碳的變化能在一定程度上反映堆肥的腐熟度[6,14]。圖2顯示，堆肥過程中TOC含量不斷下降，在第28天比第1天下降26.85%，到后期TOC趨于穩(wěn)定，這與文獻(xiàn)報道的結(jié)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天顯著下降，此后趨于穩(wěn)定。全磷含量不斷升高，在前23天基本穩(wěn)定；第28天開始上升，比第1天上升了23.30%；在第41天又顯著升高，比第1天上升了41.32%，此后趨于穩(wěn)定。全鉀含量不斷升高，在第13天顯著上升，比第1天上升了38.31%；在第41天又顯著升高、比第1天上升了78.82%，此后趨于穩(wěn)定。

圖2 堆肥過程中總有機(jī)碳、全氮、全磷、全鉀含量的變化Fig. 2 Changes of the total organic carbon, N, P and K contents during the composting

C/N比是評價堆肥腐熟及穩(wěn)定程度的重要參數(shù)[15]。由圖3可知，C/N由最初的26.28下降到第23天的14.98，此后基本穩(wěn)定。這與胡雨彤等[6]研究結(jié)果一致。在第55天 C/N達(dá)到15.12，符合堆肥的腐熟要求[16]。綜合溫度、全氮和C/N的變化可知，在23天到28天溫度變化范圍內(nèi)51.3℃～72.7℃，平均66.6℃，C/N在14.98到15.05，全氮達(dá)到峰值。高溫的平均溫度和持續(xù)時間符合畜禽糞便無害化的要求，C/N和全氮都維持在比較理想的水平。因此，到28天基本達(dá)到腐熟，這是堆肥的關(guān)鍵時間。

圖3 堆肥過程中C/N比的變化Fig. 3 Changes of the C/N ratio during the composting

2.3 Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn 和 As含量的變化

2.3.1 對標(biāo)準(zhǔn)大米的測定結(jié)果 表2顯示，除了Cr、Cd、Hg未檢測出，其余6種元素兩種方法測定的含量基本在標(biāo)準(zhǔn)大米允許含量范圍內(nèi)。ICPOES測定的回收率 (測定值與標(biāo)準(zhǔn)大米參考值的比值) 在81.48%～96.12%；ICP-MS測定的回收率在100%～120%，說明方法準(zhǔn)確度較高，可以用于分析測定。

表2 ICP-OES/ICP-MS測定標(biāo)準(zhǔn)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總量的變化 Cr、Cu、Mn、Ni、Zn、Pb 和As等7種元素含量范圍分別為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的含量未超出我國堆肥/有機(jī)肥的限量標(biāo)準(zhǔn)(NY525，中華人民共和國農(nóng)業(yè)部) ；Cu、Mn、Ni、Zn尚沒有限量標(biāo)準(zhǔn)；Cd、Hg未檢測出。

圖4 堆肥過程中Cr、Ni、Cu、Mn、Zn和As總量的變化Fig. 4 Changes of the total concentrations of Cr, Ni, Cu, Mn, Zn and As during the composting

由圖4可知，Cr含量先下降、后升高、再下降直至平穩(wěn)：在第13天比第1天下降了32.90%；在第23天顯著升高并達(dá)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的變化與Cr十分相似：先下降、后升高、再下降直至平穩(wěn)，在第23天顯著升高并達(dá)到峰值，比第1天升高了48.41%；第28天比第23天下降了36.72%，此后趨于平穩(wěn)。Cu含量先緩慢升高到后期顯著升高：在第41天達(dá)到峰值，比第28天升高了11.65%；在第55天較第41天下降4.22%，但是比第1天升高9.20%。Mn含量的變化與Cu相似，先緩慢升高到后期顯著升高：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天顯著升高35.62%；在第55天顯著下降，但是仍比第1天升高32.43%，Mn含量的峰值也出現(xiàn)在第41天。Zn含量的變化與Mn十分相似，緩慢升高到后期顯著升高：在第28天比第1天升高19.22%，第41天比第28天顯著升高并達(dá)到峰值；第55天比第41天下降5.62%，但是仍比第1天顯著升高17.46%。As的變化總體是先下降、再升高：在第23天比第1天顯著下降48.73%；在第41天比第23天顯著升高12.82%、此后基本穩(wěn)定。Pb的變化與其余元素不同：在第13天和23天分別比第1天顯著下降61.22%和81.63%；在第28天又顯著升高，分別比第13天和23天升高66.12%和83.90%，但在第41天以后其含量沒有檢出。

2.3.3 堆肥有效Cu、Zn、Mn含量的變化 有效Cu、Zn、Mn的含量遠(yuǎn)低于其元素總量，分別為2.35～5.79 mg/kg、47.39～70.29 mg/kg、17.82～20.28 mg/kg；有效Cu、Mn占總量的2.21%～4.82%，Zn的有效性略高，為3.80%～4.52%。有效Cu含量先升高、再下降直至平穩(wěn)：在第13天顯著上升，比第1天升高了134.52%，在第13～23天達(dá)到峰值；在第28天顯著下降，比第23天下降39.41%，但是仍比第1天顯著高42.13%；28天以后趨于穩(wěn)定。有效Zn的變化經(jīng)過兩次從升高到下降的波動：第13天顯著上升，比第1天升高48.32%；第28天顯著下降，比第13天下降25.93%；第41天又顯著上升，第55天顯著下降。有效Mn的含量在28天以前基本不變，但是28天以后顯著上升并在第41天達(dá)到峰值，在第55天顯著下降 (圖5) 。Pearson相關(guān)關(guān)系的分析 (2-Tailed,n=24) 表明，有效Cu和有效Zn之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系 (R2=0.913，P＜0.01)；有效Zn與有效Mn之間也呈極顯著正相關(guān)關(guān)系 (R2=0.613，P＜0.01) (表3)。

2.4 堆肥養(yǎng)分全氮、全磷、全鉀、TOC與重金屬元素Cu、Mn、Zn之間的相關(guān)關(guān)系

Pearson相關(guān)關(guān)系分析 (2-Tailed,n= 24) 的結(jié)果表明 (表3) ，全鉀、全磷、Cu、Zn、Mn與TOC之間呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系 (P＜0.01) ，這與Kong等[17]的研究結(jié)果基本一致，說明全鉀、全磷、Cu、Zn與Mn含量的升高由堆肥過程中有機(jī)質(zhì)的礦化引起。而有效Cu、有效Zn、有效Mn與TOC之間不存在相關(guān)關(guān)系。有效Cu與有效Zn、有效Zn與有效Mn之間呈極顯著相關(guān)關(guān)系、這與Yang等[12]的研究結(jié)果一致。表3同時顯示，全氮與Cu呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系 (P＜0.01) ，表示氮的礦化可能影響Cu的含量。Lu等[18]研究表明，豬糞堆肥過程中OM /TOC與總Cu、交換態(tài)Cu、交換態(tài)Zn呈極顯著相關(guān)關(guān)系，有機(jī)質(zhì)的降解過程不僅影響Cu、Zn的有效性和可移動性，而且影響不同形態(tài)Cu、Zn的轉(zhuǎn)化。然而，影響重金屬有效性及形態(tài)轉(zhuǎn)化的因素等問題仍有待進(jìn)一步的研究。

圖5 堆肥過程中有效Cu、Zn、Mn含量的變化Fig. 5 Changes of the concentrations of the available Cu, Zn and Mn during the composting

表3 豬糞堆肥中養(yǎng)分與3種重金屬元素之間的皮爾森相關(guān)系數(shù)(n = 24)Table 3 Pearson coefficients of the tested nutrient components and 3 heavy metal elements during swine composting

3 討論

3.1 影響堆肥質(zhì)量的因素

堆肥是通過生物降解把有機(jī)廢棄物轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定末端產(chǎn)物的過程，該過程很大程度上受C/N、水分、溫度、pH和通氣狀況的影響，其中C/N是影響反應(yīng)過程和堆肥質(zhì)量的關(guān)鍵因素之一。本研究表明，在堆肥后期C/N穩(wěn)定在15左右，基本達(dá)到腐熟要求[16]，也有研究認(rèn)為堆肥理想的C/N在20～30[19]。Wu等[8]發(fā)現(xiàn)，在豬糞堆肥中以玉米稈為輔料，在初始C/N為25條件下可進(jìn)一步降低脲酶活性，有效降低Cu的移動性，即通過影響脲酶的活性而影響金屬離子的含量。本研究以礱糠為堆肥輔料，礱糠與稻草、秸稈、木屑等其他輔料相比有一定的硅質(zhì)化，氮的含量較低、透氣性不好，有機(jī)物不易降解，影響了可溶性有機(jī)碳的釋放，降低了C/N。但是，使用礱糠在大規(guī)模堆肥條件下可以節(jié)約一定的物料成本。

堆肥過程中物料的降解與水分的散失和pH的變化是密切相關(guān)的。適度的含水量和pH有利于物理和化學(xué)反應(yīng)的進(jìn)行[20], 微生物降解反應(yīng)適宜的pH值為7～8[21]。曹云等[3]研究表明，在豬糞堆肥的第11天含水量快速下降到39%左右，pH上升到8.50左右。Hazarika等[22]在造紙廠污泥堆肥過程中發(fā)現(xiàn)，隨著溫度的不斷升高含水量逐漸減少，在第16天含水量急劇下降，比堆肥前下降了23.20%；pH值大幅度上升，從7.60上升到8.10。胡雨彤等[6]發(fā)現(xiàn)，牛糞和鋸末堆肥的43天內(nèi)含水量不斷下降，堆肥結(jié)束時含水量在50%左右；堆肥的pH值在前5天逐漸下降，此后升高并穩(wěn)定在8.0左右。李帆等[5]的研究表明，豬糞和鋸末堆肥過程中含水率不斷下降，不加過磷酸鈣的對照組含水率減少了35.4%；pH值在前5天內(nèi)下降，此后緩慢升高并維持在7.5左右。本研究顯示，堆肥結(jié)束時含水量在30%以下，低于文獻(xiàn)報道的類似堆肥的含水量，這可能與輔料的性質(zhì)和堆肥時間的延長有關(guān)。Kong等[17]發(fā)現(xiàn)，在雞糞與稻草堆肥過程中含水量逐漸下降，在第55天含水率下降到25.66%，第85天含水率下降到23.93%。堆肥過程中pH的升高與有機(jī)酸的降解以及有機(jī)碳的礦化引起氨的釋放有關(guān)[8]。

3.2 影響堆肥過程重金屬元素變化的因素

3.2.1 影響堆肥重金屬含量及形態(tài)變化的因素 本研究表明，堆肥過程中Zn、Mn和Cu的含量不斷升高，Cr和Ni在堆肥中期顯著升高 (圖3) 。Hazarika等[22]的研究表明，造紙廠污泥在堆肥過程中Cd、Cu、Fe、Ni、Pb、Cr、Zn和Mn的含量不斷升高；Singh等[13]在園林廢棄物堆肥過程中也發(fā)現(xiàn)重金屬含量的升高。堆肥過程中重金屬元素含量的升高主要與有機(jī)質(zhì)的降解和礦化導(dǎo)致的干物質(zhì)減少有關(guān)[24]。然而，本研究中As、Hg和Pb含量變化與其余元素有所不同，它們都是容易揮發(fā)的金屬，在堆肥中的含量本身就較少，加上高溫條件下樣品的氧化分解也容易帶來質(zhì)量的損失，導(dǎo)致樣品中的含量很低甚至低于儀器檢測限。研究表明，在As超積累植物如中國蕨堆肥過程中，總As和水溶性As分別減少了25%、32%，As的損失主要由于溶解在堆肥滲出液中As的揮發(fā)以及As3+向As5+的轉(zhuǎn)化，利用X射線衍射和掃描電鏡證實(shí)了轉(zhuǎn)化過程伴隨著砷酸鎂的形成[25]。Knoop等[26]在市政有機(jī)廢棄物厭氧消解過程中發(fā)現(xiàn)Cd和Pb有大量的散失，原因可能與厭氧消解過程有機(jī)化合物的溶解有關(guān)，金屬離子可以與溶解的有機(jī)碳表面功能區(qū)結(jié)合形成可溶性的有機(jī)金屬復(fù)合物，并通過滲透作用向周圍運(yùn)移[27]。

重金屬的生物有效性、毒性和淋洗不僅與其總量有關(guān)，還與它們的化學(xué)形態(tài)有關(guān)[28]。Tessier等[29]的方法是目前廣泛使用的提取堆肥或生物炭中Cu和Zn形態(tài)的方法，提取后的組分有以下五種：交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、還原型Fe-Mn結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)及殘留態(tài)。在污泥堆肥的終產(chǎn)物中，70%以上的Cu屬于有機(jī)物結(jié)合態(tài)，Zn主要以還原型Fe-Mn結(jié)合態(tài)和交換態(tài)形式存在[30]。Meng等[31]對豬糞堆肥過程中Cu和Zn的形態(tài)轉(zhuǎn)化做了比較詳細(xì)的研究，結(jié)果表明堆肥中40%～73%的Cu為有機(jī)物結(jié)合態(tài)，在堆肥初期交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cu快速下降，但在28天以后趨于穩(wěn)定；有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)Cu分別從最初的224.65、17.17 mg/kg上升到末期的625.77、101.61 mg/kg；還原型Fe-Mn結(jié)合態(tài)Cu在堆肥過程中變化很小。與Cu不同的是，約一半以上的Zn為還原型Fe-Mn結(jié)合態(tài)，交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Zn隨堆肥進(jìn)程而逐漸降低，還原型Fe-Mn結(jié)合態(tài)Zn和有機(jī)物結(jié)合態(tài)Zn隨堆肥進(jìn)程而逐漸升高，分別從堆肥初期的432.98、73.60 mg/kg上升到末期的976.68、239.99 mg/kg，其中末期還原型Fe-Mn結(jié)合態(tài)和有機(jī)物結(jié)合態(tài)Zn分別占總Zn的67.93%、16.71%。除了Cu與Zn，畜禽糞便中還含有一定量的As。Yang等[12]對200多份畜禽糞便的研究表明，二甲基砷酸鹽 (DMA) 是主要的有機(jī)態(tài)As，約占總As的47%～62%；As3+是主要的無機(jī)態(tài)As，約占總As的24%～33%。單甲基砷酸鹽 (MMA) 只在豬糞中檢測到，約占總As的24%。堆肥中As主要為As5+，占總As的36%～100%，其次是單砷酸鹽，含量占總As的31%。

本研究中有效Cu、Zn、Mn的含量占總量的2.21%～4.82%，其值小于由鮑艷宇等[32]測定的值(20%～50%) 。Hazarika等[22]研究表明，造紙廠污泥在堆肥過程中有效Cu、有效Zn、有效Mn占總量的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，這與文獻(xiàn)報道的不同類型的畜禽糞便好氧堆肥中有效Cu、有效Zn的變化趨勢一致[32]。Cu、Zn有效性的降低可能與高有效性組份向低有效性組份的轉(zhuǎn)化有關(guān)。另有研究表明，水花生堆肥過程中有效Cu、有效Ni含量不斷升高[13]，而有效Cu、Zn、Cd、Pb的含量變化與堆肥溫度和水溶性碳呈顯著相關(guān)關(guān)系[8]?？傊?，有關(guān)堆肥過程中重金屬的散失與轉(zhuǎn)移，形態(tài)的轉(zhuǎn)化及影響因素等問題尚需要做進(jìn)一步的研究。

3.2.2 降低畜禽糞便重金屬生物有效性的方法 研究表明，堆肥過程中添加生物炭、磷灰石、沸石可提高重金屬的鈍化作用[33]，生物炭一般呈堿性，在高pH值下金屬離子形成復(fù)雜的氫氧化物吸附在生物炭表面，顯著降低了交換態(tài)組分的比例。在污泥堆肥過程中，添加生物炭使有效Pb、Cu、As的含量分別降低了51.9%、59.54%、56.32%[34]。在豬糞堆肥過程中，添加5%磷灰石促進(jìn)了交換態(tài)、還原態(tài)Cu向有機(jī)結(jié)合態(tài)、殘留態(tài)的轉(zhuǎn)化，顯著降低了有效Cu的含量；同時促進(jìn)了Zn由交換態(tài)向殘留態(tài)的轉(zhuǎn)化[18]。研究還發(fā)現(xiàn)，堆肥過程中重金屬的失活與富敏酸的形成有密切關(guān)系，富敏酸通過影響不同形態(tài)重金屬的分配對其形成一定的鈍化作用，而小分子的腐殖質(zhì)能提高Cu、Zn的毒性和移動性[35]。在豬糞堆肥過程中，添加玉米炭∶木炭∶生物富敏酸 (1∶3∶3) 混合組分把交換態(tài)Cu從21.50 mg/kg降低到1.22 mg/kg；鈍化率達(dá)94.98%[36]。除了化學(xué)鈍化方法，還可以通過生物方法如蚯蚓堆肥來降低重金屬的有效性，蚯蚓和牛糞混合堆肥顯著降低了交換態(tài)Cd、Pb的含量，提高了殘留態(tài)Cd、Pb的比例，減少了總Cr的含量，然而交換態(tài)Cr的含量有所上升，重金屬總量的減少可能與蚯蚓腸道或皮膚的吸收有關(guān)[37]。

熱解是生物質(zhì)在厭氧條件下通過超高溫度降解產(chǎn)生生物氣、油和固體生物炭的方法。污泥、畜禽糞便等與不含重金屬的生物質(zhì)共熱解可以降低堆肥、生物炭中重金屬的生物有效性，是降低畜禽糞便重金屬污染風(fēng)險的可行方法。Jin等[38]研究發(fā)現(xiàn)，污泥和竹子廢料共熱解可以使污泥中的重金屬轉(zhuǎn)化成更加穩(wěn)定的組分。Meng等[39]研究表明，600℃高溫下豬糞∶稻草 = 3∶1共熱解，可顯著降低乙酸銨提取態(tài)、交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的Cu和Zn的比例，減小Cu和Zn環(huán)境釋放的風(fēng)險，因?yàn)橥ㄟ^熱解，豬糞中的交換態(tài)Cu和Zn向有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)轉(zhuǎn)化、對Cu和Zn起到固定作用，降低了Cu和Zn的有效性。Meng等[31]通過120天的土壤培養(yǎng)試驗(yàn)表明, 添加豬糞堆肥土壤中的DTPA-Cu、DTPA-Zn的含量遠(yuǎn)高于添加生物炭的土壤，說明通過700℃熱解顯著降低了豬糞堆肥中Cu和Zn的有效性，減小了重金屬對土壤污染的風(fēng)險。

4 結(jié)論

豬糞∶礱糠以6∶1的比例混合進(jìn)行堆肥，從23天到28天平均溫度和持續(xù)時間均符合畜禽糞便無害化的要求，C/N和全氮都維持在相對理想的水平，28天基本達(dá)到腐熟，是堆肥的關(guān)鍵時間節(jié)點(diǎn)。全鉀、全磷、Cu、Zn和Mn之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系，全鉀、全磷、Cu、Zn、Mn與TOC之間呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，說明這幾種組分總量的變化由有機(jī)質(zhì)的礦化引起。有效Cu、有效Zn、有效Mn彼此之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系，但與TOC不存在相關(guān)關(guān)系。因此，畜禽糞便堆肥應(yīng)充分考慮養(yǎng)分與重金屬二者及彼此之間的關(guān)系，以進(jìn)一步提高肥效、降低重金屬的污染風(fēng)險。