栾润宇 ，李佳佳 ，纪艺凝 ，闫翠侠 ，3，孙约兵 *

（1.东北农业大学资源与环境学院，黑龙江 哈尔滨 150030；2.农业农村部环境保护科研监测所，农业农村部产地环境污染防控重点实验室/天津市农业环境与农产品安全重点实验室，天津 300191；3.新疆农业大学草业与环境科学学院，新疆 乌鲁木齐 830052）

近年来，随着我国规模化畜禽养殖业的迅速发展，畜禽粪便产生量逐年增长，全国畜禽粪便的年产生量由 1999 年的 19.0 亿 t［1］，增加到 2010 年的22.263亿t［2］，预计2020年的畜禽粪尿产生量将达到28.11亿t猪粪当量［3］。为了促进畜禽生长，往往在饲料中添加较多含重金属Cu、Zn等微量元素的添加剂。王飞等［4］调查发现，华北地区肉鸡和蛋鸡饲料中Zn、Pb含量分别为162.6和10.2 mg·kg-1，超标率分别高达62.5%和53.9%，且畜禽粪便中重金属Cd、Cr、Cu、Zn等与饲料中重金属呈显著相关。陈甫等［5］等检测的山东省肉鸡饲料原料中Pb、Cd、Cr超标率分别为1.04%、1.19%、54.76%。罗成等［6］检测结果显示，四川、河北两地蛋鸡饲料Cr、Pb含量超标率分别为9.4%、17.2%和6.7%、14.4%。由于畜禽难以吸收，绝大多数重金属伴随粪便排出体外［7］，进入土壤后对周围环境造成严重影响［8］，如抑制作物生长，使其品质下降、产量减少［9］，进入食物链危害人体健康。

目前，对畜禽粪便的有效处置多以堆腐处理为主，堆腐处理是农业废弃物减量化、无害化和资源化最便捷的处理方式之一［10］。堆肥是一个腐殖化过程，腐殖质在与重金属的结合上起到了主导作用，有机物在分解转化的过程中改变了重金属的形态，使堆肥物料中重金属发生钝化，生物有效性降低［11］。添加麦秸的鸡粪堆肥后，水溶态Cu、Zn、Cr、As含量分别减少了5.9%、5.5%、3.7%和1.5%［12］。添加20%风化煤猪粪堆肥后，交换态Cu分配率降低3.6%，总体钝化效果达到76.8%［13］。采用静态鸡粪堆肥42 d后，水溶性Cr、Cu、Mn、Pb和As含量分别较对照降低了42.9%、62.8%、68.1%、83.3%和18.6%［14］。温度是鸡粪快速腐熟的关键因素之一，曹云等［15］利用超高温快速堆肥技术，提高堆肥产品的腐殖化水平，可溶性有机碳含量增加了17.0%，总挥发性脂肪酸和NH4+-N含量分别增加3.2和2.5倍，堆体有机质降解速率常数增加近40倍，但仍需较长的时间（62 d）。本试验选用新型外源添加物质—酵素，研究不同温度处理对鸡粪快速堆肥过程中重金属含量、形态分布以及有机质含量特征，以期为加快鸡粪重金属钝化技术以及无害化处置提供依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

试验于2018年6月在天津武清某养殖基地进行，室外气温30℃，鸡粪由该养殖场提供。玉米秸秆采自农业农村部环境保护科研监测所武清试验基地的玉米秸秆，粉碎1 cm左右备用。酵素购自某农业生物技术服务有限公司，并在试验前进行预处理，鸡粪除杂晒干后，与玉米秸秆分别粉碎过0.149 mm筛，测定其碳氮含量。

表1 鸡粪和玉米秸秆理化性质

1.2 试验设计

选用快速升温发酵一体发酵箱，规格50 cm×30 cm×30 cm，充分预热后，各加入玉米秸秆与鸡粪以碳氮比为25∶1配比混合物料，含水率控制在60%左右，添加1%酵素后进行混匀，每个发酵箱装入7.5 kg物料并以60 r·min-1翻转混合物料，在初始温度为30℃下，分别以55、65、75和85℃温度梯度下发酵处理3 h，分别在0、30、90、150、180 min时取样，每次采集固体样品500 g，并将样品分成两份，一份为鲜样用于检测堆肥前后的pH值、电导率，另一份风干处理，用于测定重金属总量和各形态含量、胡敏酸和富里酸含量及红外光谱分析，上述各测定指标均设定3次重复。

1.3 分析方法

（1）pH值、电导率EC值测定：用蒸馏水浸提鲜样，固液质量比为1∶10，pH值采用 赛多利斯科学仪器PB-10型pH计测定，EC值用梅特勒-托利多仪器FiveEasy Plus型电导率仪测定。

（2）重金属全量及各形态的测定：全量采用HNO3-HClO4（体积比4∶1）消解，取0.2 g样品放于消煮管中，加入10 mL的混合溶液静置过夜，次日用控温消煮炉进行加热消解［16-17］。各形态采取欧洲共同体参考物机构（European Communities Bureau of Reference）改进的3步提取法测定，简称BCR 法［18］，将重金属分为可交换态、还原态、氧化态和残渣态4个形态。

（3）可提取腐殖物质、胡敏酸、富里酸的提取测定：参照Kumada方法，改进了提取温度和分组方法［19］，用重铬酸钾容量法［20］测定可提取腐殖质、富里酸组分的碳量，胡敏酸含量=可提取腐殖物质-富里酸。

（4）红外光谱：红外光谱图分析委托北京安泰化学公司测试。堆肥有机碳红外光谱采用傅里叶红外光谱仪进行定性分析。红外测试在Nicolet iS10傅里叶变换红外光谱仪上进行，测试波数400～4 000 cm-1，以高纯KBr压片为标准试剂扣除背景。

1.4 数据分析

处理堆肥的数据采用Origin 8.0作图软件进行分析，采用DPS 7.05软件进行相关性分析。分配率及钝化效果分别由下式计算［21］：

2 结果与分析

2.1 堆肥过程中pH值和EC值的变化特征

通常用物理、化学等方法快速且较为直观的指示堆肥的腐熟程度及堆肥品质［22-23］，其中pH值是评价堆肥腐熟度的一个重要指标，也是影响堆肥微生物生长的重要影响因素［24］。Sundberg等［25］研究认为，最适宜微生物生长的pH值呈中性或弱碱性，pH值过低或过高都会影响堆肥的顺利进行。通常认为pH值在6.5～8.5范围内，微生物好氧发酵最优。不同温度处理下混合物料pH值随时间的增加而增大（图1）。然而，在最初的30 min内pH值和增加幅度都较小，这是由于该时期内微生物数量较少，有机物分解较为缓慢。随着发酵时间的延长，混合物料中微生物迅速繁殖，新陈代谢旺盛，分解蛋白质类有机物，产生铵态氮，促使有机肥pH值升高，这与黄立婷等［26］、鲁耀雄等［27］研究一致。混合物料pH值也随温度的增加而增大，这可能是由于温度升高，酵素活性增强使发酵速度加快，随着发酵的进行，蛋白质的脱氨基作用产生了大量的NH3释放到堆体中，从而使pH值缓慢上升［28］。但曹云等［29］研究发现，在超高温85℃发酵24 h后，鸡粪、猪粪和奶牛粪物料pH值均极显著降低（P＜0.01），分别降低0.6、0.76和0.76个单位，这可能与部分含碳有机物高温降解成小分子有机酸有关。

图1 发酵过程pH值和EC值的变化

电导率反映出了溶液的离子性，较高的电导率不利于堆肥腐熟，好的工艺处理使电导率逐渐降低，说明其使各离子向稳定态转化，降低活性［23］。图1所示的是不同处理下EC值变化情况。总体上，堆肥进行过程的EC值呈先增加后降低的趋势，在30 min达到最高（75℃下，EC在180 min时达到最大），EC值大小表现为65℃＞55℃＞85℃＞75℃。在鸡粪堆肥初期，有机物料分解产生大量的小分子脂肪酸、HSO4-、NH4+、H+等小分子物质，使得电导率增加［30］。随发酵时间推移，NH3、CO2的挥发等，造成电导率也随之波动变化［31］。发酵3 h后85℃处理下EC值达到3.4 mS·μ m-1，低于作物生长的EC限制值4.0 mS·μ m-1。

2.2 不同温度处理下重金属含量与形态分布特征

取3 h堆肥结束后样品进行重金属总量检测，发现不同温度处理下，Cu、Zn、Cr、Cd和As含量与堆肥前（30℃）均有不同程度增加（表2），且在温度为75和85℃时增加幅度较明显。85℃处理下鸡粪堆肥中Cu、Zn、Cr、Cd和As含量最高，较堆前相比增幅分别达到35.6%、11.5%、35.0%、35.3%和23.8%。有机肥在堆制过程中，由于有机物降解、水分散失、挥发性物质损失等，使得堆体变小，干物质降低，重金属总量都普遍增加，表现出一定程度的“相对浓缩效应”［32］。好氧高温猪粪堆肥后，As、Cu和Zn含量最大增加幅度分别为30.0%、7.1%和27.0%［33］。李静静［34］研究发现，与堆肥前相比，不同处理下鸡粪堆肥后Zn、Cu、Pb、Cr和Cd含量分别增加19.3%～22.1%、29.0%～46.3%、25.6%～30.7%、3.3%～51.5%和3.8%～17.4%。王玉军等［35］利用玉米秸秆和鸡粪作原料，添加菌剂发酵后Pb、Cd、As、Cu分别增加了44.4%、37.3%、38.9%和40.0%，但Cr、Zn和Ni含量不同程度降低。重金属具有不可降解性，堆肥过程对重金属绝对量没有太大变化［12，36］，但由于在发酵过程中产生重金属相对浓缩效应，其相对含量有所增加，使得堆肥产品农用的环境风险有所增大。但仅仅根据重金属绝对量来判断堆肥的环境效应是不全面的，重金属的生物有效性及生态环境效应与其化学形态密切相关，重金属的化学形态比其绝对量更值得关注［37］。

表2 不同温度处理下鸡粪堆肥重金属含量（mg·kg-1）

分配率是评价重金属环境风险的一项重要指标［33］，因相对浓缩效应，堆肥后各形态重金属含量呈升高趋势，其分配率有所变化。图2显示的是不同重金属形态分布情况，由图2可知堆肥中Cu、Zn、Cd和As主要以残渣态存在，其中Cu残渣态分配率占比达到57.1%～58.7%，然后依次是氧化态（16.2%～21.9%）、可交换态（13.3%～17.9%）和还原态（6.0%～8.9%）。Zn形态分布表现残渣态占比（42.9%～50.6%）＞氧化态（42.9%～50.6%）＞还原态（12.0%～17.6%）＞可交换态（7.4%～10.2%）；Cd形态分布大小表现为残渣态占比（75.9%～77.76%）＞氧化态（14.8%～15.8%）＞还原态（5.4%～6.2%）＞可交换态（1.6%～2.2%）；As形态分布规律为残渣态占比（90.0%～91.2%）＞氧化态（4.9%～5.5%）＞还原态（2.1%～2.5%） ＞可交换态（1.8%～2.1%），而Cr主要由氧化态存在，分配率形态占比为62.2%～65.1%，其次为残渣态（28.2%～31.8%）、还原态（4.1%～5.3%）、可交换态（1.1%～1.5%）。不同重金属可交换态分配率随温度增加而降低，与堆肥前相比，85℃处理下Cu、Zn、Cr、Cd和As可交换态分配率占比分别降低了4.4%、3.6%、7.7%、0.4%和1.5%，而残渣态则分别增加1.6%、0.6%、1.5%、0.3%和1.1%。

图2 不同温度处理下重金属形态分配率

从钝化率来看，堆肥3 h后有机肥中Cu、Cr、Cd和As钝化率随温度增加也随之增加，与堆肥前相比，分别增加了0.7%～24.8%、4.0%～27.6%、0.5%～26.9%和0.1%～13.9%。Zn钝化率在55和85℃处理分别增加了3.2%和26.0%，而在65和75℃处理下则分别减少了0.4%和1.8%。这与韦绪鑫等［38］研究相似，采用不同废弃物对锰渣堆肥中，Zn各赋存形态含量由堆肥前的残渣态＞还原态＞氧化态＞水溶态变为堆肥后的残渣态＞水溶态＞氧化态＞还原态。堆肥是有机物料在一系列物理化学和微生物共同作用下完成的，分为有机物快速分解、稳定化等阶段，形成复杂、稳定的腐殖物质，这些物质与重金属发生吸附、配位、络合等反应，使其有效态含量降低。鸡粪堆肥后Hg、Pb、As、Zn和Cu的残渣态比例均有不同程度提高，分别提高0.8%、2.8%、1.0%、2.0%和8.9%［31］。

表3 不同温度处理下重金属钝化率

图3 不同温度和时间处理下腐殖质、富里酸（FA）、胡敏酸（HA）以及HA/FA变化情况

2.3 不同温度和时间处理下腐殖物质变化规律

在堆肥过程中可提取腐殖物质是有机物料在微生物、酶的作用下形成的一类特殊的高分子化合物，卜贵军等［14］采用三维荧光光谱研究发现，在鸡粪堆肥后期类腐殖质荧光区III和V明显上升，预示腐殖质含量增加。图3显示的是3 h处理后腐殖质总量变化特征，因堆肥原始物料的性质差异，导致堆肥腐殖量变化情况不同［39-40］。在55和65℃下，随时间延长腐殖质含量先降低后增加，且在150 min后显著高于堆肥前（P＜0.05）。堆肥结束后增幅分别达到2.9%和5.3%。然而在75和85℃处理下，腐殖质含量随发酵时间先增加后降低，在30 min后达到最高，且显著高于初始处理（P＜0.05），分别增加了7.9%和4.6%。堆肥结束后分别降低了6.1%和21.9%。在堆肥初期（≤90 min），75℃处理下腐殖质含量最高，而随发酵时间推移（150 min），腐殖质含量表现为65℃＞55℃＞75℃＞85℃。由于在堆肥初期，有机物料不断分解，可提取腐殖物质含量增加，随发酵进行，其分解速度大于形成速度，因此较高温度下可提取腐殖物质质量分数呈先增加再下降的趋势。可提取腐殖质的不同变化，是影响堆肥腐殖化过程的重要因素［41］，说明在合适的温度条件下堆肥过程中可提取腐殖物质的形成与转化可能是一个氧化过程［42］。由于富里酸分子量相对较小、结构简单、容易被分解，在堆肥过程中有机物料迅速分解使其含有的类富里酸以及新形成的富里酸大量减少，而大分子的胡敏酸含量或分子量增加，意味着腐殖质从水溶态向固态的转化［43］。胡敏酸表面含有大量的羧基和酚羟基等活性基团，与重金属主要形成1∶1或1∶2型重金属配位体复合物，能促进重金属在黏土和金属矿物材料表面吸附［44］，与重金属离子发生聚集作用而形成絮状物，进而降低其迁移性。

胡敏酸（HA）是腐殖物质中分子量较大的组分，在整个堆肥过程中胡敏酸质量分数和相对质量分数变化较小，较低温度时（55和65℃）呈缓慢增加，在180 min时分别增加了11.5%和12.4%，在发酵较好的温度时（75和85℃）呈现先增后降的趋势，最高增加35.3%和36.8%，但总体相对于堆肥初期呈升高趋势，结束时HA总量分别增加20.1%和22.6%，这可能是因为随着堆肥进行，不断形成胡敏酸，而胡敏酸又向富里酸转化所致［45］，此外，3 h堆肥结束后，各组温度梯度下HA含量均与初始差异显著（P＜0.05）。富里酸（FA）是腐殖物质中分子量较小、活性较大、氧化程度较高的组分［41］。本试验中，与堆肥前相比，在55和85℃处理下，FA含量显著受到抑制（P＜0.05），且随时间增加而降低，但与对照相比，55℃处理下富里酸含量仅减少1.1%～1.8%，而85℃处理下最高降低了39.6%。在65和75℃下，FA含量随时间增加表现为先增加后降低的趋势，在30 min时达到最高。发酵结束时，FA含量较对照分别降低了2.0%和16.4%。在发酵前期（150 min），FA含量随温度增加呈现出先增加后降低的趋势，而在发酵结束时，FA含量随温度增加而降低，与对照相比，降低了0.2%～38.5%。马开星等［46］研究发现，鸡粪堆肥富里酸含量随时间增加而降低，最大可减少47.1%，这表明了堆肥存在促进富里酸分解的过程。胡敏酸（HA）和富里酸（FA）是腐殖质的重要组成部分，在堆肥发酵过程中，木质素氧化形成胡敏酸，进一步氧化生成富里酸，HA/FA是通常用来评估堆肥腐熟度的重要指标，数值越大，表示腐熟堆肥腐殖化程度越高［41，47-48］。本研究中，在低温（≤65℃）处理下，HA/FA值随时间增加而增大，而在高温（≥75℃）下，其比值随时间延长表现出先增加后降低趋势，都在150 min时达到最高。高温处理明显促进堆肥发酵，其比值也高于低温，显示高温堆肥后腐殖质分子量增大。腐殖质在与重金属的结合上起到了主要作用［39］，其中部分官能团具有吸附重金属离子的功能［49］，对Cu、Cd等重金属具有较强的络合固定能力，有助于降低堆肥中重金属有效性，降低其环境风险。

官能团对重金属形态分布和生物有效性有重要作用，特征峰吸收强度的大小可以反映官能团含量的相对多少。根据红外光谱各吸收波段，不同来源的腐殖质有类似的结构组成和官能团［50-53］：3 500～3 200 cm-1，主要是酚类化合物和羟基官能团中O-H键伸缩；2 915～2 855 cm-1，脂肪族化合物C-H伸缩振动；1 650～1 640 cm-1，主要是氨基化合物、羧化物、芳香环物质和烯烃中C=O键伸缩振动；1 431～1 421 cm-1，羧酸分子中的COO-弯曲振动、氨基化合物C-N伸缩；1 080～1 030 cm-1，主要为多糖或多糖类物质的C-O键伸缩振动。

对初始与堆肥结束后的样品进行红外分析（图4），不同温度处理下在3 410 cm-1、2 920 cm-1、1 650 cm-1、1 430 cm-1和1 030 cm-1处左右均有吸收峰，整体上主要吸收带相同，但差异并不大。官能团的峰形和吸收强度有一定差异，体现出有机质特征官能团的性质差异［54］。由图4可知，在3 412 cm-1吸收峰处高温处理时（85℃）有所增加，显示出多糖羟基小分子物质增加，研究表明羟基（—OH）官能团，具有与重金属发生离子交换的功能，钝化重金属［55］。在2 923 cm-1处的吸收强度略有上升，表明在堆肥过程中脂肪族含量升高。这与孙向平等［56］研究结果一致。另外，1 652 cm-1处的吸收强度也表现出增加趋势，表明堆肥过程中芳香族类化合物含量升高。芳香族的含氧官能团羰基可与重金属离子形成金属络合物，从而降低重金属的迁移性［57］。

图4 不同温度处理下红外光谱特征

3 结论

pH值随着堆肥时间延长而增加，且随温度增加而增大，而EC值整体上表现为先增加后降低的趋势，在高温处理下最低。

堆 肥 后Cu、Zn、Cr、Cd和As含 量 有 所 增加，且随温度增加而增大，但可交换态分配率占比则分别降低了4.4%、3.6%、7.7%、0.4%和1.5%，其钝化率最大分别可达到24.8%、26.0%、27.6%、26.9%和13.9%，残渣态分配率则不同程度增加。

在低温组（55和65℃），随时间延长腐殖质含量缓慢增加，而高温组（75和85℃）腐殖质含量随发酵时间先增加后降低；在55和85℃处理下，富里酸含量显著受到抑制，而在65和75℃下，富里酸含量随时间增加表现为先增加后降低的趋势，HA/FA值随时间增加而增大，180 min后腐殖质、温度堆肥结束后HA/FA值大小为85℃＞75℃ ＞65℃ ＞55℃。

综上结论，高温处理下，酵素酶促反应速度加快，堆肥腐熟化程度加快，有助于重金属钝化，降低其环境风险。