好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪重金属有效性的影响.pdf

西南农业学报1504Southwest China Journal of Agricultural Sciences引用格式：王灿，何腾兵，杨志勇，袁昌权，陈瑞应，付天岭好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪重金属有效性的影响J西南农业学报，2 0 2 3,3 6（7）：150 4一1512.Wang C,He TB,Yang ZY,Yuan C Q,Chen RY,Fu TL.Effects of aerobic composting and anaerobic fermentation on availability of heavy metals in pigmanureJ.Southwest China Journal of Agricultural Sciences,2023,36(7):1504-1512.D0I:10.16213/ki.scjas.2023.7.018.好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪重金属有效性的影响2023年3 6 卷7 期Vol.36No.7王灿1-2,何腾兵2 3,杨志勇,袁昌权,陈瑞应4,付天岭3.4（1.丽江市农业环境保护监测站，云南丽江6 7 410 0;2.贵州大学农学院，贵阳550 0 2 5；3.贵州大学新农村发展研究院，贵阳5500254.贵州大学资源与环境工程学院，贵阳550 0 2 5）摘要：【目的】针对养殖粪污资源化使用过程中存在部分重金属超标的问题，探讨猪粪重金属污染的解决途径，对畜禽排泄物无害化利用具有重要意义。【方法】以遵义地区养殖猪鲜粪为研究对象，进行好氧堆肥和厌氧发酵模拟试验，采用石墨消解仪对猪粪进行消解，运用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES）以及原子吸收（Ice3000）实验室测定猪粪（Cd）、铜（Cu）、锌（Zn）全量及有效态含量。使用SPSS22.0软件进行统计分析，研究好氧堆肥后和厌氧发酵过程中猪粪（Cd、Cu、Zn）全量及其有效态含量变化，并开展相关性分析。【结果】好氧堆肥和厌氧发酵处理均可增加猪粪中典型有害重金属Cu、Zn、Cd 含量，均呈现出“浓缩效应”。好氧堆肥能显著降低猪粪Zn的有效性，使有效态Zn从3 9.6 4%降至2 4.2 3%，但对Cu、C d 钝化效果不明显；厌氧发酵后可以显著（P0.05，下同）抑制猪粪中Cu、Zn、Cd 有效性，使有效态Cu从2 5.2 1%降至8.7 2%，有效态Zn从3 9.6 4%降至2 8.3 7%，有效态Cd从56.3 1%降至42.6 3%。厌氧发酵处理对不同Cd污染程度的猪粪，其有效态Cd含量及其比例均随着厌氧发酵时间的延长显著降低。【结论】不同粪肥处理方式对猪粪中重金属Cu、Zn、Cd 有效性的影响有明显差异，尤以厌氧发酵处理可明显钝化猪粪中重金属Cu、Zn、Cd,是一种较为有效的粪便重金属处理方式。关键词：畜禽粪便；好氧堆肥；厌氧发酵；铜、锌、镉；生物有效性中图分类号：X713Effects of aerobic composting and anaerobic fermentationon availability of heavy metals in pig manureWANG Can-2,HE Teng-bing*,YANG Zhiyong,YUAN Chang-quan,CHEN Rui-ying*,FU Tan-ling.(1.Lijiang Agricultural Environmental Protection Monitoring Station,Lijiang,Yunnan 674100,China;2.College of Agriculture,GuizhouUniversity,Guiyang 550025,China;3.Institute of New Rural Development,Guizhou University,Guiyang 550025,China;4.Resourcesand Environmental Engineering College,Guizhou University,Guiyang 550025,China)Abstract:Objective Exploring solutions to heavy metal pollution in pig manure during the resource utilization process of livestock manurewas of great significance for the harmless utilization of waste excrement from livestock and poultry.Method Taking fresh pig manure fromZunyi area as the research object,the aerobic composting and anaerobic fermentation simulation experiments,the pig manure was digested bygraphite digester,andthe total andeffective content of pig manure copper(Cd)cadmium(Cu)zinc(Zn)were determined by inductivelycoupled plasma emission spectrometer(ICP-OES)and atomic absorption spectrometry(Ice 3000)in the laboratory.The statistical analysiswas carried out by SPSS 22.O software,to study the changes of the total and available content of pig manure biogas residue(Cd,Cu,Zn)af-ter aerobic composting and during anaerobic fermentation,and the correlation analysis.Result Both aerobic composting and anaerobic fer-mentation increased the contents of typical harmful heavy metals Cu,Zn and Cd in pig manure,showing concentration effect.Aerobiccomposting significantly reduced the activities of Zn in pig manure,diminished the available state of Zn from 39.64%to 24.23%,but hadno obvious passivation effected on Cu and Cd;after anaerobic fermentation,it could significantly(P0.05,the same as below)inhibit the文献标识码：A文章编号：10 0 1-48 2 9(2 0 2 3)7-150 4-0 9收稿日期2 0 2 2-0 2-18基金项目：贵州省科技支撑计划项目（贵科合支撑2 0 18 2 2 7 8）；贵州省科技厅科技基础条件平台项目（贵科合平台人才2 0 19 57 0 1）第一作者：王灿（1995），男，硕士，助理农艺师，主要从事农业资源与环境研究。E-mail：18 2 7 556 7 3 41 16 3.c o m通讯作者：付天岭（198 5-），男，教授，主要从事国土空间生态保护修复研究。E-mail：y f t h b 3 1 12 6.c o m7期effectiveness of Cu,Zn,and Cd in pig manure,the available state of Cu decreased from 25.21%to 8.72%,the available state of Zn de-creased from 39.64%to 28.37%,and the available state of Cd decreased from 56.31%to 42.63%.The content and proportion of availableCd in pig manure with different levels of cadmium pollution treated by anaerobic fermentation decreased significantly with the extension of an-aerobic fermentation time(P0.05).ConclusionDifferent manure treatment methods had obvious differences in the effectiveness of heavymetals such as Cu,Zn and Cd in pig manure.Anaerobic treatment was a relatively effective method to passivate Cu,Zn and Cd in pig ma-nure at the same time.Key words:Livestock manure;Aerobic composting;Anaerobic fermentation;Cu,Zn,Cd;Bioavailability【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15-1;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2 0-2 1。【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、C d 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、C d 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。王灿等：好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪重金属有效性的影响材料与方法1.1i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2 的粪肥标准,本次试验的猪粪 Cu、Zn 超标（Cu、Zn 限值分别是10 0、40 0 mg/kg），根据Liu等2 3 及黄绍文等2 4 对中国猪粪重金属的研究结果和有机肥标准NY5252012,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（3 51)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2 5-2 6 。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2 0 2 0 年11月至2 0 2 1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1kg,调节碳氮比为2 8:1）,按堆肥物料（鲜重）添加10mL猪粪腐熟菌剂,混合均匀后调节水分至50%60%、p H 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CdCl,0、1.5、3 和6 mg/kg设置4个处理，命名为HCK（对照）、HC1.5、H C3、HC6,每个处理3 次重复,堆肥周期为3 0 d。15051表1猪粪基本理化性质Table 1 Basic physical and chemical properties of pig manure有机质含水量（%）指标ECpHIndicator猪粪Pig manure指标Indicator猪粪Pig manure注：EC表示可溶性盐浓度，TS表示总固体，VS表示挥发性固体。下同。Note:EC means soluble salt concentration.TS means total solids.VS means volatile solids.The same as below.全N(g/kg)全 P(g/kg)TS(%)(g/kg)Water(mS/cm)Organic matter6.29 5.43 0.270.12Cd 全量(mg/kg)Total Cd0.27 0.01全 K(g/kg)VS(%)Total Ncontent506.15 68.60 12.300.30Cu 全量(mg/kg)Zn全量（mg/kg）有效态Cd(mg/kg）有效态Cu(mg/kg）有效态Zn(mg/kg)Total CuTotal Zn126.95 0.98649.09 5.11Total P31.40 22.54 0.300.50Available Cd0.12 0.01Total K34.96 25.30 0.260.20Available CuAvailableZn32.00 0.28257.35 1.2311.95 0.201506西南农业学报2136卷000000800000090000346=8111.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。1.Mixer;2.Temperature display;3.Exhaust port;4.Nitrogen pipeport;5.Sampling port;6.Jacket water outlet;7.Sampling port 1;8.Stirring paddle;9.Temperature probe;10.Sampling port 2;11.Jacket water inlet.Fig.1 Reactor device of anaerobic fermentation堆肥完成后充分混合随机取样风干，经研钵研磨过10、10 0 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4.5kg，T S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3 0%，先将接种物3 L加入反应器，在运行第7 天时加人1.5kg猪鲜粪驯化,综合李轶等2 7 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CdCl,0、1.5、3 和6 mg/kg4个处理梯度，每个处理分别加人10 0 mg/kgCdCl,0、6.7 5、13.5、2 7mL,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、2 8 d 取样（每次充分搅拌后随机取样2 0 0 g发酵液）,取样后各反应器均添加猪鲜粪7 0 g，同时YCK加入超纯水13 0 mL,YC1.5加人10 mg/kgCdCl23.15mL+超纯水12 6.8 5mL,YC3加入10 mg/kgCdCl,6.3mL+超纯水12 3.7 mL,YC6加人10 mg/kgCdCl,12.6mL+超纯水117.4mL。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、10 0 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、C d 全量参照国家相关标准（G B/T 17 1411997）进行分析测试。称取过10 0目筛的样品0.2 g（精确至万分之一）与混酸（HNO3：HC1O4:HF=4:1:1)充分混合后,放置于石墨消解仪59图1厌氧发酵反应器装置0000000000000000000000600007000080000101.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.Leachate drain;2.Top cover;3.Air vent;4.Inner barrel;5.Outerbarrel;6.Thermometer.中18 0 消解2 h，赶酸、过滤后用超纯水定容至50mL,采用ICP-OES(ICP7400型,美国 Thermo Fisher)测定,采用标准物质GBW10012（G SB-3）进行质量控制。有效态Cu、Zn、C d 含量参照国家标准(GB/237392009）测定。称取1.0 0 g（精确至万分之一)样品放人10 0 mL的锥形瓶中,加入DTPA提取剂2 5mL，调节pH至7.3，放置于振荡器，室温2 5振荡2 h,取出用滤纸过滤于50 mL的塑料离心管中，以（18 0 2 0）r/min振荡2 h后过滤，保留滤液，48h内采用原子吸收火焰光度仪（Ice3000，美国ThermoFisher）测定，采用土壤标准物质GBW07460（A SA-9）进行质量控制。有机质采用H,SO4-K,CrO，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（Ice3000，美国 Thermo Fisher)测定。1.3统计分析试验数据以平均值标准误差表示,采用Excel365及SPSSStatistics22.0进行数据统计分析，显著性分析使用Duncan新复式极差法（P0.05，下同）。HCK、H C 1.5好氧堆肥后有效态Cu略高于好氧堆肥前,HC3、H C6 堆肥后有效态Cu含量略低于堆肥前,但均未达到显著水平。好氧堆肥可一定程图2 好氧堆肥装置Fig.2Aerobic composting device7期180r15012030040r328(%)3050图中小写字母表示猪粪各处理堆肥后与堆肥前在P0.05水平的差异显著性。图5、图7 同。The lowercase letters in the figure indicate the significant differencebetween the pig manure after composting and before composting ineach treatment at P0.05 level.Figure 5 and figure 7 as the same.Fig 3 Changes of Cu in pig manure before and after aerobic composting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。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（P0.05,下同）。在发酵2 8 d,YCK、YC1.5、YC3、YC6 处理的Cu全量相比发酵7 d分别增加15.3 9%、5.8 1%、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2 5.2 1%（图3），而YCK、YC1.5、YC3、YC6 处理经厌氧发酵2 8 d时有效态比例分别降为8.7 2%、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女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14.0 8%、11.0 6%、17.28%和10.48%，有效态Zn含量比例均显著降低至鲜粪的6 9.7 8%、6 6.6 3%、6 9.0 6%和6 7.13%，王灿等：好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪重金属有效性的影响堆肥前Before composting堆肥后AftercompostingaaaHCKHCKaHCK图3 好氧堆肥前后猪粪Cu元素变化150717d14d250r20015050F0HC1.5HC3处理TreatmentaaHC1.5处理TreatmentHC1.5HC3处理Treatment121dHC6YCKaaHC3HC6HC6128dYC1.5YC3处理Treatment50YCK%1008088980图中小写字母表示各处理在不同发酵时间各指标间在P0.05水平的差异显著性。图6、图8 同。The lowercase letters in the figure indicate the significant difference a-mong the indicators of different fermentation time in each treatment atP0.05 level.Figure 6 and figure 8 as the same.图4厌氧发酵过程中猪粪Cu元素变化Fig.4 Changes of Cu in pig manure and biogas residue during anae-robic fermentation其中，猪鲜粪有效态Zn比例为3 9.6 5%，好氧堆肥处理后HCK、H C 1.5、H C 3、H C 6 有效态Zn比例均显著降低至2 4.2 3%、2 3.7 8%、2 3.3 6%和2 4.10%。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2 8 d与发酵堆肥前 Before composting堆肥后Aftercomposting(3/au)鲁uZ800640160+0280240200160400453927图5好氧堆肥前后猪粪Zn元素变化Fig 5 Changes of Zn in pig manure before and after aerobic compostingYC6YC1.5YC3处理TreatmentYCKYC1.5处理TreatmentbbHCKHC1.5处理TreatmentaabbHCKHC1.5处理TreatmentbHCKHC1.5处理TreatmentYC6YC3YC6aHC3HC6abbHC3HC6abbHC3HC61508西南农业学报36卷7d(8y/eu)手uZ11001000900800F0YCK(3/）6004503001500(%）10088980图6 厌氧发酵过程中猪粪Zn元素变化Fig.6 Changes of Zn in pig manure and biogas residue during anae-robic fermentation7d相比差异显著(P0.05）,表现出“浓缩效应”。发酵2 8 d时YCK、YC1.5、YC3、YC6 处理Zn全量相比发酵7 d分别增加14.7 4%、16.3 2%、11.3 5%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28d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2 5%。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。114dYC1.5处理TreatmentYCKYC1.5处理TreatmentYCKYC1.5处理Treatment121dYC3YC3YC3128dYC6YC6YC6堆肥前 Before composting12840HCK4.0t2.01007550250HCK图7 好氧堆肥后猪粪Cd元素变化Fig.7 Changes of Cd in pig manure before and after aerobic composting势,且各处理发酵2 8 d相比发酵7 d分别显著增加22.35%、3 4.8 8%、13.11%和18.7 5%。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2 8 d相比发酵7d分别显著降低2 4.53%、2 7.0 0%和3 2.3 6%。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、YC 1.5、YC 3 和YC6猪粪中有效态Cd比例分别为56.3 1%、50.3 0%、6 3.3 6%和17d432堆肥后AftercompostingaaaaaHCKabbHC1.5HC3处理TreatmentbHC1.5HC3处理TreatmentbHC1.5HC3处理Treatment114d121dabbHC6abHC6HC6128d2.3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6 4.0 0%，有效态Cd含量降低6.50%，有效态Cd含量比例从堆肥前的44.0 4%显著降至堆肥后的2 5.3 3%；HC1.5、H C 3、H C 6 处理堆肥后的Cd全量分别显著升高9.51、19.92、3 8.8 3 倍，有效态Cd含量分别显著增加15.49、2 8.52、42.11倍，但各处理的有效态Cd比例差异较小，分别为69.72%、6 5.8 6%、7 3.3 5%。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、YC 1.5、YC3和YC6处理的猪粪Cd全量均呈逐渐升高的趋ab0YCK(/1.6r1.20.80.4abab0.0YCK(%)1000图8 厌氧发酵过程中猪粪Cd元素变化Fig.8 Changes of Cd in pig manure and biogas residue during anae-robic fermentationYC1.5处理TreatmentYC1.5YC3处理TreatmentYCKYC1.5处理TreatmentYC3YC3YC6YC6YC67期相关性SOMRelevanceSOMT-NT-PT-KpHT-CdT-CuT-ZnA-CdA-CuA-Zn注：*表示极显著相关(P0.01)。T-N、T-P、T-K 表示全氮、全磷、全钾，T-Cd、T-Cu、T-Zn 表示Cd全量、Cu全量、Zn全量，A-Cd、A-Cu、A-Zn表示有效态Cd、有效态Cu、有效态Zn,SOM表示有机质，下同。Note:*means significant correlation(P0.O1).T-N,T-P and T-K indicate total N,total P and total K.T-Cd,T-Cu,T-Zn indicate total Cd,total Cu,total Zn.A-Cd,A-Cu,A-Zn indicate available Cd,available Cu,available Zn.SOM indicates organic matter.The same as below.相关性SOMRelevanceSOMT-NT-PT-KpHT-CdT-CuT-ZnA-CdA-CuA-Zn注：*表示显著相关（P0.05）。Note:*means significant correlation(P0.05).49.18%，发酵2 8 d分别显著降至42.6 3%、28.10%、40.98%和 2 8.0 0%。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-王灿等：好氧堆肥与厌氧发酵对猪粪重金属有效性的影响表2 猪粪好氧堆肥中pH、养分指标与Cu、Zn、Cd 之间的相关系数Table 2Correlation coefficients between pH,nutrient indexes and Cu,Zn,Cd in aerobic composting of pig manureT-NA-Cu10.4500.1660.2960.0540.4050.1700.4390.370-0.1340.201Table 3Correlation coefficients of pH,nutrient indexes and Cu,Zn,Cd in anaerobic fermentation of pig manureT-NA-Cu10.196-0.401*0.560*0.351*0.203-0.341*0.2270.1300.088-0.060-0.1710.003-0.2050.1090.312*0.0890.042-0.0590.221-0.0740.1011509T-PT-K10.4930.403-0.3110.3920.395-0.0190.3880.1700.244表 3 猪粪厌氧发酵中pH、养分指标和 Cu、Zn、Cd 的相关系数T-PT-K110.0530.2550.2700.246-0.2450.2240.334*pH10.5240.0240.2130.2780.3310.263-0.082-0.1300.323*0.0990.094-0.0600.1530.398*T-Cd10.1630.4910.1320.4390.4920.2740.2031T-Cu1-0.0140.2010.269-0.0210.990*0.4110.5320.3840.166pHT-Cd10.1890.001-0.0460.422*0.2810.886*0.558*0.3000.583*0.011Cd、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-CuT-Zn10.521-0.15510.326*A-Cd10.2710.5370.4020.320T-Cu10.653*0.1220.003-0.2090.346*A-Zn10.2540.1120.4660.567-0.160T-ZnA-Cd10.1420.049110.381*0.16510.50210.727*1A-Zn11510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2 8 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2 9 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3 0 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3 0 1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人研究。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3 1-3 2 ,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3 3-3 4。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、C d 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Cu+和Cd+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Cd?+和Cu+会破坏蛋白质结构抑制酶的西南农业学报活性;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3 2 。Marcato 等3 5 和Legros 等3 6 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3 7 。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3 7 。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