高溫快速發(fā)酵對雞糞重金屬形態(tài)分布及有機(jī)質(zhì)含量影響

欒潤宇 ，李佳佳 ，紀(jì)藝凝 ，閆翠俠 ，3，孫約兵 *

（1.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，黑龍江 哈爾濱 150030；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部產(chǎn)地環(huán)境污染防控重點實驗室/天津市農(nóng)業(yè)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點實驗室，天津 300191；3.新疆農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，新疆 烏魯木齊 830052）

近年來，隨著我國規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)的迅速發(fā)展，畜禽糞便產(chǎn)生量逐年增長，全國畜禽糞便的年產(chǎn)生量由 1999 年的 19.0 億 t［1］，增加到 2010 年的22.263億t［2］，預(yù)計2020年的畜禽糞尿產(chǎn)生量將達(dá)到28.11億t豬糞當(dāng)量［3］。為了促進(jìn)畜禽生長，往往在飼料中添加較多含重金屬Cu、Zn等微量元素的添加劑。王飛等［4］調(diào)查發(fā)現(xiàn)，華北地區(qū)肉雞和蛋雞飼料中Zn、Pb含量分別為162.6和10.2 mg·kg-1，超標(biāo)率分別高達(dá)62.5%和53.9%，且畜禽糞便中重金屬Cd、Cr、Cu、Zn等與飼料中重金屬呈顯著相關(guān)。陳甫等［5］等檢測的山東省肉雞飼料原料中Pb、Cd、Cr超標(biāo)率分別為1.04%、1.19%、54.76%。羅成等［6］檢測結(jié)果顯示，四川、河北兩地蛋雞飼料Cr、Pb含量超標(biāo)率分別為9.4%、17.2%和6.7%、14.4%。由于畜禽難以吸收，絕大多數(shù)重金屬伴隨糞便排出體外［7］，進(jìn)入土壤后對周圍環(huán)境造成嚴(yán)重影響［8］，如抑制作物生長，使其品質(zhì)下降、產(chǎn)量減少［9］，進(jìn)入食物鏈危害人體健康。

目前，對畜禽糞便的有效處置多以堆腐處理為主，堆腐處理是農(nóng)業(yè)廢棄物減量化、無害化和資源化最便捷的處理方式之一［10］。堆肥是一個腐殖化過程，腐殖質(zhì)在與重金屬的結(jié)合上起到了主導(dǎo)作用，有機(jī)物在分解轉(zhuǎn)化的過程中改變了重金屬的形態(tài)，使堆肥物料中重金屬發(fā)生鈍化，生物有效性降低［11］。添加麥秸的雞糞堆肥后，水溶態(tài)Cu、Zn、Cr、As含量分別減少了5.9%、5.5%、3.7%和1.5%［12］。添加20%風(fēng)化煤豬糞堆肥后，交換態(tài)Cu分配率降低3.6%，總體鈍化效果達(dá)到76.8%［13］。采用靜態(tài)雞糞堆肥42 d后，水溶性Cr、Cu、Mn、Pb和As含量分別較對照降低了42.9%、62.8%、68.1%、83.3%和18.6%［14］。溫度是雞糞快速腐熟的關(guān)鍵因素之一，曹云等［15］利用超高溫快速堆肥技術(shù)，提高堆肥產(chǎn)品的腐殖化水平，可溶性有機(jī)碳含量增加了17.0%，總揮發(fā)性脂肪酸和NH4+-N含量分別增加3.2和2.5倍，堆體有機(jī)質(zhì)降解速率常數(shù)增加近40倍，但仍需較長的時間（62 d）。本試驗選用新型外源添加物質(zhì)—酵素，研究不同溫度處理對雞糞快速堆肥過程中重金屬含量、形態(tài)分布以及有機(jī)質(zhì)含量特征，以期為加快雞糞重金屬鈍化技術(shù)以及無害化處置提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗于2018年6月在天津武清某養(yǎng)殖基地進(jìn)行，室外氣溫30℃，雞糞由該養(yǎng)殖場提供。玉米秸稈采自農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所武清試驗基地的玉米秸稈，粉碎1 cm左右備用。酵素購自某農(nóng)業(yè)生物技術(shù)服務(wù)有限公司，并在試驗前進(jìn)行預(yù)處理，雞糞除雜曬干后，與玉米秸稈分別粉碎過0.149 mm篩，測定其碳氮含量。

表1 雞糞和玉米秸稈理化性質(zhì)

1.2 試驗設(shè)計

選用快速升溫發(fā)酵一體發(fā)酵箱，規(guī)格50 cm×30 cm×30 cm，充分預(yù)熱后，各加入玉米秸稈與雞糞以碳氮比為25∶1配比混合物料，含水率控制在60%左右，添加1%酵素后進(jìn)行混勻，每個發(fā)酵箱裝入7.5 kg物料并以60 r·min-1翻轉(zhuǎn)混合物料，在初始溫度為30℃下，分別以55、65、75和85℃溫度梯度下發(fā)酵處理3 h，分別在0、30、90、150、180 min時取樣，每次采集固體樣品500 g，并將樣品分成兩份，一份為鮮樣用于檢測堆肥前后的pH值、電導(dǎo)率，另一份風(fēng)干處理，用于測定重金屬總量和各形態(tài)含量、胡敏酸和富里酸含量及紅外光譜分析，上述各測定指標(biāo)均設(shè)定3次重復(fù)。

1.3 分析方法

（1）pH值、電導(dǎo)率EC值測定：用蒸餾水浸提鮮樣，固液質(zhì)量比為1∶10，pH值采用 賽多利斯科學(xué)儀器PB-10型pH計測定，EC值用梅特勒-托利多儀器FiveEasy Plus型電導(dǎo)率儀測定。

（2）重金屬全量及各形態(tài)的測定：全量采用HNO3-HClO4（體積比4∶1）消解，取0.2 g樣品放于消煮管中，加入10 mL的混合溶液靜置過夜，次日用控溫消煮爐進(jìn)行加熱消解［16-17］。各形態(tài)采取歐洲共同體參考物機(jī)構(gòu)（European Communities Bureau of Reference）改進(jìn)的3步提取法測定，簡稱BCR 法［18］，將重金屬分為可交換態(tài)、還原態(tài)、氧化態(tài)和殘渣態(tài)4個形態(tài)。

（3）可提取腐殖物質(zhì)、胡敏酸、富里酸的提取測定：參照Kumada方法，改進(jìn)了提取溫度和分組方法［19］，用重鉻酸鉀容量法［20］測定可提取腐殖質(zhì)、富里酸組分的碳量，胡敏酸含量=可提取腐殖物質(zhì)-富里酸。

（4）紅外光譜：紅外光譜圖分析委托北京安泰化學(xué)公司測試。堆肥有機(jī)碳紅外光譜采用傅里葉紅外光譜儀進(jìn)行定性分析。紅外測試在Nicolet iS10傅里葉變換紅外光譜儀上進(jìn)行，測試波數(shù)400～4 000 cm-1，以高純KBr壓片為標(biāo)準(zhǔn)試劑扣除背景。

1.4 數(shù)據(jù)分析

處理堆肥的數(shù)據(jù)采用Origin 8.0作圖軟件進(jìn)行分析，采用DPS 7.05軟件進(jìn)行相關(guān)性分析。分配率及鈍化效果分別由下式計算［21］：

2 結(jié)果與分析

2.1 堆肥過程中pH值和EC值的變化特征

通常用物理、化學(xué)等方法快速且較為直觀的指示堆肥的腐熟程度及堆肥品質(zhì)［22-23］，其中pH值是評價堆肥腐熟度的一個重要指標(biāo)，也是影響堆肥微生物生長的重要影響因素［24］。Sundberg等［25］研究認(rèn)為，最適宜微生物生長的pH值呈中性或弱堿性，pH值過低或過高都會影響堆肥的順利進(jìn)行。通常認(rèn)為pH值在6.5～8.5范圍內(nèi)，微生物好氧發(fā)酵最優(yōu)。不同溫度處理下混合物料pH值隨時間的增加而增大（圖1）。然而，在最初的30 min內(nèi)pH值和增加幅度都較小，這是由于該時期內(nèi)微生物數(shù)量較少，有機(jī)物分解較為緩慢。隨著發(fā)酵時間的延長，混合物料中微生物迅速繁殖，新陳代謝旺盛，分解蛋白質(zhì)類有機(jī)物，產(chǎn)生銨態(tài)氮，促使有機(jī)肥pH值升高，這與黃立婷等［26］、魯耀雄等［27］研究一致?；旌衔锪蟨H值也隨溫度的增加而增大，這可能是由于溫度升高，酵素活性增強(qiáng)使發(fā)酵速度加快，隨著發(fā)酵的進(jìn)行，蛋白質(zhì)的脫氨基作用產(chǎn)生了大量的NH3釋放到堆體中，從而使pH值緩慢上升［28］。但曹云等［29］研究發(fā)現(xiàn)，在超高溫85℃發(fā)酵24 h后，雞糞、豬糞和奶牛糞物料pH值均極顯著降低（P＜0.01），分別降低0.6、0.76和0.76個單位，這可能與部分含碳有機(jī)物高溫降解成小分子有機(jī)酸有關(guān)。

圖1 發(fā)酵過程pH值和EC值的變化

電導(dǎo)率反映出了溶液的離子性，較高的電導(dǎo)率不利于堆肥腐熟，好的工藝處理使電導(dǎo)率逐漸降低，說明其使各離子向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，降低活性［23］。圖1所示的是不同處理下EC值變化情況?？傮w上，堆肥進(jìn)行過程的EC值呈先增加后降低的趨勢，在30 min達(dá)到最高（75℃下，EC在180 min時達(dá)到最大），EC值大小表現(xiàn)為65℃＞55℃＞85℃＞75℃。在雞糞堆肥初期，有機(jī)物料分解產(chǎn)生大量的小分子脂肪酸、HSO4-、NH4+、H+等小分子物質(zhì)，使得電導(dǎo)率增加［30］。隨發(fā)酵時間推移，NH3、CO2的揮發(fā)等，造成電導(dǎo)率也隨之波動變化［31］。發(fā)酵3 h后85℃處理下EC值達(dá)到3.4 mS·μ m-1，低于作物生長的EC限制值4.0 mS·μ m-1。

2.2 不同溫度處理下重金屬含量與形態(tài)分布特征

取3 h堆肥結(jié)束后樣品進(jìn)行重金屬總量檢測，發(fā)現(xiàn)不同溫度處理下，Cu、Zn、Cr、Cd和As含量與堆肥前（30℃）均有不同程度增加（表2），且在溫度為75和85℃時增加幅度較明顯。85℃處理下雞糞堆肥中Cu、Zn、Cr、Cd和As含量最高，較堆前相比增幅分別達(dá)到35.6%、11.5%、35.0%、35.3%和23.8%。有機(jī)肥在堆制過程中，由于有機(jī)物降解、水分散失、揮發(fā)性物質(zhì)損失等，使得堆體變小，干物質(zhì)降低，重金屬總量都普遍增加，表現(xiàn)出一定程度的“相對濃縮效應(yīng)”［32］。好氧高溫豬糞堆肥后，As、Cu和Zn含量最大增加幅度分別為30.0%、7.1%和27.0%［33］。李靜靜［34］研究發(fā)現(xiàn)，與堆肥前相比，不同處理下雞糞堆肥后Zn、Cu、Pb、Cr和Cd含量分別增加19.3%～22.1%、29.0%～46.3%、25.6%～30.7%、3.3%～51.5%和3.8%～17.4%。王玉軍等［35］利用玉米秸稈和雞糞作原料，添加菌劑發(fā)酵后Pb、Cd、As、Cu分別增加了44.4%、37.3%、38.9%和40.0%，但Cr、Zn和Ni含量不同程度降低。重金屬具有不可降解性，堆肥過程對重金屬絕對量沒有太大變化［12，36］，但由于在發(fā)酵過程中產(chǎn)生重金屬相對濃縮效應(yīng)，其相對含量有所增加，使得堆肥產(chǎn)品農(nóng)用的環(huán)境風(fēng)險有所增大。但僅僅根據(jù)重金屬絕對量來判斷堆肥的環(huán)境效應(yīng)是不全面的，重金屬的生物有效性及生態(tài)環(huán)境效應(yīng)與其化學(xué)形態(tài)密切相關(guān)，重金屬的化學(xué)形態(tài)比其絕對量更值得關(guān)注［37］。

表2 不同溫度處理下雞糞堆肥重金屬含量（mg·kg-1）

分配率是評價重金屬環(huán)境風(fēng)險的一項重要指標(biāo)［33］，因相對濃縮效應(yīng)，堆肥后各形態(tài)重金屬含量呈升高趨勢，其分配率有所變化。圖2顯示的是不同重金屬形態(tài)分布情況，由圖2可知堆肥中Cu、Zn、Cd和As主要以殘渣態(tài)存在，其中Cu殘渣態(tài)分配率占比達(dá)到57.1%～58.7%，然后依次是氧化態(tài)（16.2%～21.9%）、可交換態(tài)（13.3%～17.9%）和還原態(tài)（6.0%～8.9%）。Zn形態(tài)分布表現(xiàn)殘渣態(tài)占比（42.9%～50.6%）＞氧化態(tài)（42.9%～50.6%）＞還原態(tài)（12.0%～17.6%）＞可交換態(tài)（7.4%～10.2%）；Cd形態(tài)分布大小表現(xiàn)為殘渣態(tài)占比（75.9%～77.76%）＞氧化態(tài)（14.8%～15.8%）＞還原態(tài)（5.4%～6.2%）＞可交換態(tài)（1.6%～2.2%）；As形態(tài)分布規(guī)律為殘渣態(tài)占比（90.0%～91.2%）＞氧化態(tài)（4.9%～5.5%）＞還原態(tài)（2.1%～2.5%） ＞可交換態(tài)（1.8%～2.1%），而Cr主要由氧化態(tài)存在，分配率形態(tài)占比為62.2%～65.1%，其次為殘渣態(tài)（28.2%～31.8%）、還原態(tài)（4.1%～5.3%）、可交換態(tài)（1.1%～1.5%）。不同重金屬可交換態(tài)分配率隨溫度增加而降低，與堆肥前相比，85℃處理下Cu、Zn、Cr、Cd和As可交換態(tài)分配率占比分別降低了4.4%、3.6%、7.7%、0.4%和1.5%，而殘渣態(tài)則分別增加1.6%、0.6%、1.5%、0.3%和1.1%。

圖2 不同溫度處理下重金屬形態(tài)分配率

從鈍化率來看，堆肥3 h后有機(jī)肥中Cu、Cr、Cd和As鈍化率隨溫度增加也隨之增加，與堆肥前相比，分別增加了0.7%～24.8%、4.0%～27.6%、0.5%～26.9%和0.1%～13.9%。Zn鈍化率在55和85℃處理分別增加了3.2%和26.0%，而在65和75℃處理下則分別減少了0.4%和1.8%。這與韋緒鑫等［38］研究相似，采用不同廢棄物對錳渣堆肥中，Zn各賦存形態(tài)含量由堆肥前的殘渣態(tài)＞還原態(tài)＞氧化態(tài)＞水溶態(tài)變?yōu)槎逊屎蟮臍堅鼞B(tài)＞水溶態(tài)＞氧化態(tài)＞還原態(tài)。堆肥是有機(jī)物料在一系列物理化學(xué)和微生物共同作用下完成的，分為有機(jī)物快速分解、穩(wěn)定化等階段，形成復(fù)雜、穩(wěn)定的腐殖物質(zhì)，這些物質(zhì)與重金屬發(fā)生吸附、配位、絡(luò)合等反應(yīng)，使其有效態(tài)含量降低。雞糞堆肥后Hg、Pb、As、Zn和Cu的殘渣態(tài)比例均有不同程度提高，分別提高0.8%、2.8%、1.0%、2.0%和8.9%［31］。

表3 不同溫度處理下重金屬鈍化率

圖3 不同溫度和時間處理下腐殖質(zhì)、富里酸（FA）、胡敏酸（HA）以及HA/FA變化情況

2.3 不同溫度和時間處理下腐殖物質(zhì)變化規(guī)律

在堆肥過程中可提取腐殖物質(zhì)是有機(jī)物料在微生物、酶的作用下形成的一類特殊的高分子化合物，卜貴軍等［14］采用三維熒光光譜研究發(fā)現(xiàn)，在雞糞堆肥后期類腐殖質(zhì)熒光區(qū)III和V明顯上升，預(yù)示腐殖質(zhì)含量增加。圖3顯示的是3 h處理后腐殖質(zhì)總量變化特征，因堆肥原始物料的性質(zhì)差異，導(dǎo)致堆肥腐殖量變化情況不同［39-40］。在55和65℃下，隨時間延長腐殖質(zhì)含量先降低后增加，且在150 min后顯著高于堆肥前（P＜0.05）。堆肥結(jié)束后增幅分別達(dá)到2.9%和5.3%。然而在75和85℃處理下，腐殖質(zhì)含量隨發(fā)酵時間先增加后降低，在30 min后達(dá)到最高，且顯著高于初始處理（P＜0.05），分別增加了7.9%和4.6%。堆肥結(jié)束后分別降低了6.1%和21.9%。在堆肥初期（≤90 min），75℃處理下腐殖質(zhì)含量最高，而隨發(fā)酵時間推移（150 min），腐殖質(zhì)含量表現(xiàn)為65℃＞55℃＞75℃＞85℃。由于在堆肥初期，有機(jī)物料不斷分解，可提取腐殖物質(zhì)含量增加，隨發(fā)酵進(jìn)行，其分解速度大于形成速度，因此較高溫度下可提取腐殖物質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈先增加再下降的趨勢?？商崛「迟|(zhì)的不同變化，是影響堆肥腐殖化過程的重要因素［41］，說明在合適的溫度條件下堆肥過程中可提取腐殖物質(zhì)的形成與轉(zhuǎn)化可能是一個氧化過程［42］。由于富里酸分子量相對較小、結(jié)構(gòu)簡單、容易被分解，在堆肥過程中有機(jī)物料迅速分解使其含有的類富里酸以及新形成的富里酸大量減少，而大分子的胡敏酸含量或分子量增加，意味著腐殖質(zhì)從水溶態(tài)向固態(tài)的轉(zhuǎn)化［43］。胡敏酸表面含有大量的羧基和酚羥基等活性基團(tuán)，與重金屬主要形成1∶1或1∶2型重金屬配位體復(fù)合物，能促進(jìn)重金屬在黏土和金屬礦物材料表面吸附［44］，與重金屬離子發(fā)生聚集作用而形成絮狀物，進(jìn)而降低其遷移性。

胡敏酸（HA）是腐殖物質(zhì)中分子量較大的組分，在整個堆肥過程中胡敏酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)和相對質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化較小，較低溫度時（55和65℃）呈緩慢增加，在180 min時分別增加了11.5%和12.4%，在發(fā)酵較好的溫度時（75和85℃）呈現(xiàn)先增后降的趨勢，最高增加35.3%和36.8%，但總體相對于堆肥初期呈升高趨勢，結(jié)束時HA總量分別增加20.1%和22.6%，這可能是因為隨著堆肥進(jìn)行，不斷形成胡敏酸，而胡敏酸又向富里酸轉(zhuǎn)化所致［45］，此外，3 h堆肥結(jié)束后，各組溫度梯度下HA含量均與初始差異顯著（P＜0.05）。富里酸（FA）是腐殖物質(zhì)中分子量較小、活性較大、氧化程度較高的組分［41］。本試驗中，與堆肥前相比，在55和85℃處理下，F(xiàn)A含量顯著受到抑制（P＜0.05），且隨時間增加而降低，但與對照相比，55℃處理下富里酸含量僅減少1.1%～1.8%，而85℃處理下最高降低了39.6%。在65和75℃下，F(xiàn)A含量隨時間增加表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢，在30 min時達(dá)到最高。發(fā)酵結(jié)束時，F(xiàn)A含量較對照分別降低了2.0%和16.4%。在發(fā)酵前期（150 min），F(xiàn)A含量隨溫度增加呈現(xiàn)出先增加后降低的趨勢，而在發(fā)酵結(jié)束時，F(xiàn)A含量隨溫度增加而降低，與對照相比，降低了0.2%～38.5%。馬開星等［46］研究發(fā)現(xiàn)，雞糞堆肥富里酸含量隨時間增加而降低，最大可減少47.1%，這表明了堆肥存在促進(jìn)富里酸分解的過程。胡敏酸（HA）和富里酸（FA）是腐殖質(zhì)的重要組成部分，在堆肥發(fā)酵過程中，木質(zhì)素氧化形成胡敏酸，進(jìn)一步氧化生成富里酸，HA/FA是通常用來評估堆肥腐熟度的重要指標(biāo)，數(shù)值越大，表示腐熟堆肥腐殖化程度越高［41，47-48］。本研究中，在低溫（≤65℃）處理下，HA/FA值隨時間增加而增大，而在高溫（≥75℃）下，其比值隨時間延長表現(xiàn)出先增加后降低趨勢，都在150 min時達(dá)到最高。高溫處理明顯促進(jìn)堆肥發(fā)酵，其比值也高于低溫，顯示高溫堆肥后腐殖質(zhì)分子量增大。腐殖質(zhì)在與重金屬的結(jié)合上起到了主要作用［39］，其中部分官能團(tuán)具有吸附重金屬離子的功能［49］，對Cu、Cd等重金屬具有較強(qiáng)的絡(luò)合固定能力，有助于降低堆肥中重金屬有效性，降低其環(huán)境風(fēng)險。

官能團(tuán)對重金屬形態(tài)分布和生物有效性有重要作用，特征峰吸收強(qiáng)度的大小可以反映官能團(tuán)含量的相對多少。根據(jù)紅外光譜各吸收波段，不同來源的腐殖質(zhì)有類似的結(jié)構(gòu)組成和官能團(tuán)［50-53］：3 500～3 200 cm-1，主要是酚類化合物和羥基官能團(tuán)中O-H鍵伸縮；2 915～2 855 cm-1，脂肪族化合物C-H伸縮振動；1 650～1 640 cm-1，主要是氨基化合物、羧化物、芳香環(huán)物質(zhì)和烯烴中C=O鍵伸縮振動；1 431～1 421 cm-1，羧酸分子中的COO-彎曲振動、氨基化合物C-N伸縮；1 080～1 030 cm-1，主要為多糖或多糖類物質(zhì)的C-O鍵伸縮振動。

對初始與堆肥結(jié)束后的樣品進(jìn)行紅外分析（圖4），不同溫度處理下在3 410 cm-1、2 920 cm-1、1 650 cm-1、1 430 cm-1和1 030 cm-1處左右均有吸收峰，整體上主要吸收帶相同，但差異并不大。官能團(tuán)的峰形和吸收強(qiáng)度有一定差異，體現(xiàn)出有機(jī)質(zhì)特征官能團(tuán)的性質(zhì)差異［54］。由圖4可知，在3 412 cm-1吸收峰處高溫處理時（85℃）有所增加，顯示出多糖羥基小分子物質(zhì)增加，研究表明羥基（—OH）官能團(tuán)，具有與重金屬發(fā)生離子交換的功能，鈍化重金屬［55］。在2 923 cm-1處的吸收強(qiáng)度略有上升，表明在堆肥過程中脂肪族含量升高。這與孫向平等［56］研究結(jié)果一致。另外，1 652 cm-1處的吸收強(qiáng)度也表現(xiàn)出增加趨勢，表明堆肥過程中芳香族類化合物含量升高。芳香族的含氧官能團(tuán)羰基可與重金屬離子形成金屬絡(luò)合物，從而降低重金屬的遷移性［57］。

圖4 不同溫度處理下紅外光譜特征

3 結(jié)論

pH值隨著堆肥時間延長而增加，且隨溫度增加而增大，而EC值整體上表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢，在高溫處理下最低。

堆 肥 后Cu、Zn、Cr、Cd和As含 量 有 所 增加，且隨溫度增加而增大，但可交換態(tài)分配率占比則分別降低了4.4%、3.6%、7.7%、0.4%和1.5%，其鈍化率最大分別可達(dá)到24.8%、26.0%、27.6%、26.9%和13.9%，殘渣態(tài)分配率則不同程度增加。

在低溫組（55和65℃），隨時間延長腐殖質(zhì)含量緩慢增加，而高溫組（75和85℃）腐殖質(zhì)含量隨發(fā)酵時間先增加后降低；在55和85℃處理下，富里酸含量顯著受到抑制，而在65和75℃下，富里酸含量隨時間增加表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢，HA/FA值隨時間增加而增大，180 min后腐殖質(zhì)、溫度堆肥結(jié)束后HA/FA值大小為85℃＞75℃ ＞65℃ ＞55℃。

綜上結(jié)論，高溫處理下，酵素酶促反應(yīng)速度加快，堆肥腐熟化程度加快，有助于重金屬鈍化，降低其環(huán)境風(fēng)險。