目前, 我国畜禽粪污年产量约为38亿吨, 占整个农业排污量的96%, 其中, 氮、磷含量占全国氮、磷排放总量的50%以上, 是我国最大的农业面源, 也是当前我国面临的重大生态环境问题(徐伟栋, 2017; 王颖等, 2018).按已有调查全国畜禽粪便资源中羊粪、牛粪、鸡粪、猪粪占比及氮、磷、钾和有机质含量的计算方法估算(王亚飞等, 2017), 目前我国羊、牛、鸡、猪4种畜禽粪便每年可提供氮、磷、钾约3304万吨, 有机质约5361万吨.大量畜禽粪便随意堆放和低效处理, 不仅给生态环境带来了巨大压力, 还浪费了大量宝贵的养分资源(王亚飞等, 2017).由于堆肥处理不但可减轻畜禽粪便带来的农业面源污染, 而且生产的有机肥可取代化肥实现资源化利用, 因此, 农业废弃物堆肥处理已成为畜禽粪便无害化和资源化的首选方式(梁东丽等, 2009; Tong et al., 2019).好氧槽式堆肥可及时控制氧气、水分和热量, 有效防止粪便的二次环境污染, 具有可操控性强、占地面积小、生产投入低, 且可大规模生产作业等特点, 已成为现今我国畜禽粪污堆肥的主流方式之一(夏炜林等, 2006; Zeng et al., 2018).

不同畜禽粪便的理化性质及其在槽式堆肥过程中的变化是影响堆肥腐熟与植物毒性的重要因素, 因而在堆肥科学与工程领域受到高度关注.调查显示：羊、牛、鸡粪初始pH通常呈中性或偏碱性, 猪粪pH偏酸性, 堆肥过程中蛋白质和氨基酸的分解通常会导致堆肥呈弱碱性(Gao et al., 2010; Pinter et al., 2019)；鸡粪的EC值通常显著大于羊粪、牛粪和猪粪, 而当EC值超过9.0 mS · cm^-1时会对植物产生较高的毒性, 进而影响其土地利用(Gao et al., 2010)；DOC和NH₄⁺-N含量是导致植物毒性的重要指标, 堆肥过程中不同畜禽粪便的DOC和NH₄⁺-N含量通常呈降低趋势, 因而其植物毒性降低；NO₃^--N、P和K是植物生长需要的养分, 堆肥过程这些指标呈增加的趋势, 因而畜禽粪便堆肥可促进植物生长(Meng et al., 2013)；猪粪和鸡粪的Cu、Zn含量显著高于牛粪和羊粪(李书田等, 2009; 王亚飞等, 2017), 且堆肥过程中Cu和Zn含量呈升高趋势(栾润宇等, 2020), 但如果其含量超过有机肥标准限值, 也会对植物生长产生负面影响(Tiquia et al., 1996; 李书田等, 2009; 栾润宇等, 2020).因此, 研究槽式堆肥过程中畜禽粪便理化性质的变化规律对提高堆肥处理效率和堆肥产品的质量具有重要意义.

在不同畜禽粪便堆肥资源化利用前, 对其开展客观多元的植物毒性和腐熟度评价是提高畜禽粪便堆肥土地利用效率、降低环境风险的重要措施(Komilis et al., 2009).水堇种子具有大小适宜、发芽周期短、对毒性物质浓度变化敏感等特点, 因而其相对生长指数(RGI)和发芽指数(GI)在表征堆肥过程植物毒性、评价腐熟度方面得到了广泛认可(Roca-Perez et al., 2013).研究表明, 鸡粪强制通风堆肥过程中随着NH₄⁺-N、pH、EC的降低, 水堇的GI逐渐增大, 因而堆肥过程中NH₄⁺-N、pH、EC的增加是导致植物毒性的主要因素(Gao et al., 2010).牛粪反应器堆肥和猪粪静态垛堆肥过程中NH₄⁺-N和DOC含量均减少, 水堇的GI和RGI增大, 因而牛粪和猪粪堆肥的NH₄⁺-N和DOC含量提高是导致其植物毒性的主要因素(Tiquia et al., 1996; Contreras-Ramos et al., 2004).猪粪堆肥的植物毒性普遍高于其他畜禽粪便堆肥(Komilis et al., 2009), 但也有研究发现, 猪粪堆肥过程降温期时水堇种子的GI达100%以上, 并未表现出植物毒性(Tiquia et al., 1996).这些研究均表明, 不同堆肥工艺条件导致不同畜禽粪便堆肥植物毒性的因素不尽相同, 而在同一种堆肥工艺处理的不同畜禽粪便对植物毒性的影响机制差异仍不清楚.前人多集中于特定小型堆肥处理一种或两种畜禽粪便的研究, 而有关大规模槽式堆肥分别处理不同畜禽粪便的对比研究仍鲜有报道.在目前化肥价格居高不下的情况下, 深入比较研究好氧槽式堆肥过程不同畜禽粪便理化性质变化及其植物毒性的影响机制, 对于优化堆肥工艺、提高堆肥效率和改善堆肥产品的质量具有重要的科学与实践价值.

为此, 本试验以羊、牛、鸡、猪4种畜禽粪便为主料、木屑为辅料, 以我国广泛使用的槽式堆肥工艺为研究对象, 开展堆肥过程不同畜禽粪便关键理化指标变化对水堇种子发芽和根长影响机制研究, 辨识不同畜禽粪便堆肥过程中影响植物毒性和堆肥腐熟度的理化指标, 以期为大规模槽式堆肥不同畜禽粪便及其资源化利用和管理提供理论依据和技术支撑.

于2018年7月20日—2018年9月4日在杭州余杭区同时分别开展了以羊粪、牛粪、鸡粪和猪粪为主料、粒径1~2 cm木屑为辅料, 为期44 d的槽式堆肥试验.4个槽式畜禽粪便堆肥的堆体尺寸(长×宽×高)均为5 m×4 m×0.8 m, 平均4~5 d翻堆1次.4种粪便原料的理化性质如表 1所示.

表 1(Table 1)

表 1 槽式堆肥试验所用的不同畜禽粪便原料的理化性质 Table 1 Physicochemical properties of raw manures for trough composting trials

表 1 槽式堆肥试验所用的不同畜禽粪便原料的理化性质 Table 1 Physicochemical properties of raw manures for trough composting trials 堆肥 pH EC/(mS·cm-1) 湿度 DOC/(g·kg-1) C/N NH4+-N/(g·kg-1) NO3--N/(g·kg-1) TN TP/(g·kg-1) TK/(g·kg-1) Cu/(mg·kg-1) Zn/(mg·kg-1) 羊粪 7.60±0.03 3.60±0.03 64.6%±2.3% 0.60±0.05 12.00±0.30 0.60±0.02 0.10±0 3.10%±0.10% 3.20±0.02 8.00±0.01 16.60±0.10 149.0±2.2 牛粪 8.10±0.01 5.30±0.10 67.3%±1.6% 1.60±0.02 23.20±0.49 0.50±0.01 0.14±0 1.80%±0.04% 5.90±0.04 10.20±0.01 57.30±0.90 268.0±1.7 鸡粪 8.90±0.01 8.20±0.04 66.0%±1.9% 2.90±0.10 18.50±0.30 1.40±0.02 0.10±0.10 1.80%±0.01% 14.70±0.20 24.50±0.80 32.00±0.04 465.0±1.2 猪粪 6.60±0.02 12.80±0.01 65.8%±1.0% 5.50±0.30 10.10±0.10 8.10±0.01 0.11±0.10 3.80%±0.03% 9.80±0.10 13.70±0.10 61.50±0.70 544.0±11.2

堆肥开始后定期对每个堆体上、中、下3层随机多点取子样0.5 kg, 混合均匀后用四分法取代表该时段的鲜样1 kg.各种堆肥过程中采集代表性堆肥样本的频率和数量如下：羊粪堆肥开始后的第0、5、10、13、23、30、44 d采集代表性样品7个, 牛粪堆肥开始后的第0、2、8、21、28、44 d采集代表性样品6个, 鸡粪堆肥开始后的第0、3、13、20、27、44 d采集代表性样品6个, 猪粪堆肥开始后的第0、3、16、23、30、44 d采集代表性样品6个.所有畜禽粪便样本共计25个.供试的水堇种子购自法国.

于堆肥期内每日上午10：00、下午5：00利用水银温度计测定堆体中心位置温度, 取两次温度的平均值作为当天的堆体温度, 同时记录温室温度.

风干样品过2 mm筛后, 与去离子水按1 : 10(m/V)的比例混合, 水平摇床振荡2 h后过滤, 收集堆肥浸提液, 用于测定pH、EC和发芽指数(GI) (Yadav et al., 2018; 刘超等, 2018; 史威威等, 2018).浸提液过0.45 μm水相滤头, 用超纯水稀释20倍, 用总有机碳分析仪(Vario TOC, 德国Elementar公司)测定可溶性有机碳(DOC)含量, 连续流动分析仪(AA3, 德国SEAL公司)测定可溶性硝态氮(NO₃^--N)和可溶性氨态氮(NH₄⁺-N)含量(Zhao et al., 2018).风干样品研磨过100目筛网, 一部分用元素分析仪(Vario MAX cube, 德国Elementar公司)测定全碳(TC)和全氮(TN), 一部分基于美国EPA的3051法进行微波消解, 用ICP-OES(电感耦合等离子体质谱仪Prodigy7, 美国Leeman公司)测定TP、TK、Cu和Zn含量(Villena et al., 2018).以上各项指标均设置3个重复.

参照通用方法测定水堇种子的GI(Tiquia et al., 1998; Meng et al., 2013; Young et al., 2016)：在直径为9 cm的培养皿中放入双层滤纸, 加入5 mL堆肥浸提液, 均匀放置20粒大小均匀、籽粒饱满的水堇种子, 以去离子水代替堆肥浸提液为对照组.每个处理3次重复.将培养皿置于(25±2) ℃恒温箱中黑暗培养, 分别于第72 h(3 d)测定发芽种子数及根长.为更准确地确定植物毒性, 本研究采用RGI和GI评价其堆肥腐熟度和植物毒性(Alvarenga et al., 2007; Young et al., 2012; 2016), 根据如下公式计算：

(1)

(2)

式中, GSS为堆实验组发芽种子数；RLS为实验组根长均值；GSC为对照组发芽种子数；RLC为对照组根长均值.

采用Microsoft Excel 2017软件对所有数据进行整理.利用SPSS 21.0软件对不同组间数据的差异程度进行One-way ANOVA多元方差分析, 用Pearson相关系数对GI和RGI与堆肥理化指标进行相关性分析；采用逐步回归分析法, 建立以堆肥理化指标为自变量的种子GI和RGI最优回归模型, 模拟水堇种子发芽率和相对生长指数与堆肥理化指标的定量关系.采用Origin2017软件绘图.

温度是堆肥的重要工艺参数, 堆温的高低及高温期持续时间决定了堆肥效果和堆肥产品的质量.羊、牛、鸡和猪粪堆肥均先后经历了升温期、高温期、降温期3个阶段, 且各阶段开始和持续时间差异明显(图 1a).进入高温期的时间依次为：羊粪(第7 d)>牛粪(第9 d)>猪粪(第10 d)>鸡粪(第14 d), 高温期(55 ℃以上)持续时长依次为：羊粪(18 d)＞牛粪(17 d)=鸡粪(17 d)＞猪粪(14 d)(图 1b).ANOVA分析结果表明, 整个堆肥过程各粪便堆肥平均堆温的差异并不显著(p＞0.05).

图 1(Fig. 1)

图 1 槽式堆肥过程中不同禽畜粪便堆肥的温度变化(a)及其不同堆肥时期持续时间(b) Fig. 1 Temperature changes of different manure composts at different time of trough composting(a) and lasting times of different composting stages(b)

由图 2a可知, 堆肥过程鸡粪和猪粪的pH波动较大, 其变化范围分别为7.45~9.58和6.49~8.04；堆肥结束时鸡粪碱性减弱, 猪粪由初始的弱酸性升至弱碱性(pH=8.0).牛粪和羊粪堆肥过程中pH呈先升后降的趋势, 其变化幅度较小, 堆肥结束时均呈弱碱性(pH=7.5~8.0).ANOVA分析结果表明：整个堆肥过程中, 猪粪的pH均值(7.1±0.14)显著低于鸡粪(8.66±0.80)、牛粪(8.04±0.31)和羊粪(8.02±0.26)(p＜0.05), 但鸡粪、牛粪和羊粪的pH均值间无显著差异(p＞0.05).由图 2b可知, 堆肥过程中猪粪的EC由堆肥开始的最大值13 mS · cm^-1, 剧烈波动下降至5.36 mS · cm^-1.鸡粪堆肥过程中EC呈先升后降至5 mS · cm^-1.牛粪和羊粪的EC变化幅度较小, 均不超过1 mS · cm^-1, 在堆肥结束时分别为4.51和3.59 mS · cm^-1.ANOVA分析结果表明：整个堆肥过程猪粪和鸡粪的EC均值((8.8±0.72)和(7.6±0.39) mS · cm^-1)显著高于牛粪((5.2±0.1) mS · cm^-1)和羊粪((3.3±0.1) mS · cm^-1)(p < 0.05), 猪粪和鸡粪、牛粪和羊粪的EC均值间无显著差异(p＞0.05).

图 2(Fig. 2)

图 2 槽式堆肥过程不同畜禽粪便堆肥的理化性质变化 Fig. 2 Changes of physicochemical properties of different manure composts at different time of trough composting

由图 2c可知, 堆肥过程不同畜禽粪便的DOC含量均呈降低趋势, 其中猪粪的初始DOC含量最高、堆肥过程降低幅度最大, 其次是牛粪和鸡粪, 降低最不明显的是羊粪.统计结果表明, 整个堆肥过程中各粪便DOC含量的均值由高到低依次为：猪粪((3.54±0.31) g · kg^-1)>鸡粪((2.29±0.80) g · kg^-1)>牛粪((1.1±0.24) g · kg^-1)>羊粪((0.54±0.11) g · kg^-1), 且各均值间差异显著(p < 0.05).由图 2d可知, 堆肥过程各种畜禽粪便的NH₄⁺-N含量均呈降低趋势, 其中猪粪的NH₄⁺-N初始含量最高、且下降最明显, 其次是鸡粪, 羊粪和牛粪不显著.ANOVA分析结果表明, 整个堆肥过程中各种粪便NH₄⁺-N含量的均值由高到低依次为：猪粪((4.36±0.71) g · kg^-1)＞鸡粪((0.68±0.21) g · kg^-1)＞牛粪((0.41±0.02) g · kg^-1)＞羊粪((0.31±0.02) g · kg^-1), 且各均值间差异显著(p < 0.05).由图 2e可知, 堆肥过程各种粪便堆肥的NO₃^--N含量均呈增加趋势, 在降温期羊粪和牛粪的NO₃^--N含量增加尤为显著, 其次是猪粪, 最不显著的是鸡粪.ANOVA分析结果表明, 整个堆肥过程中各粪便的NO₃^--N含量均值由高到低依次为：羊粪((0.39±0.05) g · kg^-1)=牛粪((0.39±0.11) g · kg^-1)＞猪粪((0.21±0.02) g · kg^-1)＞鸡粪((0.15±0.01) g · kg^-1), 其中羊粪和牛粪显著高于猪粪和鸡粪(p < 0.05).由图 2f可知, 牛粪、鸡粪、羊粪和猪粪的初始C/N分别24、18、12和10, 堆肥过程牛粪和鸡粪C/N呈降低趋势, 猪粪和羊粪均为先升后降趋势.ANOVA分析结果表明, 整个堆肥过程中各种粪便的C/N均值由高到低依次为：牛粪(21.9±4.02)>鸡粪(16.9±1.27)>猪粪(14.8±2.07)>羊粪(13.4±1.33), 各均值间差异显著(p < 0.05).

由图 2g可知, 堆肥过程中, 羊粪和猪粪堆肥的TN含量呈先降后升趋势, 在升温期和高温期猪粪下降幅度较大；鸡粪和牛粪的TN含量呈缓慢上升趋势.堆肥结束时各种粪便的TN含量比较接近, 在2.0%~2.3%之间.ANOVA分析结果表明显示, 堆肥过程中各种粪便TN含量均值分别为:猪粪2.6%±0.18%、羊粪2.3%±0.09%、鸡粪2.0%±0.04%、牛粪1.8%±0.03%, 其中, 猪粪的TN含量显著高于鸡粪和牛粪, 羊粪显著高于牛粪(p < 0.05).由图 2h和2i可知, 堆肥过程鸡粪和猪粪的TP和TK含量均呈增加的趋势, 牛粪和羊粪的增加趋势并不明显.ANOVA分析结果表明, 各种粪便堆肥中TP含量均值由高到低依次为：鸡粪((15.3±0.3) g · kg^-1)＞猪粪((12.1±0.5) g · kg^-1)＞牛粪((6.3±0.1) g · kg^-1)＞羊粪((3.5±0.07) g · kg^-1), 各均值间差异显著(p < 0.05)；TK含量均值由高到低依次为：鸡粪((27.0±0.3) g · kg^-1)＞猪粪((15.6±0.6) g · kg^-1)＞牛粪((10.9±0.2) g · kg^-1)＞羊粪((9.3±0.2) g · kg^-1), 各均值间差异显著(p < 0.05).

由图 2j可知, 整个堆肥过程各畜禽粪便中Cu含量变化不显著.ANOVA分析结果表明, 堆肥过程中各粪便的Cu含量均值由高到低依次为：猪粪((119.4±5.17) mg · kg^-1)＞牛粪((60.6±4.44) mg · kg^-1)＞鸡粪((42.7±6.26) mg · kg^-1)＞羊粪((21.0±4.23) mg · kg^-1), 各均值间差异显著(p < 0.05).T检验表明：整个堆肥过程猪粪的Cu平均含量明显高于德国有机肥限值100 mg · kg^-1(p < 0.05), 其他3种粪便肥的Cu平均含量均未超标(p>0.05).由图 2k可知, 在堆肥过程中, 除牛粪的Zn含量比较稳定外, 其他粪便的Zn含量均呈增加趋势.ANOVA分析结果表明, 堆肥过程中各粪便的Zn平均含量由高到低依次为：猪粪((618±27.9) mg · kg^-1)＞鸡粪((552±34.2) mg · kg^-1)＞牛粪((297±44.9) mg · kg^-1)＞羊粪((203±62.1) mg · kg^-1), 且各均值间差异显著(p < 0.05).堆肥过程中猪粪和鸡粪的Zn平均含量明显高于德国有机肥限值400 mg · kg^-1(p < 0.05), 羊粪和牛粪的Zn平均含量并未超标(p>0.05).

由图 3a表明, 堆肥过程中4种粪便的水堇种子RGI均呈增大趋势, 在高温期及之后, 羊粪的RGI增加趋于平缓且大于1.2.堆肥初始(0 d)时, 各种畜禽粪便的RGI由高到低依次为：羊粪(0.89)＞牛粪(0.29)＞鸡粪(0.04)≈猪粪(0), 堆肥结束(44 d)时RGI依次为：羊粪(2.32)＞牛粪(2.12)＞鸡粪(1.12)＞猪粪(0.93).因而, 堆肥过程各粪便的RGI升高幅度由高到低依次为：牛粪(1.83)＞羊粪(1.43)＞鸡粪(1.08)＞猪粪(0.93).鸡粪和猪粪的RGI分别在堆肥20 d和23 d后开始逐渐升高, 之前接近于0.T检验结果表明：堆肥过程羊粪的RGI显著大于0.8, 堆肥5 d后显著大于1.2 (p＜0.05).牛粪堆肥8 d后(升温期) RGI达到0.8, 堆肥28 d后(降温期)超过1.2.鸡粪和猪粪分别在堆肥20 d和23 d时其RGI超过0.8, 但堆肥结束时它们的RGI都未超过1.2.ANOVA分析结果表明, 堆肥过程中羊粪的RGI均值(1.77±0.09)显著高于牛粪(1.08±0.15)(p < 0.05), 牛粪显著高于鸡粪(0.27±0.10)和猪粪(0.21±0.08) (p < 0.05), 鸡粪和猪粪的RGI均值间无显著差异(p＞0.05).

图 3(Fig. 3)

图 3 槽式堆肥过程不同禽畜粪便堆肥对水堇种子RGI (a)和GI (b)的影响 Fig. 3 Effects of different manure composts on RGI (a) and GI (b) of cress seed at different time of trough composting

由图 3b表明, 堆肥过程中4种粪便的水堇种子GI均呈增大趋势, 但在高温期之后羊粪GI的增加趋于平缓.堆肥初始(0 d)时, 4种畜禽粪便的GI大小依次为羊粪(87.3%)＞80%＞牛粪(26.0%)＞鸡粪(0.59%)≈猪粪(0)；堆肥结束(44 d)时, 各畜禽粪便的GI由高到低依次为：羊粪(232.1%)＞牛粪(184.6%)＞鸡粪(106.9%)＞猪粪(92.4%)>80%.堆肥过程各种粪便的GI升高幅度由高到低依次为：牛粪(158.7%)＞羊粪(144.9%)＞鸡粪(106.3%)＞猪粪(92.4%).鸡粪和猪粪的GI分别在堆肥20 d和23 d后开始逐渐升高, 之前接近于0.T检验结果表明：堆肥过程羊粪的GI始终大于80%(p < 0.05).堆肥8 d时(升温期)牛粪的GI接近于50%, 堆肥21 d时(高温期)超过80%.堆肥27 d时(高温期)鸡粪的GI超过50%.堆肥30 d时(降温期)猪粪的GI超过50%.ANOVA分析结果表明, 堆肥过程中羊粪的平均GI (179.6%±9.6%)显著高于牛粪(93.9%±13.1%)(p < 0.05), 牛粪高于鸡粪(27.2%±10.0%)和猪粪(24.2%±8.8%)(p < 0.05), 鸡粪和猪粪的GI均值间无显著差异(p＞0.05).

相关分析(表 2)表明, 堆肥过程羊粪的Cu、TP、Zn与RGI呈显著正相关(p < 0.01), 相关系数依次为0.86、0.81、0.75；其NH₄⁺-N、TN、DOC与RGI呈显著负相关, 相关系数依次为-0.93、-0.75、-0.64.堆肥过程牛粪的Zn、TK、TP和NO₃^--N与RGI呈显著正相关, 相关系数依次为0.97、0.90、0.89、0.79；其NH₄⁺-N、DOC、C/N、EC和pH与RGI呈显著负相关, 相关系数依次为-0.99、-0.99、-0.85、-0.81、-0.65.堆肥过程鸡粪的NO₃^--N、TN、Cu与RGI呈显著正相关, 相关系数依次为0.96、0.96、0.93；其C/N、EC、DOC与RGI呈显著负相关, 相关系数依次为-0.94、-0.79、-0.77.堆肥过程猪粪的NO₃^--N、TP、Zn、TK与RGI呈显著正相关, 相关系数依次为0.98、0.97、0.96、0.91, 其中NH₄⁺-N、DOC、EC与RGI呈显著负相关, 相关系数依次为-0.95、-0.71、-0.67.多元回归分析(表 3)表明, 堆肥过程羊粪和牛粪的NH₄⁺-N, 鸡粪的NO₃^--N、C/N、Cu和EC, 猪粪的NO₃^--N和TK对水堇种子根伸长具有显著促进或者抑制作用.

表 2(Table 2)

表 2 不同畜禽粪便堆肥理化性质与水堇种子RGI和GI的相关系数 Table 2 Correlation coefficients between physicochemical properties of animal manure composts and RGI and GI of cress

表 2 不同畜禽粪便堆肥理化性质与水堇种子RGI和GI的相关系数 Table 2 Correlation coefficients between physicochemical properties of animal manure composts and RGI and GI of cress 堆肥理化性质 羊粪 牛粪 鸡粪 猪粪 RGI GI RGI GI RGI GI RGI GI pH 0.64** 0.69** -0.63** -0.65** -0.40 -0.40 0.79** 0.78** EC -0.20 -0.25 -0.79** -0.81** -0.79** -0.80** -0.67** -0.65** TN -0.75** -0.78** 0.73** 0.75** 0.96** 0.95** -0.26 -0.32 DOC -0.64** -0.63** -0.98** -0.99** -0.77** -0.80** -0.71** -0.75** NH4+-N -0.93** -0.93** -0.98** -0.99** -0.58* -0.59** -0.95** -0.98** NO3--N 0.63** 0.58** 0.77** 0.79** 0.96** 0.95** 0.98** 0.94** C/N 0.51* 0.48* -0.84** -0.85** -0.94** -0.94** 0.17 0.16 TK 0.73** 0.76** 0.90** 0.90** 0.93** 0.90** 0.91** 0.90** TP 0.81** 0.83** 0.88** 0.89** 0.60** 0.63** 0.97** 0.98** Cu 0.86** 0.87** 0.84** 0.87** 0.93** 0.95** 0.69** 0.69** Zn 0.75** 0.75** 0.96** 0.97** 0.91** 0.94** 0.96** 0.96** 注：**表示在0.01水平(双侧)上显著相关, *表示在0.05水平(双侧)上显著相关.

表 3(Table 3)

表 3 基于堆肥过程各畜禽粪便堆肥理化性质的GI和RGI多元线性回归分析模型 Table 3 Multiple linear regressions of RGI and GI of cress against physicochemical properties of animal manure composts

表 3 基于堆肥过程各畜禽粪便堆肥理化性质的GI和RGI多元线性回归分析模型 Table 3 Multiple linear regressions of RGI and GI of cress against physicochemical properties of animal manure composts 类别 多元线性回归分析模型 复相关系数R 拟合优度R2 羊粪 RGI=-24.5[NH4+-N]+2.51 0.94 0.88 GI=-221[NH4+-N]+15[TK] -110 0.97 0.94 牛粪 RGI=-4.5[NH4+-N]+9.6 0.99 0.98 GI=-139[DOC]+31pH-15EC+74 0.99 0.99 鸡粪 RGI=2.2[NO3--N]-0.14C/N+0.01[Cu]-0.06EC+1.2 0.99 0.98 GI=1.7[Cu]+90[TN]+115[NO3--N] -238 0.99 0.98 猪粪 RGI=1.1[NO3--N]+0.06[TK] -0.99 0.99 0.98 GI=15[TK] -215 0.98 0.97

相关分析(表 2)表明, 堆肥过程羊粪的Cu、TP、TK与其GI呈显著正相关(p < 0.01), 相关系数依次为0.87、0.83、0.76；其NH₄⁺-N、TN、DOC与GI呈显著负相关, 相关系数依次为-0.93、-0.78、-0.63.堆肥过程牛粪的Zn、TK、TP与GI呈显著正相关, 相关系数依次为0.97、0.90、0.89；其NH₄⁺-N、DOC、C/N与GI呈显著负相关, 相关系数依次为-0.99、-0.99、-0.85.堆肥过程鸡粪的Cu、TN、NO₃^--N与GI呈显著正相关, 相关系数均为0.95；其EC、DOC、C/N与GI呈显著负相关, 相关系数依次为-0.94、-0.80、-0.80.堆肥过程猪粪的TP、Zn、NO₃^--N和TK与GI呈显著正相关, 相关系数依次为0.98、0.96、0.94、0.90；NH₄⁺-N、DOC、EC与GI呈显著负相关, 相关系数依次为-0.98、-0.75、-0.65.多元回归分析(表 3)进一步说明, 堆肥过程羊粪的NH₄⁺-N和TK, 牛粪的DOC、pH和EC, 鸡粪的Cu、TN和NO₃^--N, 猪粪的TK对水堇种子萌发具有显著促进或者抑制作用.

通常情况下温度作为衡量堆肥腐熟度直观指标之一(吴华山等, 2014), 适当的高温持续时间有助于破坏杂草种子、灭杀病原体以及保存养分, 直接影响着堆肥终产品的质量(Khan et al., 2009).根据我国粪便无害化卫生标准(GB 7959—2012)对堆肥温度的要求, 各畜禽粪便处理均达到无害化的要求.猪粪堆肥最高温度达到62.5 ℃, 羊粪、牛粪、鸡粪堆肥最高温均为59 ℃左右.羊粪堆肥升温最快且高温持续时间最长, 牛粪和猪粪其次, 鸡粪升温最慢(图 1), 由此表明：大型槽式羊粪堆肥处理破坏杂草种子、灭杀病原体和无害化程度最高, 其次是牛粪和猪粪堆肥, 鸡粪堆肥最差.与以往对畜禽粪便堆肥堆温变化的研究(Meng et al., 2013; 彭晶等, 2019;王海候等, 2019)相比(表 4), 本研究的堆肥规模明显较大, 且堆肥结束时畜禽粪便均达到了无害化、破坏杂草种子和灭杀病原体的要求, 由此表明本研究对大型槽式畜禽粪便堆肥温度调控操作更具有参考意义.

表 4(Table 4)

表 4 国内外畜禽粪便堆肥的规模和测定的理化指标的差异 Table 4 Report on differences in the scale and physi-chemical indicators of livestock and poultry manure compost

表 4 国内外畜禽粪便堆肥的规模和测定的理化指标的差异 Table 4 Report on differences in the scale and physi-chemical indicators of livestock and poultry manure compost 堆肥方式及规模 基质 涉及到的理化指标 参考文献 有机玻璃堆反应器 牛粪、桦树木屑 堆温、pH、C/N 彭晶等, 2019 1 m3静态发酵反应器 羊粪、稻草 堆温、NH4+-N、NO3--N、TN等 王海候等, 2019 50 cm×30 cm×30 cm发酵箱 鸡粪、稻草秸秆 pH、EC、TC、TN、重金属含量及GI等 栾润宇等, 2020 98 L发酵罐 牛粪、菌糠、鸡粪 DOC、GI 张雪辰等, 2014b 1.2 m×1.2 m×1.2 m不锈钢发酵罐 牛粪、玉米秸秆 含水量、pH、TOC、TK、TN、NH4+-N、NO3--N、GI Tong et al., 2019 4 m3发酵罐 羊粪、葡萄残渣、牧草 pH、EC、TOC、TN、NH4+-N、NO3--N、C/N等 Pinter et al., 2019 4 m3静态堆肥 猪粪、木屑 堆温、pH、EC、DOC、TK、TN、NH4+-N、NO3--N、植物毒性等 Meng et al., 2013 16 m3槽式堆肥 羊粪、牛粪、鸡粪、猪粪、木屑 堆温、pH、EC、DOC、TC、TN、NH4+-N、NO3--N、P、K、Cu、Zn、GI、RGI等 本研究

当初始pH在8.0左右时堆肥的升温速率可有效提高, 且初始堆肥呈碱性有利于将堆肥中的NH₄⁺转化成NH₃而释放(Contreras-Ramos et al., 2004), 因此, 本试验中的羊粪和牛粪的升温速率高于猪粪和鸡粪, 其最终堆肥的pH值均下降.本研究中牛粪和羊粪的pH呈先增后降的趋势, 主要原因在于堆肥开始后分解产生大量NH₄⁺-N导致pH上升, 堆肥后期大量含碳有机物降解产生有机酸, 而NH₄⁺-N逐渐被微生物利用或者以NH₃形式挥发, 导致pH下降(张国占, 2018).本研究中猪粪的pH最终变为偏碱性是由于堆肥后期有机酸和蛋白质快速降解产生大量的NH₃释放, 同时氨化作用产生大量OH^-(Cegarra et al., 2006; 赵秀玲等, 2014).而猪粪的pH显著低于其他粪便可能与不同畜禽的食性及生理有关(李书田等, 2009; 黄华等, 2013; 曹云等, 2015).与以往对pH的研究(Meng et al., 2013; 彭晶等, 2019; Tong et al., 2019; Pinter et al., 2019; 栾润宇等, 2020)相比(表 4), 本研究的堆肥规模更大, 对大型槽式堆肥过程pH变化的调控更具有现实意义.

由黄华等(2013)和曹云等(2015)对堆肥过程中EC变化的研究结果推断, 本研究中猪粪和鸡粪堆肥过程EC的剧烈波动可能是由于pH的剧烈变化所致(图 2a、图 2b).堆肥过程中NH₃和CO₂的挥发(Zmora-Nahum et al., 2005)、可溶性离子的积累及堆肥材料矿质化(Jalili et al., 2019), 是导致畜禽粪便堆肥EC降低的主要原因.EC小于9.0 mS · cm^-1时对植物毒性无显著影响(Jalili et al., 2019), 由此推断本研究中各畜禽粪便堆肥的EC均不会产生植物毒性.

DOC是由堆肥总有机质中分子量较小、且具有活性的可溶性有机质组成.本研究中4种畜禽粪便堆肥过程DOC的含量均下降, 与国内外的大量研究一致(Paredes et al., 1996; Zmora-Nahum et al., 2005; 张雪辰等, 2014), 主要是由于DOC容易被微生物的有机质代谢消化所致(Lu et al., 2018), 本研究中初始猪粪的DOC含量显著高于其他粪便, 且由于堆肥过程中DOC容易被微生物降解, 因而猪粪中其含量下降最为明显.与以往对畜禽粪便堆肥过程DOC变化的研究(Meng et al., 2013; 张雪辰等, 2014b; Tong et al., 2019; Pinter et al., 2019)相比(表 4), 本研究堆肥规模更大, 且DOC均呈降低趋势, 表明本研究对畜禽粪便大型槽式堆肥过程中DOC含量的变化调控具有更好的指导意义.

由前人对堆肥过程N素变化的研究结果(Sánchez-Monedero et al., 2001; Tiquia, 2003; Bohacz, 2019; Chen et al., 2019)推断, 本研究各畜禽粪便的NH₄⁺-N含量均降低主要是由于在高温和高pH条件下微生物转化N素生成NH₃快速挥发释放, 并固持氨基酸、核酸和蛋白质等含氮化合物, 将NH₄⁺-N转化为NO₃^--N所致.由于猪粪含有的蛋白质及其分解产物和氨化微生物较多, 且堆肥过程pH升高(图 2a)导致有机氮矿化和NH₃挥发释放加剧, 这是本研究中猪粪初始NH₄⁺-N含量最高且堆肥过程中降低幅度最大的主要原因.堆肥中NH₄⁺-N含量越高, 堆肥越不稳定, 堆肥质量越差(Tiquia et al., 1996; Sánchez-Monedero et al., 2001; Straathof et al., 2015), 因而由本试验中NH₄⁺-N的初始含量和均值表明, 猪粪本身不稳定且堆肥质量较差, 其次是鸡粪, 但羊粪的稳定性和堆肥质量最好.基于Zucconi(1987)提出的堆肥腐熟时NH₄⁺-N含量应低于0.4 g · kg^-1的标准, 本研究中除猪粪堆肥未达到腐熟标准外, 其他粪便堆肥均已腐熟.

堆肥过程中微生物的硝化作用使NH₄⁺-N转化成NO₃^--N (Tiquia et al., 1996; Tiquia, 2003; 2010), 因而本研究中各粪便堆肥中NO₃^--N含量呈增加的趋势.由于亚硝酸盐细菌和硝化细菌的生长和活性是影响堆肥中NO₃^--N含量的重要因素(Sánchez-Monedero et al., 2001; 鲍艳宇等, 2008), 由此推断, 羊粪和牛粪堆肥的降温期应当显著促进了亚硝酸盐细菌和硝化细菌的生长和活性, 使堆肥中NO₃^--N含量迅速提高, 从而明显改善了羊粪和牛粪堆肥的质量.

C/N是影响堆肥质量的重要因子之一, 其初始最佳范围为12~25(Tiquia, 2010; Ravindran et al., 2019), 除猪粪较低, 本研究中其它粪便的初始C/N均在这个范围内.初始C/N较低可能导致堆肥过程NH₃挥发量较高(Guo et al., 2012), 因而本研究的猪粪堆肥过程NH₃释放量可能最大.前人的研究也表明, 无论采用哪一种堆肥技术, 堆肥过程中堆肥的C/N均呈下降的趋势, 且堆肥结束时的C/N在10~15可认为堆肥已稳定和腐熟(Zmora-Nahum et al., 2005), 由此可以判断, 堆肥44 d后羊粪和鸡粪已经稳定和腐熟.

堆肥过程中TN含量的变化主要是由有机氮的分解和NH₃的释放引起(Tiquia, 2010), 当NH₃挥发导致的N损失率低于H₂O和CO₂挥发导致的干物质损失率时, 堆肥的TN含量升高, 反之亦然(Huang et al., 2004).初始TN含量较低会造成堆肥过程N形态变化缓慢, 较高会加速有机氮的分解和NH₃的释放(Onwosi et al., 2017).本研究的羊粪和猪粪堆肥过程TN含量先降后升是由于其初始TN含量较高, 从而导致堆肥升温期和高温期有机氮分解和NH₃的释放引起的N损失明显低于H₂O和CO₂释放导致的干物质的损失；而猪粪的初始TN含量明显高于羊粪, 其释放NH₃的速率更快, 因而猪粪TN含量下降幅度较大；堆肥后期则相反.鸡粪和牛粪初始TN含量较低, 堆肥过程有机氮的分解和NH₃释放引起的TN损失率相对较小, 因此堆肥过程中鸡粪和牛粪的TN含量呈缓慢上升的趋势.与前人对畜禽粪堆肥过程中N素转化的研究(Meng et al., 2013; 王海候等, 2019; Tong et al., 2019; Pinter et al., 2019)相比(表 4), 本研究槽式堆肥规模更大, 对畜禽粪便大型槽式堆肥过程中N素含量及转化的调控更具指导意义.

堆肥过程中磷和钾的绝对含量一般不会变化或变化较小, 因此本研究中不同畜禽粪便堆肥的TP和TK增加趋势不明显.堆肥过程中各畜禽粪便Cu和Zn的绝对含量一般不会显著变化(鲍艳宇等, 2010), 但由于堆肥过程释放的挥发性有机污染物和NH₃以及堆肥体积和干物质差异, 从而导致不同粪便堆肥的Cu和Zn含量呈不同的变化趋势, 这与前人的研究结果基本一致(张鸣等, 2010; 余水静等, 2017; Yadav et al., 2018; Jalili et al., 2019).猪粪堆肥Cu和Zn平均含量显著高于其他畜禽粪便, 且明显超过德国有机肥标准的限值, 由此表明猪粪堆肥中的Cu和Zn可能具有潜在生态环境风险.羊粪堆肥的Cu和Zn平均含量最低, 因而羊粪中Cu和Zn的潜在生态环境风险最低.与前人对畜禽粪便堆肥过程养分及重金属含量变化的研究(栾润宇等, 2020)相比(表 4), 本研究的堆肥规模明显更大, 对畜禽粪便大型槽式堆肥实践操作中畜禽粪便的养分保存和重金属生态风险评价更有指导意义.

相对生长指数RGI只与根伸长有关(Alvarenga et al., 2007; Young et al., 2016), 且当RGI =0~0.8表明根伸长受到抑制, 当RGI=0.8~1.2表明对根伸长无明显影响, 当RGI>1.2时根伸长受到促进(Young et al., 2012).同时也可表明, RGI=0.8对应的堆肥理化指标浓度是抑制根伸长的最低浓度.本研究中各种畜禽粪便堆肥的RGI呈增长趋势表明, 堆肥处理降低了毒性物质对种子根伸长的抑制作用, 其中, 堆肥高温期之后羊粪堆肥显著促进了根伸长.由各畜禽粪便初始的RGI表明, 除羊粪以外, 其他粪便对水堇根伸长具有明显的抑制作用；堆肥结束时, 羊粪和牛粪堆肥对根伸长具有显著的促进作用(RGI>1.2), 鸡粪和猪粪堆肥对根伸长无明显作用.从各畜禽粪便堆肥的RGI增长幅度看, 堆肥处理对牛粪促进水堇根伸长的改善效果最显著, 对猪粪的作用最小.鸡粪在堆肥第20 d前、猪粪在第23 d前RGI接近于0表明, 此时鸡粪和猪粪堆肥对水堇根伸长具有显著的抑制作用.从不同畜禽粪便堆肥的RGI达到0.8和1.2的时间看, 羊粪对水堇的根伸长始终无抑制作用、且堆肥2 d后促进水堇根伸长, 堆肥8 d前牛粪对水堇根伸长具有抑制作用、28 d后具有促进作用, 堆肥35 d前鸡粪对水堇根伸长具有抑制作用, 堆肥40 d前猪粪对水堇根伸长具有抑制作用.由不同粪便堆肥平均RGI的差异表明, 羊粪对水堇根伸长具有显著的促进作用, 牛粪无明显效果, 而鸡粪和猪粪具有显著抑制作用且抑制效果无显著差异(p＞0.05).

C、N、P、K、Cu、Zn作为植物生长的必需营养元素, 一定浓度范围内随着其含量的增加对植物生理生长的促进作用逐渐增强, 而高浓度NH₄⁺-N、DOC等有毒物质不利于植株体内可溶性蛋白及游离氨基酸的合成, 会对植物种子产生负效应从而引起较高的植物毒性(Young et al., 2016).各种畜禽粪便堆肥的RGI与其理化因子的相关关系表明, 羊粪堆肥中低浓度Cu、Zn和TP对水堇根伸长具有明显的促进作用, 其中Cu的促进作用相对较大, 但NH₄⁺-N、TN和DOC对水堇根伸长具有抑制作用, 由多元线性回归结果表明, NH₄⁺-N的抑制作用最明显.牛粪堆肥中较低浓度的Zn、TK和TP对水堇根伸长具有促进作用, 其中低浓度的Zn促进作用较大, 而NH₄⁺-N、DOC、C/N对水堇根伸长具有抑制作用, 多元线性回归结果表明, NH₄⁺-N对水堇根伸长的抑制作用最明显.鸡粪堆肥中较低浓度的NO₃^--N、TN和Cu对水堇根伸长具有明显的促进作用, 其中NO₃^--N和TN的促进作用较大, 而较高的C/N、EC和DOC对水堇根伸长具有明显的抑制作用, 其中C/N的抑制作用较强；多元线性回归结果表明, NO₃^--N和Cu对水堇根伸长具有明显的促进作用, C/N和EC对水堇根伸长具有明显的抑制作用.猪粪堆肥中较高浓度NO₃^--N、TP、Zn、TK对水堇根伸长的促进作用较明显, 其中NO₃^--N和TP的促进作用最大, 但高浓度NH₄⁺-N、DOC、EC对水堇根伸长具有抑制作用, 其中NH₄⁺-N的抑制作用最大；多元线性回归结果表明, NO₃^--N和TK对水堇根伸长的促进作用最明显.

GI不仅与种子发芽率有关, 还与根伸长有关(Alvarenga et al., 2007; Young et al., 2012; 2016), 是一种直观、综合、有效的评价堆肥腐熟和植物毒性的指标.堆肥过程中堆肥的毒性物质含量损耗散失或转化为营养物质, 从而导致其植物毒性逐渐减弱(Tiquia et al., 1996; Gao et al., 2010; Mostafa Imeni et al., 2019), 大量研究表明, 堆肥过程中堆肥的GI均呈增加趋势, 即其植物毒性逐渐降低(Luo et al., 2018), 本试验不同粪便的堆肥过程中GI呈增加趋势也证明了这一论断.基于Zucconi等(1981)提出的水堇种子的GI＞50%时堆肥达到基本腐熟, GI＞80%时堆肥已经完全腐熟、对植物无毒害的标准, 本研究中牛粪、鸡粪、猪粪堆肥初始阶段的GI均小于50%, 且鸡粪和猪粪的GI为0, 因而初始堆肥时牛粪、鸡粪和猪粪均未腐熟, 其中猪粪和鸡粪对植物的毒性最大；堆肥结束时4种粪便的GI均显著超过80%, 因而经过44 d的堆肥处理各种畜禽粪便均已腐熟, 且无植物毒性.各畜禽粪便GI的升高幅度表明, 堆肥处理后牛粪的植物毒性降低幅度最大, 腐熟效果最好, 羊粪其次, 猪粪最差.鸡粪堆肥处理20 d、猪粪堆肥处理23 d时, 堆肥毒性无明显变化.本研究中羊粪GI始终大于80%, 且Young等(2016)认为GI>100%时堆肥对种子发芽几乎没有抑制, 因此羊粪在堆肥前几乎没有植物毒性, 经过堆肥处理后对种子发芽产生促进作用.由不同粪便堆肥的GI分别达到50%和80%的时长表明, 牛粪堆肥达到基本和完全腐熟且无植物毒性较鸡粪和猪粪更快, 而猪粪达到基本和完全腐熟及植物毒性降低最慢.从不同畜禽粪便堆肥的平均GI可看出, 羊粪的腐熟度明显高于牛粪、植物毒性低于牛粪, 鸡粪和猪粪堆肥腐熟度最低、植物毒性最高, 且鸡粪和猪粪之间无显著差异.

各种畜禽粪便堆肥的GI与其理化因子的相关关系表明, 羊粪堆肥中高浓度Cu、TP和TK对水堇的发芽具有促进作用, 其中Cu和TP的促进相对较大, 而高浓度NH₄⁺-N、TN和DOC对水堇发芽具有抑制作用, 且多元线性回归结果表明, 羊粪堆肥中NH₄⁺-N对水堇种子发芽的抑制作用最明显, TK的促进作用最明显.牛粪堆肥中较高浓度的Zn、TK、TP、NO₃^--N对水堇种子发芽具有促进作用, 其中Zn的促进作用较大, 而NH₄⁺-N、DOC、C/N、EC和pH对水堇种子发芽具有抑制作用, 其中NH₄⁺-N、DOC的抑制作用尤其明显, 多元线性回归结果表明, 牛粪堆肥中DOC和EC对水堇种子发芽的抑制作用最明显, pH对水堇种子发芽有明显的促进作用.鸡粪堆肥中较低浓度的NO₃^--N、TN、Cu对水堇种子发芽均具有明显的促进作用, 较高浓度的EC、C/N和DOC具有明显的抑制作用, 其中EC的抑制作用较大, 多元线性回归结果表明, 鸡粪堆肥中NO₃^--N、TN和Cu对水堇种子发芽具有明显的促进作用, 其中NO₃^--N、TN的促进作用最明显.猪粪堆肥中较高浓度的TP、Zn、NO₃^--N、TK对水堇种子发芽具有明显的促进作用, 而高浓度的NH₄⁺-N、DOC及EC对水堇种子发芽具有抑制作用, 其中NH₄⁺-N的抑制作用最明显, 由多元线性回归结果进一步证明, 猪粪堆肥的TK含量对水堇种子发芽具有明显的促进作用.植物毒性指数RGI和GI与堆肥理化性质的相关分析中, 牛粪堆肥的GI与其理化指标的相关系数R²最大且大于牛粪堆肥的RGI, 由此表明牛粪的GI对堆肥各理化指标的敏感性明显高于RGI.但其他粪便堆肥的GI对各种理化指标的敏感性并不一定高于RGI.

与前人对堆肥过程畜禽粪便堆肥的RGI和GI变化研究(张雪辰等, 2014b; Tong et al., 2019; 栾润宇等, 2020)相比(表 4), 本研究的堆肥规模明显更大, 对工厂化大型槽式畜禽粪便堆肥的植物毒性调控更具有实际的指导意义.基于槽式堆肥过程中不同畜禽粪便堆肥理化性质变化及其对堆肥腐熟度和植物毒性的影响, 建议在槽式堆肥处理不同畜禽粪便时应加强对鸡粪和猪粪堆肥的调控, 因为在相同的槽式堆肥处理工艺条件下, 鸡粪和猪粪(尤其是猪粪)的处理效率较低、植物毒性较高；对于羊粪堆肥处理只需达到杀灭病原微生物即可直接进行土地利用, 对于牛粪的堆肥处理需加强对NH₄⁺-N、DOC、C/N和EC的调控, 鸡粪堆肥需加强对C/N、EC和DOC的调控, 猪粪堆肥需加强对NH₄⁺-N、DOC和EC的调控, 以减轻对植物根伸长和种子发芽的影响.

1) 大型槽式堆肥处理各种畜禽粪便的温度变化表明, 羊粪堆肥的腐熟度和无害化程度最高, 其次是牛粪和猪粪, 鸡粪最差.堆肥过程中鸡粪和猪粪的pH和EC波动较大, 而牛粪和羊粪pH变化幅度较小, 堆肥结束时各粪便呈弱碱性.堆肥过程中各粪便的DOC、NH₄⁺-N含量均呈降低趋势, NO₃^--N含量均呈升高趋势；牛粪和鸡粪的C/N呈降低趋势, 猪粪和羊粪均为先升后降趋势；羊粪和猪粪的TN含量呈先降后升趋势, 而鸡粪和牛粪缓慢升高；鸡粪和猪粪的TP和TK含量呈升高趋势, 牛粪和羊粪升高不明显；各粪便的Cu含量变化并不显著, 但猪粪的Cu含量明显高于德国有机肥标准限值；除牛粪的Zn含量比较稳定外, 其他粪便的Zn含量均呈升高的趋势, 且猪粪和鸡粪堆肥的Zn平均含量显著高于德国有机肥标准限值.

2) 大型槽式堆肥过程中4种粪便对水堇的RGI均呈增大趋势, 羊粪的RGI均值显著高于牛粪, 牛粪显著高于鸡粪和猪粪, 鸡粪和猪粪的RGI均值间无显著差异.堆肥过程中4种粪便的水堇种子GI均呈增大趋势, 羊粪的平均GI显著高于牛粪, 牛粪显著高于鸡粪和猪粪, 鸡粪和猪粪的GI均值间无显著差异.因此, 各畜禽粪便经槽式堆肥处理后促进了植物种子的根伸长和种子发芽率, 羊粪堆肥的腐熟程度最高、植物毒性最低, 其次分别是牛粪和鸡粪, 猪粪堆肥处理的效果最差.

3) 羊粪堆肥中低浓度Cu、Zn和TP对水堇根伸长具有明显的促进作用, 但NH₄⁺-N、TN和DOC具有抑制作用.牛粪堆肥中Zn、TK和TP对水堇根伸长具有促进作用, 但NH₄⁺-N、DOC、C/N具有抑制作用.鸡粪堆肥的NO₃^--N、TN和Cu对水堇根伸长具有明显的促进作用, 但其较高浓度的C/N、EC和DOC具有明显的抑制作用.猪粪堆肥中NO₃^--N、TP、Zn、TK对水堇根伸长的促进作用较明显, 但其高浓度EC、NH₄⁺-N和DOC具有抑制作用.羊粪堆肥中Cu、TP和TK对水堇种子发芽具有促进作用, 但其高浓度NH₄⁺-N、TN和DOC具有抑制作用.牛粪堆肥中Zn、TK、TP和NO₃^--N对水堇种子发芽具有促进作用, 但其较高浓度NH₄⁺-N、DOC、C/N、EC和pH具有抑制作用.鸡粪堆肥中NO₃^--N、TN、Cu对水堇种子发芽具有促进作用, 但其较高浓度EC、C/N和DOC具有抑制作用.猪粪堆肥中TP、Zn、NO₃^--N、TK对水堇种子发芽具有明显的促进作用, 但其高浓度NH₄⁺-N、DOC及EC具有抑制作用.

4) 在同一堆肥工艺条件下不同粪便堆肥理化性质的变化规律及其对植物毒性的影响机制不同, 需要根据不同畜禽粪便的特性, 调整和优化堆肥工艺参数, 以达到提高堆肥效率、降低植物毒性的目的.