资源化利用冲施猪粪水高温堆肥研究
2017-11-07王若斐乔策策顾文文沈其荣
刘 超,徐 谞,王若斐,乔策策,顾文文,李 荣*,沈其荣
资源化利用冲施猪粪水高温堆肥研究
刘 超1,徐 谞1,王若斐1,乔策策1,顾文文2,李 荣1*,沈其荣1
(1.南京农业大学资源与环境科学学院,江苏省固体有机废弃物资源化高技术研究重点实验室,江苏省有机固体废弃物资源化协同创新中心,国家有机类肥料工程技术研究中心,江苏南京 210095；2.江苏峻德生态农业科技有限公司,江苏淮安 223300)
为有效处理采用水泡粪养殖模式的养猪企业粪污处理提供新的途径,评估辅料中添加不同量猪粪水对猪粪高温堆肥的影响,以期建立利用冲施猪粪水无害肥料化高效堆肥工艺.通过工厂堆肥,以蘑菇渣、砻糠和木屑为原料混匀建堆,堆体顶部挖槽,分7次添加不同量的猪粪水,研究添加不同量猪粪水高温堆肥过程中堆体温度、含水量、pH值、EC、C/N、铵态氮含量、硝态氮含量、水溶性有机碳含量、木质素含量、纤维素含量半纤维素含量、发芽指数和养分等理化指标的变化.结果表明,相比每次添加0.5t猪粪水(Z1)和每次添加1t猪粪水(Z2)的处理,每次添加2t猪粪水(Z3)的处理高温期温度最高,降温后熟阶段降温速率也最大;堆肥过程中各处理pH值变化基本一致,均是先降低再升高最后降低趋于稳定;各处理堆体在堆肥过程中,C/N均呈现逐步减小的趋势,并最终保持稳定,根据终点C/N与初始C/N的比值,至堆肥结束时,Z1、Z2处理未腐熟,Z3处理基本腐熟;各处理铵态氮含量逐渐下降,硝态氮含量逐渐增加;堆肥结束时,Z2和Z3处理类酪氨酸类物质和类色氨酸类物质减少至消失,胡敏酸类、富里酸类等物质成为DOM的主体部分,基本腐熟,而Z1处理未腐熟..相比Z1和Z2处理,Z3处理在堆肥过程中木质素、纤维素和半纤维素降解速率更快;堆肥过程中,各处理发芽指数(GI)不断增大,至堆肥结束时,Z1、Z2、Z3处理的发芽指数分别为72%、84%和101%,Z2和Z3处理腐熟,且Z3处理堆肥腐熟所需时间更短(第43d GI为85%).各处理有机质含量均下降,全氮、全磷、全钾含量在堆肥结束时比堆肥初始均有所增加.分次将猪粪水注入蘑菇渣、砻糠和木屑混合物进行高温堆肥可以有效解决规模化养猪厂猪粪水难处理的问题.
猪粪水；高温堆肥；腐熟度
随着我国畜禽养殖业的迅速发展,养殖粪污已成为我国农村面源污染的重要来源,其中规模化养猪场是污染的重要源头[1].报告表明,2010年我国畜禽养殖业排放的化学需氧量(COD)和氨氮排放量分别占全国总排放量的45%和25%,占农业源的比例为95%和79%[2-3].我国畜禽养殖业目前采用的清粪工艺主要有水冲式、水泡粪和干清粪三种形式[4].干清粪所产生的污水量少,废水中污染物浓度也低,但现有的生猪养殖场中仍主要采用水冲粪清粪方式[5].因此,伴随而来的是由高度集约化养殖业年产数十亿t由于冲洗养殖废弃物产生的猪粪水,其转移到水体中造成污水中COD、TN、TP、氨氮均很高.这种高氨氮废水对好氧微生物产生抑制或毒害作用,难以进行生物处理或处理费用很高[5].猪粪水含有丰富的氮磷钾等资源和其他微量元素,由于大量养猪场周围缺少承载土体,该类污染物资源化利用率不高,大多难以处理,不仅极大地浪费了养分资源,更严重的是污染了生态环境.目前,规模化养猪场猪粪水通常采用沼气池厌氧发酵进行处理,但产生的数量巨大的沼液中仍然含有高浓度的磷钾等营养盐,直接排放进水体将会导致水体的严重富营养化[6].我国是工农业生产大国,食用菌生产过程中残留的菌渣中含有多种可以再利用的成分,对菌渣进行资源化利用大有可为.稻谷加工产生的砻糠是一种量大、面广、价廉的可再生资源,木材加工产生的木屑含碳量高,它们都是再利用的理想材料.
好氧堆肥具有经济、简便等优点,既处理污染又生产有机肥,是畜禽粪便无害化处理和资源化利用重要方式[7-8],利用猪粪水和菌渣、砻糠、木屑进行高温堆肥不仅能够将其资源化利用,而且能够防止环境污染.利用堆肥处理畜禽粪水已有研究和应用,如Shuchardt[9]利用畜禽粪水与秸秆开展堆肥试验;邓良伟等[10]应用秸秆堆肥化处理猪场废水.目前,我国主要通过沼气发酵、固液分离等方式来处理猪粪水[11-13],但是用猪粪水和菌渣、砻糠、木屑进行堆肥规模化处理猪粪水的研究则鲜有报道.
本文通过研究添加不同量猪粪水对猪粪高温堆肥腐熟进程的影响,探索猪粪水与蘑菇渣、砻糠和木屑的合理配比,以期为实现猪粪水的无害化处理和猪粪有机肥工厂化生产提供依据.
1 材料与方法
1.1 供试材料与地点
供试猪粪水取自淮安某苏淮猪养殖场,蘑菇渣、砻糠和木屑均取自江苏省淮安市,其基本性状见表1,实验地点为江苏省淮安市江苏峻德生态农业科技有限公司堆肥车间.
表1 堆肥原料基本性质
1.2 实验设置
以蘑菇渣、砻糠和木屑为原料混匀,设置3个处理(表2),将混匀的物料转运至发酵区,建成长×宽×高=8m×2.8m×1.5m的条垛式堆体,堆体顶部挖槽,分别对3个处理添加不同量的猪粪水,用翻抛机(LYFP280A江阴市联业生物科技有限公司生产)翻堆,堆肥开始前2周每3d翻1次堆,之后每5d翻1次堆,并分别于第0,2,7,27,37,43,62d采样.
注:Z1、Z2、Z3处理每次添加冲湿猪粪的量分别为0.5t、1t、2t,添加时间为第0、5、12、19、30、38、56d,质量以湿重记.
1.3 实验方法
在整个堆肥过程中,每d 09:00和15:00使用水银温度计对堆体中部同一高度(50cm)随机测量5点温度,取平均温度作为堆体实际温度.
新鲜样品与去离子水以1:10混合(/),水平摇床振荡2h后过滤测定pH值、EC和发芽指数,振荡24h后离心,用流动分析仪(Auto Analyzer 3, Germany)测定铵态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N),每个样品进行3次重复;风干样品过20目筛参照有机肥料农业行业标准[14],用钼黄法测定全磷含量,用火焰光度法测定全钾含量,每个样品进行3次重复;风干样品过100目筛后使用元素分析仪(Vario EL, Germany)测定有机质和全氮含量,每个样品进行3次重复.
新鲜样品与去离子水以1:10(/)混合,置于水平摇床振荡24h后调节pH值至7.0,样品在4℃下12000r/min离心10min,取上清液后经0.45µm水系微孔滤膜过滤,滤液用TOC仪(lique TOC)测定水溶性有机碳含量,每个样品进行3次重复;稀释样品,使有机碳浓度小于10mg/L,使用荧光分光光度计(Varian Eclipse)测定吸光度,参数设置为:发射波长始于250nm,结束于600nm,每次增加2nm;同时,激发波长始于200nm,结束于500nm,每次增加10nm;发射波长和激发波长的狭缝宽度为5nm;扫描速率设定为1200nm/min,每个样品进行三次重复.硫酸奎宁单位(QSU)被用于荧光强度的校准:1QSU被定义为1mol/L H2SO4中,0.01mg/L浓度的奎宁在激发波长350nm、发射波长450nm下的荧光强度.
基于中性洗涤纤维检测法,使用中性洗涤剂、亚硫酸钠、-淀粉酶消解后得到半纤维素、纤维素和木质素;基于酸性洗涤纤维检测法,用硫酸、十六烷基三甲基溴化铵消解后得到纤维素和木质素;基于粗纤维检测法,用硫酸和氢氧化钠消煮分离得到木质素.标记好的滤袋称重(1g),称取0.45~0.55g经风干、粉碎、过9目筛后的样品(W2g)放入滤袋、封口,使用丙酮浸泡滤袋10min后取出风干,将样品脱脂.脱脂后的样品放入全自动纤维分析仪(ANKOM 2000i)进行分析,加入不同类型洗涤剂,选择不同模块洗涤不同性质的纤维,结束后去水、丙酮浸泡3~5min、风干,随后放入(102±2)℃电热鼓风恒温干燥箱至完全干燥,最后将滤袋放置在干燥袋中隔绝空气,冷却称重(3g).将滤袋在称重的坩埚中(600±15)℃灰化2h后,于干燥器中冷却称重,计算有机物损失后质量(4g).每个样品进行3次重复.
中性洗涤纤维(NDF)% =(3-(1×1))× 100/2
酸性洗涤纤维(ADF)% =(3-(1×1))× 100/2
粗纤维(CF)% =(4-(1×1))× 100/W2
其中:1= 灰分空白滤袋系数(点燃失重的空白/原空白值);木质素含量% = CF;纤维素含量% = ADF-CF;半纤维素含量% = NDF-ADF.
1.4 数据分析
采用MATLAB R2016a、SigmaPlot 12.5、Excel 2016软件进行数据统计分析.
2 结果与分析
2.1 堆肥过程中温度的变化
从图1可以看出,3个处理堆肥温度变化都经历了3个阶段,分别为升温阶段、高温阶段和后熟降温阶段.Z1、Z2、Z3处理堆体温度分别在第7、4和4d达到最高温度58.5℃、66℃和61.5℃,堆肥过程中50℃以上持续的时间均超过20d.高温期Z3处理温度高于Z1和Z2处理,降温后熟阶段Z3处理降温速率也高于Z1和Z2处理.
图1 不同处理温度变化
2.2 堆肥过程中含水率的变化
由图2可知,随着堆肥的进行,Z1处理含水量从60.87%下降到27.12%,Z2处理含水量从62.29%下降到29.02%,Z3处理含水量从65.67%下降到26.61%,堆体含水量均呈下降趋势.堆肥结束时,各处理的含水量均在30%以下,符合农业部行业标准NY525-2012《有机肥料》标准[14].
图2 不同处理含水量的变化
2.3 堆肥过程中pH值和电导率的变化
由图3A可以看出,堆肥过程中各处理pH值在初始阶段呈下降趋势,随着堆肥的进行,pH值开始回升,然后pH值逐渐下降.Z3处理在整个堆肥过程中pH值均低于Z1和Z2处理.由图3B可以看出,Z1处理电导率从4.35mS/cm下降到了3.58mS/cm,Z2处理电导率从4.50mS/cm下降到了3.70mS/cm,Z3处理电导率从4.07mS/cm下降到了2.98mS/cm..Z1和Z2处理的电导率呈现先上升后下降最终趋于稳定,Z3处理电导率则一直下降并趋于稳定.
2.4 堆肥过程中碳氮比的变化
由图4可以看出,Z1处理C/N从29.12下降到19.78,Z2处理C/N从27.44下降到16.93,Z3处理C/N从25.91下降到15.45,Z1、Z2和Z3处理C/N分别减少32.07%、38.30%和40.37%.随着堆肥的进行,各处理的C/N都呈现逐渐减小至稳定的趋势,且Z3处理下降速率更快.Morel等建议采用T=(终点C/N)/(初始C/N)来评价腐熟度[15],至堆肥结束时,Z1、Z2处理的T值均大于0.6,未腐熟;只有Z3处理T值为0.59小于0.6,堆肥基本腐熟.
图4 不同处理碳氮比的变化
2.5 堆肥过程中铵态氮和硝态氮含量的变化
由图5A可以看出,堆肥开始时各处理铵态氮含量在0.25~0.40g/kg之间,到堆肥结束时,Z1、Z2、Z3处理铵态氮含量分别下降到0.04,0.11, 0.06g/kg,铵态氮含量的损失量分别为83.92%、63.85%和84.66%.随着堆肥时间的推进,铵态氮含量总体呈现下降趋势.由图5B可以看出,各处理经过高温堆肥阶段以后,堆体中硝态氮含量明显增加,至堆肥结束时,处理Z1、Z2、Z3的硝态氮含量分别为0.20g/kg、0.27g/kg、0.33g/kg.
2.6 堆肥过程中发芽指数(GI)的变化
由图6可见,堆肥初始时的发芽指数均在30%以下,到第43d时Z1、Z2处理的发芽指数为63%、72%,此时Z3处理的发芽指数就已经达到85%,堆肥基本腐熟;到第62d时Z1、Z2、Z3处理的发芽指数分别为72%、84%和101%,Z2和Z3处理腐熟,且Z3处理堆肥腐熟所需时间更短.
图6 不同处理发芽指数的变化
2.7 堆肥过程中木质素、纤维素和半纤维素含量的变化
由图7可知,3个处理的木质素含量呈现上升的变化趋势,纤维素含量先减少后增加,而半纤维素含量则呈现下降的趋势.其中,Z1、Z2、Z3处理木质素含量与堆肥时间的线性拟合曲线值分别为0.07(2=0.85)、0.04(2=0.73)、0.06(2= 0.66);Z1、Z2、Z3处理纤维素含量与堆肥时间的线性拟合曲线值分别为-0.02(2=0.21)、-0.04(2=0.34)、-0.05(2=0.76);Z1、Z2、Z3处理半纤维素含量与堆肥时间的线性拟合曲线值分别为-0.13(2=0.92)、-0.18(2=0.93)、-0.23 (2=0.92),说明Z3处理木质素、纤维素和半纤维素的降解速率高于Z1和Z2处理.
2.8 堆肥过程中水溶性有机碳含量的变化
由图8可以看出,Z1处理水溶性有机碳含量从初始的2.56g/kg下降到1.43g/kg,Z2处理水溶性有机碳含量从初始的3.88g/kg下降到2.06g/kg,Z3处理水溶性有机碳含量从初始的5.00g/kg下降到2.38g/kg,分别损失了44.24%、46.95%和52.41%.堆肥过程中水溶性有机碳总体呈现下降趋势后趋于稳定,其中,Z3处理水溶性有机碳消耗最快.
图8 不同处理水溶性有机碳含量的变化
2.9 堆肥过程中三维荧光光谱特征
三维荧光光谱是Ex和Em同时改变光谱图,它不仅可获得Ex和Em同时变化时的荧光强度信息,并且可对多组分复杂体系中重叠的对象进行光谱识别,能将溶解性有机物质(DOM)中的各类物质一一表征出来[16].由图9不同处理堆肥初始三维荧光光谱可以看出,3个处理都出现了4个峰,由文献[16]可知,峰A表示类酪氨酸类物质,峰B表示富里酸类物质,峰C表示水溶性微生物代谢产物,峰D表示胡敏酸物质[17].结合表3可知,随着堆肥进行,至第43d时,Z1和Z2处理峰A和峰C依然很明显,Z3处理峰A和峰C逐渐减弱至消失,峰B和峰D强度不断增大,至第62d时,Z1处理峰A和峰C依然存在,Z2和Z3处理峰A和峰C逐渐减弱至消失,峰B和峰D强度不断增大.
CHEN等[18]将荧光物质所在的荧光光谱分成5个区域:区域Ⅰ(Ex<250nm,Em<330nm),类酪氨酸物质;区域Ⅱ(Ex<250nm,330nm
图9 不同处理堆肥过程中的三维荧光光谱
表3 不同处理堆肥过程中峰A、B、C、D的位置和强度
续表3
注:Z1、Z2、Z3代表不同处理,下标表示天数.
表4 不同处理堆肥过程中的荧光区域指数变化
注:Z1、Z2、Z3代表不同处理,下标表示天数.
2.10 堆肥过程中养分的变化
表5为各处理堆肥初始和结束时的养分变化,Z1处理的有机质含量从59.98%降到了42.32%,Z2处理的有机质含量从61.02%降到了45.53%,Z3的有机质含量从65.93%降到了47.86%,Z2和Z3处理的有机质含量均大于45%;在堆肥结束时,各处理堆肥全磷、全钾含量比堆肥初始均有所增加,3个处理的总养分含量分别达到了3.68%、4.50%和5.11%.
表5 不同处理养分含量的变化(%)
3 讨论
对堆肥而言,温度是影响微生物活动和堆肥腐熟过程的重要因素,本试验中各处理温度均能达到50℃以上,且堆肥过程中50℃以上持续的时间均超过20d,满足堆肥无害化要求[23].Z3处理到达高温期所需时间低于Z1处理,高温期温度高于Z1和Z2处理,表明猪粪水添加量的增多,增加了堆肥效率.堆肥过程中出现的温度下降可能是中途添加猪粪水和翻堆所导致.3个堆体含水量均呈下降趋势,这是由于初始堆体透气性较好,堆肥过程中的高温和通气作用伴随着热量和气体挥发以及微生物的分解作用造成水份损失[24].
堆肥过程中各处理的pH值范围均在6.8 ~ 7.3之间,有研究表明堆肥微生物活性较高的pH值范围为6.7~9.0[25],因此,3个堆体均满足好氧堆肥对pH的要求.各处理pH值在初始阶段下降,这是由于易分解的有机物较多,微生物繁殖快,活动产生大量有机酸,随着堆肥的进行,有机酸被进一步分解,部分有机酸伴随着温度的升高而挥发,同时含氮物质被分解产生NH3,pH值开始回升.堆体降温时,pH值逐渐下降,这是由于随着NH3挥发损失,氨化作用减弱,硝化作用增强,释放H+[26].堆体的电导率,即EC,表征堆肥中可溶性盐含量的变化.腐熟堆肥施入土壤,过高的盐分会影响作物生长[27].堆肥过程中的电导率变化表明微生物在堆肥过程中同化利用了堆体中的离子,且Z3处理微生物活动更活跃[26].
本实验中各处理的C/N都呈现下降的趋势,这是因为微生物消耗大量碳水化合物,总碳含量呈下降趋势,堆体C/N逐渐变小,这与赵建荣等的研究结果一致[28].C/N是检验堆肥产品腐熟度常用的指标,堆肥产品C/N降为15~20时,可以认为堆肥腐熟[29].另外,Morel等建议采用=(终点C/N)/(初始C/N)来评价腐熟度,认为当值小于0.6时堆肥达到腐熟[15].本实验在堆肥结束时,Z1、Z2处理的T值均大于0.6,只有Z3处理值为0.59小于0.6,表明Z3处理堆肥基本腐熟.
本实验中各处理铵态氮含量总体呈现下降趋势,而硝态氮含量逐渐增多,变化趋势相反,这可能是由于在堆肥过程中硝化细菌将铵态氮转化为硝态氮造成的[26].高温期硝态氮含量依旧增加,可能是堆肥中存在一些耐高温且可以进行硝化作用的未知微生物还有待进一步研究,另外也有可能堆肥整体物料的损耗,导致硝态氮含量持续增加.堆肥过程中各处理铵态氮含量出现上升,推测可能为添加了猪粪水以及氨化作用和有机氮的矿化作用所导致.
发芽指数是用来评价有机肥的毒性和腐熟度的重要指标.Zucconi等[29]指出许多植物种子在堆肥原料和未腐熟堆肥萃取液中生长受到抑制,而在腐熟的堆肥中生长得到促进,以种子发芽和根长度计算发芽指数GI.当GI值>0.5时,堆肥对植物已基本没有毒性,堆肥基本腐熟;当GI值 >0.8时,堆肥完全腐熟.本实验中,相比于Z1和Z2处理,Z3处理堆肥腐熟所需时间更短.
三个处理的木质素含量呈现上升的变化趋势,纤维素含量先减少后增加,而半纤维素含量则呈现下降的趋势..这可能是因为:1、堆肥过程中纤维素和半纤维素有一定的降解,木质素较难降解;2、堆肥结束时总物质量减少,导致木质素含量上升[30].
堆肥过程中水溶性有机碳总体呈现下降趋势后趋于稳定,这是由于堆体中微生物为了生存和繁殖,利用了物料中最容易利用的水溶性有机碳如糖类等来完成其生命活动[26].其中,Z3处理水溶性有机碳消耗最快,可能是因为大量猪粪水丰富了堆体内微生物种类,改善了堆体理化环境更有利于物料降解[31].
堆肥好氧发酵过程实际是微生物利用营养物质,获得自身生长、繁殖和代谢,同时将难降解有机物降解为DOM以及有机物质不断腐殖化的过程[32].本实验中,堆肥初始腐殖化程度不高,主要以蛋白类物质为主,随着堆肥过程的进行,堆体腐殖化程度提高,蛋白类物质不断减少,腐殖酸类物质不断增加,至堆肥结束时,胡敏酸类、富里酸类等物质成为DOM的主体部分,I,n、Ⅱ,n和Ⅳ,n均比初始时有所减少,而Ⅲ,n和Ⅴ,n均比初始时增加.Marhuenda-Egea等[20]认为堆肥过程就是一个类酪氨酸类物质和类色氨酸类物质不断减少,而类富里酸物质和类胡敏酸物质不断增多的过程,经过堆肥后,有机质稳定度增大,堆肥腐熟度提高.本实验结果与其研究中的堆肥过程中腐殖化程度增加的结果相一致[20],说明Z2和Z3处理基本腐熟,但Z3处理腐熟更快.
到堆肥结束时,3个处理堆肥有机质含量减少,全氮、全磷和全钾含量比堆肥初始均有所增加,这是由于堆肥的总干物质量下降所致.3个处理的总养分含量分别达到了3.68%、4.50%和5.11%,按照农业部行业标准NY525-2012《有机肥料》,只有Z3处理符合养分标准.
4 结论
相比每次添加0.5t猪粪水(Z1)和每次添加1t猪粪水(Z2)的处理,每次添加2t猪粪水(Z3)的处理高温期温度最高,降温后熟阶段降温速率也最大;根据终点C/N与初始C/N的比值, Z3处理基本腐熟; 其在堆肥过程中木质素、纤维素和半纤维素降解速率更快;至堆肥结束时,Z1、Z2、Z3处理的发芽指数分别为72%、84%和101%,Z2和Z3处理腐熟,且Z3处理堆肥腐熟所需时间更短(第43天发芽指数GI为85%).可知,分次将猪粪水注入蘑菇渣、砻糠和木屑混合物进行高温堆肥可以有效解决规模化养猪厂猪粪水难处理的问题.
[1] 林代炎,叶美锋,吴飞龙,等.规模化养猪场粪污循环利用技术集成与模式构建研究[J]. 农业环境科学学报, 2010,29(2):386-391.
[2] 国家环境保护部,农业部.全国畜禽养殖污染防治“十二五规划”[R]. http://www.zhb.gov.cn/zhxx/hjyw/201301/t201304_244581.htm.
[3] 姜 海,杨杉杉,冯淑怡,等.基于广义收益—成本分析的农村面源污染治理策略[J]. 中国环境科学, 2013,33(4):762-767.
[4] 郭 军,海热提,王 芳.南昌市畜禽养殖业污染减排研究[J]. 环境科学与技术, 2011,(S2):88-92.
[5] 吴根义,廖新俤,贺德春,等.我国畜禽养殖污染防治现状及对策[J]. 农业环境科学学报, 2014,33(7):1261-1264.
[6] 刘林林,黄旭雄,危立坤,等.15株微藻对猪场养殖污水中氮磷的净化及其细胞营养分析[J]. 环境科学学报, 2014,34(8):1986-1994.
[7] 张雪辰,邓 双,王旭东.快腐剂对畜禽粪便堆肥过程中腐熟度的影响[J]. 环境工程学报, 2015,9(2):888-894.
[8] 于子旋,杨静静,王语嫣,等.畜禽粪便堆肥的理化腐熟指标及其红外光谱[J]. 应用生态学报, 2016,27(6):2015-2023.
[9] Schuchardt F. Composting of liquid manure and straw [M]. Proceedings, 4thInternational CIEC, 1987:271-81.
[10] 邓良伟,李 建,谭小琴,等.秸秆堆肥化处理猪场粪水影响影子的研究 [J]. 农业环境科学学报, 2005,24(3):506-511.
[11] 李文英,彭智平,于俊红,等.珠江三角洲典型集约化猪场废水污染特征及风险评价[J]. 环境科学, 2013,34(10):3963-3968.
[12] Burton C H. The potential contribution of separation technologies to the management of livestock manure [J]. Livestock Science, 2007,112(3):208-216.
[13] Lu J B, Lei Z, Hu G L, et al. Integrating animal manure-based bioenergy production with invasive species control: a case study at Tongren Pig Farm in China [J]. Biomass & Bioenergy, 2010, 34(6):821-827.
[14] NY 525-2012,有机肥料[S]. 2012.
[15] Morel J L. Methods for the evaluation of the maturity of municipal refuse compost [J]. Composting of Agricultural & Other Wastes, 1985.
[16] Wu M, Mei X, Shen Q, et al. Molecular Structures and Biofilm Characterization in Compost at Different Maturity Stages Using C-13NMR Spectroscopy and Multiple Fluorescence Labeling Techniques [J]. Residuals Science & Technology, 2012,9(2):65-72.
[17] Tang Z, Yu G, Liu D, et al. Different analysis techniques for fluorescence excitation-emission matrix spectroscopy to assess compost maturity [J]. Chemosphere, 2011,82(8):1202-1208.
[18] Chen W, Westerhoff P, Leenheer J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter [J]. Environmental Science & Technology, 2004,37(24):5701-5710.
[19] Henderson R K, Baker A, Murphy K R, et al. Fluorescence as a potential monitoring tool for recycled water systems: A review [J]. Water Research, 2009,43(4):863–881.
[20] Marhuenda-Egea F C, Martínez-Sabater E, Jordá J, et al. Dissolved organic matter fractions formed during composting of winery and distillery residues: Evaluation of the process by fluorescence excitation–emission matrix [J]. Chemosphere, 2007, 68(2):301.
[21] He X, Xi B, Wei Z, et al. Spectroscopic characterization of water extractable organic matter during composting of municipal solid waste [J]. Chemosphere, 2011,82(4):541-548.
[22] Yu G H, Wu M J, Luo Y H, et al. Fluorescence excitation- emission spectroscopy with regional integration analysis for assessment of compost maturity [J]. Waste management (New York, N.Y.), 2011,31(8):1729-36.
[23] GB 7959-2012,粪便无害化卫生要求[S]. 2012.
[24] Li R, Li L, Zhang X, et al. Variations of culturable thermophilic microbe numbers and bacterial communities during the thermophilic phase of composting [J]. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 2014,30:1737–1746.
[25] Bernal M P, Alburquerque J A, Moral R. Composting of animal manures and chemical criteria for compost maturity assessment. A review [J]. Bioresource Technology, 2009,100(22):5444-53.
[26] 黄 炎.生物有机肥研制及其防控番茄土传青枯病的效应与作用机制研究[D]. 南京:南京农业大学, 2016.
[27] 李 冰,王昌全,江连强,等.有机辅料对猪粪堆肥中氨气挥发的抑制效应及其影响因素分析[J]. 植物营养与肥料学报, 2008, 14(5):987-993.
[28] 赵建荣,高德才,汪建飞,等.不同C/N下鸡粪麦秸高温堆肥腐熟过程研究[J]. 农业环境科学学报, 2011,30(5):1014-1020.
[29] Zucconi F, Pera A, Forte M, et al. Evaluating toxicity of immature compost [J]. Biocycle, 1981,22(2):54-57.
[30] 牛明杰,郑国砥,朱彦莉,等.城市污泥与调理剂混合堆肥过程中有机质组分的变化[J]. 植物营养与肥料学报, 2016,22(4):1016-1023.
[31] 杜龙龙,袁 京,李国学,等.通风速率对厨余垃圾堆肥NH3和N2S排放及腐熟度影响 [J]. 中国环境科学, 2015,35(12):3714- 3720.
[32] Wang L P, Shen Q R, Yu G H, et al. Fate of biopolymers during rapeseed meal and wheat bran composting as studied by two- dimensional correlation spectroscopy in combination with multiple fluorescence labeling techniques. [J]. Bioresource Technology, 2011,105(2):88-94.
Research on resource utilization of pig slurry via high-temperature composting.
LIU Chao1, XU Xu1, WANG Ruo-fei1, QIAO Ce-ce1, GU Wen-wen2, LI Rong1*, SHEN Qi-rong1
(1.Jiangsu Provincial Key Laboratory of Organic Solid Waste Utilization, Jiangsu Collaborative Innovation Center for Solid Organic Waste Resource Utilization, National Engineering Research Center for Organic-based Fertilizers, College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China；2.Jiangsu Junde Ecological Agriculture Technology Co. Ltd., Huaian 223300, China)., 2017,37(10)：3826~3835
Effects of different amounts of pig slurry added in auxiliary materials on the composting efficiency were investigated for establishing an efficient composting technology to recycle huge amount of pig slurry in large-scale pig farms. Three treatments were arranged in the factory to investigate the effect of different amounts of pig slurry addition in the mixture of mushroom dregs, rice chaff and sawdust on the composting efficiency by monitoring the variations of physicochemical indexes including stack temperature, pH value, EC, C/N, moisture content, ammonium nitrogen, nitrate nitrogen, germination index, lignin content, cellulose content, hemicellulose content,water-soluble carbon content and nutrients during composting process. The highest composting temperature was observed in stack Z3 and its temperature dropped faster than stack Z1 and Z2 at the end of composting. The pH decreased at beginning and then increased during the composting. In the end, it dropped and reached stabilization stage. The C/N values of all treatments decreased gradually during the composting process. The ratio of the end C/N to the initial of stack Z3 was 0.59 indicating it was matured at the end of composting. The ammonium and nitrate content decreased and then increased gradually, respectively.The tyrosine and tryptophan like substances disappeared in Z2 and Z3, while the humic acids and fulvic acids became the main component of the DOM after composting. Compared to Z1 and Z2, Z3 showed a greater degradation rate of lignin, cellulose and hemicellulose during composting. Germination index of each treatment increased during composting process. At the end of composting, the germination indices of Z1, Z2 and Z3 were 72%, 84% and 101%, respectively. The organic matter of all treatments decreased while the total N, P and K increased during the composting process. The addition of pig slurry to the mixture of mushroom residue, rice hulls and sawdust led to effective high-temperature-composting, which could be a novel strategy to deal with the huge amount of pig slurry in pig farms.
pig slurry；high-temperature composting；compost maturity
X705
A
1000-6923(2017)10-3826-10
刘 超(1993-),男,江苏南京人,南京农业大学硕士研究生,主要从事固体废弃物资源化利用研究.
2017-03-15
江苏省农业科技自主创新资金项目(CX(15)100606);中央高校基本科研业务费专项资金项目(KYZ201519);苏北专项(BN2015082);国家重点研发专项(2016YFD0800605);江苏省高校品牌专业建设工程资助项目(PPZY2015A061)
*责任作者, 副教授, lirong@njau.edu.cn
