超高温预处理对猪粪堆肥过程碳氮素转化与损失的影响

曹 云,黄红英,孙金金,吴华山,段会英,徐跃定,靳红梅,常志州



超高温预处理对猪粪堆肥过程碳氮素转化与损失的影响

曹 云,黄红英*,孙金金,吴华山,段会英,徐跃定,靳红梅,常志州

(江苏省农业科学院循环农业研究中心,江苏 南京 210014)

以猪粪、砻糠为原料,利用自行设计的超高温预处理装置,开展了为期56d的模拟堆肥试验,比较了超高温预处理好氧堆肥(HPC)和常规高温好氧堆肥(CK)过程中碳、氮素转化及损失.结果表明,CK有机质最大降解度(42.58%)比HPC堆体(49.29%)小,但降解速率常数(0.1d-1)高于HPC (0.07d-1),两种堆肥工艺碳素降解率差异不显著.HPC堆体NH4+-N、TN质量分数平均比CK高143.9%、11.2%,而NO3--N质量分数则比CK低58.8%.HPC堆肥后期胡敏酸含量及腐殖质聚合程度分别比CK高45.2%~56.8%、59.1%~65.3%.在预处理阶段以及后续堆肥阶段,HPC、CK有机碳损失率分别为48%、51%,氮损失率分别为18%、27%.说明超高温预处理不仅有利于堆肥过程的保氮,而且促进富里酸向胡敏酸的转化,提高了堆肥产品腐殖化水平.

超高温预处理；堆肥；氮损失；有机质降解；猪粪

对畜禽粪便进行堆肥处理,是实现畜禽粪便安全高效利用的一个重要途径[1].但在堆肥过程中,有机碳损失率31%~68%,大部分碳素以CH4、CO2等温室气体,排放到大气中[2-3].另外,畜禽粪便堆肥过程中氮素损失率13%~78%,其中绝大部分氮素损失以NH3挥发为主[4-6].因此,对高温堆肥过程中C、N损失控制成为堆肥的关键,如何减少堆肥过程中C、N损失成为堆肥面临的重要问题[7-8].

超高温预处理好氧堆肥是指在堆制前对物料进行预处理,使之在短时间内温度上升至80℃以上并维持一段时间,再进行高温好氧堆制的一种堆肥工艺.超高温预处理一方面将蛋白质等复杂含碳有机物水解为氨基酸,再进一步降解为低分子量有机酸[9-10],降低了后续堆肥物料的pH值,有利于减少后续堆肥氨挥发.另一方面超高温预处理使大量嗜温微生物休眠或死亡,因此在后续堆肥初期微生物活性受到抑制,这在一定程度上抑制了矿化过程,使堆肥环境更有利于腐殖化菌的竞争存在[11-12],因而有可能影响堆肥过程中的有机碳转化与腐殖质的合成.前期研究表明该堆肥工艺能够显著缩短堆肥周期,实现畜禽粪便的快速降解[13],但与传统堆肥工艺相比,超高温预处理好氧堆肥工艺中碳、氮转化过程及损失量如何,值得进一步研究.本研究以猪粪、砻糠为主要发酵原料,通过堆肥反应器试验,研究超高温预处理好氧堆肥与传统堆肥过程中有机物降解与腐殖质合成以及氮素形态转化规律,为进一步优化畜禽粪便超高温好氧堆肥工艺参数,减少堆肥过程碳、氮损失提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 供试材料

新鲜猪粪取自江苏省农业科学院六合动物科学基地,砻糠购自南京市溧水区天宇农产品有限公司;堆肥所用原料的基本性质见表1.

表1 供试物料基本性质

1.2 试验设计

超高温预处理利用自制的反应釜[13],总容积为400L.该反应器主要由主体发酵箱、通风口、进料口、出料口等组成.反应箱用两层不锈钢板制成,夹层间埋有导油管,装料后通过油浴加温方式对箱内物料进行加热.主体发酵箱箱高50cm、长100cm、宽80cm,总体积400L.

后续好氧堆肥箱为长、宽、高为65cm的立方体,由5块不锈钢板通过焊条拼装而成,箱内壁和底部装有两层厚度为3cm的泡沫板保温层;顶部装有可拆卸的泡沫板盖,箱底和顶部均匀分布直径为2cm 的通气孔若干,孔面积约为箱底面积的1/4.

试验设两个处理:猪粪与砻糠粉混合物直接进行堆制,对照(CK);猪粪与砻糠粉混合物在预处理反应器内经85℃预处理4h,预处理结束后立即出料,平铺于阴凉处,待充分冷却后,分装在后续堆肥箱内(HPC).2个处理中装料总质量相等,其中猪粪、砻糠粉鲜质量混合比例为11:1,干质量混合比例为4.3:1.装箱堆肥前混合物料的基本性质见表2.每个堆肥处理重复2次.HPC、CK 堆肥物料装箱时保持温度、时间一致.每天利用数显温度计测定并记录空气环境和堆体温度变化,测定3 次取平均值.

表2 各处理堆肥前混合物料的基本性质

1.3 取样方法

所有堆肥处理在堆制第0, 7, 14, 24, 30, 42, 56d采用人工将箱内堆料全部挖出,充分搅拌混匀后再装箱.翻堆时多点取混合样品500g(鲜重)左右,并立即带回试验室进行四分法取样.混合样品分为两份,一份样品55℃烘干、研磨备用;另一份保留鲜样带回存贮与-20℃备用.

1.4 测定指标与方法

总有机碳参照重铬酸钾油浴法[14]测定;腐殖质碳及组分含量测定采用焦磷酸钠/氢氧化钠-重铬酸钾法[15];可溶性有机碳按1:10料水比混匀浸提1h并过0.45μm滤膜后,用总有机碳分析仪(Analytikjen multi N/C 3100))进行测定.用凯氏定氮法测定全氮;NH4+-N、NO3--N的测定采用2mol/L KCl浸提—流动分析仪法.

1.5 计算方法

根据物质守恒和元素平衡原理, 堆肥碳氮素损失的计算见式如(1).

总损失=0×(1-0)×0%-M×(1-W)×E%+[M'

总损失率(%)=总损失/初始×100%

式中:总损失为堆肥中碳或氮素损失的总质量, g;M为每次取完样后堆肥湿质量,kg;W为每次取样时堆肥含水率;M'为每次取得样品湿质量, kg;E%为每次取样时堆体总有机碳或全氮含量, g/kg干重;为取样次数;初始为堆肥起始时样品的总有机碳或氮质量, g.

1.6 数据分析

采用Microsoft Excel 2007进行试验数据分析;采用SPSS20.0进行单因素方差分析、差异显著性和相关性分析;采用Sigmaplot 10.0作图.

2 结果与分析

2.1 温度的变化

图1 堆肥过程中温度变化

堆肥试验周期为56d,整个堆肥过程由升温期、高温期、降温期、低温腐熟期四个阶段组成.由图1可知,两个堆肥处理堆温均呈升高后降低变化趋势,但升温速率差异较大. 0~3d HPC堆肥处理堆温急剧上升,CK升温较慢,到第3d 时, HPC温度分别达到70.5℃,而CK仅为44.7℃.在堆肥进行到第7d、22d时堆肥温度下降,CK还出现明显结块现象,通过破碎、翻堆,补充水分和氧气,到26d时,CK温度回升至最高温度为72.7℃, HPC最高温度出现在第8d(74.7℃). 3~30d 为高温持续期,此期间内HPC的温度均高于CK. HPC、CK堆温高于50℃的天数分别为24d、29d,均达到无害化标准;31~36d 为降温期,堆体温度从50℃下降到40℃以下,整个堆肥过程已基本完成;37~56d 为低温腐熟期,此阶段各处理堆温均低于40℃,基本与环境温度持平.

2.2 总有机碳含量与有机质损失变化

堆肥是物料中不稳定的有机物在微生物作用下发生降解、转化并合成新的化合物——腐殖酸的过程,因此堆料中总有机碳含量的变化在一定程度上可以反映含碳物质的变化规律[16-17]. 随着堆肥时间的延长,各堆肥处理总有机碳含量变化趋势相似,均呈下降趋势(图2).与堆肥初始值相比,CK、HPC两处理至堆肥第7d 时,总有机碳含量均显著下降(<0.05).堆肥升温和高温期(0~24d) 有机碳降解速率略高于降温期,而后随着可被微生物分解利用的物质含量减少,有机碳降解速率变缓,这与周江明等[18]、于子旋等[19]、鲍艳宇等[20]的研究结果一致. 至堆肥结束时,CK和HPC的总有机碳含量比堆肥起始值分别下降了28.3%、28.1%,整个堆肥过程中,CK、HPC处理间总有机碳含量差异不显著(>0.05),但与堆肥前相比,各处理可溶性有机碳含量均存在显著性差异 (<0.05).

堆体有机质降解动力学结果表明,CK有机质最大降解度(42.58%)比HPC堆体(49.29%)小,但CK降解速率常数(0.1d-1)高于HPC (0.07d-1). 这可能是因为该堆肥时期HPC堆体55℃以上的温度达13d,平均堆温为60.9℃,而CK大于55℃的温度仅有5d,平均堆肥温度为48.3℃,持续的高温抑制了能分解纤维素和木质素降解菌群的活性[21-22],使得有机质降解变慢.翻堆后,改善了堆体的通气状况,提高了微生物代谢活性,HPC有机碳降解速率加快,因而整个堆肥过程中,两种堆肥方式有机质降解速率和程度差异不大.这与前期的研究结果不一致[13],可能的原因是堆肥过程中有机质的降解速率除了受堆肥工艺的影响外,原料、碳氮比、微生物群落组成等都是影响堆肥碳素转化的重要因素[23].前期研究采用的堆肥物料性质、原料碳氮比均与本研究有较大区别,这可能是造成不同试验结果的主要原因.超高温预处理对不同堆肥原料和堆制条件下碳素降解与转化的影响机制尚不足以定论,仍有待后续基于微生物生态学的深入研究.

图3 不同堆肥处理有机质损失变化

2.3 可溶性有机碳(DOC)的变化

不同堆肥处理可溶性有机碳含量变化如图4所示.随着堆肥过程的进行,可溶性有机碳质量分数总体呈下降趋势,但在堆肥升温及高温期(0~24d)处理间变化趋势略有不同.与堆肥初始值相比,堆肥至第7d时,CK可溶性有机碳含量显著下降(<0.05),之后(7~14d)呈明显上升趋势,并于第14d达到最大值;而HPC可溶性有机碳含量在0~7d内变化不大,7d后呈显著下降趋势(<0.05).堆肥至42d后,两个处理内DOC质量分数保持稳定.整个堆肥期间, HPC处理可溶性有机碳的质量分数比CK高出66.96%,差异达显著性水平(<0.05).至堆肥结束时,CK、HPC处理可溶性有机碳质量分数分别比起始降低了57.9%、31.8%.

可溶性有机碳是总有机碳中最活跃的组分,为微生物生长和繁殖提供物质和能量来源[24].本研究表明,整个堆肥过程中,HPC堆体中DOC含量显著高于CK,这是因为物料在超高温预处理过程中,一部分的有机质分解产生大量的挥发性脂肪酸和可溶性糖[9-10,25].后续堆肥过程中,堆料中的可溶性有机碳使得微生物代谢速度加快,加速了微生物对易降解有机物的矿化和分解,大量的可溶性有机碳被转化为复杂的含碳化合物,因而后期DOC 含量显著下降.尽管一般认为,DOC含量较低的堆肥产品更为稳定,但由于堆肥中可溶性有机碳含量受温度、水分、微生物活性等影响,很难用其绝对数值来表示腐熟程度[26-27].本研究中堆肥42d后DOC含量变化不大,说明两种堆肥均达到稳定.

图4 不同堆肥处理可溶性有机碳含量的变化

2.4 全氮(TN)与碳氮比(C/N)的变化

由图5可知,不同堆肥处理TN含量在堆肥过程中变化趋势不同. CK在0~14d全氮质量分数下降,这与堆肥高温期大量氨挥发损失有关. 14~24d缓慢上升,24~42d又有一个下降阶段而后有所回升. HPC在0~7d全氮质量分数略有下降,7~24d略有上升,24d后TN质量分数显著上升.整个堆肥过程中HPC的TN质量分数显著高于HPC (<0.01).堆肥结束时,CK、HPC的TN质量分数分别比起始增加了7.6%、25.5%.说明在后续堆肥过程中HPC氮损失量比CK低.

堆肥过程中C/N如图5所示,两个堆肥处理过程中碳氮比均呈下降趋势,HPC堆体碳氮比下降趋势更为明显,这是因为有机质分解剧烈,而氮素损失较少的缘故.堆肥起始时,CK、HPC堆体碳氮比分别为24.6、22.4,至堆肥结束,CK、HPC堆体碳氮比分别下降至16.3、12.8,下降幅度分别为33.5%、42.7%.

2.5 NH4+-N与NO3--N含量的变化

由图6可知,不同堆肥处理NH4+-N质量分数整体呈下降趋势,但在堆肥升温期和高温持续期变化趋势有所不同.CK在堆肥第0~7d NH4+-N含量略有上升,这是由于堆肥前期氮素含量较高,微生物通过氨化作用加速了有效氮的分解,并以NH4+-N的形式快速积累.第7~14d NH4+-N质量分数显著下降,这主要是因为由于已积累的NH4+-N在较高的pH值条件下以氨气的形式释放到大气中.第30d时NH4+-N含量出现峰值,这是因为堆体经补充水分、氧气后,微生物活动被再次激活,使得大量有机氮矿化为NH4+-N. 在随后的36~56d内, NH4+-N质量分数呈降低趋势,这是因为随着温度降低,硝化作用和腐殖化作用增强均增强,大量的NH4+-N转化为NO3--N,或被合并到堆体腐殖质中.随着堆肥的进行,HPC堆体中NH4+-N质量分数呈持续下降趋势.这是因为堆肥起始时HPC处理的NH4+-N含量显著高于CK,在后期堆肥中有机氮的氨化作用减弱,氮素转化以氨挥发和硝化作用为主.堆肥结束时,CK、HPC两堆肥处理NH4+-N质量分数较初始值分别下降了44.8%、39.4%;此时CK中NH4+-N质量分数较低,为HPC的35.3%.

图6可以,两个堆肥处理的NO3--N质量分数变化呈整体上升趋势.堆肥前14d NO3--N质量分数较低,14d后NO3--N质量分数快速增加,至第24d时达到峰值,此时CK、HPC NO3--N质量分数分别比初始值高出7倍和2倍.此后由于温度的再次升高,硝化作用受到抑制,两个堆肥处理NO3--N质量分数均下降. 35d后,CK NO3--N质量分数快速回升,而HPC质量分数呈缓慢增加趋势.整体而言,CK堆体中NO3--N质量分数高于HPC,堆肥结束时,CK的NO3--N质量分数是HPC的4.9倍.

2.6 腐殖质碳及各组分质量分数的变化

2.6.1 腐殖质碳质量分数的变化 图7显示,随着堆肥时间的延长,HPC处理腐殖质碳(EXC)质量分数呈现先逐步上升后下降的变化趋势, CK呈持续下降趋势.堆肥期间,经超高温预处理的堆体腐殖质碳质量分数显著高于对照(< 0.05). HPC在堆肥第24d时,腐殖质碳质量分数达到最大值,之后迅速降低.到堆肥结束,CK、HPC的腐殖质碳质量分数较初始值分别降低了25.2%、15.4%,且CK与HPC处理间显著差异(<0.05).堆肥中腐殖质总含量变化现有的研究没有统一结论,这可能和堆肥原料选择以及堆肥工艺的控制有关.Zhang等[28]以牛粪、污泥等为原料的堆肥中,腐殖质总含量逐步上升. Bustamante等[29]研究发现,酒糟、畜禽粪便混合堆肥过程中总腐殖质呈下降趋势;李国学等[30]以猪粪为主要原料的堆肥腐熟后腐殖质总含量下降了19%.本研究结果与、Bustamante等[29]、李国学[30]的研究结果相一致.

2.6.2 富里酸碳质量分数的变化 不同堆肥处理富里酸碳(FA)质量分数变化见图7.两个堆肥处理富里酸碳质量分数均呈先上升后下降趋势. CK、HPC堆体富里酸碳质量分数分别在24d、14d达到最大值,比堆肥初始值分别高出4.8%、27.0%. CK处理堆至第24d、HPC处理堆至第14d后富里酸碳含量显著下降.堆肥初期(第0~14d),超高温预处理堆体富里酸碳质量分数平均比对照高出40.4%,处理间差异达显著水平(<0.05).堆至24d以后,CK富里酸碳质量分数显著高于HPC堆体(<0.05). 堆肥结束时,CK、HPC的富里酸质量分数比起始值分别下降了16.9%、39.6%.

2.6.3 胡敏酸碳质量分数的变化 不同堆肥处理胡敏酸碳(HAC)质量分数变化见图7.随堆肥时间延长,两个堆肥处理胡敏酸碳质量分数呈先下降后上升并的变化趋势.堆肥0~14d,HPC处理堆体胡敏酸碳含量显著低于CK(<0.05),14d后, HPC胡敏酸碳含量迅速上升,至42d后,HPC内HA质量分数达到最大值,比起始值高出45.8%. CK堆体内HA质量分数在0~24d内明显下降, 24d后逐步回升,堆至42d后,两个堆肥处理HA质量分数均回落.堆肥至24d后,HPC堆体中胡敏酸质量分数比CK高出45.2%~56.8%,差异达到显著性水平(<0.05).

2.6.4 腐殖质聚合程度的变化 胡敏酸碳与富里酸碳质量分数的比值(DP=HAC/FAC),是评价堆肥腐殖化程度的一个重要指标,能较好的反映出堆肥过程中腐殖质的聚合程度.不同堆肥处理DP值的变化见图7.堆肥过程中HAC/FAC的变化趋势与堆体中HAC质量分数变化趋势一致.堆肥初期(0~7d),HPC堆肥处理DP值显著低于CK (<0.05),随着堆肥时间的增加,各处理DP值呈逐渐上升趋势.当堆肥达到24d 时,HPC堆体DP值显著高于CK(<0.05).堆至24d后,腐殖质聚合程度(胡富比HAC/FAC)比CK高出59.1%~ 65.3%.至堆肥结束,HPC、CK胡富比值分别为1.27、0.79,两处理间差异显著(<0.05).尽管关于腐殖质总量的变化没有一致的结论,但以往的研究普遍认为,堆肥过程使腐殖质分子量和聚合度增大[31-33],这与本研究结果相似.超高温预处理增加了后续堆肥腐殖质总含量和聚合度,可能是因为物料经预处理后产生的还原糖、总糖量增加,同时一部分蛋白质水解为氨基酸[9],这些小分子物质在微生物作用下形成腐殖质[33].

图7 不同堆肥处理腐殖质碳及组分含量的变化

2.7 各阶段碳氮损失的变化

有机固体废弃物好氧堆肥过程中一般有40%~70%的碳被降解,主要以CO2、CH4等温室气体的形式损失掉[2],其中微生物分解有机碳形成CO2的损失占绝大部分,是碳素的主要损失形式,以甲烷形式的损失的碳不足总碳损失的6%[21].而当前超高温预处理对后续堆肥碳素损失的影响还少见报道.试验过程中不同阶段两个堆肥处理碳、氮损失量见表3.堆肥过程中,有机碳损失率介于48.76%~50.89%,其中92%的碳素损失发生在后续阶段,这是因为碳素损失主要是在微生物分解有机物的过程中产生的,而预处理温度高(85℃),时间也较短,部分微生物或死亡或处于休眠状态,微生物总体活性不足,对有机碳降解有限.

堆肥中N转化主要包括N的固定与释放[34].研究表明,猪粪堆肥过程中氮损失一般为23.3%~ 77.0%,氨挥发损失可达总量的80%[35].本研究中,氮损失率介于18.79%~26.43%,HPC堆肥处理有机碳损失率比CK低4.2%,但处理间未达显著水平(>0.05);HPC氮损失率比对照降低28.9%,差异达显著水平(<0.05).在HPC堆肥处理中,预处理阶段堆肥原料中N损失率为后续堆肥的1.6倍,即62%的氮素损失发生在预处理阶段.影响堆肥过程氮素损失的主要因素有C/N比、堆肥温度、pH值、通风量、微生物接种剂等[36-37].因此, 为了减少堆肥过程中氮素损失,许多研究者们通过物理、化学及生物的方法,或通过增加堆肥介质对NH4+吸附,或通过生物转化将无机态氮转化为有机态氮储存起来[38-39].本研究结果表明,超高温预处理堆肥工艺中氮损失率比传统堆肥工艺降低28.9%,这是预处理过程产生大量的有机酸使得起始物料pH值显著下降[13],有利于减少堆肥氨挥发.另外,由于预处理温度高,而一般堆肥中硝化细菌最适生长温度为20~30℃[40],预处理产生的高浓度的游离氨对硝化细菌的生长也会产生抑制作用.这导致在后续堆肥中硝化作用不强,因而反硝化作用的底物不足,产生的N2O损失量也相应减少,有利于堆肥保氮.

表3 预处理及堆肥前后碳氮损失

3 结论

3.1 随着堆肥时间的增加,堆肥中总有机碳、可溶性有机碳质量分数呈下降趋势,至堆肥结束,不同处理之间总有机碳含量无显著差异,但超高温预处理显著增加了堆体中可溶性有机碳的质量分数;CK、HPC的可提取态碳质量分数较初始值分别降低了25.2%、15.4%;至堆肥结束,HPC、CK胡敏酸与富里酸比值分别为1.27、0.79,两处理间差异显著 (<0.05).

3.2 至堆肥结束,碳素损失达到48.76%~50.89%, HPC堆肥有机碳损失率比CK低4.2%,且后续堆肥阶段的碳素损失占总有机碳损失量的92%,但处理间未达显著水平(>0.05);氮素损失为18.79%~26.43%,HPC氮损失率比CK降低28.9%,差异达显著水平(<0.05),其中,62%的氮素损失发生在预处理阶段.可见,超高温预处理能有效减少后续堆肥过程中氮损失,通过生物滤池等在预处理阶段对挥发的氨进行回收利用,可能进一步减少该过程中氮素损失量.

[1] 陈菲菲,张崇尚,王艺诺,等.规模化生猪养殖粪便处理与成本收益分析 [J]. 中国环境科学, 2017,37(9):3455-3463.

[2] Paillat J, Robin P, Hassouna M, et al. Predicting ammonia and carbon dioxide emissions from carbon and nitrogen biodegradability during animal waste composting [J]. Atmospheric Environment, 2005,39:6833–6842.

[3] Zhou Y, Selvam A, Wong J W C. Evaluation of humic substances during co-composting of food waste, sawdust and Chinese medicinal herbal residues [J]. Bioresource Technology, 2014,168:229–234

[4] 黄向东,韩志英,石德智,等.畜禽粪便堆肥过程中氮素的损失与控制[J]. 应用生态学报, 2010,21(1):247-254.

[5] Nakhshiniev B, Perera C, Kunta M et al. Reducing ammonia volatilization during composting of organic waste through addition of hydrothermally treated lignocellulose [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2014,96:58-62.

[6] 鲍艳宇,周启星,颜 丽,等.畜禽粪便堆肥过程中各种氮化合物的动态变化及腐熟度评价指标[J]. 应用生态学报, 2008,19(2): 374-380.

[7] Lim S, Park H, Hao X, et al. Nitrogen, carbon, and dry matter losses during composting of livestock manure with two bulking agents as affected byco-amendments of phosphogypsum and zeolite [J]. Ecological Engineering, 2017,102:280–290.

[8] Onwosi C O, Igbokwe V C, Odimba J N, et al. Composting technology in waste stabilization: On the methods, challenges and future prospects [J]. Journal of Environmental Management, 2017,190:140-157.

[9] 朱金龙,魏自民,贾 璇,等.湿热水解预处理对餐厨废弃物液相物质转化的影响[J]. 环境科学研究, 2015,28(3):440-446.

[10] 杜 静,陈广银,黄红英,等.温和湿热预处理对稻秸理化特性及生物产沼气的影响[J]. 中国环境科学, 2016,36(2):485-491.

[11] Yamada T, Suzuki A, Ueda H. Successions of bacterial community in composting cow dung wastes with or without hyperthermophilic pre-treatment [J]. Applied Microbiological Biotechnology, 2008,81:771–781.

[12] Yamada T, Keisuke M, Hideyo U, et al. Composting cattle dung wstes by using a hyperthermophilic pre-treatment process: characterization by physicochemical and molecular biological analysis [J]. Journal of bioscience and bioengineering, 2007, 104(5):408–415.

[13] 曹 云,黄红英,钱玉婷,等.超高温预处理装置及其促进鸡粪稻秸好氧堆肥腐熟效果[J]. 农业工程学报, 2017,33(13):243-250.

[14] 鲍士旦.土壤农化分析[M]. 北京:中国农业出版社, 1999: 25-27.

[15] NY/T 1867-2010 土壤腐殖质组成的测定[S].

[16] Sanchez-Monedero M A, Cayuela M L, Roig A, et al. Role of biochar as an additive in organic waste composting [J]. Bioresource Technology, 2018,247:1155-1164.

[17] Wang Q, Awasthi M K, Zhao J, et al. Improvement of pig manure compost lignocellulose degradation, organic matter humification and compost quality with medical stone [J]. Bioresource Technology, 2017,243:771-777.

[18] 周江明,王利通,徐庆华,等.适宜猪粪与菌渣配比提高堆肥效率[J]. 农业工程学报, 2015,31(7):201-207.

[19] 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.

[20] 鲍艳宇,颜 丽,娄翼来,等.鸡粪堆肥过程中各种碳有机化合物及腐熟度指标的变化[J]. 农业环境科学学报, 2005,4:820-824.

[21] Hao X, Chang C, Larney F J. Carbon, nitrogen balances and greenhouse gas emission during cattle feedlot manure composting [J]. Journal of Environmenal Quality, 2004,33(1):37–44.

[22] 周俊强,邱忠平,韩云平,等.纤维素降解菌的筛选及其产酶特性[J]. 环境工程学报, 2010,3:704-708.

[23] Ge J, Huang G, Huang J, et al. Mechanism and kinetics of organic matter degradation based on particle structure variation during pig manure aerobic composting [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015,292(15):19-26.

[24] Straathof A L, Comans R N J. Input materials and processing conditions control compost dissolved organic carbon quality [J]. Bioresource Technology, 2015,179:619-623.

[25] Ashraf M T, Thomsen M H, Schmidt J E. Hydrothermal pretreatment and enzymatic hydrolysis of mixed green and woody lignocellulosics from arid regions [J]. Bioresource Technology, 2017,238:369–378.

[26] Wang C, Huang C, Qian J, et al. Rapid and accurate evaluation of the quality of commercial organic fertilizers using near infrared spectroscopy [J]. PLOS one, 2013,9(2):8279-8284.

[27] Wang H, Wang S Y, Li H Y, et al. Decomposition and humification of dissolved organic matter in swine manure during housefly larvae composting [J]. Waste Management & Research, 2016,34(5):465-473.

[28] Zhang J, Lv B, Xing M, et al. Tracking the composition and transformation of humic and fulvic acids during vermicomposting of sewage sludge by elemental analysis and fluorescence excitation- emission matrix [J]. Waste Management, 2015,39:111–118.

[29] Bustamante M A, Paredes C, Marhuenda-Egea F C, et al. Co-composting of distillery wastes with animal manures: Carbon and nitrogen transformations in the evaluation of compost stability [J]. Chemosphere, 2008,72:551–557.

[30] 李国学,张福锁.固体废物堆肥化与有机复混肥生产[M]. 北京:化学工业出版社, 2000.

[31] Kulikowska D. Kinetics of organic matter removal and humification progress during sewage sludge composting [J]. Waste Management, 2016,49:196–203.

[32] Wang C, Tu Q, Dong D, et al. Spectroscopic evidence for biochar amendment promoting humicacid synthesis and intensifying humification during composting [J]. Journal of Hazardous Materials, 2014,280:409–416.

[33] 孙向平.不同控制条件下堆肥过程中腐殖质的转化机制研究[D]. 北京:中国农业大学, 2013.

[34] Maeda K, Toyoda D H S, Yoshida N, et al. Microbiology of nitrogen cycle in animal manure compost [J]. Microbial Biotechnology, 2011,4(6):700–709.

[35] 姜继韶,黄懿梅,黄 华,等.猪粪秸秆高温堆肥过程中碳氮转化特征与堆肥周期探讨[J]. 环境科学学报, 2011,31(11):2511-2517.

[36] Li Q, Wang X C, Zhang H H, et al. Characteristics of nitrogen transformation and microbial community in an aerobic composting reactor under two typical temperatures [J]. Bioresource Technology, 2013,137:270-277.

[37] Nigussie A, Bruun S, Kuyper T W, et al. Delayed addition of nitrogen-rich substrates during composting of municipal waste: Effects on nitrogen loss, greenhouse gas emissions and compost stability [J]. Chemosphere, 2017,166:352-362.

[38] Wang Q, Awasthi M K, Ren X, et al. Comparison of biochar, zeolite and their mixture amendment for aiding organic matter transformation and nitrogen conservation during pig manure composting [J]. Bioresource Technology, 2017,245:300-308.

[39] Li Y, Luo W, Li G, et al. Performance of phosphogypsum and calcium magnesium phosphate fertilizer for nitrogen conservation in pig manure composting [J]. Bioresource Technology, 2018,250:53-59.

[40] Fukumoto Y, Suzuki K, Osada T, et al. Reduction of nitrous oxide emission from pig manure composting by addition of nitrite- oxidizing bacteria [J]. Environmental Science and Technology, 2006,40:6787–6791.

Effect of hyperthermerphilic pretreatment on transformation and losses of C and N during pig manure composting.

CAO Yun, HUANG Hong-ying*, SUN Jin-jin, WU Hua-shan, DUAN Hui-ying, XU Yue-ding, JIN Hong-mei, CHANG Zhi-zhou

(Circular Agriculture Research Center,Jiangsu Academy of Agricultural Sciences, Nanjing 210014, China)., 2018,38(5)：1792~1800

A period of 56d of simulated pig manure and rice husk composting experiment was carried out to study the conversion and loss of carbon (C) and nitrogen (N) in the novel hyperthermophilic pre-treatment plus an in-vessel post-composting process (HPC) and the conventional in-vessel composting (CK) process, by using a self-designed hyperthermerphilic pretreatment reactor. The results showed that the maximum carbon degradation degree in CK (42.58%) was smaller than that of HPC (49.29%), but the carbon degradation rate constant in CK (0.1d-1) was greater than that of HPC (0.07d-1). The difference in C degradation in the two composting processes was not significant overall. The concentrations of NH4+-N and total N in the subsequent in-vessel composting of HPC were 143.9% and 11.2% higher than that in CK. The nitrate concentration in HPC, by contrast, was lowered by 58.8%. During composting, the content of humic acid (HA) and the ratio of HA to fulvic acid ( FA) were on average 45.2%~56.8% and 59.1 %~65.3% higher than that in CK duirng the later stage of composting. The carbon loss during the pretreatment process and subsequent in-vessel composting process in HPC and CK were 48% and 51%, respectively. The loss rates of N were 18% and 27% in HPC and CK, respectively. It was concluded that hyperthermophilic pretreatment could not only reduce the nitrogen loss significantly during composting process, but also promote the transformation of FA to HA, resulting in improved humification level of composting products.

hyperthermophilic pretreatment；composting；nitrogen loss；organic matter degradation；pig manure

X705

A

1000-6923(2018)05-1792-09

2017-10-23

国家重点研发计划(2016YFD0501401);国家自然科学基金资助项目(41701340);江苏省自然科学基金(BK20150542);江苏省农业科学院院基金(027026111631)

* 责任作者, 研究员, sfmicrolab@163.com

曹 云(1981-),女,江苏丹阳人,副研究员,博士,主要从事农业固体废弃物资源化利用研究.发表论文20余篇.