畜禽粪便与秸秆混合发酵及贮藏阶段沼液中碳氮元素变化

2018-09-27孟海波沈玉君丁京涛

农业环境科学学报 2018年9期

刘烨，孟海波，王健，沈玉君，丁京涛，李睿

（1.武汉轻工大学生物与制药工程学院，武汉 430023；2.农业部规划设计研究院农村能源与环保研究所，北京 100121；3.农业部资源循环利用技术与模式重点实验室，北京 100121）

沼液是厌氧发酵的液相残留物，未经固液分离时沼液呈半流体泥浆状，固液分离后上清沼液为深色悬浊液[1]。沼液中含有丰富的有机质（0.24%～1.85%）[2]和氮（0.03%～0.08%）、磷（0.02%～0.07%）、钾（0.05%～1.40%）等基本营养元素[3]，是一种多元的高效有机复合肥，对提升土壤养分十分有效。2015年我国农村沼气工程生产沼肥（沼液和沼渣）7100万t[4]，其中沼液产生量远大于沼渣。随着沼气工程的规模日益提升，沼液资源越来越丰富。

沼液用作液体肥料是当前沼气工程的一种资源利用方式，其排放具有大量性、连续性等特点[5]，而土地对于沼液的需求具有季节性的变化，导致大量沼液无法及时被土地消纳，需经长时间贮藏和运输至所需地才可施用于农田。德国是发展沼气工程的先进代表，德国法律规定其沼液贮藏池必须加盖[6]，而我国沼气工程沼气池目前有敞口式和半封闭式罐型两种。在敞口贮藏时，沼液会释放大量 CH4、CO2、N2O、NH3等温室气体[7]，这不但造成了养分的损失和养分管理的不便，还对环境产生不利影响。目前，已有大量研究报道了固液分离[8]、酸化[9-10]、覆盖[6，11]等处理方式对沼液气体减排的效果，但少有涉及沼液中碳氮元素变化的相关研究。

国内外大量沼气工程采用混合原料，研究表明混合原料发酵性能优于单一原料，且多种粪便混合有助于平衡发酵体系内营养物质和丰富微生物多样性[12]。猪粪、鸡粪、秸秆是沼气工程常用的原料，王晓娇[13]、王永成等[14]均有研究表明猪粪和鸡粪以2∶1混合并辅以秸秆混合发酵性能较好。本研究以此为混合发酵原料进行湿法厌氧发酵，并以密闭静置（Closed and settled，CS）、密闭搅拌（Closed and agitated，CA）、敞口静置（Opened and settled，OS）、敞口搅拌（Opened and agitated，OA）等4种方式贮藏沼液，模拟敞口和封闭两种沼液贮藏方式的沼液静置和搅拌情况，跟踪并分析了厌氧发酵-贮藏全过程的沼液中碳氮元素变化，旨在为沼液养分管理和高值化利用提供参考依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

猪粪、鸡粪采集自北京市某养殖场，风干玉米秸秆采集自北京地区农田，接种用厌氧污泥取自北京市某沼气工程沼液。所采集的风干玉米秸秆粉碎至1～3 cm后，置于阴凉干燥处保存，采集的新鲜的粪便样品除去大块石粒、毛发等用密封袋密封后于0～4℃冰柜中保存，以最大程度降低其养分损失。原料的基本性质如表1所示。

1.2 试验设计

试验采用中温续批式厌氧发酵，试验装置采用自制的可控恒温厌氧发酵装置（图1a），采用恒温水箱控制发酵温度，用3 L广口瓶作为发酵瓶和集气瓶。以猪粪、鸡粪、秸秆鲜重比为2∶1∶2混合使C/N值为（20～25）∶1，污泥接种量为36.9%TS（以干物质计），加水调节混合物料总固体浓度（Total solid，TS）为8%，混合均匀。在12个厌氧发酵瓶中分别装入2 L物料，以橡胶塞密封，发酵瓶与集气瓶中间用硅胶管连接。控制恒温水箱温度为38℃，每日早晚9：00手动摇匀发酵瓶内物料，发酵周期为30 d。定期于厌氧操作箱内取20 mL发酵物料样品，以3000 r·min-1离心10 min，取上层液体，测定pH、总有机碳（TOC）、总可溶性有机碳（TDOC）、总氮（TN）、铵态氮（NH+4-N）、硝态氮（NO-

3-N）等参数。厌氧发酵结束后，将发酵混合物静置1 h得到上层沼液，分别转移800 mL沼液至1 L试剂瓶（图1b）内，12个试剂瓶随机分成4组，其中两组加盖，两组敞口。在常温下分别采用密闭静置（CS）、密闭搅拌（CA）、敞口静置（OS）、敞口搅拌（OA）四种方式贮藏30 d，其中密闭贮藏（CS和CA）的沼液只排气不进气，搅拌（CA和OA）方式为每3 d摇晃试剂瓶1 min。贮藏期间定期从取样口取5 mL沼液样品，以3000 r·min-1离心10 min，取上层液体测定pH、TOC、TDOC、TN、-N、N等参数。

表1 发酵物料基本性质Table 1 Basic properties of materials to be fermented

1.3 检测方法

图1 厌氧发酵（a）和沼液贮藏（b）装置示意图Figure 1 Sketch maps of anaerobic fermentation unit（a）and storage unit of biogas slurry（b）

1.4 仪器与设备

DNW系列三用电热恒温水箱（北京国华医疗器械厂），YQX-Ⅲ型厌氧培养箱（上海万瑞实验室设备有限公司），HR/T20MM立式高速冷冻离心机（湖南赫西仪器装备有限公司），i7紫外/可见分光光度计（济南海能仪器股份有限公司），雷磁COD-571-1型消解装置（上海仪电科学仪器股份有限公司），雷磁PHS-3C型pH计（上海仪电科学仪器股份有限公司）。

1.5 数据处理方法

采用SPSS 21进行数据分析，采用Origin 9.2进行作图。

2 结果与讨论

2.1 厌氧发酵阶段沼液理化性质变化

2.1.1 pH值变化

pH值能够直接反映厌氧发酵体系的稳定性。有研究表明，pH值低于6.1或者高于8.3均会抑制厌氧发酵的运行，导致底物发酵不完全[15]。本研究所设置的所有试验组，沼液pH值均维持在7.5～8.2之间（图2），在正常运行的条件范围内。各试验组pH值均在前3 d下降，随后缓慢上升并逐渐稳定，这是由于系统残留的氧气抑制产甲烷菌活动，好氧及兼性厌氧产酸菌群的水解酸化起主导作用，使有机酸不断积累而导致pH值降低[16]；随着氧气被消耗殆尽，产甲烷菌数量逐渐增加，乙酸化和产甲烷作用增强，有机酸被分解，pH值逐渐升高并达到稳定[17]。

2.1.2 碳元素形态及含量变化

图2 厌氧发酵期间沼液pH值变化Figure 2 Change of pH value of biogas slurry during anaerobic fermentation

沼液中的TOC可在一定程度上反映沼液中的总有机质含量，包括TDOC和其他不溶性有机碳。厌氧发酵期间，TOC浓度（图3）从0～18 d持续增加，在第18 d达到最大值6 466.6 mg·L-1，此后开始下降。有机质是微生物厌氧代谢的主要营养物质，在微生物的水解酸化作用下被降解成小分子有机物，后经产甲烷作用生成CH4和CO2从系统中释放出来[18]。在发酵前期（0～18 d），沼渣中的有机质被水解进入沼液中，而发酵前期CH4和CO2的释放速率低于有机质溶出速率，使沼液TOC增加；发酵后期（18～30 d），沼渣中易水解有机质总量逐渐降低，进入沼液中的有机质总量减少，同时伴随CH4和CO2的持续释放，使TOC浓度降低。

TDOC可在一定程度上反映沼液中的可溶性小分子有机物的浓度。厌氧发酵前期，TDOC浓度在第0～3 d迅速增加，水解酸化作用生成有机酸的速率大于消耗有机酸产生CH4和CO2的速率，TDOC含量增加；在随后的3～10 d，有机酸的累积逐渐抑制酸化作用，使有机酸的生成速率小于消耗速率，TDOC浓度出现小幅度降低；之后随着TDOC浓度的降低，酸化抑制被解除，使其浓度在10～13 d大幅增加，至第18 d达到最高浓度2 460.0 mg·L-1，此后两种作用基本维持平衡状态，TDOC浓度变化不大，至发酵结束时浓度上升了226.7%。

2.1.3 氮元素形态及含量变化

2.2 不同方式贮藏阶段沼液理化性质变化

2.2.1 pH值变化

沼液以不同方式贮藏过程中，各处理组pH值均有不同程度地增加（图5）。结果表明，是否搅拌对pH值的影响并不明显，而敞口与否对pH值的影响较大，密闭贮藏（CS和CA）的沼液pH维持在8.2～8.5之间，变化幅度较小，而敞口贮藏（OS和OA）的沼液pH值有较大幅度升高，从初始的8.3上升到8.9～9.0，这可能是由于密闭贮藏的沼液仍处于厌氧状态，代谢速率较低使pH值变化不大，而敞口贮藏的沼液中微生物好氧代谢活跃，大量消耗沼液中的有机酸，同时产生的CO2从体系中挥发，导致pH值上升[20]。

2.2.2 碳元素形态及含量变化

图3 厌氧发酵期间沼液碳元素形态及含量变化Figure 3 Changes of carbon forms and concentrations in biogas slurry during anaerobic fermentation

沼液贮藏期间TOC和TDOC浓度变化（图6）波动较大。30 d后各处理组的TOC浓度分别为4 805.3 mg·L-1（CS）、4 697.5 mg·L-1（CA）、5 179.53 mg·L-1（OS）、5 001.2 mg·L-（1OA），比贮藏初期浓度（5 336.7 mg·L-1）降低2.9%～12.0%；TDOC浓度分别为2 222.3 mg·L-1（CS）、2 185.6 mg·L-1（CA）、2 812.9 mg·L-1氨化、厌氧氨氧化、硝化和反硝化等作用[19]。发酵前期（0～18 d），物料中的大分子含氮有机物经氨化作用转变成可溶性的小分子含氮有机物和NH3进入沼液中，引起沼液TN浓度和N浓度增加，部分-N通过硝化作用使-N浓度增加；在发酵后期（23～30 d），剩余大分子有机物难以被降解，而沼液中的有机氮继续被氨化生成-N，同时-N转化成-N使-N浓度基本不变，而厌氧氨氧化和反硝化作用使-N生成N2和NO2等气体挥发-N浓度下降，有机氮-N和-N的变化使沼液TN减少。（OS）、2 737.8 mg·L-1（OA），其中敞口组比贮藏初期浓度（2 587.7 mg·L-1）略高，密闭组比贮藏初期浓度降低14.1%～15.5%。沼液进入贮藏阶段后，残留的大分子有机质难以迅速被分解，微生物消耗沼液中小分子有机质并产生CH4和CO2挥发，使沼液TOC和TDOC浓度降低[21]；随着时间变化，大分子有机质逐渐被降解溶于沼液，使TOC和TDOC浓度缓慢增加；在贮藏后期大分子有机质难以被降解，CH4和CO2的挥发导致TOC下降，沼液中部分不溶性有机碳转化成TDOC，使TDOC浓度继续增加或维持不变。而敞口贮藏的沼液蒸发量较大，贮藏后期产生浓缩效应，使TOC和TDOC浓度大于密闭贮藏的TOC和TDOC浓度。由图中可知搅拌处理使沼液TOC和TDOC养分波动较大，可能是由于搅拌改变了体系的稳定性，在贮藏30 d后，搅拌处理的TOC和TDOC浓度比静置处理的TOC浓度要低，是由于搅拌促进微生物的分解代谢[15]而导致。

图4 厌氧发酵期间氮元素形态及含量变化Figure 4 Changes of nitrogen forms and concentrations in biogas slurry during anaerobic fermentation

图5 贮藏阶段沼液pH值变化Figure 5 Changes of pH value during storage of biogas slurry

2.2.3 氮元素形态及含量变化

图7a显示，密闭贮藏和敞口贮藏的沼液TN浓度均在前4 d大幅增加，从3 969.5 mg·L-1上升至8536.2～9 657.2 mg·L-1；随后密闭贮藏组在4～21 d维持稳定，之后下降至3 341.2～3 803.3 mg·L-1；而敞口贮藏组在第4 d后持续降低，至30 d贮藏期结束时，浓度降至1 737.4～2 178.6 mg·L-1，低于密闭贮藏的沼液中浓度。沼液贮藏初期，氨化细菌的氨化作用使沼液中残留的有机质分解，产生大量小分子有机氮和NH3溶于沼液，使沼液TN增加；随着残留氧浓度减少，氨化作用逐渐减弱，有机氮溶解速率减小，而短程硝化反硝化作用[25]和异养硝化作用[23，26]使-N快速转化为气体，气体挥发速率增加，使沼液TN含量基本稳定；在后期沼液中易水解有机质基本降解完全，氨化细菌直接消耗沼液中的小分子有机氮产生NH3，同时NH被继续转化为气体挥发，沼液TN减少。敞口贮藏时，氨化作用较强，有机质大量水解溶于沼液使沼液TN浓度增加；随着易分解有机质被逐渐降解完全，沼液TN不再增加，而沼液有机氮继续氨化产生NH3挥发，反硝化作用产生N2或N2O挥发，使TN浓度快速下降，并低于密闭贮藏沼液TN浓度。

图6 沼液贮藏阶段碳元素形态及含量变化Figure 6 Changes of carbon forms and concentrations during storage of biogas slurry

图7 沼液贮藏阶段氮元素形态及含量变化Figure 7 Changes of nitrogen forms and concentrations during storage of biogas slurry

在敞口和密闭贮藏期间，搅拌促进微生物代谢活动，氨化作用和硝化作用增加[15]，搅拌组TN浓度变化幅度比静置组大，30 d后搅拌处理的沼液TN损失较高。静置组和搅拌组的-N浓度基本一致，但敞口时静置组-N浓度下降幅度大于搅拌组，是由于敞口静置处理促进沼液表面结壳，Berg等[10]研究表明沼液结壳促进N2O的排放，导致硝态氮的大量分解。