Meta分析固液分离技术对养殖废弃物分离效率及气体排放的影响

2024-01-05张新星王珊珊梁文旭文丽青张伟涛高志岭河北农业大学资源与环境科学学院河北保定07000保定市环境监测中心河北保定07000河北省畜牧总站河北石家庄050000河北省农田生态环境重点实验室河北保定07000

生态与农村环境学报 2023年12期

张新星,王珊珊,梁文旭,文丽青,张伟涛,高志岭,4① (.河北农业大学资源与环境科学学院,河北保定 07000;.保定市环境监测中心,河北保定 07000;.河北省畜牧总站,河北石家庄 050000;4.河北省农田生态环境重点实验室,河北保定 07000)

中国是世界第一养殖大国,目前我国养殖业每年产生约38万t的畜禽粪便,但其利用率不到50%[1-2]。畜禽粪污中含有大量的氮、磷、钾等营养物质,可作为重要的养分资源。但是由于近年来集约化养殖业的发展,畜禽粪污的产生量远远超出了养殖场附近耕地可消解的范畴,给环境治理带来了巨大的压力。因此亟需将过量的粪污进行资源化处理,以实现养殖业生产的可持续发展[3-6]。

固液分离技术是广泛应用于亚、欧等地区的粪污处理技术。粪污经固液分离后可分离为富含有效氮的液体组分及富含磷和有机质的固体组分,液体组分经过发酵后可直接灌溉养殖场附近农田[7-10],固体组分经过堆肥后可作为有机肥运输到动物密度小的地区,或经过特殊处理后作为垫料在养殖场内部循环[11-12]。由于固液分离技术可有效分离氮磷养分,规避了在合适氮肥施用量的条件下磷肥投入超标的风险[13]。整体来看,固液分离技术的应用优化了粪污在养殖场存储及田间应用期间的管理,不仅降低了粪污对储存及处理空间的要求,还增加了粪污的肥料价值,降低了运输成本[14-15]。

传统的固液分离技术按其原理可以分为4类:自然沉降、离心、筛分(例如斜板筛和螺旋筛)和加压过滤(例如螺旋挤压和带式压滤)[12]。已有研究表明,离心技术对干物质的分离效率高于加压过滤[16-17],加压过滤后固体水分含量低于无压过滤[18-19]。由于传统固液分离技术难以去除粒径小于0.05 mm的悬浮小颗粒,而在粪污(尤其是猪场粪污)中营养物质(如N和P)大多存在于悬浮小颗粒中[20],因此通过添加絮凝剂及混凝剂(如硫酸铝、氯化铁、膨润土或聚丙烯酰胺等)促进悬浮小颗粒聚集成较大颗粒[17, 21-23],可使传统固液分离技术的固体、总氮及总磷去除效率分别提高 92%、47%和 91%[24-25]。

畜禽粪污是大气中氨气、温室气体(GHG)氧化亚氮及甲烷排放的主要来源[26-28]。固液分离技术的应用使得粪污理化性质发生变化,导致畜禽生产过程中环境风险的评估方法复杂化,无法准确揭示固液分离工艺所带来的环境污染与生态风险,增加了我国养殖业和种植业的不确定性。例如,分离后的液体组分中挥发性固体物质含量减少,降低了甲烷的生成潜力。有研究表明,粪污经过螺旋挤压处理后甲烷的排放量降低81%[29]。而对于氧化亚氮来说,分离后各组分中总固体含量及铵态氮含量显著影响了其排放量的高低[11,18,30]。因此,量化固液分离技术在处理养殖场粪污时的固液两相氮、磷、碳等分离效率对明确固、液两相在养殖场管理环节的养分损失与温室效应以及对于养殖业和种植业的绿色可持续发展具有重要意义。

研究采用Meta分析方法,整合已发表文献中的数据进行综合分析,通过明确不同分离技术条件下干物质(DM)、挥发性固体(VS)、总碳(TC)、总氮(TN)、铵态氮(TAN)、总磷(TP)及总钾(TK)在分离后的固体及其液体中的分布,评估不同分离技术的分离性能及对储存期间气体排放的影响,旨在为粪污田间施用及评估粪污在管理过程中的大气环境风险提供理论基础。

1 材料与方法

1.1 数据来源

基于Web of Science(ISI)、Google Scholar、中国知网(CNKI)等数据库,以slurry、manure、solid liquid separation、粪污、固液分离、分离效率作为关键词检索2020年12月前发表的与养殖场畜禽粪污固液分离相关的所有文献并进行筛选。文献筛选的标准为:(1)研究对象为未经酸化、发酵等方式处理的原始粪污;(2)应用的固液分离技术明确;(3)直接给出了或可通过数据计算粪污质量分离效率;(4)直接给出或可计算出至少1个组分的固液分离效率,如干物质、挥发性固体、总碳、总氮、总铵态氮、总磷及总钾。

基于以上标准,共筛选出36篇有效英文文献纳入研究。使用Origin 9.0软件中数字转换功能(digitizer tool)提取图片中的可用数据,并记录了与结果分析有关的信息,例如研究尺度(实验室规模、中试规模或农场规模)、动物类型、分离技术等。

1.2 数据分类

将收集的数据按照养殖场粪污类型及固液分离技术进行分类。

养殖场粪污类型:(1)猪;(2)牛。分离技术:(1)螺旋挤压机;(2)带式压滤机;(3)辊式压滤机;(4)加压过滤;(5)离心机;(6)筛分;(7)螺旋筛;(8)絮凝+螺旋筛;(9)絮凝+排水;(10)絮凝+离心机;(11)絮凝+带式压滤机;(12)筛分+聚丙烯酰胺;(13)带式压滤机+螺旋挤压;(14)聚丙烯酰胺+滚筒筛+加压过滤;(15)絮凝+混凝+排水。

将上述机械分离技术按原理归纳分为4类:自然沉降-排水;离心-离心机;筛分-筛网、螺旋筛;加压过滤-螺旋挤压、加压过滤、带式压滤机、辊式压滤机。

1.3 数据分析计算方法

1.3.1质量分布计算

通过未分离粪污(RS)、分离后固体(SF)及液体组分(LF)的质量直接计算粪污固液质量分离效率[31]。

ESF=MSF/MRS×100,

(1)

ELF=MLF/MRS×100。

(2)

式(1)～(2)中,ESF和ELF分别为SF和LF的粪污质量分离效率,%;MRS、MSF及MLF分别为RS、LF及SF的质量,kg。

除质量数据外,通过粪污中任一组分在RS、LF及SF中的浓度均也可计算粪污质量分离效率[32]:

ELF=(XRS-XSF)/(XLF-XSF)×100,

(3)

ESF=(XRS-XLF)/(XSF-XLF)×100。

(4)

式(3)～(4)中,XRS、XLF和XSF分别为各组分在RS、LF及SF中的含量,mg·kg-1。

计算出粪污固液质量分离效率后,通过以下公式计算各组分的固液分离效率[23]:

EX-LF=ELF×XLF/XRS,

(5)

EX-SF=ESF×XSF/XRS。

(6)

式(5)～(6)中,EX-LF和EX-SF分别为LF和SF的固液分离效率,%。分离效率指标的选取取决于研究目标,理想的分离设备能够将固体组分中的每种化合物与水及可溶性组分尽可能地完全分离,生成具有高固体含量的固体组分,因此在文献中效率指标的分析常用固体组分来代表[32]。

RX-LF=1-XLF/XRS,

(7)

RX-SF=ESF×XSF/XRS。

(8)

式(7)～(8)中,RX-LF为各组分以液体形式从原始粪污中去除的效率,从而间接表示各指标在固体中的分离效率;RX-SF以固体中各组分的质量与未分离粪污中的质量比表示。

1.3.2质量分布误差计算

由于不可控因素(粪污在分离过程中的损失及指标测定误差)的影响,由1.3.1节中的公式计算出的ELF/SF存在一定的误差,因此计算出的分离后粪污中各指标总量与未分离粪污相比也会存在一定的误差,笔者参考GUILAYN等[32]的研究,应用以下公式对纳入该研究指标的质量分布误差(Er)进行计算。

Er=(ELF×XLF+ESF×XSF)/XRS-1。

(9)

通过计算,将误差超过±10%的处理从研究中剔除。

1.3.3气体排放量的计算

1.3.3.1不同情景下气体排放量的计算

为排除不同研究中不同测量条件下的差异(例如不同的测量技术、储存设施的大小和量化气体排放时的测量持续时间等),研究使用自建数据库中对应指标分离效率的均值(EVS、ETN和ETAN)并结合联合国政府间气候变化专门委员会(IPCC)[33]中提供的RS、SF、LF的N2O和CH4的排放因子以及WEBB等[34]提供的NH3排放因子进行计算,以评估高低分离效率的技术对气体排放的影响。因为猪粪污和牛粪污具有不同的C/N比和气体排放系数[34],因此在计算过程中对畜种进行了区分。假设粪污原浆及分离后的液体部分储存在贮液池中,固体进行自然堆放,对气体排放数据进行归一化处理,所有结果均为相对排放数值。

CH4和N2O排放的增温潜势分别是CO2的28倍和265倍,GHG(包括N2O和CH4)排放被转换为CO2当量,储存过程中由于NH3排放产生的间接N2O 排放也包括在内[33]。

1.3.3.2不确定性分析

研究设定不同情景下气体排放量的不确定性来源于不同分离技术的分离效率及不同畜种粪污的理化性质。基于蒙特卡罗(MC)的方法分析了不同情景下计算排放量的不确定性[35],通过比较MC模拟输出,使用Tukey′s显著性差异(HSD)检验,在显著性水平为0.05、置信区间为95%的情况下对不同情景之间的排放差异进行统计分析[36]。

2 结果与讨论

2.1 数据质量检验

2.1.1干物质计算固液分离效率准确性验证

粪污的固液分离效率通常通过式(1)～(2)进行计算,但文章中未提供质量数据时无法直接进行计算。纳入的指标中DM含量较高,受分离过程影响较大,且其重复测定的数值较为可靠,因此在未给出相关质量数据时采用干物质的含量计算固液分离效率。为了检验DM含量计算固液分离效率的准确性,对用2种方法计算的ESF进行了线性回归,结果如图1所示,线性回归方程为y=1.145 1x-1.909 8(R2=0.949 7,P<0.001,n=38),表明2种方法计算出的ESF非常接近,因此可以将用DM含量计算出的数值用于后续分析中,以便保留更多可用数据。

图1 质量及干物质含量计算的固液分离效率的线性回归方程Fig.1 Linear regressions of the separation efficiencies calculated by the mass and the content of DM

由于分离及指标测定过程中误差的存在,某些点的横坐标或纵坐标数值大于100%,图中只展示了100%以内的数据。

2.1.2质量平衡误差分析

由于粪污分离、指标测定及固液分离效率计算等过程中均存在不可避免的误差,因此最终分离到LF及SF中的各组分质量加和与RS相比存在一定误差。基于式(9)计算出的误差结果分布如图2所示,约90%以上的数据组误差控制在±10%的范围内,且各指标中值与0相比无显著性差异(P>0.05)。上述结果表明,该研究提出的计算方法适用于评估粪污固液分离后各组分的分布特征,在后续分析中剔除了误差范围超过±10%的数据组。

DM—干物质,VS—挥发性固体,TC—总碳,TN—总氮,TAN—总铵态氮,TP—总磷,TK—总钾。括号中的数字为纳入文献数及处理数;虚线表示可接受误差范围的上限及下限(±10%)。

2.2 固液分离技术效率评估

2.2.1不同分离技术的分离效率

由于不同畜种粪污理化性状的差异可能会对分离技术的效果产生影响,因此在区分分离技术的基础上对畜种进行了区分,结果如图3所示。

DM—干物质,VS—挥发性固体,TC—总碳,TN—总氮,TAN—总铵态氮,TP—总磷,TK—总钾。括号中的数字为纳入文献数及处理数。

螺旋挤压与离心技术是在纳入文献中出现频率最高的分离技术,也是实际生产中应用最广泛的分离技术。4种条件下各指标在固体中的分离效率均表现为DM、VS、TC、TN及TP高于TAN及TK,表明固液分离技术可更有效地分离非水溶性及容易吸附在固体颗粒物上的组分。对于同一畜种粪污,除了TAN及TK这2个水溶性组分的分离效率相当外,其余组分均表现为离心技术高于螺旋挤压技术,这与离心技术能够去除粒径大于0.22 mm的颗粒物,而螺旋挤压技术仅能去除粒径大于1 mm的颗粒物的结果[31]一致。对于同一种分离技术,相较于牛厂粪污,猪厂粪污各组分倾向于更高的分离效率(图3)。

2.2.2干物质含量对EX-SF的影响

图4为DM与EX-SF的线性回归关系。不管是经过SP还是CE处理的粪污,EX-SF均随DM的增加而升高。在SP处理条件下,ESF、EDM-SF及ETC-SF与DM含量分别达到了极显著或显著相关(P<0.01或0.05)。在CE处理条件下ESF、ETC-SF和ETAN-SF分别与干物质含量达显著相关(P<0.05)。以往研究表明,EX-SF与原始粪污中DM含量及粒径分布有关,因此存在于固体中或者容易吸附在固体颗粒上的组分EX-SF会随着DM含量的增加而升高[13, 33, 35]。对于氮和磷来说,由于粪污中90%的氮和磷吸附在粒径<0.125 mm的固体颗粒中[36],而CE及SP对处于该范围内粒径的去除能力有限,这可能是导致TN及TP在固体中的分离效率与DM含量无显著相关性的原因。并且当TN中可溶性的无机氮含量占比高时,会进一步降低其与DM含量间的相关性。TK多为水溶性组分,其分离效率的高低受DM含量的影响很小。

1—与离心技术相关的线性回归方程,2—与螺旋挤压技术相关的线性回归方程。

2.2.3干物质的分离效率及去除效率频率分布特征

利用干物质的分离效率(E)及去除效率(R)频率分布对分离效率进行了分类。由图5可知,E与R的频率均呈双峰分布,相邻峰的分界线分别为RDM=0.61和EDM=0.65。进一步分析发现,除了2组数据在EDM和RDM频率分布中的位置不一致外[37-38],其余数据在E和R频率分布中的位置均一致,因此在下面的分析中将这2组数据剔除。

E—分离效率,R—去除效率。

计算结果表明,RDM及EDM的数值在低效分离组及高效分离组内均呈正态分布(P>0.05),且同一指标在低效率及高效率组之间均具有极显著差异(P<0.01),RDM在低效及高效分离组的均值分别为0.36±0.12和0.75±0.07,EDM均值分别为0.44±0.14和0.80±0.09。

2.2.4不同分离技术的效率分类

将文章中出现的所有分离技术依据2.2.3节中描述的方法进行了分离效率的分类。由图6可以看出,低效率组中包括所有的单一加压过滤技术及离心技术,絮凝/混凝+机械分离技术的处理均出现在高效率组,说明絮凝剂及混凝剂的添加可大幅度提高机械分离技术的分离效率。但CE及SP在高、低效率组均有出现,且其对牛粪污的分离均处于低效率组,而高效率组中主要是猪粪污。综上说明,分离效率的高低除了受分离技术的影响外,还会受到其他因素的影响,例如粪污的初始理化性状等,但在目前条件下评估分离效率时无法将分离技术与粪污性状的影响完全分开。

图6 不同分离技术的效率分类Fig.6 Efficiency classification of different separation technologies

2.2.5不同分离效率下的组分分布特征

高、低效率组中各指标的分布如图7所示。高效率组中EFM、EDM-SF、EVS-SF、ETN-SF、ETAN-SF、ETP-SF及ETK-SF在SF中的分离效率显著高于低效率组,分别为低效率组的2.5、1.9、1.6、3.1、5.2、2.3及3.1倍。有研究表明,粪污经过固液分离后可有效将氮和磷分离。WEBB等[34]在关于沼液固液分离的研究中发现,低效率组中氮磷的去除效率均较低,高效率组中磷去除效率显著升高,因此在高效率组中的固液分离技术可分别将氮和磷有效分离到LF及SF中。而该研究的结果表明,不管是在高效率组还是低效率组均无法很好地将氮磷分离,这可能与粪污在储存期间由于有机物质分解而导致有机氮含量降低、易溶于水的无机氮含量增加有关。

FM—粪污鲜重,DM—干物质,VS—挥发性固体,TC—全碳,TN—总氮,TAN—总铵态氮,TP—总磷,TK—总钾。

2.3 高、低效率组分离技术对气体排放的影响

粪污固液分离会影响其储存期间气体的排放(图8)。牛厂粪污经固液分离后,高效率组分离技术显著降低了氨排放(33.4%),低效率对氨排放量降低不显著;猪厂粪污经固液分离后,高、低效率组均有NH3排放增加的趋势,但增幅不显著。不管高效率组还是低效率组的分离技术,对粪污N2O的排放均无显著影响。分离组分N2O的总排放主要由SF决定。这是因为LF中NO3-的含量可以忽略不计,反硝化过程非常有限,而好氧硝化过程是N2O排放的主要途径。

图8 不同分离效率组别下气体相对排放量Fig.8 Relative gas emissions under different separation efficiency groups

此外,粪污表面形成的自然结壳可以为N2O的生产提供所需的需氧和厌氧环境,以增强N2O的排放。然而,与未分离粪污相比,分离后LF中固体含量降低,可能导致天然结壳形成不良,LF的N2O排放减少[39-42]。分离后的SF由于含水量低,刺激氨氧化和NO3-的产生,有利于N2O的产生和排放,但TN及TAN在SF中的分离效率普遍较低,这可能是导致分离后N2O气体总排放量无显著变化的原因。分离技术均显著降低了猪粪污和牛粪污CH4(高效率组:67.8%和67.9%;低效率组:43.5%和43.7%)及GHG的排放(高效率组:60.7%和60.5%;低效率组:38.9%和38.9%),其中高效率组具有更高的减排效果。GHG的减排主要源自甲烷排放量的降低,甲烷在厌氧条件下产生,固液分离后液体部分含碳物质减少,甲烷产生底物减少是导致甲烷排放量降低的主要原因。

2.4 展望

该研究评估了不同固液分离技术的分离效率,其中包括单一的机械分离、机械分离+机械分离及絮凝/混凝+机械分离的组合。不同分离技术条件下产生的LF和SF具有不同的特性,因此在后续的储存及田间施用期间对氨气及温室气体排放的贡献不同[9,43-44]。目前关于固液分离后粪污气体排放变化情况的研究结果不一致[8-14,43-44],因此需要进行综合研究来明确固液分离技术对粪污在固液分离后的管理链条中氨气及温室气体排放的影响。

粪污分离后的LF及SF由于性质的变化在田间应用后可能会对土壤造成不可预测的后果。例如,聚丙烯酰胺(PAM)和氯化铁通常作为絮凝剂用于提高分离效率[22,45],但它们对生物地球化学循环及土壤微生物的影响尚未进行深入研究。因此,在使用这些分离技术之前,需要系统地研究LF和SF的潜在风险。另外,LF施用后对土壤渗透率的改变是影响气体损失和温室气体排放的一个重要因素,且其主要由固体去除率决定,而固体去除率在不同的分离技术之间有所不同,因此这些方面也应在后续的研究中进行评估。