畜禽糞便與秸稈混合發(fā)酵及貯藏階段沼液中碳氮元素變化

劉 燁，孟海波，王 健，沈玉君，丁京濤 ，李 睿

（1.武漢輕工大學(xué)生物與制藥工程學(xué)院，武漢 430023；2.農(nóng)業(yè)部規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院農(nóng)村能源與環(huán)保研究所，北京 100121；3.農(nóng)業(yè)部資源循環(huán)利用技術(shù)與模式重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100121）

沼液是厭氧發(fā)酵的液相殘留物，未經(jīng)固液分離時(shí)沼液呈半流體泥漿狀，固液分離后上清沼液為深色懸濁液[1]。沼液中含有豐富的有機(jī)質(zhì)（0.24%～1.85%）[2]和氮（0.03%～0.08%）、磷（0.02%～0.07%）、鉀（0.05%～1.40%）等基本營(yíng)養(yǎng)元素[3]，是一種多元的高效有機(jī)復(fù)合肥，對(duì)提升土壤養(yǎng)分十分有效。2015年我國(guó)農(nóng)村沼氣工程生產(chǎn)沼肥（沼液和沼渣）7100萬(wàn)t[4]，其中沼液產(chǎn)生量遠(yuǎn)大于沼渣。隨著沼氣工程的規(guī)模日益提升，沼液資源越來(lái)越豐富。

沼液用作液體肥料是當(dāng)前沼氣工程的一種資源利用方式，其排放具有大量性、連續(xù)性等特點(diǎn)[5]，而土地對(duì)于沼液的需求具有季節(jié)性的變化，導(dǎo)致大量沼液無(wú)法及時(shí)被土地消納，需經(jīng)長(zhǎng)時(shí)間貯藏和運(yùn)輸至所需地才可施用于農(nóng)田。德國(guó)是發(fā)展沼氣工程的先進(jìn)代表，德國(guó)法律規(guī)定其沼液貯藏池必須加蓋[6]，而我國(guó)沼氣工程沼氣池目前有敞口式和半封閉式罐型兩種。在敞口貯藏時(shí)，沼液會(huì)釋放大量 CH4、CO2、N2O、NH3等溫室氣體[7]，這不但造成了養(yǎng)分的損失和養(yǎng)分管理的不便，還對(duì)環(huán)境產(chǎn)生不利影響。目前，已有大量研究報(bào)道了固液分離[8]、酸化[9-10]、覆蓋[6，11]等處理方式對(duì)沼液氣體減排的效果，但少有涉及沼液中碳氮元素變化的相關(guān)研究。

國(guó)內(nèi)外大量沼氣工程采用混合原料，研究表明混合原料發(fā)酵性能優(yōu)于單一原料，且多種糞便混合有助于平衡發(fā)酵體系內(nèi)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和豐富微生物多樣性[12]。豬糞、雞糞、秸稈是沼氣工程常用的原料，王曉嬌[13]、王永成等[14]均有研究表明豬糞和雞糞以2∶1混合并輔以秸稈混合發(fā)酵性能較好。本研究以此為混合發(fā)酵原料進(jìn)行濕法厭氧發(fā)酵，并以密閉靜置（Closed and settled，CS）、密閉攪拌（Closed and agitated，CA）、敞口靜置（Opened and settled，OS）、敞口攪拌（Opened and agitated，OA）等4種方式貯藏沼液，模擬敞口和封閉兩種沼液貯藏方式的沼液靜置和攪拌情況，跟蹤并分析了厭氧發(fā)酵-貯藏全過(guò)程的沼液中碳氮元素變化，旨在為沼液養(yǎng)分管理和高值化利用提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

豬糞、雞糞采集自北京市某養(yǎng)殖場(chǎng)，風(fēng)干玉米秸稈采集自北京地區(qū)農(nóng)田，接種用厭氧污泥取自北京市某沼氣工程沼液。所采集的風(fēng)干玉米秸稈粉碎至1～3 cm后，置于陰涼干燥處保存，采集的新鮮的糞便樣品除去大塊石粒、毛發(fā)等用密封袋密封后于0～4℃冰柜中保存，以最大程度降低其養(yǎng)分損失。原料的基本性質(zhì)如表1所示。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)采用中溫續(xù)批式厭氧發(fā)酵，試驗(yàn)裝置采用自制的可控恒溫厭氧發(fā)酵裝置（圖1a），采用恒溫水箱控制發(fā)酵溫度，用3 L廣口瓶作為發(fā)酵瓶和集氣瓶。以豬糞、雞糞、秸稈鮮重比為2∶1∶2混合使C/N值為（20～25）∶1，污泥接種量為36.9%TS（以干物質(zhì)計(jì)），加水調(diào)節(jié)混合物料總固體濃度（Total solid，TS）為8%，混合均勻。在12個(gè)厭氧發(fā)酵瓶中分別裝入2 L物料，以橡膠塞密封，發(fā)酵瓶與集氣瓶中間用硅膠管連接。控制恒溫水箱溫度為38℃，每日早晚9：00手動(dòng)搖勻發(fā)酵瓶?jī)?nèi)物料，發(fā)酵周期為30 d。定期于厭氧操作箱內(nèi)取20 mL發(fā)酵物料樣品，以3000 r·min-1離心10 min，取上層液體，測(cè)定pH、總有機(jī)碳（TOC）、總可溶性有機(jī)碳（TDOC）、總氮（TN）、銨態(tài)氮（NH+4-N）、硝態(tài)氮（NO-

3-N）等參數(shù)。厭氧發(fā)酵結(jié)束后，將發(fā)酵混合物靜置1 h得到上層沼液，分別轉(zhuǎn)移800 mL沼液至1 L試劑瓶（圖1b）內(nèi)，12個(gè)試劑瓶隨機(jī)分成4組，其中兩組加蓋，兩組敞口。在常溫下分別采用密閉靜置（CS）、密閉攪拌（CA）、敞口靜置（OS）、敞口攪拌（OA）四種方式貯藏30 d，其中密閉貯藏（CS和CA）的沼液只排氣不進(jìn)氣，攪拌（CA和OA）方式為每3 d搖晃試劑瓶1 min。貯藏期間定期從取樣口取5 mL沼液樣品，以3000 r·min-1離心10 min，取上層液體測(cè)定pH、TOC、TDOC、TN、-N、N等參數(shù)。

表1 發(fā)酵物料基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of materials to be fermented

1.3 檢測(cè)方法

圖1 厭氧發(fā)酵（a）和沼液貯藏（b）裝置示意圖Figure 1 Sketch maps of anaerobic fermentation unit（a）and storage unit of biogas slurry（b）

1.4 儀器與設(shè)備

DNW系列三用電熱恒溫水箱（北京國(guó)華醫(yī)療器械廠），YQX-Ⅲ型厭氧培養(yǎng)箱（上海萬(wàn)瑞實(shí)驗(yàn)室設(shè)備有限公司），HR/T20MM立式高速冷凍離心機(jī)（湖南赫西儀器裝備有限公司），i7紫外/可見分光光度計(jì)（濟(jì)南海能儀器股份有限公司），雷磁COD-571-1型消解裝置（上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司），雷磁PHS-3C型pH計(jì)（上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司）。

1.5 數(shù)據(jù)處理方法

采用SPSS 21進(jìn)行數(shù)據(jù)分析，采用Origin 9.2進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 厭氧發(fā)酵階段沼液理化性質(zhì)變化

2.1.1 pH值變化

pH值能夠直接反映厭氧發(fā)酵體系的穩(wěn)定性。有研究表明，pH值低于6.1或者高于8.3均會(huì)抑制厭氧發(fā)酵的運(yùn)行，導(dǎo)致底物發(fā)酵不完全[15]。本研究所設(shè)置的所有試驗(yàn)組，沼液pH值均維持在7.5～8.2之間（圖2），在正常運(yùn)行的條件范圍內(nèi)。各試驗(yàn)組pH值均在前3 d下降，隨后緩慢上升并逐漸穩(wěn)定，這是由于系統(tǒng)殘留的氧氣抑制產(chǎn)甲烷菌活動(dòng)，好氧及兼性厭氧產(chǎn)酸菌群的水解酸化起主導(dǎo)作用，使有機(jī)酸不斷積累而導(dǎo)致pH值降低[16]；隨著氧氣被消耗殆盡，產(chǎn)甲烷菌數(shù)量逐漸增加，乙酸化和產(chǎn)甲烷作用增強(qiáng)，有機(jī)酸被分解，pH值逐漸升高并達(dá)到穩(wěn)定[17]。

2.1.2 碳元素形態(tài)及含量變化

圖2 厭氧發(fā)酵期間沼液pH值變化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總有機(jī)質(zhì)含量，包括TDOC和其他不溶性有機(jī)碳。厭氧發(fā)酵期間，TOC濃度（圖3）從0～18 d持續(xù)增加，在第18 d達(dá)到最大值6 466.6 mg·L-1，此后開始下降。有機(jī)質(zhì)是微生物厭氧代謝的主要營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，在微生物的水解酸化作用下被降解成小分子有機(jī)物，后經(jīng)產(chǎn)甲烷作用生成CH4和CO2從系統(tǒng)中釋放出來(lái)[18]。在發(fā)酵前期（0～18 d），沼渣中的有機(jī)質(zhì)被水解進(jìn)入沼液中，而發(fā)酵前期CH4和CO2的釋放速率低于有機(jī)質(zhì)溶出速率，使沼液TOC增加；發(fā)酵后期（18～30 d），沼渣中易水解有機(jī)質(zhì)總量逐漸降低，進(jìn)入沼液中的有機(jī)質(zhì)總量減少，同時(shí)伴隨CH4和CO2的持續(xù)釋放，使TOC濃度降低。

TDOC可在一定程度上反映沼液中的可溶性小分子有機(jī)物的濃度。厭氧發(fā)酵前期，TDOC濃度在第0～3 d迅速增加，水解酸化作用生成有機(jī)酸的速率大于消耗有機(jī)酸產(chǎn)生CH4和CO2的速率，TDOC含量增加；在隨后的3～10 d，有機(jī)酸的累積逐漸抑制酸化作用，使有機(jī)酸的生成速率小于消耗速率，TDOC濃度出現(xiàn)小幅度降低；之后隨著TDOC濃度的降低，酸化抑制被解除，使其濃度在10～13 d大幅增加，至第18 d達(dá)到最高濃度2 460.0 mg·L-1，此后兩種作用基本維持平衡狀態(tài)，TDOC濃度變化不大，至發(fā)酵結(jié)束時(shí)濃度上升了226.7%。

2.1.3 氮元素形態(tài)及含量變化

2.2 不同方式貯藏階段沼液理化性質(zhì)變化

2.2.1 pH值變化

沼液以不同方式貯藏過(guò)程中，各處理組pH值均有不同程度地增加（圖5）。結(jié)果表明，是否攪拌對(duì)pH值的影響并不明顯，而敞口與否對(duì)pH值的影響較大，密閉貯藏（CS和CA）的沼液pH維持在8.2～8.5之間，變化幅度較小，而敞口貯藏（OS和OA）的沼液pH值有較大幅度升高，從初始的8.3上升到8.9～9.0，這可能是由于密閉貯藏的沼液仍處于厭氧狀態(tài)，代謝速率較低使pH值變化不大，而敞口貯藏的沼液中微生物好氧代謝活躍，大量消耗沼液中的有機(jī)酸，同時(shí)產(chǎn)生的CO2從體系中揮發(fā)，導(dǎo)致pH值上升[20]。

2.2.2 碳元素形態(tài)及含量變化

圖3 厭氧發(fā)酵期間沼液碳元素形態(tài)及含量變化Figure 3 Changes of carbon forms and concentrations in biogas slurry during anaerobic fermentation

沼液貯藏期間TOC和TDOC濃度變化（圖6）波動(dòng)較大。30 d后各處理組的TOC濃度分別為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），比貯藏初期濃度（5 336.7 mg·L-1）降低2.9%～12.0%；TDOC濃度分別為2 222.3 mg·L-1（CS）、2 185.6 mg·L-1（CA）、2 812.9 mg·L-1氨化、厭氧氨氧化、硝化和反硝化等作用[19]。發(fā)酵前期（0～18 d），物料中的大分子含氮有機(jī)物經(jīng)氨化作用轉(zhuǎn)變成可溶性的小分子含氮有機(jī)物和NH3進(jìn)入沼液中，引起沼液TN濃度和N濃度增加，部分-N通過(guò)硝化作用使-N濃度增加；在發(fā)酵后期（23～30 d），剩余大分子有機(jī)物難以被降解，而沼液中的有機(jī)氮繼續(xù)被氨化生成-N，同時(shí)-N轉(zhuǎn)化成-N使-N濃度基本不變，而厭氧氨氧化和反硝化作用使-N生成N2和NO2等氣體揮發(fā)-N濃度下降，有機(jī)氮-N和-N的變化使沼液TN減少。（OS）、2 737.8 mg·L-1（OA），其中敞口組比貯藏初期濃度（2 587.7 mg·L-1）略高，密閉組比貯藏初期濃度降低14.1%～15.5%。沼液進(jìn)入貯藏階段后，殘留的大分子有機(jī)質(zhì)難以迅速被分解，微生物消耗沼液中小分子有機(jī)質(zhì)并產(chǎn)生CH4和CO2揮發(fā)，使沼液TOC和TDOC濃度降低[21]；隨著時(shí)間變化，大分子有機(jī)質(zhì)逐漸被降解溶于沼液，使TOC和TDOC濃度緩慢增加；在貯藏后期大分子有機(jī)質(zhì)難以被降解，CH4和CO2的揮發(fā)導(dǎo)致TOC下降，沼液中部分不溶性有機(jī)碳轉(zhuǎn)化成TDOC，使TDOC濃度繼續(xù)增加或維持不變。而敞口貯藏的沼液蒸發(fā)量較大，貯藏后期產(chǎn)生濃縮效應(yīng)，使TOC和TDOC濃度大于密閉貯藏的TOC和TDOC濃度。由圖中可知攪拌處理使沼液TOC和TDOC養(yǎng)分波動(dòng)較大，可能是由于攪拌改變了體系的穩(wěn)定性，在貯藏30 d后，攪拌處理的TOC和TDOC濃度比靜置處理的TOC濃度要低，是由于攪拌促進(jìn)微生物的分解代謝[15]而導(dǎo)致。

圖4 厭氧發(fā)酵期間氮元素形態(tài)及含量變化Figure 4 Changes of nitrogen forms and concentrations in biogas slurry during anaerobic fermentation

圖5 貯藏階段沼液pH值變化Figure 5 Changes of pH value during storage of biogas slurry

2.2.3 氮元素形態(tài)及含量變化

圖7a顯示，密閉貯藏和敞口貯藏的沼液TN濃度均在前4 d大幅增加，從3 969.5 mg·L-1上升至8536.2～9 657.2 mg·L-1；隨后密閉貯藏組在4～21 d維持穩(wěn)定，之后下降至3 341.2～3 803.3 mg·L-1；而敞口貯藏組在第4 d后持續(xù)降低，至30 d貯藏期結(jié)束時(shí)，濃度降至1 737.4～2 178.6 mg·L-1，低于密閉貯藏的沼液中濃度。沼液貯藏初期，氨化細(xì)菌的氨化作用使沼液中殘留的有機(jī)質(zhì)分解，產(chǎn)生大量小分子有機(jī)氮和NH3溶于沼液，使沼液TN增加；隨著殘留氧濃度減少，氨化作用逐漸減弱，有機(jī)氮溶解速率減小，而短程硝化反硝化作用[25]和異養(yǎng)硝化作用[23，26]使-N快速轉(zhuǎn)化為氣體，氣體揮發(fā)速率增加，使沼液TN含量基本穩(wěn)定；在后期沼液中易水解有機(jī)質(zhì)基本降解完全，氨化細(xì)菌直接消耗沼液中的小分子有機(jī)氮產(chǎn)生NH3，同時(shí)NH被繼續(xù)轉(zhuǎn)化為氣體揮發(fā)，沼液TN減少。敞口貯藏時(shí)，氨化作用較強(qiáng)，有機(jī)質(zhì)大量水解溶于沼液使沼液TN濃度增加；隨著易分解有機(jī)質(zhì)被逐漸降解完全，沼液TN不再增加，而沼液有機(jī)氮繼續(xù)氨化產(chǎn)生NH3揮發(fā)，反硝化作用產(chǎn)生N2或N2O揮發(fā)，使TN濃度快速下降，并低于密閉貯藏沼液TN濃度。

圖6 沼液貯藏階段碳元素形態(tài)及含量變化Figure 6 Changes of carbon forms and concentrations during storage of biogas slurry

圖7 沼液貯藏階段氮元素形態(tài)及含量變化Figure 7 Changes of nitrogen forms and concentrations during storage of biogas slurry

在敞口和密閉貯藏期間，攪拌促進(jìn)微生物代謝活動(dòng)，氨化作用和硝化作用增加[15]，攪拌組TN濃度變化幅度比靜置組大，30 d后攪拌處理的沼液TN損失較高。靜置組和攪拌組的-N濃度基本一致，但敞口時(shí)靜置組-N濃度下降幅度大于攪拌組，是由于敞口靜置處理促進(jìn)沼液表面結(jié)殼，Berg等[10]研究表明沼液結(jié)殼促進(jìn)N2O的排放，導(dǎo)致硝態(tài)氮的大量分解。

3 結(jié)論

（1）豬糞、雞糞與秸稈混合厭氧發(fā)酵30 d期間，沼液中的碳、氮含量均有增加，第18 d TOC濃度最高為6 466.6 mg·L-1，第23 d TN濃度最高為4181 mg·L-1，在第18～23 d時(shí)，沼液碳氮元素含量最高。

（2）在沼液貯藏30 d期間，沼液的TOC損失很少，而TN濃度在后期大幅降低，縮短沼液貯藏時(shí)間有利于減少沼液氮元素?fù)p失。

（3）在沼液貯藏30 d后，密閉靜置貯藏組沼液中氮元素?fù)p失最小。在實(shí)際使用過(guò)程中，采用密閉靜置貯藏可減少氮元素?fù)p失。