秸稈過濾豬場廢水及濾料與豬糞好氧堆肥研究

王麗麗，孫東升，許 雷，張婷婷，馮子闊，姚義清

秸稈過濾豬場廢水及濾料與豬糞好氧堆肥研究

王麗麗1,2，孫東升1，許 雷1，張婷婷1，馮子闊1，姚義清3

（1. 東北農(nóng)業(yè)大學工程學院，哈爾濱 150030； 2. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部生豬養(yǎng)殖設(shè)施工程重點實驗室，哈爾濱 150030；3. 西北農(nóng)林科技大學機械與電子工程學院，楊凌 712100）

秸稈具有較大的比表面積，對豬場廢水中懸浮固體及氮素等養(yǎng)分具有較好的截留及吸附特性，有助于豬場廢水后續(xù)資源化利用，但過濾后秸稈濾料的高效再利用又成為新的研究熱點。該研究利用玉米秸稈過濾豬場廢水，研究過濾后的秸稈濾料與豬糞好氧堆肥效果，堆肥過程中碳、氮轉(zhuǎn)化及有害氣體的排放規(guī)律。結(jié)果表明：玉米秸稈過濾豬場廢水最優(yōu)工藝條件為：濾層容重為0.15 g/cm3，過濾管徑為9 cm，裝填高度為40 cm，此條件下豬場廢水總氮（Total Nitrogen，TN）、總懸浮固體和化學需氧量的去除率分別為22.80%、51.60%和76.81%。在初始C/N、環(huán)境溫度、含水率、通風速率分別為20～35、22.32～32.05 ℃、65%、0.2 m3/h條件下，初始C/N越高，堆肥效果越好，堆體總有機碳（Total Organic Carbon，TOC）損失越大，而TN損失越小，有害氣體排放主要集中在堆肥前期；初始C/N為35時，最高堆體溫度達65.96 ℃，高溫期（>50 ℃）可維持21 d，其中60 ℃高溫長達12 d，種子發(fā)芽指數(shù)和TOC、TN損失率分別為81.03%、57.73%和10.08%，雖然CH4、CO2排放有所增加，但NH3、N2O排放和氮素損失顯著降低（<0.05），CH4、CO2、N2O 3種溫室氣體的溫室效應影響潛值為137.53 kg/t（以CO2為當量）。研究為秸稈濾料和豬糞的資源化利用及其好氧堆肥過程有害氣體的減排提供基礎(chǔ)依據(jù)。

秸稈；過濾；豬糞；好氧堆肥；豬場廢水；C/N

0 引 言

中國秸稈資源豐富，年均產(chǎn)量達8.65×108t，處理不當會對環(huán)境造成極大危害[1]。與此同時，中國生豬養(yǎng)殖業(yè)迅猛發(fā)展，豬肉產(chǎn)量居世界第一，2021年生豬存欄量達4.49×108頭，養(yǎng)殖規(guī)模化率達60%[2]，隨之而來的豬場廢水和豬糞處理問題日益突出。

夾雜豬糞尿、飼料殘渣的豬場廢水成分復雜，處理難度大[3]，而秸稈具有較大的比表面積和良好的截留、吸附特性，利用秸稈作為濾料對豬場廢水進行過濾預處理不僅可有效減少廢水中的污染物濃度、降低后續(xù)處理負荷，而且也拓寬了秸稈的資源化利用途徑，是一種以廢治廢經(jīng)濟有效的處理手段[4]。然而，過濾后秸稈濾料的再處理及資源化利用又成為新的課題。好氧堆肥操作簡便、反應周期短，且無害化、減量化效果優(yōu)良，生產(chǎn)的有機肥能培肥地力、改善土壤結(jié)構(gòu)。因此，可以將秸稈濾料和豬糞混合進行好氧堆肥。秸稈不僅可以作為膨松劑調(diào)節(jié)物料孔隙度，增大好氧堆肥過程中氧氣與物料的接觸，而且也可以作為有機調(diào)理劑調(diào)節(jié)C/N，使堆肥環(huán)境更適合微生物的生長代謝，是一種適用于集約化養(yǎng)豬場同時處理秸稈濾料和豬糞的優(yōu)良方法[5]。

由于過濾后的秸稈吸水膨脹、孔隙度增大，相比干秸稈能更易腐解、更快地參與堆肥過程，且秸稈過濾豬場廢水過程中吸附的氨氮也能快速參與反應，但氨氮易揮發(fā)產(chǎn)生臭氣—NH3；同時豬糞成分復雜，堆肥過程也伴隨著CH4、CO2、N2O、NH3等溫室氣體和臭氣的排放，不僅造成二次污染，還可能因為氮素損失造成堆肥品質(zhì)下降[6-7]。有研究基于堆肥溫度、C/N、含水率和pH 值4項指標證明了小麥、玉米混合秸稈過濾畜禽廢水后的秸稈濾料與牛糞混合好氧堆肥是可行的[8]，但其升溫腐熟特性、養(yǎng)分代謝規(guī)律及溫室氣體、臭氣的排放規(guī)律仍不明晰，相關(guān)研究甚少。

因此，本文采用玉米秸稈為原料，通過研究玉米秸稈過濾豬場廢水的最優(yōu)工藝條件，秸稈濾料與豬糞好氧堆肥效果和堆肥過程碳、氮轉(zhuǎn)化及溫室氣體、臭氣的排放規(guī)律，探索秸稈濾料和豬糞混合好氧堆肥特性，以期為秸稈過濾豬場廢水后濾料的再利用及其和豬糞混合好氧堆肥過程有害氣體的減排提供基礎(chǔ)依據(jù)，推動秸稈和豬場糞污的資源化利用。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗用玉米秸稈取自哈爾濱市東北農(nóng)業(yè)大學試驗田，自然風干，粉碎粒徑為1～3 cm，室溫（20 ℃±2 ℃）保存。試驗用豬場廢水和豬糞取自哈爾濱市香坊區(qū)光明屯養(yǎng)豬場，玉米秸稈、豬場廢水和豬糞的基本特性如表1所示。

表1　玉米秸稈、豬場廢水和豬糞的基本特性

1.2 試驗設(shè)計與方法

1.2.1 試驗設(shè)計

試驗分為秸稈過濾豬場廢水試驗和秸稈濾料與豬糞好氧堆肥試驗2部分，均采用自行設(shè)計的試驗裝置，其示意圖如圖1所示。過濾管為透明有機玻璃管，其上下兩端封有2層醫(yī)用紗布，豬場廢水依靠重力作用自上而下通過濾管中的秸稈濾層。堆肥反應器總?cè)莘e為80 L，除去分隔板以下滲濾液收集部分，有效容積為75 L，反應器和通風管路均增設(shè)保溫層以減少熱量損失，保溫材料為10 mm厚鋁箔隔熱保溫棉，反應器材料為輕便耐腐蝕的PP聚丙烯，其導熱系數(shù)為0.21～0.26 W/(m·K)。

在秸稈過濾廢水過程中，濾層容重、裝填高度、秸稈粒徑、過濾管徑等因素均是影響過濾廢水中懸浮固體、有機物等去除效果的重要指標。由于玉米秸稈纖維含量高，不易粉碎均勻，基于已有文獻及預試驗得出秸稈粒徑越小、過濾效果相對越好，在堆肥過程中也能更快腐解，粒徑為1～3 cm時較優(yōu)[4,8]。因此，本試驗秸稈粒徑固定為1～3 cm，選取濾層容重（，0.13、0.14和0.15 g/cm3）、過濾管徑（， 8、9和10 cm）、裝填高度（，30、40和50 cm）為影響因素，采用3因素3水平正交試驗，過濾后廢水的總氮（Total Nitrogen，TN）、總懸浮固體（Total Suspended Solids，TSS）和化學需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）為評價指標，正交試驗設(shè)計表如表2所示。

1.攪拌容器 2.螺旋槳 3.直通調(diào)節(jié)閥 4.紗布 5.濾管 6.玉米秸稈 7.溫度傳感器 8.保溫層 9.分隔板 10.滲濾液收集器 11.滾輪架 12.空氣流量計 13.節(jié)流閥 14.氣泵 15.堆肥反應器 16.蓋板 17.取樣口 18.排氣口

表2 秸稈過濾豬場廢水L9（33）正交試驗設(shè)計及結(jié)果

C/N是好氧堆肥過程中的關(guān)鍵因素，對微生物正常繁衍和有機肥品質(zhì)具有重要影響，C/N低導致氮素大量損失而降低肥效，C/N高則有機質(zhì)分解速度降低，延長堆肥時間。而且不同發(fā)酵原料適宜的C/N也有差異，一般認為初始 C/N在25～35 時較優(yōu)[5]。此外，環(huán)境溫度、通風和含水率也是堆肥過程的重要因素。由于本研究是探索秸稈濾料和豬糞混合堆肥特性，不同C/N決定著秸稈濾料和豬糞的質(zhì)量配比。因此，本試驗采用實驗室室溫環(huán)境，經(jīng)實際監(jiān)測溫度范圍為22.32～32.05 ℃，堆肥采用連續(xù)強制通風，通風速率為0.2 m3/h[7]，初始含水率為65%，初始堆體總質(zhì)量為30 kg，其中干質(zhì)量為10.50 kg，研究初始C/N為20、25、30、35，即對應的秸稈濾料與豬糞濕重質(zhì)量比分別為1:2.46、1:1.13、1.49:1、2.31:1時，C/N對堆肥溫度、pH值、種子發(fā)芽指數(shù)（Germination Index，GI）、總有機碳（Total Organic Carbon，TOC）、TN、銨態(tài)氮（NH4+-N）、硝態(tài)氮（NO3--N）及CH4、CO2、NH3、N2O排放速率和累積排放量的影響。堆體溫度測定和NH3、N2O、CO2、CH4氣體樣品采集均在每天上午08:00—09:00進行，堆肥樣品每3 d采集1次，堆肥過程不進行攪拌或翻堆，每組試驗3次重復。

1.2.2 指標測定方法

COD采用快速密閉消解法測定[9]；TSS采用重量法測定[10]；堆肥溫度和環(huán)境溫度采用高精度電子溫度計（XMT-00-8）測定；pH值采用電位法測定（PHS-25），堆肥樣品與蒸餾水質(zhì)量比為1:2.5；GI測定參照國標《NY 525-2021》標準方法，即將測定pH值的堆肥樣品水浸提液（5 mL）加入無菌培養(yǎng)皿中的兩層濾紙中，并均勻放置10粒小白菜種子，在20 ℃培養(yǎng)箱避光培養(yǎng)48 h，然后測定發(fā)芽種子數(shù)和平均根長，蒸餾水作為對照，計算如公式（1）所示[11-12]；TOC采用總有機碳分析儀（Vario TOC）測定；CH4、CO2、N2O采用氣相色譜儀（Agilent GC-6890A）測定，溫室氣體的溫室效應影響潛值計算如公式（2）所示；TN采用凱氏定氮儀（海能K9860）測定；NH4+-N和NO3--N采用流動分析儀（Skalar San++）測定；NH3采用吸收瓶法[13]，利用質(zhì)量分數(shù)為2%的硼酸和酸堿指示劑吸收堆肥排放的NH3，吸收時間為5 min；TOC、TN損失率計算如公式（3）所示。

式中1為堆肥樣品水浸提液培養(yǎng)種子的發(fā)芽率，%；2為堆肥樣品水浸提液培養(yǎng)種子的平均根長，mm；1為對照蒸餾水培養(yǎng)種子的發(fā)芽率，%；2為對照蒸餾水培養(yǎng)種子的平均根長，mm。

式中EP為堆肥過程排放溫室氣體的溫室效應影響潛值，kg/t（以CO2為當量）；EP為堆肥過程排放第種溫室氣體的溫室效應影響潛值，kg/t（以CO2為當量）；Q為堆肥過程第種溫室氣體的累積排放量，kg/t，堆體初始總質(zhì)量為30 kg；EF為第種溫室氣體溫室效應影響的當量系數(shù)，kg/kg，即CH4、CO2、N2O分別為25、1、298 kg/kg。

式中TOC（或TN）loss為TOC（或TN）損失率，%；0為初始TOC（或TN）質(zhì)量分數(shù)，g/kg；1為堆肥結(jié)束時TOC（或TN）質(zhì)量分數(shù)，g/kg；0為初始物料總干質(zhì)量，kg，即10.50 kg；1為堆肥結(jié)束時物料總干質(zhì)量，kg，對應初始C/N為20、25、30、35各組的實際測定總干質(zhì)量分別為8.77、8.99、8.89、8.56 kg。

1.2.3 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Microsoft Excel 2016和SPSS 25.0進行數(shù)據(jù)處理和顯著性分析，采用OriginPro 2022進行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 秸稈過濾豬場廢水試驗

秸稈過濾豬場廢水正交試驗極差分析如表3所示。

表3 秸稈過濾豬場廢水L9（33）正交試驗極差分析

注：K為各因素（=1，2，3）水平下的累積值；k為各因素水平下的均值；為k的極差，即最大k值與最小k值的差值。

Note:Kis the sum of the factor corresponding to(=1, 2, 3) level;kis the mean value ofK;is the range ofk, namely, the difference between the maximum and minimum ofk.

表3中值越大說明對應因素對評價指標的影響越顯著。分別以過濾后廢水TN、TSS和COD為評價指標時，對其影響的主次順序分別為裝填高度、濾層容重、過濾管徑，過濾管徑、濾層容重、裝填高度和裝填高度、過濾管徑、濾層容重。綜合平衡各因素各水平下的k值，即k值越小，對應因素在水平下的影響越優(yōu)得出，對于濾層容重，其對TN和TSS的影響排第2位，此時取A3，對COD的影響排第3位，為次要因素，綜合考慮取3水平（0.15 g/cm3），即A3較優(yōu)。對于過濾管徑，其對TSS的影響排第1位，此時取B2，對COD的影響排第2位，此時取B3，對TN的影響排第3位，為次要因素，綜合考慮取2水平（9 cm），即B2較優(yōu)。對于裝填高度，其對TN、COD的影響均排第1位，分別取C1、C2，對TSS的影響排第3位，為次要因素，此時可取C1或C2，但對于TN，取C1比較取C2時值降低5.71%，而對于COD，取C1比較取C2時值增加6.88%，C2權(quán)重相對C1更大，綜合考慮取2水平（40 cm），即C2較優(yōu)。因此，本試驗的優(yōu)化組合為A3B2C2，即濾層容重、過濾管徑、裝填高度分別為0.15 g/cm3、9 cm、40 cm。由于優(yōu)化組合不在秸稈過濾豬場廢水的9組正交試驗中，故追加試驗驗證，得到過濾后廢水的TN、TSS、COD分別為965.63、2 396.47、2 006.02 mg/L（表3），TN、TSS、COD去除率分別為22.80%、51.60%、76.81%，可以看出優(yōu)化組合的過濾效果優(yōu)于各正交試驗組，玉米秸稈對豬場廢水具有良好的過濾效果。

2.2 秸稈濾料與豬糞好氧堆肥試驗

2.2.1 不同C/N對好氧堆肥腐熟度的影響

1）溫度

溫度是堆肥微生物生存和繁殖的重要條件，直觀反映堆肥的效果。不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體溫度的影響如圖2所示。

圖2 不同C/N對堆肥過程堆體溫度的影響

由圖2可知，不同初始C/N（20、25、30、35）條件下的堆肥溫度呈現(xiàn)相似的規(guī)律，即先快速上升后又逐漸下降。在堆肥升溫期，易分解的有機質(zhì)被迅速降解，微生物活動釋放出大量熱量，堆體溫度快速上升，各組均在第3 天進入高溫期（>50℃），最高溫度分別達59.43、61.44、63.89、65.96 ℃，并分別維持了16、18、19和21 d，其中60 ℃以上維持時間分別達1、7、10和12 d，可有效滅活雜草種子和病原微生物，滿足有機肥的無害化處理要求[14]，且C/N越高溫度越高，高溫期持續(xù)時間也越長（<0.05）。隨著堆肥反應的進行，有機質(zhì)逐漸被微生物消耗殆盡，堆體溫度也隨之下降。劉成琛等[15]和焦洪超等[16]分別在環(huán)境溫度為11.02～22.34 ℃和18.02～26.58 ℃條件下，研究玉米秸稈和豬糞混合堆肥得到的升溫速率、最高溫度及高溫持續(xù)時間均低于本試驗結(jié)果，主要由于上述試驗中環(huán)境溫度、初始C/N均低于本試驗，導致堆肥過程中的熱量損失較大，微生物本身的代謝產(chǎn)熱也較低。尹瑞等[17]在平均環(huán)境溫度為28 ℃條件下研究干玉米秸稈和牛糞混合堆肥得到，初始C/N為30、35時，60 ℃以上的高溫期維持了10 d，與本試驗中C/N為30、35時60 ℃以上的高溫期（10、12 d）近似，可見秸稈濾料好氧堆肥能達到與干秸稈好氧堆肥類似的升溫效果，C/N為35時甚至更優(yōu)。因此，秸稈濾料和豬糞好氧堆肥實際可行，且在較高初始C/N時能夠獲得較優(yōu)的升溫速率和高溫持續(xù)時間。

2）pH值

pH值過大或過小均會抑制微生物的活性，且對堆肥NH3排放及氮素轉(zhuǎn)化具有重要影響[18]。不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體pH值的影響如圖3所示。

圖3 不同C/N對堆肥過程堆體pH值的影響

由圖3可知，各組pH值均是在前9 d快速增加，之后開始緩慢下降并逐漸趨于穩(wěn)定。隨著堆肥反應的進行，堆體溫度會快速上升，微生物活性隨之增強，有機酸被快速降解，導致pH值也快速升高，隨著NH4+-N被轉(zhuǎn)化為NO3--N，pH值又開始下降[18]。第36天試驗結(jié)束時，各組pH值均處于8.0～9.0，滿足堆肥標準要求，且初始C/N為20、25時的pH值顯著高于初始C/N為30、35時（<0.05），C/N越低，pH值越大。因為低C/N時的氮素含量相對更高，堆肥過程中氮損失也大，生成的NH3在堆體內(nèi)以各種形態(tài)積累導致pH值上升[19]。

3）GI

GI是評價堆肥腐熟度的重要指標，GI>50%時，即可認為堆肥對植物基本無毒性，GI>80%時，則認為堆肥對植物完全沒有毒害影響[20]。不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體GI的影響如圖4所示。

由圖4可知，各組GI均呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢，且初始C/N越高，堆肥達到腐熟的時間也越短（<0.05），堆肥結(jié)束時的GI也越大（<0.05）。初始C/N為20、25時，堆肥分別在第33、30天時GI>50%，而初始C/N為30、35時，堆肥在第24 天時GI>50%。不同初始C/N條件下，至堆肥第36 天結(jié)束時GI分別達到57.63%、62.23%、68.45%和81.03%。尹瑞[21]研究得到第36天時最大GI達到79.85%，略低于本試驗最大GI（81.03%），說明本試驗秸稈濾料和豬糞好氧堆肥腐熟效果優(yōu)良。

圖4 不同C/N對堆肥過程堆體種子發(fā)芽指數(shù)的影響

2.2.2 不同C/N對好氧堆肥營養(yǎng)元素的影響

1）TOC

堆肥有機質(zhì)降解過程伴隨碳素損失。不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體TOC含量的影響如圖5所示。

圖5 不同C/N對堆肥過程堆體總有機碳含量的影響

由圖5可知，TOC含量均呈現(xiàn)先快速下降后逐漸趨緩至基本穩(wěn)定的規(guī)律（<0.05）。初始C/N為20組在第30 天時出現(xiàn)小幅度略上升后又下降的趨勢，這可能是由于含碳有機質(zhì)依賴堆肥微生物產(chǎn)生不同類型的酶對其代謝分解，在堆肥降溫腐熟期，水解酶降解產(chǎn)物的累積影響了酶的活性，其中-葡萄糖苷水解酶是降解纖維素系列反應的酶，其活性被抑制，導致TOC含量略有升高[22]。堆肥36 d結(jié)束時，各組TOC含量分別從初始的285.58、316.82、341.75和364.02 g/kg降至203.44、192.11、185.99和188.76 g/kg，與初始含量相比分別降低了28.76%、39.36%、45.58%和48.15%。由于堆肥過程中有機質(zhì)的分解代謝造成堆體總干質(zhì)量的損失和CH4等的揮發(fā)損失，對應初始C/N為 20、25、30、35各組的堆體TOC損失率分別為40.50%、48.08%、53.92%、57.73%，且初始C/N越大，TOC損失越大。尹瑞等[17]研究得到初始C/N為35組在堆肥45 d時，TOC含量比較初始TOC含量降低47.89%，仍略低于本試驗的48.15%，說明玉米秸稈過濾豬場廢水過程對玉米秸稈具有一定的預處理作用，經(jīng)吸水膨脹的濾料相比干秸稈在堆肥過程中能更快降解。

2）TN

氮素是堆肥微生物的重要營養(yǎng)源[23]。不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體TN含量的影響如圖6所示。

圖6 不同C/N對堆肥過程堆體總氮含量的影響

由圖6可知，TN含量在堆肥24 d前均呈現(xiàn)先下降，第9天時小幅度上升后又下降的趨勢，而24 d之后又開始上升，且初始C/N越大，堆肥過程TN含量也越低。各組初始TN含量分別為14.28、12.67、11.39和10.25 g/kg，至第36 天堆肥結(jié)束時，TN含量分別為14.21、12.69、11.74和11.30 g/kg，除了初始C/N為20組的TN含量相比初始TN含量略降低0.49%，其他各組分別增加0.16%、3.07%和10.24%。主要原因為堆肥過程中，微生物不斷將有機氮轉(zhuǎn)化為無機氮并加以利用，一部分NH4+-N以NH3形態(tài)揮發(fā)損失，一部分NO3--N經(jīng)反硝化反應轉(zhuǎn)化為N2O和N2，堆體TN含量不斷下降。同時，由于有機質(zhì)的不斷降解以及水分的散失，堆體體積也不斷減小，干質(zhì)量下降，當堆體總干質(zhì)量絕對量的下降幅度大于TN絕對含量的下降幅度時，導致TN相對含量又逐漸增加[24]。因此，雖然堆肥結(jié)束時TN含量增加，但由于堆體總干質(zhì)量的損失及NH3、N2O等的揮發(fā)損失，實際堆體TN量反而下降，對應初始C/N為20、25、30、35各組的TN損失率分別為16.84%、14.24%、12.76%、10.08%，且初始C/N越大，TN損失越大。

3）NH4+-N

NH4+-N是堆肥過程無機氮的主要存在形式之一，不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體NH4+-N含量的影響如圖7所示。

圖7 不同C/N對堆肥過程堆體銨態(tài)氮含量的影響

由圖7可知，NH4+-N含量均呈現(xiàn)先增加后降低，之后再次出現(xiàn)小幅度增加又降低的趨勢，且初始C/N越大，堆肥過程NH4+-N含量也越低（<0.05）。秸稈過濾豬場廢水過程中，秸稈濾料會吸附一定量的NH4+-N，豬糞本身也含有一定量的NH4+-N，加之堆肥初期在脫氨酶作用下，有機氮迅速礦化產(chǎn)生NH4+-N，NH4+-N含量迅速增加；隨著堆肥反應的進行，堆體進入高溫期，pH值也隨之升高，高溫和高pH值的環(huán)境條件導致NH4+-N快速轉(zhuǎn)化為NH3并排出堆體，加之微生物對氮素養(yǎng)分的消耗及硝化作用，NH4+-N含量逐漸降低。堆肥21～30 d，NH4+-N含量呈現(xiàn)小幅度的上升趨勢，因為堆肥后期微生物仍繼續(xù)降解剩余有機氮產(chǎn)生NH4+-N，而此時溫度逐漸降低，NH3揮發(fā)損失逐漸減少，NH4+-N含量略有增加。

4）NO3--N

NO3--N作為堆肥過程無機氮的主要存在形式之一，其變化趨勢一般與NH4+-N相反，不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體NO3--N含量的影響如圖8所示。

圖8 不同C/N對堆肥過程堆體硝態(tài)氮含量的影響

由圖8可知，NO3--N含量均呈現(xiàn)先快速降低后上升并逐漸穩(wěn)定的趨勢，且初始C/N越大，堆肥過程NO3--N含量也相對越低（<0.05）。堆肥初期較高的升溫速度以及較大的NH3濃度環(huán)境下，亞硝酸鹽細菌和硝化細菌的活性受到了抑制，導致NO3--N含量逐漸降低。隨著堆體溫度不斷降低，硝化細菌活性逐漸恢復，氧化還原電位也逐漸升高，NO3--N含量隨之增加[6]。而在堆肥21～36 d期間，NO3--N含量雖然仍在增加，但增加速率明顯降低，說明此時硝化反應有所減弱。

2.2.3 不同C/N對好氧堆肥溫室氣體和臭氣排放的影響

1）CH4

CH4的排放主要來源于堆肥物料中有機質(zhì)的厭氧分解，在產(chǎn)甲烷菌的作用下由乙酸或羧基還原而產(chǎn)生[25]。不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體CH4排放速率及累積排放量的影響如圖9所示。

由圖9可知，CH4的排放均主要集中在堆肥升溫期，且在第3天達到最大峰值，初始C/N越高，CH4的排放量相對越大（<0.05），在堆肥9 d之后，CH4累積排放量的增加速率變得緩慢，堆肥36 d結(jié)束時，各組CH4的排放總量分別為31.81、34.25、39.86、45.08 g，初始C/N為35時的CH4排放總量比較初始C/N為20時高41.72%。因為在堆肥前期，微生物高度活躍降解了大量有機質(zhì)，促使氧氣消耗過快，堆體內(nèi)出現(xiàn)了局部厭氧環(huán)境，產(chǎn)生較多CH4[7]。然而在堆肥進行到10 d之后，幾乎停止排放CH4，因為隨著堆肥反應的進行，易降解有機質(zhì)逐漸變得匱乏，有機碳含量也逐漸降低，隨著風機不斷向堆體通風，氧氣含量不斷增加，產(chǎn)甲烷菌的活性逐漸降低，CH4的排放也隨之停止[26]。吳娟等[6]報道CH4排放主要集中在堆肥初期和高溫期，而本試驗高溫期CH4排放很少，未產(chǎn)生局部厭氧。

圖9 不同C/N對堆肥過程堆體CH4排放速率和累積排放量的影響

2）CO2

有機質(zhì)降解過程也伴隨CO2的逸出，不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體CO2排放速率和累積排放量的影響如圖10所示。

圖10 不同C/N對堆肥過程堆體CO2排放速率和累積排放量的影響

由圖10可知，CO2排放速率與堆體溫度的整體變化趨勢相似，均是先快速上升后逐漸下降并趨于穩(wěn)定的規(guī)律，在第3天排放速率出現(xiàn)峰值，初始C/N越大，CO2排放峰值相對越高（<0.05），在堆肥24 d之后，CO2累積排放量上升緩慢，堆肥36 d 結(jié)束時，各組CO2排放總量分別為947.03、1 000.36、1 058.30、1 112.70 g，初始C/N為35時的CO2排放總量比較初始C/N為20時高17.49%。該結(jié)果說明CO2排放主要集中在堆肥升溫期，且與堆體溫度密切相關(guān)，因為堆肥初期易降解有機質(zhì)在微生物的作用下被不斷降解并釋放大量CO2，且初始C/N越大，其易降解有機質(zhì)含量相對越大，CO2排放峰值也略高。但隨著堆肥反應的進行，易降解有機質(zhì)被逐漸分解殆盡，難降解的有機質(zhì)逐漸成為堆肥反應的主要碳源，微生物活動也逐漸減弱，CO2排放速率下降并趨于穩(wěn)定，至堆肥后期，各組CO2日排放速率相差不大。

3）N2O

Chowdhury等[27]報道，當堆體表層溫度較低、氧氣相對充足時，表層硝化細菌較易產(chǎn)生N2O。此外，堆肥過程的不完全反硝化作用也會產(chǎn)生N2O。不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體N2O排放速率和累積排放量的影響如圖11所示。

圖11 不同C/N對堆肥過程N2O排放速率和累積排放量的影響

由圖11可知，N2O的排放速率呈現(xiàn)先快速增加后快速降低并在18 d之后保持基本穩(wěn)定的趨勢，且初始C/N越大，第6天時N2O的排放峰值越小（<0.05），但其他過程差異不顯著。堆肥36 d結(jié)束時，各組N2O排放總量分別為9.16、8.11、7.36、6.33 g，初始C/N為35時的N2O排放總量比較初始C/N為20時降低30.90%。該結(jié)果與NO3--N含量呈相反的變化趨勢，說明N2O的產(chǎn)生與NO3--N的不完全反硝化作用密切相關(guān)，較高的初始C/N有助于堆肥過程N2O的減排，降低氮素損失。N2O排放先升高后降低是因為在堆肥初期，溫度較低，硝化細菌和反硝化細菌產(chǎn)生的N2O，隨著通風過程排出堆體，但無論硝化還是反硝化細菌都無法適應堆肥高溫環(huán)境，在溫度達到50 ℃以上時，硝化細菌大量死亡或休眠，從而N2O的排放速率顯著降低[28-29]。

根據(jù)上述3種溫室氣體（CH4、CO2、N2O）的排放量，以CO2為基準當量，基于公式（2）得到堆肥過程排放氣體溫室效應的影響潛值分別為149.06、142.45、141.60、137.53 kg /t（以CO2為當量），由此可見，初始C/N越大，堆肥過程溫室效應的影響相對越低。

4）NH3

NH3排放是堆肥過程臭氣的主要來源，嚴重污染堆肥區(qū)域周邊環(huán)境，不同C/N對秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程堆體NH3排放速率和累積排放量的影響如圖12所示。

圖12 不同C/N對堆肥過程NH3排放速率和累積排放量的影響

由圖12可知，NH3的排放速率均呈現(xiàn)先快速增加后快速降低并趨于漸緩的趨勢，峰值均在第6天出現(xiàn)，且初始C/N越大，堆肥過程NH3排放也相對越少（<0.05），也越早停止排放。各組NH3累積排放量分別在堆肥第32、29、26、21天之后基本不再增加，堆肥36 d 結(jié)束時，各組NH3排放總量分別為183.76、139.51、105.69和73.60 g，初始C/N為35時的NH3排放總量比較初始C/N為20時降低59.95%?？梢奛H3排放速率的波動趨勢與堆體溫度和NH4+-N含量的波動趨勢相匹配，隨著堆肥溫度的不斷升高及堆體NH4+-N含量的增加，NH3的排放也隨之增加。而且，初始C/N越大，初始氮素的相對含量越小，堆肥過程pH值也相對較低，導致NH3排放較小。堆肥后期NH3排放降低的主要原因是堆肥進入腐熟階段時，堆體溫度逐漸降低至室溫，好氧堆肥反應緩慢，產(chǎn)生的有機酸導致pH值有所下降，NH3的排放速率也隨之下降[14]，因此在堆肥后期即使堆體NH4+-N含量呈現(xiàn)小幅度的上升趨勢，而NH3的排放速率仍未顯著波動。常瑞雪等[29]在初始C/N為25條件下研究黃瓜秧和玉米秸稈好氧堆肥得到在第8天出現(xiàn)NH3排放峰值，晚于本試驗，因為秸稈濾料在過濾過程中吸附了一部分NH4+-N，且秸稈也充分潤漲而較快降解，所以NH3排放也相對更快，而較高的初始C/N有助于減少堆肥過程NH3的排放，降低氮素損失。

綜上，秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程中，初始C/N的增大，會使CH4、CO2排放有所增加，但N2O和NH3的排放顯著降低，氮素損失顯著下降（<0.05），溫室氣體和臭氣的排放均主要集中在堆肥前期。由此可見，秸稈濾料與豬糞堆肥適宜采用較高的初始C/N，但高C/N條件下應盡量避免局部厭氧，降低CH4的產(chǎn)生。

3 結(jié) 論

1）玉米秸稈對豬場廢水具有較好的吸附和截留作用，最優(yōu)工藝條件組合為：濾層容重為0.15 g/cm3，過濾管徑為9 cm，裝填高度為40 cm，此時，豬場廢水中總氮（Total Nitrogen，TN）、總懸浮固體和化學需氧量去除率分別為22.80%、51.60%和76.81%。

2）秸稈濾料和豬糞好氧堆肥實際可行，環(huán)境溫度為22.32～32.05 ℃、初始C/N為35時堆肥效果最好，堆肥最高溫度達到65.96 ℃，高溫期（>50 ℃）可維持21 d，其中60 ℃高溫維持12 d，pH值和種子發(fā)芽指數(shù)分別達到8.0～9.0和81.03%，滿足堆肥無害化標準處理要求。

3）秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程中，初始C/N越高，堆體總有機碳（Total Oxygen Carbon，TOC）損失越大，而堆體NH4+-N、NO3--N和TN含量均越低，TN損失越小，初始C/N為35時，TOC、TN損失率分別為57.73%、10.08%。

4）秸稈濾料和豬糞好氧堆肥過程中，初始C/N越高，雖然CH4、CO2排放總量增加，但NH3、N2O排放顯著下降，溫室氣體和臭氣的排放主要集中在堆肥前期；初始C/N為35時，CH4、CO2、N2O、NH3累積排放量分別為45.08、1 112.70、6.33和73.60 g，其中CH4、CO2和N2O 3種溫室氣體的溫室效應影響潛值為137.53 kg/t（以CO2為當量），高初始C/N條件下應盡量避免局部厭氧，降低CH4的產(chǎn)生。

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Straw filtering wastewater and aerobic composting of filter residues and manure on a pig farm

Wang Lili1,2, Sun Dongsheng1, Xu Lei1, Zhang Tingting1, Feng Zikuo1, Yao Yiqing3

(1.,150030,; 2.,150030,; 3.&,712100,)

Pig-farm wastewater is characterized by high suspended solids, organic matter, and ammonia nitrogen content. It is very difficult to treat, due mainly to the complex composition of the pig manure and feed residues. Fortunately, the straw with a large specific surface area can be expected to serve as the better retention and adsorption for the suspended solids and nutrients. For example, nitrogen content decrease can be greatly contributed to the subsequent resource utilization of pig-farm wastewater. However, it is still a new challenge for the efficient reutilization of straw filter residues. Alternatively, aerobic composting can be used to produce the organic fertilizer for better soil fertility and structure, due to the easy operation, short reaction period, better reduction, cost saving, and environmentally friendly. It is a promising way to simultaneously dispose of straw filter residues and pig manure in an intensive pig farm. Compared with the dry straw, the filtered straw is easily decomposed to participate in the composting process, where the high porosity can facilitate to absorb the water and swells. Meanwhile, the composting process is accompanied by the emissions of greenhouse gases and stenches, such as methane (CH4), carbon dioxide (CO2), nitrous oxide (N2O), and ammonia (NH3), due to the complex composition of pig manure. Moreover, the composting microorganisms can quickly utilize the ammonium nitrogen that is adsorbed by the straw in the process of filtration. But the ammonium nitrogen is also easily volatilized to produce the NH3for secondary pollution, leading to the reduced quality of compost due to nitrogen loss. However, it is still unclear on the relevant composting characteristics of the straw filter residues mixed with the pig manure. This study aims to filter the pig farm wastewater through maize straw and then systematically investigate the aerobic composting of straw filter residues and pig manure, the conversion of carbon and nitrogen during composting, as well as the emission of harmful gases. The results showed that the optimal conditions for the maize straw filtering the pig farm wastewater were as follows. The bulk density and height of the maize straw filter layer were 0.15 g/cm3and 40 cm, respectively, whereas, the inner diameter of the filter column was 9 cm. The removal rates of Total Nitrogen (TN), Total Suspended Solids (TSS), and Chemical Oxygen Demand (COD) in the pig farm wastewater were 22.80%, 51.60%, and 76.81%, respectively, under the optimum conditions. Furthermore, the higher the initial ratio of the carbon to nitrogen (C/N) was, the better the composting was, the more the Total Organic Carbon (TOC) loss was, and the less the TN loss was, when the initial C/N, ambient temperature, moisture content, and ventilation rate were 20-35, 22.32-32.05 ℃, 65%, and 0.2 m3/h, respectively. The harmful gas emissions mainly occurred in the early stage of composting. At the initial C/N of 35, the highest composting temperature reached 65.96 ℃ and the high-temperature period (>50℃) was maintained for 21 days. Among them, the maintenance time above 60 ℃ was up to 12 days. The seed germination index (GI), the loss ratio of TOC and TN after composting of 36 d reached 81.03%, 57.73%, and 10.08%, respectively. Although the emissions of CH4and CO2increased, there was a significant decrease in the emissions of NH3and N2O, as well as the nitrogen loss during composting. The potential greenhouse effect was 137.53 kg/t (in CO2equivalent) for the three greenhouse gases of CH4, CO2, and N2O. Therefore, the local anaerobic reaction can be avoided to reduce the generation of CH4under high C/N conditions. The findings can provide the favorable support for the resource utilization of the straw filter residues and the emission reduction of harmful gases in the aerobic composting process of straw filter residues and pig manure.

straw; filtering; pig manure; aerobic composting; pig farm wastewater; ratio of carbon to nitrogen (C/N)

10.11975/j.issn.1002-6819.2022.19.020

S216

A

1002-6819(2022)-19-0180-10

王麗麗，孫東升，許雷，等. 秸稈過濾豬場廢水及濾料與豬糞好氧堆肥研究[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2022，38(19)：180-189.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2022.19.020 http://www.tcsae.org

Wang Lili, Sun Dongsheng, Xu Lei, et al. Straw filtering wastewater and aerobic composting of filter residues and manure on a pig farm[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2022, 38(19): 180-189. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2022.19.020 http://www.tcsae.org

2022-08-26

2022-09-22

國家自然科學基金-區(qū)域創(chuàng)新發(fā)展聯(lián)合基金項目（U21A20162）；黑龍江省重點研發(fā)計劃項目（GA21C024）；黑龍江省博士后科研啟動基金項目（LBH-Q19008）

王麗麗，博士，教授，博士生導師，研究方向為農(nóng)業(yè)生物環(huán)境與能源工程。Email：wanglili22663@163.com