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不同供氧方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响

曹体智, 徐鹏翔, 丁京涛, 王妍玮, 周海宾, 侯善策, 张朋月, 刘悦, 沈玉君. 不同供氧方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响[J]. 环境工程学报, 2024, 18(12): 3601-3610. doi: 10.12030/j.cjee.202312105
引用本文: 曹体智, 徐鹏翔, 丁京涛, 王妍玮, 周海宾, 侯善策, 张朋月, 刘悦, 沈玉君. 不同供氧方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响[J]. 环境工程学报, 2024, 18(12): 3601-3610. doi: 10.12030/j.cjee.202312105
CAO Tizhi, XU Pengxiang, DING Jingtao, WANG Yanwei, ZHOU Haibin, HOU Shance, ZHANG Pengyue, LIU Yue, SHEN Yujun. Effects of different oxygen supply modes on nitrogen nutrients changes during storage of liquid manure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(12): 3601-3610. doi: 10.12030/j.cjee.202312105
Citation: CAO Tizhi, XU Pengxiang, DING Jingtao, WANG Yanwei, ZHOU Haibin, HOU Shance, ZHANG Pengyue, LIU Yue, SHEN Yujun. Effects of different oxygen supply modes on nitrogen nutrients changes during storage of liquid manure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(12): 3601-3610. doi: 10.12030/j.cjee.202312105

不同供氧方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响

    作者简介: 曹体智(1997—),男,硕士研究生,a2642286617@163.com
    通讯作者: 徐鹏翔(1980—),男,博士,高级工程师,xpx527@126.com
  • 基金项目:
    河北省重点研发计划项目(21327304D);农业农村部废弃物肥料化利用重点实验室开放课题资助项目(KLFAW202102)
  • 中图分类号: X713

Effects of different oxygen supply modes on nitrogen nutrients changes during storage of liquid manure

    Corresponding author: XU Pengxiang, xpx527@126.com
  • 摘要: 近年来,随着中国畜牧业的快速发展,畜禽粪污的处理和利用越来越受到人们的重视。规模化养殖场中,液体粪污的产生量占粪污产生总量的近60%,是近年来畜禽粪污处理的研究难点和热点。为探索不同通风方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响,本研究以猪场全量收集的液体粪污为研究对象,进行了为期180 d的贮存发酵试验。试验设置了自然贮存、机械搅拌和强制曝气3个处理,分析了液体粪污贮存过程中NH3、TN、NH4+-N、NO3-N、NO2-N、Organic-N等指标变化规律。研究结果表明:与自然贮存相比,机械搅拌处理与强制曝气处理对于氮养分固持与NH3减排方面具有较好的效果,强制曝气处理相较于机械搅拌处理TN含量提高了9.89%,Organic-N含量提高了13.46%,NO2-N含量降低了37.62%,NO3-N含量降低了16.78%,NH4+-N含量降低了3.11%,NH3排放量减少了60.73%。各处理中TN含量随贮存时间的增加而逐渐下降,其损失率变化为自然贮存>机械搅拌>强制曝气。各处理中NH3随贮存时间的增加而逐渐增加,强制曝气处理的NH3减排率远高于自然贮存与机械搅拌。整体来看,液体粪污贮存过程中强制曝气处理可显著减少NH3的排放量,有利于氮养分的留存。
  • 土壤是生态圈最活跃的部分,为人类以及各类土壤生物提供了基本生存条件和场所[1]。其环境质量与食品安全、人体健康和国民经济发展都密切相关,甚至对未来气候的变化有深远影响[2]。作为一种可更新资源,土壤在一定范围内可维持相对稳定,但是由于大量人为和自然因素的影响,改变了土壤的物理、化学和生物性质,打破了其稳定,引起了较严重的土壤退化问题[3]

    土壤退化是指在各种人类不合理的干扰和自然因素的共同影响下,导致土壤生产力、环境调控潜力和可持续发展能力降低甚至完全丧失,从而朝着对人类生产生活有害的方向演替的过程[4],是困扰世界各地的主要生态环境问题之一[1]。主要表现形式有土壤侵蚀、荒漠化、盐渍化、污染和肥力下降等[4]。全球范围内,约有30%的土地已经出现不同程度的退化[1]。我国约20%的耕地因受到不同程度的破坏而退化[5]。尤其在半干旱地区,生态环境相对脆弱,一旦发生退化,在很大程度上是不可逆的[6]。开展土壤退化现状定量分析、跟踪监测与评价,综合识别土壤退化机理及驱动因素,一直是土壤退化领域研究的重点和难点之一,也是指导生态环境修复与重建的前提。

    同位素是指具有相同质子数、不同中子数的同一元素所组成的一组核素,可根据是否容易发生衰变分为放射性同位素和稳定同位素。放射性同位素能以衰变的形式形成另一种物质,具有放射性;稳定同位素随着时间推移不发生或极不易发生放射性衰变,多是元素自然形成的,可在自然状态下进行研究[7]。同位素技术是一种基于同位素可以实现示踪、整合和指示等功能的技术,因其具有检测快速、结果准确、没有干扰等特点,已被大量应用到土壤退化研究领域,如土壤侵蚀[8]、营养元素流失路径分析[9]、污染物源解析[10]等。同位素技术在土壤退化中的应用主要分为单一同位素、同位素比率、同位素比值和同位素分馏。如Marquard等 [11]利用10Be在土壤中分布的深度得出克里斯蒂娜河盆地的侵蚀速率。Zhang等[12]通过对比6个不同深度的土样与参考地点土样的Pu同位素比率,计算出大多数地区土壤侵蚀的速率为538—941 t·km−2·a−1,侵蚀深度为2.4—2.6 cm。Huang等[13]利用汞的同位素分馏研究得出喜马拉雅上空汞发生跨界沉积,来自南亚尤其是印度的汞经过季风等因素迁移至喜马拉雅上空,造成青藏高原冻土的汞污染。

    本文主要从同位素技术的原理出发,评述了该技术在土壤侵蚀、污染、肥力退化、盐碱化这四方面的研究进展,并对同位素技术在土壤退化方面的应用进行了展望。

    同位素的比值主要是指样品同位素组成的比值相对于标准同位素比值的千分差,可用于提供不同来源的指纹信息,通常表示为δ,其计算式为式(1)[7]。同位素分馏是指由于不同的同位素之间物理化学性质的不同导致反应前后物质的同位素组成差异的现象[14],取决于不同土壤样品中的各种同位素的丰度,主要针对质量数在40以下的元素,且分馏程度随着质量数增加而减少[15]。同位素分馏可以分为热力学分馏和动力学分馏:热力学分馏是广泛的原子/离子交换而在不同蒸汽压或相变之间优先分配同位素,又被称为平衡同位素分馏;另一种是由于同位素质量差异而导致其化学反应速率不同的动力学过程。平衡同位素分馏因子可以被视为基本的热力学性质,它取决于物理化学条件和两相的性质,而动力学同位素分馏因子则取决于反应的机理[16]。同位素分馏常用Δ或者ε表示,式(2)描述了两个不同相(A和B)之间同位素分布的差异。对于具有3个或更多稳定同位素(例如xyz)的元素,同位素分馏通常取决于质量,这称为质量依赖分馏(Mass dependent fractionation,MDF),同位素分馏的程度与同位素质量的差异呈正比,表示为式(3)—(5)。但是,在某些情况下,某些元素的同位素(如在南极干谷地区土壤硫酸盐中发现的氧同位素分馏情况[17])不遵循质量相关定律,被称为质量独立分馏(Mass independent fractionation,MIF)[7]。当具特定元素的同位素之间存在差异时,同位素分馏就会被标记出来[15],可用于鉴定和量化该元素的迁移和转运机制[18]

    δxEsample=(Rx/ysampleRx/ystandard1)×1000 (1)
    Δx/yEA - B=δx/yEA δx/yEB (2)
    Δx/yEA - B=λ Δx/zEA - B (3)
    λ=(xy)/(xz) (4)
    δx/yE=λ δx/zE (5)

    其中,E表示化学元素, Rx/y表示元素重轻同位素之间的丰度比,λ表示同位素分馏系数。

    质谱法是测定同位素最常用的方法[14]。质谱仪(mass spectrometry,MS)便宜且易于操作和使用,能够在计算机辅助下直接给出同位素比值,提供有关纳摩尔浓度至化学成分的摩尔浓度的定性和定量数据[15]。MS与其他仪器联用在同位素测定中展现出优势,如多接收器电感耦合等离子体质谱(multi-collectors inductively coupled plasma-mass spectrometry,MC ICP-MS)因其高精度和较低的样品需求量而被广泛应用,然而该方法在测定前必须进行充分的样品净化[19-20]。激光剥蚀(laser ablation)技术与MC ICP-MS联用可在微米级范围内直接分析样品,并避免了复杂的样品前处理[21],广泛用于U-Pb定年、低含量样品的同位素测定等。包志安等[22]利用飞秒激光剥蚀多接收等离子体质谱技术测定高温熔融硅酸岩玻璃的Pb同位素比值,其精密度比四极杆等离子体质谱和纳秒激光多接收等离子体质谱法提高了2—3倍。针对原位同位素测定技术,如土壤水蒸气同位素分析,前人开发了一些特定的探针,其主要组成是微孔膜,通过采样管线将土壤水蒸气吸入水同位素分析仪中可以自动测量土壤水同位素[23]。一些公司新研发的仪器如美国Picarro公司研发的G2131-i型同位素与气体浓度分析仪可以精确测定CO2中的δ13C,其误差小于0.1 ‰。

    土壤侵蚀是土壤退化中分布最广泛的一种[1, 24],每年大约诱发30—100 pg土壤和1—5 pg有机碳发生再分布[25]。放射性同位素示踪是方便、快速、有效的土壤侵蚀研究方法,常用元素如表1图1

    表 1  土壤侵蚀常用同位素[26- 27]
    Table 1.  Commonly used isotopes in soil erosion[26-27]
    同位素种类Isotope type半衰期Half-life来源Resources测定Analysis特征Features
    137Cs30.17a人类的核试验和核泄漏取661.7 keV能量值的γ能谱因为采用表层土壤含量比较法,无法应用于严重侵蚀的地带,其向下迁移通常在20 cm以内
    210Pb22.3a天然放射性核素,由226Ra衰变而成取46.5 keV能量值的γ能谱更多来源于干沉降,活性随海拔升高而降低,其向下迁移在10 cm以内
    7Be53.4d宇宙射线和大气层作用产生取477.6 keV能量值的γ能谱用于短期或次降雨侵蚀研究,其向下迁移2—3 cm
    239+240Pu239Pu=4110a240Pu=6561a核试验通常使用ICP-MS或AMS更具成本效益,测定更加容易,是137Cs良好的替代品
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    图 1  同位素技术在土壤退化中的应用
    Figure 1.  Application of isotope technology in soil degradation

    137Cs示踪技术是较为成熟的研究手段[1]137Cs产生于20世纪50年代到70年代的大气热核实验和核电站核泄漏事故,1945年首次释放到地球,1954年在全球范围内沉降。137Cs可以和土壤黏土矿物牢固地结合,很难通过化学运移而消减,也很难被植物吸收。因此,它与土壤的运移和再分布密切相关[28]137Cs的浓度通常随粒径的减小而增加,表明137Cs同位素优先与细土壤颗粒结合,这与粒径分数的比表面积密切相关,可以成为理想的土壤侵蚀示踪剂来推算土壤侵蚀的速率和空间变化[27]。20世纪60年代初期,科学家们开始用137Cs示踪技术研究土壤侵蚀[29]。通过将采样点土壤137Cs的含量与当地背景值进行比较,可以将该区域确定为侵蚀区或沉积区,并借助相关模型估算该处的侵蚀量与侵蚀速度[8]。由于137Cs来源单一、后续无供给、半衰期仅为30.2年,因此随着时间的推移,土壤中的137Cs粒子越来越少,仪器检出难度增大、检出误差不断升高,导致计算得到的背景值的精度会降低,进而影响研究结果[30]

    相对而言,与137Cs来源相同的Pu同位素,具有更长的半衰期,且测量更灵敏、高效。在Xu等[27]的研究中,239+240Pu同位素活性随土壤粒径的变化和137Cs一样,甚至可与更细的土壤颗粒缔合。除此之外,Pu同位素也可以与有机物和氧化物结合,可替代137Cs作为土壤侵蚀研究理想的示踪剂[8]

    210Pbex示踪也是进行土壤侵蚀研究的重要手段[8]210Pbex是一种自然放射性同位素,由238U衰变得来。它不断从大气沉降到地面,在土壤中的分布趋于稳定状态,丰度只随土壤的机械迁移而发生变化,可用来计算土壤侵蚀和流失速度。与137Cs相比,可示踪较长时间尺度的土壤侵蚀速率,一般认为可以测算100年尺度[30]。为了提高单同位素示踪研究对背景值和样点土壤侵蚀速率估算的精确性,有时会采用137Cs与210Pbex复合示踪技术对区域土壤侵蚀速率及其变化进行分析来验证估算结果。例如Hu等[30]采用137Cs、210Pbex复合示踪技术对内蒙古风蚀区浑善达克沙地南缘的土壤进行研究,得出了研究区基于不同元素计算的侵蚀厚度与侵蚀模数。

    对于短期及单次降雨事件中的土壤侵蚀,大气沉降核素7Be示踪可精确反应其侵蚀速率及过程[26]。总之,同位素技术在土壤侵蚀方面的研究已趋于成熟,但随着时间的推移,需要更多半衰期更长的同位素和更准确的模型来提高土壤侵蚀计算的精度。

    土壤污染是指有毒有害物质进入土壤后造成土壤自净能力及其功能受到损害的现象,分为土壤重金属污染、有机物污染、放射性污染、病原菌污染等。目前,全球土壤污染日益严重,尤其是重金属污染,不仅降低土壤质量,还会毒害植物,影响人体健康[31]。我国每年有12×106吨农作物存在重金属污染问题,直接经济损失>20×109[32]。追踪污染来源并确定污染物迁移路径,进而采取相应的源头消减与阻控措施是土壤污染防治的关键[33]

    同位素因高精度和高分辨率被广泛应用于Pb、Hg、Cd等重金属源解析(表2图1),通常使用同位素比值法来进行分析[33-34]。同位素比值法以同位素的质量守恒原理为基础,根据不同污染源中不同重金属元素同位素比值之间的差异,通过测定土壤样品中相应同位素的组成来对污染物的来源及贡献程度进行定量区分[33]。其中,Pb同位素应用最成熟,始于上世纪60年代后期,并于80年代得到深入研究[34]。铅同位素在自然界中有4种,分别是204Pb、206Pb、207Pb、208Pb[15]。其中204Pb的丰度较低,且不会发生衰变,一般认为丰度维持不变,其它3种为铀和钍放射性衰变的产物。由于Pb同位素分子质量大,质量差小,几乎不产生分馏,且人为生成的铅的稳定铅同位素比通常具有与自然本底Pb不同的组成,所以可以作为含Pb物质的一种指纹,应用于环境污染来源和环境特征示踪、重金属迁移速率和路径的机理研究以及污染程度和源解析的定量研究[35]。将可能的污染源与环境样品中的Pb同位素进行对比,比值越接近,该污染源Pb的贡献率就越大。根据主要污染源的数量,可用二元混合模型和三元混合模型定量计算各个污染源的贡献率。当主要污染源有两个时,其贡献率用二元模型(式(6)),当主要污染源有3个时,其三元模型计算公式(也叫Gobeil模型)如(式(7))[36-37]。除此之外,Tao等[38]建立了一种新模型,当主要污染源小于5个时,可以精确计算Pb污染的贡献率。

    表 2  同位素技术在重金属污染中的应用
    Table 2.  Application of isotope technology in heavy metal pollution
    污染物Contaminant位置Location同位素测定方法Analytical facility同位素分析精度Isotope analysis accuracy使用模型Model结论Results参考Reference
    Pb中国攀枝花八关河MC-ICP-MS207Pb/206Pb 分析精度优于0.03% (2σ)混合模型上坡土壤85.2%来自含铅煤[34]
    Pb美国纳克东河流域TIMS207Pb/206Pb分析精度0.01%;208Pb/206Pb 分析精度0.03% (2σ)混合模型79%来自岩石风化[39]
    Cd法国努瓦耶勒戈多MC-ICP-MS114Cd/110Cd分析精度0.12‰(2σ)混合模型表层土壤主要来自烟囱粉尘[40]
    Cd中国云南兰坪金顶MC-ICP-MS114/110Cd分析精度0.08‰(2σ)混合模型主要来自采矿和精炼矿石产生的粉尘[41]
    Zn法国阿威龙MC-ICP-MS66Zn/64Zn分析精度0.06‰(2σ)混合模型主要来自尾矿,尾矿渗滤水和粉煤灰[42]
    Hg中国珠江MC-ICP-MSΔ199Hg分析精度0.04‰(2σ)混合模型工业、城市来源以及天然土壤中的汞在河流中的释放可能是中珠江口汞的主要输入[43]
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    X1=RsR2R1R2×100% (6)

    式中,X1为污染源1对样品中的铅的相对贡献率;Rs为样品的铅同位素206Pb/207Pb比值;R1为污染源1的铅同位素206Pb/207Pb比值;R2为污染源2的铅同位素206Pb/207Pb比值。该公式仅适用于两个污染源的定量分析。

    Rs=f1R1+f2R2+f3R3
    Ns=f1N1+f2N2+f3N3
    f1+f2+f3=1 (7)

    式中,Rs为样品206Pb/207Pb丰度比,Ns为样品208Pb/206Pb或者208Pb/207Pb的丰度比,R1R2R3N1N2N3分别表示污染源1、2、3的206Pb/207Pb及208Pb/206Pb或者208Pb/207Pb丰度比,可以通过分析实验来测量,f1f2f3分别代表污染源1、2、3为造成污染地点的3种主要污染源的权重。

    其次,Cd是亲硫族元素,具有8种稳定同位素(括号内为各同位素的自然丰度):106Cd(1.25%),108Cd(0.89%),110Cd(12.49%),111Cd(12.80%),112Cd(24.13%),113Cd(12.22%),114Cd(28.73%)和116Cd(7.49%)[19-20]。陆地地质系统中的Cd同位素分馏很小(~0.2 ‰)[44],研究表明大量的Cd同位素分馏是由工业热过程引起的,环境中潜在的人为来源的Cd表现出的同位素丰度变化明显,因此可有效地确定污染物的来源[44]。张晓文等[45]研究发现湖南一个工业区水稻籽粒Cd超标6.7倍,利用Cd同位素比值解析得到土壤镉污染最大比例来源于冶炼厂降尘,对水稻籽粒Cd污染贡献最大的也是冶炼厂降尘,为该地Cd污染源头治理提供指向性。

    另外,Hg有7个稳定同位素(即196Hg、198Hg、199Hg、200Hg、201Hg、202Hg、204Hg),其中199Hg、200Hg和202Hg是3个自然丰度最高的同位素(分别为16.9%、23.1%和29.9%)[7]。动力学和平衡物质转换过程中稳定的Hg同位素的分馏已得到充分证明[41],汞同位素的独特之处在于它们既可以进行MDF(量化为δ202Hg的值),也可以进行MIF(量化为Δ199Hg,Δ200Hg和Δ201Hg的值)[46-47]。不同介质之间使用汞同位素MDF和MIF指纹,可作为追踪汞来源和识别环境转化的有力工具[47-48]。如Baptista-Salazar等[49]利用汞同位素得到意大利的里雅斯特湾矿区土壤中汞的种类分布和汞同位素比。Wiktoria等[3]使用同位素分析出弗罗茨瓦夫土壤中铅、镉和汞的来源以及含量。

    “同位素指纹”特征可以应用在有机污染物来源及降解产物的定性分析中。有机化合物在工业合成过程中形成各自的特征同位素组成,可利用单体同位素技术(compound-specific isotopes analysis, CSIA)测定目标污染物的同位素指纹特征对其来源进行示踪[50]。单体同位素分析就是通过纯化富集目标物,分析这一有机目标物(有机物单体)特定元素的稳定同位素组成特征及其变化规律,探究环境中有机污染物的来源及其迁移转化过程。其中,如果同时分析有机单体中存在两种及以上元素的稳定同位素组成,则称为多维单体同位素技术。CSIA因其不仅可以有效的示踪污染来源还可以直观地判识衰减过程、解析降解机理和环境中有机污染物原位降解程度而逐步应用于环境有机污染领域,成为污染物来源判识与过程示踪的有力工具。CSIA主要通过气相色谱(GC)或液相色谱(LC)将目标有机物从混合物中分离得到单一化合物,然后经同位素比质谱仪测定单一化合物中元素的同位素值。将得到的同位素变化值(δhE)定量拟合同位素富集系数(εE)、表观动力学常数(AKIE)或者二维同位素值(Λ)便可直观地判识衰减过程、解析降解机理和环境中有机污染物原位降解程度[51]。Rosenfelder等[52]探究了多溴二苯醚在紫外灯光下的分解产物及其碳稳定同位素的值,得出未来可以用单体同位素技术将环境和食品样品(例如鱼类)中的天然多溴二苯醚同系物与降解产物区分开,从而判断多溴二苯醚的降解过程。左海英等[53]利用碳氢同位素探究了燕山山脉向滨海平原过渡的山前平原区1,2,3-三氯丙烷和甲苯的降解为硝酸盐还原性。

    土壤肥力退化是限制植物生长的因素,也是土壤退化的主要表现之一[54]。在过去的几十年中,世界很多地区因土壤肥力下降导致粮食产量大幅下降[54]。了解营养元素的转化有利于提高土壤的生产力和可持续性[55]。土壤有机质(soil organic matter,SOM)是陆地生态系统有机碳库中最重要的组成部分,也是土壤肥力的关键指标,在决定土壤健康和维持土壤肥力方面具有至关重要的作用[25, 54]。SOM水平的变化取决于C和N、P等营养元素的输入和输出[56]。在长期的农业种植过程中,土壤碳和营养元素的损失导致土壤固有的肥力下降,生物多样性的减少,淡水系统的富营养化以及土壤酸化等[57-58]。稳定同位素已被用于与食物网,营养关系和资源分配有关的各种生态方面[59]13C的自然丰度随时间的变化可用于识别土壤中有机碳的来源并确定SOM的周转率从而可以作为碳矿化的指纹(图1[56]。由于微生物分解偏好12C,优先利用不稳定的有机官能团并且选择性保存植物木质素,导致分解底物δ13C的富集[60-62],大面积的C3热带森林被C4牧场或农田取代,δ13C会产生变化,反应SOM的周转率。如Arias-Ortiz等[63]利用δ13C得出与参照土壤相比,马达加斯加某森林土壤的碳损失率是固碳率的4.5倍。Novara等[64]13C自然丰度法探究了水蚀过程中C损失和C的再分布,清晰记录了在发生145.2 mm降水事件后SOC顺坡向下的运动。

    15N同位素技术是氮素矿化和固定的独立估计的有效工具,在森林、草原和农业土壤中广泛使用[55]。土壤15N分馏与N损失之间的关系及其对生态系统中剩余SOM的影响被测量为“同位素富集因子”或“同位素分馏因子”[65]δ15N受土壤氮素转化过程的强烈影响,如果氮素转化更快或气体损失更多,则土壤中δ15N值更高[56]。硝化、反硝化和氨气挥发是将土壤中的N同位素分级分离的过程,通过这些过程损失会导致其余生态系统组成部分15N的增加(图1)。因此生态系统成分的δ15N是判断N饱和度或N流失风险有效指标[58]δ13C和δ15N可以判别有不同土地利用下径流中有机物的变化,Bellanger等[66]测量同位素δ13C和δ15N研究委内瑞拉西北部3个具有不同植被覆盖的实验田地(裸露地、玉米地和咖啡地)径流中土壤有机物的损失,发现裸田地的土壤有机碳损失要比耕地高得多。

    在土壤磷方面,同位素也被证明是有效手段。磷是植物生长必需的营养元素,目前发现的磷同位素有23种,其中只有半衰期分别为 14.3 d 和 25.3 d 的32P 和33P 能够作为示踪剂,其余同位素半衰期太短,最长仅为 2.5 min[67]。Oehl 等[68]33P 标记研究了土壤磷的矿化率,发现与不施肥、施有机肥堆肥相比,长期使用无机肥 处理的微生物磷的周转最慢。

    同位素技术还被用于识别与监测土壤的盐碱化。如Castorina等[69]利用同位素比值87Sr/86Sr在拉文纳探究盐碱化的影响,得出其土壤盐分主要来源于海洋碳酸盐和岩石硅酸盐。Liu等[70]利用δ18O和δD探究黄河三角洲灌溉水的转移和海水入侵对土壤盐碱化的影响。Alvarez等[71]利用稳定同位素(18O和2H)测量了阿根廷巴塔哥尼亚的地下水以及土壤中的盐分,表明其盐碱化可能是由海水盐的沉淀和植物蒸腾作用引起的。土壤碳酸盐或植物中δ13C值的变化也可以反映土壤的盐碱化程度,由于土壤在土壤盐渍化过程中,植被减少,土壤蒸发增加引起土壤中含12C的二氧化碳减少,从而导致土壤碳酸盐的δ13C值增加。大多数研究也表明δ13C值越大,土壤盐碱化越严重[16]。除此之外,同位素在耐盐植物品种筛选改良土壤盐碱化有非常重要的意义。如Mustafa等[72]探究大麦基因型在不同盐度中发芽和营养生长期耐盐性实验中研究得出碳同位素判别可用作耐盐基因型的筛选工具。

    本文综述了同位素技术在土壤退化中的应用,国内外在该方面已取得了丰硕的成果,但是由于同位素的测定技术与模型推算精度各异,导致在该方面的应用研究还存在一些亟待深入探索的方面:

    (1)由于土壤的复杂性,目前稳定同位素示踪检测技术在土壤的应用中还面临诸多问题,如多种检测技术的性能均受到限制,且前处理复杂耗时,对人员操作技术要求高,精度有限,其费用也较高,所以探索更准确、廉价的测定方法很有必要。

    (2)在土壤侵蚀研究中,一些放射性核素半衰期短,如137Cs、239+240Pu来源单一、后续无供给,随着时间的推移,土壤中的同位素粒子越来越少,仪器检出难度增大、检出误差不断升高,由此计算得到的背景值的精度会降低,影响研究结果。与此同时,缺乏参考位点,早期以及后期的分布形态与侵蚀样地、堆积样地与同位素分布形态相似,单纯从分布形态判断背景样点,可能存在误差。未来应继续寻找更多半衰期长、自然赋存丰富的同位素。

    (3)同位素应用中的部分同位素模型仍存在一些缺陷,结果误差较大,如土壤重金属污染源解析中,通用的二/三元模型只能找出少量最具代表性的污染物,当污染源较多时,分析就不够全面细致,且误差较大。如何建立更多精度更高的模型也是未来需要解决的问题。

  • 图 1  试验装置图

    Figure 1.  Test device diagram

    图 2  不同处理下粪污中pH值变化

    Figure 2.  Changes of pH in feces under different treatments

    图 3  不同处理下粪污贮存过程中TS值变化

    Figure 3.  Changes of TS value in feces under different treatments

    图 4  不同处理下粪污贮存过程中VS值变化

    Figure 4.  Changes of VS values in feces under different treatments

    图 5  不同处理下粪污中NH3排放量的变化

    Figure 5.  Changes of NH3 emission in manure under different treatments

    图 6  不同处理下粪污中NH3累计排放量的变化

    Figure 6.  Changes of NH3 cumulative emissions in manure under different treatments

    图 7  不同处理下粪污贮存过程中TN含量变化

    Figure 7.  Changes of mass concentration of TN in feces under different treatments

    图 8  不同处理下粪污中NH4+-N含量变化

    Figure 8.  Changes of mass concentration of NH4+-N in feces under different treatments

    图 9  不同处理下粪污贮存过程中NO3-N含量变化

    Figure 9.  Changes of mass concentration of NO3-N in fecal waste under different treatments

    图 10  不同处理下粪污贮存过程中NO2-N含量变化

    Figure 10.  Changes of mass concentration of NO2-N in fecal waste under different treatments

    图 11  不同处理下粪污贮存过程中Organic-N含量变化

    Figure 11.  Changes of mass concentration of Organic-N in manure under different treatments

    表 1  液体粪污理化性质

    Table 1.  Basic physical and chemical properties of slurry manure

    指标上层(0~20 cm)中层(20~40 cm)下层(40~60 cm)
    pH7.7±0.117.8±0.137.8±0.14
    TS/%13.12±0.6613.54±0.6913.11±0.54
    VS/%67.69±0.4370.97±0.4172.12±0.43
    NH4+-N/(g·L−15.78±0.255.86±0.215.62±0.31
    NO3-N/(mg·L−1281±13.98292±12.67289±12.11
    NO2-N/(mg·L−11.51±0.121.58±0.101.54±0.11
    TN/(g·L−115.36±0.7715.52±0.7515.81±0.66
    指标上层(0~20 cm)中层(20~40 cm)下层(40~60 cm)
    pH7.7±0.117.8±0.137.8±0.14
    TS/%13.12±0.6613.54±0.6913.11±0.54
    VS/%67.69±0.4370.97±0.4172.12±0.43
    NH4+-N/(g·L−15.78±0.255.86±0.215.62±0.31
    NO3-N/(mg·L−1281±13.98292±12.67289±12.11
    NO2-N/(mg·L−11.51±0.121.58±0.101.54±0.11
    TN/(g·L−115.36±0.7715.52±0.7515.81±0.66
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    表 2  各处理贮存期间氮素指标汇总

    Table 2.  Summary of nitrogen indexes during storage of each treatment

    氮素指标 0 d 30 d 60 d 90 d 120 d 150 d 180 d
    TN/(g·L−1)T115.5616.0414.8314.9313.3312.0211.93
    T215.515.0415.7116.6714.713.7813.18
    T315.2115.2514.9413.9414.1714.6214.36
    NH4+-N/(g·L−1)T15.755.854.13.583.242.752.56
    T25.465.823.453.072.772.442.55
    T35.185.353.393.012.832.682.47
    NO3-N/(mg·L−1)T1287.33333.67332.67300.33253.33210.33202.67
    T2289.33354.33328286.67262.67228228.33
    T3291323.33305.33247.33202.33177.67194.33
    NO2-N/(mg·L−1)T11.542.682.341.941.962.092.1
    T21.622.452.092.222.332.222.3
    T31.512.361.571.941.491.281.51
    Organic-N/(g·L−1)T19.8110.1910.7311.3610.19.279.37
    T210.049.2212.2613.611.9311.3410.62
    T310.039.8911.5410.9311.3411.9311.89
    氮素指标 0 d 30 d 60 d 90 d 120 d 150 d 180 d
    TN/(g·L−1)T115.5616.0414.8314.9313.3312.0211.93
    T215.515.0415.7116.6714.713.7813.18
    T315.2115.2514.9413.9414.1714.6214.36
    NH4+-N/(g·L−1)T15.755.854.13.583.242.752.56
    T25.465.823.453.072.772.442.55
    T35.185.353.393.012.832.682.47
    NO3-N/(mg·L−1)T1287.33333.67332.67300.33253.33210.33202.67
    T2289.33354.33328286.67262.67228228.33
    T3291323.33305.33247.33202.33177.67194.33
    NO2-N/(mg·L−1)T11.542.682.341.941.962.092.1
    T21.622.452.092.222.332.222.3
    T31.512.361.571.941.491.281.51
    Organic-N/(g·L−1)T19.8110.1910.7311.3610.19.279.37
    T210.049.2212.2613.611.9311.3410.62
    T310.039.8911.5410.9311.3411.9311.89
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出版历程
  • 收稿日期:  2023-12-21
  • 录用日期:  2024-02-29
  • 刊出日期:  2024-12-26
曹体智, 徐鹏翔, 丁京涛, 王妍玮, 周海宾, 侯善策, 张朋月, 刘悦, 沈玉君. 不同供氧方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响[J]. 环境工程学报, 2024, 18(12): 3601-3610. doi: 10.12030/j.cjee.202312105
引用本文: 曹体智, 徐鹏翔, 丁京涛, 王妍玮, 周海宾, 侯善策, 张朋月, 刘悦, 沈玉君. 不同供氧方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响[J]. 环境工程学报, 2024, 18(12): 3601-3610. doi: 10.12030/j.cjee.202312105
CAO Tizhi, XU Pengxiang, DING Jingtao, WANG Yanwei, ZHOU Haibin, HOU Shance, ZHANG Pengyue, LIU Yue, SHEN Yujun. Effects of different oxygen supply modes on nitrogen nutrients changes during storage of liquid manure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(12): 3601-3610. doi: 10.12030/j.cjee.202312105
Citation: CAO Tizhi, XU Pengxiang, DING Jingtao, WANG Yanwei, ZHOU Haibin, HOU Shance, ZHANG Pengyue, LIU Yue, SHEN Yujun. Effects of different oxygen supply modes on nitrogen nutrients changes during storage of liquid manure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(12): 3601-3610. doi: 10.12030/j.cjee.202312105

不同供氧方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响

    通讯作者: 徐鹏翔(1980—),男,博士,高级工程师,xpx527@126.com
    作者简介: 曹体智(1997—),男,硕士研究生,a2642286617@163.com
  • 1. 农业农村部规划设计研究院 农村能源与环保研究所,北京 100125
  • 2. 黑龙江八一农垦大学 工程学院,大庆 163319
  • 3. 农业农村部资源循环利用技术与模式重点实验室,北京 100125
基金项目:
河北省重点研发计划项目(21327304D);农业农村部废弃物肥料化利用重点实验室开放课题资助项目(KLFAW202102)

摘要: 近年来,随着中国畜牧业的快速发展,畜禽粪污的处理和利用越来越受到人们的重视。规模化养殖场中,液体粪污的产生量占粪污产生总量的近60%,是近年来畜禽粪污处理的研究难点和热点。为探索不同通风方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响,本研究以猪场全量收集的液体粪污为研究对象,进行了为期180 d的贮存发酵试验。试验设置了自然贮存、机械搅拌和强制曝气3个处理,分析了液体粪污贮存过程中NH3、TN、NH4+-N、NO3-N、NO2-N、Organic-N等指标变化规律。研究结果表明:与自然贮存相比,机械搅拌处理与强制曝气处理对于氮养分固持与NH3减排方面具有较好的效果,强制曝气处理相较于机械搅拌处理TN含量提高了9.89%,Organic-N含量提高了13.46%,NO2-N含量降低了37.62%,NO3-N含量降低了16.78%,NH4+-N含量降低了3.11%,NH3排放量减少了60.73%。各处理中TN含量随贮存时间的增加而逐渐下降,其损失率变化为自然贮存>机械搅拌>强制曝气。各处理中NH3随贮存时间的增加而逐渐增加,强制曝气处理的NH3减排率远高于自然贮存与机械搅拌。整体来看,液体粪污贮存过程中强制曝气处理可显著减少NH3的排放量,有利于氮养分的留存。

English Abstract

  • 随着中国经济的不断增长,推动了畜禽养殖业向集约化、规模化方向快速发展,随之产生的畜禽粪污资源化利用问题得到了社会各界的广泛关注[1]。据第二次全国污染源普查测算,我国畜禽粪污年产量约为30.5×108 t[2],其中有近60%以上的粪污为液体粪污。液体粪污是尿液、粪便、冲洗水以及消毒液的混合物,成分复杂,含有大量的致病菌,如果不及时妥善处理,会造成环境污染[3]。同时,液体粪污中也含有大量的有机质和氮、磷、钾、钙等营养物质,合理处理和利用液态粪污既可以减少环境污染风险,也可以提高畜禽粪污的资源化利用效率,推动养殖业可持续发展[4-6]

    目前,我国针对液体粪污的处理方式主要有自然贮存[7]、厌氧发酵[8]、好氧贮存[9]和达标排放等工艺,其中自然贮存处理存在贮存时间长、无害化效果差,对环境影响较大等问题[10];厌氧发酵处理虽然处理效果较好,可以产生沼气实现能源回收利用,但存在处理成本高、稳定运行难和受环境温度影响较大等问题[11];达标排放可减少液体粪污的消纳压力,但存在处理成本高、资源化利用率底等问题;而液体粪污的好氧贮存处理具有处理效率高、无害化效果好、操作方便和肥料化价值高等特点[12-13]。液体粪污好氧贮存处理原理主要以增加粪污与空气的接触、促进好氧细菌的生长为主,在有氧环境使微生物快速代谢为有机酸、醛、醇、挥发性胺类、酚类等有机物,并将它们转换为无味的物质,如二氧化碳和水,使有机物更易分解,这在一定程度上可减少氨的排放[14]。粪水中氮素包括有机态氮和无机态氮(NH4+-N、NO3-N、NO2-N)等,在粪水贮存过程中,通过氨化、硝化、反硝化等作用过程,导致粪水中的氮养分大量损失[6]。目前在液体粪污贮存发酵技术研究中,研究人员发现供氧措施可以提高粪水无害化处理效率。在液体粪污贮存过程中注入氧气,会促进含氮有机物的降解,抑制NH3的产生,增强氮素的固持效果。文献研究表明,液体粪污贮存发酵供氧方式主要有自然通风[15-16]、被动通风[17]、强制通风[18-19]和机械搅拌[20-22]等类型,合理的通风供氧可以降低液体粪污贮存中NH3排放及氮素的损失[23]。AMON等[24]比较了牛粪厌氧发酵和间歇曝气条件下的NH3排放量,发现厌氧发酵模式下NH3排放量为41 g·m−3,间歇曝气模式下NH3排放量为209 g·m−3。MOSTAFA等[25]对生猪粪污贮存过程中进行曝气处理,发现当曝气量为0.32 mg·m−3时,NH3的排放量最低为3.2 g·m−3。盛婧等[26]研究发现,在20~25 ℃条件下,露天贮存90 d可使液体粪污中TN、总磷和总钾浓度分别降低39%~77%、61%~78%和23%~54%。STELT等[27]研究了混合粪浆贮存过程中温度对NH3挥发的影响,发现NH3挥发随粪浆温度的升高而增加。综上所述,目前研究表明通风供氧对液体粪污贮存过程中NH3的产生具有一定影响,但针对不同供氧方式对液体粪污贮存中理化性质与氮素变化规律的研究较少。

    本研究以猪场液体粪污为研究对象,分析了不同供氧方式对液体粪污贮存过程中NH3排放和氮养变化规律的影响,以期为液体粪污的资源化利用提供参考。

    • 该试验在农业农村部规划设计研究院(双桥院区)中试车间进行,试验所用粪污为北京市顺义区某猪场水泡粪工艺的全量液体粪污,基础理化性质见表1

    • 本研究试验装置图如图1所示,主要由贮存桶、机械搅拌系统、曝气处理系统、氨气收集系统等4部分组成。

    • 本试验共设置了3个处理,分别为自然贮存(T1)、机械搅拌(T2)和强制曝气(T3),每个处理3组重复。试验方法如下:在容积为150 L的贮存桶中放入120 L全量液体粪污,贮存桶桶盖上留有2个孔道,左侧孔为进气孔,右侧孔通过管道与气泵相连,通过气泵将粪污贮存过程中产生的NH3送入到装有硫酸稀释液的氨气收集桶中,使NH3被桶内的硫酸吸收,气泵在整个试验期间不间断运行。T1为自然贮存处理,粪污贮存过程中保持自然通风状态;T2为机械搅拌处理,使用搅拌轴进行搅拌,每30 d搅拌1次,每次搅拌时长为10 min,搅拌频率为3 000 r·min−1;T3为强制曝气处理,将连接气泵的曝气管插入粪污贮存桶内,通过强制曝气以达到供氧效果,曝气在整个试验期间保持不间断运行,曝气量为5 L·min−1[28]

      试验周期为180 d,分别在贮存期的第0、30、60、90、120、150、180 d在贮存桶的上、中、下层分别采集样品,每次取样50 mL。液体粪污检测指标包括pH、总固形物(TS)、可挥发性固形物(VS)、总氮(TN)、铵态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3-N)、亚硝态氮(NO2-N)、有机氮(Organic-N)和氨气(NH3)等。试验期间内,记录环境温度变化情况,具体如下:贮存期0~30 d(平均气温19 ℃),贮存期30~60 d(平均气温10 ℃),贮存期60~90 d(平均气温5 ℃),贮存期90~120 d(平均气温5 ℃),贮存期120~150 d(平均气温7 ℃),贮存期150~180 d(平均气温15 ℃)。

    • pH值采用上海雷磁PHS-3C型pH计进行测定;EC值采用笔试电导率仪SX-650进行测定;TS值采用烘干-衡重法进行测定[29];VS采用直接灰分法进行测定[30];TN采用还原消化法进行测定[31];NH4+-N采用纳氏试剂法进行测定[32];NO3-N采用紫外分光光度法进行测定[33];NO2-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法进行测定[34];Organic-N采用插值法进行计算;NH3采用凯式定氮法进行测定[35]

      试验测得数据利用Excel 2021(microsoft,USA)进行预处理,利用Origin 2021进行图像处理与分析。

    • 不同处理贮存过程中粪污的pH值变化情况如图2所示。粪污初始pH值范围为7.6~7.9,所有处理粪污贮存过程中pH值均呈上升趋势[36]。在贮存30 d时,T1和T2处理的pH值下降至7.0~7.4,这是由于在粪污贮存前期,粪污中微生物大量繁殖促使有机物快速分解,产生大量的有机酸,不仅中和了粪污降解产生的铵盐,还降低了粪污的pH值[37],而T3处理的上层和中层粪污pH值呈逐渐上升的趋势,pH值范围为8.3~8.5。整体来看,T3处理的pH值显著高于T1和T2处理,这可能是由于强制曝气能够促进微生物的好氧代谢,加快含氮有机物的降解速率,从而产生更多的铵盐,促使pH值升高。直至贮存结束时不同处理下的粪污pH值逐渐升高,其pH值范围在7.6~9.2之间。在相同处理中不同深度粪污的pH值大小为:上层>中层>下层,这是由于粪污下层氧气溶解量较小,含氮有机物降解不彻底而产生有机酸[38],故pH值最低,此结果与KAFLE等[39]的研究结果基本一致。

    • 不同处理贮存过程中粪污的TS(总固形物)变化情况如图3所示。在整个贮存过程中,所有处理粪污上层和中层的TS整体呈逐渐下降趋势,而粪污下层TS呈逐渐上升趋势。贮存初期,T1、T2和T3处理的上层和中层粪污TS为12.89%~14.01%,下层粪污的TS为13.11%、13.54%和12.98%。而在贮存结束时,上层和中层的TS范围为2.08%~3.19%,下层的TS分别为14.81%、14.23%和15.47%,这是由于在贮存过程中粪污中的固形物随着时间的推移累积沉降在下层位置,导致上层与中层的固形物逐渐降低。所有处理中粪污下层的TS显著高于上层和中层,该趋势在各处理间无显著差异。

    • 不同处理贮存过程中粪污的VS(可挥发性固型物)变化情况如图4所示。在整个贮存过程中,所有处理粪污上层和中层的VS均呈逐渐下降趋势,而粪污下层的VS整体呈贮存上升趋势。贮存初期,T1、T2和T3处理的上层和中层粪污VS含量为67.50%~71.59%,下层粪污的VS含量为72.12%、72.56%和70.34%。而在贮存结束时,上层和中层粪污的VS含量为60.13%~64.86%,下层粪污的VS含量分别为79.03%、76.92%和72.63%。这是由于粪污上层和中层的溶解氧含量高于下层,有机物降解速率快,可降解的有机物逐渐减少;另一方面随着贮存时间的增长,有机物发生沉降,导致VS含量呈下降趋势[40]。T3处理中层和下层的VS含量小于T2处理,这是由于强制曝气为粪污中下层提供了大量的氧气,使下层粪污中的有机物得到充分降解。在相同处理中粪污下层的VS含量显著高于上层和中层,这是由于随着贮存时间的增加,在重力作用下固体物质逐渐发生沉降,即可挥发性物质堆积在下层导致的[41]

    • NH3是粪污贮存过程中排放量最大的气体,也是粪污贮存中氮养分损失的主要形态。不同处理贮存过程中粪污的NH3排放量变化情况如图5所示。整体来看,各处理在整个贮存期间内NH3的排放规律差异较大,在无供氧措施下,0~90 d内为NH3的快速排放期[40],强制曝气能够显著减少NH3的排放。T1处理在0~90 d贮存期间内NH3的排放特征为先上升后下降,在90 d之后再次缓慢上升,贮存第30~60 d内NH3的排放量达到15.65 g,占0~90 d内NH3排放量的49.56%,占整个贮存期间内NH3排放量的33.75%;在自然贮存条件下,0~90 d内NH3的排放量主要与液体粪污中NH4+-N的浓度相关,随着贮存时间的增加,贮存桶内开始出现固液分离现象,液体粪污中NH4+-N的含量逐渐减少,当液体粪污中有机态氮向NH4+-N的转化速率低于NH4+-N向NH3的转化速率时,NH3的排放量开始逐渐下降;在贮存90 d后,由于环境温度逐渐升高,液体粪污中微生物的活性逐渐增强,加速了NH4+-N的转化,因此NH3的排放量再次呈现逐渐增加的趋势。T2处理中,0~90 d贮存期间内NH3的排放特征为逐渐上升,在90 d之后表现为缓慢上升又下降的规律,贮存第30~90 d期间NH3的排放量达到19.70 g,占整个贮存期间内NH3排放量的46.53%;在机械搅拌条件下,液体粪污中固形物得到充分混合,避免了固液分离现象,促进了固形物中有机态氮向NH4+-N的转化,从而延长了NH3的排放期,表现为在0~90 d贮存期内排放量逐渐增加;在贮存90 d后,受液体粪污中NH4+-N浓度和环境温度下降双重因素影响,NH3的排放量有所下降,整体变化比较平稳。T3处理中,0~90 d贮存期间内NH3的排放特征为逐渐下降,在90 d之后表现为逐渐上升的变化规律;贮存前90 d内,在曝气措施下,液体粪污整体处于微氧环境,同时受环境温度逐渐降低的影响,抑制了液体粪污中氨化作用的进行,减少了NH3的排放;贮存第90 d后,随着液体粪污中NH4+-N浓度和环境温度的逐渐升高,NH3的排放量逐步上升。

      不同处理贮存过程中粪污的NH3累计排放量变化如图6所示。T1、T2和T3处理的NH3累计排放量分别为46.37、42.34和14.18 g。可以看出T3处理可有效抑制NH3的排放,而T2处理对NH3的抑制效果较差,其累计排放量与自然贮存相近[42];在贮存150 d后T2处理的NH3排放量明显上升,这可能是由于随着环境温度的升高,机械搅拌作用促进了液体粪污中NH3的快速排放导致的。与T1处理相比,T2和T3处理NH3排放量分别减少8.69%和69.42%,由此可知T3处理的减排效果显著优于T2处理。

    • 氮素(TN)是衡量粪污养分的主要指标之一,而降低粪污中TN的损失不仅有助于提高粪污的肥料化利用价值,更有利于降低因氮素损失造成的大气污染。不同处理贮存过程中粪污的TN变化情况如图7所示。粪污贮存过程中,除T3处理的上层TN含量持续下降外,所有处理中粪污上层和中层TN含量均呈先上升后下降的趋势,而粪污下层TN含量呈逐渐上升趋势[36]。在贮存初期,各处理TN含量的范围为13.79~17.28 g·L−1。贮存结束时,T1、T2和T3处理的上层TN含量分别为5.98、9.3和10.77 g·L−1,下降幅度分别为61.07%、46.18%和23.89%;T1、T2和T3处理的中层TN含量分别为11.4、11.78和11.1 g·L−1,下降幅度分别为26.55%、14.58%和28.75%;T1、T2和T3处理的下层TN含量分别为18.4、18.45和21.21 g·L−1,上升幅度分别为16.38%、19.57%和33.48%。可以看出在粪污贮存后期各处理不同深度的TN含量大小为:下层>中层>上层,这可能是由于粪污在贮存过程中发生沉降所导致的。此结果与MOSTAFA等[43]的研究结果基本一致。

    • NH4+-N是粪污中氮养分的主要形态,不同处理粪污贮存过程中NH4+-N变化情况如图8所示。所有处理中粪污的NH4+-N含量整体呈先上升后下降的趋势[28]。T1、T2和T3处理的初始NH4+-N含量为4.99~5.86 g·L−1;在贮存30 d时,所有处理NH4+-N含量均达到最大值,T1处理的NH4+-N含量为5.53~6.02 g·L−1,上升幅度为2.56%~4.15%;T2处理的NH4+-N含量为5.78~5.85 g·L−1,上升幅度为5.05%~7.93%;T3处理的NH4+-N含量为5.04~5.66 g·L−1,上升幅度为1.00%~4.89%。贮存结束时,T1、T2和T3处理的NH4+-N含量为2.00~2.98 g·L−1,与贮存初期相比下降42.08%~61.07%。由上述结果分析可知,在贮存30 d时,NH4+-N的含量略高于初始含量,原因可能是由于贮存前期粪污中含氮有机物快速降解,使得NH4+-N含量略有升高[44]。随着贮存时间的增长,有机酸降解产生NH3,使得NH4+-N含量贮存下降,各处理间无显著性差异。从粪污利用价值和环保的角度来看,粪污中的NH3排放到环境中不仅造成了养分损失,同时污染了环境空气,因此在粪污贮存过程中应尽可能降低粪污中氮素损失量,提高粪污肥料化利用价值,此结果与ALITALO等[45]的研究结果基本一致。

    • 粪污中NO3-N是作物可直接利用的一种氮养分形态,对粪污肥料化利用具有重要价值[46]。不同处理贮存过程中粪污的NO3-N变化情况如图9所示。随着贮存时间的增加,所有处理中除T1下层外粪污的NO3-N含量均呈先上升后下降趋势,而T1下层中粪污的NO3-N含量呈逐渐上升趋势。T1、T2和T3处理的初始NO3-N含量为279~301 mg·L−1;在贮存30 d时,各处理的NO3-N含量为315~382 mg·L−1,上升幅度为6.41%~32.63%。贮存结束时,T1、T2和T3处理的上层NO3-N含量分别为98、212和163 mg·L−1,下降幅度分别为65.12%、24.01%和42.2%;T1、T2和T3处理的中层NO3-N含量分别为121、162和162 mg·L−1,下降幅度分别为58.56%、43.75%和45.08%;T1、T2处理的下层NO3-N含量分别为389 mg·L−1和311 mg·L−1,上升幅度分别为34.6%和3.32%,T3处理的下层NO3-N含量为258 mg·L−1,下降幅度为12.84%。这是因为在贮存初期,由于大量含氮有机物降解而产生NH4+-N,在氧气充足的条件下,NH4+-N发生硝化反应,进而形成NO3-N,从而使各处理NO3-N的含量略高于初始含量[44]。而粪污中NO3-N的转化主要与粪污中溶解氧含量和NH4+-N总量相关,溶解氧含量越高,硝化细菌活性越高,粪污中NH4+-N会通过硝化反应产生更多的NO3-N。同时从化学动态平衡的角度看,粪污中NH4+-N浓度越大,越易促进粪污中的氮素从NH4+-N向NO3-N转化。此结果与陈广银等[36]的研究结果基本一致。

    • NO2-N也是粪污中氮养分的一种形态,粪污贮存过程中NO2-N含量较少。不同处理贮存过程中粪污的NO2-N变化情况如图10所示,粪污贮存过程中,T1和T2处理下层粪污的NO2-N整体呈先上升后下降的趋势,而T1和T2上层呈逐渐上升的趋势。T1、T2和T3处理的初始NO2-N含量为1.47~1.78 mg·L−1;在贮存30 d时,各处理的NO2-N含量范围为2.10~2.87 mg·L−1,上升幅度为38.16%~90.07%。贮存结束时,T1、T2和T3处理的上层NO2-N含量分别为1.03、1.4和1.24 mg·L−1,下降幅度分别为31.78%、4.69%和18.42%;T1、T2和T3处理的中层NO2-N含量分别为1.16、1.46和1.14 mg·L−1,下降幅度分别为26.58%、17.97%和22.45%;T1、T2和T3处理的下层NO2-N含量分别为4.12、4.0和2.14 mg·L−1,上升幅度分别为167.53%、152.83%和38.06%。因NO2-N是硝化和反硝化过程的中间产物,所以其含量变化与NO3-N含量变化相似[44]

    • 粪污中除NH4+-N、NO3-N、NO2-N外,还有大量的Organic-N,约占粪污中氮素总量的60.69%~68.63%,粪污中Organic-N降解率的高低是衡量粪污肥效的重要指标之一。一般认为Organic-N降解率越高,粪污中可利用氮素越高,粪污速效肥效越好,但从粪污氮素固持的角度看,Organic-N降解越快,粪污中氮素损失越多,故减少粪污贮存中Organic-N的转化有利于使粪污在贮存中固持更多的养分。不同处理贮存过程中粪污的Organic-N变化情况如图11所示。所有处理中粪污上层和中层的Organic-N整体呈先上升后下降的趋势,而下层呈逐渐上升的趋势[36]。各处理的初始Organic-N含量为8.37-11.86 g·L−1。T1、T2和T3处理在贮存60~90 d时上层和中层的Organic-N含量达到峰值,其范围为8.06~14.41 g·L−1,与贮存初始Organic-N含量相比升高了6.19%~72.16%,而下层的Organic-N含量仍在上升阶段。贮存结束时,T1、T2和T3处理的上层Organic-N含量分别为3.73、6.32和7.88 g·L−1,下降幅度分别为61.06%、46.71%和13.97%;T1和T3处理的中层Organic-N含量分别为8.6 g·L−1和9.1 g·L−1,下降幅度分别为10.97%和13.09%;T2处理的中层Organic-N含量为9.66 g·L−1,上升幅度为15.41%;T1、T2和T3处理的下层Organic-N含量分别为15.77、15.89和18.70 g·L−1,上升幅度分别为54.76%、60.67%和78.78%;可以看出各处理的Organic-N含量大小为:T3>T2>T1;在相同处理下不同深度粪污的Organic-N含量为:下层>中层>上层,与其他处理相比下层的Organic-N上升幅度也是最大的,这是因为粪污发生沉降现象导致的,此结果与李静[36]的研究结果基本一致。

    • 通过本试验可以看出,机械搅拌与强制曝气处理均可降低粪污贮存中NH3的产生,与自然贮存相比,其减排率分别为8.69%和69.42%。两者效果相差较大,强制曝气处理的减排效率要远大于机械搅拌处理,这可能是因为曝气能将空气通入到粪污中,促进好氧细菌的生长,进而影响氮养分的分解转化过程[47]。在好氧环境中,曝气更易促进有机物的分解,有氧环境使微生物快速代谢为有机酸、醛、醇、挥发性胺类、酚类等有机物,这在一定程度上可减少氨的排放[48]。而机械搅拌处理对于NH3的减排效率较弱,与自然贮存的NH3排放较为接近,可能是因为搅拌时虽对粪污进行混合但与空气接触不足,内部有机物分解后与氧气接触较少,所以转化较少的二氧化碳和水,故对NH3减排效果不足。

      在液体粪污的贮存过程中主要涉及微生物的好氧或厌氧作用,这是因为液体粪污为微生物提供了一种复杂的环境条件,不仅具有好氧微生物所需的环境,同时亦为厌氧微生物提供了所需的生存环境,此过程是液体粪污中有机物降解的主要途径,同样是氮素形态转化的主要方式[23]。液体粪污中的氮主要包含有机态氮和无机态氮,而无机态氮中主要包含有NH4+-N、NO3-N和少量NO2-N,以NH4+-N为主,其中Organic-N和NH4+-N占粪污中TN质量分数的96%以上。粪污中氮素形态主要通过微生物作用和化学平衡作用进行转化,Organic-N在粪污贮存过程中通过微生物的矿化作用向NH4+-N转化,一部分NH4+-N在好氧条件下通过亚硝化细菌的作用下转化为NO2-N,而NO2-N在硝化细菌的作用下转化为NO3-N,同时,粪污中的少量的NO3-N会在厌氧条件下通过微生物的作用转化为NO2-N,另一部分NH4+-N在化学平衡为主的作用下以NH3的形式散逸到环境中,此外,还有少量的NH4+-N在固氮微生物的作用下转化成Organic-N。

      从养分指标来看,如表2所示。在液体粪污贮存过程中TN、NH4+-N、NO3-N含量均呈下降趋势,在氮元素各形态中NH4+-N的损失最为突出,同样是氮元素最主要的损失途径,这与贮存过程中NH3的排放量紧密相关。同时微生物在粪污发酵过程中可以将NH4+-N作为作用底物,将Organic-N转化为可溶性NH4+-N,两者互相作用使得NH4+-N含量降低。而NH4+-N含量变化与微生物的硝化作用有关,在贮存过程中NO3-N可能会在厌氧微生物和化学平衡作用下向NH4+-N转化,使得NH4+-N含量下降[49]

      综上所述,对液体粪污进行强制曝气会使粪水在贮存发酵时处于微氧环境,增加液体粪污中氧气的供给,促进了好氧细菌对有机物的降解,同时抑制了氨化作用,降低了有机态氮向NH4+-N的转化,从而减少了NH3的排放[43]。相对于自然贮存,强制曝气处理的NH3、NO2-N、NO3-N、NH4+-N含量降低,而TN、Organic-N含量升高;搅拌处理的NH3、NH4+-N含量降低,而TN、Organic-N、NO2-N、NO3-N含量升高。其中强制曝气处理的TN、Organic-N含量较机械搅拌处理更高,对氮素固持效果更好,NH3减排效果更佳。因此,强制曝气处理对液体粪污提高粪水养分固持率具有明显作用,对减少环境污染具有重要意义。

    • 1)强制曝气处理的pH上升幅度要大于机械搅拌处理与自然贮存处理,而对于TS和VS来说各处理的变化趋势相似,而机械搅拌和强制曝气处理可减少贮存阶段8.69%和69.42%的NH3排放,其中强制曝气处理对于NH3减排更加有效。

      2)在液体粪污贮存过程中强制曝气处理可降低20.4%的TN损失,而机械搅拌处理仅可降低10.48%的TN损失。NH4+-N在各处理间无显著差异,各处理NO3-N和NO2-N的含量大小影响因素顺序为:机械搅拌>自然贮存>强制曝气;各处理Organic-N含量大小影响因素顺序为:强制曝气>机械搅拌>自然贮存。强制曝气处理更有助于减少含氮有机物的矿化作用,从而减少粪污中有机态氮向无机态氮的转化,减少粪污中氮素的损失。

      3)强制曝气处理可以显著降低粪污中的NH3排放和氮素损失,与机械搅拌处理相比,强制曝气处理可提高氮养分的在固持效率、减少环境污染,建议在养殖液体粪污贮存过程中辅以曝气处理措施。

    参考文献 (49)

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