畜禽養(yǎng)殖糞污工程化處理對(duì)污水理化性狀的影響*

盛 婧, 周 煒, 王子臣, 張麗萍, 孫國(guó)峰

(農(nóng)業(yè)部種養(yǎng)結(jié)合重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院循環(huán)農(nóng)業(yè)研究中心 南京 210014)

隨著我國(guó)經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展, 畜禽養(yǎng)殖業(yè)集約化、規(guī)?；潭炔粩嗵岣? 據(jù)統(tǒng)計(jì)[1], 截至2014年末, 全國(guó)規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖場(chǎng)總數(shù)已達(dá)294萬(wàn)處(生豬出欄50頭以上, 或者相當(dāng)養(yǎng)殖規(guī)模), 規(guī)模畜禽養(yǎng)殖場(chǎng)的糞污處置逐漸上升為農(nóng)業(yè)面源污染的主要問(wèn)題, 將糞污通過(guò)工程技術(shù)處理后在周邊農(nóng)田利用是目前公認(rèn)的最為經(jīng)濟(jì)可行的糞污處置方式。已有研究表明, 工程技術(shù)對(duì)糞污理化性狀影響顯著, 了解畜禽養(yǎng)殖糞污處理過(guò)程中污水理化性狀變化對(duì)于糞污資源化利用具有重要意義。然而, 關(guān)于工程技術(shù)對(duì)糞污理化性狀的影響, 目前缺少定量且系統(tǒng)的報(bào)道。本文在綜述近年來(lái)國(guó)內(nèi)外糞污處理各環(huán)節(jié)理化性狀變化文獻(xiàn)基礎(chǔ)上, 重點(diǎn)就對(duì)固液分離、厭氧發(fā)酵、貯存等3個(gè)工程環(huán)節(jié)對(duì)糞污理化性狀的影響效果進(jìn)行分析, 旨在為規(guī)模養(yǎng)殖場(chǎng)糞污資源化利用提供依據(jù), 同時(shí)也為后續(xù)研究提供新的思路。

1 新鮮畜禽糞污理化性狀

畜禽糞污理化性狀因動(dòng)物類型、飼養(yǎng)階段和清糞工藝不同, 差異極為顯著。從物理性狀而言,不同動(dòng)物間比較, 奶牛糞便干物質(zhì)含量略低于豬糞便, 但顆粒粒徑卻大于豬糞便[2-4]。豬、奶牛糞便粒徑分布均以＜150 μm 小顆粒為主, 其重量占糞便總重量的 57.99%～68.34%。仔豬與育成牛等幼齡動(dòng)物糞便粒徑小于育肥豬與泌乳牛等成年動(dòng)物糞便[5]。

就化學(xué)性狀而言, 在畜禽生產(chǎn)中, 大部分礦質(zhì)養(yǎng)分通過(guò)糞尿被排出體外, 飼料中礦質(zhì)養(yǎng)分僅有少部分能被動(dòng)物生長(zhǎng)吸收利用。豬糞尿較其他動(dòng)物糞便, 含有較高 P和微量元素。豬養(yǎng)殖過(guò)程大約排放出 55%～95%的飼料 N、50%～60%的飼料 P以及80%～90%的飼料添加劑Cu和Zn[6-7]。豬糞的N、P、Zn、Cu含量總體高于牛糞, K含量?jī)烧呦喈?dāng)。我國(guó)規(guī)?；B(yǎng)殖場(chǎng)豬糞(干基)的N、P2O5、K2O、Zn、Cu平均含量分別為 230 g·kg-1、40 g·kg-1、21 g·kg-1、633 mg·kg-1、488 mg·kg-1, 牛糞(干基)的 N、P2O5、K2O、Zn、Cu 平均含量分別為 16 g·kg-1、15 g·kg-1、20 g·kg-1、138 mg·kg-1、48.5 mg·kg-1[8]。同一種動(dòng)物成年期排泄物N、P、K顯著高于幼齡期, 但是不同生育階段豬糞污N∶P2O5∶K2O基本不變[9]。由于集約化養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展, 飼料添加劑和配方飼料得到廣泛應(yīng)用, 畜禽糞便的組成特性顯著改變。與 20世紀(jì)90年代相比, 盡管豬、牛糞便中總氮(TN)平均含量變化不大, 但是總磷(TP)、K含量顯著增加。豬、牛糞便TP平均含量分別增加93.7%、52.0%, K平均含量分別增加54.8%、71.9%。豬糞N∶P∶K比例由過(guò)去的1∶1∶0.6提升至1∶1.7∶0.9, 牛糞N∶P∶K由過(guò)去的1∶0.6∶0.7提升至1∶1∶1.3[10]。從重金屬含量來(lái)看, 豬糞中的Zn、Cu含量顯著增加, 分別增加3.8倍和12.0倍, 而牛糞中Zn、Cu含量則變化不大。同一養(yǎng)殖動(dòng)物類型不同清糞工藝相比, 水泡糞、水沖糞工藝糞污水 N、P濃度顯著高于干清糞工藝[11-12]。具代表性的規(guī)模養(yǎng)豬場(chǎng), 水泡糞方式污水中 CODCr、TN、TP、的濃度分別達(dá)5 340～20 000 mg·L-1、805～1 800 mg·L-1、59～130 mg·L-1、516～1 500 mg·L-1; 而干清糞方式污水中CODCr、TN、TP和的濃度則分別為1 000～7 600 mg·L-1、481～730 mg·L-1、43～220 mg·L-1和 434～610 mg·L-1。不同養(yǎng)分元素在糞尿中的分布比例差異顯著。就規(guī)模養(yǎng)豬場(chǎng)而言, 糞便中TN略高于尿液, 糞便N占排泄總N的48%～72%(平均59%),尿液N占比52%～27%(平均41%); P主要存在于糞便中, 其比例為 77%～83%(平均 81%), 尿液 P占比為23%～17%(平均19%); K則主要以尿液形式排泄,糞便K與尿液K占總K的比例分別為32%～50%(平均 37%)和 68%～50%(平均 63%)[13]。

綜上所述, 畜禽養(yǎng)殖污水中理化性狀隨著養(yǎng)殖動(dòng)物種類、飼養(yǎng)階段、清糞方式等而變化, 在制訂種養(yǎng)結(jié)合方案時(shí), 應(yīng)充分考慮養(yǎng)殖場(chǎng)狀況以及畜禽糞便理化性狀, 確定合理施用量, 避免養(yǎng)分失衡,降低環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)。

2 固液分離對(duì)糞污水理化性狀的影響

固液分離不僅能夠有效分離污水中固體顆粒,還可大大減少糞污貯存設(shè)施規(guī)模、節(jié)約糞污運(yùn)輸成本, 是實(shí)現(xiàn)畜禽養(yǎng)殖糞污資源化和無(wú)害化處理的重要環(huán)節(jié)[14]。畜禽養(yǎng)殖糞便的固液分離方法主要有沉淀分離、篩分分離、螺旋擠壓分離、帶式壓濾分離、沉降離心分離等, 固液分離效率與采用的固液分離方法關(guān)系密切(表1)?，F(xiàn)有沉淀分離方法分離粒徑＜1 000 μm 的有機(jī)物效果好, 其干物質(zhì)去除效率為42%～55%; 篩分方法對(duì)于分離大粒徑的有機(jī)顆粒物具有良好的去除效果, 可分離＞500 μm 顆粒物, 干物質(zhì)去除效率為 8%～31%; 螺旋擠壓方法能截留＞300 μm顆粒, 干物質(zhì)去除效率為19%～35%; 壓濾分離方法對(duì)粒徑＞1 000 μm 的粗顆粒有較好的分離效果, 干物質(zhì)去除效率為 43%～48%; 沉降離心方法則對(duì)去除細(xì)小顆粒最為有效, 能截留＞20 μm 顆粒,干物質(zhì)去除效率為55%～65%[15-17]。固液分離效率與糞污來(lái)源密切相關(guān)。牛糞污的固液分離效率高于豬糞, 主要是由于牛糞中直徑＞25 μm的顆粒比例遠(yuǎn)高于豬糞[5]。

由于糞污中礦質(zhì)元素多以有機(jī)態(tài)形式存在, 因此固液分離在降低固形物濃度同時(shí), 也顯著影響著糞污化學(xué)特征。各種元素在不同顆粒物中分布不同[18], 豬、牛糞便中N主要存在于粒徑＜150 μm的顆粒物中, P和Ca集中于＞250 μm的大顆粒物部分, Cu和Zn等金屬物質(zhì)主要存在于3～25 μm的小顆粒物中, 而K、Na和則主要存在于尿液中[5,15,17,19]。

由于各種元素在顆粒物中分布特征不同, 不同固液分離方法糞污水中TN、TP去除率差異很大(表1)。沉淀方法去除糞污水中TN、TP效率高, 其去除率分別是 TN 22%～37%和 TP 44%～52%; 篩分方法對(duì)糞污水中 TN、TP分離效率較低, 其去除率分別為TN 2.7%～5.5%和TP 2.3%～12%; 螺旋擠壓方法對(duì)糞污水中TN、TP分離效率也較低, 其去除率是TN 4.4%～10%和 TP 12%～30%; 壓濾方法去除 TN、TP效率較高, 其去除率分別為 TN 24%～31%和 TP 30%～42%; 沉降離心方法對(duì)糞污水中 TN、TP具有較好的去除效果, 其去除率分別是 TN 27%～49%和TP 62%～82%。盡管不同固液分離方式下糞污水TN、TP去除率差異很大, 但是均表現(xiàn)為 TP去除率高于TN去除率。由于現(xiàn)有固液分離方法分離的對(duì)象主要是大顆粒物, 因此糞污水中Cu和Zn去除效率較低,僅能夠去除糞污水中8%～12%的Cu和Zn[20]。

此外, 固液分離技術(shù)也顯著影響著糞污水的 N∶P∶K比例。固液分離后, P和有機(jī)物主要集中于固體部分, 而和 K則在液體部分含量豐富[21-22]。Fangueiro等[23]采用不同固液分離方法對(duì)N∶P∶K比例為1∶0.2∶0.4的原料糞污進(jìn)行分離, 結(jié)果發(fā)現(xiàn), 通過(guò)沉淀法固液分離后, 糞污水N∶P∶K比例變?yōu)?∶0.03∶0.7, 分離出的固體N∶P∶K比例為1∶0.4∶0.3;而通過(guò)離心分離后, 糞污水 N∶P∶K 比例則為 1∶0.02∶0.8, 固體N∶P∶K比例為1∶0.5∶0.2。

綜上所述, 由于糞污固相顆粒物大小比例不同,以及各礦質(zhì)元素在固相與液相分布上存在差異, 使得不同固液分離方法的固液相分離效率差異極其顯著, 從而造成固液分離環(huán)節(jié)對(duì)糞污分離后固液相產(chǎn)物的各元素組成影響極大。因此在進(jìn)行工程設(shè)計(jì)時(shí),應(yīng)針對(duì)固液相產(chǎn)物的營(yíng)養(yǎng)元素濃度需求, 選擇合理的固液分離方法。如將糞污水用作N需求量高的作物(如水稻、小麥、葉菜類蔬菜等)肥源時(shí), 可選擇篩分、螺旋擠壓等固液分離方法; 但將糞污水用作 K需求量較高的果樹(shù)肥源時(shí), 宜選擇沉降離心、壓濾、沉淀等分離方法。

表1 固液分離方法對(duì)畜禽糞污固液分離效率的影響Table 1 Effects of solid-liquid separation methods on solid-liquid separation efficiency of livestock slurry

3 厭氧發(fā)酵對(duì)糞污水理化性狀的影響

厭氧發(fā)酵處理前后, 糞污水的最大差異是干物質(zhì)含量的變化[3]。由于厭氧發(fā)酵過(guò)程中顆粒物水解和沉淀, 糞污水總固體含量顯著減少, 去除率約為30%～70%[27]。一般而言, 豬糞污水的總固體去除率高于牛糞污水[28]。糞便厭氧發(fā)酵會(huì)使固體部分顆粒物的組成發(fā)生變化[22]。Levine等[29]根據(jù)污水有機(jī)物顆粒成分和特征, 將其分為4大類: 第1類是可沉降顆粒, 直徑＞100 μm, 其成分主要是有機(jī)殘留物; 第2類是超級(jí)膠體顆粒, 直徑 1～100 μm, 其成分包括細(xì)菌絮凝體、菌絲體、單細(xì)胞和少部分有機(jī)殘留物;第3類是膠體顆粒, 直徑1～0.08 μm, 主要由細(xì)菌構(gòu)成; 第4類是可溶性顆粒, 直徑＜0.08 μm, 主要包括碳水化合物、氨基酸和脂肪酸以及多糖等。

在厭氧發(fā)酵過(guò)程中, 顆粒物分布向大尺寸顆粒物轉(zhuǎn)變[18,30]。發(fā)酵 1周后, 可溶性顆粒顯著增加, 大約持續(xù)20 d左右, 之后由于纖維素組分的水解, 可溶性顆粒消失, 與此同時(shí)細(xì)菌絮凝和菌絲生長(zhǎng), 導(dǎo)致膠體及超級(jí)膠體顆粒比例擴(kuò)大[31]。在厭氧發(fā)酵過(guò)程中細(xì)菌菌絲體不斷生長(zhǎng), 長(zhǎng)度可從1 μm增加到100 μm。在糞污厭氧發(fā)酵開(kāi)始的前40 d, 小于100 μm的顆粒物含量豐富, 42 d后可溶性的、膠體和超級(jí)膠體的顆粒物比例減少, 此時(shí)細(xì)菌底物被耗盡, 開(kāi)始自我消耗,數(shù)量減少, 導(dǎo)致可沉淀顆粒物占優(yōu)勢(shì)[29]。另外, 厭氧發(fā)酵過(guò)程還使得糞污的黏性降低, 從而增加糞污通過(guò)介質(zhì)的過(guò)濾與滲透速率[27,32]。因此, 糞污水經(jīng)厭氧發(fā)酵環(huán)節(jié)將導(dǎo)致固液分離效率降低。

厭氧發(fā)酵過(guò)程中各礦質(zhì)元素在發(fā)酵罐內(nèi)的滯留情況不同, 厭氧發(fā)酵前后N、K、Na總量幾乎不變, 部分 P、Cu、Zn以晶體形式附著于發(fā)酵罐的內(nèi)壁。豬糞經(jīng)厭氧發(fā)酵過(guò)程, 約有25.5%～36.0%的P附著于發(fā)酵罐中; 牛糞厭氧發(fā)酵后, 只有很少一部分 P(＜2%)存留于發(fā)酵罐中, 大部分隨出料排出[18,27,33]。豬糞Cu、Zn在發(fā)酵罐存留比例可達(dá)41.5%和18.4%[27]。

厭氧條件下, 發(fā)酵原料中的有機(jī)氮經(jīng)微生物作用發(fā)生氨化、厭氧氨氧化、反硝化等反應(yīng), 其在液相和固相中的分配比例及其形態(tài)會(huì)發(fā)生重要改變[28]。豬糞和牛糞表現(xiàn)不一致(表2)。與發(fā)酵前進(jìn)料相比, 豬糞發(fā)酵后的出料中N由固相向液相轉(zhuǎn)移, 采用CSTR發(fā)酵工藝, 固相N量比例下降幅度達(dá)28.0%, 液相N量比例增加10.7%; 而牛糞發(fā)酵后的出料中則有少量N由液相轉(zhuǎn)移到固相中, 其主要原因是牛糞發(fā)酵原料C/N比較大, N素易被微生物固定在沼渣中。在發(fā)酵物水解階段后隨著發(fā)酵進(jìn)程,濃度逐步遞增,而濃度則呈下降趨勢(shì)[28]。厭氧發(fā)酵后, 沼液中TN主要由組成, 占TN的46.4%～92.9%, 平均值 72.8%; 有機(jī)氮的含量占 TN的比例也較高, 為11.8%～53.3%, 平均值26.5%; 而含量及占TN的比例相對(duì)較低,占TN的比例不足1%[34]。

豬糞、牛糞厭氧發(fā)酵處理后, 均存在P素由液相向固相轉(zhuǎn)移的趨勢(shì), 且奶牛糞污更為顯著[33]。與發(fā)酵前進(jìn)料相比, 豬、牛糞發(fā)酵后出料中液相P的比例極顯著降低, 降幅達(dá) 77.3%～79.5%; 牛糞出料中固相 P的比例顯著增加, 增幅 38.7%, 而豬糞由于厭氧發(fā)酵過(guò)程中部分P在發(fā)酵罐內(nèi)沉淀, 其出料中固相P的比例則顯著降低(表2)。豬、牛糞污經(jīng)厭氧發(fā)酵后, 出料中可溶性P量較進(jìn)料大幅下降。付廣青等[33]研究表明, 牛糞厭氧發(fā)酵后, 可溶性 P量占 TP量的比例由16.34%降至 3.52%。Güng?r等[35]研究了厭氧發(fā)酵對(duì)奶牛糞便P形態(tài)及其水溶性的影響, 結(jié)果表明發(fā)酵前總可溶性P占總P量為8%～16%, 發(fā)酵后可溶性P比例降低5%～9%, 且厭氧發(fā)酵后顆粒性P含量增加。

值得注意的是, 在糞污厭氧發(fā)酵過(guò)程中, 由于P在發(fā)酵罐的沉積以及N和P在固液相的遷移特征不同, 導(dǎo)致發(fā)酵后糞污以及固相、液相的N∶P比均發(fā)生顯著改變, 從而使得用以消納糞污水所需要的土地面積發(fā)生變化。

表2 豬糞和牛糞厭氧發(fā)酵前后氮磷在固相和液相中的比例變化[28,33]Table 2 Change rates of nitrogen and phosphorus ratios in solid and liquid phases of samples obtained before and after anaerobic digestion of pig and dairy manure %

厭氧發(fā)酵過(guò)程中, 豬糞沼液中Cu和Zn含量顯著降低, 沼渣Cu和Zn含量增加[36]。發(fā)酵結(jié)束后, Cu和Zn大部分存在于沼渣中。Massé等[27]以豬糞為原料進(jìn)行發(fā)酵研究表明, 出料中沼渣Cu和Zn含量占比分別為 67.2%和 74.2%。李軼等[37]對(duì)豬糞厭氧發(fā)酵中 Cu和 Zn形態(tài)研究, 發(fā)現(xiàn)有效態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài) Cu和 Zn均在豬糞沼渣中具有較高的含量, 其中有效態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量在沼渣中的比例分別為76%～88%和 84%～95%; 有效態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài) Zn含量的比例分別為82%～89%和94%～95%。由此可見(jiàn), 厭氧發(fā)酵處理環(huán)節(jié)也有利于提高污水施用的安全性。

4 貯存過(guò)程對(duì)糞污水理化性狀的影響

糞污水物理化學(xué)性狀會(huì)因貯存期間有機(jī)物質(zhì)分解、沉淀和表層結(jié)殼等而發(fā)生顯著改變[6,38]。糞污貯存期間, ＜25 μm顆粒物首先被微生物降解, 與此同時(shí)＞1 mm大顆粒物又因微生物水解和轉(zhuǎn)化形成小顆粒物, 從而導(dǎo)致＞1 mm 大顆粒物比例減少, 糞污中250～1 000 μm的顆粒物相對(duì)比例增加; 而糞污經(jīng)固液分離后再貯存, 則表現(xiàn)為＞100 μm 顆粒物比例減少, ＜100 μm顆粒物比例增加[7,39]。貯存顯著地減少了糞污水中干物質(zhì)的含量。M?ller等[3]研究表明, 在20 ℃條件下貯存5個(gè)月, 干物質(zhì)含量下降25%。

糞污水中液相部分NPK濃度隨著貯存時(shí)間延長(zhǎng)會(huì)發(fā)生不同程度的降低。N在貯存過(guò)程中從有機(jī)態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)闊o(wú)機(jī)態(tài)形式, 且發(fā)生明顯的硝化反應(yīng)。豬糞污水貯存期間, 其礦化有機(jī)氮量占總有機(jī)氮的比例為 40%～80%, 牛糞污水礦化有機(jī)氮的比例為10%～80%[4]。貯存期間 TN 和速效氮濃度均呈下降趨勢(shì), 且隨著貯存溫度越高, 損失加劇[40]。由于沼液中具有較高的比例, 因此其在貯存時(shí)N比糞污原水中 N更易損失[7]。畜禽糞污沼液在溫度20～25 ℃條件下, 貯存 90 d, TN 濃度下降 39.0%～76.5%,濃度的降低趨勢(shì)與TN基本一致, 其降幅略高于 TN, 而含量則在貯存過(guò)程中增加 3～6 倍[40-41]。

不同原料糞污水中液相部分TP和TK濃度隨貯存時(shí)間延長(zhǎng)而下降, 其原因可能是P和K被沼液中固體懸浮物吸附下沉、沼液中微生物及藻類繁殖吸收利用, 或磷酸根離子與沼液中的金屬離子發(fā)生反應(yīng)形成沉淀所致。不同發(fā)酵原料沼液在不同溫度條件下TP和K濃度下降趨勢(shì)相似, 無(wú)顯著差異。畜禽糞污沼液在溫度20～25 ℃條件下, 貯存90 d, TP和K濃度分別下降 61.3%～77.5%和 23.0%～53.5%, 豬糞沼液TP和K濃度降幅高于牛糞沼液[40-41]。可見(jiàn), 沼液貯存時(shí)間越短, 其施用肥效越好。

另外, 不同貯存方式也會(huì)影響并改變沼液特性[7,42]。在短期(＜90 d)內(nèi), 沼液加蓋貯存可減少沼液中 TN、TP、量的下降, 但長(zhǎng)時(shí)間貯存(＞90 d)時(shí), 貯存方式對(duì)TN、TP、量的影響不大[41]。

5 展望

糞污水高效安全利用是當(dāng)前種養(yǎng)結(jié)合的首要難題。由于糞污水中顆粒粒徑分布以及化學(xué)組成受到固液分離方法、厭氧發(fā)酵以及糞污貯存時(shí)間、方法等多個(gè)因素的影響, 糞污水理化性狀不清楚, 導(dǎo)致其難以科學(xué)農(nóng)田施用, 影響了種養(yǎng)結(jié)合的實(shí)際效果。因此, 了解糞污水理化性狀, 對(duì)于實(shí)施種養(yǎng)結(jié)合、促進(jìn)養(yǎng)殖業(yè)可持續(xù)發(fā)展至關(guān)重要?？偟膩?lái)說(shuō), 畜禽養(yǎng)殖糞污水經(jīng)不同工程措施處理, 其顆粒物數(shù)量及大小、礦質(zhì)養(yǎng)分與重金屬含量、形態(tài)均發(fā)生了顯著變化, 固液分離、厭氧發(fā)酵、貯存等工程措施有利于減少糞污水中液相部分顆粒物、TN和TP濃度,并且厭氧發(fā)酵還有利于減少糞污水中液相部分 Cu和Zn含量, 提高糞污水施用安全性, 以上研究對(duì)于制定糞污水農(nóng)田利用工程方案、區(qū)域養(yǎng)分綜合管理計(jì)劃具有重要的指導(dǎo)作用。由于國(guó)內(nèi)外研究側(cè)重于單項(xiàng)工程措施對(duì)污水理化性狀的影響, 現(xiàn)有數(shù)據(jù)支撐難以提出最佳養(yǎng)殖糞污處理方案和組合。糞污水農(nóng)田利用仍然迫切需要加強(qiáng)兩個(gè)方面的工作:

1)開(kāi)展處理工程對(duì)糞污理化性狀影響的全過(guò)程監(jiān)測(cè)評(píng)估。養(yǎng)殖場(chǎng)廢棄物處理工程涉及固液分離、厭氧發(fā)酵、沼液貯存等多個(gè)環(huán)節(jié), 各個(gè)環(huán)節(jié)又包含多種技術(shù)方法, 各環(huán)節(jié)、各種技術(shù)以及不同工藝流程均會(huì)對(duì)糞污水理化性狀產(chǎn)生顯著的影響, 并且其影響程度還與糞污水來(lái)源關(guān)系密切, 導(dǎo)致最終糞污水的理化性質(zhì)差異極大。然而, 目前僅有零碎的單個(gè)環(huán)節(jié)對(duì)糞污水理化性狀影響的研究結(jié)果, 針對(duì)多個(gè)環(huán)節(jié)對(duì)糞污水理化性狀的疊加性影響尚未見(jiàn)研究報(bào)道, 因此無(wú)法從養(yǎng)分資源利用與環(huán)境安全兼顧的角度, 精確地對(duì)養(yǎng)殖場(chǎng)廢棄物所需的農(nóng)田消納面積進(jìn)行估算。迫切需要針對(duì)不同工藝流程, 開(kāi)展糞污水處理工程全過(guò)程理化性狀的監(jiān)測(cè)評(píng)估研究, 為種養(yǎng)結(jié)合規(guī)模配置提供完整參數(shù)。

2)基于農(nóng)田消納的糞污礦質(zhì)養(yǎng)分固液相分配定向調(diào)控技術(shù)研發(fā)。農(nóng)田種植作物類型豐富, 不同類型的農(nóng)作物對(duì)養(yǎng)分的需求量及元素的需求比例不同; 而處理工程的各個(gè)環(huán)節(jié)和不同技術(shù)工藝均會(huì)影響糞污固液相的養(yǎng)分含量及其組成, 即: 也可以通過(guò)工程技術(shù)實(shí)現(xiàn)對(duì)糞污養(yǎng)分固液相分配調(diào)節(jié)。為使養(yǎng)殖場(chǎng)糞污水更有效得到利用、降低糞污水處理成本, 應(yīng)在糞污水處理工程的全過(guò)程監(jiān)測(cè)評(píng)估的基礎(chǔ)上, 加強(qiáng)糞污水中礦質(zhì)養(yǎng)分固液相分配定向調(diào)控技術(shù)研究。根據(jù)養(yǎng)殖場(chǎng)廢棄物處理利用對(duì)象, 分析消納農(nóng)田作物的養(yǎng)分需求特性, 制定針對(duì)農(nóng)田消納需求的訂單式處理工藝流程, 實(shí)現(xiàn)糞污處理工程與農(nóng)田消納的無(wú)縫對(duì)接。

參考文獻(xiàn) References

[1]中國(guó)農(nóng)業(yè)年鑒編輯委員會(huì)編. 中國(guó)農(nóng)業(yè)年鑒 2014[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2015 China Agriculture Yearbook Editorial Committee. China Agriculture Yearbook 2014[M]. Beijing: China Agriculture Press,2015

[2]FANGUEIRO D, MARGARIDA G, GRILO J, et al. Proportion, composition and potential N mineralization of particle size fractions obtained by mechanical separation of animal slurry[J]. Biosystems Engineering, 2010, 106(4): 333–337

[3]M?LLER H B, SOMMER S G, AHRING B K. Separation efficiency and particle size distribution in relation to manure type and storage conditions[J]. Bioresource Technology, 2002,85(2): 189–196

[4]SOMMER S G, PETERSEN S O, S?RENSEN P, et al. Methane and carbon dioxide emissions and nitrogen turnover during liquid manure storage[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2007, 78(1): 27–36

[5]常志州, 黃紅英, 吳軍偉, 等. 豬和奶牛糞便的粒徑及養(yǎng)分分布對(duì)固液分離效率的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010,29(2): 392–395 CHANG Z Z, HUANG H Y, WU J W, et al. Effect of particle sizes and nutrient contents in swine and cow manures on efficiency of solid-liquid separation[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(2): 392–395

[6]HJORTH M, CHRISTENSEN K V, CHRISTENSEN M L, et al. Solid-liquid separation of animal slurry in theory and practice. A review[J]. Agronomy for Sustainable Development,2010, 30(1): 153–180

[7]POPOVIC O, JENSEN L S. Storage temperature affects distribution of carbon, VFA, ammonia, phosphorus, copper and zinc in raw pig slurry and its separated liquid fraction[J].Water Research, 2012, 46(12): 3849–3858

[8]李書(shū)田, 劉榮樂(lè), 陜紅. 我國(guó)主要畜禽糞便養(yǎng)分含量及變化分析[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 28(1): 179–184 LI S T, LIU R L, SHAN H. Nutrient contents in main animal manures in China[J]. Journal of Agro-Environment Science,2009, 28(1): 179–184

[9]SáNCHEZ M, GONZáLEZ J L. The fertilizer value of pig slurry. Ⅰ. Values depending on the type of operation[J]. Bioresource Technology, 2005, 96(10): 1117–1123

[10]單英杰, 章明奎. 不同來(lái)源畜禽糞的養(yǎng)分和污染物組成[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2012, 20(1): 80–86 SHAN Y J, ZHANG M K. Contents of nutrient elements and pollutants in different sources of animal manures[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2012, 20(1): 80–86

[11]祝其麗, 李清, 胡啟春, 等. 豬場(chǎng)清糞方式調(diào)查與沼氣工程適用性分析[J]. 中國(guó)沼氣, 2011, 29(1): 26–28 ZHU Q L, LI Q, HU Q C, et al. Investigation and analysis of animal manure collection methods on pig farms and their applicability to the anaerobic digestion[J]. China Biogas, 2011,29(1): 26–28

[12]劉永豐, 許振成, 吳根義, 等. 清糞方式對(duì)養(yǎng)豬廢水中污染物遷移轉(zhuǎn)化的影響[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2012, 40(6): 318–320 LIU Y F, XU Z C, WU G Y, et al. Effects of manure collection methods on the transfer and transformation of pollutant in pig wastewater[J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2012, 40(6):318–320

[13]郭德杰, 吳華山, 馬艷, 等. 不同豬群糞、尿產(chǎn)生量的監(jiān)測(cè)[J].江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2011, 27(3): 516–522 GUO D J, WU H S, MA Y, et al. Monitoring of the amount of pig manure and urine in different swineries[J]. Jiangsu Journal of Agricultural Sciences, 2011, 27(3): 516–522

[14]M?LLER H B, LUND I, SOMMER S G. Solid-liquid separation of livestock slurry: Efficiency and cost[J]. Bioresource Technology, 2000, 74(3): 223–229

[15]吳軍偉. 畜禽糞便固液分離技術(shù)研究[D]. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學(xué), 2009 WU J W. The research on solid and liquid separation of animal manure[D]. Nanjing: Nanjing Agricultural University,2009

[16]PETERS K, HJORTH M, JENSEN L S, et al. Carbon, nitrogen, and phosphorus distribution in particle size-fractionated separated pig and cattle slurry[J]. Journal of Environment Quality, 2011, 40(1): 224–232

[17]江滔, 溫志國(guó), 馬旭光, 等. 畜禽糞便固液分離技術(shù)特點(diǎn)及效率評(píng)估[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2016, 32(S2): 218–225 JIANG T, WEN Z G, MA X G, et al. Characteristics and efficiency evaluation of livestock slurry separation technologies[J]. Transactions of the CSAE, 2016, 32(S2): 218–225

[18]MARCATO C E, PINELLI E, POUECH P, et al. Particle size and metal distributions in anaerobically digested pig slurry[J].Bioresource Technology, 2008, 99(7): 2340–2348

[19]JAPENGA J, HARMSEN K. Determination of mass balances and ionic balances in animal manure[J]. Netherlands Journal of Agricultural Science, 1990, 38: 354–367

[20]BéLINE F, DAUMER M L, GUIZIOU F. Biological aerobic treatment of pig slurry in France: Nutrients removal efficiency and separation performances[J]. Transactions of the ASAE, 2004, 47(3): 857–864

[21]RIA?O B, GARCíA-GONZáLEZ M C. On-farm treatment of swine manure based on solid-liquid separation and biological nitrification-denitrification of the liquid fraction[J]. Journal of Environmental Management, 2014, 132: 87–93

[22]J?RGENSEN K, JENSEN L S. Chemical and biochemical variation in animal manure solids separated using different commercial separation technologies[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(12): 3088–3096

[23]FANGUEIRO D, LOPES C, SURGY S, et al. Effect of the pig slurry separation techniques on the characteristics and potential availability of N to plants in the resulting liquid and solid fractions[J]. Biosystems Engineering, 2012, 113(2): 187–194

[24]DENGL W, LI Y, CHEN Z A, et al. Separation of swine slurry into different concentration fractions and its influence on biogas fermentation[J]. Applied Energy, 2014, 114: 504–511

[25]CONVERSE J C, KARTHIKEYAN K G. Nutrient and solids separation of flushed dairy manure by gravity settling[J]. Applied Engineering in Agriculture, 2004, 20(4): 503–507

[26]PIETERS J G, NEUKERMANS G G J, COLANBEEN M B A.Farm-scale membrane filtration of sow slurry[J]. Journal of Agricultural Engineering Research, 1999, 73(4): 403–409

[27]MASSé DI, CROTEAU F, MASSE L. The fate of crop nutrients during digestion of swine manure in psychrophilic anaerobic sequencing batch reactors[J]. Bioresource Technology,2007, 98(15): 2819–2823

[28]靳紅梅, 付廣青, 常志州, 等. 豬、牛糞厭氧發(fā)酵中氮素形態(tài)轉(zhuǎn)化及其在沼液和沼渣中的分布[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2012, 28(21): 208–214 JIN H M, FU G Q, CHANG Z Z, et al. Distribution of nitrogen in liquid and solid fraction of pig and dairy manure in anaerobic digestion reactor[J]. Transactions of the CSAE,2012, 28(21): 208–214

[29]LEVINE A D, TCHOBANOGLOUS G, ASANO T. Characterization of the size distribution of contaminants in wastewater: Treatment and reuse implications[J]. Journal of the Water Pollution Control Federation, 1988, 57(7): 805–816

[30]ELMITWALLI T A, SOELLNER J, DE KEIZER A, et al.Biodegradability and change of physical characteristics of particles during anaerobic digestion of domestic sewage[J].Water Research, 2001, 35(5): 1311–1317

[31]ANDARAA R, ESTEBANJ M L. Transition of particle size fractions in anaerobic digestion of the solid fraction of piggery manure[J]. Biomass and Bioenergy, 2002, 23(3): 229–235

[32]COCOLO G, HJORTH M, ZAREBSKA A, et al. Effect of acidification on solid-liquid separation of pig slurry[J]. Biosystems Engineering, 2016, 143: 20–27

[33]付廣青, 葉小梅, 靳紅梅, 等. 厭氧發(fā)酵對(duì)豬與奶牛兩種糞污固液相中磷含量的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013,32(1): 179–184 FU G Q, YE X M, JIN H M, et al. Effect of anaerobic digestion on phosphorus transformation of both pig and dairy manure[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(1):179–184

[34]周楊, 章明奎. 長(zhǎng)三角城郊區(qū)沼液化學(xué)組分特點(diǎn)及其農(nóng)用重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2016, 32(20):101–106 ZHOU Y, ZHANG M K. Characteristics of chemical component and agricultural potential risk assessment of heavy metals of biogas slurry in suburban areas of Yangtze Delta[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2016,32(20): 101–106

[35]GüNG?R K, KARTHIKEYAN K G. Phosphorus forms and extractability in dairy manure: A case study for Wisconsin on-farm anaerobic digesters[J]. Bioresource Technology, 2008,99(2): 425–436

[36]靳紅梅, 付廣青, 常志州. 豬糞及奶牛糞中溫厭氧發(fā)酵對(duì)Cu和Zn的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2015, 28(3): 474–480 JIN H M, FU G Q, CHANG Z Z. Effects of mesophilic anaerobic digestion of pig and dairy manures on Cu and Zn[J].Research of Environmental Sciences, 2015, 28(3): 474–480

[37]李軼, 馮洋洋, 張輝, 等. 溫度對(duì)豬糞厭氧發(fā)酵中 Cu, Zn,Cr形態(tài)的影響[J]. 中國(guó)沼氣, 2017, 35(3): 11–15 LI Y, FENG Y Y, ZHANG H, et al. Effects of different temperatures on form of Cu, Zn, Cr in anaerobic fermentation of pig manure[J]. China Biogas, 2017, 35(3): 11–15

[38]BURTON C H, TURNER C. Manure Management: Treatment Strategies for Sustainable Agriculture[M]. 2nd ed. Silsoe, UK:Silsoe Research Institute, 2003

[39]ZHU J, NDEGWA P M, LUO A. Changes in swine manure solids during storage may affect separation efficiency[J]. Applied Engineering in Agriculture, 2000, 16(5): 571–575

[40]丁京濤, 沈玉君, 孟海波, 等. 沼渣沼液養(yǎng)分含量及穩(wěn)定性分析[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技導(dǎo)報(bào), 2016, 18(4): 139–146 DING J T, SHEN Y J, MENG H B, et al. Nutrition contents and its stability analysis of biogas residue and slurry[J]. Journal of Agricultural Science and Technology, 2016, 18(4): 139–146

[41]吳華山, 郭德杰, 馬艷, 等. 豬糞沼液貯存過(guò)程中養(yǎng)分變化[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 31(12): 2493–2499 WU H S, GUO D J, MA Y, et al. Changes of nutrients in anaerobically digested slurry of pig manure during storage[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2012, 31(12): 2493–2499

[42]劉慶玉, 李曉娟, 翟建宇, 等. 不同貯存條件對(duì)沼液成分的影響[J]. 中國(guó)沼氣, 2017, 35(1): 63–66 LIU Q Y, LI X J, ZHAI J Y, et al. Influence of different storage conditions on biogas slurry composition[J]. China Biogas,2017, 35(1): 63–66