2018, Vol. 26
随着我国经济的快速发展, 畜禽养殖业集约化、规模化程度不断提高, 据统计[1], 截至2014年末, 全国规模化畜禽养殖场总数已达294万处(生猪出栏50头以上, 或者相当养殖规模), 规模畜禽养殖场的粪污处置逐渐上升为农业面源污染的主要问题, 将粪污通过工程技术处理后在周边农田利用是目前公认的最为经济可行的粪污处置方式。已有研究表明, 工程技术对粪污理化性状影响显著, 了解畜禽养殖粪污处理过程中污水理化性状变化对于粪污资源化利用具有重要意义。然而, 关于工程技术对粪污理化性状的影响, 目前缺少定量且系统的报道。本文在综述近年来国内外粪污处理各环节理化性状变化文献基础上, 重点就对固液分离、厌氧发酵、贮存等3个工程环节对粪污理化性状的影响效果进行分析, 旨在为规模养殖场粪污资源化利用提供依据, 同时也为后续研究提供新的思路。
1 新鲜畜禽粪污理化性状畜禽粪污理化性状因动物类型、饲养阶段和清粪工艺不同, 差异极为显著。从物理性状而言, 不同动物间比较, 奶牛粪便干物质含量略低于猪粪便, 但颗粒粒径却大于猪粪便[2-4]。猪、奶牛粪便粒径分布均以 < 150 μm小颗粒为主, 其重量占粪便总重量的57.99%~68.34%。仔猪与育成牛等幼龄动物粪便粒径小于育肥猪与泌乳牛等成年动物粪便[5]。
就化学性状而言, 在畜禽生产中, 大部分矿质养分通过粪尿被排出体外, 饲料中矿质养分仅有少部分能被动物生长吸收利用。猪粪尿较其他动物粪便, 含有较高P和微量元素。猪养殖过程大约排放出55%~95%的饲料N、50%~60%的饲料P以及80%~90%的饲料添加剂Cu和Zn[6-7]。猪粪的N、P、Zn、Cu含量总体高于牛粪, K含量两者相当。我国规模化养殖场猪粪(干基)的N、P2O5、K2O、Zn、Cu平均含量分别为230 g·kg-1、40 g·kg-1、21 g·kg-1、633 mg·kg-1、488 mg·kg-1, 牛粪(干基)的N、P2O5、K2O、Zn、Cu平均含量分别为16 g·kg-1、15 g·kg-1、20 g·kg-1、138 mg·kg-1、48.5 mg·kg-1[8]。同一种动物成年期排泄物N、P、K显著高于幼龄期, 但是不同生育阶段猪粪污N︰P2O5︰K2O基本不变[9]。由于集约化养殖业的快速发展, 饲料添加剂和配方饲料得到广泛应用, 畜禽粪便的组成特性显著改变。与20世纪90年代相比, 尽管猪、牛粪便中总氮(TN)平均含量变化不大, 但是总磷(TP)、K含量显著增加。猪、牛粪便TP平均含量分别增加93.7%、52.0%, K平均含量分别增加54.8%、71.9%。猪粪N︰P︰K比例由过去的1︰1︰0.6提升至1︰1.7︰0.9, 牛粪N︰P︰K由过去的1︰0.6︰0.7提升至1︰1︰1.3[10]。从重金属含量来看, 猪粪中的Zn、Cu含量显著增加, 分别增加3.8倍和12.0倍, 而牛粪中Zn、Cu含量则变化不大。同一养殖动物类型不同清粪工艺相比, 水泡粪、水冲粪工艺粪污水N、P浓度显著高于干清粪工艺[11-12]。具代表性的规模养猪场, 水泡粪方式污水中CODCr、TN、TP、NH4+-N的浓度分别达5 340~20 000 mg·L-1、805~1 800 mg·L-1、59~130 mg·L-1、516~1 500 mg·L-1; 而干清粪方式污水中CODCr、TN、TP和NH4+-N的浓度则分别为1 000~7 600 mg·L-1、481~730 mg·L-1、43~220 mg·L-1和434~610 mg·L-1。不同养分元素在粪尿中的分布比例差异显著。就规模养猪场而言, 粪便中TN略高于尿液, 粪便N占排泄总N的48%~72%(平均59%), 尿液N占比52%~27%(平均41%); P主要存在于粪便中, 其比例为77%~83%(平均81%), 尿液P占比为23%~17%(平均19%); K则主要以尿液形式排泄, 粪便K与尿液K占总K的比例分别为32%~50%(平均37%)和68%~50%(平均63%)[13]。
综上所述, 畜禽养殖污水中理化性状随着养殖动物种类、饲养阶段、清粪方式等而变化, 在制订种养结合方案时, 应充分考虑养殖场状况以及畜禽粪便理化性状, 确定合理施用量, 避免养分失衡, 降低环境污染风险。
2 固液分离对粪污水理化性状的影响固液分离不仅能够有效分离污水中固体颗粒, 还可大大减少粪污贮存设施规模、节约粪污运输成本, 是实现畜禽养殖粪污资源化和无害化处理的重要环节[14]。畜禽养殖粪便的固液分离方法主要有沉淀分离、筛分分离、螺旋挤压分离、带式压滤分离、沉降离心分离等, 固液分离效率与采用的固液分离方法关系密切(表 1)。现有沉淀分离方法分离粒径 < 1 000 μm的有机物效果好, 其干物质去除效率为42%~55%;筛分方法对于分离大粒径的有机颗粒物具有良好的去除效果, 可分离 > 500 μm颗粒物, 干物质去除效率为8%~31%;螺旋挤压方法能截留 > 300 μm颗粒, 干物质去除效率为19%~35%;压滤分离方法对粒径 > 1 000 μm的粗颗粒有较好的分离效果, 干物质去除效率为43%~48%;沉降离心方法则对去除细小颗粒最为有效, 能截留 > 20 μm颗粒, 干物质去除效率为55%~65%[15-17]。固液分离效率与粪污来源密切相关。牛粪污的固液分离效率高于猪粪, 主要是由于牛粪中直径 > 25 μm的颗粒比例远高于猪粪[5]。
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表1 固液分离方法对畜禽粪污固液分离效率的影响 Table 1 Effects of solid-liquid separation methods on solid-liquid separation efficiency of livestock slurry |
由于粪污中矿质元素多以有机态形式存在, 因此固液分离在降低固形物浓度同时, 也显著影响着粪污化学特征。各种元素在不同颗粒物中分布不同[18], 猪、牛粪便中N主要存在于粒径 < 150 μm的颗粒物中, P和Ca集中于 > 250 μm的大颗粒物部分, Cu和Zn等金属物质主要存在于3~25 μm的小颗粒物中, 而K、Na和NH4+-N则主要存在于尿液中[5, 15, 17, 19]。
由于各种元素在颗粒物中分布特征不同, 不同固液分离方法粪污水中TN、TP去除率差异很大(表 1)。沉淀方法去除粪污水中TN、TP效率高, 其去除率分别是TN 22%~37%和TP 44%~52%;筛分方法对粪污水中TN、TP分离效率较低, 其去除率分别为TN 2.7%~5.5%和TP 2.3%~12%;螺旋挤压方法对粪污水中TN、TP分离效率也较低, 其去除率是TN 4.4%~10%和TP 12%~30%;压滤方法去除TN、TP效率较高, 其去除率分别为TN 24%~31%和TP 30%~42%;沉降离心方法对粪污水中TN、TP具有较好的去除效果, 其去除率分别是TN 27%~49%和TP 62%~82%。尽管不同固液分离方式下粪污水TN、TP去除率差异很大, 但是均表现为TP去除率高于TN去除率。由于现有固液分离方法分离的对象主要是大颗粒物, 因此粪污水中Cu和Zn去除效率较低, 仅能够去除粪污水中8%~12%的Cu和Zn[20]。
此外, 固液分离技术也显著影响着粪污水的N︰P︰K比例。固液分离后, P和有机物主要集中于固体部分, 而NH4+-N和K则在液体部分含量丰富[21-22]。Fangueiro等[23]采用不同固液分离方法对N︰P︰K比例为1︰0.2︰0.4的原料粪污进行分离, 结果发现, 通过沉淀法固液分离后, 粪污水N︰P︰K比例变为1︰0.03︰0.7, 分离出的固体N︰P︰K比例为1︰0.4︰0.3;而通过离心分离后, 粪污水N︰P︰K比例则为1︰0.02︰0.8, 固体N︰P︰K比例为1︰0.5︰0.2。
综上所述, 由于粪污固相颗粒物大小比例不同, 以及各矿质元素在固相与液相分布上存在差异, 使得不同固液分离方法的固液相分离效率差异极其显著, 从而造成固液分离环节对粪污分离后固液相产物的各元素组成影响极大。因此在进行工程设计时, 应针对固液相产物的营养元素浓度需求, 选择合理的固液分离方法。如将粪污水用作N需求量高的作物(如水稻、小麦、叶菜类蔬菜等)肥源时, 可选择筛分、螺旋挤压等固液分离方法; 但将粪污水用作K需求量较高的果树肥源时, 宜选择沉降离心、压滤、沉淀等分离方法。
3 厌氧发酵对粪污水理化性状的影响厌氧发酵处理前后, 粪污水的最大差异是干物质含量的变化[3]。由于厌氧发酵过程中颗粒物水解和沉淀, 粪污水总固体含量显著减少, 去除率约为30%~70%[27]。一般而言, 猪粪污水的总固体去除率高于牛粪污水[28]。粪便厌氧发酵会使固体部分颗粒物的组成发生变化[22]。Levine等[29]根据污水有机物颗粒成分和特征, 将其分为4大类:第1类是可沉降颗粒, 直径 > 100 μm, 其成分主要是有机残留物; 第2类是超级胶体颗粒, 直径1~100 μm, 其成分包括细菌絮凝体、菌丝体、单细胞和少部分有机残留物; 第3类是胶体颗粒, 直径1~0.08 μm, 主要由细菌构成; 第4类是可溶性颗粒, 直径 < 0.08 μm, 主要包括碳水化合物、氨基酸和脂肪酸以及多糖等。
在厌氧发酵过程中, 颗粒物分布向大尺寸颗粒物转变[18, 30]。发酵1周后, 可溶性颗粒显著增加, 大约持续20 d左右, 之后由于纤维素组分的水解, 可溶性颗粒消失, 与此同时细菌絮凝和菌丝生长, 导致胶体及超级胶体颗粒比例扩大[31]。在厌氧发酵过程中细菌菌丝体不断生长, 长度可从1 μm增加到100 μm。在粪污厌氧发酵开始的前40 d, 小于100 μm的颗粒物含量丰富, 42 d后可溶性的、胶体和超级胶体的颗粒物比例减少, 此时细菌底物被耗尽, 开始自我消耗, 数量减少, 导致可沉淀颗粒物占优势[29]。另外, 厌氧发酵过程还使得粪污的黏性降低, 从而增加粪污通过介质的过滤与渗透速率[27, 32]。因此, 粪污水经厌氧发酵环节将导致固液分离效率降低。
厌氧发酵过程中各矿质元素在发酵罐内的滞留情况不同, 厌氧发酵前后N、K、Na总量几乎不变, 部分P、Cu、Zn以晶体形式附着于发酵罐的内壁。猪粪经厌氧发酵过程, 约有25.5%~36.0%的P附着于发酵罐中; 牛粪厌氧发酵后, 只有很少一部分P(< 2%)存留于发酵罐中, 大部分随出料排出[18, 27, 33]。猪粪Cu、Zn在发酵罐存留比例可达41.5%和18.4%[27]。
厌氧条件下, 发酵原料中的有机氮经微生物作用发生氨化、厌氧氨氧化、反硝化等反应, 其在液相和固相中的分配比例及其形态会发生重要改变[28]。猪粪和牛粪表现不一致(表 2)。与发酵前进料相比, 猪粪发酵后的出料中N由固相向液相转移, 采用CSTR发酵工艺, 固相N量比例下降幅度达28.0%, 液相N量比例增加10.7%;而牛粪发酵后的出料中则有少量N由液相转移到固相中, 其主要原因是牛粪发酵原料C/N比较大, N素易被微生物固定在沼渣中。在发酵物水解阶段后随着发酵进程, NH4+-N浓度逐步递增, 而NO3--N浓度则呈下降趋势[28]。厌氧发酵后, 沼液中TN主要由NH4+-N组成, 占TN的46.4%~92.9%, 平均值72.8%;有机氮的含量占TN的比例也较高, 为11.8%~53.3%, 平均值26.5%;而NO3--N含量及占TN的比例相对较低, NO3--N占TN的比例不足1%[34]。
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表2 猪粪和牛粪厌氧发酵前后氮磷在固相和液相中的比例变化[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 |
猪粪、牛粪厌氧发酵处理后, 均存在P素由液相向固相转移的趋势, 且奶牛粪污更为显著[33]。与发酵前进料相比, 猪、牛粪发酵后出料中液相P的比例极显著降低, 降幅达77.3%~79.5%;牛粪出料中固相P的比例显著增加, 增幅38.7%, 而猪粪由于厌氧发酵过程中部分P在发酵罐内沉淀, 其出料中固相P的比例则显著降低(表 2)。猪、牛粪污经厌氧发酵后, 出料中可溶性P量较进料大幅下降。付广青等[33]研究表明, 牛粪厌氧发酵后, 可溶性P量占TP量的比例由16.34%降至3.52%。Güng r等[35]研究了厌氧发酵对奶牛粪便P形态及其水溶性的影响, 结果表明发酵前总可溶性P占总P量为8%~16%, 发酵后可溶性P比例降低5%~9%, 且厌氧发酵后颗粒性P含量增加。
值得注意的是, 在粪污厌氧发酵过程中, 由于P在发酵罐的沉积以及N和P在固液相的迁移特征不同, 导致发酵后粪污以及固相、液相的N︰P比均发生显著改变, 从而使得用以消纳粪污水所需要的土地面积发生变化。
厌氧发酵过程中, 猪粪沼液中Cu和Zn含量显著降低, 沼渣Cu和Zn含量增加[36]。发酵结束后, Cu和Zn大部分存在于沼渣中。Massé等[27]以猪粪为原料进行发酵研究表明, 出料中沼渣Cu和Zn含量占比分别为67.2%和74.2%。李轶等[37]对猪粪厌氧发酵中Cu和Zn形态研究, 发现有效态、残渣态Cu和Zn均在猪粪沼渣中具有较高的含量, 其中有效态、残渣态Cu含量在沼渣中的比例分别为76%~88%和84%~95%;有效态、残渣态Zn含量的比例分别为82%~89%和94%~95%。由此可见, 厌氧发酵处理环节也有利于提高污水施用的安全性。
4 贮存过程对粪污水理化性状的影响粪污水物理化学性状会因贮存期间有机物质分解、沉淀和表层结壳等而发生显著改变[6, 38]。粪污贮存期间, < 25 μm颗粒物首先被微生物降解, 与此同时 > 1 mm大颗粒物又因微生物水解和转化形成小颗粒物, 从而导致 > 1 mm大颗粒物比例减少, 粪污中250~1 000 μm的颗粒物相对比例增加; 而粪污经固液分离后再贮存, 则表现为 > 100 μm颗粒物比例减少, < 100 μm颗粒物比例增加[7, 39]。贮存显著地减少了粪污水中干物质的含量。Møller等[3]研究表明, 在20 ℃条件下贮存5个月, 干物质含量下降25%。
粪污水中液相部分NPK浓度随着贮存时间延长会发生不同程度的降低。N在贮存过程中从有机态转变为无机态形式, 且发生明显的硝化反应。猪粪污水贮存期间, 其矿化有机氮量占总有机氮的比例为40%~80%, 牛粪污水矿化有机氮的比例为10%~80%[4]。贮存期间TN和速效氮浓度均呈下降趋势, 且随着贮存温度越高, 损失加剧[40]。由于沼液中具有较高的NH4+-N比例, 因此其在贮存时N比粪污原水中N更易损失[7]。畜禽粪污沼液在温度20~25 ℃条件下, 贮存90 d, TN浓度下降39.0%~ 76.5%, NH4+-N浓度的降低趋势与TN基本一致, 其降幅略高于TN, 而NO3--N含量则在贮存过程中增加3~6倍[40-41]。
不同原料粪污水中液相部分TP和TK浓度随贮存时间延长而下降, 其原因可能是P和K被沼液中固体悬浮物吸附下沉、沼液中微生物及藻类繁殖吸收利用, 或磷酸根离子与沼液中的金属离子发生反应形成沉淀所致。不同发酵原料沼液在不同温度条件下TP和K浓度下降趋势相似, 无显著差异。畜禽粪污沼液在温度20~25 ℃条件下, 贮存90 d, TP和K浓度分别下降61.3%~77.5%和23.0%~53.5%, 猪粪沼液TP和K浓度降幅高于牛粪沼液[40-41]。可见, 沼液贮存时间越短, 其施用肥效越好。
另外, 不同贮存方式也会影响并改变沼液特性[7, 42]。在短期(< 90 d)内, 沼液加盖贮存可减少沼液中TN、TP、NH4+-N量的下降, 但长时间贮存(> 90 d)时, 贮存方式对TN、TP、NH4+-N量的影响不大[41]。
5 展望粪污水高效安全利用是当前种养结合的首要难题。由于粪污水中颗粒粒径分布以及化学组成受到固液分离方法、厌氧发酵以及粪污贮存时间、方法等多个因素的影响, 粪污水理化性状不清楚, 导致其难以科学农田施用, 影响了种养结合的实际效果。因此, 了解粪污水理化性状, 对于实施种养结合、促进养殖业可持续发展至关重要。总的来说, 畜禽养殖粪污水经不同工程措施处理, 其颗粒物数量及大小、矿质养分与重金属含量、形态均发生了显著变化, 固液分离、厌氧发酵、贮存等工程措施有利于减少粪污水中液相部分颗粒物、TN和TP浓度, 并且厌氧发酵还有利于减少粪污水中液相部分Cu和Zn含量, 提高粪污水施用安全性, 以上研究对于制定粪污水农田利用工程方案、区域养分综合管理计划具有重要的指导作用。由于国内外研究侧重于单项工程措施对污水理化性状的影响, 现有数据支撑难以提出最佳养殖粪污处理方案和组合。粪污水农田利用仍然迫切需要加强两个方面的工作:
1) 开展处理工程对粪污理化性状影响的全过程监测评估。养殖场废弃物处理工程涉及固液分离、厌氧发酵、沼液贮存等多个环节, 各个环节又包含多种技术方法, 各环节、各种技术以及不同工艺流程均会对粪污水理化性状产生显著的影响, 并且其影响程度还与粪污水来源关系密切, 导致最终粪污水的理化性质差异极大。然而, 目前仅有零碎的单个环节对粪污水理化性状影响的研究结果, 针对多个环节对粪污水理化性状的叠加性影响尚未见研究报道, 因此无法从养分资源利用与环境安全兼顾的角度, 精确地对养殖场废弃物所需的农田消纳面积进行估算。迫切需要针对不同工艺流程, 开展粪污水处理工程全过程理化性状的监测评估研究, 为种养结合规模配置提供完整参数。
2) 基于农田消纳的粪污矿质养分固液相分配定向调控技术研发。农田种植作物类型丰富, 不同类型的农作物对养分的需求量及元素的需求比例不同; 而处理工程的各个环节和不同技术工艺均会影响粪污固液相的养分含量及其组成, 即:也可以通过工程技术实现对粪污养分固液相分配调节。为使养殖场粪污水更有效得到利用、降低粪污水处理成本, 应在粪污水处理工程的全过程监测评估的基础上, 加强粪污水中矿质养分固液相分配定向调控技术研究。根据养殖场废弃物处理利用对象, 分析消纳农田作物的养分需求特性, 制定针对农田消纳需求的订单式处理工艺流程, 实现粪污处理工程与农田消纳的无缝对接。
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