规模化猪场的发展对于提高养猪业的机械化和现代化具有重要的作用, 但是规模化程度的不断扩大, 也带来了猪场粪便污染物的集中排放, 给生态环境造成巨大压力。固液分离机目前广泛应用于规模化养猪场粪污前处理, 能够实现粪污水的减量化。猪粪渣是猪场粪污水经固液分离后的固体物质, 其主要成分有猪饲料中未分解的玉米皮、猪毛、粗纤维等物质, 具有有机质含量高、容重低、疏松度高的特点, 且经水洗后其盐分含量较低、养分适中、重金属含量低。猪粪渣经过好氧堆肥发酵后可作为一种很好的有机肥料, 但其理化性状与猪粪有明显的区别。目前, 对于猪粪堆肥的研究比较多, 而猪粪渣堆肥的研究还比较鲜见。

添加调理剂可提高好氧堆肥效果, 但是不同的调理剂对好氧堆肥过程堆体的温度、水分、碳素、氮素的含量以及恶臭气体的排放等因素都有一定的影响^[1-3]。因此, 选择合适的调理剂对于猪粪渣的好氧堆肥处理有重要的意义。菌糠是指食用菌栽培采收后废弃的固体培养基质^[4], 而食用菌的培养基一般含秸秆、棉籽壳、木屑、玉米芯等原料。中国食用菌产业每年产生的废弃菌糠总量达900万t^[5], 而目前大部分食用菌厂处置菌糠的方法主要为直接丢弃或就地焚烧^[6]。这不仅导致腐烂恶臭或空气污染, 而且造成资源浪费。菌糠中不仅残留有大量的营养物质, 还具有良好的物理性状如透气透水性好、粒径均匀等, 可作为堆肥的良好调理剂^[7]。目前, 虽然有一些针对菌糠作为堆肥调理剂的研究, 但将其作为猪粪渣堆肥的调理剂的研究还未见报道。

本研究以规模化养猪场固液分离后的猪粪渣为试验对象, 研究了菌糠作为猪粪渣堆肥调理剂对堆肥腐熟度和NH₃排放的影响, 旨在为提升猪粪渣堆肥配方、工艺技术、氨气减排等提供理论依据和参考。

1 材料与方法 1.1 试验材料

试验采用来自福清市某大型生态养猪场的粪污水经固液分离机分离后的粪渣, 其主要理化性状为:含水率74.1%, 有机碳359 g·kg^-1, 全氮17.4 g·kg^-1, 全磷16.6 g·kg^-1, 全钾5.80 g·kg^-1, C/N 20.7。菌糠是经栽培过海鲜菇的废弃菌棒, 来自罗源县某海鲜菇厂, 其主要理化性状为:含水率50.9%, 有机碳386 g·kg^-1, 全氮22.7 g·kg^-1, 全磷9.68 g·kg^-1, 全钾14.1 g·kg^-1, C/N 17.0。

1.2 试验方法

试验设置对照 (不添加菌糠) 和4个添加不同比例菌糠处理, 各处理配方见表 1。

试验采用条垛式好氧堆肥。人工将猪粪、菌糠按表 1中的比例称重后混合均匀, 使混合物料含水率调节至70%~75%。将搅拌均匀的物料堆成条垛放在事先准备好的场地, 堆体横截面呈梯形, 下底面长和宽分别为220 cm和150 cm, 上底面长和宽分别为150 cm和80 cm, 堆体高50 cm。试验从2015年10月10日开始至2015年11月14日, 共36 d, 期间每周翻堆一次。

堆肥期内, 每周取样一次, 每次取样300 g。样品一式三份, 一份储存在4 ℃冰箱中待测pH、电导率 (EC)、发芽率指数 (GI); 一份用烘箱在105 ℃条件下烘干, 测定含水率; 另一份自然风干, 粉碎后作为干样, 待测总氮、总磷 (P₂O₅)、总钾 (K₂O) 和总有机碳 (TOC)。

1.3 测定指标与方法

(1) 温度:用温度计对堆体多个位置的温度进行测定, 取平均值。温度每天上午9: 00测量一次, 随机取6个堆体部位分别测定距离表层10、25 cm和40 cm位置的温度 (取平均值)。

(2) 氨气 (NH₃):使用便携式检测仪通过静态箱法测定。测定时, 用一透明塑料箱 (30 cm×30 cm×30 cm, 长×宽×高) 盖于堆肥表面, 四周覆盖严实。取样时间为30 min, 每隔10 min取样测定。每天上午9: 00开始测定, 所测值用于计算当天的NH₃排放量, 总排放为每日排放量相加, 未测定天数的值取相邻天数的平均值。

(3) 水分: 105 ℃烘干法测定。

(4) 有机质:重铬酸钾容量法。

(5) 总氮、总磷和总钾含量:样品用H₂SO₄-H₂O₂消煮, 总氮用开氏定氮法, 总磷用钒钼酸铵比色法, 总钾用火焰光度法测定。

(6) pH值:直接用pH计测定 (水样比10: 1)。

(7) EC值:直接用EC计测定 (水样比10: 1)。

(8) 种子发芽指数 (GI):新鲜样品与水按照1: 10(W/V) 比例混合振荡2 h, 上清液经滤纸过滤后待用。把一张大小合适的滤纸放入干净无菌的9 cm培养皿中, 滤纸上整齐摆放10粒小白菜种子。准确吸取5 mL滤液于培养皿中, 在25 ℃黑暗条件下的培养箱中培养48 h, 测定种子的发芽率和根长, 同时用去离子水作空白对照。

GI=浸提液发芽数×根长/(对照液发芽数×根长)×100%。

1.4 数据统计方法

运用SAS v8.1软件进行数据统计分析。

2 试验结果与分析 2.1 温度的变化

温度是评价堆肥稳定度最简便的物理指标, 也是评价堆肥达到无害化的重要指标^[8], 当其趋于环境温度时, 表明堆肥已稳定。根据《粪便无害化卫生标准》(GB 7959-1987) 规定, 堆肥温度在50~55 ℃以上并维持5~7 d, 就能够达到粪便无害化卫生标准。从图 1可以看出, 对照温度在堆肥开始后第4 d才达到50 ℃以上, 而各处理温度均在堆肥开始后第2 d即达到50 ℃以上, 说明添加菌糠可以缩短猪粪渣堆肥进入高温期的时间。这与薛智勇等^[9]的研究结果一致。CK及T1、T2、T3、T4处理温度均在50 ℃以上维持了14 d或14 d以上, 符合粪便无害化卫生标准, 最高温度分别达到了56.9、64.5、64.1、60.8、63.0 ℃, 随后温度逐渐降低并趋于环境温度, 表明堆肥趋于稳定^[10]。

2.2 含水率的变化

水分是影响堆肥效果的重要参数。从图 2中含水率变化可以看出, 对照和处理堆肥含水率变化一致, 均呈下降趋势。堆肥第36 d时, 除T3处理含水率为59%外, 各处理含水率都保持在55%左右, T1至T4处理的堆肥含水率分别比初始含水率减少16.1%、16.3%、12.5%和15.0%, 水分损失率分别为22.6%、22.8%、17.5%和21.1%;而对照堆肥第36 d时, 含水率仍在65%, 比初始含水率减少11.1%, 损失率仅为14.5%。堆肥过程中含水率的下降, 一方面与堆体温度和高温维持时间有关^[9], 另一方面可能与堆体的颗粒度及孔隙度有关。

2.3 pH值的变化

堆肥pH值受堆肥原料和条件的影响, 只能作为堆肥腐熟的一个必要条件, 而不是充分条件。从图 3看出, 对照和处理堆肥的pH值都呈现出下降直至趋于平稳的趋势, 但是添加菌渣的各处理在第12 d之后, pH值下降就开始趋缓, 而对照处理的pH值则在第21 d后才开始稳定。而且在堆肥中后期, 添加菌糠处理的pH值均高于对照。这是因为添加菌糠降低了堆体的水分含量, 增加了堆体的孔隙度, 降低了NH₃挥发速率, 减少了硝化菌硝化作用产生的H⁺和有机物分解产生的有机酸^[11]。堆肥结束时, 各处理的pH值均符合《有机肥料》(NY 525-2012) 标准规定的7.0~8.5的要求。

2.4 电导率的变化

电导率 (EC) 表示堆肥过程中可溶性盐的变化。电导率反映了堆肥中可溶性盐的含量, 堆肥产品电导率高于4000 μS·cm^-1时, 会对植物生长产生负面影响, 如发芽率低、萎蔫等^[12]。由图 4可知, 对照和各处理电导率在堆肥过程中呈不断上升的趋势, 并在堆肥后期稳定在1600 μS·cm^-1左右, 均低于4000 μS·cm^-1, 不会对植物产生毒害作用。电导率的逐渐升高是微生物对有机物的降解导致盐类物质产生的结果。另外从图 4还可以看出, 堆肥前和堆肥后, 添加菌糠的各处理电导率均高于对照处理。这是因为菌糠是栽培食用菌后的剩余培养基, 其中含有少许营养盐类, 造成菌糠的电导率偏高, 而猪粪渣是污水分离出的固体粪渣, 其电导率较低。

2.5 种子发芽率指数的变化

相对于其他的理化指标, 种子发芽率指数 (GI) 是更能够直接反应堆肥浸提液对于植物毒性的指标, 因为未腐熟的堆肥浸提液含有高浓度的NH⁺4、小分子有机酸、重金属等有毒物质对植物种子的生长有很强的抑制作用。理论上, 当GI≥100%时, 可以认为堆肥对植物没有毒性。但一般认为:当GI>50%时, 可以判定堆肥对植物基本没有毒性; 当GI>80%时, 堆肥对植物完全没有毒性。从图 5可以看出, 整个堆肥过程中对照和处理均维持了较高的GI, 说明堆肥条件适宜, 堆肥过程中没有植物毒性物质的积累。堆肥结束时, 对照和处理种子发芽率均达到了70%以上, 其中对照组的最高, 为97%, 各处理依次为76%、70%、74%和74%。测定结果也说明猪粪渣的生物毒性较低, 而菌渣毒性物质要高于猪粪渣, 添加菌渣反而降低了堆肥的GI。这是因为猪粪渣是猪粪经水洗后的污水再经固液分离机分离出的固体物质, 水洗过程中去除了猪粪中的生物毒性物质。

2.6 干物质降解率的变化

堆肥是微生物分解利用有机物及转化成腐殖质的过程。堆肥过程中灰分的总量保持不变, 干物质降解率的变化反映了堆肥中有机物的降解程度, 干物质降解率越高, 堆肥稳定度越高, 堆肥过程进行得越彻底^[13]。从表 2可以看出, 随着菌糠添加比例的增加, 各处理的干物质降解率依次降低。这可能是因为菌糠经过栽培食用菌之后, 其易降解物质已被真菌分解利用过, 而剩余的物质主要以纤维素类物质为主, 降解难度较大。堆肥结束时, 对照和处理的干物质降解率依次分别为43.6%、45.3%、42.7%、34.0%和31.1%。

2.7 碳素平衡及C/N变化

碳素平衡及C/N变化情况见表 3。可以看出, 堆肥后物料的有机碳含量相对堆肥前均有所下降, 各处理下降幅度介于34~55 g·kg^-1。这是堆肥后微生物迅速繁殖分解有机碳造成的, 而对照则下降幅度明显, 下降了128 g·kg^-1。堆肥前对照处理的有机碳含量最高, 为561 g·kg^-1, 与其他处理相比差异显著; 而堆肥后对照处理的有机碳含量最低, 仅为433 g·kg^-1, 与其他处理相比差异显著。从表 3还可以看出, 有机碳损失率随着物料中添加菌糠比例的增加而减少, T4处理的有机碳损失率为35.8%, 而对照则高达56%, 说明菌糠中所含的有机质相对猪粪渣中的有机质更难降解。这是因为菌糠经过栽培食用菌之后, 其易降解物质已经过真菌分解利用, 剩余的物质主要以纤维素类物质为主, 降解难度较大。表 3中的C/N数据显示, 堆肥后各处理物料的C/N均下降至17.7~18.8之间, 而对照的C/N下降幅度较大, 降至16.2。

2.8 养分变化

堆肥发酵过程中, 堆肥物料随着有机碳的迅速分解, 水分的损失, 物质总量的减少, 养分往往表现为"浓缩效应", 但是氮素除了"浓缩效应"以外还有氮素挥发损失^[14]。表 4是堆肥前后物料养分变化情况。可以看出, 堆肥后各处理和对照物料的全氮、全磷和全钾含量均有明显的增加, 其中全氮含量增加范围为7.4~10.1 g·kg^-1, 全磷含量增加范围为5.0~14.9 g·kg^-1, 全钾含量增加范围为2.8~7.3 g·kg^-1, 且全磷和全钾含量均随着菌糠添加比例的增加而减少。这可能是因为菌糠含有较多难以再降解的木质素等有机质, 随着菌糠添加量的增加, 堆肥的干物质降解率降低, 表现为"浓缩效应"相对更弱, 而猪粪渣所含的有机质相对容易降解, 对照的"浓缩效应"更明显。从表 4还可以看出, 堆肥后对照及各处理的总养分符合《有机肥料》(NY 525-2012) 标准, 其中对照的总养分最高, 达到了69.6 g·kg^-1。

2.9 NH₃排放的变化

堆肥过程中, 氮素损失是普遍存在的问题^[15], 而NH₃挥发是最主要的途径^[16], 研究表明猪粪堆肥过程中, NH₃排放引起的氮素损失可占到总氮损失的32.3%~50.0%^[17]。从图 6a可以看出, 对照和处理总体变化趋势一致, NH₃的排放高峰均出现在高温期前期, 其中T2处理NH₃排放量的峰值较低。从图 6b可以看出, T1至T4各处理的NH₃累积排放量分别为5.87、5.50、4.85、4.82 g。除对照外, 随菌糠添加量的增加各处理间NH₃的累积排放量依次降低, 与秦莉等^[18]和沈玉君等^[19]的研究结果一致; 而不添加菌糠的对照处理NH₃累积排放量为5.11 g, 介于T2和T3处理之间。这可能是由于对照堆体与T1、T2处理相比最高温度较低且高温期持续时间较短, 以及堆体的初始pH值较低, 造成NH₃的挥发量少于T1、T2处理; 而T3、T4处理则是由于菌糠的量增加, 增强了物理吸附作用从而减少NH₃的排放。这说明菌糠的添加比例大于0.3时, 才有利于减少猪粪渣堆肥过程中NH₃的排放。

3 讨论

堆肥工程是一个系统而且复杂的过程, 堆肥品质、腐熟度及NH₃排放的主要影响因素有温度、水分、pH值和EC值等。

堆肥的温度变化直接反映堆肥发酵是否正常, 同时也是影响NH₃排放的重要因素^[20]。本研究中对照处理即单纯猪粪渣堆肥处理温度也可以正常升温并维持在50 ℃以上14 d, 达到堆肥无害化效果, 但其温度在堆肥开始后第4 d才达到50 ℃以上, 而其他处理温度均在堆肥开始后第2 d即达到50 ℃以上。这是因为通过添加菌糠作为调理剂, 降低了堆体的初始水分含量, 从而缩短猪粪渣堆肥进入高温期的时间。本研究中T1和T2处理的氨累积排放量要高于T3和T4处理, 是因为T1和T2处理维持高温时间较长, 维持在50 ℃以上的天数分别是23 d和21 d, 而T3和T4处理则分别是20 d和19 d。

pH值是影响堆体NH₃排放的重要因素, 当堆体pH值较高时, NH₃挥发损失相对容易。虽然本研究中添加菌糠越多的T3和T4处理其初始pH值均高于其他处理, 但是并未增加NH₃排放, 反而比T1、T2和对照处理更少。这可能是因为添加的菌糠量增多, 菌糠中丰富的孔穴和孔隙可以增加对NH₃的吸附能力, 从而减少了NH₃排放。这与许俊香等^[21]研究中添加沸石而减少堆肥氨挥发的效果一致。

堆肥过程中T3、T4处理的氨累积排放量最低, 但堆肥产品中总氮增加量却低于对照。这是因为菌糠中所含的物质较难降解, 从碳平衡和干物质降解率两个指标可以看出, T3和T4处理的TOC损失率分别为40.4%和35.8%, 而对照的TOC损失率达到了56.0%; T3和T4处理的干物质降解率分别为34.0%和31.1%, 而对照则为43.6%。因此T3和T4处理的养分"浓缩效应"相比对照更弱, 造成堆肥产品的养分浓度低于对照。这与李云蓓等^[22]的研究结果一致。

EC值反映堆肥中可溶性盐的含量, 本研究中对照和各处理电导率在堆肥过程中呈不断上升的趋势, 并在堆肥后期稳定在1600 μS·cm^-1左右, 均远低于4000 μS·cm^-1, 并不会对植物产生毒害作用。这与GI的测定结果保持一致, 整个堆肥过程中对照和处理均维持了较高的GI, 说明堆肥过程中没有过多植物毒性物质的积累。EC值较低是因为作为主要原材料的猪粪渣是猪粪经冲洗后再经固液分离出的固体物质, 猪粪中的主要可溶性盐留在了水中, 所以猪粪渣中的可溶性盐含量较低。

猪粪渣与猪粪相比在许多理化性质上有差异, 本研究将猪粪渣作为堆肥的主要原料, 结果表明猪粪渣堆肥具有较好的理化性质, 其EC值低, GI高, 同时易于生物降解, 单纯以猪粪渣直接堆肥的对照处理其干物质降解率较高, 仅次于T1处理, 达到了43.6%, 而其有机碳损失率最高, 达到了56%。最终堆肥后的总养分也最高, 达到了69.6 g·kg^-1, 各项指标也均符合《有机肥料》(NY 525-2012) 标准, 说明猪粪渣可作为一种良好的堆肥原料。另外, 通过添加菌糠, 可以迅速使堆肥进入高温发酵, 而且菌糠中丰富的孔穴和孔隙可以增加对NH₃的吸附能力, 从而减少了NH₃排放。因此菌糠可以作为一种良好的调理剂来使用。

4 结论

添加菌糠有利于各堆肥处理缩短进入高温期的时间, 且有利于各处理堆肥的脱水; 随着菌糠添加比例的增加, 各处理的干物质降解率和有机碳损失率均降低; 堆肥后, 对照和处理的全氮、全磷和全钾含量均比堆肥前有所增加, 而其中全磷、全钾含量的增加量随着菌糠添加量的增加而相应减少; 当菌糠的添加比例大于0.3时, 有利于减少猪粪渣堆肥过程中NH₃的排放; 在堆肥36 d后, 对照及各处理堆肥均达到腐熟, 且总养分和有机质均符合《有机肥料》(NY 525-2012) 标准。