Effects of new acidification methods on nitrogen conversion during agricultural waste composting
-
摘要: 酸化是减少堆肥过程中氮素损失的有效手段, 而传统无机酸酸化具有成本高、二次污染严重等缺点, 探究新型酸化工艺对减少堆肥过程中的养分流失和环境污染具有重要意义。本研究以食品残渣(果渣、豆渣)为基质, 通过乳酸菌厌氧发酵制备了一种富含乳酸(70 mmol∙L−1)和乳酸菌(×106 cfu∙mL−1)的酸性调理剂, 用于农业废弃物(猪粪、小麦秸秆)酸化堆肥试验, 设置两种新型酸化方式处理: 添加30%酸性调理剂处理(MA)和添加3%酸性调理剂的厌氧自酸化处理(LA), 同时以不加酸处理(CK)、添加硫酸处理(SA)作为对照。通过分析堆肥过程中理化性质和氮素形态等变化发现, 3种酸化方式的堆肥产品均达到腐熟标准(发芽指数>80), 其中MA处理的腐熟程度最优(发芽指数=117.8%); MA、SA和LA处理的总氮损失较CK分别显著降低14.0%、25.6%和22.2% (P<0.05), 其中NH3挥发量较CK分别显著减少26.0%、36.5%和54.9% (P<0.05); 酸化处理提高了NH4+含量, 促进了硝化过程, 又间接增强了反硝化过程, MA和LA处理显著减少23.1%和69.4%的N2O排放(P<0.05), 而SA处理抑制了N2O的还原, 增加18.3%的N2O排放; 同时MA、SA和LA处理总环境代价相较于CK分别显著降低34.5%、11.0%和55.9% (P<0.05), 且MA和LA每减少1 kg活性氮排放分别需要18.4元和0.9元, 远低于SA处理(91.3元)。综上所述, MA、LA处理可作为降低堆肥过程中氮损失的可行方法, 本研究为堆肥酸化保氮技术提供了理论依据。Abstract: Aerobic composting is a common method for treating agricultural waste. However, a large amount of nitrogen is lost during composting, which is an important problem in agricultural waste composting. Material acidification is an effective method to reduce nitrogen loss during composting, while conventional acidification using inorganic acids has disadvantages such as high cost and secondary pollution. Optimizing the acidification process is of great significance for reducing nutrient loss and environmental pollution during composting. In this study, an acid conditioner was prepared by anaerobic fermentation of lactic acid bacteria with food residues (apple pomace and soybean dregs) as substrates, which were rich in lactic acid (70 mmol·L−1) and lactic acid bacteria (106 cfu·mL−1). Two acidizing methods were designed using the acid conditioner: 1) A certain amount of acid conditioner (30%, w/w) was added directly to acidify the material (MA); 2) a small amount of acid conditioner (3%, w/w) was added with no forced ventilation for the first 3 days of composting to enable the lactic acid bacteria under the acidic conditioners to produce lactic acid achieving self-acidification of compost materials (LA). Meanwhile, we set up two experimental treatments consisting of adding sulfuric acid (SA) and no acidification (CK). Changes in physicochemical properties (temperature, pH, electrical conductivity, germination index of Oenanthe javanica treated with different composts, contents of organic matter and total nitrogen) and treansformation of nitrogen forms (emissions of NH3 and N2O; contents of organic nitrogen, NH4+-N, NO2−-N, and NO3−-N) during the composting of agricultural waste were analyzed. The results showed that the compost products treated by the three acidification methods all reached the maturity standard (germination index > 80%), and the MA treatment was the best (germination index = 117.8%). The duration of the thermophilic phases (> 50 ℃) of CK, MA, SA, and LA were 10, 10, 9, and 7 days, respectively, all of which reached the harmless standard (> 50 ℃ for at least 7 days). The total nitrogen losses of MA, SA, and LA decreased by 14.0%, 25.6%, and 22.2%, and NH3 volatilization decreased by 26.0%, 36.5%, and 54.9%, compared with CK, respectively. The acidification treatments increased the NH4+-N content, promoted nitrification, and indirectly enhanced denitrification. MA and LA treatments reduced N2O emissions by 23.1% and 69.4%, respectively, whereas SA treatment inhibited N2O reduction and increased N2O emissions by 18.3%. The ReCiPe evaluation method was used to evaluate the total environmental burden of different acidification treatments. The total environmental burden of MA, SA, and LA decreased by 34.5%, 11.0%, and 55.9%, respectively, compared with that of CK, indicating that acidification is an effective way to reduce the environmental burden of composting. By comparing the economic benefits of the three acidifying methods, it was found that the costs of MA and LA treatments were 18.4 Yuan and 0.87 Yuan, respectively, for reducing the emission of 1 kg active nitrogen, which was far lower than that of SA treatment at 91.3 Yuan. These results indicate that MA and LA acidification methods are economically feasible. In conclusion, MA and LA treatments can be feasible methods to reduce nitrogen loss during composting. This study provides a new theoretical basis for composting acidification and nitrogen conservation technology as well as a new scheme for the collaborative treatment of multi-source waste.
-
Keywords:
- Composting /
- Agricultural waste /
- Nitrogen transformation /
- Nitrogen loss /
- Acidification
-
集约化农牧业的飞速发展造成了大量畜禽粪便(38亿t)和作物秸秆(9.8亿t)的产生[1], 若处理不当则极易造成严重的环境污染和资源浪费。好氧堆肥是实现农业废弃物无害化处理与资源化利用的重要手段, 并可将废弃物转化为高效的有机肥料。而由于畜禽粪便中含有大量的含氮有机物, 在堆肥过程中易引起氮素损失, 成为了制约堆肥技术发展的重要因素[2]。NH3是堆肥过程中氮素损失的主要形式, 研究表明, 堆肥过程中约有16.1%~22.6%的氮素以NH3的形式损失[3], 而N2O是堆肥过程中的主要温室气体之一, 堆肥过程中约有0.2%~9.9%的氮素以N2O的形式损失[4], NH3与N2O的排放造成了严重的环境污染与养分损失。因此, 实现堆肥过程中NH3与N2O的协同减排具有重要意义。
物料酸化是减少堆肥过程中NH3挥发的有效方法[5], 酸化可通过降低物料pH, 抑制NH4+向NH3·H2O 的转化, 从而减少NH3的挥发, 目前常用的酸化剂有硫酸、磷酸、磷酸盐等[6]; 然而, 无机酸化剂的使用易导致堆肥产品盐浓度过高, 降低堆肥腐熟程度[7], 同时容易增加堆肥过程中N2O排放[8]。Cao等[5]采用硫酸进行堆肥物料的酸化试验发现, 硫酸酸化使NH3以NH4+的形式保存在堆体中, 留存的NH4+可间接作为硝化反硝化作用底物促进N2O的排放; Pan等[7]比较不同酸化剂(无机酸、有机酸、酸性盐)对堆肥过程氮素转化的影响发现, 有机酸在减少NH3挥发的同时可降低33%~70%的N2O排放; Mao等[9]利用苹果酸和柠檬酸进行酸化堆肥也发现, 有机酸可同时实现NH3与N2O的协同减排。由此可见, 使用有机酸酸化可有效避免堆肥过程酸化减氨所导致的二次污染的问题, 但由于工业有机酸生产工艺复杂、成本较高, 用于物料酸化会进一步增加堆肥成本, 因此, 如何实现农业固废堆肥物料的低成本酸化有待进一步研究。
食品加工残渣主要是指粮食、蔬菜、水果等加工生产过程中所产生的无用残渣[10], 因其含有大量的蛋白质、碳水化合物等有机物质, 且生化毒性较小, 可作为良好的微生物发酵底物, 其中通过接种乳酸菌进行厌氧发酵后可获得富含乳酸和乳酸菌的酸性培养产物, 该培养产物可作为一种酸性调理剂用于减少堆肥过程中的氮素损失[11]。然而, 乳酸等有机酸作为低分子有机碳, 可被微生物作为能源物质降解利用[12], 因此其对NH3的减排效果尚不确定, 同时对N2O排放的影响也有待研究。此外, 在堆肥初期接种乳酸菌并经过短期的厌氧处理后, 乳酸菌可利用堆肥物料中的有机质生产乳酸, 实现堆肥物料的自我酸化, 可作为一种新的酸化策略用于减少堆肥过程中NH3的挥发, 但其可行性及减氨固氮效果有待进一步研究。因此, 本研究针对上述问题, 在利用食品残渣(果渣、豆渣)进行乳酸菌扩繁制备酸性调理剂的前提下, 比较分析了添加自制酸性调理剂和自酸化(接种乳酸菌后厌氧发酵3 d)方式对农业废弃物(猪粪、小麦秸秆)堆肥过程中氮素转化与损失的影响, 并与添加硫酸和不加酸处理进行比较分析, 探讨一种可实现NH3与N2O协同减排且经济可行的酸化方法, 为堆肥酸化保氮技术提供依据。
1. 材料与方法
1.1 试验材料
酸性调理剂制备原料为苹果渣、豆渣, 苹果渣为新鲜苹果榨汁后获得, 豆渣取自石家庄市栾城镇小任家庄村豆腐坊。堆肥试验原料为猪粪、小麦秸秆, 猪粪取自于石家庄市栾城区养殖场, 小麦秸秆取自中国科学院栾城农业生态系统试验站, 粉碎至2~4 cm后备用。原材料的基本理化性质如表1所示。乳酸菌种选用植物乳杆菌AS1.3, 购自于上海保藏生物技术中心。
表 1 试验材料的理化性状Table 1. Physical and chemical properties of experimental materials试验材料
Material含水率
Moisture content (%)有机质a
Organic matter (%)总氮a
Total nitrogen (%)NH4+含量a
NH4+ content (g·kg −1)pH 电导率
Electrical conductivity
(mS·cm −1 )猪粪
Pig manure70.39±0.58 44.10±0.52 2.90±0.04 12.38±1.29 7.83±0.09 7.70±0.42 小麦秸秆
Wheat straw12.48±0.49 89.09±0.28 0.54±0.03 0.28±0.05 7.48±0.05 3.82±0.07 苹果渣
Apple pomace82.81±0.58 98.04±0.14 0.81±0.02 — 5.67±0.09 — 豆渣
Bean dregs79.95±4.14 95.73±0.07 2.64±0.01 — 7.07±0.04 — “a”: 基于物料干重; “—”: 表示未检测。“a”: based on dry weight of material; “—”: not measured. n=3. 1.2 酸性调理剂制备
种子培养基选用MRS培养基[13], 经121 ℃高压灭菌20 min, 冷却后接种植物乳杆菌AS1.3, 37 ℃厌氧培养3 d。
酸性调理剂制备: 苹果渣125 g, 豆渣125 g, 蒸馏水1 L (鲜重计); 经121 ℃高压灭菌20 min后接种3%种子液, 37 ℃厌氧培养72 h, 每12 h进行取样并进行−20 ℃冷冻保存, 培养结束后作为酸性调理剂备用, 并统一进行pH、总可滴定酸度、乳酸含量、乳酸菌数的测定。
1.3 堆肥试验
堆肥试验于50 L的堆肥反应器中进行, 猪粪与小麦秸秆按3.5∶1比例混合(鲜重比, w/w), 本次试验共设计4个处理: CK处理, 不进行任何酸化处理; MA处理, 添加自制的酸性调理剂, 每千克物料添加0.03 mol H+; SA处理, 添加硫酸, 每千克物料添加0.03 mol H+; LA处理, 每千克物料加入30 mL乳酸菌培养液, 前3 d不通风, 进行厌氧发酵, 使乳酸菌生产乳酸实现堆肥物料的自酸化, 3 d后进行通风供气。各处理的初始含水率调节至65%左右, 物料充分混合均匀后放入发酵罐中, 通气速率设置为0.2 L∙min−1∙kg−1 (干物质重), 堆肥发酵周期设定为35 d。
在堆肥 0 d、3 d、7 d、14 d、21 d、28 d、35 d进行翻堆取样, 共采集7次样品。样品采集时采用多点取样法, 每次采集样品200 g。所取样品进行混合后分为两份, 一份经风干后过80目筛后备用, 用于有机质(OM)、总氮(TN)的测定; 另一份进行−20 ℃冷冻保存, 待样品收集齐后统一进行pH、电导率(EC)、发芽率指数(GI)、含水量(MC)及NH4+、NO2−和NO3−含量的测定。
1.4 样品分析
总酸的测定参照GB 5009.239—2016食品安全国家标准中食品酸度的测定; 发酵液pH利用pH计测定, 乳酸含量使用乳酸检测试剂盒测定(购自于北京盒子生工科技有限公司); 乳酸菌活菌数采用平板计数法: 利用无菌水将培养液分别稀释至10−4、10−5, 平板培养基选用MSR固体培养基, 在超净工作台上取0.1 mL稀释液均匀涂抹在平板培养基上, 置于37 ℃厌氧培养3 d后, 对平板培养基上活菌群落进行计数。
堆肥温度通过固定在堆肥罐体中央的温度传感器检测; 含水率通过105 ℃烘干法测得; 新鲜样品与蒸馏水按1∶10比例混合, 室温振荡30 min后过滤, 获得浸提液, 利用pH计和电导率仪测定pH和EC; 发芽指数的测定参考文献[14], 将10颗水芹(Oenanthe javanica)种子和10 mL堆肥浸提液加入垫有滤纸的培养皿中, 培养皿在恒温(25 ℃)下培养48 h测量发芽数和根长, 同时以蒸馏水作为空白对照, GI的计算公式如式1所示:
$$ \mathrm{G}\mathrm{I}=\frac{\mathrm{浸}\mathrm{提}\mathrm{液}\mathrm{发}\mathrm{芽}\mathrm{数}\times \mathrm{种}\mathrm{子}\mathrm{根}\mathrm{长}}{\mathrm{空}\mathrm{白}\mathrm{发}\mathrm{芽}\mathrm{数}\times \mathrm{种}\mathrm{子}\mathrm{根}\mathrm{长}} $$ (1) 将浸提液稀释合适倍数后利用流动分析仪(AutoAnalyzer San, Skalar, Netherlands)测定NH4+、NO2−和NO3−的含量; 每天上午9:00—11:00采集气体(NH3、N2O), 其中NH3的测定采用硼酸吸收法, N2O利用气袋从反应器出气口处收集, 并采用气象色谱(Agilent 6890)测定; 有机质(OM)含量测定采用马弗炉550 ℃灼烧法[15], 灼烧后剩余部分为灰分含量; 全氮(TN)含量采用凯氏定氮法测定; 氮素损失(lTN)公式如式2所示[16]:
$$ l_{\mathrm{TN}}=100-\left(100 \times X_1 \times N_2\right) /\left(X_2 \times N_1\right) $$ (2) 式中: X1和X2为初始和最终灰分含量, N1和N2为初始和最终总氮含量。
有机氮(Org-N)计算公式如式3所示:
$$\text { Org-N=TN }{-}\mathrm{NH}_4{ }^{+}\text{-}\mathrm{N}-\mathrm{NO}_2^{-} \text{-}\mathrm{N}{-}\mathrm{NO}_3{ }^{-}\text{-}\mathrm{N} $$ (3) 1.5 环境代价与经济效益分析
本研究中环境代价评估采用ReCiPe (2016)评估方法, ReCiPe方法常用于进行全生命周期评价, 其主要作用是将一个总体的生命周期影响转化为有限的指标分数, 并最终在3个总体水平上显示环境后果: 人类健康、生态系统破坏和资源消耗[17]。本研究主要探讨了不同酸化剂制备以及堆肥过程所产生活性氮气体(NH3、N2O)的整体环境影响, 环境代价基于SimPro 9.0软件计算获得, 其中酸性调理剂制备过程所产生的环境代价参考有机酸制备, 食品残渣处理选取常规填埋处理, 各指标环境代价如表2所示, 环境代价计算公式如式(4)所示:
表 2 酸化剂及活性氮气体(NH3、N2O)的环境代价Table 2. Environmental burden of acidifiers and reactive nitrogen gases (NH3, N2O)影响类型
Impact category酸性调理剂
Acid conditioner硫酸
Sulfuric acidNH3 N2O 食品残渣处理
Food residue disposal人类健康 Human health 622 174 676 920 15.8 生态系统 Ecological system 46.2 11 197 77.5 3.34 资源 Resource 2.71 0.434 0 2.37 0.06 总影响 Total impact 671 186 874 1000 19.2 环境代价单位为mPt, 表示单位排放因子。The unit of environmental burden is mPt, indicating unit emission factor. $$ {{\rm{EI}}}_{{\rm{T}}}={{\rm{EI}}}_{{\rm{a}}}+{{\rm{EI}}}_{{\rm{g}}}-{{\rm{EI}}}_{{\rm{f}}}$$ (4) 式中: EIT为总环境代价, EIa为酸性剂制备所产生的环境代价, EIg为总的活性氮气体排放产生的环境代价, EIf为食品残渣处理所产生的环境代价。
本研究中经济效益分析主要考虑酸性剂的制备成本和活性氮的减排效率, 酸性剂制备成本指标如表3所示。硫酸为浓度98%的工业硫酸。经济效益定义为每减少1 kg活性氮排放所需要的成本(元), 如式(5)所示:
表 3 酸性剂制备经济成本Table 3. Economic cost of acid condictioner preparation¥∙kg−1 酸试剂类型
Acid type材料费
Material cost电费
Electricity cost人工费
Labor cost总成本
Total cost酸性调理剂
Acid conditioner0.003 0.017 0.017 0.036 硫酸
Sulfuric acid— — — 48.9 硫酸为浓度98%的工业硫酸。Sulfuric acid is 98% industrial sulfuric acid. $$ \begin{split} \\ {\rm{EB}}=C_{{\rm{acid}}}/N_{{\rm{red}}} \end{split}$$ (5) 式中: EB代表经济效益, Cacid为酸性剂制备所需成本, Nred为各处理相较于CK所减少的活性氮量。
1.6 数据处理
采用Excel 2010进行试验数据处理和图表绘制, 采用SPSS 21.0统计软件进行显著性和相关性分析。
2. 结果与分析
2.1 酸性调理剂制备过程中的酸度变化
厌氧发酵过程中, 乳酸菌以果渣、豆渣中的碳氮成分作为代谢底物用于自身生长并生成乳酸。如表4所示, 发酵72 h后, 酸性调理剂酸度达到0.09 mol∙L−1, 处于弱酸性水平, 其中乳酸含量占总酸度的78%; 酸度的积累引起了pH的下降, pH在发酵后期降至3.3左右并处于平稳状态。乳酸菌在培养12 h后菌体数量便出现下降现象, 表明当酸度积累到一定水平时, 菌体的生长就会受到抑制, 而乳酸菌活性的抑制导致了酸度无法进一步提高。总体来讲, 发酵结束后, 培养底物酸度有了明显提高(9倍), 可成为一种同时富含乳酸及乳酸菌的酸性调理剂。
表 4 酸性调理剂制备过程中酸度$[{\rm{C}}_{({\rm{H}}^+)}]$ 及乳酸和乳酸菌量的变化Table 4. Changes of$[{\rm{C}}_{({\rm{H}}^+)}] $ (acidity), content of lactica acid and bacterial count during preparation process of acid conditioner时间
Time (h)$[{\rm{C}}_{({\rm{H}}^+)}] $
(mol∙L−1)乳酸含量
Lactic acid content
(mmol∙L−1)乳酸菌活菌数
Lactic acid bacteria
count (×106 cfu∙mL−1)pH 0 0.01±0.00 2.30±0.41 0.34±0.06 4.53±0.03 12 0.04±0.00 55.39±0.82 24.00±5.89 3.56±0.04 24 0.05±0.01 62.39±1.23 17.00±0.41 3.44±0.03 48 0.08±0.01 64.45±4.12 4.63±3.68 3.33±0.02 72 0.09±0.01 70.21±16.13 3.67±6.02 3.30±0.05 2.2 堆肥过程中理化性质的变化
温度变化反映了有机质的降解和微生物代谢活动的强弱, 如图1a所示, CK、MA、SA处理在第1 天均开始升温, 其中MA处理升温较快, 第2天即达到峰值(70 ℃), 原因在于自制的酸性调理剂中含有易降解碳源, 可刺激微生物活性从而加快堆体升温; CK、SA处理在第4 天时达峰值, 分别为72.1 ℃和70.6 ℃, 添加硫酸对堆体升温的抑制作用相对较小, 主要因为本研究的酸化程度相对较低, 对微生物的代谢活动并无较大影响; 而LA处理前3 d为厌氧发酵, 温度并未升高, LA处理在第6天时进入高温期(>50 ℃), 且最高温度仅能达到61.7 ℃, 表明前期厌氧处理时好氧嗜热微生物大量死亡, 即使后续进行通风供气, 好氧微生物丰度依旧无法恢复到原有水平, 造成了升温缓慢, 温度峰值降低, 高温期缩短的现象。各处理在21 d后均稳定在室温水平, 整个堆肥过程中, CK、MA、SA、LA处理的高温期(>50 ℃)持续时间分别为10 d、10 d、9 d、7 d, 均达到GB/T 3619—2018中规定的畜禽粪便无害化处理标准(温度>50 ℃至少持续7 d)。
![]()
图 1 不同酸化方式下堆肥过程中的理化性质变化CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.Figure 1. Variation of physicochemical properties during composting under different acidification methodspH是影响微生物活性的一个重要因素, 酸化过度(pH<6)会抑制堆肥微生物活性[18]。本研究中CK、MA、SA、LA的初始pH分别为7.67、7.40、7.26、7.62 (图1b), 添加自制酸性调理剂和硫酸降低了初始物料的pH, 且硫酸效果更为明显, 原因在于有机酸中存在解离平衡, H+并未完全释放; CK、MA、SA处理在堆肥开始的前3 d, pH均出现快速上升的现象, 这与前期有机氮的矿化有关, 而堆肥后期, 硝化作用和小分子酸的产生导致pH又呈缓慢的下降状态, 这与Gu等[19]和Pan等[7]的研究结果相似; LA处理pH在前3 d呈细微的下降, 随后pH同样呈现先上升后下降的趋势, 所有处理的最终pH均稳定在8.5~9.0之间。整体过程中, MA、SA处理的pH均低于CK处理, 表明酸化对降低物料pH具有一定的效果。
电导率(EC)反映了堆肥物料中可溶性盐的含量, CK、MA、SA处理的EC值均呈现先下降后稳定的趋势(图1c)。添加自制酸性调理剂(MA)和硫酸(SA)增加了初始物料的EC值, 且SA处理增加量高于MA处理, 同样与有机酸中存在解离平衡有关; 堆肥前期EC值的下降可能与水溶性有机组分的降解和NH3的挥发有关[20]。LA处理前3 d EC出现上升现象, 这是有机质厌氧水解所导致, 而随后的好氧阶段中, EC同样呈现先下降后稳定的趋势。堆肥结束时, CK、MA、SA、LA处理的EC值分别为3.13 mS∙cm−1、3.23 mS∙cm−1、3.68 mS∙cm−1、2.71 mS∙cm−1, 外源加酸处理(MA、SA)虽增加了堆肥产品的EC值, 但所有处理均符合堆肥腐熟标准(<4 mS∙cm−1)[21]。
发芽指数(GI)是判断堆肥产品植物毒性和腐熟程度的标准, 当GI大于80%时, 基本可认为堆肥产品对植物生长无抑制作用[22]。堆肥前期各处理GI略有下降(图1d), 这与前期大分子有机质降解形成了部分小分子毒性物质有关[16]; 而随着堆肥的进行, 毒性物质逐渐被降解, 堆肥产品逐渐趋于稳定, GI逐渐上升; 堆肥结束时, CK、MA、SA和LA处理的最终GI分别为120.59%、117.85%、108.01%和108.24%, 酸化处理GI虽然略低于对照, 但均达到了腐熟标准。
堆肥过程中有机质(OM)被微生物逐渐降解利用, 如图1e所示, OM含量在前21 d下降迅速, 主要因为前期微生物活性较强, 易降解OM组分被微生物快速矿化; CK、MA、SA处理的前期OM的降解规律基本一致, 表明外源加酸并未对微生物产生强烈的抑制作用; LA处理前7 d OM降解量相对较少, 这与前期的厌氧处理有关, 而随后OM在7~21 d内降解迅速, 这与温度的变化规律相符合。最终各处理堆肥产品OM含量均在65%左右, 表明3种酸化方式对整体堆肥过程中OM的降解无明显影响。
堆肥过程中TN含量的变化如图1f所示, 整体堆肥过程中TN含量呈上升趋势, 这主要与有机碳组分矿化较快造成的浓缩效应有关[23]; 然而堆肥前期TN含量发生了细微的下降, 主要因为前期NH3挥发量较大。堆肥结束时, MA、SA和LA处理的TN含量分别较CK显著提高6.6%、9.6%和11.6% (P<0.05), 可见, 3种酸化方式均能减少氮素损失, 提高堆肥产品的氮素含量。
2.3 不同酸化方式下堆肥过程中氮素形态的变化
有机氮(Org-N)含量与TN的变化趋势相似, 整体呈上升趋势(图2a), 堆肥前期有机氮因矿化作用较强而呈现略微下降趋势, 随后, 无机氮的固持作用以及因OM的快速矿化造成的“浓缩效应”导致有机氮的含量升高。在堆肥第14天时, MA与CK处理的OM矿化程度相似, 然而MA处理的有机氮含量却高于CK处理, 表明添加自制的酸性调理剂可增加铵同化作用, Nie等[24]的研究中也发现了此类现象。堆肥结束时, CK、MA、SA和LA处理的有机氮含量分别为29.34 g∙kg−1、30.67 g∙kg−1、30.57 g∙kg−1和31.92 g∙kg−1, 其中MA和LA处理有机氮含量相较于CK分别显著提高4.5%和8.8% (P<0.05); 可见, 新型酸化处理可在一定程度上增加有机氮含量。
![]()
图 2 不同酸化方式下堆肥过程中的氮素形态变化CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.Figure 2. Variation of N forms during composting under different acidification methodsNH4+-N含量在堆肥过程中呈先下降后稳定的状态(图2b), 初始物料中的NH4+-N含量较高, 这是因为猪粪存放了一段时间后, 其中的有机氮在堆肥前已发生部分矿化, 初始物料中的高NH4+-N含量造成了大量的NH3挥发, 并高于前期有机氮的矿化速率, 从而引起前期NH4+-N含量的下降; 而在堆肥后期, 硝化作用和铵同化作用使得NH4+-N含量产生了细微下降。整体堆肥过程中, 酸化处理的NH4+-N含量高于CK处理, 这是因为酸化降低了物料的pH, 减少了NH3的挥发, 从而增加了物料中的NH4+-N含量, 其中SA处理对NH4+-N的保留效果要优于MA处理, 这与有机酸的可降解有关。
NO2−-N为硝化作用和反硝化作用的中间产物[2], 研究表明, NO2−-N的积累与N2O的排放密切相关[25]。本研究也发现NO2−-N动态变化与N2O-N的排放规律相符合, NO2−-N含量在堆肥21 d后开始上升, 而此时NO3−-N的含量开始出现下降趋势, 因此本研究中NO2−-N的累积可能与反硝化作用有关(图2c)。
NO3−-N含量在堆肥的第7 天后开始上升(图2d), 而前期由于高温、高pH、高NH4+的特性, 硝化细菌的活性受到抑制[26], 酸化处理的NO3−-N含量要高于CK处理, 这是因为酸化固定NH4+-N, 为硝化作用提供了底物, 而在堆肥后期, NO3−-N出现降低的现象, 主要因为堆肥过程中物料被逐渐降解而变小, 导致孔隙度下降, 堆体内部的厌氧区域增多, 反硝化作用增强[27], NO3−-N被反硝化细菌所消耗, 从而引起了NO3−-N含量的降低。
2.4 不同酸化方式下堆肥过程中NH3与N2O的排放
NH3挥发主要发生在堆肥的高温期, 这主要因为前期NH4+含量较高, 并在高温、高pH作用下转变形成了NH3 挥发到了空气中[12]; 而堆肥后期, 堆体温度下降, NH3挥发速率下降并趋于稳定(图3a); 整个堆肥过程中, CK、MA、SA和LA处理的NH3-N挥发累积量分别为22.60 g、16.73 g、14.35 g和10.19 g (图3b), 3种酸化方式均能减少堆肥过程中NH3的挥发, 相较于CK, MA、SA和LA处理的NH3-N挥发累积量分别减少26.0%、36.5%和54.9%。SA处理的NH3减排效果优于MA处理, 主要因为有机酸易被降解, 无机酸的减氨效果一般优于有机酸[5]; LA处理的减氨效果最优, 这是因为厌氧处理后有机氮的矿化速率变缓, 且堆体温度及高温持续时间均有所降低, 导致整体堆肥过程中NH3挥发量减少。
![]()
图 3 不同酸化方式下堆肥过程中NH3与N2O的排放CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.Figure 3. Emission of NH3 and N2O in composting process under different acidification methods堆肥过程中N2O的排放机理复杂, 可同时在硝化和反硝化过程中产生, 本研究中N2O排放主要发生在堆肥后期(图3c), 并且与NO3−-N含量的降低相符合, 因此本研究中N2O的排放可能来自于反硝化过程, 这与Chen等[28]的研究结果相似。堆肥结束时, CK、MA、SA和LA处理的N2O-N累积排放量分别为164 mg、126 mg、196 mg和50.32 mg, MA、LA处理分别减少23.1%、69.4%的N2O排放, 而SA处理则增加18.3%的N2O排放(图3d), 前人研究也表明硫酸会增加堆肥过程中N2O的排放[8], 主要可能因为SO42−的还原与N2O竞争电子从而阻碍了N2O的被完全还原为N2[29]。这与氮素损失形式结果相符合。
2.5 不同酸化方式下堆肥过程中氮素损失形式
堆肥过程中氮素主要以气体(NH3、N2O、N2)的形式损失, 如图4所示, CK、MA、SA和LA处理的TN损失分别为30.68%、26.89%、22.83%和23.85%;与CK相比, MA、SA和LA分别降低14.0%、25.6%、22.2%的TN损失。其中NH3依旧是氮素损失的主要形式, NH3-N损失占TN损失的50%~87%, CK、MA、SA和LA处理的NH3-N损失分别占初始总氮的26.59%、19.69%、16.88%和11.99%。可见, 酸化主要是通过减少NH3的挥发来减少堆肥过程中的氮素损失。N2O-N的整体损失量相对较小, 仅占到初始TN的0.06%~0.23%。Wang等[14]的研究中也发现N2O的损失只占到初始TN的0.10%~0.18%, 不同研究中N2O排放的差异可能因堆肥工艺的不同所导致。堆肥过程中, CK、MA、SA和LA处理的其他氮损失分别为3.90%、6.54%、5.72%和11.81%, 酸化增加了其他氮素的损失, 这可能与酸化提高了完全反硝化作用生成了更多的N2有关[5]。
![]()
图 4 不同酸化处理方式堆肥过程不同氮素损失形式的占比变化CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.Figure 4. Variation in the proportions of different forms of nitrogen loss during composting under different acidification methods2.6 不同酸化方式的环境代价与经济效益
不同酸化方式所引起的环境效应如图5a所示, 酸化有助于降低堆肥过程的总环境代价。与CK相比, MA、SA和LA的总环境代价分别减少34.5%、11.0%和55.9%; 其中LA处理的环境代价是3种酸化方式中最低的, 这与其具有较高的减氨潜力有关, 同时其酸化剂的使用量低, 制备过程所造成的环境代价较小。此外, SA处理会造成一定的资源消耗, 这是因为硫酸制备需要消耗一定的硫矿资源; 而MA处理酸化剂制备过程中同时解决了食品残渣的处理, 避免了因食品残渣填埋而造成的环境污染, 因此其总环境代价要低于SA处理。
![]()
图 5 不同酸化方式的环境代价与经济效益CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.Figure 5. Environmental burden and economic benefits of different acidification methods经济效益分析如图5b所示, MA和LA处理每减少1 kg活性氮(NH3、N2O)的排放分别需投入成本18.4元和0.87元, 远低于SA处理(91.26元)。其中LA处理的经济效益最佳, 这与其酸化剂用量小、保氮效率高有关; LA处理酸性剂的投入成本仅为MA的1/10, 而活性氮的减排量比MA提高1.12倍。此外, MA处理的保氮效率虽低于SA处理, 但是其酸化剂的制备成本远低于硫酸, 故其经济效益较优。总体来讲, 酸化技术是降低堆肥环境代价的可行技术, 其中LA处理的经济效益最优, 可成为一种具备前景的酸化堆肥方式。
3. 讨论
3.1 不同酸化方式对堆肥腐熟的影响
好氧堆肥的实质为微生物降解有机质并转化为腐殖质的过程, 酸化过度(pH<6)会抑制微生物活性, 减缓有机质的降解, 影响堆肥腐熟[18]。本研中MA和SA处理的物料酸化程度相对较低(pH>7), 微生物活性并未受到明显的抑制, 堆体温度也都达到无害化要求(温度>50 ℃至少持续7 d), 同时自制酸性调理剂(MA)中的易降解碳源也有助于堆体的升温; 而厌氧自酸化处理(LA)由于前期厌氧处理的缘故, 导致堆体中好氧微生物的数量和活性均有所降低, 影响了后期有机质的降解和堆体升温, 但在堆肥结束时, 堆肥物料也已达到稳定, 高温时间也符合无害化标准, LA仅是延缓了有机物料的降解时间, 但并未影响整个堆肥过程中有机物料的降解率。此外, Pan等[7]指出, 无机酸的添加会增加堆肥产品EC值, 降低堆肥腐熟程度。本研究中添加硫酸处理(SA)同样增加了堆肥物料中的EC值, 但硫酸添加量相对较少, 堆肥最终产品EC值也达到腐熟标准(EC<4 mS∙cm−1); 而MA和LA却无此顾虑, 这主要与有机酸的可降解性有关。堆肥GI结果显示, 酸化处理(MA、SA、LA)的GI均大于80%, 达到腐熟标准, 但与CK相比却有不同程度的降低, 这可能与酸化所造成的铵累积有关。总体来讲, 自制酸性调理剂(MA)具有生物可降解性, 对堆肥腐熟无影响, 而硫酸酸化时应严格控制添加量, 避免因EC值过高而降低腐熟程度, 同时也需考虑硫酸的成本、安全性以及是否会引起二次污染的问题, 厌氧自酸化(LA)会延缓堆肥过程中有机质的降解, 减短堆肥高温时间, 后续堆肥应避免厌氧酸化时间过长(<3 d)。
3.2 不同酸化方式对氮素转化的影响
堆肥过程中氮素转化一直为该领域的研究热点。堆肥过程中主要的氮素转化过程包括矿化、固持、氨挥发、硝化、反硝化过程[14]。本研究中, MA与SA处理并未影响有机氮的矿化, LA处理延缓了有机氮的矿化, 这与有机质的变化规律与原因一致。酸化向物料中提供了H+, 液态NH3结合H+后生成了NH4+, 从而防止其转变为气态NH3而挥发到大气中; 由于自制酸性调理剂可被降解, 因此SA处理的减氨效果要优于MA处理, 而LA处理降低了氮的矿化速率, 且降低堆体的温度和pH, 因此其NH3挥发量较低。本研究中N2O排放量相对较小(0.06%~0.23%), 但其对温室效应的贡献仍不可忽视, 硝化和反硝化作用均可成为N2O产生的来源。本研究发现, N2O的排放主要来自于反硝化过程, 这与堆肥过程中有机颗粒的降解造成孔隙度的降低有关, 酸化固定了NH4+, 为硝化细菌提供了底物, 促进了NO3−的生成, 而NO3−的增加又为反硝化作用提供了底物, 因此, 酸化处理的其他氮素损失高于CK处理, 这可能与完全反硝化作用较强有关。同时, 与MA、LA相比, SA处理的N2O的排放量较高, 而其他氮素损失量较低, 这可能是SO42−和N2O竞争电子, 阻碍了N2O还原为N2所致。总体来讲, 3种酸化方式均能降低NH3的挥发, 增强硝化作用, 其中MA处理同时会增加NH4+的固持, 而LA处理会减弱有机氮的矿化, 此外, SA处理会因抑制N2O的还原而增加N2O的排放。
3.3 酸化堆肥技术的应用前景
酸化技术是常用的减少堆肥氮素损失的有效方式, 目前已有大量学者开展酸化堆肥研究, 包括酸的类型[7]以及酸化程度等[5], 然而酸的安全性、经济性、管控性是制约酸化技术发展应用的主要原因。本研究比较了3种堆肥酸化方式(MA、SA、LA)的保氮效率、环境代价与经济效益, 研究结果表明酸化有助于降低堆肥过程因活性氮排放而引起的环境代价, 其中, 添加自制酸性调理剂(MA)处理解决了常规酸化剂安全性、管控性的难题, 同时实现了食品加工残渣的处理, 这种以废治废的理念应成为未来酸化堆肥技术的研究重点, 但后续仍需进一步优化酸性调理剂制备和应用工艺; 而添加硫酸(SA)处理的保氮效率和经济效益虽优于MA处理, 但硫酸的安全性、管控性以及硫酸制备所引起的环境代价均限制了硫酸酸化技术的推广应用; 而添加乳酸菌进行短暂厌氧自酸化(LA)的处理方式环境代价最低且经济效益最佳, 可成为一种新型的酸化堆肥技术, 后续应进一步探讨乳酸菌接种量与厌氧时间对物料降解的影响, 避免因厌氧过度而影响堆肥腐熟。MA和LA处理有望成为减少堆肥过程氮素损失的经济、安全、可行的技术, 本研究为新型酸化堆肥技术研发提供了数据支撑。
4. 结论
本研究针对农业废弃物堆肥过程中氮素损失严重、酸化成本高等问题, 以食品残渣(果渣、豆渣)为基质, 通过乳酸菌厌氧发酵制备了一种富含乳酸和乳酸菌的酸性堆肥调理剂, 并比较分析了添加自制酸性调理剂(MA)、硫酸(SA)、接种少量调理剂进行厌氧自酸化(LA) 3种酸化方式对堆肥过程中氮素转化与损失的影响, 结论如下:
1) 3种酸化方式的堆肥产品均达到了腐熟标准, 其中高温持续时间和发芽指数MA (10 d, 118%)处理要优于SA (9 d、108%)和LA (7 d, 108%)处理。
2) 相较于CK, MA、SA、LA处理的总氮损失分别降低14.0%、25.6%和22.2%, NH3挥发是N素损失的主要方式, 3种酸化方式的减氨效果为: LA>SA>MA, MA和LA分别减少23.1%和69.4%的N2O排放, 而SA处理则增加18.3%的N2O的排放。
3)酸化有助于降低堆肥过程因活性氮排放所造成的环境代价, MA、SA和LA处理总环境代价比CK分别降低34.5%、11.0%和55.9%, MA和LA处理每减少1 kg活性氮(NH3、N2O)排放分别需投入成本18.4和0.87元, 远低于SA处理(91.26元), 因此, 从环境和经济角度考虑, LA处理为最优的酸化堆肥保氮方式。
综上, 本研究提出了两种新型酸化方式, 即添加自制酸性调理剂方式(MA)和接种少量调理剂进行厌氧自酸化方式(LA), 两种酸化方式均可实现NH3与N2O的协同减排, 提高氮素含量并降低堆肥过程所引起的环境代价, 且不影响堆肥产品腐熟, 本研究可为工业化堆肥酸化保氮技术提供新的途径和理论依据。
-
![]()
图 1 不同酸化方式下堆肥过程中的理化性质变化
CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.
Figure 1. Variation of physicochemical properties during composting under different acidification methods
![]()
图 2 不同酸化方式下堆肥过程中的氮素形态变化
CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.
Figure 2. Variation of N forms during composting under different acidification methods
![]()
图 3 不同酸化方式下堆肥过程中NH3与N2O的排放
CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.
Figure 3. Emission of NH3 and N2O in composting process under different acidification methods
![]()
图 4 不同酸化处理方式堆肥过程不同氮素损失形式的占比变化
CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.
Figure 4. Variation in the proportions of different forms of nitrogen loss during composting under different acidification methods
![]()
图 5 不同酸化方式的环境代价与经济效益
CK: 对照; MA: 添加酸性调理剂; SA: 添加硫酸; LA: 添加乳酸菌的自我酸化。CK: control; MA: adding acid conditioner; SA: adding sulphuric acid; LA: self-acidification with lactic acid bacteria.
Figure 5. Environmental burden and economic benefits of different acidification methods
表 1 试验材料的理化性状
Table 1 Physical and chemical properties of experimental materials
试验材料
Material含水率
Moisture content (%)有机质a
Organic matter (%)总氮a
Total nitrogen (%)NH4+含量a
NH4+ content (g·kg −1)pH 电导率
Electrical conductivity
(mS·cm −1 )猪粪
Pig manure70.39±0.58 44.10±0.52 2.90±0.04 12.38±1.29 7.83±0.09 7.70±0.42 小麦秸秆
Wheat straw12.48±0.49 89.09±0.28 0.54±0.03 0.28±0.05 7.48±0.05 3.82±0.07 苹果渣
Apple pomace82.81±0.58 98.04±0.14 0.81±0.02 — 5.67±0.09 — 豆渣
Bean dregs79.95±4.14 95.73±0.07 2.64±0.01 — 7.07±0.04 — “a”: 基于物料干重; “—”: 表示未检测。“a”: based on dry weight of material; “—”: not measured. n=3. 
下载: 导出CSV
表 2 酸化剂及活性氮气体(NH3、N2O)的环境代价
Table 2 Environmental burden of acidifiers and reactive nitrogen gases (NH3, N2O)
影响类型
Impact category酸性调理剂
Acid conditioner硫酸
Sulfuric acidNH3 N2O 食品残渣处理
Food residue disposal人类健康 Human health 622 174 676 920 15.8 生态系统 Ecological system 46.2 11 197 77.5 3.34 资源 Resource 2.71 0.434 0 2.37 0.06 总影响 Total impact 671 186 874 1000 19.2 环境代价单位为mPt, 表示单位排放因子。The unit of environmental burden is mPt, indicating unit emission factor.
下载: 导出CSV
表 3 酸性剂制备经济成本
Table 3 Economic cost of acid condictioner preparation
¥∙kg−1 酸试剂类型
Acid type材料费
Material cost电费
Electricity cost人工费
Labor cost总成本
Total cost酸性调理剂
Acid conditioner0.003 0.017 0.017 0.036 硫酸
Sulfuric acid— — — 48.9 硫酸为浓度98%的工业硫酸。Sulfuric acid is 98% industrial sulfuric acid.
下载: 导出CSV
表 4 酸性调理剂制备过程中酸度
$[{\rm{C}}_{({\rm{H}}^+)}]$ 及乳酸和乳酸菌量的变化Table 4 Changes of
$[{\rm{C}}_{({\rm{H}}^+)}] $ (acidity), content of lactica acid and bacterial count during preparation process of acid conditioner时间
Time (h)$[{\rm{C}}_{({\rm{H}}^+)}] $
(mol∙L−1)乳酸含量
Lactic acid content
(mmol∙L−1)乳酸菌活菌数
Lactic acid bacteria
count (×106 cfu∙mL−1)pH 0 0.01±0.00 2.30±0.41 0.34±0.06 4.53±0.03 12 0.04±0.00 55.39±0.82 24.00±5.89 3.56±0.04 24 0.05±0.01 62.39±1.23 17.00±0.41 3.44±0.03 48 0.08±0.01 64.45±4.12 4.63±3.68 3.33±0.02 72 0.09±0.01 70.21±16.13 3.67±6.02 3.30±0.05
下载: 导出CSV
-
[1] CUI X H, GUO L Y, LI C H, et al. The total biomass nitrogen reservoir and its potential of replacing chemical fertilizers in China[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2021, 135: 110215 doi: 10.1016/j.rser.2020.110215
[2] WANG Q, WANG Z, AWASTHI M K, et al. Evaluation of medical stone amendment for the reduction of nitrogen loss and bioavailability of heavy metals during pig manure composting[J]. Bioresource Technology, 2016, 220: 297−304 doi: 10.1016/j.biortech.2016.08.081
[3] CAO Y B, WANG X, BAI Z H, et al. Mitigation of ammonia, nitrous oxide and methane emissions during solid waste composting with different additives: a meta-analysis[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 235: 626−635 doi: 10.1016/j.jclepro.2019.06.288
[4] LU Y S, GU W J, XU P Z, et al. Effects of sulphur and Thiobacillus thioparus 1904 on nitrogen cycle genes during chicken manure aerobic composting[J]. Waste Management, 2018, 80: 10−16 doi: 10.1016/j.wasman.2018.08.050
[5] CAO Y B, WANG X, LIU L, et al. Acidification of manure reduces gaseous emissions and nutrient losses from subsequent composting process[J]. Journal of Environmental Management, 2020, 264: 110454 doi: 10.1016/j.jenvman.2020.110454
[6] SHAN G C, LI W G, GAO Y J, et al. Additives for reducing nitrogen loss during composting: a review[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 307: 127308 doi: 10.1016/j.jclepro.2021.127308
[7] PAN J T, CAI H Z, ZHANG Z Q, et al. Comparative evaluation of the use of acidic additives on sewage sludge composting quality improvement, nitrogen conservation, and greenhouse gas reduction[J]. Bioresource Technology, 2018, 270: 467−475 doi: 10.1016/j.biortech.2018.09.050
[8] WU J, HE S Z, LIANG Y, et al. Effect of phosphate additive on the nitrogen transformation during pig manure composting[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(21): 17760−17768 doi: 10.1007/s11356-017-9285-x
[9] MAO H, ZHANG T, LI R, et al. Apple pomace improves the quality of pig manure aerobic compost by reducing emissions of NH3 and N2O[J]. Scientific Reports, 2017, 7: 870 doi: 10.1038/s41598-017-00987-y
[10] 程志翔. 食品加工制造企业固体废弃物处置分析[D]. 上海: 上海海洋大学, 2019 CHENG Z X. Analysis of solid waste disposal in food processing and manufacturing enterprises[D]. Shanghai: Shanghai Ocean University, 2019
[11] GEZAE DAFUL A, GÖRGENS J F. Techno-economic analysis and environmental impact assessment of lignocellulosic lactic acid production[J]. Chemical Engineering Science, 2017, 162: 53−65 doi: 10.1016/j.ces.2016.12.054
[12] 曹玉博, 张陆, 王选, 等. 畜禽废弃物堆肥氨气与温室气体协同减排研究[J]. 农业环境科学学报, 2020, 39(4): 923−932 doi: 10.11654/jaes.2020-0104 CAO Y B, ZHANG L, WANG X, et al. Synergistic mitigation of ammonia and greenhouse gas emissions during livestock waste composting[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2020, 39(4): 923−932 doi: 10.11654/jaes.2020-0104
[13] ZHANG J M, BU Y S, ZHANG C C, et al. Development of a low-cost and high-efficiency culture medium for bacteriocin lac-B23 production by Lactobacillus plantarum J23[J]. Biology, 2020, 9(7): 171 doi: 10.3390/biology9070171
[14] WANG X, BAI Z H, YAO Y, et al. Composting with negative pressure aeration for the mitigation of ammonia emissions and global warming potential[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 195: 448−457 doi: 10.1016/j.jclepro.2018.05.146
[15] ZHAO Y, ZHAO Y, ZHANG Z C, et al. Effect of thermo-tolerant actinomycetes inoculation on cellulose degradation and the formation of humic substances during composting[J]. Waste Management, 2017, 68: 64−73 doi: 10.1016/j.wasman.2017.06.022
[16] BERNAL M P, ALBURQUERQUE J A, MORAL R. Composting of animal manures and chemical criteria for compost maturity assessment. A review[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(22): 5444−5453 doi: 10.1016/j.biortech.2008.11.027
[17] HUIJBREGTS M A J, STEINMANN Z J N, ELSHOUT P M F, et al. ReCiPe2016: a harmonised life cycle impact assessment method at midpoint and endpoint level[J]. The International Journal of Life Cycle Assessment, 2017, 22(2): 138−147 doi: 10.1007/s11367-016-1246-y
[18] ELWELL D L, HONG J H, KEENER H M. Composting hog manure/sawdust mixtures using intermittent and continuous aeration: ammonia emissions[J]. Compost Science & Utilization, 2002, 10(2): 142−149
[19] GU W J, ZHANG F B, XU P Z, et al. Effects of sulphur and Thiobacillus thioparus on cow manure aerobic composting[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(11): 6529−6535 doi: 10.1016/j.biortech.2011.03.049
[20] FANGUEIRO D, HJORTH M, GIOELLI F. Acidification of animal slurry— A review[J]. Journal of Environmental Management, 2015, 149: 46−56
[21] GARCÍA C, HERNÁNDEZ T, COSTA F. Study on water extract of sewage sludge composts[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 1991, 37(3): 399−408 doi: 10.1080/00380768.1991.10415052
[22] 常瑞雪, 王骞, 甘晶晶, 等. 易降解有机质含量对黄瓜秧堆肥腐熟和氮损失的影响[J]. 农业工程学报, 2017, 33(1): 231−237 doi: 10.11975/j.issn.1002-6819.2017.01.032 CHANG R X, WANG Q, GAN J J, et al. Influence of easily-degraded organic matter content on maturity and nitrogen loss during composting of cucumber vine[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2017, 33(1): 231−237 doi: 10.11975/j.issn.1002-6819.2017.01.032
[23] LI R H, WANG Q, ZHANG Z Q, et al. Nutrient transformation during aerobic composting of pig manure with biochar prepared at different temperatures[J]. Environmental Technology, 2015, 36(7): 815−826 doi: 10.1080/09593330.2014.963692
[24] NIE E Q, GAO D, ZHENG G D. Effects of lactic acid on modulating the ammonia emissions in co-composts of poultry litter with slaughter sludge[J]. Bioresource Technology, 2020, 315: 123812 doi: 10.1016/j.biortech.2020.123812
[25] FUKUMOTO Y, SUZUKI K, KURODA K, et al. Effects of struvite formation and nitratation promotion on nitrogenous emissions such as NH3, N2O and NO during swine manure composting[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(2): 1468−1474 doi: 10.1016/j.biortech.2010.09.089
[26] JIANG J S, HUANG Y M, LIU X L, et al. The effects of apple pomace, bentonite and calcium superphosphate on swine manure aerobic composting[J]. Waste Management, 2014, 34(9): 1595−1602 doi: 10.1016/j.wasman.2014.05.002
[27] 赵梦竹, 潘燕辉, 马金珠, 等. 餐厨垃圾和污泥联合好氧堆肥中的氮素转化及损失[J]. 兰州大学学报(自然科学版), 2016, 52(3): 301−306, 312 ZHAO M Z, PAN Y H, MA J Z, et al. Nitrogen transformation and loss during the co-composting of food waste and sludge[J]. Journal of Lanzhou University (Natural Sciences), 2016, 52(3): 301−306, 312
[28] CHEN M L, HUANG Y M, LIU H J, et al. Impact of different nitrogen source on the compost quality and greenhouse gas emissions during composting of garden waste[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2019, 124: 326−335 doi: 10.1016/j.psep.2019.03.006
[29] YANG F, LI G X, SHI H, et al. Effects of phosphogypsum and superphosphate on compost maturity and gaseous emissions during kitchen waste composting[J]. Waste Management, 2015, 36: 70−76 doi: 10.1016/j.wasman.2014.11.012
-
期刊类型引用(5)
1. 亢涵，陈亚欣，姜浩. 有机固废好氧堆肥中氮素转化的研究现状. 环境保护与循环经济. 2024(01): 33-36 . 
百度学术
2. 王宏戈，张陆，王选，柏兆海，马林. 河北省畜禽粪污全链条氨气和甲烷减排技术模式的生命周期分析. 中国生态农业学报(中英文). 2024(06): 1054-1062 . 本站查看
3. 赵欧亚，王雪晴，徐万强，侯利敏，孙世友，茹淑华，肖广敏，王策，刘蕾，董景湘. 黏土矿物与酸性化学物质复配添加剂对牛粪堆肥氮素损失的影响. 华北农学报. 2024(S1): 167-174 . 百度学术
4. 向秋豪，张琦，崔宪，刘玉环，王允圃，巫小丹，郑洪立，彭红，赖江玲，李锐，刘晓成，黄娜，何幼军，阮榕生. 笼养鸭粪水酸化贮藏条件对其保肥与重金属去除的影响. 农业工程学报. 2024(24): 208-217 . 百度学术
5. 赵芹，程东会，王燕，赵昕宇，党秋玲. 不同物料堆肥过程中溶解性有机质和腐殖酸的物质结构演化时序差异分析. 环境工程技术学报. 2023(04): 1514-1524 . 百度学术
其他类型引用(5)
计量
- 文章访问数: 595
- HTML全文浏览量: 193
- PDF下载量: 80
- 被引次数: 10
