随着我国畜禽养殖业规模化的快速发展，畜禽粪便产生的环境污染问题日益严重。《第一次全国污染源普查公报》的数据显示，我国农业面源、生活源和工业源三大主要污染物排放量中农业面源COD和总氮排放量分别占全国排放量的43.7%和57.2%，而农业面源的主要污染来自畜禽养殖业，其中生猪养殖业污染又占畜禽养殖业污染的80%~90%^[1]。生猪养殖由散养转向大规模集约化养殖后，大量未经处理的生猪粪便所造成的环境污染问题已威胁到农业和社会经济的可持续发展^[2]。

近年来，利用微生物发酵床养殖技术控制和降低畜禽养殖业环境污染得到了较为广泛的研究和应用。该技术在我国部分省市陆续展开试点，并于2008年被国家环境保护部建议推广^[3]。该技术利用养殖垫料中的微生物将畜禽粪尿进行原位分解，是一种将畜禽饲养及粪尿处理统一在养殖舍内完成的环保型饲养方式^[4-5]。但是，在实际生产应用中存在一些问题，例如发酵床制作对垫料原材料的需求量非常大，导致原料成本较高^[6]；床体发酵时温度较高，畜禽直接生长在垫料上，高温不利于其正常生长；垫料中可能保留一些生病猪携带的病原菌，对健康猪造成病害隐患等^[7]。

本研究改变了传统微生物发酵床养殖技术，采用异位微生物发酵床模式，即发酵床与畜禽养殖分离的模式对养殖废弃物进行处理，并应用到生猪养殖场中，并针对性地处理生猪养殖场废水。试验通过微生物发酵升温蒸发水分的原理，解决生猪养殖场过多废水污染的问题；在对异位发酵床填料基础参数测定的基础上，探究生产实践中异位发酵床运行的工艺参数变化规律及对污染的吸收和处理效果，分析异位发酵床运行的机制，从而为异位发酵床的推广应用提供理论基础。

1 材料与方法 1.1 试验装置

试验在北京顺义某生猪养殖场进行。异位发酵床与养殖区同时建设，如图 1和图 2所示，异位发酵床规格为300 cm×100 cm×90 cm，对应养殖区域为异位发酵养殖区，共养殖生猪5头，养殖时间从2015年5月29日开始，到2015年7月22日结束，共计55 d。

1.2 试验材料

本研究选择的菌剂为开创阳光猪场垫料发酵剂零污染Ⅰ号，用量为1 500 g。该菌剂以芽孢杆菌为主，有益菌数>10⁹个·g^-1，填料为玉米秸秆，用量为280 kg。将玉米秸秆粉碎成0.5~2 cm小段后与菌剂混合均匀，调节含水量至约50%，倒入发酵床内进行发酵床的制作，预发酵4 d，之后开始试验。试验选择的仔猪为40 kg左右的小黑猪，并依据《第一次全国污染源普查畜禽养殖业源产排污系数手册》计算每日每头猪产生的粪便量和尿液量。

1.3 试验设计及样品采集

为保证发酵床填料的含水量维持在50%~60%，试验过程中严格控制养殖区域的用水量，大约每10 d冲洗养殖区域1次，控制冲水量20 kg左右。冲洗后废水沿养殖区（倾斜角度5°）由排污孔直接排放到异位发酵床体中，然后采用手推自走式小型翻堆机（2.2 kW电机，220 V电压）对填料进行深度机械翻堆。每日采用人工清粪的方式将粪污推送至发酵床表面，并进行简单机械翻堆。

分别在试验的第0、1、4、7、13、20、27、34、42、55 d采集发酵床上层（0~20 cm）、中层（20~30 cm）及下层（30~50 cm）处的填料样品各约400 g，并将其混合均匀，取60 g样品直接用来测定pH值、含水量、微生物数量，其余样品自然风干粉碎后测定总氮、C/N比、有机质、总钾、总磷。

1.4 试验方法 1.4.1 温度

每日上午9点左右测定填料30 cm深度点的温度及环境温度。

1.4.2 填料pH值

将样品用四分法缩至5 g后，加入45 mL的无菌水，用振荡器在室温下连续振荡30 min，静置30 min后用pH计测其上清液的pH值。

1.4.3 填料含水量及废水吸纳能力

将样品用四分法缩至50 g，用恒温干燥箱在105 ℃下干燥4 h，取出后冷却30 min，测定其含水量；将添加的废水重量与填料初始质量相比，其比值即为发酵过程中填料的废水吸纳能力。

1.4.4 填料中可培养的微生物数量

采用稀释涂布平板法培养填料中的微生物。细菌采用牛肉膏蛋白胨培养基分离培养，培养1~2 d；真菌采用改良高氏一号培养基分离培养，培养3~4 d。

1.4.5 填料的总氮、C/N比、有机质、总钾、总磷测定

采用有机肥标准NY 525—2012中的相关方法进行测定。

2 结果与讨论 2.1 温度

微生物发酵床的温度是最能直接反映床体发酵效率的参数，温度的变化可以反映填料中微生物活性的变化^[8]。试验期间室内温度和填料温度的变化情况如图 3所示。从图 3可以看出，室温的变化范围较小，在18~31 ℃之间。填料温度在试验的第0 d与室温接近，而试验的第1 d填料温度骤然上升，升至57.8 ℃。这个期间，由于填料中的微生物快速分解生猪废弃物及填料中大量易分解的有机物，释放大量热量，引起床体温度上升，发酵床发酵成功。一般来讲，35~50 ℃为发酵床微生物生活的适宜温度，床体的温度过高或者过低都不利于微生物发酵床的运行，进而影响对生猪养殖废弃物的处理效果^[9-10]。发酵工程上，堆肥温度一般要求控制在菌种生活的最适宜温度范围的上限：50~60 ℃，所以在使用原位发酵床养殖技术时，通常会因床体温度过高而导致不利于畜禽的生长，因此，要经常注意通风、翻耙等^[11]。此次试验利用异位发酵床技术，将床体与养殖过程分离来处理生猪养殖的废弃物，可以有效地解决传统微生物发酵床在此方面的问题。试验初期，床体温度至少3 d保持在55 ℃以上，从而可以杀灭填料中有害微生物，确保了填料的卫生指标合格^[12]。整个发酵过程中填料温度一般在35~60 ℃间，最高发酵温度为66 ℃，发酵床的温度在40 ℃以上维持了48 d。填料温度变化呈现为先升高后下降的重复过程，而整体呈下降的趋势。在试验初期，大量易分解的有机物及废弃物被填料中的本土微生物及菌剂微生物快速分解产热，温度上升；随着填料的消耗，微生物活性降低，导致温度略有下降^[13]；但是，每日生猪的新鲜排泄物不断地填入发酵床内，并定时采取人工翻堆的方式使填料与废弃物混合均匀，使得填料温度上升；随着营养成分的消耗，温度又一次略有降低，从而填料温度呈上下浮动的重复变化。整个试验为不断消耗能量直至床体“老化”的过程，因此，填料温度缓慢下降，直至第55 d床体温度降至与室温接近，发酵结束。

2.2 填料pH值

pH值是影响微生物活性的重要理化性质之一。异位发酵床的发酵过程主要依靠微生物的作用，将废弃物分解和转化，因此，只有在适宜的pH值条件下，微生物才可以有效地发挥作用，通常认为6.5~8.5为微生物好氧发酵的适宜pH值范围^[14-15]。试验初期，填料中大量微生物迅速繁殖，易分解有机物及生猪废弃物被微生物分解，产生有机酸，导致pH值略有下降；随着猪粪水的不断进入及填料的消耗，微生物分解蛋白质类有机物，产生大量的氨氮和氨累积于填料之中，导致pH值开始上升；之后微生物持续分解含氮类物质，造成氨挥发，同时硝化作用和有机物的分解也会产生H⁺，又导致pH值逐渐降低（图 4）。试验全过程pH值平均在8左右，处于弱碱性环境下，适宜微生物的好氧发酵。通常情况下，发酵床发酵过程中不需要调节床体的pH值，其本身可以自动调节酸碱性达到平衡^[16]。试验中异位发酵床发酵过程中的pH值有起有伏就是在发酵过程中的自身调节。

2.3 填料含水量

水分作为微生物生长繁殖必要因素之一起到有机质溶解、参与微生物新陈代谢及调节填料温度的作用^[17]。一般认为微生物好氧发酵的最重要控制因素是水分，发酵过程中填料的物理性质及生物学性质直接受到含水量和水分调控情况的影响，进而决定好氧发酵反应的速度。大量试验研究表明发酵床初始含水量控制在50%~65%较为适宜^[18]。试验开始，床体初始含水量调控为52.47%（图 5），随着试验的进行和废水的进入，填料含水量升高，异位发酵床试验初期阶段含水量在60%~65%，满足了发酵床启动阶段快速升温的需要；随着试验的进行，由于环境温度及填料的持续高温造成了水分的快速蒸发，填料含水量下降，引起微生物发酵速度减缓，这也是发酵床填料温度下降的原因之一。随着试验过程中养殖区域废水及生猪尿液的流入，填料的含水量又上升。试验全程填料含水量保持在50%~65%，适宜微生物的好氧发酵。

生猪养殖场养殖废水产生量较大，如果得不到及时有效地处理而直接排放，将会对周围水体产生严重的污染问题。微生物异位发酵床技术改变了传统微生物原位发酵床养殖模式，从而可以避免废水排放量较大而造成的“死床”问题，并显示了对养殖废水独特的处理作用。如表 1所示，本研究平均每10 d冲洗养殖区域1次，共计用水119.86 kg。根据《第一次全国污染源普查畜禽养殖业源产排污系数手册》，华北区生猪育肥期尿液产污系数为2.14 L·头^-1·d^-1，粪便产污系数为1.81 L·头^-1·d^-1。本研究共计养殖生猪5头，育肥期55 d，共计产生尿液588.50 L，粪便497.75 kg。国辉^[19]利用玉米秸秆作为异位发酵床填料并处理奶牛场养殖废水，结果表明，在发酵结束时填料对奶牛场养殖废水的吸纳系数为2.42。经计算本试验发酵结束时异位发酵床填料对生猪养殖废水和粪便的吸纳系数分别为2.53和1.78，表明其对生猪养殖废水的吸纳能力优于对奶牛养殖废水的吸纳能力。

2.4 微生物数量

微生物发酵床功能的发挥紧紧依赖于本土微生物及菌剂微生物的协同作用，而微生物的数量变化可以反映出发酵床的运行情况。发酵过程中填料的营养成分、pH值、温度等的变化都会影响微生物群落的变化^[20]。发酵床发酵初期微生物数量较低，随着发酵床内不断添加养殖废弃物，填料中可直接利用的养分较多，微生物迅速繁殖，此时细菌、真菌数量快速增加（图 6），同时，大量微生物分解粪尿及填料中的有机物释放的热量导致床体温度迅速升高。试验初期床体中的大量微生物分解能力较强，床体持续高温使得水分蒸发较快，填入的猪粪和废水被微生物快速分解和消耗。第20 d，床体的含水量持续下降，并且pH值持续升高且处于碱性的环境中，此时不利于微生物的生长繁殖，这个阶段细菌和真菌的数量均下降^[19]。随着填料含水量和养分含量逐渐上升，细菌和真菌数量升高。进入试验后期，随着床体逐渐“老化”，可直接利用的营养成分逐渐减少，细菌和真菌的数量减少。试验全过程，细菌数量从第0 d的0.03×10⁶ cfu·g^-1升高为第55 d的11.90×10⁶ cfu·g^-1，细菌数量基本处于10⁷~10⁸数量级；真菌数量从第0 d的0.01×10⁶ cfu·g^-1升高为第55 d的0.25×10⁶ cfu·g^-1，真菌数量处于10⁶~10⁷数量级，所以在该微生物发酵作用中，细菌的发酵作用起主要作用。

2.5 营养成分的变化

异位发酵床发酵前后填料中营养成分（总氮、总磷、总钾、有机质、碳氮比）的变化如图 7和图 8所示。从结果可以看出试验全过程，填料的总氮、总磷、总钾较发酵前均有所提高，而填料的有机质、碳氮比较发酵前均下降。填料中TN、TP、TK含量分别由发酵初始的2.14%、0.44%、0.45%增加为结束时的2.67%、1.42%、2.1%，分别增加了28.97%、222.73%、366.67%；填料的有机质含量、C/N比分别由发酵初始的67.96%、18.48减少为结束时的56.11%、12.17，分别减少了17.44%、34.15%。

通常来说，TN、TP、TK、有机质含量及C/N比是评价堆肥腐熟标准的指标^[21]。床体发酵后微生物大量繁殖，快速分解猪粪尿及填料中易分解有机物，产生大量氨氮和氨。随着发酵的进行，填料中微生物持续快速生长和繁殖，加快了分解有效氮的速度并以铵态氮的形式累积，而后导致床体pH值上升，抵制了硝化细菌的活性，氮会以氨气的形式释放^[22]。试验后期，随着床体温度下降，大量硝化细菌产生导致硝态氮含量上升，因此，发酵床体系TN含量缓慢上升。有机质是微生物繁殖、生存的基本条件，碳元素为微生物生命活动提供能量^[23]。发酵过程中随着填料温度上升，大量微生物生长繁殖且微生物活性升高，易分解的有机物被大量分解，碳元素为其分解提供了能量，C/N比下降；但试验后期，由于填料中还存有一些难分解有机物及纤维素，因此，有机质含量下降并不明显。

试验后TP、TK含量显著上升，这是因为试验过程中，猪粪和废水不断填入填料，废弃物中含有较高营养元素，并且微生物不断分解有机物，有机物降解并以NH₃、CO₂等形式挥发，导致填料的干重减少，所以TP、TK含量较发酵前显著上升^[24]。试验结束后填料的总养分含量为6.19%，有机质的质量分数为56.11%，达到NY 525—2012国家有机肥料关于总养分含量及有机质的质量分数的标准。

3 结论

试验采用微生物异位发酵床技术，即将床体与养殖过程分离来处理生猪养殖的废弃物，有效地解决了传统微生物发酵床存在的一些问题。

（1）试验初始，填料温度高于55 ℃保持3 d以上，可以有效消灭填料中有害微生物，提高填料的卫生安全系数；试验全过程，发酵最高温为66 ℃，填料温度高于40 ℃的发酵天数共计48 d，填料温度基本维持在35~60 ℃之间，可以确保床体的良好发酵。

（2）将初始填料的含水量调节为52.47%，可以满足启动床体发酵的需求；试验全过程中填料含水量处于50%~65%间，有利于微生物的好氧发酵；经过计算，本研究中填料废水吸纳能力的系数为2.53，优于对奶牛养殖废水的吸纳系数，有效地解决了传统微生物发酵床出现的“死床”问题，且试验期间对异位发酵床的管理，操作起来较为容易。

（3）试验全过程pH值平均浮动于8左右，填料中的微生物处于弱碱性环境下，适宜好氧发酵；本研究的微生物发酵体系以细菌活动为主，其好氧发酵有效地降解、消纳生猪排泄的废弃物等有机物。

（4）研究结束时，填料中的有机质、碳氮比均下降，TN、TP、TK均上升，填料的总养分含量为6.19%，有机质的质量分数为56.11%，均达到我国有机肥料关于总养分含量及有机质的质量分数的标准，满足其作为再利用的有机肥料的基本要求，提高了农业生产的资源利用率和经济效益。