顧沈怡，戴海洋，郭凡婧，申衛(wèi)收①，林先貴

(1.南京信息工程大學環(huán)境科學與工程學院/ 江蘇省大氣環(huán)境監(jiān)測與污染控制高技術研究重點實驗室/ 江蘇省大氣環(huán)境與裝備技術協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京 210044；2.土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室/ 中國科學院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008)

近年來，我國的畜牧業(yè)從傳統(tǒng)散欄式向規(guī)?；?、集約化和機械化模式轉變，例如2017年畜牧業(yè)產(chǎn)值占農(nóng)林牧漁總產(chǎn)值的43%，與1978年相比提高了13.3%[1]。在畜牧業(yè)快速發(fā)展的同時，畜禽糞便的處理面臨巨大的挑戰(zhàn)和環(huán)境風險。畜禽糞便中含有豐富的作物生長所需的營養(yǎng)元素，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中會利用畜禽糞便進行還田。畜禽糞便腐熟化程度不高，直接利用不僅造成環(huán)境污染，還會燒苗、危害農(nóng)作物生長。我國每年產(chǎn)生的畜禽糞污總量近40億t，綜合利用率不足60%，無害化程度不足50%[2-3]。堆肥是利用細菌、真菌、放線菌等微生物，將畜禽糞便中的有機物轉化成穩(wěn)定的腐殖質，為畜禽糞便資源化利用的有效途徑。然而，畜禽糞便在堆肥過程中會產(chǎn)生大量的NH3和N2O等活性氮氣體，不僅造成堆肥物質的氮素損失，降低堆肥產(chǎn)品的質量[4-5]，而且還會造成空氣污染，加劇全球變暖[6]，促進灰霾的形成，惡化空氣質量。NH3可與大氣中SO2和NOx的氧化物發(fā)生反應，生成二次顆粒物，這些顆粒物則是生成PM2.5的重要來源[7]。此外，NH3還屬于惡臭污染物，在一定濃度范圍內會對人或畜禽產(chǎn)生毒害作用，過高濃度可能會導致死亡[8]。N2O在百年尺度上的增溫潛勢(GWP)是CO2的265倍，N2O排放到環(huán)境中會產(chǎn)生作為消耗臭氧催化劑的平流層氮氧化物，從而進一步加劇全球氣候變化。因此，堆肥過程中排放的NH3和N2O對環(huán)境的影響不容忽視。

針對上述堆肥過程中NH3和N2O氣體的排放，研究者采取了一些改進方法，如在堆肥過程中使用物理添加劑、化學添加劑或微生物菌劑來調節(jié)C/N比、含水率和pH值等環(huán)境因素[9]，結果表明，添加麥飯石、磷石膏、生物炭、膨潤土、硅藻土或者菌劑等物質均可有效減少NH3或者N2O氣體的排放。例如，WANG等[10]研究麥飯石對豬糞堆肥過程的影響，發(fā)現(xiàn)麥飯石的加入能明顯促進豬糞中有機碳和木質素降解，顯著減少N2O排放；CAO等[11]研究表明，添加高溫耐氨微生物可促進NH4+的同化或硝化，降低物料本底NH4+含量，減少10.2%～42.8% 的氨揮發(fā)；FUKUMOTO等[12]研究表明，添加亞硝酸鹽氧化菌的腐熟堆肥，可顯著減少堆肥過程中的 N2O 排放；雷平等[13]研究表明，添加過磷酸鈣能有效減少豬糞堆肥過程中的氮素損失；HE等[14]研究表明，添加生物炭有利于降低雞糞好氧堆肥過程的氨氣排放和氮素損失；還有研究發(fā)現(xiàn)，在豬糞堆肥過程中接種芽孢桿菌TAT105，能減少堆肥過程中的NH3排放[15-16]。

但是目前的許多研究僅關注對NH3或N2O單一氣體的減排效果，對NH3和N2O協(xié)同減排效果的探究并不多見，并且對于添加劑的種類選擇和配伍的研究也鮮有報道。因此該試驗探究在堆肥過程中加入添加劑能否對NH3和N2O氣體進行協(xié)同減排，試驗以新鮮的豬糞、雞糞為堆肥原料，探究微生物和化學添加劑聯(lián)用對堆肥過程中NH3和N2O氣體排放量的影響，進一步明確接種微生物和加入化學添加劑是否能對豬糞、雞糞堆肥中起到協(xié)同減排和保氮的作用，研究結果可為畜禽糞便綠色高效資源化和農(nóng)業(yè)碳中和研究提供重要依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 堆肥試驗設置

試驗在實驗室條件下進行，試驗裝置為 4 L 半透明密閉容器螺旋桶，將金屬支架固定在桶內部中間位置，與桶底部平行，圓形座周圍的3塊小金屬用來固定燒杯(圖1)。堆肥原料來自于南京某養(yǎng)殖場新鮮的豬糞和雞糞，通過添加木屑將堆肥物質的 C/N 比調節(jié)為25∶1，含水率w設置為60%[17]。堆料共 1.0 kg，其中豬糞或雞糞 830 g、木屑 170 g，豬糞或雞糞與木屑的質量比為5∶1。豬糞堆肥設置6個試驗處理，雞糞堆肥設置4個試驗處理，每個處理有3個重復(表1)。

a—螺旋桶；b—桶身；c—金屬支架；d—硼酸溶液；e—小燒杯；f—桶蓋。

菌株來源于之前筆者所在實驗室從廣東惠州、江蘇宜興土壤中篩選出來的具有固氨產(chǎn)酸特性的芽孢桿菌。將菌液或化學添加劑與堆料按照V(菌液)∶m(堆料)=1∶5或m(化學添加劑)∶m(堆料)=1∶12.5進行充分攪拌，使其混合均勻。溫度對于堆肥具有關鍵性的影響[18]，試驗通過培養(yǎng)箱來人工控制模擬堆肥試驗的溫度，進行為期40 d的堆肥試驗。前7 d為升溫階段，將溫度均勻升至60 ℃；8～26 d為高溫階段，溫度持續(xù)保持在60 ℃；27～40 d為降溫腐熟階段，將溫度均勻降至室溫。

表1 畜禽糞便堆肥試驗處理

1.2 樣品采集

氣體樣品采集前，將裝有硼酸吸收液的燒杯放入試驗裝置的三角支架中，用帶有三通閥的蓋子旋緊，等待1 h。堆肥產(chǎn)生的N2O用針筒收集至氣瓶中，后續(xù)利用氣相色譜儀(美國 Agilent 7890B GC)-電子捕獲檢測器(ECD-GC)分析；堆肥過程釋放的NH3被硼酸吸收1 h，用靛酚藍比色法[19-20]進行測定，升溫階段和降溫腐熟階段每3 d采集氣樣并檢測，高溫階段每2 d采集氣樣并檢測。

為了解堆肥物質的物理化學特性，在0(試驗初始)、7、16、26、40 d進行翻堆并采集約12 g樣品，一部分用于物理化學分析測定，一部分保留在-70 ℃冰箱中進行后續(xù)生物分析。

1.3 理化性質分析

用2 mol·L-1的KCl溶液浸提法[21]測定NO3--N含量，浸提之后利用紫外可見分光光度計分析，將波長調整為220和275 nm，計算得出NO3--N含量;采用靛酚藍比色法，再將紫外可見分光光度計波長調為625 nm來測定 NH4+-N含量[22]；含水率利用烘干稱重法進行測定；pH值和電導率(EC)分別用pH計和電導率儀進行測定[23]；總碳(TC)和總氮(TN)含量利用元素分析儀測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

利用Microsoft Excel 2017軟件對數(shù)據(jù)進行初步處理，再利用SPSS 26.0軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，用單因素方差分析確定差異顯著性，最后利用Origin 2018軟件對數(shù)據(jù)進行作圖分析。

2 結果與討論

2.1 微生物和化學添加劑聯(lián)用顯著降低NH3排放

由于試驗處理和重復較多，利用生化培養(yǎng)箱來控制堆肥過程中的溫度變化，以模擬實際堆肥過程中的堆溫變化特征，從而保證各處理重復間堆肥條件較為一致。有機質的迅速降解、溫度升高以及含水率的降低使過量的NH4+容易以NH3的形式逸出，從而產(chǎn)生惡臭污染環(huán)境，并且導致堆肥物料中氮素的損失、肥力的下降。在堆肥處理中，豬糞堆肥和雞糞堆肥的NH3排放大致呈先上升后下降的趨勢，這與JIANG等[24]的研究結果相符，并且排放量在堆肥10 d左右達到峰值(圖 2)。2種原料堆肥均在升溫期和高溫期的前期排放活躍，這可能是由于堆料的氨化作用以及升溫期堆體溫度持續(xù)升高，導致NH3大量排放；在10～15 d排放量迅速降低，最后到堆肥結束時均保持較為平穩(wěn)的狀態(tài)，這可能是由于堆肥后期溫度降低使硝化作用增強，并且隨著堆肥的進行，有機氮被消耗導致礦化作用減弱，進而導致NH3排放量降低。與豬糞堆肥中未加入化學添加劑和未接種微生物和分別單獨接種B. sp. H3-1、B. sp. H5-9的處理相比，加入化學添加劑、化學添加劑與B. sp. H3-1聯(lián)用、化學添加劑與B. sp. H5-9聯(lián)用處理均能在豬糞堆肥過程中實現(xiàn)NH3顯著減排的效果(圖3)。這可能是因為化學添加劑中的沸石具有很好的吸附效果，對NH4+有很強的選擇性吸附能力[25]?；瘜W添加劑中的過磷酸鈣本身就具有一定量的游離酸，可以與NH4+發(fā)生反應，將NH4+進行固定[26]。因此，加入化學添加劑的處理能夠有效抑制NH3排放，達到顯著減排的效果。

各處理設置詳見表1。

各處理設置詳見表1。同一幅圖中直方柱上方英文小寫字母不同表示處理間NH3累積排放量差異顯著(P<0.05)。

2.2 微生物和化學添加劑聯(lián)用顯著降低N2O排放

在整個堆肥期間，豬糞堆肥和雞糞堆肥N2O排放通量的變化趨勢相似，均表現(xiàn)為先上升后下降至平穩(wěn)(圖4)。堆肥升溫前期，有機質的礦化作用促進NH4+-N的生成，而NO3--N是硝化過程的最終產(chǎn)物。隨著溫度的升高，有機物質降解劇烈，堆料環(huán)境中的O2被消耗，形成厭氧環(huán)境，使NO3--N通過反硝化作用參與N2O的生成。在高溫階段，2種堆肥處理中N2O都達到了排放峰值。在豬糞堆肥過程中，6～9 d達到排放峰值，豬糞堆肥中各處理的排放趨勢大致相同，在高溫階段的中后期排放量持續(xù)降低至堆肥結束；雞糞堆肥在9～11 d達到排放峰值，添加化學添加劑、化學添加劑和B.sp. H1-10聯(lián)用處理的N2O排放峰值與其他2個處理存在明顯的差異，這可能是由于化學添加劑的吸附固定作用所致[27]。其峰值大小為接種B. sp. H1-10的處理(6.68 μg·kg-1·h-1)>未加入化學添加劑和未接種微生物處理(6.41 μg·kg-1·h-1)>加入化學添加劑和接種B. sp. H1-10處理(3.39 μg·kg-1·h-1)>加入化學添加劑處理(3.18 μg·kg-1·h-1)。

各處理設置詳見表1。

由圖 5可見，在以豬糞為原料的堆肥中，相較于未接種微生物、未加入化學添加劑的對照而言，添加化學添加劑、化學添加劑和B. sp. H3-1聯(lián)用、化學添加劑和B. sp. H5-9聯(lián)用處理對N2O的減排量分別為6.5%、4.3%、4.9%，達到了顯著減排效果；在以雞糞為原料的堆肥中，相較于對照而言，加入化學添加劑、化學添加劑和B. sp. H5-9聯(lián)用處理對N2O的減排量分別為26.8%、25.5% ，也達到了顯著減排效果。綜合來看，添加化學添加劑或微生物和化學添加劑聯(lián)用的處理方式均能顯著減少N2O排放，并且在雞糞堆肥中的減排效果比豬糞堆肥更好。

各處理設置詳見表1。同一幅圖中直方柱上方英文小寫字母不同表示處理間N2O累積排放量差異顯著(P<0.05)。

2.3 各處理堆肥產(chǎn)物理化性質變化

2.3.1NH4+-N和NO3--N含量的變化

NH4+-N和NO3--N是堆肥過程中氮轉化的重要無機氮形態(tài)。NH4+-N是堆肥期間氮的主要存在形態(tài)之一，主要來自于有機氮化合物的分解，可作為微生物的氮源合成氨基酸和蛋白質；此外，可通過硝化微生物轉化成硝態(tài)氮或亞硝態(tài)氮的形式參與堆肥過程中的轉化與利用。但當環(huán)境條件改變有利于氨氣大量產(chǎn)生時，如pH值和溫度升高，則出現(xiàn)氨氣排放活躍期。在整個堆肥期中，加入化學添加劑的處理NH4+-N含量均顯著高于未添加化學添加劑的處理(圖 6)，這可能是因為其中的過磷酸鈣和硫酸亞鐵均具有一定的酸性，可以固定NH4+-N。堆肥26 d時各處理的NH4+-N含量均有一定程度的增加，可能是因為翻堆促進了有機氮的氨化和礦化作用。相對于未加入添加劑、未接種微生物的處理而言，加入化學添加劑、化學添加劑和B. sp. H3-1聯(lián)用、化學添加劑和B. sp. H5-9聯(lián)用處理NH4+-N含量分別顯著增加7.0、6.7、7.7倍。接種微生物處理也可以在一定程度上利用微生物自身的同化作用和產(chǎn)酸特性促進對NH4+-N的吸收利用。

在雞糞堆肥過程中，各處理的NH4+-N含量大致呈先上升后下降的趨勢(圖 6)。在升溫階段，加入化學添加劑、化學添加劑和B. sp. H1-10聯(lián)用處理的NH4+-N含量因為氨化和礦化作用而迅速升高，后續(xù)階段變化幅度較小。未接種微生物和未加入化學添加劑處理、接種B. sp. H1-10處理的NH4+-N含量在升溫階段變化較小，進入高溫階段之后含量持續(xù)降低，最后趨于平穩(wěn)。在整個雞糞堆肥期間，加入化學添加劑、化學添加劑和B. sp. H1-10聯(lián)用處理的NH4+-N含量一直顯著高于未加入化學添加劑、未接種微生物、單獨接種B. sp. H1-10處理。在堆肥結束時，相較于對照組，加入化學添加劑、添加劑和B. sp. H1-10聯(lián)用處理的NH4+-N含量分別增加3.4和3.9倍。

在整個堆肥期間，豬糞堆肥和雞糞堆肥各處理的NO3--N變化趨勢大致相同，均呈現(xiàn)出先降低后升高、最后趨于平穩(wěn)的變化趨勢。由圖 6可見，在升溫階段NO3--N含量迅速下降，這可能是因為高溫使得硝化細菌失活，從而抑制NH4+-N轉化為NO3--N。且該階段NH3排放量迅速增加，NH3毒性也是NO3--N迅速降低的原因之一。從結果來看，將微生物和化學添加劑聯(lián)用的方法可對豬糞堆肥、雞糞堆肥起到很好的保氮作用。

各處理設置詳見表1。

2.3.2pH值和EC的變化

堆肥過程中的pH值能夠影響微生物的生長活性，從而影響后續(xù)堆肥產(chǎn)物的質量。pH值變化主要是由于堆肥物質中有機酸的生成和含氮化合物的釋放。NH4+-N的產(chǎn)生和有機酸的生物降解導致pH值升高，CO2的溶解、有機酸的生成以及硝化作用則會導致pH值降低。在整個豬糞堆肥期間，未加入化學添加劑和未接種微生物的處理、單獨接種B. sp. H3-1和B. sp. H5-9處理的pH值波動大于加入化學添加劑、B. sp. H3-1和化學添加劑聯(lián)用、B. sp. H5-9和化學添加劑聯(lián)用的處理(圖 7)。這可能和沸石、過磷酸鈣以及硫酸亞鐵自身的物理化學性質有關，化學添加劑對pH值具有緩沖作用。沸石可以促進有機物料分解以及氨化作用，過磷酸鈣和硫酸亞鐵本身也具有一定的弱酸性，較高的pH值會促進活性氮氣體特別是氨氣的排放。堆肥結束時，豬糞堆肥處理中加入化學添加劑或者微生物和化學添加劑聯(lián)用處理的pH值低于其他處理。

雞糞堆肥處理中pH值的變化趨勢與豬糞堆肥相似(圖 7)，未加入化學添加劑和未接種微生物的處理、接種B. sp. H1-10的處理在前7 d急劇升高，然后趨于平穩(wěn)。然而加入化學添加劑、化學添加劑和B. sp. H1-10聯(lián)用處理在前7 d急劇下降，然后趨于平穩(wěn)。這可能是因為這2種處理含有過磷酸鈣和硫酸亞鐵，使得該處理堆肥體系偏向弱酸性。雖然單獨接種B. sp. H1-10的處理接種的是具有產(chǎn)酸能力的菌株，但前期NH3的大量排放使得效果不明顯。堆肥結束時pH值為6.5～7.5，滿足堆肥微生物最適生存環(huán)境的pH值范圍，也有利于抑制氨氣的大量排放。

EC可表征物料中可溶性鹽的含量，間接反映堆體內部環(huán)境的變化。在堆肥過程中，堆肥產(chǎn)物的最終EC值可表征堆肥是否會對植物造成毒害或抑制作用。在豬糞堆肥期間，EC的變化趨勢為先升高后降低(圖 7)。在堆肥升溫階段，EC值迅速升高，這可能是由于高溫導致有機物料被微生物快速降解，產(chǎn)生大量的小分子游離物。另外溫度的持續(xù)升高使堆肥物料的含水率不斷降低，因此水溶性養(yǎng)分濃度升高，EC值也快速升高[28]。在16 d之后，各處理的EC值趨于平穩(wěn)，這可能與腐殖質的形成有關。雞糞堆肥中的EC變化趨勢與豬糞堆肥具有明顯的差異，其變化趨勢的波動較小。這可能跟堆肥原料的本身性質有關，新鮮豬糞的含水率比雞糞高，堆肥高溫階段導致水分減少，雞糞堆肥產(chǎn)物的含水率與新鮮雞糞的含水率差值低于新鮮豬糞堆肥前后的含水率差值。雞糞堆肥各處理中EC的變化趨勢大致為先上升后下降。前7 d，加入化學添加劑、化學添加劑和B. sp. H1-10聯(lián)用處理的EC波動趨勢大于其他處理，并且在整個堆肥期間，加入化學添加劑、化學添加劑和B. sp. H1-10聯(lián)用處理的EC值始終高于其余處理。這可能是由于化學添加劑可以更好地促進有機物料的降解，從而產(chǎn)生更多的游離物質。

在堆肥結束時，可能是因為化學添加劑具有吸附作用，能夠吸附大量的鹽離子，從而滿足堆肥產(chǎn)品的應用標準，故可將堆肥產(chǎn)物作為有機肥料施用。從結果來看，化學添加劑和菌株聯(lián)用或單獨加入化學添加劑能夠加快堆肥的腐殖化進程，從而減少堆肥過程中活性氮氣體的排放。

各處理設置詳見表1。

2.3.3TC和TN含量的變化

在整個豬糞堆肥過程中，各處理的TC含量變化趨勢大致相同，均表現(xiàn)為先下降后上升(圖 8)。TN含量則大多表現(xiàn)為在升溫階段迅速降低，在高溫期后期以及降溫腐熟階段上升。這可能是因為隨著有機物被分解，含水量也隨著時間延長逐漸降低，使得堆肥物質的質量下降。由于TN含量下降幅度低于總質量，因此TN含量在后期處于上升趨勢[29]。從最終結果來看，加入化學添加劑處理的TC、TN含量高于其他處理。

在雞糞堆肥過程中，TC含量的變化趨勢表現(xiàn)為升溫階段上升，在高溫階段先下降后上升，最后趨于平穩(wěn)(圖 8)。堆肥結束時，未加入化學添加劑和未接種微生物處理的TC含量最高，添加化學添加劑處理的TC含量低于未加入化學添加劑、未接種微生物的處理。羅一鳴等[30]發(fā)現(xiàn)過磷酸鈣能減少堆肥期間TC的消耗，筆者與其結論不一致，這可能與堆肥原料和環(huán)境因素有關。堆肥期間各處理TN含量的變化趨勢大致相同，在升溫期急速下降，之后變化幅度較小，試驗結束時各處理的TN含量也無明顯差異。

3 結論

以豬糞為原料，接種微生物和加入化學添加劑的處理與未接種微生物、未加入化學添加劑的對照相比，能減少11%～21%的NH3排放量，減少4%～6%的N2O排放量，堆肥產(chǎn)物中NH4+-N含量較對照增加6.7～7.7倍；以雞糞為原料，接種微生物和加入化學添加劑的處理能夠減少26%的N2O排放量，其堆肥產(chǎn)物中NH4+-N含量與對照相比增加3.3～3.9倍。在堆肥物料中接種微生物和加入化學添加劑可達到協(xié)同減排和保氮的目的，使堆肥過程更加綠色高效，研究結果可為農(nóng)業(yè)碳中和提供重要依據(jù)。

各處理設置詳見表1。