吳飛龍，葉美鋒，吳曉梅，林代炎*，翁伯琦

（1.福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究所，福州 350003；2.福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院，福州 350003）

添加菌糠對豬糞渣堆肥過程及氨排放的影響

吳飛龍1，葉美鋒1，吳曉梅1，林代炎1*，翁伯琦2

（1.福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究所，福州 350003；2.福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院，福州 350003）

以規(guī)?；B(yǎng)豬場固液分離后的豬糞渣為試驗對象，以菌糠為調(diào)理劑，設(shè)置豬糞渣和菌糠1∶0.2、1∶0.3、1∶0.4、1∶0.5共4個不同質(zhì)量比例（濕基）堆肥處理，以純豬糞渣單獨堆肥為對照處理，研究了菌糠作為豬糞渣堆肥調(diào)理劑對堆肥過程和NH3排放的影響。結(jié)果表明：添加菌糠有利于各堆肥處理縮短進入高溫期的時間，且有利于各處理堆肥的脫水；隨著菌糠添加比例的增加，各處理的干物質(zhì)降解率和有機碳損失率均降低；堆肥后，對照和處理組的全氮、全磷和全鉀含量均比堆肥前有所增加，而其中全磷、全鉀含量的增加量隨著菌糠添加量的持續(xù)增加而相應(yīng)減少；當菌糠的添加比例大于0.3時，有利于減少豬糞渣堆肥過程中NH3的排放；堆肥36 d后，對照及各處理堆肥均達到腐熟，且總養(yǎng)分和有機質(zhì)均符合《有機肥料》（NY 525—2012）標準。

豬糞渣；菌糠；堆肥；調(diào)理劑；NH3排放

規(guī)?；i場的發(fā)展對于提高養(yǎng)豬業(yè)的機械化和現(xiàn)代化具有重要的作用，但是規(guī)?；潭鹊牟粩鄶U大，也帶來了豬場糞便污染物的集中排放，給生態(tài)環(huán)境造成巨大壓力。固液分離機目前廣泛應(yīng)用于規(guī)模化養(yǎng)豬場糞污前處理，能夠?qū)崿F(xiàn)糞污水的減量化。豬糞渣是豬場糞污水經(jīng)固液分離后的固體物質(zhì)，其主要成分有豬飼料中未分解的玉米皮、豬毛、粗纖維等物質(zhì)，具有有機質(zhì)含量高、容重低、疏松度高的特點，且經(jīng)水洗后其鹽分含量較低、養(yǎng)分適中、重金屬含量低。豬糞渣經(jīng)過好氧堆肥發(fā)酵后可作為一種很好的有機肥料，但其理化性狀與豬糞有明顯的區(qū)別。目前，對于豬糞堆肥的研究比較多，而豬糞渣堆肥的研究還比較鮮見。

添加調(diào)理劑可提高好氧堆肥效果，但是不同的調(diào)理劑對好氧堆肥過程堆體的溫度、水分、碳素、氮素的含量以及惡臭氣體的排放等因素都有一定的影響[1-3]。因此，選擇合適的調(diào)理劑對于豬糞渣的好氧堆肥處理有重要的意義。菌糠是指食用菌栽培采收后廢棄的固體培養(yǎng)基質(zhì)[4]，而食用菌的培養(yǎng)基一般含秸稈、棉籽殼、木屑、玉米芯等原料。中國食用菌產(chǎn)業(yè)每年產(chǎn)生的廢棄菌糠總量達900萬t[5]，而目前大部分食用菌廠處置菌糠的方法主要為直接丟棄或就地焚燒[6]。這不僅導(dǎo)致腐爛惡臭或空氣污染，而且造成資源浪費。菌糠中不僅殘留有大量的營養(yǎng)物質(zhì)，還具有良好的物理性狀如透氣透水性好、粒徑均勻等，可作為堆肥的良好調(diào)理劑[7]。目前，雖然有一些針對菌糠作為堆肥調(diào)理劑的研究，但將其作為豬糞渣堆肥的調(diào)理劑的研究還未見報道。

本研究以規(guī)?；B(yǎng)豬場固液分離后的豬糞渣為試驗對象，研究了菌糠作為豬糞渣堆肥調(diào)理劑對堆肥腐熟度和NH3排放的影響，旨在為提升豬糞渣堆肥配方、工藝技術(shù)、氨氣減排等提供理論依據(jù)和參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗采用來自福清市某大型生態(tài)養(yǎng)豬場的糞污水經(jīng)固液分離機分離后的糞渣，其主要理化性狀為：含水率74.1%，有機碳359 g·kg-1，全氮17.4 g·kg-1，全磷16.6 g·kg-1，全鉀5.80 g·kg-1，C/N 20.7。菌糠是經(jīng)栽培過海鮮菇的廢棄菌棒，來自羅源縣某海鮮菇廠，其主要理化性狀為：含水率50.9%，有機碳386 g·kg-1，全氮22.7 g·kg-1，全磷9.68 g·kg-1，全鉀14.1 g·kg-1，C/ N 17.0。

1.2 試驗方法

試驗設(shè)置對照（不添加菌糠）和4個添加不同比例菌糠處理，各處理配方見表1。

表1 試驗處理配方Table 1 Formula of trial processing

試驗采用條垛式好氧堆肥。人工將豬糞、菌糠按表1中的比例稱重后混合均勻，使混合物料含水率調(diào)節(jié)至70%～75%。將攪拌均勻的物料堆成條垛放在事先準備好的場地，堆體橫截面呈梯形，下底面長和寬分別為220 cm和150 cm，上底面長和寬分別為150 cm和80 cm，堆體高50 cm。試驗從2015年10月10日開始至2015年11月14日，共36 d，期間每周翻堆一次。

堆肥期內(nèi)，每周取樣一次，每次取樣300 g。樣品一式三份，一份儲存在4℃冰箱中待測pH、電導(dǎo)率（EC）、發(fā)芽率指數(shù)（GI）；一份用烘箱在105℃條件下烘干，測定含水率；另一份自然風干，粉碎后作為干樣，待測總氮、總磷（P2O5）、總鉀（K2O）和總有機碳（TOC）。

1.3 測定指標與方法

（1）溫度：用溫度計對堆體多個位置的溫度進行測定，取平均值。溫度每天上午9：00測量一次，隨機取6個堆體部位分別測定距離表層10、25 cm和40 cm位置的溫度（取平均值）。

（2）氨氣（NH3）：使用便攜式檢測儀通過靜態(tài)箱法測定。測定時，用一透明塑料箱（30 cm×30 cm×30 cm，長×寬×高）蓋于堆肥表面，四周覆蓋嚴實。取樣時間為30 min，每隔10 min取樣測定。每天上午9：00開始測定，所測值用于計算當天的NH3排放量，總排放為每日排放量相加，未測定天數(shù)的值取相鄰天數(shù)的平均值。

（3）水分：105℃烘干法測定。

（4）有機質(zhì)：重鉻酸鉀容量法。

（5）總氮、總磷和總鉀含量：樣品用H2SO4-H2O2消煮，總氮用開氏定氮法，總磷用釩鉬酸銨比色法，總鉀用火焰光度法測定。

（6）pH值：直接用pH計測定（水樣比10∶1）。

（7）EC值：直接用EC計測定（水樣比10∶1）。

（8）種子發(fā)芽指數(shù)（GI）：新鮮樣品與水按照1∶10（W/V）比例混合振蕩2 h，上清液經(jīng)濾紙過濾后待用。把一張大小合適的濾紙放入干凈無菌的9 cm培養(yǎng)皿中，濾紙上整齊擺放10粒小白菜種子。準確吸取5 mL濾液于培養(yǎng)皿中，在25℃黑暗條件下的培養(yǎng)箱中培養(yǎng)48 h，測定種子的發(fā)芽率和根長，同時用去離子水作空白對照。

GI=浸提液發(fā)芽數(shù)×根長/（對照液發(fā)芽數(shù)×根長）× 100%。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計方法

運用SAS v8.1軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析。

2 試驗結(jié)果與分析

2.1 溫度的變化

溫度是評價堆肥穩(wěn)定度最簡便的物理指標，也是評價堆肥達到無害化的重要指標[8]，當其趨于環(huán)境溫度時，表明堆肥已穩(wěn)定。根據(jù)《糞便無害化衛(wèi)生標準》（GB 7959—1987）規(guī)定，堆肥溫度在50～55℃以上并維持5～7 d，就能夠達到糞便無害化衛(wèi)生標準。從圖1可以看出，對照溫度在堆肥開始后第4 d才達到50℃以上，而各處理溫度均在堆肥開始后第2 d即達到50℃以上，說明添加菌糠可以縮短豬糞渣堆肥進入高溫期的時間。這與薛智勇等[9]的研究結(jié)果一致。CK及T1、T2、T3、T4處理溫度均在50℃以上維持了14 d或14 d以上，符合糞便無害化衛(wèi)生標準，最高溫度分別達到了56.9、64.5、64.1、60.8、63.0℃，隨后溫度逐漸降低并趨于環(huán)境溫度，表明堆肥趨于穩(wěn)定[10]。

2.2 含水率的變化

水分是影響堆肥效果的重要參數(shù)。從圖2中含水率變化可以看出，對照和處理堆肥含水率變化一致，均呈下降趨勢。堆肥第36 d時，除T3處理含水率為59%外，各處理含水率都保持在55%左右，T1至T4處理的堆肥含水率分別比初始含水率減少16.1%、16.3%、12.5%和15.0%，水分損失率分別為22.6%、22.8%、17.5%和21.1%；而對照堆肥第36 d時，含水率仍在65%，比初始含水率減少11.1%，損失率僅為14.5%。堆肥過程中含水率的下降，一方面與堆體溫度和高溫維持時間有關(guān)[9]，另一方面可能與堆體的顆粒度及孔隙度有關(guān)。

圖1 堆肥過程中溫度的變化Figure 1 Change of temperature during composting process

圖2 堆肥過程中含水率的變化Figure 2 Change of moisture content during composting process

2.3 pH值的變化

圖3 堆肥過程中pH值的變化Figure 3 Change of pH during composting process

堆肥pH值受堆肥原料和條件的影響，只能作為堆肥腐熟的一個必要條件，而不是充分條件。從圖3看出，對照和處理堆肥的pH值都呈現(xiàn)出下降直至趨于平穩(wěn)的趨勢，但是添加菌渣的各處理在第12 d之后，pH值下降就開始趨緩，而對照處理的pH值則在第21 d后才開始穩(wěn)定。而且在堆肥中后期，添加菌糠處理的pH值均高于對照。這是因為添加菌糠降低了堆體的水分含量，增加了堆體的孔隙度，降低了NH3揮發(fā)速率，減少了硝化菌硝化作用產(chǎn)生的H+和有機物分解產(chǎn)生的有機酸[11]。堆肥結(jié)束時，各處理的pH值均符合《有機肥料》（NY 525—2012）標準規(guī)定的7.0～8.5的要求。

2.4 電導(dǎo)率的變化

電導(dǎo)率（EC）表示堆肥過程中可溶性鹽的變化。電導(dǎo)率反映了堆肥中可溶性鹽的含量，堆肥產(chǎn)品電導(dǎo)率高于4000 μS·cm-1時，會對植物生長產(chǎn)生負面影響，如發(fā)芽率低、萎蔫等[12]。由圖4可知，對照和各處理電導(dǎo)率在堆肥過程中呈不斷上升的趨勢，并在堆肥后期穩(wěn)定在1600 μS·cm-1左右，均低于4000 μS·cm-1，不會對植物產(chǎn)生毒害作用。電導(dǎo)率的逐漸升高是微生物對有機物的降解導(dǎo)致鹽類物質(zhì)產(chǎn)生的結(jié)果。另外從圖4還可以看出，堆肥前和堆肥后，添加菌糠的各處理電導(dǎo)率均高于對照處理。這是因為菌糠是栽培食用菌后的剩余培養(yǎng)基，其中含有少許營養(yǎng)鹽類，造成菌糠的電導(dǎo)率偏高，而豬糞渣是污水分離出的固體糞渣，其電導(dǎo)率較低。

2.5 種子發(fā)芽率指數(shù)的變化

相對于其他的理化指標，種子發(fā)芽率指數(shù)（GI）是更能夠直接反應(yīng)堆肥浸提液對于植物毒性的指標，因為未腐熟的堆肥浸提液含有高濃度的NH+4、小分子有機酸、重金屬等有毒物質(zhì)對植物種子的生長有很強的抑制作用。理論上，當GI≥100%時，可以認為堆肥對植物沒有毒性。但一般認為：當GI＞50%時，可以判定堆肥對植物基本沒有毒性；當GI＞80%時，堆肥對植物完全沒有毒性。從圖5可以看出，整個堆肥過程中對照和處理均維持了較高的GI，說明堆肥條件適宜，堆肥過程中沒有植物毒性物質(zhì)的積累。堆肥結(jié)束時，對照和處理種子發(fā)芽率均達到了70%以上，其中對照組的最高，為97%，各處理依次為76%、70%、74%和74%。測定結(jié)果也說明豬糞渣的生物毒性較低，而菌渣毒性物質(zhì)要高于豬糞渣，添加菌渣反而降低了堆肥的GI。這是因為豬糞渣是豬糞經(jīng)水洗后的污水再經(jīng)固液分離機分離出的固體物質(zhì)，水洗過程中去除了豬糞中的生物毒性物質(zhì)。

圖5 堆肥過程中GI的變化Figure 5 Change of GI during composting process

2.6 干物質(zhì)降解率的變化

堆肥是微生物分解利用有機物及轉(zhuǎn)化成腐殖質(zhì)的過程。堆肥過程中灰分的總量保持不變，干物質(zhì)降解率的變化反映了堆肥中有機物的降解程度，干物質(zhì)降解率越高，堆肥穩(wěn)定度越高，堆肥過程進行得越徹底[13]。從表2可以看出，隨著菌糠添加比例的增加，各處理的干物質(zhì)降解率依次降低。這可能是因為菌糠經(jīng)過栽培食用菌之后，其易降解物質(zhì)已被真菌分解利用過，而剩余的物質(zhì)主要以纖維素類物質(zhì)為主，降解難度較大。堆肥結(jié)束時，對照和處理的干物質(zhì)降解率依次分別為43.6%、45.3%、42.7%、34.0%和31.1%。

表2 不同處理干物質(zhì)的降解變化情況Table 2 Degradation rate on dry matter of different treatments

2.7 碳素平衡及C/N變化

碳素平衡及C/N變化情況見表3?？梢钥闯?，堆肥后物料的有機碳含量相對堆肥前均有所下降，各處理下降幅度介于34～55 g·kg-1。這是堆肥后微生物迅速繁殖分解有機碳造成的，而對照則下降幅度明顯，下降了128 g·kg-1。堆肥前對照處理的有機碳含量最高，為561 g·kg-1，與其他處理相比差異顯著；而堆肥后對照處理的有機碳含量最低，僅為433 g·kg-1，與其他處理相比差異顯著。從表3還可以看出，有機碳損失率隨著物料中添加菌糠比例的增加而減少，T4處理的有機碳損失率為35.8%，而對照則高達56%，說明菌糠中所含的有機質(zhì)相對豬糞渣中的有機質(zhì)更難降解。這是因為菌糠經(jīng)過栽培食用菌之后，其易降解物質(zhì)已經(jīng)過真菌分解利用，剩余的物質(zhì)主要以纖維素類物質(zhì)為主，降解難度較大。表3中的C/N數(shù)據(jù)顯示，堆肥后各處理物料的C/N均下降至17.7～18.8之間，而對照的C/N下降幅度較大，降至16.2。

2.8 養(yǎng)分變化

堆肥發(fā)酵過程中，堆肥物料隨著有機碳的迅速分解，水分的損失，物質(zhì)總量的減少，養(yǎng)分往往表現(xiàn)為“濃縮效應(yīng)”，但是氮素除了“濃縮效應(yīng)”以外還有氮素揮發(fā)損失[14]。表4是堆肥前后物料養(yǎng)分變化情況?？梢钥闯觯逊屎蟾魈幚砗蛯φ瘴锪系娜?、全磷和全鉀含量均有明顯的增加，其中全氮含量增加范圍為7.4～10.1 g·kg-1，全磷含量增加范圍為5.0～14.9 g·kg-1，全鉀含量增加范圍為2.8～7.3 g·kg-1，且全磷和全鉀含量均隨著菌糠添加比例的增加而減少。這可能是因為菌糠含有較多難以再降解的木質(zhì)素等有機質(zhì)，隨著菌糠添加量的增加，堆肥的干物質(zhì)降解率降低，表現(xiàn)為“濃縮效應(yīng)”相對更弱，而豬糞渣所含的有機質(zhì)相對容易降解，對照的“濃縮效應(yīng)”更明顯。從表4還可以看出，堆肥后對照及各處理的總養(yǎng)分符合《有機肥料》（NY 525—2012）標準，其中對照的總養(yǎng)分最高，達到了69.6 g·kg-1。

表3 碳素平衡及C/N變化情況Table 3 Carbon balance and the change of the C/N

2.9 NH3排放的變化

堆肥過程中，氮素損失是普遍存在的問題[15]，而NH3揮發(fā)是最主要的途徑[16]，研究表明豬糞堆肥過程中，NH3排放引起的氮素損失可占到總氮損失的32.3%～50.0%[17]。從圖6a可以看出，對照和處理總體變化趨勢一致，NH3的排放高峰均出現(xiàn)在高溫期前期，其中T2處理NH3排放量的峰值較低。從圖6b可以看出，T1至T4各處理的NH3累積排放量分別為5.87、5.50、4.85、4.82 g。除對照外，隨菌糠添加量的增加各處理間NH3的累積排放量依次降低，與秦莉等[18]和沈玉君等[19]的研究結(jié)果一致；而不添加菌糠的對照處理NH3累積排放量為5.11 g，介于T2和T3處理之間。這可能是由于對照堆體與T1、T2處理相比最高溫度較低且高溫期持續(xù)時間較短，以及堆體的初始pH值較低，造成NH3的揮發(fā)量少于T1、T2處理；而T3、T4處理則是由于菌糠的量增加，增強了物理吸附作用從而減少NH3的排放。這說明菌糠的添加比例大于0.3時，才有利于減少豬糞渣堆肥過程中NH3的排放。

表4 堆肥前后物料養(yǎng)分變化情況Table 4 Change of the nutrient in material before and after composting

3 討論

堆肥工程是一個系統(tǒng)而且復(fù)雜的過程，堆肥品質(zhì)、腐熟度及NH3排放的主要影響因素有溫度、水分、pH值和EC值等。

堆肥的溫度變化直接反映堆肥發(fā)酵是否正常，同時也是影響NH3排放的重要因素[20]。本研究中對照處理即單純豬糞渣堆肥處理溫度也可以正常升溫并維持在50℃以上14 d，達到堆肥無害化效果，但其溫度在堆肥開始后第4 d才達到50℃以上，而其他處理溫度均在堆肥開始后第2 d即達到50℃以上。這是因為通過添加菌糠作為調(diào)理劑，降低了堆體的初始水分含量，從而縮短豬糞渣堆肥進入高溫期的時間。本研究中T1和T2處理的氨累積排放量要高于T3和T4處理，是因為T1和T2處理維持高溫時間較長，維持在50℃以上的天數(shù)分別是23 d和21 d，而T3和T4處理則分別是20 d和19 d。

圖6 堆肥過程中NH3排放的變化Figure 6 Change of NH3emision during composting process

pH值是影響堆體NH3排放的重要因素，當堆體pH值較高時，NH3揮發(fā)損失相對容易。雖然本研究中添加菌糠越多的T3和T4處理其初始pH值均高于其他處理，但是并未增加NH3排放，反而比T1、T2和對照處理更少。這可能是因為添加的菌糠量增多，菌糠中豐富的孔穴和孔隙可以增加對NH3的吸附能力，從而減少了NH3排放。這與許俊香等[21]研究中添加沸石而減少堆肥氨揮發(fā)的效果一致。

堆肥過程中T3、T4處理的氨累積排放量最低，但堆肥產(chǎn)品中總氮增加量卻低于對照。這是因為菌糠中所含的物質(zhì)較難降解，從碳平衡和干物質(zhì)降解率兩個指標可以看出，T3和T4處理的TOC損失率分別為40.4%和35.8%，而對照的TOC損失率達到了56.0%；T3和T4處理的干物質(zhì)降解率分別為34.0%和31.1%，而對照則為43.6%。因此T3和T4處理的養(yǎng)分“濃縮效應(yīng)”相比對照更弱，造成堆肥產(chǎn)品的養(yǎng)分濃度低于對照。這與李云蓓等[22]的研究結(jié)果一致。

EC值反映堆肥中可溶性鹽的含量，本研究中對照和各處理電導(dǎo)率在堆肥過程中呈不斷上升的趨勢，并在堆肥后期穩(wěn)定在1600 μS·cm-1左右，均遠低于4000 μS·cm-1，并不會對植物產(chǎn)生毒害作用。這與GI的測定結(jié)果保持一致，整個堆肥過程中對照和處理均維持了較高的GI，說明堆肥過程中沒有過多植物毒性物質(zhì)的積累。EC值較低是因為作為主要原材料的豬糞渣是豬糞經(jīng)沖洗后再經(jīng)固液分離出的固體物質(zhì)，豬糞中的主要可溶性鹽留在了水中，所以豬糞渣中的可溶性鹽含量較低。

豬糞渣與豬糞相比在許多理化性質(zhì)上有差異，本研究將豬糞渣作為堆肥的主要原料，結(jié)果表明豬糞渣堆肥具有較好的理化性質(zhì)，其EC值低，GI高，同時易于生物降解，單純以豬糞渣直接堆肥的對照處理其干物質(zhì)降解率較高，僅次于T1處理，達到了43.6%，而其有機碳損失率最高，達到了56%。最終堆肥后的總養(yǎng)分也最高，達到了69.6 g·kg-1，各項指標也均符合《有機肥料》（NY 525—2012）標準，說明豬糞渣可作為一種良好的堆肥原料。另外，通過添加菌糠，可以迅速使堆肥進入高溫發(fā)酵，而且菌糠中豐富的孔穴和孔隙可以增加對NH3的吸附能力，從而減少了NH3排放。因此菌糠可以作為一種良好的調(diào)理劑來使用。

4 結(jié)論

添加菌糠有利于各堆肥處理縮短進入高溫期的時間，且有利于各處理堆肥的脫水；隨著菌糠添加比例的增加，各處理的干物質(zhì)降解率和有機碳損失率均降低；堆肥后，對照和處理的全氮、全磷和全鉀含量均比堆肥前有所增加，而其中全磷、全鉀含量的增加量隨著菌糠添加量的增加而相應(yīng)減少；當菌糠的添加比例大于0.3時，有利于減少豬糞渣堆肥過程中NH3的排放；在堆肥36 d后，對照及各處理堆肥均達到腐熟，且總養(yǎng)分和有機質(zhì)均符合《有機肥料》（NY 525—2012）標準。

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Effects of mushroom bran addition on the process and NH3emissions of swine feces residue composting

WU Fei-long1,YE Mei-feng1,WU Xiao-mei1,LIN Dai-yan1*,WENG Bo-qi2
（1.Institute of Agricultural Engineering,Fujian Academy of Agriculture Sciences,Fuzhou 350003,China;2.Fujian Academy of Agriculture Sciences,Fuzhou 350003,China）

Using the solid-liquid separated swine feces residue from large-scale pig farm as the test object,the effects of mushroom bran as bulking agent on the process and NH3emissions of composting were studied.In this study,four different mass ratios（wet basis）of swine feces residue and mushroom bran,1∶0.2,1∶0.3,1∶0.4,1∶0.5,were set as test groups with a control group of pure swine feces residue.The results showed that：The addition of mushroom bran shortened the time needed for the swine feces residue composting to reach a high temperature,which is conducive to compost dehydration;With the increase of mushroom bran proportion,the dry matter degradation rate and the organic carbon loss rate decreased in all test groups.After composting,the total nitrogen,phosphorus and potassium contents increased in all control and test groups,while the increment of total phosphorus and potassium content reduced with the increase amount of mushroom bran proportion;The NH3emissions during swine feces residue composting reduced while proportion of mushroom bran was greater than 0.3;After 36 d of composting,all the control and test groups were thoroughly decomposed,and the total nutrients of composting products were in line with the standard of＜organic fertilizer＞,NY 525—2012.

swine feces residue;mushroom bran;compost;bulking agent;NH3emissions

X71

A

1672-2043（2017）03-0598-07

10.11654/jaes.2016-1261

吳飛龍，葉美鋒，吳曉梅，等.添加菌糠對豬糞渣堆肥過程及氨排放的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2017,36（3）：598-604.

WU Fei-long,YE Mei-feng,WU Xiao-mei,et al.Effects of mushroom bran addition on the process and NH3emissions of swine feces residue composting[J]. Journal of Agro-Environment Science,2017,36（3）：598-604.

2016-09-30

吳飛龍（1982—），男，福建閩侯人，碩士，助理研究員，主要研究方向為農(nóng)業(yè)環(huán)境保護。E-mail：wufl82@163.com

*通信作者：林代炎E-mail：lindaiyan@126.com

十二五國家科技支撐項目（2012BAD14B15）；福建省省屬公益類科研院所專項（2014R1015-8）；福建省科技重大專項專題項目（2013YZ01030004）

Project supported：The National Key Technology Research and Development Program of the Ministry of Science and Technology of China（2012BAD14B15）；The Special Fund for Provincial Public Research Institute of Fujian Province,China（2014R1015-8）；The Special Fund for Key Program of Science and Technology of Fujian Province,China（2013YZ01030004）