巴士迪，張克強，楊增軍，李仲瀚，渠清博

農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所，天津 300191

規(guī)?；膛ｐB(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展不可避免地產(chǎn)生了大量的奶牛糞便，據(jù)統(tǒng)計，2018年中國奶牛糞便產(chǎn)生量約為4×108t（佚名，2018）。由于得不到及時有效地處理和利用，這些奶牛糞便對環(huán)境造成了嚴重的威脅（董曉霞等，2014）。為了更加有效地管理糞便，同時減小糞便堆積所帶來的危害，糞便堆肥技術已成為一種廣泛應用的糞便管理方法（Onwosi et al.，2017）。堆肥不僅可減少集約化奶牛養(yǎng)殖糞便的排放量，而且可獲得一種穩(wěn)定的、富含腐殖質的有機肥料（Onwosi et al.，2017）。目前翻堆式堆肥（堆料堆成三角錐狀，堆高一般在2—3 m左右，定期進行人工或機械翻堆作業(yè)）和槽式堆肥（堆料堆積成窄長條垛，且除堆體表面與空氣接觸外其余部位均被圍墻或遮擋物所包裹，垛體的橫斷面為三角形或梯形，一般為長10—15 m，底寬3—5 m，高2—3 m）已經(jīng)成為中國最受歡迎的堆肥方式（郝莘政，2011）。然而，堆肥也導致了大量的碳素和氮素損失，不僅降低了堆肥產(chǎn)品作為有機肥料的農(nóng)業(yè)價值，而且導致了溫室氣體和 NH3的排放。研究表明，奶牛糞便堆肥過程中由于氣體排放造成的碳素和氮素損失分別占堆肥物料初始TC和TN含量的46%和67%（Shan et al.，2012）。這些氣體的排放不僅危害牲畜和人體的健康（Tian et al.，2012），而且會形成氣體顆粒物降低空氣質量并造成土壤酸化（Sommer et al.，2000）。

盡管近些年關于奶牛糞便堆肥過程氣體排放及養(yǎng)分損失的相關研究不斷增多，但絕大多數(shù)的研究基于室內模擬，如陸日東（2007）；朱海生等（2015）；朱新夢等（2017）。研究結果表明堆肥過程CH4、CO2、NH3及N2O的累積排放量分別約為0.07—1.3 g·kg-1、8.41—108.2 g·kg-1、4.54—4400 mg·kg-1及 0.23—21.6 mg·kg-1。由于堆肥設施，堆肥原料及堆肥管理措施的不同，這些室內模擬的研究結果存在較大差異，缺乏與原位監(jiān)測數(shù)據(jù)的對比和驗證。而目前關于奶牛糞便堆肥過程氣體排放原位監(jiān)測大多集中于北美洲（如加拿大、美國）和歐洲（如荷蘭、丹麥、英國）（Amon et al.，2011）。由于這些國家的氣候條件以及畜牧業(yè)管理方式與中國存在較大差異，仍需獲得中國特定養(yǎng)殖環(huán)境下奶牛糞便堆肥過程中氣體排放的原位監(jiān)測數(shù)據(jù)。因此，本文以奶牛糞便翻堆式和槽式堆肥為主要的研究對象，通過原位監(jiān)測的方法，探究不同堆肥過程中溫室氣體和NH3的排放規(guī)律及養(yǎng)分損失情況。本研究對于豐富中國糞便堆肥過程氣體排放的原位監(jiān)測數(shù)據(jù)，評估和減緩奶牛堆肥工藝溫室效應和環(huán)境污染現(xiàn)狀，實現(xiàn)堆肥過程養(yǎng)分損失最小化和利用最大化具有重要的意義。

1 材料與方法

1.1 實驗地點與材料

奶牛糞便翻堆式堆肥實驗地位于天津武清區(qū)某奶牛場堆糞棚內，地理位置為117°14'E，39°41'N（圖1a）。堆肥實驗于2019年8月17日開始，至9月21日結束，共歷時36 d，堆肥期內平均氣溫為30.4 ℃。堆體高2.5 m，長3 m，底部寬2.5 m。堆體在開始堆肥后第 1、7、14天利用翻拋機進行翻堆，使物料混勻并保持通氣，第14天完成第3次翻堆后不再翻堆直至實驗結束。在堆肥前7 d連續(xù)采樣，第7天和第14天翻堆后連續(xù)采樣3 d，之后每3天采樣一次直至結束。

圖1 翻堆式和槽式堆肥現(xiàn)場Fig. 1 Turning and trough composting sites

奶牛糞便槽式堆肥實驗地位于天津武清區(qū)某奶牛場堆糞棚內，地理位置為 117°14'E，39°45'N（圖1b）。堆肥實驗于2019年10月8日開始，至11月12日結束，共歷時 36 d，堆肥期內平均氣溫為25.6 ℃。堆肥條垛高2.5 m，長約15 m，底部寬3 m。由于堆肥期間不進行翻堆，因此每3天采樣一次直至堆肥結束。不同堆肥方式堆肥物料的初始理化性質如表1所示。

表1 翻堆式及槽式堆肥物料初始理化性質Table 1 Physical and chemical characteristics of initial materials of turning and trough composting

1.2 測定與分析方法

1.2.1 氣體樣品的采集與計算

實驗過程中溫室氣體和 NH3排放速率通過靜態(tài)采樣箱和氣體濃度在線監(jiān)測設備獲得。靜態(tài)采樣箱采用 PVC材質，箱體為長方體形狀且配有可分離的底座，頂部和側面密封（圖2）。采樣箱頂部安裝有一個 12 V的風扇，氣體采集過程中風扇全程開啟，以保持箱內氣體均勻分布。箱頂部另開有一開口用于放置量程為 0—100 ℃的溫度計。采氣口位于箱體側面，與頂端有20 cm距離，外側出口可用于連接溫室氣體和NH3在線監(jiān)測設備。

圖2 靜態(tài)箱結構Fig. 2 The structure of closed-chamber

氣體濃度實時測定采用由農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所養(yǎng)殖業(yè)污染防治創(chuàng)新團隊開發(fā)的規(guī)?；B(yǎng)殖場溫室氣體、NH3在線監(jiān)測設備（圖3）。待檢氣體先由吸入式進氣口進入監(jiān)測箱主體，經(jīng)過功能模式切換的換向閥后，進入氣體的預處理階段（氣體預處理主要完成對高濕度和高粉塵氣體進行汽水分離處理和過濾處理，以達到傳感器檢測的要求，并延長傳感器使用壽命）。經(jīng)預處理后的氣體首先進入溫濕度檢測環(huán)節(jié)，隨后進入氣體干燥工序。干燥后的氣體由統(tǒng)一布置于多通道氣室的傳感器進行對應濃度的檢測。通過氣室的氣體在尾部真空泵的作用下，依次通過空氣質量流量和絕壓監(jiān)測傳感器，以確定氣體通量，從而修正所檢測氣體的污染物濃度，氣體最終由排氣口排至監(jiān)測箱外。監(jiān)測箱中檢測器得到的數(shù)據(jù)電信號可接入 PLC主機進行數(shù)據(jù)解析，隨后可通過人機界面實現(xiàn)現(xiàn)場數(shù)據(jù)的顯示和存儲或通過標準 DTU實現(xiàn)服務器的上傳和發(fā)布。為保證所檢測氣體濃度值的準確性，傳感器已進行標定?？蓽y定的參數(shù)指標如表2所示。

圖3 監(jiān)測箱結構Fig. 3 The structure of monitoring box

表2 監(jiān)測箱參數(shù)指標Table 2 The parameter indicators of monitoring box

在實驗開始之前將采樣箱底座安放在采樣點上。之后每次采樣前，需在采樣箱底座槽內注滿水，以密封采樣箱。氣體樣品在腔室密封后 0、15、30 min每隔15分鐘通過溫室氣體、NH3在線監(jiān)測設備測定并讀取3次讀數(shù)，以作為重復。所有氣體樣品在每日09:00—10:00之間獲得，然后根據(jù)箱內氣體濃度隨時間的變化計算氣體排放速率。氣體排放速率計算公式為（胡保安等，2015）：

式中：F為氣體排放速率，mg·kg-1·h-1；h為 PVC采樣箱的高，m；t為采樣箱內的平均溫度，℃；M為氣體的摩爾質量，g·mol-1；Vm為標準狀態(tài)下氣體的摩爾體積，為氣體濃度變化率；A為堆體表面積，m2；m為堆體物料總質量，kg。

氣體累積排放量采用累加法（史書等，2015）計算得到，公式如下：

式中：f為36 d堆肥過程氣體的累計排放量，mg·kg-1；n為采樣總次數(shù)；Fi、Fi+1分別為第i次和第i+1次采樣的堆肥氣體排放速率；D為連續(xù)兩次采樣的間隔天數(shù)。

堆肥過程中以CH4-C、CO2-C、N2O-N和NH3-N損失的碳氮占總碳氮損失量的百分比的計算公式如下：

式中：LC-Gas為氣態(tài)碳素損失率，%；EC為CH4-C或CO2-C累積排放量，g·kg-1；TC為堆肥物料初始碳素含量，g·kg-1，F(xiàn)C為堆肥過程完成后堆肥物料殘余碳素含量，g·kg-1。

式中：LN-Gas為氣態(tài)氮素損失率，%；EN為N2ON或NH3-N累積排放量，g·kg-1；TN為堆肥物料初始氮素含量，g·kg-1，F(xiàn)N為堆肥過程完成后堆肥物料殘余氮素含量，g·kg-1。

1.2.2 堆肥溫度的測定

分別在開始和結束氣體樣品采集時，采用長50 cm、量程0—100 ℃的電子測溫探針測量距離堆體表層50 cm處的溫度，取二者的平均值作為當日的堆體溫度。同時記錄開始采集氣樣第0、15、30分鐘時的箱體溫度，取3次的平均值作為當日的箱體溫度。

1.2.3 牛糞樣品的采集與測定

分別在堆體的上、中、下位置采集牛糞固體樣品，每一層取出的樣品混合均勻，四分法取500 g，分析其含水率（105 ℃烘干 24 h）、pH值（電位法）、總碳含量（TC，TOC儀通過燃燒法測定）和總氮含量（TN，測氮儀通過凱氏定氮法測定）。

1.2.4 數(shù)據(jù)處理

本研究的數(shù)據(jù)采用 Microsoft Excel 2016軟件處理，OriginPro 2019軟件作圖，通過 SAS 9.4 Pearson相關性系數(shù)檢驗進行相關性分析。

2 結果與討論

2.1 翻堆式堆肥原位監(jiān)測

2.1.1 翻堆式堆肥過程堆體物料理化性質動態(tài)變化規(guī)律

奶牛糞便翻堆式堆肥過程中堆體溫度、含水率和 pH值呈現(xiàn)出不同的動態(tài)變化規(guī)律。由圖4a可知，翻堆式堆肥過程中，每次翻堆后堆體溫度降低，隨后溫度迅速上升。但隨著翻堆次數(shù)的增加，堆體升溫速度和幅度逐漸減少，在第 36天堆體溫度達到最大值（58.3 ℃）。翻堆式堆肥堆體溫度在翻堆后降低是由于翻堆對物料擾動劇烈，堆體內部積累的熱能被大量釋放，導致堆體溫度迅速下降（高翔，2013）。而翻堆結束后堆體溫度快速上升，這主要是因為翻堆可以顯著增加堆體內的氧氣濃度，促進微生物分解并加快物料發(fā)酵進程，釋放大量熱量（Jungbluth et al.，2001）。第14天翻堆之后，堆體溫度可穩(wěn)定維持在 50 ℃左右，一方面是因為堆體物料含水率低于35%，堆體疏松度增加，微生物好氧活動增強；另一方面是由于堆體表面物料由于不再受到人為擾動而產(chǎn)生結痂，致使微生物活動產(chǎn)生的熱量難以散失（高翔，2013）。

圖4 翻堆式堆肥過程中堆體溫度、含水率和pH值動態(tài)變化Fig. 4 Dynamics of temperature and moisture and pH value in turning composting

翻堆式堆肥物料初始含水率為59.4%，在有翻堆作業(yè)存在的第1—14天，含水率快速下降，平均每天減少1.9%（圖4b）。這是因為翻堆造成的機械擾動以及高溫共同促進了水分的蒸發(fā)（趙晨陽，2014）。堆肥第14天含水率下降至38.6%，之后保持穩(wěn)定，堆置結束后，含水率為36.3%。這是由于堆肥后期堆體比表面積減少，微生物活性下降，含水率基本不再發(fā)生變化（高翔，2013）。

翻堆式堆肥堆體pH值在堆肥過程中一直保持上升趨勢，最終pH值穩(wěn)定在8.25左右（圖4c）。堆肥過程pH值的不斷增加主要是由于堆肥過程連續(xù)高溫好氧環(huán)境加速了有機酸的分解，同時促進氨化作用產(chǎn)生大量NH3，最終導致堆體pH的持續(xù)上升（El Kader et al.，2007）。

2.1.2 翻堆式堆肥過程溫室氣體和氨氣排放規(guī)律

翻堆式堆肥過程中溫室氣體和 NH3排放速率呈現(xiàn)不同的動態(tài)變化規(guī)律（圖5）。如圖5a所示，翻堆式堆肥過程中，停止翻堆前CH4排放出現(xiàn)多個排放高峰。在第 1天出現(xiàn)第一個峰值，為 2.49 mg·kg-1·h-1。之后，CH4的排放再次上升并在第 7 天達到第二個高峰，為 3.18 mg·kg-1·h-1，在第 14天CH4排放速率達到 4.34 mg·kg-1·h-1，為整個周期的最大值。可見翻堆顯著影響堆體內部CH4的排放。因為翻堆破壞了堆體表面形成的結痂，使得堆體內部產(chǎn)生的大量CH4得以釋放（Amon et al.，2011）。翻堆過后，堆體內充滿大量氧氣，堆體內厭氧微域相對較少，堆體內部CH4的產(chǎn)生速率逐漸減小，最終致使堆體CH4排放速率持續(xù)降低（高翔，2013）。

圖5 翻堆式堆肥過程中溫室氣體、NH3排放速率動態(tài)變化Fig. 5 Dynamics of greenhouse gases and NH3 emission rates in turning composting

在翻堆式堆肥過程中，從開始堆肥至實驗結束CO2的排放速率基本保持不變，且維持在較高水平，平均排放速率為 197.32 g·kg-1·h-1（圖5b）。較高的CO2排放速率是由于翻堆增大了堆體的孔隙率使得堆體的透氣性得到了改善，堆體內的氧氣濃度上升，最終加強了微生物的呼吸作用（Ahn et al.，2011；Arriaga et al.，2017）。

如圖5c所示，在翻堆式堆肥過程第l、7、14天，即每一次翻堆作業(yè)時均伴隨著一次N2O排放峰值的出現(xiàn)，且排放峰值隨堆肥時間增加而增加。由此可見，翻堆對N2O的排放具有激發(fā)效應。這是因為翻堆可以通過增加堆體含氧量增大硝化反應速率（好氧），同時可通過將堆體表面硝化作用產(chǎn)生的NO3-/NO2-混合到堆體內部加快反硝化反應（厭氧），共同促進N2O的產(chǎn)生（He et al.，2001；Hao et al.，2001；Maeda et al.，2013；Arriaga et al.，2017）。3次翻堆結束后，翻堆式堆肥的N2O排放量迅速降低。因為在這一時期，有機物分解產(chǎn)生的高熱量和高氨氮含量對硝化細菌均起到抑制作用（江滔等，2011）。

隨著3次翻堆作業(yè)的進行，翻堆式堆肥的NH3排放速率逐漸增大，NH3排放峰值出現(xiàn)在第 14天第 3 次翻堆結束時，為 10.82 mg·kg-1·h-1（圖5d）。這主要是因為翻堆有利于NH3的釋放，增強了NH3擴散到空氣中的能力（Fillingham et al.，2017）。另一方面，翻堆可以增加堆體內部氧氣含量從而提高微生物的氨化效率，最終使得堆體NH3排放速率顯著提升（Chadwick，2005）。3次翻堆結束后，隨著物料消耗殆盡，NH3排放量逐漸下降并趨于穩(wěn)定。

為進一步探究翻堆式堆肥過程中影響溫室氣體、NH3排放的影響因子，基于氣體排放速率的監(jiān)測數(shù)據(jù)以及氣體采樣當天堆體溫度、含水率和 pH值的測定數(shù)據(jù)，通過Pearson相關性系數(shù)檢驗進行相關性分析。結果發(fā)現(xiàn)翻堆式堆肥過程中，CH4、CO2、N2O和 NH3排放受堆體溫度、含水率和 pH值的影響并不顯著（表3）。結合溫室氣體、NH3排放速率的動態(tài)變化規(guī)律，可知在翻堆式堆肥過程中翻堆對CH4、CO2、N2O和NH3排放的影響大于堆肥物料理化因子如溫度、含水率以及pH值。

表3 翻堆式堆肥過程中氣體排放速率與物料理化指標的相關性分析Table 3 Correlation analysis between emission rates of gases and physicochemical characteristics of material during the turning composting

2.1.3 翻堆式堆肥過程碳氮養(yǎng)分損失規(guī)律

在36 d原位監(jiān)測過程中，翻堆式堆肥的堆體含碳量從 409.70 g·kg-1降低至 298.41 g·kg-1，約損失了27.16%的初始碳素。其中，以CH4和CO2氣態(tài)形式損失的碳素為 91.41 g·kg-1，占總碳素損失的82.14%，這說明翻堆式堆肥堆體的碳素損失主要來自于CH4-C和CO2-C的釋放（表4）。其中約超過80.6%的碳素是以CO2-C的形式損失，CH4-C的損失量相對較少（表4）。這是因為翻堆式堆肥由于機械翻堆的存在，可顯著改善堆體內部的通氣條件和供氧能力，為堆肥過程創(chuàng)造出更適宜物料發(fā)酵的好氧環(huán)境，有機物被大量分解釋放CO2，厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的CH4相對較少（Ahn et al.，2011；Arriaga et al.，2017）。

表4 翻堆式堆肥過程中碳氮的氣態(tài)損失Table 4 The gaseous loss of the carbon and nitrogen in the turning composting

在氮素損失方面，翻堆式堆肥堆體初始含氮量為33.05 g·kg-1，以N2O和NH3氣態(tài)形式損失的氮素約為 5.27 g·kg-1，約為堆肥過程氮素總損失量（6.17 g·kg-1）的85.4%，說明在堆糞棚半受控環(huán)境中，翻堆式堆肥只有少量的氮素以氮氣排放或徑流的方式損失（Hao et al.，2004）。翻堆式堆肥過程中絕大部分氮素以NH3的形式損失到大氣中，分別占初始堆體氮素的 15.61%和總氣態(tài)氮素損失量的83.63%。這是由于翻堆作業(yè)的存在，形成的持續(xù)高溫好氧環(huán)境顯著促進了微生物氨化作用（趙晨陽，2014），抑制硝化反應和反硝化反應的進行（Hao et al.，2004；El Kader et al.，2007；Maeda et al.，2013），最終使得NH3-N成為氮素的主要損失形式。

2.2 槽式堆肥原位監(jiān)測

2.2.1 槽式堆肥過程堆體物料理化性質指標動態(tài)變化規(guī)律

槽式堆肥過程堆體溫度、含水率和pH值變化情況如圖6所示。由圖6a可知，槽式堆肥的初始溫度較高，約為62.0 ℃。堆肥溫度在堆肥開始后先逐漸上升，在第10天達到堆體溫度的峰值（65.9 ℃），隨后溫度逐漸下降，最終趨于平緩。堆肥開始后溫度持續(xù)上升是由于堆肥物料在微生物的作用下分解為CO2和水，釋放出大量的熱。到達腐熟階段后，微生物活性降低，堆體溫度緩慢降低（高翔，2013），第36天堆肥結束時堆體溫度已降低至38.2 ℃。堆肥過程中堆體含水率保持連續(xù)降低的趨勢，且下降速率穩(wěn)定。物料的水分由最初的53.2%降低為33.2%（圖6b）。含水率的下降一方面是由于堆肥溫度的升高使得堆體水分大量蒸發(fā)，另一方面是由于微生物生命活動和堆體物料發(fā)酵過程對堆體含水率的持續(xù)消耗。而堆肥過程中pH值的變化則呈現(xiàn)先增加后降低最終趨于穩(wěn)定的變化趨勢（圖6c）。堆肥初期 pH值增加是由于在微生物作用下堆體含氮物質大量降解，發(fā)酵產(chǎn)生的NH4+離子不斷積累，使堆體pH升高（張晶等，2016）。隨著堆肥發(fā)酵的結束，pH值逐漸下降。pH值的降低可能與有機物分解過程中生成的低分子量有機酸有關，也可能是由于氨化作用降低所致（Jiang et al.，2014）。堆肥過程中形成的碳酸氫鹽緩沖體系，最終使得堆肥后期pH保持穩(wěn)定（Eghball et al.，1997）。整個堆肥過程內pH值均處于8.0—8.3的范圍內，變化幅度不大。

圖6 槽式堆肥過程中堆體溫度、含水率和pH值動態(tài)變化Fig. 6 Dynamics of temperature and moisture and pH value in trough composting

2.2.2 槽式堆肥過程溫室氣體和氨氣排放規(guī)律

槽式堆肥過程中 CH4排放速率總體呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，CH4排放主要集中于堆肥初期，最大值出現(xiàn)在第7天，最小值出現(xiàn)在第34天，變幅為 0.20—3.08 mg·kg-1·h-1（圖7a）。這與槽式堆體溫度變化趨勢基本一致，表明槽式堆肥的CH4排放速率受堆體內部溫度影響顯著。這主要是由于一定條件下，溫度的升高有利于嗜熱產(chǎn)甲烷菌的活動（劉飛，2015）。此外，隨著溫度的升高，微生物的耗氧率遠高于堆體氧氣的補充速率，堆體內氧氣含量快速降低，產(chǎn)甲烷菌的活性明顯增強，從而導致CH4排放速率呈現(xiàn)逐漸上升趨勢（Sanchez-Monedero et al.，2010；Yang et al.，2017）。第 7 天之后，CH4排放速率開始逐漸下降，這是因為在溫度下降的同時隨著堆肥物料含水率的減少，堆體通氣性增強，氧氣含量增加，產(chǎn)甲烷菌的活性被重新抑制（Pattey et al.，2005；Maeda et al.，2013）?；诙逊?CH4排放速率和堆體氣體監(jiān)測當天堆體溫度、含水率以及pH值的變化數(shù)據(jù)，進行Pearson相關性系數(shù)檢驗以確定影響 CH4排放的主要理化因子。結果表明CH4排放與堆體溫度和物料的含水率均呈極顯著正相關關系（表5）。

圖7 槽式堆肥過程中溫室氣體、NH3排放速率動態(tài)變化Fig. 7 Dynamics of greenhouse gases and NH3 emission rates in trough composting

表5 槽式堆肥過程中氣體排放速率與物料理化指標的相關性分析Table 5 Correlation analysis between emission rates of gases and physicochemical indicators of material during the trough composting

堆肥過程 CO2的排放速率整體呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，在第 10天出現(xiàn)峰值，為 244.55 g·kg-1·h-1（圖7b）。在堆肥初期，CO2的排放速率隨著溫度的上升而增大。這是因為溫度升高，微生物活性加大，有機物的分解速率提高（Pattey et al.，2005；Arriaga et al.，2017）。之后堆體溫度逐漸降低，堆肥物料中可分解有機物被微生物不斷利用、降解和消耗，CO2的釋放量也開始逐漸下降（高翔，2013）。Pearson相關性系數(shù)檢驗結果也驗證了CO2排放速率僅與堆體溫度存在極顯著的正相關關系（表5）。

槽式堆肥過程 N2O排放主要集中于堆肥過程中后期（圖7c），這結果與Mahimairaja et al（.1995）、He et al.（2001）、Fukumoto et al.（2003）、Szanto et al.（2007）、Maeda et al.（2010）的研究結果一致。N2O排放速率的最大值出現(xiàn)在第28天，堆肥期間排放速率變幅為 0.01—0.24 mg·kg-1·h-1。在整個槽式堆肥的升溫階段、高溫階段，N2O的排放速率都保持在一個較低的水平，這是因為在 0—22 d之間堆體的溫度均在 40℃以上，平均溫度為56.91 ℃。40 ℃以上的高溫會抑制硝化細菌的活性，因此N2O排放受到抑制（Yamulki，2006）。隨著堆肥時間的延長，堆體溫度逐漸下降，N2O排放速率開始上升。這是因為糞便中硝化細菌的最適生存溫度約為35—40 ℃（Willers et al.，1998），堆體溫度的降低促進了硝化細菌的活性。由相關性分析結果可知，堆肥溫度對N2O排放速率影響極顯著（表5）。

槽式堆肥的 NH3排放速率變化呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，且NH3排放主要集中于堆肥過程的初期。堆肥過程的NH3排放速率的最大值出現(xiàn)在第10天，為 7.93 mg·kg-1·h-1。這主要是因為堆肥初期堆體氧氣含量較為充足，且處于溫度逐漸上升的升溫階段，高溫好氧的環(huán)境加速了微生物的氨化作用，從而使得NH3排放量增加（El Kader et al.，2007）。由表5相關性系數(shù)檢驗結果可知NH3排放速率可隨堆體溫度的升高而顯著增加。此外槽式堆肥初期pH值的快速上升也是造成 NH3排放量增加的一個原因（r=0.7560，P＜0.01）。Martins et al.（1992）研究表明高pH值（pH＞8）是影響堆肥過程NH3排放的主要因素。

2.2.3 槽式堆肥過程碳氮養(yǎng)分損失規(guī)律

由表6可知，槽式堆肥堆體初始含碳量為400.01 g·kg-1，過程中測定以CO2-C和CH4-C形式損失的碳素為78.68 g·kg-1，近似等于槽式堆肥總的碳素損失量（86.12 g·kg-1），且約占初始碳素的19.66%。其中，以CO2-C形式損失的碳素占總碳素損失的89.62%。這是因為槽式堆肥初始物料含水率約為53.2%，且很快下降至40%以下，在物料含水率未飽和的情況下，堆體內有機質主要被微生物的好氧發(fā)酵分解生成 CO2和 H2O釋放到大氣中（Szanto et al.，2007）。

表6 槽式堆肥過程中碳氮的氣態(tài)損失Table 6 The gaseous loss of the carbon and nitrogen in the trough composting

在堆體氮素平衡方面，槽式堆肥堆體的初始氮素含量為31.55 g·kg-1，第36天堆肥結束時堆體氮素含量降低至27.32 g·kg-1，其中以NH3-N和N2ON形式損失的氮素約為3.65 g·kg-1（表6），占氮素總損失量的85%以上，約15%的氮素以N2-N或滲濾液的方式損失。其中NH3-N的損失量約占總氣態(tài)氮素損失量的84.87%。這是由于在整個槽式堆肥過程中，絕大多數(shù)時間里堆體物料并未處于水分飽和狀態(tài)（含水率在40%—60%之間），反硝化過程（厭氧）被抑制，N2O產(chǎn)量幾乎可忽略不計（Eghball et al.，1997），最終使得可用于產(chǎn)生NH3的底物增多。

3 結論

（1）翻堆式堆肥過程中CH4、N2O和NH3排放主要集中于翻堆階段，且翻堆對CH4、CO2、N2O和NH3排放的影響大于堆肥理化因子如溫度、含水率以及pH值。降低翻堆頻率可減少堆肥過程中的氣體排放及養(yǎng)分損失。

（2）在靜態(tài)槽式堆肥中，氣體排放與堆體溫度呈顯著正相關。在保證物料腐熟的前提下，降低堆體的平均溫度可以顯著減緩槽式堆肥過程中CH4、CO2和NH3的排放。

（3）在翻堆式和槽式堆肥過程中損失的碳素總量分別占堆體物料初始碳含量的27.16%和21.53%，其中約80%以上的碳素損失來自CO2-C。而堆肥過程中氮素總損失量分別占堆肥物料初始氮含量的18.67%和 13.41%，其中 80%以上的氮素損失來源于NH3-N。

總體而言，本研究結果對于豐富奶牛糞便堆肥過程氣體排放的原位監(jiān)測數(shù)據(jù)，優(yōu)化奶牛養(yǎng)殖業(yè)糞便處理過程的堆肥工藝，實現(xiàn)堆肥過程養(yǎng)分損失最小化和利用最大化，提高中國牧場固體廢棄物資源化利用效率和緩解環(huán)境污染現(xiàn)狀具有重要意義。