沸石和過磷酸鈣對雞糞條垛堆肥甲烷排放的影響及其機制①

李慧杰，王一明，林先貴，彭 雙，孫蒙猛

(1 土壤與農業可持續發展國家重點實驗室(中國科學院南京土壤研究所)，南京 210008；2 中國科學院大學，北京 100049；3 紅塔煙草(集團)有限責任公司，云南玉溪 653100)

沸石和過磷酸鈣對雞糞條垛堆肥甲烷排放的影響及其機制①

李慧杰1,2，王一明1*，林先貴1，彭 雙1，孫蒙猛3

(1 土壤與農業可持續發展國家重點實驗室(中國科學院南京土壤研究所)，南京 210008；2 中國科學院大學，北京 100049；3 紅塔煙草(集團)有限責任公司，云南玉溪 653100)

為研究沸石和過磷酸鈣對畜禽糞便高溫好氧堆肥過程中甲烷(CH4)排放的影響，選用蛋雞糞和米糠為試驗材料，以沸石和過磷酸鈣為堆肥添加劑，進行了46 d的好氧堆肥試驗，監測了堆肥試驗過程中CH4排放通量的變化，并通過PCR-DGGE和熒光定量PCR方法對產甲烷菌群落結構和數量進行了分析。結果表明：CH4的排放主要集中在堆肥中后期的腐熟階段，添加沸石和過磷酸鈣延后了CH4排放的高峰期，并且削減了CH4排放的峰值，對照處理在堆肥第31 天達到排放峰值(CH4，66.08 g/(m2×d))，沸石處理和過磷酸鈣處理的排放峰值分別在堆放第35 天和39 天，分別為CH430.24 g/(m2×d) 和27.38 g/(m2×d)，添加沸石和過磷酸鈣分別降低47.23% 和56.20% 的CH4排放總量，減排效果顯著。添加沸石和過磷酸鈣均沒有對產甲烷古菌的群落結構造成顯著影響；但是添加沸石和過磷酸鈣可以增大堆肥后期透氣性，提高堆肥后期CO2/CH4比，降低產甲烷古菌的絕對數量。因此，沸石和過磷酸鈣能夠作為工廠化雞糞條垛堆肥添加劑，有效削減CH4排放，且過磷酸鈣效果更佳。

雞糞堆肥；甲烷；減排；產甲烷古菌

甲烷(CH4)是一種重要的溫室氣體，其全球增溫潛勢(global warming potentials, GWP)為等摩爾量二氧化碳(CO2)的25倍[1]。農業生產是CH4的重要排放源，全球范圍內農業排放的 CH4占人類活動排放總量的50%[2]。在CH4的農業排放源中，畜禽糞便是最為重要的排放源之一，畜禽糞便的管理和應用過程中排放的生物性CH4占全球CH4排放量的9%[3]。我國是畜禽養殖大國，畜禽糞便產生量大，張田等[4]估算得2009年中國畜禽糞便(糞+尿)排放量為32.64億t鮮重，是同期工業固體廢物排放總量的1.6倍。據預測，到2020年中國畜禽糞便排放量將達到42.44億t[5]，這勢必會造成CH4排放的進一步增加。

高溫好氧堆肥是一種目前被廣泛應用的畜禽糞便處理方式，畜禽糞便堆肥產品可作為優質有機肥料，用于提高土壤肥力和改良土壤[6–7]。但在堆肥過程中，由于通風和翻堆工藝的限制，氧氣的擴散距離有限，堆體局部厭氧狀況普遍存在，導致 CH4大量產生。有研究表明，堆肥過程中 CH4的產生量約占堆肥總碳質量的0.8% ~ 6%[8–9]。因此，在不斷提高堆肥工藝水平的同時，減少畜禽糞便堆肥過程的CH4排放，對于堆肥的工程化應用和環境保護具有重要意義，受到越來越多的關注。

近年來，國內外對如何減少畜禽糞便堆肥過程中CH4的排放開展了大量試驗研究，包括：①調節堆肥工藝參數，如翻堆頻率[10]、通風方式[11]、堆肥物料含水率[12–13]和碳氮比(C/N)[14]等。趙晨陽等[15]研究發現，高溫期(前28 d)每周翻堆一次CH4排放通量較每周翻堆兩次的處理降低59% 的CH4排放通量；而江滔等[16]研究表明，冬季堆肥過程中與翻堆處理相比，不翻堆處理的 CH4排放更高，其主要原因是由高濕物料組成的底層導致堆體底部通風效果極差，煙囪效應被削弱。②接種功能微生物改良劑[17]。高丹等[18]在堆肥過程中同時添加外源菌劑(SUKAZYEMW011BC 固體菌劑)和使用循環熱風，減少了66%的 CH4排放。③添加堆肥調理劑、吸附劑，如生物炭[19]、改性赤泥和改性鎂橄欖石[16]等。Hao等[20]發現，添加10% ~ 30%(以干重計)的磷石膏能夠減少牛糞堆肥58% 以上的溫室氣體排放，并且對CH4的減排效果尤為明顯，減少了82% 以上的CH4排放。

當前，堆肥添加劑對 CH4排放影響的試驗結果大多是在實驗室通過小型模擬試驗獲得的，且不同學者得到的試驗結果存在較大差異，更重要的是缺乏在實際生產條件下的應用效果研究。同時，基于目前國內有機肥生產企業的現狀，來源廣泛且相對廉價的堆肥添加劑仍是首選，例如沸石和過磷酸鈣。沸石是一種架狀結構的多孔穴和通道的硅鋁酸鹽，具有良好的吸附性能[21]；過磷酸鈣含有磷酸、硫酸等游離酸，可通過調節堆肥物料含水率和pH而減少氨氣揮發[22]。已有研究表明沸石和過磷酸鈣對減少氮素損失能夠起到一定的作用[23]，但是二者對堆肥 CH4的排放影響、區別及可能的機制尚不明確。針對以上問題，本研究在工廠化條垛堆肥條件下，研究并比較添加沸石和過磷酸鈣對雞糞堆肥過程中 CH4排放的影響，并比較其對主要的產甲烷微生物產甲烷古菌的影響。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗設在廣東省惠州市惠東縣海納生物有機肥有限公司，堆肥原料選用新鮮雞糞和米糠，雞糞取自惠州市當地養殖場，原料基本性狀見表1。以沸石、過磷酸鈣為堆肥添加劑，沸石購自博羅公莊沸石粉廠，過磷酸鈣購自廣東廣業云硫礦業有限公司，P2O5質量分數≥12%。

1.2 試驗設計

試驗于2014年7月14日開始，共設3個處理(表 2)，堆肥材料為鮮質量比 4︰1的新鮮雞糞和米糠，調節堆體含水率在60% 左右，設置成長7 m，高1.1 ~ 1.2 m，底部寬2.0 ~ 2.2 m的三棱柱型條垛。

表1 堆肥物料基本性狀Table 1 Properties of compost materials

表2 不同處理物料組成(kg)Table 2 Material composition in different treatments

條垛期，采用翻堆機進行統一翻堆，每 2 d(約48 h)翻堆1次，翻堆后立即將靜態箱底座插入堆體中，固定時間進行 CH4氣體樣品的采集。條垛期結束后，采用靜置堆肥法進行后熟，并將靜態箱底座插入堆體頂部，底座在整個后熟期間不移動，直至堆肥結束。整個試驗持續時間為46 d，其中條垛期15 d，后熟期31 d。堆肥期間每天9:00和16:00用溫度計測定堆體中心溫度(深度30 cm)，取平均溫度作為當天的堆肥溫度，同時測定當天環境溫度。

1.3 樣品采集及分析

1.3.1 氣體樣品 試驗采用靜態箱法采集氣體樣品。根據條垛堆肥的特點，條垛期沿條垛長度方向共設置4個重復采樣點，采樣時間為每次翻堆后18 ~ 20 h。采集氣體樣品時，分別在扣箱的第0、5、10、15和20 min分別用針管采集30 ml箱內氣體，然后注入已抽真空的真空瓶中保存。后熟期同樣設4個重復采樣點，按同樣方法采集樣品。采氣的同時記錄該時間點箱內的溫度。

氣體測定采用氣相色譜儀(Agilent 7890A，USA)，CH4檢測器為氫火焰離子化檢測器(FID)，檢測器溫度250℃，柱溫55℃。載氣為N2(40 ml/min)，燃氣為H2(40 ml/min)，助燃氣體為空氣(380 ml/min)。

CH4排放通量(F)：

式中：F單位為(CH4，g/(m2×d))；ρ為標準狀態下CH4密度，其值為0.714 kg/m3；V是采樣箱體內有效體積，單位為m3；A是采樣箱所覆蓋的面積，單位為m2；dc/dt為單位時間采樣箱內CH4濃度的變化，單位為μl/(L×d)；T為采樣箱內溫度，單位為K。

1.3.2 固體樣品 氣體樣品采集完成后，用 PVC圓管采集堆肥樣品。樣品采集時首先除去堆體表層物料，再將圓管插入條垛中采集樣品。樣品一部分于–30℃冰箱內保存，用于DNA的提取。一部分4℃冷藏，用于測定pH等理化性質。

DNA的提取：取0.5 g解凍后的堆肥樣品提取總DNA，提取方法參照FastDNA?SPIN Kit for Faces(MP Biomedicals, Santa Ana, CA)試劑盒，用70 μl DES 緩沖液洗脫，并用核酸蛋白質分析儀 NanoDrop ND-1000(NanoDrop Technologies, Wilmington, DE)測定提取的DNA濃度，DNA樣品于–20℃保存待測。

實時熒光定量PCR(quantitative Real-time PCR)：使用SYBR Premix Ex TaqTMKit(TaKaRa)試劑盒進行樣品中產甲烷古菌的定量，引物采用1106F(5′-TTWA GTCAGGCAACGAGC-3′)，1378R(5′-TGTGCAAGGA GCAGGGAC-3′)[24]。qPCR采用 20 μl體系，內含SYBR?Premix Ex TaqTM10 μl，上下游引物0.2 μl，10倍稀釋的DNA模板2 μl，無菌水7.6 μl。PCR擴增條件為：95℃變性3 min，95℃熔解30 s，55℃退火45 s，72℃延伸45 s，40個循環之后72℃延伸7 min。陰性對照中，用滅菌雙蒸水代替DNA模板。

PCR-DGGE指紋圖譜分析：產甲烷古菌 16S rRNA基因片段采用特異性引物1106F-GC/1378R進行擴增，引物序列為 1106F-GC(5′-CGCCCGCCGC GCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCACGGGGGG TTWAGTCAGGCAACGAGC-3′)，1378R(5′-TGTGCA AGGAGCAGGGAC-3′)[25]。PCR反應用試劑盒Premix Taq?Version 2.0 Kit (TaKaRa)，50 μl的PCR體系添加50 ng的DNA模板量。PCR反應條件：95℃變性5 min，95℃熔解30 s，50℃退火30 s，72℃延伸30 s， 40個循環之后72℃延伸5 min。PCR擴增產物用1%瓊脂糖凝膠電泳驗證。采用 BIO-RAD Dcode系統(Bio-Rad，CA，USA)對產甲烷古菌16S rRNA基因片段PCR產物進行DGGE指紋圖譜電泳。使用8%聚丙烯酰胺凝膠，電泳緩沖液為0.5×TAE，變性梯度55% ~ 63%；PCR產物上樣量為200 ng DNA；電壓55 V，60℃，電泳16 h；用SYBR Green I (Invitrogen) (1︰10000，v/v)染色 30 min，后用 Gel DocTMEQ imager (Bio-Rad)成像拍照[25]。

使用Excel 2007計算數據的平均值及標準偏差，使用SPSS 13.0計算數據在P<0.05水平上的顯著性差異(Duncan新復極方差)，使用Origin 8.6進行繪圖。

2 結果與討論

2.1 堆體溫度的變化

在堆肥初期，各處理的溫度均快速上升(圖 1)，第1天所有處理的溫度均超過50℃。F和CK處理溫度上升較快，在第 6天就分別達到最高溫度(79.5℃和79℃)，F處理的溫度在堆肥前期略高于CK，表明沸石的加入不僅不會影響堆肥的高溫進程，可能還略有刺激。這與羅一鳴等[26]在雞糞與玉米秸稈混合堆肥發酵中加入沸石的堆肥結果一致。G處理溫度上升速度較慢，在第16天才達到堆肥最高溫度77℃。羅一鳴等[27]發現豬糞堆肥中當過磷酸鈣添加量達到和超過初始物料干質量的 6.6% 時，堆體內在升溫階段起主導作用的嗜熱微生物活性可能受到了一定抑制，造成堆肥升溫緩慢。本研究結果與之相類似，表明過磷酸鈣的添加對于雞糞堆肥中的微生物活性同樣具有一定的抑制效果。

溫度被認為是堆肥穩定度評價最簡捷的物理指標，也是判斷堆肥能否達到無害化要求的最重要的指標之一[28]。不同處理堆肥過程中的溫度變化如圖 1所示。各處理均經歷3個階段，即升溫階段、高溫階段和降溫階段。各處理的高溫階段持續時間相似，到堆肥結束時各處理的溫度均高于 50℃，這可能是由于雞糞和米糠中含有大量的可分解的有機質，堆體中的高溫菌活躍，降解有機質時產生熱量，同時可能與環境溫度有關，堆肥試驗時為夏季，環境溫度高于30℃。堆肥過程中，各處理>55℃的天數為45 d，遠遠超過了無害化要求中規定的7 d[29]。

圖1 堆肥過程中的溫度變化Fig. 1 Temperature changes under different composting treatments

2.2 堆體pH的變化

各處理堆肥過程中的pH變化趨勢見圖2。3個處理的pH變化呈現兩種明顯不同的趨勢：①CK和F處理：堆肥pH一開始就有明顯上升，然后回落，第5天pH突升，F處理的pH在第5天直接從7.30上升到9.10，CK處理的pH也躍升到8.87；而后，一直維持在較高水平(pH≥8.70)，直到堆肥過程結束。這可能是因為堆肥過程中在微生物的作用下，含氮有機物質大量分解，產生大量氨氮，導致堆肥 pH的升高。自堆肥第13天起，F處理的pH一直高于CK處理，可能是由于沸石是一種硅酸鹽礦物，自身呈現堿性，并且沸石能夠吸附堆肥過程中產生的氨氮[30]，也可能與添加沸石后物料分解更劇烈有關。②G處理：整個堆肥過程，pH一直維持中性略偏堿，最高時的pH為7.97，到堆肥結束時的pH為7.33。這是因為過磷酸鈣中含有3.5% ~ 5.0% 的游離硫酸和磷酸，通過酸堿中和反應，阻止了堆肥的pH持續升高，同時也因為添加過磷酸鈣后對于微生物活性有一定的影響(圖1)，有機物料的分解礦化作用沒有CK和F處理劇烈。pH是影響堆肥過程中微生物生長和活性的重要因素之一，堆肥中微生物的生存環境以中性為宜，最適pH一般為6.0 ~ 8.0，過高或過低都會影響微生物的生長和活性，進而影響堆肥反應的正常進行，也會影響CH4排放[31]。

圖2 堆肥過程中的pH變化Fig. 2 pH changes under different composting treatments

2.3 堆體CH4排放特征

圖3是各個處理的CH4排放通量動態變化。各處理條垛期CH4排放通量都很低，CH4排放主要集中在后熟期，后熟期CH4的排放占整個堆肥過程中CH4排放總量的86% 以上；到堆肥末期，CH4排放通量逐漸下降。堆肥第31天達到排放高峰。而F和G處理的CH4排放通量緩慢增加，并且排放峰期明顯延后，F處理在第35天達到排放高峰，G處理在第39天達到排放高峰，且CH4排放通量峰值也明顯低于CK。比較不同處理的CH4累積排放量，可以發現F和G處理的CH4累積排放量明顯低于CK，分別為448.44 g/m2和372.16 g/m2，較對照(849.78 g/m2)分別減少 47.23%和 56.20%。羅一鳴等[27]研究發現，添加初始物料干質量的 3.3% 和 6.6% 過磷酸鈣可減少豬糞堆肥62.9% 和22.4% 的CH4排放，并且延后了CH4排放峰值，與本研究結果相近。Hao等[20]認為過磷酸鈣(含硫酸鈣組分)增加了堆肥中的SO42–離子濃度，影響了堆體中碳的代謝，并對產甲烷古菌產生抑制作用是CH4排放減少的主要原因。本研究中 G處理的 CH4排放量低于CK處理，其原因推測與之相同；而添加沸石處理(F)的減排原因推測可能是因為沸石具有多孔結構，可以有效提高堆體材料的孔隙度，提高局部環境的好氧程度。

圖3 不同處理堆肥過程中的CH4排放變化Fig. 3 Changes of CH4emission fluxes under different composting treatments

微生物在有氧條件下進行好氧發酵，產生CO2，若堆肥過程中通氣不良，出現局部厭氧環境，則有機物在分解過程中被堆體內的產甲烷古菌等還原為CH4。堆肥條垛期，翻堆頻率高，堆體透氣性好；后熟期為靜置堆肥，空氣從堆肥孔隙中擴散到堆體內部，堆體孔隙度大小決定著空氣通量的大小。對不同處理后熟期的CO2/CH4排放比例進行了比較，如圖4所示。在堆肥第28天和第39天，兩種添加劑處理的CO2/CH4排放比例均高于CK，表明使用添加劑可以改善堆體的好氧環境，進而降低CH4的排放。

圖4 堆肥后期不同處理的CO2/CH4排放比Fig. 4 CO2and CH4emission proportion of later composting stage

2.4 堆體產甲烷菌RCR-DGGE指紋圖譜分析

PCR-DGGE指紋圖譜可以通過比較不同處理的條帶數量和光密度值分析不同處理及不同時間點的產甲烷古菌群落組成的差異。分別選取堆肥開始(堆肥第1天)、條垛轉后熟(堆肥第15天)、和CH4排放速率上升最快(堆肥第 28天)進行產甲烷古菌群落多樣性分析比較，結果如圖5所示：在堆肥第1天各處理條帶數量一致，條帶6亮度最高，表明堆肥起始時候3個處理之間的產甲烷古菌群落結構相似。堆肥第15天，不同處理的主條帶(條帶6)亮度都很高，并都出現了新的條帶(條帶 7)，且處理之間的條帶沒有差異。堆肥第28天，沒有出現新的條帶，但是3個處理的條帶4的條帶亮度明顯減弱，CK處理和G處理的條帶6亮度也明顯減弱。上述DGGE結果表明，在同一堆肥時間點，不同處理之間的產甲烷古菌的群落組成差異很小。因此，推測不同處理之間的 CH4排放量差異與產甲烷古菌的群落組成差異變化關系不大。

圖5 產甲烷古菌基因片段的DGGE指紋圖譜Fig. 5 DGGE fingerprinting profiles of methanogenic archaeal gene fragments

2.5 堆體產甲烷古菌數量和活性

堆肥中CH4的排放是由產甲烷古菌活動產生的，產甲烷古菌的數量與反應堆肥過程中 CH4的排放量直接相關。由圖6A可以看出，條垛期各處理產甲烷古菌的數量較低，到了堆肥后熟期產甲烷古菌數量明顯增多，產甲烷古菌數量變化趨勢與 CH4的排放通量變化趨勢(圖3)相類似。①堆肥第1天，不同處理的產甲烷古菌數量依次為 CK(1.51×107拷貝數)>F (1.32×107拷貝數)>G(1.04×107拷貝數)，各處理之間無明顯差異。整個條垛期各處理的產甲烷古菌數量保持相近的較低水平。②后熟期，從第15天(轉后熟第1天)開始，不同處理的產甲烷古菌數量出現明顯上升。堆肥第28天，CK處理的產甲烷古菌數量達到最大值，不同處理的產甲烷古菌數量依次為 CK (5.31×108拷貝數)>F(2.48×108拷貝數)>G(2.08×108拷貝數)，CK處理的產甲烷古菌數量明顯高于添加劑處理。與不同添加劑處理CH4排放峰值低于CK而且較CK處理延后(圖3)一致，添加劑處理的產甲烷古菌數量的峰值也同樣低于CK，且延后。相關性分析表明，產甲烷古菌數量與 CH4排放通量之間極顯著性正相關(0.894**)。

為了比較不同處理間產甲烷古菌活性的差異，選擇堆肥關鍵時期同一時間點的 CH4排放量和產甲烷古菌數量進行比值，不同處理產甲烷古菌產甲烷活性(比活力)變化如圖6B所示：堆肥第1天，各處理的產甲烷古菌產甲烷比活力較強，不同處理的產甲烷古菌活性依次為 F(7.92×10–7g/(m2×d×copy))>CK(7.89× 10–7g/(m2×d×copy)) > G(6.45×10–7g/(m2×d×copy))，但各處理間不存在顯著差異。產甲烷古菌活性很高的原因可能是堆肥試驗開始前，雞糞靜置堆放，堆體高度厭氧。堆肥開始后各處理產甲烷菌活性均降低。在堆肥第15天和第28天，各處理的產甲烷古菌的活性明顯低于堆肥第1天；不同處理間的活性差異不大。不同處理的產甲烷古菌活性變化及差異與堆肥過程中CH4的排放通量變化趨勢明顯不同，因此，可以推測沸石和過磷酸鈣這兩種添加劑處理主要是通過降低產甲烷古菌的數量來減少CH4排放的。

圖6 添加劑對產甲烷菌數量(A)和活性(B)的影響Fig. 6 Quantities and activities of methanogens under different composting treatments

結合前面的研究結果，推測兩種添加劑削減 CH4排放的機制可能為：①過磷酸鈣主要通過增加堆肥中的SO42–離子濃度、影響堆體的氧化還原電位來抑制產甲烷菌數量的增加，從而導致 CH4排放降低；②沸石主要通過增加堆體pH至偏堿性(9.0左右)的環境，以及提高堆體孔隙度增加局部好氧環境，來降低產甲烷菌的數量，從而抑制CH4排放。

3 結論

1)添加沸石或過磷酸鈣均明顯減少了堆肥過程中的CH4排放總量，延后了CH4的排放高峰期，并且降低了CH4的排放峰值，CH4排放總量比CK分別減少了47.23%、56.20%。

2)CH4的排放集中在堆肥中后期的腐熟階段，與CK相比，添加沸石或過磷酸鈣均增加了該時期堆體的透氣性，改變了堆體的厭氧環境，降低了產甲烷古菌的數量，但對產甲烷古菌群落的多樣性和產甲烷活性沒有明顯影響。

3)與CK相比，添加沸石降低了后熟期堆體的溫度，增加了堆體的pH，而過磷酸鈣則與之相反；但兩者均可以有效地降低 CH4的排放。推測這兩種理化性質存在明顯不同的調理劑的 CH4減排機制可能存在差異。因此，在實際堆肥過程中，沸石和過磷酸鈣可以作為有效的 CH4減排添加劑使用；同時根據不同添加劑的性質特點，調整堆肥工藝流程可能更大程度上削減CH4的排放。

[1] 陳瑞蕊, 王一明, 胡君利, 等. 畜禽糞便管理系統中甲烷的產排特征及減排對策[J]. 土壤學報, 2012, 49(4): 815–823

[2] IPCC. Climate Change 2007: Mitigation of climate change. Contribution of working group III to the fourth assessment report of the intergovernmental panel on climate change[M]. Cambridge, United Kingdom: Cambridge University Press, 2007: 63–67

[3] Steed J, Hashimoto A G. Methane emissions from typical manure management-systems[J]. Bioresource Technology, 1994, 50(2): 123–130

[4] 張田, 卜美東, 耿維. 中國畜禽糞便污染現狀及產沼氣潛力[J]. 生態學雜志, 2012, 31(5): 1241–1249

[5] 朱鳳連, 馬友華, 周靜, 等. 我國畜禽糞便污染和利用現狀分析[J]. 安徽農學通報, 2008, 14(13): 48–50

[6] Wei Y S, Fan Y B, Wang M J, et al. Composting and compost application in China[J]. Resources, Conservation and Recycling, 2000, 30(4): 277–300

[7] 鄭嘉熹, 魏源送, 吳曉鳳, 等. 豬糞堆肥過程保氮固磷及溫室氣體(N2O)減排研究[J]. 環境科學, 2011, 32(7): 2047–2055

[8] Wolter M, Prayitno S, Schuchardt F. Greenhouse gas emission during storage of pig manure on a pilot scale[J]. Bioresource Technology, 2004, 95(3): 235–244

[9] Hao X Y, Chang C, Larney F J. Carbon, nitrogen balances and greenhouse gas emission during cattle feedlot manure composting[J]. Journal of Environmental Quality, 2004, 33(1): 37–44

[10] Ahn H K, Mulbry W, White J W, et al. Pile mixing increases greenhouse gas emissions during composting of dairy manure[J]. Bioresource Technology, 2011, 102: 2904–2909

[11] Park K H, Jeon, J H, Jeon, K H, et al. Low greenhouse gas emissions during composting of solid swine manure[J]. Animal Feed Science and Technology. 2011, 166–167: 550–556

[12] El Kader N A, Robin P, Paillat J M, et al. Turing, compacting and the addition of water as factors affecting gaseous emissions in fam manure composting[J]. Bioresource Technology, 2007, 98(14): 2619–2628

[13] Tamura T, Osada T. Effect of moisture control in pile-type composting of dairy manure by adding wheat straw ongreenhouse gas emission[J]. International Congress Series, 2006, 1293(1): 311–314

[14] Jiang T, Li G X, Tang Q, et al. Effect of C/N ratio, aeration rate and moisture content on ammonia and greenhouse gas emission during the composting[J]. Journal of Environmental Sciences 2011, 23(10): 1754–1760

[15] 趙晨陽, 李洪枚, 魏源送, 等. 翻堆頻率對豬糞條垛堆肥過程溫室氣體和氨氣排放的影響[J]. 環境科學, 2014, 35(2): 533–540

[16] 江滔, Schuchardt F, 李國學. 冬季堆肥中翻堆和覆蓋對溫室氣體和氨氣排放的影響[J]. 農業工程學報, 2011, 27(10): 212–217

[17] 李艷波, 史懷, 陳崢, 等. 發酵床養殖陳化墊料堆肥過程中的溫室氣體排放[J]. 福建農業學報, 2015, 30(11): 1097–1101

[18] 高丹, 張紅玉, 李國學, 等. 余熱和菌劑對垃圾堆肥效率及溫室氣體減排的影響[J]. 農業工程學報, 2010, 26(10): 264–271

[19] Chowdhury M A, de Neergaard A, Jensen L S. Potential of aeration flow rate and bio-char addition to reduce greenhouse gas and ammonia emissions during manure composting[J]. Chemosphere, 2014, 9: 16–25

[20] Hao X Y, Larney F J, Chang C, et al. The effect of phosphor-gypsum on greenhouse gas emissions during cattle manure composting[J]. Journal of Environmental Quality, 2005, 34(3): 774–781

[21] 李德生, 黃曉東, 王占生. 生物沸石反應器在微污染水源水處理中的應用[J]. 環境科學, 2009, 32(3): 130–138

[22] 林小鳳, 李國學, 任麗梅, 等. 氯化鐵和過磷酸鈣控制堆肥氮素損失的效果研究[J]. 農業環境科學學報, 2008, 27(4): 1662–1666

[23] 黃向東, 韓志英, 石德智, 等. 畜禽糞便堆肥過程中氮素的損失與控制[J]. 應用生態學報, 2010, 21(1): 247–254

[24] Feng Y Z, Lin X G, Yu Y C, et al. Elevated ground-level O3negatively influences paddy methanogenic archaeal community. archaeal community[J]. Scientific Reports, 2013 3: 3193

[25] Feng Y Z, Xu Y P, Yu Y C, et al. Mechanisms of biochar decreasing methane emission from Chinese paddy soils[J]. Soil Biology & Biochenistry, 2012, 46: 80–88

[26] 羅一鳴, 魏宗強, 孫欽平, 等. 沸石作為添加劑對雞糞高溫堆肥氨揮發的影響[J]. 農業工程學報, 2011, 27(2): 243–247

[27] 羅一鳴, 李國學, Schuchardt F, 等. 過磷酸鈣添加劑對豬糞堆肥溫室氣體和氨氣減排的作用[J]. 農業工程學報, 2012, 28(22): 235–242

[28] 吳銀寶, 汪植三, 俤廖新 , 等. 豬糞堆肥腐熟指標的研究[J]. 農業環境科學學報, 2003, 22(2): 189–193

[29] 李國學, 張福鎖. 固體廢物堆肥化與有機復混肥生產[M].北京: 化學工業出版社, 2000: 5–14

[30] 黃懿梅, 曲東, 李國學．調理劑在雞糞鋸末堆肥中的保氮效果[J]．環境科學, 2003, 24(2): 156–160

[31] 王悅, 董紅敏, 朱志平. 畜禽廢棄物管理過程中碳氮氣體排放及控制技術研究進展[J]. 中國農業科技導報, 2013, 15(5): 143–149

Effects of Adding Zeolite and Superphosphate on Greenhouse Gas Emission and Methanogens During Chicken Manure Composting

LI Huijie1,2, WANG Yiming1*, LIN Xiangui1, PENG Shuang1, SUN Mengmeng3
(1 State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3 Hongta Tobacco Group Co. Ltd., Yuxi, Yunnan 653100, China)

To study the effects of zeolite and superphosphate amendments on CH4emission during the high-temperature composting, an outdoor pilot scale experiment was carried out for 46 days. The composting materials were chicken manure and rice bran, and the adding amendments were zeolite and superphosphate. The study detected CH4emission and analyzed the structure of methanogens through PCR-DGGE and the numbers of methanogens through Quantitative Real-time PCR. The results indicated that there was more CH4emission during the middle and late composting maturing phase, zeolite and superphosphate amendments delayed and cut CH4emission peak. CH4emission peak of the control treatment occurred on the 31th day of the composting (CH4, 66.08 g/(m2×d)), while occurred on the 35th and 39th day in zeolite and superphosphate treatments, respectively (CH430.24 g/(m2×d) and 27.38 g/(m2×d)), and CH4emission was reduced by 47.23% and 56.20% with zeolite and superphosphate amendments. There was no significant difference of community structure of methanogens between zeolite and superphosphate treatments, but the adding amendments of zeolite and superphosphate increased the air permeability during the late composting maturing phase, increased CO2and CH4emission proportion and reduced the concentration of methanogens. So, zeolite and superphosphate could reduce CH4emission in chicken manure composting effectively, and superphosphate is better on CH4emission reduction.

Chicken manure composting; Methane; Emission reduction; Methanogens

S141.4

A

10.13758/j.cnki.tr.2017.01.010

中國科學院戰略性先導科技專項(XDA05020803, XDA05020800)和國家科技支撐計劃項目(2013BAD11B01)資助。

* 通訊作者(ymwang@issas.ac.cn)

李慧杰(1989—)，男，山東臨沂人，碩士研究生，研究方向為固體廢物資源化及其清潔生產。E-mail: hjli@issas.ac.cn