不同堆高奶牛粪便长期堆积过程中温室气体和氨排放特点

崔利利 ，王效琴 ，2*，梁东丽 ，2，段雪琴 ，刘 松 ，赵加磊

（1.西北农林科技大学资源环境学院，陕西 杨凌 712100；2.农业部西北植物营养与农业环境重点实验室，陕西 杨凌 712100）

近年，随着生活水平的提高，人们对肉蛋奶的需求量越来越大，畜禽养殖业也随之快速发展，从而产生的畜禽粪便越来越多。1978—2011年，中国畜禽养殖业产生的粪便量增加了1.35倍，到2011年已高达25.45亿t[1]。畜禽粪便是中国农业源温室气体排放的主要来源之一[2]，也是中国NH3排放的重要来源，占全国 NH3排放总量的 40.79%～69.2%[3－4]。NH3不仅间接影响全球变暖，还与大气中SO2和NOX等气体进行化学反应生成气溶胶粒子[NH4NO3、NH4HSO4、（NH4）2SO4等]，这些气溶胶粒子是PM2.5的重要组成部分[5]，是形成雾霾天气的主要物质[6]。

畜禽粪便无论是自然堆积的堆肥过程还是工业化的堆肥处理都会产生温室气体和NH3，2008年中国畜禽粪便进行工业化堆肥处理的比例约为8.73%，多数长期堆积在养殖场内外或堆沤后还田[7－8]。目前，畜禽粪便温室气体和NH3排放的研究主要集中在短时间内的堆肥处理（好氧堆肥、厌氧发酵和短时间内的自然堆积）[9－12]，而针对长期堆积过程中温室气体和NH3排放的研究却未见报道。另外，现有研究主要分析堆肥处理对温室效应以及碳氮损失的影响，尚未见堆肥处理措施对大气环境中PM2.5影响的研究，而PM2.5是中国正面临的严峻环境问题之一。因此，应同时考虑温室效应和PM2.5，以更全面地评价畜禽粪便处理过程对大气环境的影响。

2010年《第一次全国污染源普查公告》显示，奶牛场粪便产生量占中国畜禽养殖业粪便排放量的23.5%[13]，奶牛场内奶牛粪便的堆积高度一般在20～60 cm之间。不同的堆体高度可通过影响堆体内氧气浓度、含水率以及温度等因素影响温室气体和NH3的排放。因此，本试验以奶牛粪便为研究对象，研究牛粪在长期堆积状况下不同堆高的温室气体和NH3排放特点及其对全球变暖和PM2.5的影响，以期为更准确地定量评价牛粪长期堆积对大气环境的影响提供数据支持，并为寻求有效减少环境问题的措施提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验在西北农林科技大学实验大棚内进行，大棚只封顶而四周不密封，以模拟牛粪自然堆积情况。试验牛粪采自西北农林科技大学畜牧站。

试验开始于2016年1月6日，共设2种处理，分别是堆高25 cm和堆高50 cm，每种处理设置3个重复。收集同一牛群当天的新鲜粪便，置于不同高度的堆肥箱中，堆肥箱为直径50 cm、高25 cm和50 cm的不锈钢圆柱体，无顶盖。堆高25 cm和50 cm的堆肥箱分别装40 kg和80 kg新鲜牛粪，试验共进行41周。

1.2 气体采集与分析

温室气体的测定采用静态箱－气相色谱法，采样箱为不锈钢圆柱体，设计与王效琴等[11]的一致：直径与高均为50 cm，采样箱顶部有一温度计插口，用于测定箱内的气温；箱体内侧有一风扇，采样时起混匀气体的作用；箱体内另一侧设采气口，用于采集气体；采样箱无底盖，采样时，将采样箱扣在堆肥箱上，用水密封，接通风扇电源，待箱内气体混匀后，先抽取箱内的初始气体，然后每隔15 min采1次气样，共采3次样，随后通过堆体内气体浓度的变化量计算温室气体的排放速率。采样时间为早上9：00—10：00[14]，前一周每日采样，一周后每周采样1次，共采48次样，采集的样品当天用气相色谱仪测定。

NH3的测定采用通气法，装置设计与王朝辉等[15]的一致：分别将两块厚度为2 cm、直径为16 cm的海绵均匀浸以15 mL的磷酸甘油溶液后，置于直径15 cm、高10 cm的硬质塑料管中，下层的海绵距管底4 cm，用于吸收牛粪排出的NH3；上层的海绵与管顶部相平以隔绝空气。将吸收NH3的海绵完全浸泡在一定量的 1 mol·L－1的 KCl溶液中，振荡 1 h，浸出液用流动分析仪测定硝态氮和铵态氮（）含量，从而计算NH3的排放速率。采样时间为上午10：00—11：00，前 11 d 每日采样，之后根据 NH3的变化趋势，做相应的调整（11～27 d每隔1 d采样1次，27～159 d每隔2～3 d采样1次，159 d后每周采样1次），共采集了74次。在采集各种气体的同时，用温度计测定堆体中心位置的温度，前一周每日测定，一周后每隔2～3 d测定1次，共有85个数据。

1.3 固体样采集与分析

试验开始前充分混合牛粪，采集一定量的固体样，每份固体样分为2部分。一部分为鲜样，4℃保存，用于测定pH（蒸馏水浸提－pH计测定）、含水率（MC，105℃干燥24 h）KCl浸提－流动分析仪测定）等指标，这些指标以湿基表示。另一部分自然风干、粉碎后过100目筛，用于测定总氮（TN，H2SO4－H2O2消煮－凯氏定氮法）和总有机碳（TOC，高温外热重铬酸钾氧化－容量法）的含量，以干基计。试验用牛粪的理化性质见表1。

1.4 数据处理

试验数据采用Excel 2013和SPSS 19.0统计分析软件进行处理分析，显著性水平α=0.05。

温室气体的排放速率根据公式（1）计算[14]：

式中：F 为温室气体排放速率，mg·kg－1·h－1；ρ为各温室气体标准状态下的密度（CH4为 0.717 kg·m－3，N2O为1.978 kg·m－3）；V为粪样顶部到采样箱顶部空间的体积，m3；dC/dt为温室气体浓度的变化率；T为采样过程中采样箱内的平均温度，℃；m为牛粪的质量（干基），kg。

NH3的排放速率根据公式（2）计算[15]：

式中：F 为 NH3的排放速率，mg·kg－1·h－1；c1和 c2分别为浸提液中和含量，mg·L－1；V 为浸提液的体积，mL；A为堆体上表层面积，m2；a为吸收NH3的海绵的有效面积，m2；m为牛粪的质量（干基），kg；t为采样时间，h。

牛粪整个堆积期的排放对温室效应的影响用温室效应潜值表示，根据公式（3）计算[16－17]：

式中：GWP（Global warming potential）为温室效应潜值，g·kg－1，以 CO2－eq 计；ECH4为 CH4的累积排放量，g·kg－1；EN2O为 N2O 的累积排放量，g·kg－1；ENH3－N为 NH3－N的累积排放量，g·kg－1；28 和 265 分别为 CH4和 N2O在100年尺度上相对CO2的增温潜势[16]，0.01为NH3（以NH3－N计）通过大气沉降及化学反应转化成N2O（以N2O－N计）的系数[17]；44/28为N2O－N转化为N2O的系数。

牛粪整个堆积期对PM2.5的影响用PM2.5影响潜值表示，计算方法如公式（4）所示[18]：

式中：PMP（PM2.5forming potential）为 PM2.5形成潜值，g·kg－1，以 PM2.5－eq 计；ENH3为NH3的累积排放量，g·kg－1；0.066 7 为转化系数[18]。

表1 试验用牛粪的理化特性Table1 The physicochemical properties of dairy manure composting

2 结果与讨论

2.1 温度的变化

温度通过影响堆体内部微生物的活跃程度，从而影响各气体的释放。从图1可知，堆积初期，由于采集的牛粪是奶牛当天排放的新鲜粪便，堆体内部还保留一定的热量，因此，堆体温度高于气温，但试验始于寒冬季节，堆体初始的热量受外界低气温影响很快散失，堆体温度降低，直至堆积24 d（2016年1月30日）时堆体温度和气温都达到最小值，且两者差异不大。堆积24 d后堆体温度随着气温的升高而逐渐上升，直到堆积221 d（2016年8月14日）时达到最大值，随后缓慢下降，在这个过程中堆体温度和气温没有明显差异。在整个堆积过程中，堆高50 cm的温度略高于堆高25 cm，但差异不显著。

图1 堆积过程中温度的变化Figure1 Changes of temperature during piling

2.2 CH4排放特点

如图2所示，各处理CH4排放速率的变化趋势基本相同，CH4排放主要集中于堆积中后期。堆积初期，受外界低气温的影响，新鲜粪便初始的热量很快散失，微生物活性降低，CH4排放速率随着迅速下降，在堆积第14 d（2016年1月20日）下降为零，并在较长时间没有排放。堆积92 d（2016年4月7日）后，随着外界温度的上升，CH4排放速率开始缓慢上升，并在第166 d（2016年6月20日）达到第一个峰值，此后在此峰值上下呈波动状变化。然后随着可利用有效碳源的减少[19]，CH4排放速率从第200 d（2016年7月24日）左右开始逐渐下降，并在第235 d（2016年8月28日）下降为零。王效琴等[11]和朱海生等[20]的研究也发现了类似的结果，即堆积前期基本无排放而中后期排放量大。但也有研究表明CH4的排放主要集中在堆肥前期，中后期排放速率很小[21-22]，主要因为这些研究在牛粪中添加了锯末或草垫等碳源，大量碳源的存在使得前期有机质降解速率快，堆体温度快速上升，有利于微生物繁殖，形成了适宜CH4产生的条件，堆积中后期随着有效碳源少，CH4排放量也降低，而本试验的堆体只有牛粪，堆积前期又处于寒冬季节，堆体温度低，不适宜产甲烷菌的大量繁殖，CH4排放量少，到堆积中后期，堆体温度随外界温度升高而缓慢上升，逐渐形成了适宜产甲烷菌繁殖的条件，CH4排放量才增加。

从图2可知，在堆积前148 d堆高25 cm的CH4排放速率比堆高50 cm的大，但差异不显著，148 d后堆高50 cm的CH4排放速率高于25 cm的，且差异显著，由此导致CH4累积排放量在172 d也发生转折。这一变化趋势与段池清[23]的研究结果相似。其原因可能是在堆积初期，堆高越低，越有利于CH4从堆体内部释放出来，但随着堆积时间的延续，高堆体内部适宜厌氧发酵的厌氧区域比低堆体的大，有利于CH4的产生。到试验结束时，堆高50 cm的CH4累积排放量比堆高25 cm增加了28.31%，这说明减小堆高有助于减少CH4的排放。很多研究学者[16-17，23-25]也发现了相同的结论。

图2 CH4的排放速率和累积排放量Figure2 Emission rate and cumulative emission of CH4

图3 N2O的排放速率和累积排放量Figure3 Emission rate and cumulative emission of N2O

2.3 N2O排放特点

在整个堆积过程中不同堆高N2O排放速率的变化趋势基本相同（图3），与CH4排放相似，N2O排放也主要集中于堆积中后期，这与之前的很多研究结论一致[9，11]。堆积前 92 d（2016年 1月 6日—4月 7日），堆体温度低、含水率高，硝化作用较弱，可供发生反硝化反应的积累缓慢，该阶段N2O排放速率几乎为零。随着外界温度的不断升高，堆体中含量不断增加，适宜的温度加上堆体存在缺氧和厌氧的区间，堆积前期累积产生的和亚硝态氮（）在反硝化细菌的作用下，不断生成N2O，使得N2O排放速率迅速上升，至堆积110 d（2016年4月25日）左右达到第一个峰值，随后缓慢下降到零。堆高50 cm的堆体在堆积后期又出现了两个较为明显的峰值（第207 d和第235 d），之后才逐渐下降至零，该现象说明较高堆体可能存在自上而下的硝化和反硝化的分层反应过程，主要原因可能是较高堆体的中间区域在堆积后期随着上层含水量的减少逐渐成为适宜发生硝化反应的氧气充足区域，而其下部含水量较高，仍然存在较大的适宜发生反硝化反应的缺氧和厌氧区域。

从不同堆高N2O排放速率图3可以看出，堆高25 cm的N2O排放速率（第107 d，2016年4月22日）先于堆高50 cm（第113 d，2016年4月28日）达到第一个峰值，然而在堆高50 cm达到第一个峰值后，由于较高堆体的分层反应过程，堆高50 cm的N2O排放速率在第121 d（2016年5月6日）后显著高于堆高25 cm，且又接连出现了两个峰值，使得堆高50 cm的N2O累积排放量在堆积221 d（2016年8月14日）后高于堆高25 cm，该特点与Fukumoto等[26]的研究类似。试验结束时，堆高50 cm的N2O累积排放量比堆高25 cm增加了28.57%，这表明降低堆高有利于减少N2O的排放。

图4 NH3的排放速率和累积排放量Figure4 Emission rate and cumulative emission of NH3

表2 41周累积温室气体排放量（CO2－eq）和PM2.5排放量Table2 Total greenhouse gas emission calculated in CO2－eq and PM2.5emission in 41 weeks

2.4 NH3排放特点

如图4所示，各处理NH3排放速率的变化趋势基本相同，且NH3排放贯穿于整个堆积过程。堆积前27 d，正处于寒冬季节，温度较低（－4～4℃），NH3排放速率较小。堆积27 d（2016年2月2日）后，随着温度的不断升高，堆体含水率下降，微生物分解产生的进一步转化成NH3释放出来，且排放速率越来越大。在堆积第93 d（2016年4月8日）左右达到最大值，随后呈波动式缓慢降低。许多研究表明NH3排放主要集中在堆肥前期[27－29]，而本试验却存在于整个堆积过程中，其原因可能为：堆积初期，受外界温度影响，堆体的温度较低，微生物的氨化作用较弱，且在整个堆积过程中，由于堆体较低，堆体温度基本与外界气温一致，没有显著的升温过程，在堆积后期，堆体形成明显分层，下层含水率过高，氧气供应不足，这些因素都导致堆体的有机氮降解速率缓慢，从而造成NH3排放特点表现为长期的缓慢释放[29]，但其整个堆积过程的NH3－N总损失为7.55%～16.06%，低于进行人工通风的 NH3－N 损失（27.9%～29.5%）[29]。

在整个试验过程中堆高25 cm的NH3排放速率始终高于堆高50 cm，且堆积中后期两者的差距更加明显，其原因可能是堆高25 cm的堆体比表面积较大，有利于NH3从堆体内部释放；之后随着外界温度的上升，堆高25 cm的堆体含水率迅速降低，而堆高50 cm的堆体下部的水分很难蒸发，从而使得堆高25 cm堆体的孔隙度大于堆高50 cm，进而导致堆高25 cm的NH3排放速率比堆高50 cm的大。至堆积结束时，堆高25 cm的NH3累积排放量比堆高50 cm增加了88.85%。这表明，当底面积一定时，增加堆高有助于减少NH3的排放。Li等[25]的研究也得出了同样的结论。

2.5 各气体排放及堆高对温室效应和PM2.5的影响

各气体的累积排放量（以CO2－eq计）、不同堆高的总温室效应和PM2.5影响潜值计算结果见表2。从表2可以看出，CH4对GWP的贡献最大，贡献率为61.41%～63.97%，其次是N2O，贡献率为32.71%～33.70%，NH3的贡献很小，仅为2.33%～5.88%。由于堆高越高，相对厌氧区域越大，CH4和N2O排放量就越高，且两者是粪便堆积过程影响温室效应的主要来源，因此堆高25 cm的温室效应显著低于堆高50 cm。但对PM2.5的影响，堆高25 cm的PMP显著高于堆高50 cm，其原因主要是堆高越低，NH3排放量越高，PMP越大。这表明，虽然堆体高度从50 cm降低到25 cm有助于减少温室效应，却会加剧对PM2.5的影响。

2.6 各气体排放因子及堆高的影响

从表3可以看出，牛粪41周堆积情况下，CH4、N2O和NH3的排放因子分别为1.00%～1.49%、0.90%～1.10%和7.55%～16.06%。CH4的排放因子与Hao等[30]的牛粪堆肥研究相近，但高于江滔等[29]以及秦莉等[31]堆体为猪粪加秸秆的研究，其原因可能是一方面本试验和Hao等[30]的堆积时间都长于江滔等[29]以及秦莉等[31]的研究，另一方面可能由于本试验没有添加任何材料，堆体含水率较高、孔隙度较小，有利于产甲烷菌的生长和繁殖。N2O与NH3的排放因子均在前人研究范围内，本试验的N2O排放因子与IPCC对非强制通风的堆肥模式提供的缺省值相近[16]，NH3的排放因子低值与朱新梦等[32]农民堆肥模式的结果相近，但低于其他研究中进行人工通风所造成的排放因子[29]。对不同堆高而言，堆高25 cm堆体的CH4和N2O排放因子均低于堆高50 cm，但NH3的排放因子却显著高于堆高50 cm。

表3 41周各温室气体和NH3的排放因子Table3 Greenhouse gas and ammonia emission factors in 41 weeks

3 结论

（1）堆高对温室气体和NH3累积排放量的影响差异显著。堆高25 cm的NH3累积排放量显著高于堆高50 cm，但堆高25 cm的CH4和N2O累积排放量却低于堆高50 cm。

（2）各气体对温室效应贡献率不同。CH4、N2O和NH3对温室效应贡献率依次为61.41%～63.97%、32.71%～33.70%和2.33%～5.88%。

（3）堆高50 cm和25 cm的堆体对温室效应和PM2.5的影响呈相反趋势。堆高25 cm的温室效应显著低于堆高50 cm，但对PM2.5的影响却显著高于堆高50 cm的堆体。

由于本试验中牛粪是放在堆肥箱中进行，与实际堆体的四面通风情况存在一定差异，因此进一步在实际堆体上测试温室气体和NH3排放的变化特点仍然是必要的。

[1]朱建春,张增强,樊志民,等.中国畜禽粪便的能源潜力与氮磷耕地负荷及总量控制[J].农业环境科学学报,2014,33（3）：435－445.

ZHU Jian－chun,ZHANG Zeng－qiang,FAN Zhi－min,et al.Biogas potential,cropland load and total amount control of animal manure in China[J].Journal of Agro-Environment Science,2014,33（3）：435－445.

[2]董红敏,李玉娥,陶秀萍,等.中国农业源温室气体排放与减排技术对策[J].农业工程学报,2008,24（10）：269－273.

DONG Hong－min,LI Yu－e,TAO Xiu－ping,et al.China greenhouse gas emissions from agricultural activities and its mitigation strategy[J].Transactions of the CSAE,2008,24（10）：269－273.

[3]李新艳,李恒鹏.中国大气NH3和NOx排放的时空分布特征[J].中国环境科学,2012,32（1）：37－42.

LI Xin－yan,LI Heng－peng.Emission and distribution of NH3and NOxin China[J].China Environmental Science,2012,32（1）：37－42.

[4]董文煊,邢 佳,王书肖.1994—2006年中国人为源大气氨排放时空分布[J].环境科学,2010,31（7）：1457－1463.

DONG Wen－xuan,XING Jia,WANG Shu－xiao.Temporal and spatial distribution of anthropogenic ammonia emissions in China：1994—2006[J].Environmental Science,2010,31（7）：1457－1463.

[5]Wu S Y,Hu J L,Zhang Y,et al.Modeling atmospheric transport and fate of ammonia in North Carolina－PartⅡ：Effect of ammonia emissions on fine particulate matter formation[J].Atmospheric Environment,2008,42（14）：3437－3451.

[6]马子轸,李 振,蒋靖坤,等.燃煤电厂产生和排放的PM2.5中水溶性离子特征[J].环境科学,2015,36（7）：2361－2366.

MA Zi－zhen,LI Zhen,JIANG Jing－kun,et al.Characteristics of watersoluble inorganic ions in PM2.5emitted from coal fired power plants[J].Environmental Science,2015,36（7）：2361－2366.

[7]杨 帆,李 荣,崔 勇,等.我国有机肥料资源利用现状与发展建议[J].中国土壤与肥料,2010（4）：77－82.

YANG Fan,LI Rong,CUI Yong,et al.Utilization and develop strategy of organic fertilizer resources in China[J].Soil and Fertilizer Sciences,2010（4）：77－82.

[8]仇焕广,莫海霞,白军飞,等.中国农村畜禽粪便处理方式及其影响因素[J].中国农村经济,2012（3）：78－87.

QIU Huan－guang,MO Hai－xia,BAI Jun－fei,et al.Chinese rural poultry manure treatment and its influencing factors[J].Chinese Rural Economy,2012（3）：78－87.

[9]赵晨阳,李洪枚,魏源送,等.翻堆频率对猪粪条垛堆肥过程温室气体和氨气排放的影响[J].环境科学,2014,35（2）：533－540.

ZHAO Chen－yang,LI Hong－mei,WEI Yuan－song,et al.Effects of turning frequency on emission of greenhouse gas and ammonia during swine manure windrow composting[J].Environmental Science,2014,35（2）：533－540.

[10]赵 玲,王 聪,田萌萌,等.秸秆与畜禽粪便混合厌氧发酵产沼气特性研究[J].中国沼气,2015,33（5）：32－37.

ZHAO Ling,WANG Cong,TIAN Meng－meng,et al.Characteristics of anaerobic fermentation of mixed livestock manure and straw[J].China Biogas,2015,33（5）：32－37.

[11]王效琴,李文圣,王旭东,等.不同泌乳期奶牛粪便碳氮变化与温室气体排放特点研究[J].农业机械学报,2016,47（3）：179－185.

WANG Xiao－qin,LI Wen－sheng,WANG Xu－dong,et al.Greenhouse gases emissions and varies of carbon and nitrogen of manure from dif－ferent lactating period cows[J].Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery,2016,47（3）：179-185.

[12]Shen Y J,Ren L M,Li G X,et al.Influence of aeration on CH4,N2O and NH3emissions during aerobic composting of a chicken manure and high C/N waste mixture[J].Waste Management,2011,31（1）：33-38.

[13]中华人民共和国环境保护部,中华人民共和国国家统计局,中华人民共和国农业部.全国第一次污染源普查公报[EB/OL]（.2010-02-06）.http：//www.stats.gov.cn/tjgb/qttjgb/qgqttjgb/t20100211_402621161.htm.

Ministry of Environmental Protection of the People′s Republic of China,People′s Republic of Chinese Bureau of statistics,Ministry of Agriculture of the People′s Republic of China.The first national survey of pollution sources bulletin[EB/OL]（.2010-02-06）.http：//www.stats.gov.cn/tjgb/qttjgb/qgqttjgb/t20100211_402621161.htm.

[14]Hao X Y,Chang C,Larney F J,et al.Greenhouse gas emissions during cattle feedlot manure composting[J].Journal of Environmental Quality,2001,30（2）：376-386.

[15]王朝辉,刘学军,巨晓棠.田间土壤氨挥发的原位测定：通气法[J].植物营养与肥料学报,2002,8（2）：205-209.

WANG Zhao-hui,LIU Xue-jun,JU Xiao-tang.Field in situ determination of ammonia volatilization from soil：Venting method[J].Journal of Plant Nutrition and Fertilizer,2002,8（2）：205-209.

[16]IPCC.Climate change 2013：The physical science basis[EB/OL].[2013-07-08].http：//www.ipcc.ch/pdf/assessment-report/ar5/wg1/WG1AR5_ALL_FINAL.pdf.

[17]IPCC.IPCC Guidelines for national greenhouse gas inventories[EB/OL].[2013-07-08].http：//www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/2006gl/vol4.html.

[18]Sala S,Wolf M A,Pant R.Characterisation factors of the ILCD recommended life cycle impact assessment methods.Database and supporting information.EUR25167EN[R/OL].[2012-07-08].http：//eplca.jrc.ec.europa.eu/uploads/2014/01/LCIA-characterization-factors-of-the-ILCD.pdf.

[19]罗一鸣,李国学,王 坤,等.过磷酸钙添加剂对猪粪堆肥温室气体和氨气减排的作用[J].农业工程学报,2012,28（22）：235-242.

LUO Yi-ming,LI Guo-xue,WANG Kun,et al.Effects of additive superphosphate on NH3,N2O and CH4emissions during pig manure composting[J].Transactions of the CSAE,2012,28（22）：235-242.

[20]朱海生,董红敏,左福元,等.覆盖及堆积高度对肉牛粪便温室气体排放的影响[J].农业工程学报,2014,30（24）：225-231.

ZHU Hai-sheng,DONG Hong-min,ZUO Fu-yuan,et al.Effect of covering on greenhouse gas emissions from beef cattle solid manure stored at different stack heights[J].Transactions of the CSAE,2014,30（24）：225-231.

[21]刘 飞,周 岭.棉秆木醋液对牛粪堆肥过程中CH4和CO2排放的影响[J].江苏农业科学,2015（9）：364-369.

LIU Fei,ZHOU Ling.Effect of cotton wood vinegar on CH4and CO2emission during cow dung composting[J].Jiangsu Agricultural Sciences,2015（9）：364-369.

[22]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（3）：2904-2909.

[23]段池清,王嘉珺,姬亚芹.基于静态箱法的堆放奶牛粪便甲烷排放速率研究[J].南开大学学报（自然科学版）,2010,43（1）：87-92.

DUAN Chi-qing,WANG Jia-jun,JI Ya-qin.Study on methane emissions rate from untreated storage dairy cow manure by static chamber technique[J].Acta Scientiarum Nuturalium Universitatis Nankaiensis,2010,43（1）：87-92.

[24]游玉波,董红敏,朱志平,等.堆积肉牛粪便甲烷排放影响因子试验[J].农业工程学报,2008,24（12）：168-172.

YOU Yu-bo,DONG Hong-min,ZHU Zhi-ping,et al.Experiments on influencing factors of methane emissions from beef cattle manure stack[J].Transactions of the CSAE,2008,24（12）：168-172.

[25]Li H,Xin H W.Lab-scale assessment of gaseous emissions from laying-hen manure storage as affected by physical and environmental factors[J].Transactions of the ASABE,2010,53（2）：593-604.

[26]Fukumoto Y,Osada T,Hanajima D,et al.Patterns and quantities of NH3,N2O and CH4emissions during swine manure composting without forced aeration-effect of compost pile scale[J].Bioresource Technology,2003,89（2）：109-114.

[27]朱海生,左福元,董红敏,等.覆盖材料和厚度对堆存牛粪氨气和温室气体排放的影响[J].农业工程学报,2015,31（6）：223-229.

ZHU Hai-sheng,ZUO Fu-yuan,DONG Hong-min,et al.Effects of covering materials and sawdust covering depths on ammonia and greenhouse gase emissions from cattle manure during storage[J].Transactions of the CSAE,2015,31（6）：223-229.

[28]罗一鸣,魏宗强,孙钦平,等.沸石作为添加剂对鸡粪高温堆肥氨挥发的影响[J].农业工程学报,2011,27（2）：243-247.

LUO Yi-ming,WEI Zong-qiang,SUN Qin-ping,et al.Effects of zeolite addition on ammonia volatilization in chicken manure composting[J].Transactions of the CSAE,2011,27（2）：243-247.

[29]江 滔,李国学.冬季堆肥中翻堆和覆盖对温室气体和氨气排放的影响[J].农业工程学报,2011,27（10）：212-217.

JIANG Tao,LI Guo-xue.Effect of turning and covering on greenhouse gas and ammonia emissions during the winter composting[J].Transactions of the CSAE,2011,27（10）：212-217.

[30]Hao X,Chang C,Larney F J,et al.Greenhouse gas emissions during cattle feedlot manure composting[J].Journal of Environmental Quality,2001,30（2）：376-386.

[31]秦 莉,沈玉君,李国学,等.不同CN比堆肥碳素物质变化规律研究[J].农业环境科学学报,2010,29（7）：1388-1393.

QIN Li,SHEN Yu-jun,LI Guo-xue,et al.C Matter change of composting with different C/N[J].Journal of Agro-Environment Science,2010,29（7）：1388-1393.

[32]朱新梦,董雯怡,王洪媛,等.牛粪堆肥方式对温室气体和氨气排放的影响[J].农业工程学报,2017,33（10）：258-264.

ZHU Xin-meng,DONG Wen-yi,WANG Hong-yuan,et al.Effects of cattle manure composting methods on greenhouse gas and ammonia emissions[J].Transactions of the CSAE,2017,33（10）：258-264.