奶牛粪便翻堆式与槽式堆肥过程气体排放规律及养分损失原位监测

2021-04-12巴士迪张克强杨增军李仲瀚渠清博

生态环境学报 2021年2期

巴士迪，张克强，杨增军，李仲瀚，渠清博

农业农村部环境保护科研监测所，天津 300191

规模化奶牛养殖业的快速发展不可避免地产生了大量的奶牛粪便，据统计，2018年中国奶牛粪便产生量约为4×108t（佚名，2018）。由于得不到及时有效地处理和利用，这些奶牛粪便对环境造成了严重的威胁（董晓霞等，2014）。为了更加有效地管理粪便，同时减小粪便堆积所带来的危害，粪便堆肥技术已成为一种广泛应用的粪便管理方法（Onwosi et al.，2017）。堆肥不仅可减少集约化奶牛养殖粪便的排放量，而且可获得一种稳定的、富含腐殖质的有机肥料（Onwosi et al.，2017）。目前翻堆式堆肥（堆料堆成三角锥状，堆高一般在2—3 m左右，定期进行人工或机械翻堆作业）和槽式堆肥（堆料堆积成窄长条垛，且除堆体表面与空气接触外其余部位均被围墙或遮挡物所包裹，垛体的横断面为三角形或梯形，一般为长10—15 m，底宽3—5 m，高2—3 m）已经成为中国最受欢迎的堆肥方式（郝莘政，2011）。然而，堆肥也导致了大量的碳素和氮素损失，不仅降低了堆肥产品作为有机肥料的农业价值，而且导致了温室气体和 NH3的排放。研究表明，奶牛粪便堆肥过程中由于气体排放造成的碳素和氮素损失分别占堆肥物料初始TC和TN含量的46%和67%（Shan et al.，2012）。这些气体的排放不仅危害牲畜和人体的健康（Tian et al.，2012），而且会形成气体颗粒物降低空气质量并造成土壤酸化（Sommer et al.，2000）。

尽管近些年关于奶牛粪便堆肥过程气体排放及养分损失的相关研究不断增多，但绝大多数的研究基于室内模拟，如陆日东（2007）；朱海生等（2015）；朱新梦等（2017）。研究结果表明堆肥过程CH4、CO2、NH3及N2O的累积排放量分别约为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。由于堆肥设施，堆肥原料及堆肥管理措施的不同，这些室内模拟的研究结果存在较大差异，缺乏与原位监测数据的对比和验证。而目前关于奶牛粪便堆肥过程气体排放原位监测大多集中于北美洲（如加拿大、美国）和欧洲（如荷兰、丹麦、英国）（Amon et al.，2011）。由于这些国家的气候条件以及畜牧业管理方式与中国存在较大差异，仍需获得中国特定养殖环境下奶牛粪便堆肥过程中气体排放的原位监测数据。因此，本文以奶牛粪便翻堆式和槽式堆肥为主要的研究对象，通过原位监测的方法，探究不同堆肥过程中温室气体和NH3的排放规律及养分损失情况。本研究对于丰富中国粪便堆肥过程气体排放的原位监测数据，评估和减缓奶牛堆肥工艺温室效应和环境污染现状，实现堆肥过程养分损失最小化和利用最大化具有重要的意义。

1 材料与方法

1.1 实验地点与材料

奶牛粪便翻堆式堆肥实验地位于天津武清区某奶牛场堆粪棚内，地理位置为117°14'E，39°41'N（图1a）。堆肥实验于2019年8月17日开始，至9月21日结束，共历时36 d，堆肥期内平均气温为30.4 ℃。堆体高2.5 m，长3 m，底部宽2.5 m。堆体在开始堆肥后第 1、7、14天利用翻抛机进行翻堆，使物料混匀并保持通气，第14天完成第3次翻堆后不再翻堆直至实验结束。在堆肥前7 d连续采样，第7天和第14天翻堆后连续采样3 d，之后每3天采样一次直至结束。

图1 翻堆式和槽式堆肥现场Fig. 1 Turning and trough composting sites

奶牛粪便槽式堆肥实验地位于天津武清区某奶牛场堆粪棚内，地理位置为 117°14'E，39°45'N（图1b）。堆肥实验于2019年10月8日开始，至11月12日结束，共历时 36 d，堆肥期内平均气温为25.6 ℃。堆肥条垛高2.5 m，长约15 m，底部宽3 m。由于堆肥期间不进行翻堆，因此每3天采样一次直至堆肥结束。不同堆肥方式堆肥物料的初始理化性质如表1所示。

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

1.2 测定与分析方法

1.2.1 气体样品的采集与计算

实验过程中温室气体和 NH3排放速率通过静态采样箱和气体浓度在线监测设备获得。静态采样箱采用 PVC材质，箱体为长方体形状且配有可分离的底座，顶部和侧面密封（图2）。采样箱顶部安装有一个 12 V的风扇，气体采集过程中风扇全程开启，以保持箱内气体均匀分布。箱顶部另开有一开口用于放置量程为 0—100 ℃的温度计。采气口位于箱体侧面，与顶端有20 cm距离，外侧出口可用于连接温室气体和NH3在线监测设备。

图2 静态箱结构Fig. 2 The structure of closed-chamber

气体浓度实时测定采用由农业农村部环境保护科研监测所养殖业污染防治创新团队开发的规模化养殖场温室气体、NH3在线监测设备（图3）。待检气体先由吸入式进气口进入监测箱主体，经过功能模式切换的换向阀后，进入气体的预处理阶段（气体预处理主要完成对高湿度和高粉尘气体进行汽水分离处理和过滤处理，以达到传感器检测的要求，并延长传感器使用寿命）。经预处理后的气体首先进入温湿度检测环节，随后进入气体干燥工序。干燥后的气体由统一布置于多通道气室的传感器进行对应浓度的检测。通过气室的气体在尾部真空泵的作用下，依次通过空气质量流量和绝压监测传感器，以确定气体通量，从而修正所检测气体的污染物浓度，气体最终由排气口排至监测箱外。监测箱中检测器得到的数据电信号可接入 PLC主机进行数据解析，随后可通过人机界面实现现场数据的显示和存储或通过标准 DTU实现服务器的上传和发布。为保证所检测气体浓度值的准确性，传感器已进行标定。可测定的参数指标如表2所示。

图3 监测箱结构Fig. 3 The structure of monitoring box

表2 监测箱参数指标Table 2 The parameter indicators of monitoring box

在实验开始之前将采样箱底座安放在采样点上。之后每次采样前，需在采样箱底座槽内注满水，以密封采样箱。气体样品在腔室密封后 0、15、30 min每隔15分钟通过温室气体、NH3在线监测设备测定并读取3次读数，以作为重复。所有气体样品在每日09:00—10:00之间获得，然后根据箱内气体浓度随时间的变化计算气体排放速率。气体排放速率计算公式为（胡保安等，2015）：

式中：F为气体排放速率，mg·kg-1·h-1；h为 PVC采样箱的高，m；t为采样箱内的平均温度，℃；M为气体的摩尔质量，g·mol-1；Vm为标准状态下气体的摩尔体积，为气体浓度变化率；A为堆体表面积，m2；m为堆体物料总质量，kg。

气体累积排放量采用累加法（史书等，2015）计算得到，公式如下：

式中：f为36 d堆肥过程气体的累计排放量，mg·kg-1；n为采样总次数；Fi、Fi+1分别为第i次和第i+1次采样的堆肥气体排放速率；D为连续两次采样的间隔天数。

堆肥过程中以CH4-C、CO2-C、N2O-N和NH3-N损失的碳氮占总碳氮损失量的百分比的计算公式如下：

式中：LC-Gas为气态碳素损失率，%；EC为CH4-C或CO2-C累积排放量，g·kg-1；TC为堆肥物料初始碳素含量，g·kg-1，FC为堆肥过程完成后堆肥物料残余碳素含量，g·kg-1。

式中：LN-Gas为气态氮素损失率，%；EN为N2ON或NH3-N累积排放量，g·kg-1；TN为堆肥物料初始氮素含量，g·kg-1，FN为堆肥过程完成后堆肥物料残余氮素含量，g·kg-1。

1.2.2 堆肥温度的测定

分别在开始和结束气体样品采集时，采用长50 cm、量程0—100 ℃的电子测温探针测量距离堆体表层50 cm处的温度，取二者的平均值作为当日的堆体温度。同时记录开始采集气样第0、15、30分钟时的箱体温度，取3次的平均值作为当日的箱体温度。

1.2.3 牛粪样品的采集与测定

分别在堆体的上、中、下位置采集牛粪固体样品，每一层取出的样品混合均匀，四分法取500 g，分析其含水率（105 ℃烘干 24 h）、pH值（电位法）、总碳含量（TC，TOC仪通过燃烧法测定）和总氮含量（TN，测氮仪通过凯氏定氮法测定）。

1.2.4 数据处理

本研究的数据采用 Microsoft Excel 2016软件处理，OriginPro 2019软件作图，通过 SAS 9.4 Pearson相关性系数检验进行相关性分析。

2 结果与讨论

2.1 翻堆式堆肥原位监测

2.1.1 翻堆式堆肥过程堆体物料理化性质动态变化规律

奶牛粪便翻堆式堆肥过程中堆体温度、含水率和 pH值呈现出不同的动态变化规律。由图4a可知，翻堆式堆肥过程中，每次翻堆后堆体温度降低，随后温度迅速上升。但随着翻堆次数的增加，堆体升温速度和幅度逐渐减少，在第 36天堆体温度达到最大值（58.3 ℃）。翻堆式堆肥堆体温度在翻堆后降低是由于翻堆对物料扰动剧烈，堆体内部积累的热能被大量释放，导致堆体温度迅速下降（高翔，2013）。而翻堆结束后堆体温度快速上升，这主要是因为翻堆可以显著增加堆体内的氧气浓度，促进微生物分解并加快物料发酵进程，释放大量热量（Jungbluth et al.，2001）。第14天翻堆之后，堆体温度可稳定维持在 50 ℃左右，一方面是因为堆体物料含水率低于35%，堆体疏松度增加，微生物好氧活动增强；另一方面是由于堆体表面物料由于不再受到人为扰动而产生结痂，致使微生物活动产生的热量难以散失（高翔，2013）。

图4 翻堆式堆肥过程中堆体温度、含水率和pH值动态变化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为59.4%，在有翻堆作业存在的第1—14天，含水率快速下降，平均每天减少1.9%（图4b）。这是因为翻堆造成的机械扰动以及高温共同促进了水分的蒸发（赵晨阳，2014）。堆肥第14天含水率下降至38.6%，之后保持稳定，堆置结束后，含水率为36.3%。这是由于堆肥后期堆体比表面积减少，微生物活性下降，含水率基本不再发生变化（高翔，2013）。

翻堆式堆肥堆体pH值在堆肥过程中一直保持上升趋势，最终pH值稳定在8.25左右（图4c）。堆肥过程pH值的不断增加主要是由于堆肥过程连续高温好氧环境加速了有机酸的分解，同时促进氨化作用产生大量NH3，最终导致堆体pH的持续上升（El Kader et al.，2007）。

2.1.2 翻堆式堆肥过程温室气体和氨气排放规律

翻堆式堆肥过程中温室气体和 NH3排放速率呈现不同的动态变化规律（图5）。如图5a所示，翻堆式堆肥过程中，停止翻堆前CH4排放出现多个排放高峰。在第 1天出现第一个峰值，为 2.49 mg·kg-1·h-1。之后，CH4的排放再次上升并在第 7 天达到第二个高峰，为 3.18 mg·kg-1·h-1，在第 14天CH4排放速率达到 4.34 mg·kg-1·h-1，为整个周期的最大值。可见翻堆显著影响堆体内部CH4的排放。因为翻堆破坏了堆体表面形成的结痂，使得堆体内部产生的大量CH4得以释放（Amon et al.，2011）。翻堆过后，堆体内充满大量氧气，堆体内厌氧微域相对较少，堆体内部CH4的产生速率逐渐减小，最终致使堆体CH4排放速率持续降低（高翔，2013）。

图5 翻堆式堆肥过程中温室气体、NH3排放速率动态变化Fig. 5 Dynamics of greenhouse gases and NH3 emission rates in turning composting

在翻堆式堆肥过程中，从开始堆肥至实验结束CO2的排放速率基本保持不变，且维持在较高水平，平均排放速率为 197.32 g·kg-1·h-1（图5b）。较高的CO2排放速率是由于翻堆增大了堆体的孔隙率使得堆体的透气性得到了改善，堆体内的氧气浓度上升，最终加强了微生物的呼吸作用（Ahn et al.，2011；Arriaga et al.，2017）。

如图5c所示，在翻堆式堆肥过程第l、7、14天，即每一次翻堆作业时均伴随着一次N2O排放峰值的出现，且排放峰值随堆肥时间增加而增加。由此可见，翻堆对N2O的排放具有激发效应。这是因为翻堆可以通过增加堆体含氧量增大硝化反应速率（好氧），同时可通过将堆体表面硝化作用产生的NO3-/NO2-混合到堆体内部加快反硝化反应（厌氧），共同促进N2O的产生（He et al.，2001；Hao et al.，2001；Maeda et al.，2013；Arriaga et al.，2017）。3次翻堆结束后，翻堆式堆肥的N2O排放量迅速降低。因为在这一时期，有机物分解产生的高热量和高氨氮含量对硝化细菌均起到抑制作用（江滔等，2011）。

随着3次翻堆作业的进行，翻堆式堆肥的NH3排放速率逐渐增大，NH3排放峰值出现在第 14天第 3 次翻堆结束时，为 10.82 mg·kg-1·h-1（图5d）。这主要是因为翻堆有利于NH3的释放，增强了NH3扩散到空气中的能力（Fillingham et al.，2017）。另一方面，翻堆可以增加堆体内部氧气含量从而提高微生物的氨化效率，最终使得堆体NH3排放速率显著提升（Chadwick，2005）。3次翻堆结束后，随着物料消耗殆尽，NH3排放量逐渐下降并趋于稳定。

为进一步探究翻堆式堆肥过程中影响温室气体、NH3排放的影响因子，基于气体排放速率的监测数据以及气体采样当天堆体温度、含水率和 pH值的测定数据，通过Pearson相关性系数检验进行相关性分析。结果发现翻堆式堆肥过程中，CH4、CO2、N2O和 NH3排放受堆体温度、含水率和 pH值的影响并不显著（表3）。结合温室气体、NH3排放速率的动态变化规律，可知在翻堆式堆肥过程中翻堆对CH4、CO2、N2O和NH3排放的影响大于堆肥物料理化因子如温度、含水率以及pH值。

表3 翻堆式堆肥过程中气体排放速率与物料理化指标的相关性分析Table 3 Correlation analysis between emission rates of gases and physicochemical characteristics of material during the turning composting

2.1.3 翻堆式堆肥过程碳氮养分损失规律

在36 d原位监测过程中，翻堆式堆肥的堆体含碳量从 409.70 g·kg-1降低至 298.41 g·kg-1，约损失了27.16%的初始碳素。其中，以CH4和CO2气态形式损失的碳素为 91.41 g·kg-1，占总碳素损失的82.14%，这说明翻堆式堆肥堆体的碳素损失主要来自于CH4-C和CO2-C的释放（表4）。其中约超过80.6%的碳素是以CO2-C的形式损失，CH4-C的损失量相对较少（表4）。这是因为翻堆式堆肥由于机械翻堆的存在，可显著改善堆体内部的通气条件和供氧能力，为堆肥过程创造出更适宜物料发酵的好氧环境，有机物被大量分解释放CO2，厌氧发酵产生的CH4相对较少（Ahn et al.，2011；Arriaga et al.，2017）。

表4 翻堆式堆肥过程中碳氮的气态损失Table 4 The gaseous loss of the carbon and nitrogen in the turning composting

在氮素损失方面，翻堆式堆肥堆体初始含氮量为33.05 g·kg-1，以N2O和NH3气态形式损失的氮素约为 5.27 g·kg-1，约为堆肥过程氮素总损失量（6.17 g·kg-1）的85.4%，说明在堆粪棚半受控环境中，翻堆式堆肥只有少量的氮素以氮气排放或径流的方式损失（Hao et al.，2004）。翻堆式堆肥过程中绝大部分氮素以NH3的形式损失到大气中，分别占初始堆体氮素的 15.61%和总气态氮素损失量的83.63%。这是由于翻堆作业的存在，形成的持续高温好氧环境显著促进了微生物氨化作用（赵晨阳，2014），抑制硝化反应和反硝化反应的进行（Hao et al.，2004；El Kader et al.，2007；Maeda et al.，2013），最终使得NH3-N成为氮素的主要损失形式。

2.2 槽式堆肥原位监测

2.2.1 槽式堆肥过程堆体物料理化性质指标动态变化规律

槽式堆肥过程堆体温度、含水率和pH值变化情况如图6所示。由图6a可知，槽式堆肥的初始温度较高，约为62.0 ℃。堆肥温度在堆肥开始后先逐渐上升，在第10天达到堆体温度的峰值（65.9 ℃），随后温度逐渐下降，最终趋于平缓。堆肥开始后温度持续上升是由于堆肥物料在微生物的作用下分解为CO2和水，释放出大量的热。到达腐熟阶段后，微生物活性降低，堆体温度缓慢降低（高翔，2013），第36天堆肥结束时堆体温度已降低至38.2 ℃。堆肥过程中堆体含水率保持连续降低的趋势，且下降速率稳定。物料的水分由最初的53.2%降低为33.2%（图6b）。含水率的下降一方面是由于堆肥温度的升高使得堆体水分大量蒸发，另一方面是由于微生物生命活动和堆体物料发酵过程对堆体含水率的持续消耗。而堆肥过程中pH值的变化则呈现先增加后降低最终趋于稳定的变化趋势（图6c）。堆肥初期 pH值增加是由于在微生物作用下堆体含氮物质大量降解，发酵产生的NH4+离子不断积累，使堆体pH升高（张晶等，2016）。随着堆肥发酵的结束，pH值逐渐下降。pH值的降低可能与有机物分解过程中生成的低分子量有机酸有关，也可能是由于氨化作用降低所致（Jiang et al.，2014）。堆肥过程中形成的碳酸氢盐缓冲体系，最终使得堆肥后期pH保持稳定（Eghball et al.，1997）。整个堆肥过程内pH值均处于8.0—8.3的范围内，变化幅度不大。

图6 槽式堆肥过程中堆体温度、含水率和pH值动态变化Fig. 6 Dynamics of temperature and moisture and pH value in trough composting

2.2.2 槽式堆肥过程温室气体和氨气排放规律

槽式堆肥过程中 CH4排放速率总体呈现先上升后下降的趋势，CH4排放主要集中于堆肥初期，最大值出现在第7天，最小值出现在第34天，变幅为 0.20—3.08 mg·kg-1·h-1（图7a）。这与槽式堆体温度变化趋势基本一致，表明槽式堆肥的CH4排放速率受堆体内部温度影响显著。这主要是由于一定条件下，温度的升高有利于嗜热产甲烷菌的活动（刘飞，2015）。此外，随着温度的升高，微生物的耗氧率远高于堆体氧气的补充速率，堆体内氧气含量快速降低，产甲烷菌的活性明显增强，从而导致CH4排放速率呈现逐渐上升趋势（Sanchez-Monedero et al.，2010；Yang et al.，2017）。第 7 天之后，CH4排放速率开始逐渐下降，这是因为在温度下降的同时随着堆肥物料含水率的减少，堆体通气性增强，氧气含量增加，产甲烷菌的活性被重新抑制（Pattey et al.，2005；Maeda et al.，2013）。基于堆肥 CH4排放速率和堆体气体监测当天堆体温度、含水率以及pH值的变化数据，进行Pearson相关性系数检验以确定影响 CH4排放的主要理化因子。结果表明CH4排放与堆体温度和物料的含水率均呈极显著正相关关系（表5）。

图7 槽式堆肥过程中温室气体、NH3排放速率动态变化Fig. 7 Dynamics of greenhouse gases and NH3 emission rates in trough composting

表5 槽式堆肥过程中气体排放速率与物料理化指标的相关性分析Table 5 Correlation analysis between emission rates of gases and physicochemical indicators of material during the trough composting

堆肥过程 CO2的排放速率整体呈现先上升后下降的趋势，在第 10天出现峰值，为 244.55 g·kg-1·h-1（图7b）。在堆肥初期，CO2的排放速率随着温度的上升而增大。这是因为温度升高，微生物活性加大，有机物的分解速率提高（Pattey et al.，2005；Arriaga et al.，2017）。之后堆体温度逐渐降低，堆肥物料中可分解有机物被微生物不断利用、降解和消耗，CO2的释放量也开始逐渐下降（高翔，2013）。Pearson相关性系数检验结果也验证了CO2排放速率仅与堆体温度存在极显著的正相关关系（表5）。

槽式堆肥过程 N2O排放主要集中于堆肥过程中后期（图7c），这结果与Mahimairaja et al（.1995）、He et al.（2001）、Fukumoto et al.（2003）、Szanto et al.（2007）、Maeda et al.（2010）的研究结果一致。N2O排放速率的最大值出现在第28天，堆肥期间排放速率变幅为 0.01—0.24 mg·kg-1·h-1。在整个槽式堆肥的升温阶段、高温阶段，N2O的排放速率都保持在一个较低的水平，这是因为在 0—22 d之间堆体的温度均在 40℃以上，平均温度为56.91 ℃。40 ℃以上的高温会抑制硝化细菌的活性，因此N2O排放受到抑制（Yamulki，2006）。随着堆肥时间的延长，堆体温度逐渐下降，N2O排放速率开始上升。这是因为粪便中硝化细菌的最适生存温度约为35—40 ℃（Willers et al.，1998），堆体温度的降低促进了硝化细菌的活性。由相关性分析结果可知，堆肥温度对N2O排放速率影响极显著（表5）。

槽式堆肥的 NH3排放速率变化呈现先上升后下降的趋势，且NH3排放主要集中于堆肥过程的初期。堆肥过程的NH3排放速率的最大值出现在第10天，为 7.93 mg·kg-1·h-1。这主要是因为堆肥初期堆体氧气含量较为充足，且处于温度逐渐上升的升温阶段，高温好氧的环境加速了微生物的氨化作用，从而使得NH3排放量增加（El Kader et al.，2007）。由表5相关性系数检验结果可知NH3排放速率可随堆体温度的升高而显著增加。此外槽式堆肥初期pH值的快速上升也是造成 NH3排放量增加的一个原因（r=0.7560，P＜0.01）。Martins et al.（1992）研究表明高pH值（pH＞8）是影响堆肥过程NH3排放的主要因素。

2.2.3 槽式堆肥过程碳氮养分损失规律

由表6可知，槽式堆肥堆体初始含碳量为400.01 g·kg-1，过程中测定以CO2-C和CH4-C形式损失的碳素为78.68 g·kg-1，近似等于槽式堆肥总的碳素损失量（86.12 g·kg-1），且约占初始碳素的19.66%。其中，以CO2-C形式损失的碳素占总碳素损失的89.62%。这是因为槽式堆肥初始物料含水率约为53.2%，且很快下降至40%以下，在物料含水率未饱和的情况下，堆体内有机质主要被微生物的好氧发酵分解生成 CO2和 H2O释放到大气中（Szanto et al.，2007）。

表6 槽式堆肥过程中碳氮的气态损失Table 6 The gaseous loss of the carbon and nitrogen in the trough composting

在堆体氮素平衡方面，槽式堆肥堆体的初始氮素含量为31.55 g·kg-1，第36天堆肥结束时堆体氮素含量降低至27.32 g·kg-1，其中以NH3-N和N2ON形式损失的氮素约为3.65 g·kg-1（表6），占氮素总损失量的85%以上，约15%的氮素以N2-N或渗滤液的方式损失。其中NH3-N的损失量约占总气态氮素损失量的84.87%。这是由于在整个槽式堆肥过程中，绝大多数时间里堆体物料并未处于水分饱和状态（含水率在40%—60%之间），反硝化过程（厌氧）被抑制，N2O产量几乎可忽略不计（Eghball et al.，1997），最终使得可用于产生NH3的底物增多。