楊燕，尹子銘，袁京，羅一鳴，李國學(xué)

（中國農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院農(nóng)田土壤污染防控與修復(fù)北京市重點實驗室，北京 100193）

我國每年畜禽糞便產(chǎn)量高達42 億t，但還田率低于50%，大量的畜禽糞便未經(jīng)資源化處理，不僅導(dǎo)致大量養(yǎng)分流失，而且會造成嚴重環(huán)境污染[1-2]。畜禽糞便中含有豐富的氮磷鉀等營養(yǎng)元素，是重要養(yǎng)分資源。2017 年，我國畜禽糞便中氮、磷養(yǎng)分含量分別達到我國氮肥、磷肥施用量的93.4%和71.6%[3]。好氧堆肥是將畜禽糞便轉(zhuǎn)化為有機肥料的綠色方法之一，因其操作便利、技術(shù)相對成熟和成本低廉等優(yōu)點得到廣泛應(yīng)用[4]。但由于堆肥過程存在氧氣擴散不均、高溫和高pH 等特性，會產(chǎn)生大量NH3和溫室氣體，對環(huán)境造成二次污染。堆肥過程中，有機氮通過氨化作用產(chǎn)生NH3，且氨揮發(fā)是堆肥過程氮損失的主要途徑，約占堆肥總氮的20%～60%[5]。CH4和N2O 不僅是重要的碳氮損失途徑，而且是對溫室效應(yīng)貢獻較大的溫室氣體，其100 a 溫室效應(yīng)分別是CO2的25 倍和298倍[6]。CH4排放約占堆肥初始總碳的0.2%～3.2%，N2O排放約占初始總氮的0.1%～4.2%[7]。降低堆肥過程中的NH3和溫室氣體排放，對于實現(xiàn)我國碳達峰、碳中和目標有重要意義。

堆肥過程中，主要通過調(diào)節(jié)物料性質(zhì)、優(yōu)化工藝參數(shù)以及添加外源添加劑等方式來進行污染氣體減排。研究表明，化學(xué)添加劑如磷石膏、過磷酸鈣等可以有效控制堆肥氮素損失和溫室氣體排放[8-9]，雙氰胺（二氰二氨，C2H4N4，縮寫為DCD）和氫醌（對苯二酚，C6H6O2，縮寫為HQ）已廣泛用于降低農(nóng)田氮素損失和提升作物產(chǎn)量，而在堆肥系統(tǒng)中的使用較少。雙氰胺作為一種硝化抑制劑，通過與亞硝化細菌呼吸酶中的巰基作用來抑制亞硝化細菌的生長繁殖，從而起到硝化抑制的作用[10]。氫醌作為一種經(jīng)濟的脲酶抑制劑，通過與脲酶的巰基（-SH）發(fā)生作用，使其被氧化脫氫，形成S-S 的胱氨酰，從而有效地抑制脲酶活性[11-12]。研究表明，雙氰胺的施用可使水稻增產(chǎn)10.0%、油菜增產(chǎn)22.8%～33.5%，氫醌的施用可使水稻增產(chǎn)5.0%、大豆增產(chǎn)4.9%、玉米增產(chǎn)9.3%、小麥增產(chǎn)11.0%，表明雙氰胺和氫醌是農(nóng)作物友好試劑[13]。

雙氰胺和氫醌具有農(nóng)學(xué)效應(yīng)的同時也具有較好的環(huán)境效應(yīng)，施用于農(nóng)田中均對溫室氣體有一定的減排效果。李香蘭等[14]在水稻種植中施入雙氰胺，發(fā)現(xiàn)能同時減少5.2%的CH4和30.3%的N2O 的排放。周禮愷等[11]研究表明，在盆栽試驗中施用氫醌可減少4.7%～9.8%的氨揮發(fā)。研究表明雙氰胺和氫醌在固氮減排上有一定效果，但硝化抑制劑單獨施用有增加氨揮發(fā)的可能[13]，目前較多研究通過聯(lián)合施用雙氰胺和氫醌對農(nóng)田溫室氣體和NH3進行減排。XU 等[15]的研究表明，在水稻田土壤中聯(lián)合施用雙氰胺和氫醌后，CH4和N2O 分別降低51%和47%。BOECKX 等[16]在土壤中聯(lián)合施用雙氰胺和氫醌可使CH4和N2O 的排放率分別降低58%和62%。JIANG 等[17]在豬糞堆肥中聯(lián)合添加硝化抑制劑和磷酸鎂鹽可減少45%的NH3和70%的N2O排放。

雙氰胺和氫醌目前主要用于農(nóng)田系統(tǒng)，在堆肥系統(tǒng)中聯(lián)合添加二者的研究較少。高溫條件會加速硝化抑制劑的降解，堆肥過程中硝化抑制劑的添加時間和添加量直接影響減排效果，但針對硝化抑制劑在堆肥過程中適宜的添加時間和添加量還未有系統(tǒng)報道。因此，本論文在添加一定氫醌的基礎(chǔ)上，探究雙氰胺不同的添加比例和添加時間對豬糞堆肥過程中的溫室氣體和NH3排放的影響，實現(xiàn)堆肥過程中CH4、N2O和NH3的同步減排，旨在為畜禽糞便堆肥過程中的溫室氣體減排提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗原料為新鮮豬糞和玉米秸稈，豬糞取自北京市海淀區(qū)蘇家坨養(yǎng)豬場，玉米秸稈取自北京市大興區(qū)，經(jīng)自然風(fēng)干后粉碎成2～5 cm 的小段。豬糞和秸稈以鮮質(zhì)量6∶1均勻混合，基本理化性質(zhì)見表1，試驗使用的氫醌和雙氰胺為實驗室分析純化學(xué)試劑。

表1 堆肥原料基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physicochemical properties of raw materials of composting

1.2 試驗設(shè)計

試驗以添加0.03%（以干質(zhì)量計）的氫醌為基礎(chǔ)，添加比例為0.1%～0.2%的雙氰胺，共設(shè)5 個處理。雙氰胺在堆肥高溫條件（平均溫度65 ℃）下的降解半衰期可能小于18 d。為減少堆肥高溫對雙氰胺降解的促進作用，將雙氰胺添加時間選擇在堆肥降溫期（＞40 ℃）。各處理添加材料比例與添加時間節(jié)點見表2。試驗在60 L 發(fā)酵罐中進行，采用機械強制間歇式通風(fēng)，通風(fēng)速率設(shè)定為0.36 L·kg-1·min-1，每通風(fēng)20 min 暫停40 min。本次試驗共堆置40 d，分別在第0、6、12、19、26、33、40 d 采集固體樣品，每份固體樣品質(zhì)量約500 g，分為兩部分保存。新鮮樣品用于測定pH值、電導(dǎo)率（Electric conductivity，EC）、NH+4、NO-3、發(fā)芽率指數(shù)（Germination index，GI）等指標，4 ℃冷藏儲存?zhèn)溆茫涣硪徊糠肿匀伙L(fēng)干，粉碎后過0.5 mm 篩，用于測定總有機碳（Total organic carbon，TOC）和總氮（Total nitrogen，TN）。

表2 試驗設(shè)計（%）Table 2 Design of the orthogonal experiment（%）

1.3 試驗方法

堆肥溫度由罐體上溫度傳感器測定，每0.5 h 自動記錄堆體中心溫度，氧氣采用泵吸式氣體檢測儀（英國Geotech，BM2K-EOOO）進行測定。EC和pH用10∶1（V∶m）的水浸提鮮液，經(jīng)MP521 型電導(dǎo)儀和pH計測定，E4/E6用水浸提鮮液，使用紫外分光光度計在波長為465 nm 和665 nm 處測定。GI 測定選用小白菜種子，將水浸提液5 mL 倒入墊有濾紙的培養(yǎng)皿中，置于（20±1）℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)48 h 后測定發(fā)芽率和根長，并根據(jù)REN等[18]的公式計算。將2 mol·L-1KCl溶液與鮮樣以10∶1（V∶m）混合后振蕩30 min，靜置過濾后使用流動分析儀（Auto Analyzer 3，Seal，德國）測定NH+4和NO-3含量。TOC參照農(nóng)業(yè)行業(yè)標準《有機肥料》（NY 525—2021）中的標準方法測定；TN 采用元素分析儀（Elementar Analysensysteme，Hanau，德國）測定。

NH3測定：采用質(zhì)量分數(shù)為2%的硼酸進行吸收，后用標準濃度的稀硫酸滴定。N2O 和CH4測定：首先使用帶三相閥門的注射器采集，后用SP-3420A 型氣相色譜（北京北分瑞利）測定。堆肥過程中的碳氮損失和NH3和N2O排放占總氮損失比例及CH4排放占總碳損失比例計算均參照陳是吏等[19]的公式計算。

1.4 統(tǒng)計分析

使用Origin 2018 做圖，使用SAS 8.2（SAS Insti?tute，Cary，NC，USA）進行最小顯著差異法（LSD）分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 理化和腐熟度指標

堆肥過程中環(huán)境溫度維持在20.19～29.12 ℃，堆肥各處理溫度變化如圖1a 所示。堆肥升溫期和高溫期，各處理溫度變化相近，最高溫度均出現(xiàn)在7 d左右（72.44～73.38 ℃），高溫期均超過20 d，滿足《糞便無害化衛(wèi)生標準》（GB 7959—2012）中堆肥溫度應(yīng)在50～55 ℃持續(xù)5～7 d以上的要求，表明加入氫醌和雙氰胺未對堆肥溫度和有機物降解造成不利影響，與姜繼韶等[20]對污泥堆肥的研究結(jié)果不同。在堆肥降溫期和腐熟期，各處理溫度呈現(xiàn)顯著差異（P＜0.001），且與堆體中氧氣含量呈顯著負相關(guān)關(guān)系（r=-0.874～-0.937，P＜0.001）。堆肥過程中各處理氧氣含量變化趨勢一致（圖1b），即先下降后逐漸上升至接近空氣含量。各處理氧氣消耗率在堆肥升溫期均大于50%（52.19%～96.10%），隨后耗氧率呈逐漸降低趨勢，在堆肥第19 d 下降到40%以下，至堆肥結(jié)束時，各處理氧氣消耗率維持在2%～9%左右。堆肥過程中，pH 呈現(xiàn)先增加后降低再增加的趨勢（圖1c）。在堆肥初期，有機氮的氨化作用產(chǎn)生大量NH+4-N，使得pH 上升[21]；在堆肥第12 d 時，NH3大量揮發(fā)，導(dǎo)致pH 下降；在堆肥結(jié)束時，各處理pH 均在腐熟標準范圍內(nèi)（8.05～8.27）。

EC 值可反映堆體中的鹽度，從而判斷其鹽分含量是否會對植物造成不利影響[22]。整個堆肥過程中，各處理EC 值呈現(xiàn)逐漸下降后趨于穩(wěn)定趨勢（圖1d）。氫醌和雙氰胺添加導(dǎo)致4 個試驗組的初始EC 均高于對照組。堆肥初期，各處理EC 值下降，其原因為NH3的揮發(fā)、礦物鹽的沉淀和大分子物質(zhì)的生產(chǎn)[23]。堆肥第19 d 時，HD-1 和HD-3 處理均加入了0.1%的雙氰胺，導(dǎo)致這兩個處理在此之后EC上升。堆肥腐熟期，各處理EC 值略微上升，可能是由于隨著有機質(zhì)的降解，堆體中鹽分離子發(fā)生富集濃縮。堆肥結(jié)束時，各處理EC 值均小于4 mS·cm-1（1.67～1.95 mS·cm-1），不會對作物造成鹽害[24]。

GI 隨著毒性物質(zhì)分解而增加，可表征植物毒性特征，來評估堆肥產(chǎn)品腐熟度[25]。在堆肥過程中，所有處理GI 值均呈現(xiàn)上升趨勢（圖1e）。堆肥結(jié)束時，所有處理GI 值均滿足2021 年發(fā)布的農(nóng)業(yè)行業(yè)標準《有機肥料》（NY 525—2021）對GI 的要求（＞70%），其中HD-2處理GI值最高（135.45%）。HD-1處理GI值（83.12%）低于對照組，可能與其較高的EC值和NH+4-N含量有關(guān)。E4/E6可快速評估堆肥腐熟度，表征腐植酸的質(zhì)量和芳構(gòu)化程度，通常隨分子量和腐植酸縮合度的增加而降低[26]。各處理組E4/E6略低于對照組（圖1f，P＞0.1），表明添加氫醌和雙氰胺可在一定程度上提高堆肥腐殖化程度。

2.2 碳、氮含量變化

各處理TN 整體呈現(xiàn)上升趨勢（圖2c），含量從初始的19.54～21.99 g·kg-1上升到25.63～29.74 g·kg-1，差異顯著（P＜0.05）。堆肥初期TN 呈現(xiàn)下降趨勢，這是由于有機氮的分解和NH3排放所造成的氮損失。隨著堆肥進行，有機物快速分解、堆肥物質(zhì)減少使得TN含量被富集，在YANG 等[28]的試驗中展現(xiàn)出相同的規(guī)律。隨著堆肥的進程，TOC 呈現(xiàn)下降趨勢（圖2d），堆肥初始時各處理TOC含量為375.89～384.58 g·kg-1，顯著高于堆肥結(jié)束時294.86～314.89 g·kg-1。

2.3 NH3、CH4和N2O排放

NH3在堆肥過程中的排放速率和累積排放量如圖3a～圖3b 所示，NH3的排放峰值均集中在高溫期的每次翻堆后，CK、H、HD-1、HD-2 和HD-3 處理的排放峰值分別為0.84、0.76、0.62、0.65 g·kg-1·d-1和0.65 g·kg-1·d-1，累積排放量分別為5.95、5.85、5.18、5.42 g·kg-1和5.39 g·kg-1。可見在堆肥過程中添加氫醌和雙氰胺可顯著減少NH3的排放（P＜0.001），H、HD-1、HD-2 和HD-3 處理較CK 處理的NH3排放減少了1.70%、12.94%、8.88%和9.37%。脲酶抑制劑氫醌的添加會抑制堆肥中脲酶的活性，從而減少NH3的產(chǎn)生，在高溫期后添加硝化抑制劑有更好的NH3減排效果。

堆肥過程中有機質(zhì)被微生物快速分解，氧氣擴散距離有限，局部厭氧狀況普遍存在，從而導(dǎo)致CH4產(chǎn)生和排放[34]。CH4在堆肥過程中的排放速率和累積排放量見圖3e～圖3f，各處理排放峰值集中在高溫期，與AWASTHI等[35]的研究結(jié)果一致。CK、H、HD-1、HD-2和HD-3處理的CH4排放峰值分別為0.73、0.62、0.59、0.53 g·kg-1·d-1和0.58 g·kg-1·d-1，排放峰值均在堆肥第5 d 到第7 d 產(chǎn)生，這是由于在高溫期氧氣利用率高、氧氣含量低，易形成局部缺氧環(huán)境。統(tǒng)計分析結(jié)果表明，CH4的排放速率與氧氣濃度呈現(xiàn)負相關(guān)關(guān)系，相關(guān)性為-0.465～-0.617（P＜0.005），與溫度呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)性為0.512～0.619（P＜0.001）。CK、H、HD-1、HD-2 和HD-3 處理的CH4累積排放量分別為6.21、5.93、5.79、5.37 g·kg-1和5.61 g·kg-1，H、HD-1、HD-2 和HD-3 處理的CH4排放降低了4.51%、6.76%、13.55%和9.60%，其減排機理為雙氰胺可抑制產(chǎn)甲烷菌活性來減少CH4的產(chǎn)生，而氫醌可抑制以醋酸鹽為底物的產(chǎn)甲烷菌發(fā)酵過程來降低CH4排放[36]。可見硝化抑制劑和脲酶抑制劑聯(lián)合使用可顯著降低CH4累積排放量（P＜0.001），其中HD-2 處理減排效果最佳。

2.4 總碳、氮損失與物料平衡

堆肥過程中物料總有機碳和總氮變化規(guī)律及溫室效應(yīng)分析如表3 所示。至堆肥結(jié)束時，各處理總有機碳質(zhì)量分數(shù)從堆肥起始的375.89～384.58 g·kg-1下降到294.86～314.89 g·kg-1；總氮質(zhì)量分數(shù)從堆肥起始的19.54～21.99 g·kg-1上升到25.63～29.74 g·kg-1。堆肥過程中沒有滲濾液產(chǎn)生，碳氮元素主要以氣體形式損失。各處理碳損失占初始總有機碳的47.61%～54.59%，其中主要以CO2-C 形式損失（34.76%～36.88%），以CH4-C 形式損失的較少，只占初始總有機碳的1.39%～1.61%，H、HD-1、HD-2、HD-3 相較于CK 總有機碳損失分別增加5.26、6.98、4.44、2.45 個百分點。氮損失占初始總氮的31.83%～35.84%，主要以NH3-N 的形式損失（23.55%～27.05%），以N2O 形式損失的氮較少（1.08%～1.75%）。雙氰胺和氫醌共同添加可顯著減少以NH3-N和N2O形式的氮損失。

表3 碳、氮平衡及溫室效應(yīng)分析Table 3 Mass balance of carbon，nitrogen and total global warming potential during composting

堆肥過程中的溫室氣體主要包括CH4、N2O 和CO2，但堆肥過程中的CO2來源于微生物呼吸作用，屬于生物過程，因此可不計入總溫室效應(yīng)的計算，而CH4和N2O 都是對溫室效應(yīng)貢獻較大的溫室氣體。HD-1、HD-2和HD-3處理下，CH4產(chǎn)生的溫室效應(yīng)較CK 處理分別減少了35.85%、24.60%和31.81%，N2O產(chǎn)生的溫室效應(yīng)減少了6.74%、13.47%和9.66%，表明雙氰胺和氫醌共同使用可減少堆肥過程中的溫室氣體排放當量，總溫室氣體排放當量減少了23.3～25.0 kg?t-1。氫醌單獨使用對溫室氣體減排效果不顯著（減排率為0.56%），而在氫醌的基礎(chǔ)上添加雙氰胺對溫室氣體減排效果顯著提高（18.61%～19.97%），雙氰胺的添加量（基于干質(zhì)量0.1%～0.2%）和添加時間（第0 d和第19 d）對減排效果影響不顯著。

3 結(jié)論

（1）在間歇式強制通風(fēng)堆肥系統(tǒng)中，添加初始物料干質(zhì)量0.1%～0.2%的雙氰胺和0.03%的氫醌不會影響豬糞堆肥腐熟過程。堆肥后各處理產(chǎn)品均達到無害化和腐熟度要求，所有處理高溫期時間達到20 d以上，最終產(chǎn)品的GI值為83.12%～135.45%。

（2）氫醌作為脲酶抑制劑對堆肥NH3和溫室氣體排放影響較小，在其基礎(chǔ)上添加雙氰胺可減少8.88%～12.94%的NH3排放、6.79%～13.55%的CH4排放和24.71%～35.83%的N2O 排放，總溫室效應(yīng)可降低18.61%～19.97%。

（3）雙氰胺在不同添加量（基于干質(zhì)量0.1%～0.2%）和添加時間（第0 d 和第19 d）的情況下，3 個共同添加雙氰胺和氫醌的處理對溫室氣體減排效果差異不顯著，綜合考慮到經(jīng)濟成本和減排效果，建議雙氰胺在堆肥降溫期添加，且添加量為干基質(zhì)量的0.1%。