李慧杰，王一明，林先貴，彭 雙，孫蒙猛

(1 土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所)，南京 210008；2 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；3 紅塔煙草(集團(tuán))有限責(zé)任公司，云南玉溪 653100)

沸石和過磷酸鈣對(duì)雞糞條垛堆肥甲烷排放的影響及其機(jī)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(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所)，南京 210008；2 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；3 紅塔煙草(集團(tuán))有限責(zé)任公司，云南玉溪 653100)

為研究沸石和過磷酸鈣對(duì)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(yàn)材料，以沸石和過磷酸鈣為堆肥添加劑，進(jìn)行了46 d的好氧堆肥試驗(yàn)，監(jiān)測(cè)了堆肥試驗(yàn)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(duì)產(chǎn)甲烷菌群落結(jié)構(gòu)和數(shù)量進(jìn)行了分析。結(jié)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(duì)照處理在堆肥第31 天達(dá)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(duì)產(chǎn)甲烷古菌的群落結(jié)構(gòu)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(chǎn)甲烷古菌的絕對(duì)數(shù)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(chǎn)甲烷古菌

甲烷(CH4)是一種重要的溫室氣體，其全球增溫潛勢(shì)(global warming potentials, GWP)為等摩爾量二氧化碳(CO2)的25倍[1]。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)是CH4的重要排放源，全球范圍內(nèi)農(nóng)業(yè)排放的 CH4占人類活動(dòng)排放總量的50%[2]。在CH4的農(nóng)業(yè)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(yīng)用過程中排放的生物性CH4占全球CH4排放量的9%[3]。我國(guó)是畜禽養(yǎng)殖大國(guó)，畜禽糞便產(chǎn)生量大，張?zhí)锏萚4]估算得2009年中國(guó)畜禽糞便(糞+尿)排放量為32.64億t鮮重，是同期工業(yè)固體廢物排放總量的1.6倍。據(jù)預(yù)測(cè)，到2020年中國(guó)畜禽糞便排放量將達(dá)到42.44億t[5]，這勢(shì)必會(huì)造成CH4排放的進(jìn)一步增加。

高溫好氧堆肥是一種目前被廣泛應(yīng)用的畜禽糞便處理方式，畜禽糞便堆肥產(chǎn)品可作為優(yōu)質(zhì)有機(jī)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(fēng)和翻堆工藝的限制，氧氣的擴(kuò)散距離有限，堆體局部厭氧狀況普遍存在，導(dǎo)致 CH4大量產(chǎn)生。有研究表明，堆肥過程中 CH4的產(chǎn)生量約占堆肥總碳質(zhì)量的0.8% ~ 6%[8–9]。因此，在不斷提高堆肥工藝水平的同時(shí)，減少畜禽糞便堆肥過程的CH4排放，對(duì)于堆肥的工程化應(yīng)用和環(huán)境保護(hù)具有重要意義，受到越來越多的關(guān)注。

近年來，國(guó)內(nèi)外對(duì)如何減少畜禽糞便堆肥過程中CH4的排放開展了大量試驗(yàn)研究，包括：①調(diào)節(jié)堆肥工藝參數(shù)，如翻堆頻率[10]、通風(fēng)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(fā)現(xiàn)，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(dǎo)致堆體底部通風(fēng)效果極差，煙囪效應(yīng)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(shí)添加外源菌劑(SUKAZYEMW011BC 固體菌劑)和使用循環(huán)熱風(fēng)，減少了66%的 CH4排放。③添加堆肥調(diào)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(fā)現(xiàn)，添加10% ~ 30%(以干重計(jì))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(duì)CH4的減排效果尤為明顯，減少了82% 以上的CH4排放。

當(dāng)前，堆肥添加劑對(duì) CH4排放影響的試驗(yàn)結(jié)果大多是在實(shí)驗(yàn)室通過小型模擬試驗(yàn)獲得的，且不同學(xué)者得到的試驗(yàn)結(jié)果存在較大差異，更重要的是缺乏在實(shí)際生產(chǎn)條件下的應(yīng)用效果研究。同時(shí)，基于目前國(guó)內(nèi)有機(jī)肥生產(chǎn)企業(yè)的現(xiàn)狀，來源廣泛且相對(duì)廉價(jià)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(jié)構(gòu)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(diào)節(jié)堆肥物料含水率和pH而減少氨氣揮發(fā)[22]。已有研究表明沸石和過磷酸鈣對(duì)減少氮素?fù)p失能夠起到一定的作用[23]，但是二者對(duì)堆肥 CH4的排放影響、區(qū)別及可能的機(jī)制尚不明確。針對(duì)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(duì)雞糞堆肥過程中 CH4排放的影響，并比較其對(duì)主要的產(chǎn)甲烷微生物產(chǎn)甲烷古菌的影響。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗(yàn)設(shè)在廣東省惠州市惠東縣海納生物有機(jī)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(dāng)?shù)仞B(yǎng)殖場(chǎng)，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(gòu)自博羅公莊沸石粉廠，過磷酸鈣購(gòu)自廣東廣業(yè)云硫礦業(yè)有限公司，P2O5質(zhì)量分?jǐn)?shù)≥12%。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2014年7月14日開始，共設(shè)3個(gè)處理(表 2)，堆肥材料為鮮質(zhì)量比 4︰1的新鮮雞糞和米糠，調(diào)節(jié)堆體含水率在60% 左右，設(shè)置成長(zhǎng)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(jī)進(jìn)行統(tǒng)一翻堆，每 2 d(約48 h)翻堆1次，翻堆后立即將靜態(tài)箱底座插入堆體中，固定時(shí)間進(jìn)行 CH4氣體樣品的采集。條垛期結(jié)束后，采用靜置堆肥法進(jìn)行后熟，并將靜態(tài)箱底座插入堆體頂部，底座在整個(gè)后熟期間不移動(dòng)，直至堆肥結(jié)束。整個(gè)試驗(yàn)持續(xù)時(shí)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(jì)測(cè)定堆體中心溫度(深度30 cm)，取平均溫度作為當(dāng)天的堆肥溫度，同時(shí)測(cè)定當(dāng)天環(huán)境溫度。

1.3 樣品采集及分析

1.3.1 氣體樣品 試驗(yàn)采用靜態(tài)箱法采集氣體樣品。根據(jù)條垛堆肥的特點(diǎn)，條垛期沿條垛長(zhǎng)度方向共設(shè)置4個(gè)重復(fù)采樣點(diǎn)，采樣時(shí)間為每次翻堆后18 ~ 20 h。采集氣體樣品時(shí)，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(nèi)氣體，然后注入已抽真空的真空瓶中保存。后熟期同樣設(shè)4個(gè)重復(fù)采樣點(diǎn)，按同樣方法采集樣品。采氣的同時(shí)記錄該時(shí)間點(diǎn)箱內(nèi)的溫度。

氣體測(cè)定采用氣相色譜儀(Agilent 7890A，USA)，CH4檢測(cè)器為氫火焰離子化檢測(cè)器(FID)，檢測(cè)器溫度250℃，柱溫55℃。載氣為N2(40 ml/min)，燃?xì)鉃镠2(40 ml/min)，助燃?xì)怏w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(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下CH4密度，其值為0.714 kg/m3；V是采樣箱體內(nèi)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(shí)間采樣箱內(nèi)CH4濃度的變化，單位為μl/(L×d)；T為采樣箱內(nèi)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(shí)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(nèi)保存，用于DNA的提取。一部分4℃冷藏，用于測(cè)定pH等理化性質(zhì)。

DNA的提?。喝?.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(zhì)分析儀 NanoDrop ND-1000(NanoDrop Technologies, Wilmington, DE)測(cè)定提取的DNA濃度，DNA樣品于–20℃保存待測(cè)。

實(shí)時(shí)熒光定量PCR(quantitative Real-time PCR)：使用SYBR Premix Ex TaqTMKit(TaKaRa)試劑盒進(jìn)行樣品中產(chǎn)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(nèi)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(kuò)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(gè)循環(huán)之后72℃延伸7 min。陰性對(duì)照中，用滅菌雙蒸水代替DNA模板。

PCR-DGGE指紋圖譜分析：產(chǎn)甲烷古菌 16S rRNA基因片段采用特異性引物1106F-GC/1378R進(jìn)行擴(kuò)增，引物序列為 1106F-GC(5′-CGCCCGCCGC GCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCACGGGGGG TTWAGTCAGGCAACGAGC-3′)，1378R(5′-TGTGCA AGGAGCAGGGAC-3′)[25]。PCR反應(yīng)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(yīng)條件：95℃變性5 min，95℃熔解30 s，50℃退火30 s，72℃延伸30 s， 40個(gè)循環(huán)之后72℃延伸5 min。PCR擴(kuò)增產(chǎn)物用1%瓊脂糖凝膠電泳驗(yàn)證。采用 BIO-RAD Dcode系統(tǒng)(Bio-Rad，CA，USA)對(duì)產(chǎn)甲烷古菌16S rRNA基因片段PCR產(chǎn)物進(jìn)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(chǎn)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(jì)算數(shù)據(jù)的平均值及標(biāo)準(zhǔn)偏差，使用SPSS 13.0計(jì)算數(shù)據(jù)在P<0.05水平上的顯著性差異(Duncan新復(fù)極方差)，使用Origin 8.6進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)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(dá)到最高溫度(79.5℃和79℃)，F(xiàn)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(huì)影響堆肥的高溫進(jìn)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(fā)酵中加入沸石的堆肥結(jié)果一致。G處理溫度上升速度較慢，在第16天才達(dá)到堆肥最高溫度77℃。羅一鳴等[27]發(fā)現(xiàn)豬糞堆肥中當(dāng)過磷酸鈣添加量達(dá)到和超過初始物料干質(zhì)量的 6.6% 時(shí)，堆體內(nèi)在升溫階段起主導(dǎo)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(jié)果與之相類似，表明過磷酸鈣的添加對(duì)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(rèn)為是堆肥穩(wěn)定度評(píng)價(jià)最簡(jiǎn)捷的物理指標(biāo)，也是判斷堆肥能否達(dá)到無害化要求的最重要的指標(biāo)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(jīng)歷3個(gè)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(xù)時(shí)間相似，到堆肥結(jié)束時(shí)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(jī)質(zhì)，堆體中的高溫菌活躍，降解有機(jī)質(zhì)時(shí)產(chǎn)生熱量，同時(shí)可能與環(huán)境溫度有關(guān)，堆肥試驗(yàn)時(shí)為夏季，環(huán)境溫度高于30℃。堆肥過程中，各處理>55℃的天數(shù)為45 d，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了無害化要求中規(guī)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(shì)見圖2。3個(gè)處理的pH變化呈現(xiàn)兩種明顯不同的趨勢(shì)：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(xiàn)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(jié)束。這可能是因?yàn)槎逊蔬^程中在微生物的作用下，含氮有機(jī)物質(zhì)大量分解，產(chǎn)生大量氨氮，導(dǎo)致堆肥 pH的升高。自堆肥第13天起，F(xiàn)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(xiàn)堿性，并且沸石能夠吸附堆肥過程中產(chǎn)生的氨氮[30]，也可能與添加沸石后物料分解更劇烈有關(guān)。②G處理：整個(gè)堆肥過程，pH一直維持中性略偏堿，最高時(shí)的pH為7.97，到堆肥結(jié)束時(shí)的pH為7.33。這是因?yàn)檫^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(yīng)，阻止了堆肥的pH持續(xù)升高，同時(shí)也因?yàn)樘砑舆^磷酸鈣后對(duì)于微生物活性有一定的影響(圖1)，有機(jī)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(zhǎng)和活性的重要因素之一，堆肥中微生物的生存環(huán)境以中性為宜，最適pH一般為6.0 ~ 8.0，過高或過低都會(huì)影響微生物的生長(zhǎng)和活性，進(jìn)而影響堆肥反應(yīng)的正常進(jìn)行，也會(huì)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(gè)處理的CH4排放通量動(dòng)態(tài)變化。各處理?xiàng)l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(gè)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(dá)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(xiàn)處理在第35天達(dá)到排放高峰，G處理在第39天達(dá)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(fā)現(xiàn)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(duì)照(849.78 g/m2)分別減少 47.23%和 56.20%。羅一鳴等[27]研究發(fā)現(xiàn)，添加初始物料干質(zhì)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(jié)果相近。Hao等[20]認(rèn)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(duì)產(chǎn)甲烷古菌產(chǎn)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(cè)與之相同；而添加沸石處理(F)的減排原因推測(cè)可能是因?yàn)榉惺哂卸嗫捉Y(jié)構(gòu)，可以有效提高堆體材料的孔隙度，提高局部環(huán)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(jìn)行好氧發(fā)酵，產(chǎn)生CO2，若堆肥過程中通氣不良，出現(xiàn)局部厭氧環(huán)境，則有機(jī)物在分解過程中被堆體內(nèi)的產(chǎn)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(kuò)散到堆體內(nèi)部，堆體孔隙度大小決定著空氣通量的大小。對(duì)不同處理后熟期的CO2/CH4排放比例進(jìn)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(huán)境，進(jìn)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(chǎn)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(shù)量和光密度值分析不同處理及不同時(shí)間點(diǎn)的產(chǎn)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(zhuǎn)后熟(堆肥第15天)、和CH4排放速率上升最快(堆肥第 28天)進(jìn)行產(chǎn)甲烷古菌群落多樣性分析比較，結(jié)果如圖5所示：在堆肥第1天各處理?xiàng)l帶數(shù)量一致，條帶6亮度最高，表明堆肥起始時(shí)候3個(gè)處理之間的產(chǎn)甲烷古菌群落結(jié)構(gòu)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(xiàn)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(xiàn)新的條帶，但是3個(gè)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(jié)果表明，在同一堆肥時(shí)間點(diǎn)，不同處理之間的產(chǎn)甲烷古菌的群落組成差異很小。因此，推測(cè)不同處理之間的 CH4排放量差異與產(chǎn)甲烷古菌的群落組成差異變化關(guān)系不大。

圖5 產(chǎn)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(chǎn)甲烷古菌數(shù)量和活性

堆肥中CH4的排放是由產(chǎn)甲烷古菌活動(dòng)產(chǎn)生的，產(chǎn)甲烷古菌的數(shù)量與反應(yīng)堆肥過程中 CH4的排放量直接相關(guān)。由圖6A可以看出，條垛期各處理產(chǎn)甲烷古菌的數(shù)量較低，到了堆肥后熟期產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量明顯增多，產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量變化趨勢(shì)與 CH4的排放通量變化趨勢(shì)(圖3)相類似。①堆肥第1天，不同處理的產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量依次為 CK(1.51×107拷貝數(shù))>F (1.32×107拷貝數(shù))>G(1.04×107拷貝數(shù))，各處理之間無明顯差異。整個(gè)條垛期各處理的產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量保持相近的較低水平。②后熟期，從第15天(轉(zhuǎn)后熟第1天)開始，不同處理的產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量出現(xiàn)明顯上升。堆肥第28天，CK處理的產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量達(dá)到最大值，不同處理的產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量依次為 CK (5.31×108拷貝數(shù))>F(2.48×108拷貝數(shù))>G(2.08×108拷貝數(shù))，CK處理的產(chǎn)甲烷古菌數(shù)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(chǎn)甲烷古菌數(shù)量的峰值也同樣低于CK，且延后。相關(guān)性分析表明，產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量與 CH4排放通量之間極顯著性正相關(guān)(0.894**)。

為了比較不同處理間產(chǎn)甲烷古菌活性的差異，選擇堆肥關(guān)鍵時(shí)期同一時(shí)間點(diǎn)的 CH4排放量和產(chǎn)甲烷古菌數(shù)量進(jìn)行比值，不同處理產(chǎn)甲烷古菌產(chǎn)甲烷活性(比活力)變化如圖6B所示：堆肥第1天，各處理的產(chǎn)甲烷古菌產(chǎn)甲烷比活力較強(qiáng)，不同處理的產(chǎn)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(chǎn)甲烷古菌活性很高的原因可能是堆肥試驗(yàn)開始前，雞糞靜置堆放，堆體高度厭氧。堆肥開始后各處理產(chǎn)甲烷菌活性均降低。在堆肥第15天和第28天，各處理的產(chǎn)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(chǎn)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(shì)明顯不同，因此，可以推測(cè)沸石和過磷酸鈣這兩種添加劑處理主要是通過降低產(chǎn)甲烷古菌的數(shù)量來減少CH4排放的。

圖6 添加劑對(duì)產(chǎn)甲烷菌數(shù)量(A)和活性(B)的影響Fig. 6 Quantities and activities of methanogens under different composting treatments

結(jié)合前面的研究結(jié)果，推測(cè)兩種添加劑削減 CH4排放的機(jī)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(chǎn)甲烷菌數(shù)量的增加，從而導(dǎo)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(huán)境，以及提高堆體孔隙度增加局部好氧環(huán)境，來降低產(chǎn)甲烷菌的數(shù)量，從而抑制CH4排放。

3 結(jié)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(shí)期堆體的透氣性，改變了堆體的厭氧環(huán)境，降低了產(chǎn)甲烷古菌的數(shù)量，但對(duì)產(chǎn)甲烷古菌群落的多樣性和產(chǎn)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(cè)這兩種理化性質(zhì)存在明顯不同的調(diào)理劑的 CH4減排機(jī)制可能存在差異。因此，在實(shí)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(shí)根據(jù)不同添加劑的性質(zhì)特點(diǎn)，調(diào)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(tǒng)中甲烷的產(chǎn)排特征及減排對(duì)策[J]. 土壤學(xué)報(bào), 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?zhí)? 卜美東, 耿維. 中國(guó)畜禽糞便污染現(xiàn)狀及產(chǎn)沼氣潛力[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2012, 31(5): 1241–1249

[5] 朱鳳連, 馬友華, 周靜, 等. 我國(guó)畜禽糞便污染和利用現(xiàn)狀分析[J]. 安徽農(nóng)學(xué)通報(bào), 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(huán)境科學(xué), 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(duì)豬糞條垛堆肥過程溫室氣體和氨氣排放的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014, 35(2): 533–540

[16] 江滔, Schuchardt F, 李國(guó)學(xué). 冬季堆肥中翻堆和覆蓋對(duì)溫室氣體和氨氣排放的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2011, 27(10): 212–217

[17] 李艷波, 史懷, 陳崢, 等. 發(fā)酵床養(yǎng)殖陳化墊料堆肥過程中的溫室氣體排放[J]. 福建農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2015, 30(11): 1097–1101

[18] 高丹, 張紅玉, 李國(guó)學(xué), 等. 余熱和菌劑對(duì)垃圾堆肥效率及溫室氣體減排的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 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(yīng)器在微污染水源水處理中的應(yīng)用[J]. 環(huán)境科學(xué), 2009, 32(3): 130–138

[22] 林小鳳, 李國(guó)學(xué), 任麗梅, 等. 氯化鐵和過磷酸鈣控制堆肥氮素?fù)p失的效果研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 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(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 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(qiáng), 孫欽平, 等. 沸石作為添加劑對(duì)雞糞高溫堆肥氨揮發(fā)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2011, 27(2): 243–247

[27] 羅一鳴, 李國(guó)學(xué), Schuchardt F, 等. 過磷酸鈣添加劑對(duì)豬糞堆肥溫室氣體和氨氣減排的作用[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2012, 28(22): 235–242

[28] 吳銀寶, 汪植三, 俤廖新 , 等. 豬糞堆肥腐熟指標(biāo)的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2003, 22(2): 189–193

[29] 李國(guó)學(xué), 張福鎖. 固體廢物堆肥化與有機(jī)復(fù)混肥生產(chǎn)[M].北京: 化學(xué)工業(yè)出版社, 2000: 5–14

[30] 黃懿梅, 曲東, 李國(guó)學(xué)．調(diào)理劑在雞糞鋸末堆肥中的保氮效果[J]．環(huán)境科學(xué), 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?dú)怏w排放及控制技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技導(dǎo)報(bào), 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(guó)科學(xué)院戰(zhàn)略性先導(dǎo)科技專項(xiàng)(XDA05020803, XDA05020800)和國(guó)家科技支撐計(jì)劃項(xiàng)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?yàn)楣腆w廢物資源化及其清潔生產(chǎn)。E-mail: hjli@issas.ac.cn