不同碳氮比牛糞對基質化堆肥中溫室氣體排放和理化性質的影響

摘要：研究不同碳氮比（C/N）牛糞在基質化利用時，堆肥過程對溫室氣體排放及基質理化性質的影響，為畜禽糞便的低碳化利用提供依據。以牛糞為主料、木屑為輔料，設置初始C/N分別為20、30、60的3個處理（C/N20、C/N30、C/N60），通過定期翻堆的高溫好氧堆肥及腐熟物免復配、直接育苗試驗的方法，監測堆肥體的CO2、CH4、 N2O等溫室氣體排放，研究不同碳氮比對堆肥體的總溫室效應、腐熟后基質的理化性質、蘿卜育苗生長特性的影響。結果表明，所有處理均能在35 d內完全腐熟，初始C/N顯著影響牛糞堆肥中溫室氣體排放，整個堆肥期間的平均排放速率及累計排放量為C/N30gt;C/N20gt;C/N60，C/N30、C/N20、C/N60的總溫室氣體排放量（以CO2當量計）分別為367.0、471.7、79.9 g/kg，C/N30、C/N20的總溫室氣體排放量以CO2、CH4為主，2種氣體占比分別為44.0%～47.3%、44.0%～52.4%，而C/N60以CO2產生溫室效應占總量的99.80%。C/N20、C/N30處理腐熟后的容重、總孔隙度、通氣孔隙度、大小孔隙比、pH值、EC值等基質理化性質指標均與草炭復合基質（商品對照）無顯著差異，并優于C/N60。C/N20、C/N30 堆肥體腐熟后用于蘿卜育苗的出苗率、單株鮮重、散坨率均優于C/N60。C/N20、C/N30的基質理化及育苗性質指標差異不大，但C/N20較C/N30減少總溫室氣體排放22.2%。采用牛糞堆肥制備蔬菜育苗基質，建議堆肥的初始C/N為20，既減少溫室氣體排放，又可提高育苗質量，是一種可完全替代草炭復合基質的綠色低碳廢棄物利用方式。

關鍵詞：碳氮比；育苗基質；堆肥；溫室氣體；牛糞；排放；理化性質

中圖分類號：S141.4；X713" 文獻標志碼：A

文章編號：1002-1302（2024）13-0260-06

農業的集約化發展為人們提供了豐富的農產品，但伴隨農產品的生產，產生了大量的有機廢棄物。據農業農村部的資料顯示，截至2017年年底，我國畜牧生產約產生38.0億t畜禽糞污（濕重），但綜合利用率只有60%，養殖業廢棄物已成為農業面源污染的第一大污染源。

與肥料化、能源化、墊料、菌料化相比，畜禽糞便的基質化利用占比相對較低，而我國對育苗基質、栽培基質的需要量極大，過去常用的有機基質主要是泥炭（草炭）。由于泥炭價格高、資源有限，大量開采對當地生態環境造成嚴重影響，許多國家已禁止開采及銷售泥炭。因此，泥炭的替代物研究已成為資源環境領域與園藝業的研究熱點。高溫好氧發酵（堆肥）是畜禽糞便基質化利用的重要途徑之一，也是廢棄物利用前必須采用的無害化技術措施［1-4］。然而，國內針對畜禽糞便基質化發酵或堆肥的研究大多集中在堆肥過程中無害化、腐熟度、纖維素、木質素降解［5-9］、腐殖酸、微生物變化等方面，很少有人對溫室氣體減排技術進行研究，且已有的畜禽糞便堆肥中溫室氣體排放研究均集中在以有機肥為生產目的，很少有人研究生產栽培基質的溫室氣體排放［10-13］。栽培基質與有機肥無害化采用的原理雖然相同，但基質對腐熟度、pH值、EC值等性狀均有更為嚴格的要求，國家也有相應不同的產品標準，如NY/T 2118—2012《蔬菜育苗基質》［14］、NY/T 525—2012《有機肥料》［15］ 等，所以在畜禽糞便或有機廢棄物基質化堆肥過程中研究溫室氣體排放顯得尤為重要。

碳氮比（C/N）是影響有機廢棄物堆腐過程中溫室氣體排放的重要影響因子［16-19］。本試驗采用奶牛糞為主料，木屑為輔料，研究不同初始C/N對牛糞堆肥生產育苗基質過程中溫室氣體排放及相關理化性狀的影響，為畜禽糞便的基質化綠色生產提供依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

牛糞來源于江蘇梁豐食品集團有限公司，試驗前經過機器擠壓，排出部分水分；木屑取自蘇州太倉市國家現代農業園區，其基本性狀見表1。試驗裝置為項目組自行設計的、體積為1 m3的堆肥箱，堆肥箱為頂面開口的正立方體箱，箱體長、寬、高均為 1.0 m，采用厚度為2 cm的PVC板，通過塑料焊條拼裝而成。底板密布直徑為2.0 cm的氣孔，呈蜂窩狀分布，箱體側面設有3個直徑為2.0 cm的測溫孔，垂直方向等距排列。堆肥時孔內插入長為 70 cm 的溫度計，測量堆體3處深度分別為20、30、50 cm。

1.2 試驗設計

本試驗地點設在江蘇太湖地區農業科學研究所望亭基地，于2022年7月5日至8月8日進行，共堆肥35 d。通過調整牛糞、木屑的比例，設置堆肥初始C/N分別為20、30、60，即3個處理，每個處理重復2次（箱），處理名稱分別簡稱為C/N20、C/N30、C/N60?；旌隙逊鼠w含水率均控制在65%～70%，各箱裝箱體積為0.70～0.75 m3。試驗期間共翻堆2次，分別在堆肥11、21 d時進行，翻堆時采用人工將箱內物料全部取出，充分混合并稱量每堆體物料重后再次裝箱；堆肥結束后，稱量堆肥最終的物料重。

1.3 采樣與測定方法

（1）堆溫。每天09：00用溫度計測定堆體上、中、下3處溫度，再取平均值，直至堆肥結束。同時測定氣溫，并按日期記錄溫度數據。堆肥有效積溫的計算［20］公式如下：

T=∑（Ti-15）×Δt。

式中：Ti為i時刻的堆溫；T0為堆肥中微生物大量繁殖時的起始溫度；Δt 為Ti 持續的時間，h。

（2）CO2、CH4、N2O排放通量及累積量。采用靜態氣體采集箱-氣相色譜法。收集裝置是一個一端開口的長方體有機玻璃罩子，罩子底面長 20 cm、寬20 cm，長方體高度30 cm，長方體體積為 0.012 m3，收集時開口向下罩在堆肥體表面，在罩子頂上設一取氣孔，取氣孔用色譜級軟膠墊進行密封處理；分別于堆肥開始后1、3、7、10、14、17、21、30、40 d，進行CO2、CH4、N2O氣體樣品采集與測定。每個堆肥箱取1個重復，利用氣相色譜儀（島津GC-14B）測定3種氣體的質量分數。氣體排放累積量計算方法為：將相鄰2次取樣時間點的排放通量平均值與該段時間的乘積，得出某一時間段的排放量，再將各時間段的排放量依次疊加。1 kg堆體CO2、CH4、N2O、NH3總的溫室氣體排放量（CO2計）計算方法參照吳娟的計算方法［21］。

（3）NH3揮發速率及累積量。NH3揮發收集裝置是一個一端開口的圓柱形有機玻璃罩子，罩子直徑為30 cm，高度30 cm，收集時開口處罩在堆肥體表面，玻璃罩內部放置1個250 mL的玻璃燒杯，玻璃罩頂部有1個小通氣孔；通氣孔與乳膠軟管連接，乳膠軟管向上延伸至2.6 m高。堆肥開始后，將裝有50 mL質量分數為2%硼酸吸收液的玻璃燒杯，放入氨揮發收集裝置內，每天觀察裝置內硼酸的顏色變化：若顏色由紅變綠，則需更換硼酸液，更換下來的硼酸溶液用保鮮膜蓋好，帶回實驗室立即用稀硫酸（0.05 mol/L）溶液進行滴定分析，并記錄稀硫酸用量，直到堆肥結束。將1 d內玻璃罩收集的氨揮發量乘以14.15（堆肥反應器與氨揮發收集裝置的面積比），該值與堆肥體重（每次翻堆時稱重）的比值即為1 d的氨揮發量。氨揮發累積量由堆肥過程中每天氨揮發量總計得出（mg/kg）。

1.4 基質理化性質與育苗試驗

采用3種處理堆肥結束時所得腐熟物進行基質的物理性質、化學性質測定，如容重、總孔隙度、通氣孔隙度、持水孔隙、pH值、EC值等［14］。在堆肥結束后即56 d時取樣，每次在堆肥箱內按5點取樣法進行，每個處理每次采集5個混合樣共300 g，其中一半混合樣風干測定全量，一半混合樣作為鮮樣現場保存于4 ℃的冰柜中用于水溶性指標測定。樣品置105 ℃烘箱烘24 h，烘干水分至恒重，計算水分含量； EC值采用土水（去離子水）比1 ∶5浸提，電導儀法測定；pH值采用土水（去離子水）比1 ∶5浸提，pH計測定；將新鮮堆肥樣品與水按1 ∶10的體積比混合振蕩0.5 h，上清液經濾紙過濾后待用，把1張濾紙放入干凈無菌的9 cm培養皿中，濾紙上整齊擺放20粒白菜（蘇州青）種子，吸取3 mL濾液于培養皿中，在25 ℃、黑暗條件下的培養箱中培養 48 h，測定種子的發芽率和根長，同時用去離子水做空白對照。發芽指數計算公式為：GI=（堆肥處理的種子發芽率×種子根長）/（對照的種子發芽率×種子根長）×100%。

于2022年11月5日至12 月8 日采用蘿卜種子，在普通單體鋼管塑料大棚內進行穴盤育苗試驗，所試基質為上文所述3種腐熟物，不加任何有機、無機物料，育苗時間為30 d，商品基質對照為草炭+蛭石（體積比為3 ∶1），試驗取樣、測定方法參照李婧等的方法［22］進行。

1.5 數據分析方法

數據處理采用Microsoft Excel 2016、SPSS 19.0軟件，制圖采用Origin 18.0軟件。

2 結果與分析

2.1 CO2的排放

不同C/N處理的堆體都經歷了升溫期、高溫持續期和降溫期3個階段，但不同C/N的溫度特征有差異。各處理都能在2～4 d內上升到50 ℃以上，所有處理的溫度均能在50 ℃以上持續5 d以上，滿足GB 7959—2012《糞便無害化衛生要求》中對堆溫的要求，達到了無害化的要求［23］。以達到堆肥有效積溫超過10 000 ℃作為判定堆肥基本腐熟的條件［20］，所有處理在10～12 d都達到了基本腐熟以上。在堆肥到35 d時，C/N20、C/N30、C/N60的發芽指數分別達83.54%、93.92%、89.85%，均達80%以上，從安全性方面表明3個處理的堆肥均已在35 d時完全腐熟。

堆肥降解的過程同時也是CO2釋放的過程，CO2主要來自于堆肥過程有機質氧化分解及微生物呼吸。由圖1可見，CO2排放速率在堆肥的前期較高且波動較大，而后期較低且波幅平緩，可能是由于堆肥初期易降解有機物大幅分解，而后期主要是因為微生物對難降解有機物的降解率較低，使得CO2排放速率降低。試驗表明，不同C/N對CO2排放速率的影響有明顯不同，處理之間達顯著差異（Plt;0.05）。整個堆肥期間的平均排放速率及累計排放量為 C/N30gt;C/N20gt;C/N60，C/N30、C/N20、C/N60的累計排放量分別為207.6、164.3、79.7 g/kg。可見，C/N30處理更有利于有機物的降解。所有處理在堆肥10 d時均出現低谷，可能是因為隨著堆肥體中微生物對O2的吸收，堆肥體孔隙中O2及CO2濃度都有所下降，直到堆肥11 d翻堆時補充O2后，微生物活性提高后才得以恢復。

2.2 CH4的排放

CH4的排放是在堆肥體中缺氧環境或局部缺氧時，由甲烷菌等一系列微生物產生的，通常與堆肥體的生物化學劇烈活動有關，也與堆肥過程有機質氧化分解及微生物呼吸有密切的關系［12-13］。由圖2可見，CH4的排放呈現前期排放量大而后期急劇下降的規律，與曹玉博等的研究結果［11，21，24-25］相類似。主要原因可能是前期易分解的有機物被微生物分解，而微生物呼吸需要大量氧氣，造成內部氧氣濃度迅速下降，在缺氧條件下產生CH4較多，而后期堆肥體缺氧情況有所緩解，CH4排放也因此隨之降低［26］。各處理的CH4排放速率及總排放量均有顯著差異（P＞0.05），C/N30最高，其次是 C/N20，C/N60最低，與秦莉等的研究結果［27］較為一致。進一步分析表明，CH4排放速率、累積量均與堆肥積溫有顯著的正相關（Plt;0.05），即較高的積溫有利于CH4的排放。C/N60排放速率及累積量很低，可能是因為碳氮比高，微生物活動強度不大所致。

2.3 N2O的排放

已有大量研究表明，N2O是廢棄物堆肥過程中氮素損失的重要途徑之一，雖然損失量占初始總氮的比例不高，但由于N2O的溫室效應貢獻率是CO2的298倍，因此，N2O的排放量是不容忽視的［12-13，28-30］。由圖3可見，不同的C/N處理的N2O排放速率差異顯著（Plt;0.05），C/N20在各個時期均為最高，其次是C/N30，C/N60最低，最高峰也低于0.1 mg/（kg·d），這一結果與陳輝等的結果［16，31］較為一致，可能是因為低C/N具有更高含量的有機、無機氮，氮發生氨化作用、硝化作用、反硝化作用的強度大于高C/N（C/N60），而N2O的生成機理是在反硝化作用下將硝態氮轉化為N2O及氮氣［32］。圖3還表明，N2O排放速率與堆溫及翻堆有關系。在建堆0～7 d內，N2O排放速率上升，堆肥10 d時略有下降，但堆肥11 d時翻堆后又迅速形成1個排放高峰，隨后的14～30 d內緩慢下降。但在30～40 d內的腐熟期，C/N20、C/N30又有1次排放增加的過程，最后10 d排放增加可能是這2個處理形成的NO-3濃度較高，在厭氧環境中發生不完全反硝化反應導致N2O的產生，以上結果與吳娟等的結果［21］較為一致。

2.4 溫室效應

CO2、CH4、N2O、NH3都會產生溫室效應，而NH3可在大氣中部分轉化為N2O，也會間接造成溫室效應［33］。由表2可見，包括4種氣體在內的總溫室氣體排放量（以CO2當量計）以C/N30處理最高，為471.743 g/kg；其次為C/N20，C/N60最低。不同氣體對于溫室效應的貢獻中，C/N30、C/N20 都以CO2、CH4占主要比例，CH4占44.026%～52.370%，CO2占47.312%～43.984%；而C/N60以CO2產生溫室效應占總量的99.797%，并且 C/N60 總溫室效應只有C/N30、C/N20的21.8%與16.9%，綜合積溫等因素分析，可能是C/N60的微生物活動、有機物降解程度不如C/N30、C/N20。

2.5 基質理化性質及育苗特性

基質的物理性質對于作物發芽、幼苗生長非常重要，影響根系的呼吸及養分吸收。由表3可見，不同C/N牛糞在腐熟后容重都較合適［2］?？偪紫抖取⑼饪紫抖入S著C/N的增加而增加，其中各處理的總孔隙度均低于最理想值，而大小孔隙比以C/N20、C/N30較為理想，表明這2個處理的顆粒大小較為適宜，對于根系生長、固定植株、同外界氣體交換及持水保水能力等均較適合，優于C/N60。pH值、EC值是基質的重要化學性狀，不適宜的pH值、EC值會造成幼苗發芽率下降、出苗不均，生長停滯，甚至死苗［34-35］，本試驗3個處理的pH值、EC值均較合適。育苗特性中幼苗出苗率、單株鮮重、散坨率均表現為C/N20、C/N30優于C/N60（Plt;0.05），C/N20 與C/N30之間無顯著差異（P＞0.05）。因此，C/N20、C/N30均可用直接于蔬菜育苗，二者并無顯著差異（P＞0.05）。C/N60不適宜直接用于蔬菜育苗的主要表現是散坨率高、出苗率低、單株鮮重低、秧苗素質差，主要原因是木屑比例過高，C/N不合理，不利于幼苗扎根、盤根及養分吸收。

3 討論

我國是蔬菜與設施園藝生產大國，對栽培、育苗基質的需求量極大。由于草炭具有適宜植物生長的物理、化學和生物學特征，能有效降低園藝作物育苗、栽培的風險，因此我國乃至全世界目前主要還是依靠草炭為主的復合基質。草炭如同石油一樣是寶貴的自然資源，目前的全球儲量約為4×108 hm2，近百年以來，全世界大量無序開采致使草炭儲量快速下降，目前許多國家已禁止開采。草炭替代物的研究與開發已成為農業資源與環境領域的研究熱點［1，3-5］。畜禽糞便作為重要的農業廢棄物，可以作為生產育苗或栽培基質的原料，已有大量研究［1，5-6，36］。從技術途徑看，國內應用畜禽糞便等生產栽培基質大多首先采用堆肥法（發酵、堆腐）進行無害化處理，讓微生物對不穩定的有機物充分降解、穩定，然后視腐熟后的理化性質進行有機或無機復配，使其理化性質接近或相當草炭復合基質，從而達到草炭的完全替代［37-38］。與國內其他技術相比，本研究采用牛糞作為基質生產的主要原料，體積占比大于50%，堆肥發酵后未添加蛭石、珍珠巖等無機物料，直接用作蔬菜育苗，育苗結果表明，育苗生長指標中的C/N20、C/N30的出苗率、單株鮮重、SPAD值、散坨率可以達到草炭復合基質（商品對照）的效果，表明本研究中的基質可以完全替代草炭。對比其他學者及現有基質生產企業的技術，本研究減少了對腐熟物進行理化性質調整這一步驟，一方面減少了購買蛭石、珍珠巖等無機原料的成本；另一方面，減少了生產工序、機械設備、生產場地，綜合生產成本估計可減少 15%～50%。

國內對于不同C/N畜禽糞便堆肥生產有機肥的溫室氣體排放已有大量研究［10-11，25，39］，但由于有機肥產品標準與栽培基質產品標準并不一致，基質直接用于育苗或栽植作物，在孔隙度、孔隙比、pH值、EC值、腐熟程度、緩沖性等方面的要求均高于有機肥［1，5，40］，針對育苗、栽培基質堆肥過程中溫室氣體排放并不多見。本研究與國內外有機肥用途的畜禽糞便堆肥中溫室氣體排放研究的差異主要表現為：一是針對腐熟物對pH值、EC值、良好的保水性、透氣性和保水保肥能力，以及適宜的收縮和沉降性能等的要求，研究了符合育苗基質要求的廢棄物組分及其低污染排放堆肥技術；二是考慮到有機物差別化腐熟對策，研究了牛糞完全充分腐熟過程時污染氣體排放特點，堆肥結束時主要處理的發芽指數均在90%左右。

本試驗結果表明，選擇優化的C/N可以大幅降低牛糞堆肥制備基質的總溫室氣體效應，C/N20較C/N30減排22.2%，C/N60因育苗根坨質量差，不適合直接作為育苗基質，改良后能否使用尚需進一步研究。本研究中C/N20、C/N30等2個處理的總溫室氣體效應分別為367.0、471.7 g/kg，與巴士迪的研究結果［10］十分接近，僅在各種不同溫室氣體排放貢獻份額上有區別。本試驗處理CO2占排放的溫室效應貢獻比例分別為47.3%、44.0%，而巴士迪的比例為77.84%～79.78%；本試驗處理CH4占排放的溫室效應貢獻比例分別為44.03%、52.37%，而巴士迪的比例為13.95%～15.45%；N2O的貢獻份額則都極小。造成以上不同可能是因為溫室氣體排放受到原料、含水率、堆體規模、翻堆方式、頻率、初始TC含量、初始TN含量等各種因素的影響。本研究中C/N20、C/N30等2個處理的總溫室氣體效應較朱海生的研究結果［39］稍高，除了原料、測定方法不同外，可能還與本研究的堆體較大有關。

若要進一步降低溫室氣體排放，可以采用添加過磷酸鈣、生物炭等其他技術，本試驗尚沒有研究這些技術對基質堆肥體溫室氣體減排、基質理化性質的影響。此外，本研究還監測到另一污染氣體NH3的排放規律，將另文發表。

4 結論

3種C/N處理中，C/N30的總溫室氣體排放效應最高，C/N60最低，C/N60僅分別為C/N20、C/N30的21.8%、16.9%，但不適合直接作為育苗基質，改良后能否使用尚需進一步研究。其中， C/N20、C/N30的主要貢獻均源自CO2、CH4，二者合計分別占總溫室氣體排放效應的91.3%、96.4%，源自N2O、NH3的份額合計低于10%。

綜合育苗基質的理化性質、生物性狀、育苗質量及溫室氣體排放效果，C/N20是牛糞堆肥直接生產育苗基質的最優方案，既能保證優良的理化性質、育苗性質，又可減少總溫室氣體排放。

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