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随着经济发展与人民生活水平提高，肉蛋奶需求量日趋增加，促使奶牛养殖业规模不断扩大。据统计，2020年底中国奶牛存栏规模已达1 043×104头，奶牛粪产生量高达1.3×108 t[1]。奶牛粪便中含有丰富的有机质和氮磷钾等营养元素，若得不到有效资源化处理，将会引起资源浪费和环境污染问题[2]。堆肥化处理是实现奶牛粪便减量化和资源化利用最有效的方法之一[3]，能够通过物料自身及体系演化微生物的驱动作用，将有机废弃物转化为富含腐殖质及作物可利用养分的有机肥料。
根据氧气的供给和利用情况，堆肥可以分为好氧堆肥和兼性堆肥。好氧堆肥具有升温启动快、无害化周期短、腐熟性能高的特点，但运行成本较高，且容易排放大量污染气体。相比之下，兼性堆肥是一种人为调控的自然堆沤，将物料进行一定性质和结构调控后，以自然堆存、无动力通风的方式发酵无害化[4]。兼性堆肥因具有投资运行成本低、操作简单、场地限制小等优点，已成为绝大多数中小规模畜禽养殖场主要的固体粪便处理方式。已有统计表明，我国采用堆沤处理的畜禽规模养殖场占比达到89.4%，其中采用堆沤的奶牛养殖场占相应畜种养殖场总数的73.7%[5]。
由于奶牛粪含水率高（>80%），兼性堆肥发酵过程中易存在氧气扩散效率低、有机质降解慢、腐熟效果差的问题，导致奶牛粪难以实现有效肥料化利用。此外，兼性堆肥多用于养殖场就地就近处理，臭气（如硫化氢（H2S）和氨气（NH3））排放严重限制了其大规模推广应用。因此，如何提高兼性堆肥腐熟效果，同时降低臭气排放，是实现奶牛粪高效资源化亟需解决的痛点。兼性堆肥与好氧堆肥发酵原理相似，可借鉴好氧堆肥研究中的策略，通过添加一定比例的辅料进行物料混匀调配，调节堆体含水率和堆体物理结构，促进畜禽粪便有效发酵。卢秉林等[6]发现与纯牛粪好氧堆肥相比，添加40%小麦秸秆（体积比）能够使堆体更快进入高温期，提前12 d腐熟，并且有效减少NH3挥发和氮素损失。GHANNEY等[7]发现牛粪与秸秆混合进行好氧堆肥，在初始含水率为65%时，能够有效促进木质纤维素降解，腐殖化率可增加13%以上。刘凯等[8]研究表明，牛粪与玉米秸秆以3∶7混配（体积比）进行好氧堆肥，在第2 d可升温至55 ℃，并维持高温16 d，堆肥结束时体积减量率达到56.0%，全氮含量上升1.0%。与好氧堆肥相比，畜禽粪便兼性堆肥的性能调控研究较少，且主要关注腐熟度或污染气体排放等单一方面的影响。例如，尹子铭等[9]发现与纯猪粪堆沤相比，添加20%玉米秸秆可显著提升物料孔隙率19.4%和碳氮比（C/N），加快有机质转化，最终种子发芽指数（GI）可提高73.8%。吴海程[10]发现与纯猪粪堆沤相比，添加25%秸秆能够降低8.9%的NH3排放。然而，目前却鲜有研究聚焦于秸秆复配对奶牛粪兼性堆肥过程减量化、气体减排及腐熟提升的协同调控。此外，兼性堆肥通过自然堆存、无动力通风的方式，在兼氧条件下对有机物进行降解转化。由于堆体结构较为致密，空气扩散距离有限，致使堆体不同区域多存在好氧、兼氧和厌氧环境交织区域，由好氧、兼性、厌氧微生物共同作用，驱动物质分解转化，同一体系下存在较大的异质性，但目前缺乏相关研究。
相比于常用的堆肥辅料（如农作物秸秆等），芦苇秸秆产量高、易获取，不会与粮食作物产生种植竞争，使其在可再生资源市场上具备一定优势。此外，芦苇秸秆中木质素含量较高，堆肥过程中不易被彻底降解而矿化为二氧化碳（CO2），堆肥产物还田后将会有更多的有机碳以土壤腐殖质的形式保留在土壤中[11]。朱鹏程[12]研究发现，芦苇秸秆与牛粪堆肥（体积比为2∶1）高温期超过40 d，符合无害化要求，且堆肥结束时有机质及总养分含量均符合《有机肥料》（NY/T 525-2021）要求[13]，明确了芦苇秸秆用于大规模堆肥资源化利用的可行性。因此，本研究选取芦苇秸秆为辅料，设置不同芦苇秸秆添加比例与奶牛粪进行兼性堆肥试验，分析不同堆肥时期堆体温度和氧气等理化特性的垂直和水平变化特征，进而评价堆肥过程中气体排放、腐熟度、减量化和产品养分等指标，综合筛选奶牛粪兼性堆肥的适宜秸秆复配方案。本研究结果能够为我国奶牛粪就地高效处理与利用提供理论依据和技术支撑。
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本试验以奶牛粪便为堆肥主料，选用芦苇秸秆作为辅料进行兼性堆肥试验。试验所用的奶牛粪便、芦苇秸秆均取自云南顺丰洱海环保科技股份有限公司，其中芦苇秸秆经加工厂统一粉碎至粒径约3 cm后使用。堆肥物料的初始理化特性如表1所示。
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实验地点位于云南省大理白族自治州洱源县旧州村粪污收集站棚内（99°55'E，26°06'N）。试验过程以奶牛粪便为主料，分别添加7.5%、15%、22.5%、30%（基于湿重）芦苇秸秆作为辅料进行堆肥，混合物料C/N为19~29，物料总重为4.3~8.8 t，设置成约长9 m、宽3 m、高1.5 m的条垛式堆体（图1），试验于2023年4月14日开始，至6月13日结束，历时60 d，于第25天翻堆。堆肥期间每天上午约10:00进行温度、氧气（O2）、CO2和NH3等指标测定。在第0、10、25、40、60 天采集固体样品并测量堆体长宽高。一部分新鲜样品用于测定含水率、pH值、电导率（EC）以及GI等基本理化指标；另一部分固体样品经自然风干、粉碎后过1 mm筛，测定可挥发性固体（VS）、腐殖质、总养分等指标。其中，为分析堆体的异质性，每个处理共设置12个点位进行测温、测气和取样，分别位于距离堆体一端1.5、3、4.5、6 m处取4个剖面，每个剖面选择距离地面90、60、30 cm的位置为上、中、下点位。
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1）常规指标测定。堆肥温度采用插入式手持工业数显温度计（LCD-150型，仪度，河北）测定。O2和CO2含量使用泵吸式复合气体分析仪（GT-2000，科尔诺，深圳）测定。起堆时使用软管插入堆体各个点位，测气时将软管连接气体分析仪采气头，待空气排完、读数稳定后记录数据得到O2、CO2体积分数（%）。NH3采用吸收瓶法测定，使用小型抽气泵抽取管内气体，出气头与吸收瓶连接，瓶中2%稀硼酸吸收饱和后由红色变成蓝色，记录气泵抽气流量及变色时间，同时将吸收瓶带回实验室，用0.01 mg·L−1的稀硫酸滴定至红色，记录消耗的稀硫酸体积。含水率使用烘干重量法测定，取一定量鲜样于烘箱（101型，永光明，北京）中在105 ℃下烘干8 h至恒重后进行测定。VS测定采用灼烧法，取一定量过筛的样品烘干后，放在电炉上烧至黑色无烟，转置于马弗炉（101型，永光明，北京）中在550 ℃下灼烧4 h[14]。堆体自由空域（free air space，FAS）利用容重和VS计算[15]。有机质含量及总养分测定参照《有机肥料》（NY/T 525-2021）[13]，总有机碳含量根据有机质含量和转化系数1.724得到，总氮（TN）采用硫酸-过氧化氢消煮-凯氏定氮法，五氧化二磷（P2O5）采用钒钼酸铵比色法测定，氧化钾（K2O）用火焰光度计法测定，总养分为TN、P2O5、K2O这3者加和。
pH、EC、GI值测定：将新鲜样品与蒸馏水按1∶10（m∶v）混合，固定于往复式水平震荡机上，调节频率100次·min−1，在常温下连续振荡30 min，静置30 min后过滤得到浸提液。用精密pH计（PHS-2C型，雷磁，杭州）、电导率仪（DDS-307型，雷磁，上海）分别测定浸提液的pH、EC值。此外，吸取5 mL浸提液加入铺有滤纸的9 cm培养皿中，随后在皿中均匀放置10粒大小基本一致、饱满的萝卜种子（未包衣），同时用蒸馏水作空白对照；在（25±2） ℃培养箱中避光培养48 h，逐一测定根长，并根据《有机肥料》（NY/T 525-2021）[13]计算GI值。
2）腐殖质指标测定。腐殖质（HS）、胡敏酸（HA）、富里酸（FA）提取和测定：取1 g过筛的风干样于50 mL离心管中，加入20 mL混合提取液（0.1 mol·L−1 氢氧化钠（NaOH）与0.1 mol·L−1焦磷酸钠（Na4P2O7）（V/V=1∶1）），在常温下振荡30 min，随后在4 000 r·min−1条件下离心20 min，收集上清液，重复上述操作4次（至浸提液近乎无色），混合4次上清液得到HS溶液。此后，用6 mol·L−1的盐酸溶液将pH调节至1（可用精密pH试纸检测），在室温下静置12 h，随后以4 000 r·min−1离心15 min，上清液为FA，沉淀物为HA。使用总有机碳（TOC）分析仪（SHIMADZU，岛津，日本）测定HS、FA含量，HA含量使用差减法计算，HA含量与FA含量之比为HA/FA。
紫外-可见光光谱特征参数测定：将HS溶液稀释至TOC浓度为20 mg·L−1作为待测液，以纯水作为空白对照，用紫外-可见光分光光度计（DR6000™，哈希，美国）扫描全谱，扫描波长范围为200~900 nm。SUVA254为测定样品在波长254 nm处吸光度（A）利用公式（SUVA=A×100/TOC）进行计算，代表含有不饱和C=C键的芳香族化合物，用于表征腐殖质类物质[16]；A240-400代表波长240~400 nm的积分面积，其值越大，表明水溶性有机物（DOM）分子缩合度越大，腐殖化程度越高[17]；E280/E472表示波长280和472 nm处对应吸光度之比，该值与木质素物质相对含量成正比[18]；E253/E203表示在波长253和203 nm处对应吸光度之比，与有机物分子苯环上的取代基种类密切相关，当苯环取代基上羟基、羧基、羰基等官能团增加时，该值升高[19-20]。
3）减量化指标测定。体积减量率使用卷尺测定堆体长宽高以计算体积，以体积差值除以初始体积求得体积减量率。减重率用体积和容重计算得出堆体的重量，不同时期的重量差值除以初始重量求得堆体减重率。
4）气体指标测定。CO2质量浓度根据公式(1)[21]计算，通过复合气体分析仪得到CO2体积分数，使用公式(1)将CO2体积分数转为质量浓度。
式中：F为质量浓度，g·m−3；φ为体积分数,%；M为气体的摩尔质量，g·mol−1；P为气体压力，kPa；Vm为气体标准摩尔体积常数22.4，L·mol−1；T为环境温度， ℃；RC为还原系数0.1。
NH3质量浓度根据公式(2)计算，根据气泵流量及吸收瓶变色时间计算得气体体积，再转换为标准状况下体积，而后根据质量、体积求得质量浓度。CO2和NH3日排放量和累积排放量根据公式计算[22]。
式中：F为质量浓度，mg·m−3；C为标定的硫酸标准溶液浓度，mol·L−1；V为样品滴定硫酸体积，mL；M为气体的摩尔质量，g·mol−1；T为环境温度， ℃；P为气体压力，kPa；S为气泵流量，L·s−1；t为吸收瓶中变色的时间，s。
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取每个堆体12个点位数据的均值，采用Microsoft Excel 2022进行数据统计分析；使用SPSS 26.0根据单因素方差分析（ANOVA）、多重比较（LSD-t）方法确定各处理间显著性差异，以P<0.05表示差异显著；采用Origin 2019进行绘图。使用箱型图绘制各典型时期（升温、高温、降温期）和不同点位（上、中、下）的温度、氧气含量。绘制雷达图综合分析不同处理对堆肥促腐减排、提质减量的效果影响。
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添加15%及以上秸秆的处理能够在4 d内达到50 ℃以上，并维持高温期9~16 d（图2(a)），满足《畜禽粪便无害化处理技术规范》（GB/T 36195-2018）要求[23]。升温速度随秸秆添加比例增大而加快，主要是由于添加高比例秸秆提高了堆体的自由孔隙，改善了堆体通气性，营造了较好的微生物生境[24]。第25天翻堆后，添加15%及以下秸秆的处理仍能持续高温8 d以上，而其他处理仅能维持2 d，表明添加高比例秸秆（>15%）能够有效加快有机质分解，更早进入降温期。15%处理达到50 ℃以上的时间比其他处理长4~7 d，可能是较为适宜的堆体孔隙度和较高的可降解有机质含量有利于微生物持续代谢产热。由于堆肥过程好氧微生物主要利用O2作为终端电子受体进行有机物分解放热[25]，好氧微生物消耗大量O2不断进行放热反应，使得O2含量与温度呈相反变化趋势（图2(b)）。所有处理的O2含量在整个堆肥过程中均大于10%，说明添加秸秆可有效改善牛粪致密结构，促进O2扩散，尹子铭等[9]同样发现在猪粪堆沤过程中，秸秆添加可提升堆体自由孔隙率19.4%。在堆肥高温期，O2含量和嗜热微生物产热活动均随秸秆添加比例的增大而增加，说明添加秸秆对氧气扩散的影响高于微生物耗氧反应。
兼性堆肥主要依靠无动力通风，即空气的自由扩散进行供氧，发酵过程中可能会由于空气扩散效率不同，引起堆体异质性[24]。本研究中堆体不同剖面的温度和O2含量无明显差异（P>0.05），但各堆肥时期的堆体上层温度均高于中下层，主要是由于上层物料与空气接触面积大，利于氧气扩散进入堆体，加快有机质降解产热。此外，在重力的作用下，上层有机质降解产生的牛粪细颗粒和水逐渐沉降至底层，造成了底层的高含水率和高密度环境，进而阻碍了物料的发酵[26]。考虑到耗氧产热作用，不同高度点位的O2含量与温度变化趋势相反，但30%处理由上至下呈现递减的趋势，一方面是由于上层物料对氧气扩散的阻碍作用，另一方面可能是堆体内部产热过多，热量的向上扩散阻碍了氧气向下流动。相比于7.5%和15%处理（P<0.05），22.5%和30%处理堆体温度和O2含量分层不明显，表明当秸秆添加≥22.5%时，相比于耗氧活动，堆体结构的改善对氧气扩散的影响占主导地位。
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1）含水率和FAS值。各处理物料中的含水率随着堆肥进行逐渐降低，尤其是15%处理的含水率降幅在10 d内可达14.4%（图3(a)）。由于7.5%、15%处理在翻堆后出现2次升温且维持高温8 d以上，致使其含水率在25 d后仍出现较为明显的降低趋势。堆肥40 d后，除7.5%处理外，其他处理的含水率持续下降，主要是较强的透气性促进物料被持续风干。堆肥结束时，添加15%及以上秸秆处理的含水率均降至45%以下，满足《畜禽粪便堆肥技术规范》（NY/T 3422-2019）要求[27]。相较于含水率，各处理的FAS在堆肥过程中整体呈现相反变化趋势，且随着秸秆添加比例增大而逐渐增加（图3(b)）。堆肥过程中FAS增长主要发生在兼性堆肥前10 d，主要是因为有机质降解加速升温，促进了水分持续散失（图3(a)）。相较于其他处理，添加15%秸秆处理在堆肥前10 d的FAS增幅最大（19.7%），可能与含水率大幅降低有关。在第25天后，除7.5%处理的FAS仍持续增长外，其余处理均趋于平缓，可能是由于较低的秸秆比例延迟了高温期，从而导致后期剧烈的有机质降解和水分蒸发。
2）VS值。在兼性堆肥过程中，各处理VS含量整体呈现下降趋势（图3(c)），特别是在高温期最显著，表明了有机质的持续降解。堆肥原料中大量易降解有机质（如糖类、蛋白质、氨基酸等）在适宜的氧气、温度条件下可被微生物迅速氧化分解并产生热量，导致堆肥前期VS迅速下降。在第25天翻堆后，7.5%处理VS降低速率更快，主要是由于其较高的易降解有机质含量和较慢的有机质降解速率，使其在翻堆后重新调整了堆体微生物和有机质分配布局，进而改善了好氧微生物代谢。堆肥结束时，VS的降幅随秸秆添加比例增加而减小，7.5%、15%、22.5%和30%秸秆处理分别为15.6%、10.7%、9.0%、7.5%，主要是由于秸秆比例增加提高了堆肥体系中木质素等难降解有机质含量，进而影响了分解速率。
3）pH和EC值。各处理pH整体呈现先上升后逐渐稳定的趋势（图3(d)）。堆肥前期pH升高主要是因为蛋白质、氨基酸等大量有机氮化合物被持续矿化为铵态氮（NH4+），随后在高温下以NH3形式挥发，中和了物料中的有机酸[28]。pH值的上升速率与秸秆添加比例成反比，可能是由于低比例秸秆堆体中粪便含量高，蛋白质含量高，其降解生成的NH4+较多，同时，低比例秸秆处理孔隙率低且含水率高，导致堆体内留存的NH4+含量高[29]。各处理的EC值整体呈现先上升后下降的趋势（图3(e)）。堆肥初期，由于有机质的矿化及有机酸的溶解作用，NH4+、碳酸氢根（HCO3−）、硫酸氢根（HSO4−）等可溶性盐大量产生，并且堆肥前10 d含水率下降迅速（图3(a)），堆体中水溶性离子浓度升高，导致各处理EC值迅速上升[30]。随着大量无机盐被HA结合和小分子有机酸降解，所有处理的EC值在第40天后下降。堆肥结束时，各处理产物的pH和EC值分别为7.8~8.1和2.7~3.5 mS·cm−1，符合《有机肥料》（NY/T 525-2021）的要求[13]。
4）GI值。各处理GI值在前25 d呈现先上升后下降的趋势（图3(f)）。各处理GI值初期升高主要与有机酸不断减少以及NH4+等离子以气体形式挥发有关[31]。各处理GI值在第10天后显著下降，可能是由于物料分解过程中产生了小分子有机醛、多环芳烃等不完全降解产物，不利于种子萌发。随着物料中毒性成分（如低分子量有机酸、多酚等）被微生物逐渐分解并合成腐殖质，各处理GI值持续增加[32]。然而，7.5%处理GI值在40 d后再次出现下降，主要是因为物料持续分解，且较高的含水率（图3(a)）造成物料内部游离孔隙被水膜填充，影响微生物活性[33]。堆肥结束时，7.5%、15%、22.5%和30%处理的GI值分别为96.0%、129.1%、116.5%、118.3%，全部达到《有机肥料》（NY/T 525-2021）的腐熟度要求（GI≥70%）[13]。其中，添加15%秸秆处理的GI值最高，表明辅料配比适宜时，更利于有机质腐殖化进行以及毒性因子消减，从而加速堆体腐熟[34]。
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1）HS、FA、HA和HA/FA值。各处理HS含量整体呈先下降后上升的趋势（图4(a)）。HS含量在前10 d的降幅随秸秆添加比例增加而增大，主要是由于秸秆添加改善了堆体的自由空域（图3(b)），推动了好氧嗜热微生物的氧化代谢作用，致使分子量小且结构简单的FA在高温期易被微生物作为碳源利用[35]。并且部分FA可能会进一步转化生成结构更稳定的HA[36]。此外，高温期大分子物质降解，在堆肥后期进一步聚合形成HA，也是HA增加的原因。这与林嘉聪等[37]研究结果一致，木质素等具有芳香结构的化学物在高温期分解形成大量醛类、酮类物质，在温度下降后快速聚合形成HA。因此，各处理HA含量和HA/FA在堆肥过程中基本呈现上升趋势（图4(c)、(d)），而FA含量则逐渐下降（图4(b)）。在堆肥10~40 d，7.5%处理含有更多蛋白质，促进了氨基酸生成，进而与还原糖发生美拉德反应[38]，经历了更快的HA和HS合成。相比之下，15%、22.5%和30%处理中不稳定腐殖质不断被利用，HA和HS含量在10~25 d迅速下降；但随着木质纤维素的持续分解，可溶性多糖、还原糖、多酚等前体物不断产生[39]，驱动腐殖质含量在降温期开始逐渐升高。然而，30%处理的HA含量在堆肥40 d后出现明显降低现象，可能是秸秆添加比例过多，加快堆体中氧气扩散，提高了微生物代谢活性，促进了前体物质矿化[40]。相较于其他处理，15%处理最终的HA含量最高可提升47.1%，主要是适宜的高温时间促进木质素的降解及中间体和氨基酸的缩合效率，进而增加堆肥产物的腐殖化程度。
2）E280/E472和SUVA254值。E280/E472值在堆肥过程中整体呈现下降的趋势（图4(e)），表明了木质素类化合物的逐渐降解[41]。7.5%处理由于升温缓慢抑制了木质素类等难降解化合物的分解，而30%处理中木质素含量较高，使得这两个处理在初期具有较高的E280/E472值。15%、22.5%和30%处理的E280/E472值在25~40 d更低，表明降温期木质素大量分解，进而促进了腐殖质合成（图4(a)、(c)）。在堆肥过程中，所有处理的SUVA254值呈现先上升后下降趋势（图4(f)）。堆肥高温期微生物活性增强，促进了木质素酚等有机质降解转化为醌类物质，使得SUVA254值逐渐增大[42]。堆肥25 d后，各处理的SUVA254显著降低，这可能是由于有机物降解速率减缓，并且有部分不饱和化合物被微生物分解[43]。在堆肥结束时，15%处理具有相对较高的SUVA254，主要是由于其高温持续时间较长，加快了木质素降解为酚类和醌类化合物[44]。
3）A240-400和E253/E203值。在堆肥过程中，所有处理的A240-400表现为先增加后下降的趋势（图4(g)）。堆肥高温期A240-400的增加可能是由于剧烈的生化反应使得酚类、芳香族羧酸等苯环化合物不断增多，有机分子的缩合程度不断增强[45]。30%处理在堆肥降温期具有较低的A240-400，可能与腐殖质大量分解有关（图4(a)、(c)）。所有处理中E253/E203均呈现了与A240-400相反的变化趋势（图4(h)）。堆肥初期，E253/E203显著降低可能是由于部分含氧官能团（如羧基）转化为CO2[46]。E253/E203在堆肥降温期显著升高，可能是由于有机物分子苯环上的脂肪链发生氧化分解，转化为羟基、羰基等官能团[47]。与其他处理相比，15%处理的E253/E203值在40~60 d较高，可能是由于HA大量合成（图4(c)），其较高的吸附性促进了羰基、羧基、酯基等官能团聚集[48]。
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1）CO2排放量。各处理CO2排放主要集中在堆肥前20 d（图5(a)），主要是由于糖类、蛋白质等易降解有机物被微生物优先降解转化。在堆肥第25天后，7.5%、15%处理的CO2排放量再次升高，主要是翻堆促使有机质均匀分配，且二次升温促使微生物活性增加[49]。CO2排放峰值和累积排放量均随着秸秆添加比例增加而减少，可能是因为较低的秸秆添加比例处理具有更高的含水率和更多的易降解有机质，促进了CO2排放[50]。
2）NH3排放量。与CO2排放相似，各处理NH3排放主要发生在高温期（图5(c)）。堆肥启动后，易降解的含氮化合物（如蛋白质、氨基酸、多肽等）在微生物氨化作用下逐渐被分解为NH4+[51]，随后在高温碱性环境下不断被转化为NH3[52]。在高温作用下，22.5%处理在前25 d具有较高的NH3排放峰值，而随着秸秆比例进一步加大，对NH4+和NH3的吸附作用增强[53]，同时，堆体疏松的结构也提高了供氧效率，促进NH3向NO3−-N的转化过程并提高硝化细菌的活性，从而降低气态氮的损失实现NH3减排的效果[54]，故30%处理的NH3排放量始终保持较低水平。吴海程[10]研究表明NH3排放主要受温度和pH值相互影响，7.5%和15%处理具有更高的pH和更丰富的蛋白质等有机氮化合物，并在翻堆后经历了更显著的升温，NH3在25~30 d剧烈排放，进而导致其最高的累积排放量（图5(d)）。此外，低比例秸秆处理的含水率较高（图3(a)），大量水溶性铵根离子溶解于水中，随着水蒸气的挥发更容易以NH3的形式排出[55]。因此，NH3累积排放量随着秸秆添加比例增加而减少。
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各处理体积减量率和物料减重率呈现逐渐上升趋势（图6(a)、(b)）。堆体体积减量率在前10 d增幅较大，而且随秸秆添加比例增大而逐渐增加，可能是由于更为蓬松的堆体在重力作用下更容易被压缩。此外，由于水分蒸发和气体散失作用，导致减重效果在堆肥前期较为明显。与体积减量率相反，7.5%和15%处理在前10 d减重率最大（23.9%~31.3%），可能是因为较多的牛粪使堆体中含有更多的易降解有机物（如蛋白质、糖类）。随着难降解有机物（如木质纤维素）的持续分解，22.5%和30%处理的减重率在堆肥40 d后显著上升。堆肥结束时，各处理减重率在57.0%~63.7%之间。
为分析水分散失在减重中的作用，进一步计算各处理堆肥过程中的水分和干物质重量变化（图6(c)、(d)）。同减重率结果一致，7.5%和15%处理前25 d干物质和水分质量下降较快，主要是受易降解有机质含量和高温状况影响。堆肥结束时，各处理水分损失率为67.2%~79.6%，水分损失量占物料总损失量（湿基）72.7%~90.5%，表明物料损失主要以水分散失为主。特别是7.5%、15%处理水分损失量占比较大（85%以上），主要是由于堆体含水率高和高温持续时间长。
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堆肥结束时，各处理的TN含量由1.2%~1.8%增加至1.5%~2.5%（图7(a)）。这主要是由于堆肥过程中有机碳和有机氮均被微生物同化和分解，且微生物对有机碳的需求高于对有机氮的需求[56-57]。7.5%和22.5%处理分别具有更长时期的有机碳剧烈降解和较少的NH3排放量，堆肥结束时TN增长率（27.8%、34.5%）相较其他处理（16.4%、25.9%）更大。
由于堆肥中磷和钾元素较为稳定不易挥发，仅存在不同形态间的转化。因此，在堆体的“浓缩效应”作用下，P2O5和K2O含量逐渐增加至0.8%~0.9%、2.0%~2.2%（图7(b)、(c)）[58]。由于秸秆中总养分含量远低于奶牛粪便，总养分含量随着秸秆添加比例增加而减少。堆肥结束时，以15%处理K2O增加率最大（53.1%），进而导致最大的总养分增长率，可能是15%处理水分质量下降最多（图6(d)），其K2O相对质量增加率高于其他处理。堆肥结束时，各处理养分含量在4.6%~5.5%（图7(d)），达到《有机肥料》（NY/T 525-2021）总养分≥4%的要求[13]。
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通过雷达图（图8）综合展示了不同比例秸秆与牛粪混合兼性堆肥对其气体排放（CO2、NH3累积排放量）、腐熟度（GI、HS含量）及堆肥质量（总养分、含水率、减重率）3个维度的协同调控作用。结果表明，30%处理的气体累积排放量最低，气体减排效果较好，但在促进堆体减量、提高总养分含量及腐熟度方面的效果一般。相比之下，15%处理的综合效果最优，能够提升堆体腐熟度（GI、HS含量最高），促进堆体减量，堆体浓缩促使其总养分含量较高，并且其气体排放量也位于各处理中间。因此，在牛粪兼性堆肥中添加15%秸秆对于协同调控堆体促腐减排、提质减量方面有较好改善效果。
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1）随着芦苇秸秆添加比例的升高，明显改善牛粪高含水率和致密结构特性，加快氧气扩散和堆体升温，同时减少CO2和NH3累积排放量。堆肥结束时，各处理体积和质量分别降低42.9%~48.8%和57.0%~63.7%，水分损失量占物料总损失量（湿基）72.7%~90.5%，总养分达到4.6%~5.5%。
2）15%芦苇秸秆添加比例下的效果最好。较其他添加比例，堆肥结束时，15%秸秆处理种子发芽指数最高（129.1%），最高可提升47.1%的HA含量，保障了堆肥过程的芳构化和腐殖质的不饱和官能团生成，并且能够实现快速减量，提升堆肥产品总养分含量。
秸秆复配对奶牛粪便兼性堆肥过程促腐减排与减量化的影响
Effect of straw on maturity, gaseous emission, and weight reduction during anoxic composting of cow manure
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摘要: 辅料调理是实现奶牛粪便等高湿物料兼性堆肥高效进行的有效技术，但不同辅料比例对奶牛粪便兼性堆肥过程气体排放、腐殖化与减量化的调控效果仍有待进一步评价。本研究选用芦苇秸秆以改善奶牛粪堆体结构和碳氮比，分别添加7.5%、15%、22.5%、30%（湿重）的芦苇秸秆与奶牛粪便进行60 d的兼性堆肥试验，探究其促腐减排与减量化的效果。结果表明：随着芦苇秸秆添加比例的升高，体系含水率和自由空域分别呈现逐渐降低和升高的变化趋势，进而促进氧气高效扩散，加快堆体升温和水分蒸发，但减少了CO2和NH3排放以及总养分含量；腐殖质含量、体积减量率和减重率均呈现先升高后下降的变化趋势。相较于其他添加比例，添加15%芦苇秸秆可延长高温持续时间4~7 d；在堆肥结束时，发酵产物种子发芽指数可达129.1%，腐熟度和有机质腐殖化可分别提升9.2%~34.5%和3.2%~47.1%，物料减重率可达63.7%，水分散失占损失总量的85.8%，产物总养分（5.0%）与初期相比增加34.6%。Abstract: Addition of bulking agents is an effective strategy to enhance the efficiency of anoxic composting of high-moisture materials, such as cow manure. However, the regulatory effects of different bulking agent ratios on gaseous emissions, humification, and weight reduction during anoxic composting of cow manure still require further evaluation. In this study, reed straw was selected to improve the structure and C/N ratio of cow manure. Reed straw was mixed with cow manure at the wet ratio of 7.5%, 15%, 22.5%, and 30% and then composted for 60 days. Results showed that moisture content and free air space gradually decreased and increased, respectively, with the increased ratio of reed straw to facilitate oxygen diffusion, temperature increase, and water evaporation as well as reduce carbon dioxide, ammonia emissions and total nutrient content. Humus content, volume reduction rate, and weight reduction rate exhibited an increase and then decrease profile during anoxic composting. By contrast, 15% of reed straw extended thermophilic duration by 4~7 days and enhanced germination index to 129.1% by the end of composting to improve maturity and humification by 9.2%~34.5% and 3.2%~47.1%, respectively. In addition, the 15% addition ratio could achieve 63.7% of material weight reduction rate, 85.8% of water loss, and the increase in total nutrient content by 34.6% in comparison with feedstocks (5.0%).
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Key words:
- cow manure /
- anoxic composting /
- maturity /
- gaseous emissions /
- weight reduction
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塑料的广泛应用给现代生活带来了极大的便利，但也导致了不同环境中严重的塑料污染。每年有超过300万t的塑料被生产出来，只有20%的塑料制品可以被无害化处理或回收利用[1]，塑料污染已经成为一个日益严重的问题。粒径<5 mm的塑料颗粒被定义为微塑料（MPs）[2]，其主要来源是塑料在物理、化学和生物等因素的作用下（如机械磨损、风化、紫外线辐射和微生物作用），分解或降解成小的塑料颗粒。微塑料也可以来自最初制造的小颗粒，如牙膏和化妆品中的微珠[3]。
相关文献关于土壤、海洋和生物体中微塑料的研究较多，而大气中微塑料的研究相对较少。由于具有能远距离迁移的特点，大气中的微塑料可能是陆海中微塑料的重要来源。同时，微塑料是环境污染物、细菌和病毒等的载体，被人体或其他生物吸入会有健康风险[4-5]。到目前为止，对空气中微塑料的检测研究只在少数城市和地区进行，如巴黎、伦敦、汉堡、东莞、上海、北京和烟台，其所在区域微塑料的污染特征见表1。由于采样方式和检测方式的不同，研究结果的丰度单位和尺寸范围都不统一，这影响了全球数据之间的比对。
表 1 大气中微塑料的浓度和特性Table 1. The concentrations and characteristics of microplastics in the atmosphere研究地区 丰度 粒径/μm 形状 微塑料类型 巴黎[6] 29~280 粒·m−2·d−1 100~500 纤维，碎片 — 平均：118 粒·m−2·d−1 500~1 000 1 000~5 000(>50%) 巴黎[7] 城市：110±96 粒·m−2·d−1 50~5 000 纤维 聚合物：PET、PA、PU 郊区：53±38 粒·m−2·d−1 巴黎[8] 室外：0.4~59 粒·m−2·d−1 室外：50~1 650 纤维 聚合物：PA、PP、PE 室内：0.3~1.5 粒·m−2·d−1 室内：50~3 250 汉堡[9] 275 粒·m−2·d−1 碎片：<63（77％） 碎片，纤维 PE、EVAC、PTFE、PVA、PET 63~300（22％） 300~5 000（1％） 纤维：<63（7％） 63~300（25％） 300~500（68％） 伦敦[10] 771±167 粒·m−2·d−1 纤维：905±641 纤维、碎片、薄膜、颗粒、泡沫 PAN、PES、PA、PP、PVC、PE、PET、PS、PUR 非纤维：164±167 东莞[11] 36 ± 7 粒·m−2·d−1 200~4 200 纤维、碎片、薄膜、泡沫 PE、PP、PS 烟台[12] 400 粒·m−2·d−1 <500（主要） 纤维、碎片、薄膜、泡沫 PET、PE、PVC、PS 500~3 000 3 000~5 000（少数） 中国39个主要城市[13] PET: 50~2 000 纤维、颗粒 PET、PU、PA、PE、PP、PAN 室内:1 550~120 000 mg·kg−1 室外：212~9 020 mg·kg−1 上海[14] 120.72 kg 23.07~9 554.88 纤维、碎片、颗粒 PET、PE、PES、PAN、PAA、RY、EVA、EP、ALK 北京[15] RB：5.7×10³ 纤维·mL−1 5~200 纤维 — HRH：5.6×10³ 纤维·mL−1 | Show Table
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完整的微塑料分析流程包括采样、预处理、鉴定和进一步分析。然而，目前还没有建立一套标准化方法用于样品采集和后续分析[16]。不同的实验方法影响了对微塑料不同研究结果的比较和整合。目前，用于研究大气中微塑料的方法仍很有限，特别是采样过程，这个过程会影响后续的检测和分析。尽管微塑料的仪器检测技术得到了很大的发展，但仍然很难对大气微塑料进行定量定性分析。综上，对大气中的微塑料进行全面和标准化的采样和分析方法是必要的。本综述将结合国内外研究进展，介绍目前识别和量化大气中微塑料的常用方法并讨论这些方法的适用条件和局限性。
1. 样品采集
采样方法影响空气中微塑料浓度的检测。目前，用于空气中微塑料样品采集的方法有被动采样和主动采样[17]。
1.1 被动采样法
干湿沉降法和粉尘收集法是被动采样的两种方式。干湿沉降通过被动沉降采样器采集，采样器一般由收集柱，承接管和终端收集瓶3部分组成[18]。通过采集干湿大气沉降物（主要包括降水、灰尘和微塑料）达到收集微塑料的目的。该装置结构简单，操作容易，是采集大气微塑料的理想方法[19]。该方法适用于在远程区域中的采样，无需访问电源，可以长期连续收集。但干湿沉降的采样条件难以统一：（1）采样高度不统一，通常在地面以上1、1.8 m或者在建筑物的顶层露天平台完进行。（2）采样周期和频率也各不相同，如在巴黎的大气微塑料研究中，大气沉降物的采样周期为3个月，采样频率从7 d（湿沉降）到30 d（干沉降）不等；在汉堡的采样频率是每两周采集1次，为期12周；在美国各大保护区的采样频率则是一个月或两个月采1次[7,10,20]。（3）采样装置不统一，采样面积也不相同，如巴黎的采样面积是0.325 m2，而东莞的则是0.017 7 m2[7,12]。
粉尘收集法是指用吸尘器或刷子等工具，收集指定区域内自然沉降的灰尘，通过检测和观察灰尘中的微塑料来估计大气中微塑料的成分及含量[21]。LIU et al[14]通过此方法采集中国39个主要城市室内外灰尘来检测大气中的微塑料，采样面积固定为4 m2。DRIS et al[9]从日常生活中使用的吸尘器中提取客厅和卧室的灰尘，来估算室内纤维的沉积情况。O’BRIEN et al[21]在澳大利亚城市大气微塑料的研究中，用天然纤维硬毛刷将道路沥青表面的灰尘样本收集进金属簸箕，采样面积是1 m2×2 m2。粉尘收集法具有操作简单、能同步收集多个地区样本和同时进行集中检测分析的优点，但粉尘收集效率受到路面类型的影响，25 µm以下的颗粒很难被收集，且灰尘中的微塑料含量很难直接代表大气中微塑料浓度，检测结果受周围环境影响较大[21]。
1.2 主动采样法
主动采样法主要通过专门的采样器完成[9, 15]。主动采样器主要由操作台、泵和过滤装置等构成，采样器连接电源，使用泵主动将空气抽送到过滤装置中，空气通过不同孔径的过滤装置，最终将微塑料留在滤膜上[19]。与被动采样方法相比，该方法更加高效，可以在室外或室内空气中快速收集大气微塑料颗粒。该采样装置还可以通过设置在成人的呼吸高度和平均呼吸率下进行采样，模拟成人每天吸入的微塑料数量[9]。电力来源是限制该方法使用的主要因素。此外，主动抽滤采样器的成本较高且有电子操作屏幕，因此不宜在降水时使用。使用主动采样器时通常会搭载便携式气象站来获取采样的气象条件，如风速、风向、温度、湿度等[9,15-16]。
2. 样品前处理
到目前为止，还没有建立标准化的样品制备方法，但在环境中微塑料的多项研究中有两个常见流程。首先是去除吸附在微塑料表面的有机物，为随后分离、识别和定性做准备[22]。然后是将微塑料从大气颗粒物中分离出来[15]。一些氧化剂（H2O2）、酸（HNO3、HCl）、碱（KOH、NaOH）和酶被用来去除有机物[23]。在分离微塑料的过程中，密度分离是最常用的方法，目前分离多个微塑料颗粒的最有效的浮选剂是密度为1.6～1.7 g/cm3的氯化锌溶液[24]。
2.1 有机物去除
酸、碱、氧化剂、酶是去除有机物常用的消解剂，通常需根据样品类型来选择[25]。用强碱对样品进行前处理的消解率优于强酸的消解率[25]。最常见的强碱消解剂是KOH和NaOH[23]。其中，KOH适用于处理动物组织。NaOH的消解率很高，但是消解过程中尼龙纤维、PET、PC、PE和PVC这些塑料颗粒会受到不同程度的破坏。氧化剂中最常用的是H2O2，30%的过氧化氢溶液被认为对微塑料的破坏性最小，但不适用于大批量处理含微塑料的冲洗液。酶消解法是纯化微塑料颗粒的有效方法[26]。首先，酶不仅不会破坏微塑料，而且对基质的分解也很彻底，微塑料的回收率可以达到90%以上，酶消化和双氧水的协同处理还可以提高消化效率[25]。其次，使用酶比使用其他消解液更加环保，不会污染环境。但使用酶的局限性在于，对于不同类型的有机物，需要选择不同的酶来增加分解效果，而且酶处理需要的时间较长，成本也比其他消解液更高，这就限制了该方法的广泛使用[26]。
2.2 微塑料分离
密度浮选法是最常见的微塑料分离方法，其原理是将样品置于高密度盐溶液中，利用微塑料密度小的特点使微塑料颗粒浮于溶液表面，其他沉积物则留在盐溶液底部，从而达到分离微塑料的目的[27]。1.2 g/cm3的NaCl溶液、1.6～1.7 g/cm3的ZnCl2溶液、1.3～1.5 g/cm3的CaCl2溶液及1.8 g/cm3的NaI溶液都是常见的浮选剂[28-29]。NaCl溶液无法浮选高密度的微塑料如PVC（相对密度1.4 g/cm3），ZnCl2溶液和NaI溶液的悬浮效果好、回收率高，但对环境有毒性。为了兼顾不同密度的微塑料，可以先用低密度的NaCl溶液浮选，再用高密度的ZnCl2溶液连续浮选。除密度浮选法外，还有一些技术和方法用来分离微塑料，如泡沫浮选法[29]、浊点萃取法[30]、磁分离技术[31]等，但因这些方法的分离效率较低，步骤复杂或成本较高，应用较少。
3. 样品检测
大气中采集的微塑料样品，经过前处理后，大多以膜作为承载微塑料的基底，进行检测和分析[32]。检测方法决定了微塑料鉴别的准确性以及鉴别效率，常用的微塑料检测方法有目视法、扫描电子显微镜、傅里叶变换红外光谱法、拉曼光谱法以及热解气相色谱－质谱分析法。
3.1 目视法
目视法是最简单和最常用的识别方法。在立体显微镜的帮助下对微塑料的颗粒大小、颜色、形状进行观察和分类，同时使用某些软件程序来对检测到的微塑料进行图像分析和丰度量化[18]。如在巴黎和东莞地区的微塑料研究中，使用了Histolab和DinoCapture软件分析空气中的微塑料[9,12]。目视识别方法适用于快速计数大量微塑料，但检查者的主观性会影响检测结果。此外，显微镜的质量、微塑料的颗粒形状、颜色和尺寸都可能导致高估或低估微塑料丰度[18]。
3.2 扫描电镜
扫描电镜（SEM）也是鉴定微塑料的常用仪器。扫描电镜是一种介于透射电子显微镜和光学显微镜之间的一种观察手段[33]。高强度的电子束被产生并扫描样品表面，由于电子之间的相互作用，来激发各种物理信息，对这些信息收集、放大、再成像以达到对物质微观形貌表征的目的[34]。新式扫描电子显微镜可以产生高分辨率的表面细节图像（<0.5 nm的分辨率）。此外，结合SEM和能量色散X-射线能谱（SEM-EDS）可以提供颗粒的元素组成信息[7]，如来自悬浮灰尘的微塑料的元素组成就是通过SEM-EDS确定的[16]。尽管SEM已经成功地用于识别微塑料，但它是一种耗费时间的方法，需要进行样品的预处理和观察，因此SEM并不适合鉴定大量的微塑料。
3.3 傅里叶变换红外光谱法（FTIR）
傅里叶变换红外光谱是鉴定微塑料的聚合物成分最常用的技术[35-36]。傅里叶变换红外光谱法的原理是：不同的样品由不同的成分组成，当一定频率的红外光照射到样品时，由于样品分子的特定基团对某些频率的光有吸收，而对其他频率的光无吸收，呈现出独特的带状光谱，每种成分对应不同的光谱图像，通过将目标颗粒的光谱与图书馆中已知的构成微塑料的聚合物的类型对应来识别样品中的微塑料成分[26]。与视觉分析相比，FTIR可以分析小尺寸的颗粒，而且识别的结果更可靠。微型傅里叶变换红外光谱（micro-FTIR）是识别空气中微塑料的理想技术[35]，因为它在检测小至20 μm的微塑料颗粒方面效果更好。如使用微型傅里叶变换红外光谱仪对东莞、上海和巴黎的大气沉降物或空气中的微塑料的化学成分进行了鉴定，发现了一些聚合物，如聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）和聚苯乙烯（PS）[9,12,15]。傅里叶变换红外光谱有透射、反射和衰减全反射3种模式，反射和衰减全反射模式在微塑料的检测中应用较多，光谱范围一般设置为4 000～500 cm−1，分辨率为8 cm−1[12,14]。所有的傅里叶变换红外技术都需要昂贵的仪器，而且识别微塑料是一项耗时的工作，需要训练有素的操作人员，这使得在研究中无法使用FTIR来检测大量的微塑料[32]。尽管FTIR有一些局限性，但它仍然是一种可靠的技术，是检测从环境中收集的微塑料最广泛使用的方法。
3.4 拉曼光谱法
拉曼光谱是检测各种环境中微塑料的常用技术[29]。将单一波长的激光照射到目标样品上后，由于样品的反射、散射和吸收，会产生不同类型的激发并被检测出来[29]。频移与样品的分子结构和化学成分有关[37]，可用于识别微塑料聚合物。绝大部分微塑料的拉曼振动峰都在3 500～500 cm−1的范围内[24]。与FTIR技术类似，拉曼光谱法只需要少量来自不同环境的微塑料，就可以产生高度可靠的结果。此外，拉曼光谱的优化技术也可以应用于微塑料的鉴定。微型拉曼光谱法（拉曼光谱成像设备和显微镜的结合）可以检测到小至1 µm的微型塑料，而这种分辨率是其他方法无法达到的[38]。在使用显微拉曼光谱之前，应将样品进行有机物去除，以避免出现高背景荧光[37]。与红外技术相比，用拉曼光谱法建立的聚合物光谱库还不完善，添加剂可能影响光谱结果的准确性[39-40]。此外，选择一个合适的激光波长，以增加信号强度和减少潜在的荧光是比较困难的。然而，拉曼光谱法是仍然是一种可靠的微塑料分析方法。
3.5 热解气相色谱－质谱分析法
热解气相色谱－质谱法(Pyr-GC/MS) 很少被用于大气中的微塑料研究，但它被广泛用于其他环境中的微塑料研究[21,41-42]。微塑料的化学成分可以通过使用Pyr-GC/MS分析其热降解产物来确定，并将结果与程序数据库进行比较[42]。由于微塑料的热分解产物是成分分析的基础，微塑料的形状、大小和颜色并不影响Pyr-GC/MS的结果[41]。与拉曼光谱不同的是Pyr-GC/MS不受微塑料中含有的添加剂的影响[38]。这种技术可以提供关于不同环境中的聚合物类型和添加剂的详细信息[7]。使用Pyr-GC/MS分析化学成分时，只需要少量的微塑料样品即可，但Pyr-GC/MS是热分解方法，对微塑料有破坏性，所以每一个微塑料颗粒只能被分析一次。因此，建议将Pyr-GC/MS作为其他鉴定方法的补充，来获得更准确的实验结果。
4. 讨论
收集微塑料样本是检测大气中微塑料的第一步。被动采样更适合于长期连续收集样本，或在偏远地区取样，不需要电源。主动式采样器通常用于快速收集大气样品，并且它可以提供悬浮在大气中的微塑料颗粒的样本。然而，不论是主动采样还是被动采样，都很难全面地采集大气中的微塑料样品，许多较小的微塑料或纳米塑料无法用这些取样方法收集，这也是研究中经常估计纳米塑料碎片会更多但无法定量的主要原因，这严重影响了对大气中微塑料浓度的测定。因此，开发新的采样方法和技术来获取较小的微塑料是亟须解决的。
在前处理过程中，去除有机质通常会使用一些强碱、氧化剂和酶。但氧化剂和酸碱可能会破坏微塑料的表面或溶解非常小的微塑料，降低微塑料的识别和定性的准确性。同时，浮选剂的选择也会影响微塑料回收率。此外，虽然已有很多技术用于微塑料的检测和分析，但缺点也很明显，如识别效率低、无法同时进行定性定量分析、＜50 μm的微塑料难以辨识和鉴定以及缺乏严格和通用的方法来快速准确地识别大量微塑料的形状、颜色、大小和化学成分等，建议在检测大气微塑料的研究中采用一种以上的识别方法，以消除统计误差，获得精确结果。
综上，后续的研究应该集中在更高效率的采样、提取和快速识别大量微塑料的方法和仪器上。应尽快建立标准方法，以促进微塑料的识别研究，并同全球研究进行比较。此外，应制定可靠的策略和模型来估计微塑料对生态环境的潜在风险，特别是对人类的潜在风险。
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图 2 堆肥过程温度和氧气含量变化
Figure 2. Changes in temperature and oxygen content during composting
图 3 堆肥过程中含水率、FAS、VS、pH值、EC、GI变化
Figure 3. Changes of moisture content, FAS, VS, pH value, EC, and GI during composting
图 5 堆肥过程CO2、NH3的日排放量和累积排放量
Figure 5. Daily and cumulative emissions of CO2 and NH3 during composting
图 6 堆肥过程体积减量率、减重率、干物质质量和水分质量的变化
Figure 6. Changes of volume reduction rate, weight reduction rate, dry mass and water mass during composting
图 7 初始和结束的TN、P2O5、K2O和总养分含量变化
Figure 7. Changes of TN, P2O5, K2O, and total nutrients content at the beginning and end of composting
图 8 不同处理综合效应的雷达图
Figure 8. Radar chart of the comprehensive effects of different treatments
表 1 堆肥物料基本理化性质
Table 1. Physicochemical properties of composting materials
堆肥原料 含水率a 容重a/（kg·m−3） pH值a 电导率a /（mS·cm−1） 总有机碳含量b 总氮含量b 五氧化二磷b 氧化钾b 奶牛粪便 73.6%±0.0% 401.7±10.3 7.0±0.0 2.1±0.1 23.8%±0.3% 1.9%±0.0% 1.5%±0.0% 1.3%±0.0% 芦苇秸秆 16.8%±0.0% 149.7±4.5 7.5±0.1 2.9±0.5 37.4%±0.6% 1.2%±0.1% 0.6%±0.2% 1.7%±0.1% 注：a基于湿基质量，b基于干基质量。
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