炭基輔料對羊糞好氧堆肥中氮素損失的影響

王海候，何 胥，陶玥玥，金梅娟，陸長嬰，施林林，周新偉，沈明星*

（1.江蘇太湖地區農業科學研究所/農業部蘇州水稻土生態環境重點野外科學觀測試驗站，江蘇 蘇州 215155；2.江蘇省安豐生物源農藥工程中心有限公司，江蘇 太倉 215400）

現代“草-羊-田”農牧循環生產技術模式是江蘇蘇南經濟發達地區生態循環農業發展的一項最新研究成果。針對稻麥秸稈綜合利用，構建了“種植廢棄物（秸稈）-養殖生產資料（飼料）-畜產品（肉羊）-養殖廢棄物（羊糞）-種植生產資料（有機肥）-農產品（稻米）-種植廢棄物（秸稈）……”農牧廢棄物多級增值利用的循環鏈，與種養分離傳統產業相比，種養結合循環產業凈收益增加了45%。在這一技術模式中，養殖廢棄物（羊糞）的堆肥化處置是實現“物質鏈、技術鏈、價值鏈”三鏈融合的重要環節，然而，羊糞有機肥生產過程中，羊糞C/N較低（16～18），而稻麥秸稈等高C/N生物質絕大部分被裹包青貯并用于生產養殖飼料，羊糞堆肥化處置中輔料添加量遠小于實際需求量，導致堆肥過程中氮素養分損失較大（>45%），不僅降低了羊糞有機肥的農用價值，而且還造成了養分資源的流失，增加了環境污染風險[1-2]。因此，有效控制并減少羊糞有機肥生產過程中的氮素養分損失是“草-羊-田”農牧循環生產技術模式生態綠色發展的關鍵環節，影響著該項技術模式的應用前景。

炭基輔料是筆者所在課題組利用樹枝等生態林地廢棄物，采用生物質炭化設備，通過生物質非充分炭化方法（即生物質表層充分炭化，而內部不完全炭化），研制的一種新型生物質炭，呈粒塊狀，表層為生物質炭，內部仍然為木質化結構。目前已有許多研究報道了生物質炭應用于堆肥工程中具有較好的固氮作用[3-7]，筆者將炭基輔料（粒徑6～7 cm）應用于豬糞堆肥過程，堆肥體氮素損失率較對照處理降低了22.8%[8]，由于不同類型畜禽糞便具有不同的理化性質[9-11]，并且有關羊糞好氧堆肥過程氮素養分損失及控制技術的報道涉及較少[12-13]，為此，本文將炭基輔料與羊糞、稻草混合，采用模擬堆肥的方法，研究炭基輔料對羊糞堆肥中溫度、氮素形態轉化等指標的影響，以期為羊糞堆置過程氮素損失控制及堆肥質量提高提供技術支撐，為炭基輔料在羊糞有機肥生產中的應用提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

羊糞來源于太倉市城廂鎮東林生態羊場，有機碳質量分數為35.6%、全氮質量分數為2.04%、含水率為71.2%。稻草取自太倉市城廂鎮東林農場，有機碳質量分數為41.5%、全氮質量分數為0.71%、含水率為16%，用秸稈粉碎機進行3～5 cm切碎處理后備用。炭基輔料由項目組自制，原材料為園林廢棄修剪樹枝（由常熟市園林住建局提供），選擇直徑6～7 cm的廢棄樹枝進行長度6～7 cm切割，然后置于熱解爐中（由張家港天源機械廠提供），在無氧條件下經700℃熱解處理，熱解時間為90 min，之后冷卻、備用。炭基輔料如圖1所示，粒徑6～7 cm，其表層實質為生物質炭，僅在參與堆肥過程的形態規格上區別于常規的粉末狀生物質炭。

圖1 炭基輔料Figure 1 Carbonaceous amendment

1.2 試驗設計與概況

堆肥試驗于2016年9—10月，采用靜態堆置高溫好氧發酵的方法，在太倉東林生態肥料廠進行。試驗共2個處理，以羊糞與稻草重量比9∶1混合體為對照（肥料廠常規操作方式），參照項目組前期研究[7]，在對照基礎上添加重量占比15%炭基輔料為處理，分別用CK、CA表示。CK處理的物料組成為：900 kg羊糞與100 kg稻草充分混勻；CA處理的物料組成為：900 kg羊糞、100 kg稻草及150 kg炭基輔料充分混勻。

混合堆肥體含水率均控制在65%～70%，各處理堆肥物料按等量均分為3份，分別裝入3個堆肥反應器內（3次重復），稱量每個堆肥反應器內物料質量。堆肥反應器呈立方體箱形，容積為1 m3，采用厚度為2 cm的PVC板，通過塑料焊條拼裝而成；反應器底部靠近邊角處安裝4個活動輪（高度為25 cm）；底面均勻分布直徑為2 cm的圓形通氣孔，通氣孔面積總和約為底部面積的1/3；箱壁覆蓋海綿（厚度為15 mm）及鋁箔膠帶，在箱壁正中間布置3個測溫孔（直徑2 cm），垂直方向等距排列；反應器頂部無蓋。當堆體溫度超過75℃時或每隔7 d左右翻堆1次，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質量后再次裝箱；堆肥結束后，稱量堆肥物料的最終質量。

1.3 測定指標與方法

（1）堆溫：堆肥過程中，每日10：00或16：00左右，用長度為60 cm的紅水溫度計，在堆肥反應器上、中、下位置，測定堆肥體內部30 cm左右深處的溫度，直至堆肥結束，同時測定氣溫，并按日期記錄溫度數據。

（2）堆肥物料各形態氮素含量：堆制后第1、3、7、13、18、27、34 d，每個堆肥反應器內多點取堆肥混合樣品2 kg，帶回實驗室。堆肥樣品在實驗室內分成3份，一份采用105℃烘干法測定堆肥樣品的水分，一份制取新鮮樣品的浸提液，一份置于陰涼處進行風干處理。浸提液的制取方法為：稱取鮮樣40 g放入塑料瓶中，加400 mL去離子水，蓋緊瓶蓋后置于振蕩器內（150 r·min-1），振蕩浸提30 min后過濾，收集濾液并做好標記。浸提液測定銨態氮、硝態氮（SKALA流動分析儀）等。風干的堆肥樣品進行100目粉碎后，測定凱氏氮（濃硫酸-雙氧水消煮、凱氏定氮法），全氮含量為凱氏氮與硝態氮之和、有機氮含量為凱氏氮與銨態氮之差。堆肥樣品灰分（馬弗爐550℃灼燒法）僅測定了第1 d與第34 d采集的樣品。

（3）NH3揮發速率及累積量：NH3揮發收集裝置如圖2所示，底部為圓環形槽狀底座（高8 cm、槽深3 cm、圓環內徑18 cm、圓環外徑22 cm）；中部為開口向下的圓柱形透明有機玻璃箱（直徑為20 cm，高度30 cm），玻璃箱內部放置一個250 mL的玻璃燒杯，玻璃箱頂部設有1個通氣孔；上部為通氣孔與乳膠軟管連接，乳膠軟管向上延伸至2.5 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，每日觀察裝置內硼酸的顏色變化，若顏色由紅變綠，則需置換硼酸溶液，置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-1）溶液進行滴定分析，并記錄稀硫酸用量，直至堆肥結束。將1 d內玻璃箱裝置收集的氨揮發量乘以31.85（堆肥反應器與氨揮發收集裝置的面積比），再與堆肥體質量（每次翻堆時稱重）的比值即為單日的氨揮發量。氨揮發累積量[7]：堆肥過程中每日氨揮發量的總和。

圖2 NH3揮發測定示意圖Figure 2 Schematic diagrams of measuring ammonia volatilization

（4）N2O排放通量及累積量：采用靜態氣體采集箱-氣相色譜法。N2O氣體采集裝置如圖3所示：底部為方環形槽狀底座（高8 cm、槽深3 cm、方環內邊長18 cm、方環外邊長22 cm）；上部是一個開口向下的長方體箱體（長 20 cm、寬20 cm、高30 cm，容積為12 L），采用厚度為1 cm的PVC板，通過塑料焊條拼裝而成；在箱體其中一面的2/3高度正中間設置一個取氣孔，取氣孔用色譜級軟膠墊進行密封處理；箱體外表用鋁箔膠帶進行覆蓋處理。分別于堆肥開始后1、3、7、13、18、27、34 d，進行 N2O 氣體樣品采集與測定。于9：00—11：00，各處理反應器上安裝氣樣采集箱底座，蓋上氣體采集箱，水密封，于0、5、10、15 min后分別用針筒抽氣100 mL，轉移至100 mL鋁箔氣樣袋，待分析。每個反應器重復3次。利用氣相色譜儀（島津GC-14B）測定氣樣中N2O的濃度。N2O排放通量：

式中，F為N2O氣體日均排放量，mg·kg-1·h-1；ρ為被測氣體標準狀態下的密度，N2O為1.978 kg·m-3；V為取樣箱頂部空間的體積，m3；dc/dt為采樣箱內被測氣體的濃度變化率；T為采樣過程中采樣箱內的平均溫度，℃；25為堆肥反應器與N2O氣體采集裝置的面積比；m為堆體干基質量，kg。N2O排放累積量：將相鄰2次取樣時間點的N2O排放通量平均值與該段時間的乘積，得出某一時間段的N2O排放量，再將各時間段N2O排放量依次疊加。

（5）氮素損失率[14]：根據堆制腐熟過程中灰分無損失（絕對量不變），推導氮素損失率的計算公式：

式中，N1為堆肥開始前全氮質量分數（以干基計），%；H1為堆肥1 d時灰分含量分數，%；N34為堆肥為34 d時全氮質量分數，%；H34為堆肥34 d時灰分質量分數，%；

（6）保氮效率：

1.4 數據處理與統計分析

數據采用Microsoft Excel 2010整理、SPSS 23.0進行統計分析。

2 結果與分析

2.1 堆肥過程中的溫度變化

溫度是反映堆肥過程中微生物活動能力、有機物降解速率及是否達到無害化要求的重要過程參數之一[15]。由圖4可知，整個堆肥過程中，堆肥溫度總體呈先上升后下降的變化趨勢，每次翻堆后，堆肥溫度有小幅度的上升，但之后均呈現逐漸下降的變化趨勢。堆肥后第1～7 d，2個處理的堆肥溫度均快速上升，但CA處理的堆肥溫度上升速度明顯快于CK處理，CA處理的堆肥溫度在第2 d達最大值（76.83℃）、CK處理在第7 d達最大值（67.35℃）；堆肥第8～34 d，CA處理的堆肥溫度總體上大于CK處理，但差異幅度較小。本試驗中CA、CK處理的堆肥溫度在55℃以上維持了18～20 d，符合高溫堆肥無害化和腐熟條件[2]。

2.2 堆肥過程中不同形態氮素含量變化

圖5為堆肥過程中各形態氮素含量的動態變化曲線，由圖5可知，2個處理的全氮、有機氮含量均呈下降的變化趨勢，CA處理的全氮、有機氮含量均高于CK處理。

堆肥過程中CA處理的銨態氮含量小于CK處理（圖3），在整個堆肥進程中，CK處理的銨態氮含量先呈現小幅度的上升，在堆肥第2 d達到最大值（2.26 g·kg-1），之后一直表現為下降的變化趨勢；CA處理的銨態氮含量呈下降的變化趨勢，其中在第7～13 d的變化幅度較大，第13～34 d的變化幅度較為平緩。堆肥過程中CA、CK處理的硝態氮含量在第1～3 d差異較小，CA處理的硝態氮含量在第7～34 d明顯低于CK處理，其中CK處理的硝態氮含量在堆肥第3～7 d上升幅度最大。

2.3 堆肥過程中的含氮氣體排放

2.3.1 NH3揮發

由圖6可知，堆肥過程中2個處理的NH3揮發速率總體上均表現為先上升后下降的變化趨勢，且不同處理的堆肥體NH3揮發速率表現不同，整個堆肥過程中CA處理的NH3揮發速率明顯低于CK處理。堆肥第1～7 d，2個處理的NH3揮發速率均快速上升，在第6 d達最大排放峰值，不同處理的NH3揮發速率表現為CK>CA；堆肥第8～34 d，堆肥體的NH3揮發速率總體呈下降的變化趨勢，但每次翻堆措施對CK處理NH3揮發速率的促進作用明顯大于CA處理。

圖3 N2O排放測定示意圖Figure 3 Schematic diagrams of measuring N2O emissions

從堆肥體NH3累積揮發量來看（圖6），堆肥后第1～7 d，所有處理的NH3揮發累積量均快速上升，第7 d時CK處理的堆肥體NH3揮發累積量大于CA處理，但差異不顯著（P>0.05）；堆肥后第8～14 d，CK處理的堆肥體NH3揮發累積量增長迅速，且顯著高于CA處理，第14 d時CK處理的堆肥體NH3揮發累積量顯著大于CA處理（P＜0.05）；堆肥后第15～34 d，CK處理的堆肥體NH3揮發累積量仍然呈快速上升的趨勢，而CA處理的堆肥體NH3揮發累積量變化幅度逐漸平緩，且在堆肥后期幾乎無增加，堆肥第34 d時，不同處理的堆肥體NH3揮發累積量差異性達顯著水平（P＜0.05），主要表現為CK處理（368.38 mg·kg-1）>CA處理（175.63 mg·kg-1）；整個堆肥過程中CA處理的NH3揮發累積量較CK處理降低了52.32%。

2.3.2 N2O排放

圖4 堆肥過程中溫度變化Figure 4 Temperature dynamics during composting

圖5 堆肥過程中各形態氮素變化Figure 5 Changes of different nitrogen forms during composting

由圖7可知，堆肥進程中，2個處理的堆肥體N2O排放速率均呈先上升后下降的變化趨勢，且N2O排放速率在堆肥第18 d時達最大值。堆肥第1～7 d，CA處理的N2O排放速率顯著大于CK處理（P＜0.05），且上升趨勢的變化幅度大于CK處理；堆肥第7～18 d，CK處理的N2O排放速率快速上升，雖然CA處理的N2O排放速率依然大于CK處理，但差異不顯著（P>0.05）；堆肥第18～34 d，2個處理的堆肥體N2O排放速率快速下降。整個堆肥過程中，CA處理的N2O排放速率均大于CK處理。

根據堆肥體N2O排放累積量分析結果，CA處理的N2O排放累積量大于CK處理，在堆肥第1～3 d差異幅度較小，在堆肥第7～34 d差異幅度逐漸增大。堆肥結束后2個處理的N2O排放累積量分別為：CA處理88.94 mg·kg-1，CK處理50.38 mg·kg-1，CA處理的N2O排放累積量較CK處理增加了76.53%，但無顯著差異性（P>0.05）。

2.4 堆肥前后各形態氮素的變化率及保氮效果

圖6 堆肥過程中氨揮發的變化Figure 6 Emission rate of NH3during composting process

圖7 堆肥過程中N2O排放的變化Figure 7 Emission rate and accumulative amount of N2O during composting process

表1 堆肥前后各形態氮素的變化率及保氮效果（%）Table 1 Loss percentage of different nitrogen forms and effect of nitrogen conservation during composting（%）

堆肥前后各形態氮素的變化率如表1所示，由表1可知，堆肥過程中硝態氮的變化率最大、銨態氮其次，但2個處理之間無顯著差異性（P>0.05），CA處理的有機氮、全氮含量的變化率顯著小于CK處理（P＜0.05）。根據有機物料堆制腐熟過程中灰分無損失的原理[20]，計算氮素損失率。CK、CA處理的氮素損失率分別為50.49%、32.63%，CA處理的氮素損失率顯著小于CK處理（P＜0.05）。與CK處理相比，CA處理的保氮效率為35.37%。

3 討論

3.1 炭基輔料對羊糞堆肥溫度的影響

眾多研究均表明，生物質炭具有加快堆體升溫的作用[8，16-18]，如李麗劼等[19]研究發現，在豬糞堆肥中添加適量的竹炭有利于提高堆體溫度，加快堆肥腐熟進程；本試驗結果表明，與CK處理相比，羊糞堆肥中添加炭基輔料，可以促進堆肥后第1～7 d堆肥溫度快速上升，CA處理的堆肥溫度在第2 d達最大值（76.83℃）、CK處理在第7 d達最大值（67.35℃），與生物質炭豐富的孔隙結構有關，促進了微生物的擴繁增殖，激發了微生物活性，提高了堆肥前期微生物的代謝與產熱能力[20-22]；但在堆肥第8～34 d，CA、CK處理堆肥溫度差異幅度較小，其原因可能是堆肥物料中羊糞呈顆粒狀[12]，堆肥體形成了較好的自由空域，提高了堆料中氧氣含量，有利于微生物活動[23-24]，CK處理的微生物由于缺少激發作用，經歷7 d的擴繁增殖才逐漸達到了添加炭基輔料的效果。然而，有關羊糞堆肥過程中溫度上升與堆肥體自由空域值的關系、生物質炭添加量與堆肥體微生物代謝與產熱能力的關系尚不明確，有待進一步的研究。

3.2 炭基輔料對羊糞堆肥過程氮素轉化及損失的影響

氮素在堆肥過程中的轉化主要包括有機氮的礦化、硝化和反硝化、NH3吸附和揮發以及有機氮的合成[25]。一方面有機氮經礦化作用轉化為無機氮，部分以NH3形式揮發損失，部分與水結合形成在硝化細菌的作用下進一步轉化為、N2O，部分經反硝化作用產生N2、N2O等[26]；另一方面通過微生物的代謝合成可將部分氮素轉化為腐殖質的一部分[27]。本試驗結果表明，添加炭基輔料降低了羊糞堆肥體的、含量，且顯著減少了NH3揮發累積量，堆肥34 d后CA處理的NH3揮發累積量較CK處理降低了52.32%，與許多已經報道的研究結論相同[2-7]，然而，關于添加生物質炭減少堆肥過程氨揮發的原因分析，觀點不一：一是認為生物質炭可以直接物理吸附NH+4、NO-3、NH3等氮素物質，并認為物理吸附為主要吸附方式[5-7，28～29]，從而減少堆肥過程的氮素損失；二是認為生物質炭表面含有豐富的羧基和酚羥基等酸性官能團，這些酸性官能團通過離子鍵與堆體中的NH4+結合，并在微生物作用下促使NH+4向其他更復雜的腐殖質態氮素形式轉變，從而減少堆肥過程的NH3揮發[30-31]，同時，堆肥中來源于NH+4的硝化作用，在硝化底物降低條件下也相應降低[26]；筆者認為生物質炭固定氮素過程中物理、化學吸附方式并存，并且不同形態氮素先通過物理吸附迅速固定，而銨態氮向腐殖態氮轉化是一個緩慢的過程；但是，有關堆肥過程中生物質炭的保氮作用方式及機理尚不清晰，有待進一步研究。另外，本試驗結果表明，羊糞堆肥過程的N2O排放通量呈先上升后下降的變化趨勢，在堆肥第18 d達排放峰值，N2O在堆肥前期（0～7 d）的排放累積量很低，之后逐漸快速上升，這主要是因為堆肥的高溫期，硝化細菌的生長繁殖受到抑制，之后堆溫逐漸下降，硝化作用增強[32-33]；但是，添加炭基輔料增加了羊糞堆肥過程N2O排放速率與通量，而付祥峰等[16]認為生物質炭應用于豬糞堆肥過程可以顯著降低堆肥體的N2O排放；一般認為，生物質炭可通過改變堆肥體溫度、含氧量、pH值、含水率、氮素含量等環境因子，影響氮素循環相關的功能微生物，進而影響堆肥體中硝化與反硝化作用[34]；生物質炭具有多孔性和巨大的比表面積，劉寧等[6]認為生物炭能為硝化細菌等微生物群落提供相對適宜的庇護場所，以抵御高溫等惡劣的外部環境，利于微生物群落的繁衍和降解活動，促進硝化細菌將NH+4轉化成NO-3，通過促進硝化作用來抑制氨揮發；本試驗結果表明，粒徑為6～7 cm的顆粒狀炭基輔料，在堆體內形成孔隙結構，有利于促進堆體含水率的降低（表2），從而有效改善了羊糞堆肥體含氧量等環境因子，與CK相比，CA處理N2O排放增加，可能主要來源于NH+4被物理吸附后的硝化過程。

表2 堆肥過程含水率變化（%）Table 2 Change of moisture content during composting process（%）

4 結論

（1）與CK處理相比，添加炭基輔料（CA）明顯促進了堆肥后第1～7 d堆肥溫度快速上升，但堆肥第8～34 d，兩處理間的堆肥溫度差異較小。

（2）堆肥34 d后，CK、CA處理的氨揮發累積量分別為368.38、175.63 mg·kg-1，氧化亞氮排放累積量分別為50.38、88.94 mg·kg-1，氮素損失率分別為50.49%、32.63%；羊糞堆肥過程中氨揮發是氮素損失的主要途徑，添加炭基輔料顯著降低了羊糞堆肥體的氮素損失率（P＜0.05），炭基輔料在羊糞有機肥生產中的保氮效率可達35.37%。