不同熱解溫度生物質炭對羊糞堆肥過程氮素損失的減控效果

王海候，韓奇隆，劉澤凱，金梅娟，施林林，沈明星，顧海東

·農業生物環境與能源工程·

不同熱解溫度生物質炭對羊糞堆肥過程氮素損失的減控效果

王海候1，韓奇隆1，劉澤凱1，金梅娟1，施林林1，沈明星1，顧海東2※

（1. 江蘇太湖地區農業科學研究所，蘇州 215100；2. 新加坡國立大學蘇州研究院，蘇州 215100）

為探討高溫堆肥中氮素損失的有效控制技術，以2種不同熱解溫度制備的稻殼生物質炭為堆肥添加劑，與羊糞、食用菌渣混合，進行了43 d的堆肥試驗。設置了3 個處理，羊糞與食用菌渣質量比9:1混合體作為預備物料，在預備物料上分別添加450、650 ℃熱解的生物質炭（占預備物料質量百分比15%）為B1、B2處理，在預備物料上添加未熱解的稻殼（與生物質炭等體積）為CK處理。監測了堆肥體的溫度、NH3揮發、N2O排放、pH值等參數變化動態，分析了不同熱解溫度生物質炭在堆肥中的保氮效果。結果表明，與對照組相比B1、B2處理促進了堆肥初期的溫度快速上升，堆肥體初次升溫至55 ℃所需時間分別較CK 縮短了2、6 d，B2 處理的促升溫、增溫效應優于B1 處理；堆肥43 d 后，CK、B1 與B2處理的NH3揮發累積量分別為378.12、117.22、94.16 mg/kg，N2O排放累積量分別為13.9、26.3、23.6 mg/kg，氮素損失率分別為47.8%、34.1%，30.5%；與對照組相比B1、B2處理增加了堆肥體N2O排放，降低了堆肥體NH3揮發，整個堆肥過程中N2O排放累積量遠小于NH3揮發累積量，添加生物質炭對堆肥過程氮素損失表現為正向的減控作用，B1、B2處理的氮素損失率分別較CK處理降低了28.66%、36.19%，B1、B2處理之間差異不顯著（＞0.05）。綜合堆溫快速上升、氮素損失控制等指標，B2處理對羊糞堆肥過程保氮效果優于B1處理；堆肥工程中應用生物質炭減控氮素損失及提高堆肥質量，優選熱解溫度650 ℃制備的生物質炭。

生物質炭；熱解；溫度；堆肥；氮素損失

0 引 言

高溫好氧堆肥是資源化利用農業廢棄物生產有機肥最為經濟可行的辦法之一[1]，既有利于農業廢棄生物質循環再利用，又有利于替代化肥、減少農田化肥使用量[2]，但堆肥過程中普遍存在氮素損失嚴重的現象，氮素損失量約為初始氮素總量的16%～76%[3-4]，降低堆肥產品農用價值的同時還增加了環境污染壓力。因此，增強堆肥過程的固氮措施是實現農業、農村生態與經濟良性循環的關鍵技術環節。

生物質炭是以農田內外廢棄生物質為原料，經高溫厭氧條件下制取的一類高度芳香化的難熔性固態物質[5]，擁有巨大的比表面積和多孔結構及羧基、羥基、酚羥基等功能團等獨特性質，具有高度熱穩定性和很強的吸附能力，取材便捷、成本低廉、制取技術成熟[6]。將生物質炭應用于堆肥工程并作為固氮材料已引起科研人員及肥料企業的廣泛關注，目前已有許多研究報道了生物質炭在堆肥工程中具有顯著的固氮作用[7]，并且明確了堆肥過程生物質炭的適宜添加量[8-10]、生物質炭添加量水平與氮素損失的數量關系[11]、堆肥理化性狀對生物質炭添加量水平的響應[12]等。然而，生物質炭熱解溫度不同，會產生不同的理化性質，如：熱解溫度的增加會導致生物質炭的孔隙結構更發達、比表面積增大、表面官能團數量減少、芳香度和疏水性增強等[13]，從而進一步影響其固氮行為和效應，而有關不同熱解溫度生物質炭對高溫好氧堆肥過程氮素損失影響的研究報道尚不多見。為此，本文將不同熱解溫度制備的生物質炭與羊糞、食用菌渣混合，采用模擬堆肥的方法，研究不同熱解溫度生物質炭處理條件下羊糞堆肥體的溫度、水溶性氮素含量、NH3揮發累積量等指標的差異性，以期為堆肥工程中應用生物質炭控制氮素損失及提高堆肥質量提供技術支撐與理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

堆肥材料主要包括：羊糞、食用菌渣、稻殼、2種熱解溫度制備的稻殼生物質炭等。羊糞由太倉市城廂鎮東林村生態羊場提供、食用菌渣從太倉市城廂鎮當地食用菌公司購買、稻殼由太倉城廂鎮東林村生態米廠提供，2種不同熱解溫度制備的生物質炭委托天津亞德爾生物質科技股份有限公司生產，其制備方法為：以稻殼為原料，厭氧條件下熱裂解炭化溫度分別為450、650 ℃，保持10 h，自然冷卻，0.38 mm孔徑過篩。堆肥原料基本性狀見表1。

表1 堆肥原料基本性狀

1.2 試驗設計與概況

堆肥試驗于2019年7月－9月，在太倉城廂鎮東林村生態肥料廠進行。試驗共設3個處理，首先準備預備混合物料，按肥料廠常規操作方式，將羊糞與食用菌渣質量比9:1混合均勻，參照課題組前期研究[11]，在預備物料上添加450、650 ℃熱解溫度制備的生物質炭（占預備物料質量百分比15%）為處理，分別用B1、B2表示；在預備物料上添加未經炭化處理的稻殼（與B1、B2處理中生物質炭等體積）為對照，用CK表示。試驗重復3次。

試驗采用靜態堆置、高溫好氧發酵的方法，在堆肥模擬反應器內進行。每個處理的堆肥物料先集中混合，控制含水量65%～70%左右，再均分為3份，并計量每份質量，每份約200 kg，之后分別裝入3個堆肥模擬反應器內，即3次重復。堆肥反應器呈立方體箱形，箱體的長×寬×高為0.8 m×0.8 m×0.8 m，容積為0.512 m3，將2 cm厚度的PVC板，通過塑料焊條拼裝而成；反應器底部安裝4個高度為25 cm的活動輪，底面均勻分布圓形通氣孔（直徑2 cm），通氣孔總面積為底部面積的1/3；箱壁覆蓋厚度為15 mm的海綿并用鋁箔膠帶固定；翻堆作業時采用人工將箱內物料全部取出，充分混合后再次裝箱；當堆體溫度超過75 ℃時或每隔7 d左右翻堆1次，堆肥過程不再進行堆肥體含水率調節，直至堆肥結束，每次翻堆均記錄每箱堆肥物料的質量。堆肥時間共計43 d。

1.3 測定指標與方法

1）生物質炭的微觀結構特征：采用日本Hitachi生產的SU8010型掃描電鏡，放大5 000倍，二次電子檢測成像。

2）堆溫：堆肥反應器上布設3個測定點，采用溫度計（長度為60 cm）于每天9:00－10:00或16:00－17:00，測定并記錄30～40 cm深度的堆肥溫度，同時測定氣溫，直至堆肥結束。

3）NH3揮發速率及累積量：NH3揮發收集裝置由底座、有機玻璃箱、通氣孔組成，其中：底座為圓環形槽狀，底座高8 cm、槽深3 cm、圓環外徑22 cm、內徑18 cm；有機玻璃箱透明、圓柱形、開口向下，高度30 cm、直徑20 cm；通氣孔在有機玻璃箱頂部，使用時連接乳膠軟管，并將乳膠軟管向上延伸至2.5 m高。將底座安裝于堆肥反應器物料表層，底座與物料持平，在底座槽內注入1～2 cm水層，再將有機玻璃箱安放在底座槽內，水密封。堆肥開始后，有機玻璃箱內部放置一個250 mL燒杯，燒杯內裝有50 mL質量分數為2%硼酸吸收液，每日上下午觀察硼酸顏色的變化，當硼酸吸收液變綠時，更換硼酸吸收液并用0.05 mol/L的稀硫酸進行滴定，直至堆肥結束。

NH3揮發速率[12]即有機玻璃箱內通過硼酸吸附收集的單日NH3揮發量與堆肥反應器和有機玻璃箱的截面積比相乘，再與堆肥體干基質量的比值。

NH3揮發累積量[12]即整個堆肥過程中每日NH3揮發量之和。

NH3累積揮發量=NH3揮發量1+NH3揮發量2+…+NH3揮發量43（1）

式中NH3累積揮發量為整個堆肥過程中NH3揮發累積量，mg/kg；NH3揮發量1為第1天的NH3揮發量、NH3揮發量2為第2天的NH3揮發量、NH3揮發量43為第43天的NH3揮發量，mg/kg。

4）N2O排放速率及累積量：采用靜態氣體采集箱-氣相色譜法測定。N2O氣體采集裝置采用厚度為1 cm的PVC板，通過塑料焊條拼裝，由底座、箱體組成。底座為方環形槽狀，方環內邊長18 cm、外邊長22 cm，底座高8 cm、槽深3 cm；箱體呈開口向下的長方體，長×寬×高為20 cm×20 cm×30 cm；箱體其中一面2/3高處正中間設有取氣孔。分別于堆肥開始后每隔2 d進行N2O氣體樣品采集與測定，直至堆肥結束。每次采樣于9:00－11:00，先安裝氣樣采集箱底座，之后蓋上氣體采集箱，水密封，分別于蓋上采集箱后第0、5、10、15 min用針筒抽氣100 mL，轉移至100 mL鋁箔氣樣袋，待分析。利用氣相色譜儀（安捷倫7890 B）測定氣樣中N2O濃度。N2O排放速率[11]計算如下：

=··(d/d) ·273·24·16/( (273+) ·) （2）

式中為N2O氣體日均排放量，mg/(kg·d)；為N2O氣體標準狀態下的密度，1.978 kg/m3；為取樣箱的容積，m3；d/d為箱內N2O氣體的濃度變化率；為采樣過程中箱體內部溫度，℃；24為1 d的小時數；16為堆肥反應器與采集箱的截面積比；為堆肥體的干物質量，kg。

N2O排放累積量[8]：將相鄰2次的N2O排放速率均值乘以相鄰2次的時間數，即某一時間段的N2O排放累積量，再依次相加各時間段的N2O排放累積量。

5）水溶性總氮、銨態氮、硝態氮質量分數：堆制后第1、6、12、18、24、30、37、43天，每個反應器內多點取堆肥混合樣品2 kg。堆肥樣品分為3份，分別用于堆肥樣品的浸提處理、含水量測定及陰涼處風干。浸提液處理先稱取40 g鮮樣于1L容積的浸提瓶，再加400 mL去離子水，之后以150 r/min速度振蕩浸提30 min，最后以4 000 r/min離心10 min并收集上清液。采用SKALA流動分析儀測定浸提液的水溶性總氮、銨態氮、硝態氮等。

6）總氮、灰分質量分數：將風干的堆肥樣品粉碎并經0.14 mm孔徑過篩，測定凱氏氮（H2SO4-H2O2消煮、凱氏定氮法），總氮質量分數為凱氏氮與硝態氮質量分數之和；堆肥第1、43天的樣品測定了灰分質量分數（馬弗爐550 ℃灼燒法）。

7）氮素損失率[14]：根據堆制腐熟過程中灰分絕對量不變的原理，則氮素損失率的計算公式為

損失率=(1?1/43·43)/1×100% （3）

式中1為堆肥第1天的總氮質量分數(以干基計)，%；1為堆肥第1天時灰分質量分數，%；43為堆肥第43天時總氮質量分數，%；34為堆肥第43天時灰分質量分數，%；

1.4 數據處理與統計分析

采用SPSS 24.0分析軟件，以生物質炭熱解溫度為因子進行方差分析（One-way ANOVA，Dunnett’S t-test（2-sided）），利用Duucan 法進行處理組間的均值差異顯著性檢驗。應用Microsoft Excel 2010進行畫圖。

2 結果與分析

2.1 熱解溫度對生物質炭微觀結構的影響

圖1為不同熱解溫度制備的稻殼生物質炭在5 000倍數下電鏡掃描圖，由圖1可以看出不同熱解溫度制備的稻殼生物質炭均呈現清晰、良好的矩陣結構。450 ℃熱解的生物質炭（圖1a）表面分界不明顯、結晶度較差、潔凈度較差、表面粗糙、有雜質較多、孔隙結構不發達、孔直徑分布主要集中在15～25m之間；650 ℃熱解的生物質炭（圖1b）邊緣光滑、結晶度較好、孔狀結構豐富、孔道分布密集且較為規整、孔直徑大約分布在10～20m之間，還有較多分布在納米級和亞微米級的孔徑?？梢娞岣邿峤鉁囟饶苊黠@提高生物質炭的炭化程度、改變生物質炭的結構、增大比表面積、增加孔隙度等，從而有利于增強生物質炭的吸附能力[15]。

圖1 不同熱解溫度生物質炭微觀結構

2.2 不同熱解溫度生物質炭對堆肥溫度的影響

由圖2可知，堆肥溫度總體呈先快速上升后緩慢下降的變化趨勢，采取翻堆措施后，堆肥體的溫度均有小幅上升再逐漸下降。堆肥第1～7天，3個處理的堆溫均開始上升，其中添加生物質炭處理的堆溫明顯高于CK處理，B2處理的堆溫上升最為迅速，在第3天就進入高溫分解階段（＞55 ℃）；堆肥第8～14天，3個處理的堆溫均快速上升，表現為添加生物質炭處理的堆溫高于CK處理，而CK處理的堆溫仍然低于60 ℃，其中B1處理在第7天進入高溫分解階段，堆溫在第12天達最大值（63.5 ℃），B2處理堆溫高于B1處理，在第10天達最大值（65.9 ℃），CK處理在堆肥第9天進入高溫分解階段；堆肥第15～28天，CK處理的堆溫明顯上升，高于添加生物質炭處理，在第26天達最大值（68.6 ℃），此時添加生物質炭處理的堆溫則逐漸下降，在這一階段B1、B2處理的堆溫相近，無明顯的變化規律；堆肥第29～43 天，3個處理的堆溫均呈下降趨勢，進入后熟期，堆溫由高到低依次為CK、B1、B2處理。另外，3個處理的堆肥溫度均達55 ℃并保持了20 d以上，滿足堆肥物料腐熟條件的標準[10]。

注：羊糞與食用菌渣混合物作為預備物料，B1、B2處理為在預備物料上分別添加450、650℃熱解的生物質炭，CK為在預備物料上添加稻殼（與生物質炭同等體積），下同。

2.3 不同熱解溫度生物質炭對堆肥過程各形態氮素含量的影響

圖3為堆肥過程中pH值、水溶性總氮質量分數的動態變化曲線，由圖3a可知，堆肥過程pH值呈先下降再上升后下降的變化趨勢，添加生物質炭提高了堆肥體的pH值，B2處理的pH值在堆肥前期大于B1處理，主要原因為650 ℃制備的生物質炭（B2處理）pH值大于450 ℃制備的生物質炭（B1處理）。

隨著堆肥時間的增加，堆肥體水溶性總氮質量分數總體呈下降的變化趨勢（圖3b），添加生物質炭對堆肥體水溶性總氮質量分數存在明顯的影響，在整個堆肥過程中，B2處理的水溶性總氮質量分數顯著低于B1、CK處理（<0.05）；B1處理的水溶性總氮質量分數在堆肥初始階段亦明顯低于CK處理，在堆肥第12～27天，B1與CK處理的水溶性總氮質量分數差異較小，在堆肥后期，B1處理的水溶性總氮質量分數仍然低于CK處理?？梢?，堆肥過程中添加生物質炭降低了堆肥體水溶性總氮質量分數，B2處理降低幅度大于B1處理。

圖3 堆肥過程中pH值和水溶性總氮質量分數的變化

圖4為堆肥過程中銨態氮、硝態氮質量分數的動態變化曲線，整個堆肥過程中，銨態氮質量分數總體呈先上升后下降的變化趨勢。堆肥過程中添加生物質炭會影響堆肥體銨態氮質量分數，由圖4a可知，在堆肥起始階段，B1、B2處理的銨態氮質量分數大于CK處理，之后B1、B2處理的銨態氮質量分數均低于CK處理，其中不同生物質炭處理之間，B2處理的銨態氮質量分數低于B1處理。另外，由圖4b可知，整個堆肥過程中堆肥體硝態氮質量分數在堆肥前期很低，隨著堆肥時間的增加，在第15天開始逐漸增加，在堆肥第37天達最大值，之后呈下降的變化趨勢；3個處理之間的硝態氮質量分數在堆肥第1～15天差異較小且無明顯的變化規律，第15天之后，添加生物質炭處理的堆肥體硝態氮質量分數則大于CK處理，其中B2處理的硝態氮質量分數顯著大于B1處理（<0.05）?？梢?，堆肥過程中，添加生物質炭降低了堆肥體銨態氮質量分數、提高了硝態氮質量分數，B2處理較B1處理更為明顯。

圖4 堆肥過程中銨態氮及硝態氮質量分數的變化

2.4 不同熱解溫度生物質炭對堆肥過程氮素損失的影響

2.4.1 對堆肥體NH3揮發的影響

圖5a為堆肥過程中NH3揮發速率的動態變化曲線，3個處理之間，堆肥體NH3揮發速率存在較大的差異性。與CK處理相比，添加生物質炭處理提高了堆肥體第1～8 d的NH3揮發速率，第8天之后，添加生物質炭處理的堆肥體NH3揮發速率則低于CK處理。CK處理雖然在前期的NH3揮發速率低于添加生物質炭處理，但差異較小，另外CK處理的NH3揮發速率在整個堆肥過程中呈現多個鋸狀的排放高峰，這主要與堆肥翻堆措施有關。B1、B2處理之間，在堆肥初始階段（第1～8天）2個處理的NH3揮發速率較接近，無明顯的變化規律，第9～23天，B1處理的NH3揮發速率大于B2處理，之后直至堆肥結束，B1、B2 處理的NH3揮發速率差異較小，且接近于0。

圖5 堆肥過程中NH3揮發速率與累積量的變化

堆肥過程NH3揮發累積量動態變化曲線見圖5b，與CK處理相比，添加生物質炭處理對堆肥肥NH3排揮發累積量有較明顯的影響作用，在堆肥第1～10天，B1、B2處理的NH3揮發累積量大于CK處理，但差異未達顯著水平（>0.05），第10天之后，B1、B2處理的NH3揮發累積量上升的幅度逐漸平緩，而CK處理仍呈持續上升的變化趨勢，堆肥第15天開始，CK處理的NH3揮發累積量則顯著大于添加生物質炭處理（<0.05），而B1、B2之間無顯著差異性（>0.05）。3個處理的NH3揮發累積量表現為CK處理（378.12 mg/kg）>B1處理（117.22 mg/kg）>B2處理（94.16 mg/kg），整個堆肥過程中B1、B2處理的NH3揮發累積量較CK處理降低了68.99%、75.09%。

進一步分析堆肥體不同時間段NH3揮發累積量及其占比（表2），堆肥第1~7 d，堆肥體NH3揮發累得由小到大依次為：CK0.05），之后各時間段的NH3揮發累積量均表現為CK>B1>B2，差異達顯著水平（<0.05）；添加生物質炭處理的B1、B2處理NH3揮發累積量在第1~14天的NH3揮發累積量已分別占58.63%、73.38%，而CK處理的NH3揮發累積量占比僅為22.66%?？梢姡砑由镔|炭處理（B1、B2）增加了堆肥前期（1～7 d）的NH3揮發速率與排放累積量，并且B2處理對堆肥前期NH3揮發的增加作用略大于B1處理，但整個堆肥過程中NH3揮發累積量低于CK處理；堆肥第8 d后，添加生物質炭處理對堆肥過程中NH3揮發表現為抑制作用，且B2處理的抑制效果優于B1處理。

表2 堆肥體各時間段NH3揮發的占比

注：不同小寫字母代表差異達0.05顯著水平，Duncan法。

Note: Different small letters represent significant at 0.05 significant level, Duncan method.

2.4.2 對堆肥體N2O排放的影響

堆肥過程中3個處理的堆肥體N2O排放速率變化趨勢見圖6，由圖6a可知，在堆肥第1～7天，CK、B1、B2處理之間差異幅度較小；堆肥第8～24 d，B2處理的N2O排放速率高于B1處理，CK處理的N2O排放通量最??；在堆肥第25～37天，3個處理之間的N2O排放速率由大到小依次為：B1、CK、B2；在堆肥第38～43天，CK處理的N2O排放速率最大，B1處理其次，而B2處理則最小。整個堆肥過程中，與CK處理相比，添加生物質炭處理提高了堆肥體的N2O排放速率。

圖6 堆肥過程中N2O排放速率與累積量的變化

圖6b結果表明，添加生物質炭處理的N2O排放累積量大于CK處理，在堆肥第1～7天差異幅度較小，在堆肥第8～34天，添加生物質炭處理的N2O排放累積量較CK處理的差異幅度逐漸增大，其中B1處理在堆肥前期的N2O排放累積量小于B2處理，堆肥后期N2O排放累積量上升幅度高于B2處理，最終累積量大于B2處理。堆肥結束后3個處理的N2O排放累積量分別為：B1處理（26.3 mg/kg）、B2處理（23.6 mg/kg）、CK處理（13.9 mg/kg），B1、B2處理的N2O排放累積量較CK處理分別增加了89.38%、69.41%，B1、B2處理之間無顯著差異性（>0.05）。

2.4.3 對堆肥體總氮質量分數及氮素損失率的影響

根據堆肥過程中總氮質量分數測定結果，堆后第1~18天，總氮質量分數先呈下降的變化趨勢（圖7a），之后總氮含量呈上升的變化趨勢。不同處理之間的總氮質量分數具有不同的差異性，在堆肥第1～6天，CK處理的總氮含量大于B1、B2處理；在堆肥第18～43天，CK處理的總氮質量分數則明顯小于B1、B2處理。B1、B2處理之間，在堆肥前期無明顯的規律性差異，在堆肥第24～43天，3個處理的總氮質量分數依次表現為：B2>B1>CK。圖7b為不同處理之間的氮素損失率測定結果，CK處理的氮素損失率最大，在堆肥中添加生物質炭可顯著降低堆肥體的氮素損失率（＜0.05），較CK處理分別降低了28.66%、36.19%，B1、B2處理之間，B2處理的氮素損失率小于B1處理，差異未達顯著水平（＞0.05）。

圖7 堆肥過程中總氮質量分數的變化及氮素損失率

3 討 論

3.1 不同生物質炭對堆肥溫度的影響

溫度是影響堆肥進程和品質的重要因素[16]，堆肥過程主要經歷升溫期、高溫期、降溫期和腐熟期。本試驗結果表明，與對照處理相比，B1、B2處理分別添加450、650 ℃熱解的生物質炭，促使堆肥體快速進入高溫階段（>55 ℃），促進堆肥腐熟，與徐路魏等[9]將生物質炭添加于蔬菜廢棄物堆肥體、Liu等[17]將生物質炭添加于雞糞與番茄秸稈混合堆體等研究結論一致，生物質炭具有豐富的孔隙結構，不僅可為微生物的擴繁增殖提供良好的場所[18]，還有利于提高堆肥體的含氧量，增強微生物的活性，提高微生物的代謝與產熱能力[19]，從而促進堆肥體快速進入高溫階段；另外，堆肥體從升溫階段進入高溫階段是堆肥的關鍵，本試驗結果表明B2處理的堆溫上升速度快于B1處理，較B1處理縮短4 d進入高溫階段，結合圖1，不同熱解溫度生物質炭微觀結構，可能與B2處理的生物質炭較B1處理具有更豐富的孔隙結構、比表面積等有關，有利于B2處理的微生物代謝產熱，從而促進B2處理更快地升溫并進入高溫階段。

3.2 不同熱解溫度生物質炭對堆肥過程中水溶性氮素質量分數的影響

水溶性氮素可被作物和微生物直接吸收利用，也是高溫好氧堆肥過程中氮素礦化、硝化和反硝化及合成主要形態，主要包括銨態氮、硝態氮及有機氮等[20]。本試驗監測了羊糞堆肥過程中水溶性總氮、銨態氮、硝態氮質量分數動態變化，結果表明添加生物質炭處理降低了堆肥體的水溶性總氮、銨態氮質量分數，眾多研究均表明生物質炭對銨態氮具有很強的固持作用[21-22]，生物質炭對銨態氮的固持效果受CEC、pH值、孔隙率、比表面積等因素的綜合影響[23]，并認為生物質炭吸附后不能完全被解吸[24]，且具有較高比表面積和孔隙率的生物質炭對吸附的可逆性顯示出更強的影響[25-26]。進一步分析B2處理的水溶性總氮、銨態氮含量小于B1處理，其原因可能是本試驗過程中B2處理添加的生物質炭的比表面積與孔隙率大于B1處理，生物質炭的比表面積與孔隙結構對銨態氮的固持作用占主導地位，提高了其對銨態氮的固持效果，從而降低了B2處理的銨態氮質量分數。另外，堆肥過程中水溶性總氮主要為銨態氮，硝態氮占總氮的比例顯著低于銨態氮，與CK處理相比，添加生物質炭提高了堆肥體的硝態氮質量分數，其原因一方面是生物質炭固持銨態氮，有利于堆肥后期低溫階段銨態氮轉化為硝態氮[9]，另一方面生物質炭改善了堆肥體的通氣供氧能力、多孔結構和巨大比表面積為微生物生長繁殖提供附著點，也會促進堆肥體銨態氮轉化為硝態氮[27]，本試驗B2處理的水溶性硝態氮質量分數高于B1處理，與其孔隙結構與比表面積較豐富有關。

3.3 生物質炭對堆肥過程中氮素損失的影響

堆肥過程中氮素損失形式主要有NH3、N2O等，以NH3揮發為主[8]。添加生物質炭可顯著降低堆肥體的NH3揮發累積量，王海候、付祥峰等[11,28]認為生物質炭通過龐大的孔隙結構、巨大的比表面積及豐富的官能基團，對堆肥過程的NH3通過物理吸附與化學吸附相結合的方式進行固定；本試驗結果表明，整個堆肥過程CK處理的NH3揮發累積量為378.12 mg/kg，B1、B2處理的NH3揮發累積量分別為117.22、94.16 mg/kg，B2處理添加的生物質炭比表面積與孔隙結構均優于B1處理，可能是B2處理的氨揮發累積量低于B1處理的主要原因；在堆肥初始階段（0～10d），B1、B2處理的氨揮發速率與累積量均表現為略大于CK處理，一般認為堆肥體氨揮發的產生與堆溫、pH值、銨態氮含量、通風速率等相關，本試驗B1、B2處理在堆肥第1－10d的堆溫、pH值均高于CK處理可能是導致在堆肥初期氨揮發速率與累積量大于CK處理的主要原因。另外，整個堆肥過程CK、B1、B2處理的N2O排放累積量分別為13.9、26.3、23.6 mg/kg；添加生物質炭顯著提高了堆肥體的N2O排放累積量（<0.05）；而付祥峰等[28]將生物質炭應用于豬糞堆肥過程并發現生物質炭降低了堆肥體N2O的排放；一般而言堆肥過程中N2O的排放主要與堆肥體氮素礦化、硝化與反硝化作用密切相關，程效義等[29]認為生物質炭添加可通過改變堆肥體的溫度、含氧量、pH值和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，結合圖2、圖7，本試驗堆肥體的N2O排放主要從堆肥后第15天開始，而相同時間段羊糞堆肥體的溫度恰好表現為CK處理明顯大于B1、B2處理，且維持在60 ℃以上，抑制了硝化細菌的生長繁殖，而添加生物質炭處理的堆溫在逐漸下降（<60 ℃），另一方面，生物質炭豐富的孔隙結構為微生物提供一個相對適宜的低溫環境，促進了B1、B2處理的堆肥體硝化作用增強，從而導致N2O排放通量大于CK處理[30-31]?？傮w而言，雖然生物質炭添加增加了堆肥體N2O的排放累積量，但排放的氮素量遠低于NH3揮發損失的減控量，因此添加生物質炭處理仍然表現出對堆肥體氮素損失控制的正向作用，且650 ℃制備的生物質炭控制氮素損失的效果優于450 ℃制備的生物質炭。

4 結 論

1）在羊糞好氧堆肥過程中，與CK處理（羊糞與食用菌渣混合物）相比，添加生物質炭促進了堆肥初期的溫度快速上升，縮短了溫度達55 ℃以上的升溫時間；B2處理（羊糞與食用菌渣混合物添加650 ℃熱解的生物質炭）對羊糞堆肥體的促升溫效應大于B1處理（羊糞與食用菌渣混合物添加450 ℃熱解的生物質炭)）。

2）與CK處理相比，添加生物質炭處理降低了堆肥體的水溶性總氮、銨態氮質量分數，提高了堆肥體的pH值、硝態氮質量分數；其中B2處理堆肥體的的水溶性總氮、銨態氮質量分數低于B1處理，而堆肥體的pH值、硝態氮質量分數高于B1處理。

3）與CK處理相比，添加生物質炭處理增加了堆肥體N2O排放，降低了堆肥體NH3揮發，整個堆肥過程中N2O排放累積量遠小于NH3揮發減控累積量，添加生物質炭對堆肥過程氮素損失表現為正向的減控作用，B1、B2處理的氮素損失率分別較CK處理降低了28.66%、36.19%，但B1、B2處理之間無顯著差異性（>0.05）。

4）綜合堆溫快速上升、氮素損失控制等指標，B2處理對羊糞堆肥過程保氮效果優于B1處理；堆肥工程中應用生物質炭減控氮素損失及提高堆肥質量，優選熱解溫度650 ℃制備的生物質炭。

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Effects of biochar at different pyrolysis temperatures on reduction and control of nitrogen loss in sheep manure composting process

Wang Haihou1, Han Qilong1, Liu Zekai1, Jin Meijuan1, Shi Linlin1, Shen Mingxing1, Gu Haidong2※

(1.,215100,; 2.,215100,)

High temperature aerobic composting is one of the most economical and feasible methods to produce organic fertilizer from agricultural waste. It is not only conducive to the recycling and reuse of agricultural waste biomass, but also conducive to replacing chemical fertilizers and reducing the use of fertilizer in farmland. However, serious nitrogen loss is common in the process of composting, which reduces the agricultural value of composting products and increases the pressure of environmental pollution. Therefore, nitrogen fixation measures to enhance the composting process are the key technical links to realize the virtuous circle of agriculture, rural ecology and economy. Biochar is a kind of highly aromatic refractory solid material made from waste biomass inside and outside farmland under high-temperature anaerobic conditions. It has huge specific surface area, porous structure, carboxyl group, hydroxyl group, phenolic hydroxyl group and other unique properties. It has high thermal stability and strong adsorption capacity. To study the effective control of nitrogen loss in high temperature compost technology, biochar preparation of rice husk with two different pyrolytic temperature biochar for compost additives, mixed with sheep droppings, edible fungi residue, carried out composting trials of 43 days for composting engineering application of biochar control nitrogen loss and improve the quality of compost to provide technical support and theoretical basis. Three treatments were set up. The mixture of sheep manure and edible fungus residue fresh weight ratio at 9:1 was used as the preparation material, the pyrolysis biochar at 450 and 650 ℃ (accounting for 15% of the fresh weight of the preparation material) was added to the preparation material for B1 and B2 treatment, and the unpyrolyzed rice husk (such as volume of biochar) was added to the preparation material for CK treatment. During the experiment, the changes of composting body temperature, NH3volatilization, N2O emission, pH value and other parameters were monitored, and the nitrogen retention effect of biochar in composting at different pyrolysis temperatures was analyzed. The results showed that B1 and B2 treatment promoted the rapid rise of the initial temperature of composting, and the time needed for the first temperature rise to 55℃ was 2 and 6 days shorter than CK, respectively. The effect of B2 treatment was better than that of B1 treatment in promoting temperature rise and increasing temperature. After composting for 43 d, the NH3volatilized accumulations treated by CK, B1 and B2 were 378.12, 117.22 and 94.16 mg/kg, respectively; the N2O emission accumulations were 13.9, 26.3 and 23.6 mg/kg, respectively; the nitrogen loss rates were 47.8%, 34.1% and 30.5%, respectively. B1, B2 treatment increased the composting body N2O emissions, reduces the composting body NH3volatilization, cumulative N2O emissions in the composting process is far less than NH3volatilization accumulations, adding biochar on composting process of nitrogen loss show the positive reduction control action, B1, B2 treatment of nitrogen loss rate than CK treatment was reduced by 28.66% and 36.19%, respectively, B1, B2 treatment between the difference was not significant (>0.05). Based on the indexes such as rapid increase of reactor temperature and control of nitrogen loss, the nitrogen-preserving effect of B2 treatment was better than that of B1 treatment in the process of sheep manure composting. In the composting project, biochar was used to reduce nitrogen loss and improve composting quality, and the pyrolysis temperature of 650℃ was optimized to prepare biochar.

biochar; pyrolysis; temperature; composting; nitrogen loss

王海候，韓奇隆，劉澤凱，等. 不同熱解溫度生物質炭對羊糞堆肥過程氮素損失的減控效果[J]. 農業工程學報，2020，36(19)：184-191.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.19.021 http://www.tcsae.org

Wang Haihou, Han Qilong, Liu Zekai, et al. Effects of biochar at different pyrolysis temperatures on reduction and control of nitrogen loss in sheep manure composting process[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(19): 184-191. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.19.021 http://www.tcsae.org

2020-07-01

2020-09-05

國家科技支撐計劃（2012BAD14B12-03）；江蘇省基礎研究計劃（自然科學基金）面上項目（BK20181165）；江蘇省第五期“333高層次人才培養工程”科研項目（BRA2020128）

王海候，副研究員，主要從事農業資源與環境研究。Email：wanghaihou@126.com

顧海東，教授，主要從事資源與環境研究。Email：ghdfrank@aliyun.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2020.19.021

S141.4

A

1002-6819(2020)-19-0184-08