王海候，程月琴，金梅娟，劉澤凱，施林林，陸長嬰

（1江蘇太湖地區(qū)農(nóng)業(yè)科學研究所，江蘇 蘇州 215100；2國家土壤質(zhì)量相城觀測實驗站，江蘇 蘇州 215100；3南京市耕地質(zhì)量保護站，南京 210019）

0 引言

針對農(nóng)田秸稈特別是稻麥秸稈的綜合利用“離田時間緊、產(chǎn)業(yè)鏈短、可復制商業(yè)模式少與關鍵技術薄弱、集成度低、技術標準不明確”等問題，江蘇蘇南經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)集成創(chuàng)新了以“秸稈機械收集裹包發(fā)酵與加工技術、肉羊全價日混飼料配方技術、羊糞機械收集與堆肥技術、羊糞有機肥適量機械還田技術”為核心的現(xiàn)代“草-羊-田”種養(yǎng)結合循環(huán)生產(chǎn)技術模式，極大地提高了農(nóng)民或企業(yè)的綜合效益[1-3]。在這一技術模式中，羊糞堆肥是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)“物質(zhì)鏈、技術鏈、價值鏈”三鏈融合的重要組成部分，但羊糞碳氮比(16～18)較低，堆肥化過程中氮素損失較嚴重(＞45%)，既導致環(huán)境惡臭等污染風險，還降低羊糞有機肥的農(nóng)用價值[4-5]。另外，農(nóng)田系統(tǒng)稻麥秸稈全部被打包收集并用于養(yǎng)殖飼料的生產(chǎn)，羊糞堆肥化過程中高碳型生物質(zhì)輔料的實際供應量遠小于需求量。因此，能否保障“草-羊-田”農(nóng)牧循環(huán)生產(chǎn)技術模式的生態(tài)綠色持續(xù)發(fā)展，需要進一步挖掘并利用種養(yǎng)結合循環(huán)生產(chǎn)系統(tǒng)內(nèi)的高碳型生物質(zhì)資源，不僅要求滿足堆肥碳氮比調(diào)節(jié)，而且還需要有效控制并減少羊糞有機肥生產(chǎn)中氮素養(yǎng)分的損失，影響著該項技術模式的應用前景。

稻殼是稻米加工后的廢棄物，由于稻殼的飼用營養(yǎng)成分含量很低，表面木質(zhì)素排列整齊密實，將粗纖維緊緊包圍住，動物不易消化，一般用于肥料化與基質(zhì)化。另外，相關研究表明，畜禽糞便堆肥工程中添加生物質(zhì)炭，不僅可以促進堆體升溫、加速堆肥進程[6-7]，還可以有效減少氨揮發(fā)等氮素損失，并且提出了堆肥過程生物質(zhì)炭的適宜添加量、闡明了生物質(zhì)炭添加量水平與氮素損失的數(shù)量關系等[8-9]。本研究將稻殼經(jīng)高溫厭氧條件熱解并制成稻殼生物質(zhì)炭，作為輔料應用于羊糞堆肥工程，雖然圍繞生物質(zhì)炭在堆肥過程中的固氮應用已有許多研究報道，但不同原料熱解的生物質(zhì)炭具有不同的理化性狀[10]，并且不同堆肥原料具有不同的腐解特征[11]，稻殼生物質(zhì)炭應用于羊糞堆肥過程中，其氮素的轉化去向與固定途徑也不盡相同，而相關報道尚不多見。為此，本文采用模擬堆肥的方法，研究不同熱解溫度制備的稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥體的水溶性氮素含量、微生物量氮、腐殖態(tài)氮、氨揮發(fā)累積量等指標的影響，以期為現(xiàn)代“草-羊-田”種養(yǎng)結合循環(huán)生產(chǎn)技術模式中羊糞堆肥技術的優(yōu)化提供技術支撐與理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

（1）供試生物質(zhì)炭。供試的2種生物質(zhì)炭分別用BC450、BC650表示，以稻殼為原料，厭氧條件下熱裂解溫度分別為450、650℃，保持10 h，自然冷卻后進行0.38 mm孔徑過篩，其中，生物質(zhì)炭BC450的含水率為4.1%、pH 8.70、有機碳含量為562.0 g/kg、全氮含量為8.30 g/kg；生物質(zhì)炭BC650的含水率為3.0%、pH 9.40、有機碳含量為485.0 g/kg、全氮含量為6.20 g/kg。

（2）供試堆肥材料。堆肥材料主要為羊糞、食用菌渣、稻殼。羊糞取自太倉市城廂鎮(zhèn)東林生態(tài)羊場，含水率為74.5%、pH 7.50、有機碳含量為362.10 g/kg、全氮含量為21.82 g/kg、C/N為16.6；食用菌渣取自太倉市城廂鎮(zhèn)食用菌生產(chǎn)基地，含水率為12.6%、pH 7.20、有機碳含量為516.20 g/kg、全氮含量為9.80 g/kg、C/N為51.6；稻殼取自太倉城廂鎮(zhèn)東林村生態(tài)米廠，含水率為4.1%、pH 8.70、有機碳含量為453.0 g/kg、全氮含量為8.90 g/kg、C/N為50.8。

1.2 試驗設計與概況

試驗1：稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中氮素的固持作用研究。試驗于2019年7—9月在太倉城廂鎮(zhèn)東林村生態(tài)肥料廠進行，采用靜態(tài)堆置、高溫好氧發(fā)酵的方法。試驗首先準備預備混合物料，即按肥料廠常規(guī)操作方式，將羊糞與食用菌渣濕重比9:1混合均勻。設置3個處理，即在預備物料上分別添加450、650℃熱解溫度制備的生物質(zhì)炭為處理，用BC450、BC650表示；在預備物料上添加未經(jīng)炭化處理的稻殼為對照，用CK表示。其中，生物質(zhì)炭添加量參照課題組前期研究[9]，占預備物料干基質(zhì)量百分比15%；稻殼的添加量與BC450、BC650處理中生物質(zhì)炭等體積。重復3次。試驗在堆肥模擬反應器內(nèi)進行，反應器容積0.512 m3，每個反應器約裝載堆肥混合物料200 kg，翻堆作業(yè)時采用人工將箱內(nèi)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天左右翻堆1次，堆肥過程不再進行堆肥體含水率調(diào)節(jié)，直至堆肥結束，每次翻堆均記錄每箱堆肥物料的質(zhì)量。堆肥時間共計43天。

試驗2：稻殼生物質(zhì)炭對氮素的吸附與解吸研究。試驗于2020年2—3月在江蘇太湖地區(qū)農(nóng)業(yè)科學研究所實驗室內(nèi)進行，取試驗1中CK處理羊糞堆肥第6天的樣品，與去離子水1:10混合浸提30 min后的浸提液作為被吸附氮素載體，備用；分別稱取BC450、BC650稻殼生物質(zhì)炭4 g于100 mL離心管中，分別加入40 mL浸提液，在25℃、150 r/min條件下浸提2 h，4800 r/min離心過濾后，獲得被吸附后的浸提液與吸附后的稻殼生物質(zhì)炭，其中吸附后的稻殼生物質(zhì)炭在40℃條件下風干后備用，被吸附后的浸提液置于-18℃待測。將吸附后風干的稻殼生物質(zhì)炭，分別稱取3 g，加入90 mL 0.01 mol/L KCl溶液，在25℃、150 r/min條件下浸提2 h，離心、過濾后，獲得解吸浸提液與解吸后的稻殼生物質(zhì)炭，其中解吸后的稻殼生物質(zhì)炭在低溫條件下風干，解吸浸提液置于-18℃待測。

1.3 測定指標與方法

（1）稻殼生物質(zhì)炭的微觀結構特征。采用日本Hitachi生產(chǎn)的SU8010型掃描電鏡，放大2500倍，二次電子檢測成像。

（2）稻殼生物質(zhì)炭的比表面積：采用Micromeritics ASAP 2020分析儀，氮吸附法測定了稻殼生物質(zhì)炭的BET比表面積。

（3）稻殼生物質(zhì)炭陽離子交換量：采用Buchi K-360陽離子交換量測定儀檢測。

（4）氨揮發(fā)累積量：采用氨揮發(fā)收集裝置收集并測定，氨揮發(fā)收集裝置由圓環(huán)狀有槽底座、圓柱形有機透明玻璃箱、通氣孔組成。堆肥開始后，先將底座安放于堆肥物料表層，底座頂部與物料持平，在底座槽內(nèi)添加1～2 cm水層；再將一個裝有50 mL濃度為2%硼酸吸收液的250 mL燒杯放置于圓環(huán)底座中央；最后將有機玻璃箱安放在底座槽內(nèi)，水密封；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。氨揮發(fā)累積量即整個堆肥過程中每日氨揮發(fā)量之和。

（5）水溶性總氮、銨態(tài)氮含量(g/kg)。堆制后第1、6、12、18、24、30、37、43天，每個堆肥體取混合樣品2 kg，混合均勻并分為3份，一份用于堆肥樣品的浸提處理、一份用于含水量測定及一份用于陰涼處風干處理。浸提處理先稱取40 g鮮樣于1 L的浸提瓶，加400 mL去離子水，再進行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(tài)氮、硝態(tài)氮。

（6）全氮、灰分含量(%)。將風干的堆肥樣品粉碎、過篩（0.14 mm孔徑），采用H2SO4-H2O2消煮，測定凱氏氮，總氮含量為凱氏氮與硝態(tài)氮含量之和；堆肥第1、43天的樣品測定了灰分含量（馬弗爐550℃灼燒法）。

（7）氮素固持率。根據(jù)堆制腐熟過程中灰分絕對量不變的原理[12]，則氮素固持率計算公式如式(1)所示。

式中N1為堆肥第1天的全氮含量（以干基計），%；H1為堆肥第1天時灰分含量，%；N43為堆肥第43天時全氮含量，%；H43為堆肥第43天時灰分含量，%。

（8）微生物量氮(g/kg)。分別取堆制第 1、6、18、30、43天的新鮮樣品，采用氯仿熏蒸法測定微生物量氮；樣品經(jīng)氯仿熏蒸和未熏蒸兩種不同處理后，用K2SO4溶液浸提，提取液用Elementar元素分析儀測定微生物量氮含量。

（9）腐殖態(tài)氮。分別取第1、6、18、30、43天的風干樣品，采用焦磷酸鈉與氫氧化鈉混合提取液，進行提取處理，得可提取腐殖酸溶液，采用JENA multi 3100 TOC測定儀腐殖態(tài)氮含量。

（10）稻殼生物質(zhì)炭吸附及解吸后溶液中總氮及銨態(tài)氮含量采用SKALA流動分析儀測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel 2010進行數(shù)據(jù)整理與畫圖，SPSS 24.0進行統(tǒng)計分析。

2 結果與分析

2.1 稻殼生物質(zhì)炭理化特征分析

2.1.1 稻殼生物質(zhì)炭掃描電鏡分析 圖1a、1b分別為稻殼在450℃和650℃熱解的生物質(zhì)炭在2500倍數(shù)下的電鏡掃描圖片，由圖可以看出稻殼經(jīng)450℃和650℃熱解之后，均呈現(xiàn)清晰的矩陣結構。450℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭（圖1a）已經(jīng)軟化并融合成團矩陣，并且表面形成了微小的囊泡，但是表面分界不明顯、表面粗糙、孔隙結構不發(fā)達；隨著熱解溫度的升高，生物質(zhì)中有更多揮發(fā)性成分裂解，生物質(zhì)炭表面的囊泡破裂，形成大量的孔隙結構，因此650℃熱解的生物質(zhì)炭（圖1b）表面分界清晰、邊緣光滑、孔狀結構豐富、孔道分布密集且規(guī)整?？梢姛峤鉁囟鹊奶岣?，有利于稻殼生物質(zhì)炭孔隙結構、孔隙度的提升，從而進一步有利于稻殼生物質(zhì)炭吸附能力的增強。

圖1 不同熱解溫度制備的稻殼生物質(zhì)炭SEM圖

2.1.2 稻殼生物質(zhì)炭比表面積及陽離子交換量分析 試驗采用BET氮吸附法測定了稻殼生物質(zhì)炭的比表面積，一般認為比表面積越大，則吸附能力越強。由圖2a可知，450℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭(BC450)的比表面積為55.352 m2/g，650℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭(BC650)的比表面積為126.774 m2/g，統(tǒng)計分析表明BC650處理的比表面積顯著大于BC450處理(P＜0.05)，可見提高稻殼的熱解溫度，提高了稻殼生物質(zhì)炭的比表面積。

陽離子交換量表征了生物質(zhì)炭能夠幫助所在載體持留更多營養(yǎng)型陽離子的能力，因此陽離子交換量可劃歸于生物質(zhì)炭的一項重要特性。圖2b結果表明，BC450的陽離子交換量為15.167 cmol/kg，BC650處理的陽離子交換量為7.966 cmol/kg，且BC450處理的陽離子交換量顯著大于BC650處理(P＜0.05)，可見提高稻殼的熱解溫度，降低了稻殼生物質(zhì)炭的陽離子交換量。

圖2 熱解溫度對稻殼生物質(zhì)炭比表面積與陽離子交換量的影響

2.2 稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中氮素固持效率的影響

堆肥過程中氨揮發(fā)是氮素損失的主要形式，圖3a為本試驗羊糞與稻殼生物質(zhì)炭混合堆肥過程中氨揮發(fā)累積量變化動態(tài)，與CK處理相比，添加稻殼生物質(zhì)炭處理對羊糞堆肥是氨揮發(fā)累積量有明顯的影響作用。在堆肥前期，CK、BC450、BC650處理之間氨揮發(fā)累積量無顯著差異性(P＞0.05)，堆肥第10天后，B450、B650處理的氨揮發(fā)累積量上升的幅度逐漸平緩，而CK處理仍呈持續(xù)上升的變化趨勢；堆肥43天后，3個處理的氨揮發(fā)累積量由大到小依次表現(xiàn)為CK處理(378.12 mg/kg)、B450處理(117.22 mg/kg)、B650處理(94.16 mg/kg)，B450、B650處理的氨揮發(fā)累積量分別較CK處理降低了68.99%、75.09%，且差異達顯著水平(P＜0.05)，而B450、B650處理之間無顯著差異性(P＞0.05)。

圖3b為不同處理之間的氮素固持率測定結果，由圖3b可知，羊糞堆肥中添加稻殼生物質(zhì)炭可提高氮素的固持率，堆肥結束后BC450、BC650處理的氮素固持率分別為65.9%、69.5%，而CK處理的氮素固持率為52.2%，BC450、BC650處理的氮素固持率較CK處理提高了26.2%、33.1%，差異達顯著水平(P＜0.05)，而BC650處理的氮素固持率略大于BC450處理，但無顯著差異性(P＞0.05)。

圖3 稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中氨揮發(fā)及氮素固持率的影響

2.3 稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中不同形態(tài)氮素變化的影響

2.3.1 對羊糞堆肥中水溶性總氮與銨態(tài)氮含量變化的影響 水溶性總氮是將羊糞與稻殼生物質(zhì)炭混合堆肥樣品經(jīng)去離子水浸提之后所獲浸提液中總氮含量的測定結果（圖4a）。由圖可知，堆肥體水溶性總氮含量隨著堆肥時間的增加，總體呈下降的變化趨勢，在整個羊糞堆肥過程中，BC650處理的水溶性總氮含量顯著低于BC450、CK處理(P＜0.05)，B450處理的水溶性總氮含量在堆肥初始階段亦低于CK處理，在堆肥中期，BC450與CK處理的水溶性總氮含量差異較小，在堆肥后期，BC450處理的水溶性總氮含量低于CK處理?？梢姡砑由镔|(zhì)炭降低了羊糞堆肥過程中水溶性總氮含量，其中BC650處理降低幅度大于BC450處理。

一般而言，堆肥過程中氮素形態(tài)主要包括有機氮、銨態(tài)氮與硝態(tài)氮，并且堆肥過程中存在損失風險的氮素形態(tài)主要為銨態(tài)氮。由圖4b可知，羊糞堆肥過程中，銨態(tài)氮含量總體呈先上升后下降的變化趨勢，在堆肥起始階段，BC450、BC650處理的銨態(tài)氮含量大于CK處理，之后BC450、BC650處理的銨態(tài)氮含量均低于CK處理，并且BC650處理的銨態(tài)氮含量低于BC450處理。可見，羊糞堆肥過程中，添加稻殼生物質(zhì)炭降低了堆肥體銨態(tài)氮含量，BC650處理較BC450處理更為明顯。

圖4 稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中水溶性總氮與銨態(tài)氮含量變化的影響

2.3.2 稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中微生物量氮與腐殖態(tài)氮含量變化的影響 微生物量氮是堆肥體中活性生物體內(nèi)氮素含量總和，是堆肥體中最活躍的組分。圖5a為羊糞堆肥過程中微生物量氮含量變化動態(tài)，由圖5a可知，隨著堆肥時間的增加，微生物量氮呈先上升后下降的變化趨勢，在堆肥起始階段CK、BC450、BC650處理的微生物量氮無明顯差異性，在堆肥第7～21天，添加稻殼生物質(zhì)炭處理的微生物量氮含量迅速上升并且高于CK處理，其中BC650處理的微生物量氮含量上升幅度大于BC450處理；堆肥第21天之后，羊糞堆肥體的微生物量氮呈下降的變化趨勢，且BC450、BC650處理的堆肥體微生物量氮含量低于CK處理，而BC450與BC650之間無顯明的變化規(guī)律。腐殖態(tài)氮是羊糞堆肥樣品經(jīng)焦磷酸鈉與氫氧化鈉混合液提取之后所獲提取液中總氮含量的測定結果。由圖6b可知，羊糞堆肥過程中腐殖態(tài)氮含量隨著堆肥時間的增加，呈上升的變化趨勢，不同處理之間，CK處理的腐殖態(tài)氮最大，其次為BC450處理，BC650處理的腐殖態(tài)氮含量最低，堆肥結束后，BC450、BC650處理的腐殖態(tài)氮含量較CK處理分別降低了29.32%、42.37%，顯著小于CK處理的腐殖態(tài)氮含量(P＜0.05)，雖然BC450處理的腐殖態(tài)氮含量大于BC650處理，但差異未達顯著水平(P＞0.05)。

圖5 稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中微生物量氮與腐殖態(tài)氮含量變化的影響

2.4 稻殼生物質(zhì)炭對含氮溶液中氮素的吸附與解吸分析

2.4.1 不同熱解溫度稻殼生物質(zhì)炭對含氮溶液中氮素的吸附差異 為探討稻殼生物質(zhì)炭對氮素養(yǎng)分的固持效能，取羊糞堆肥第7天的樣品浸提液（水溶性總氮含量為212.81 mg/L、銨態(tài)氮含量為105.72 mg/L、硝態(tài)氮含量為2.12 mg/L），添加不同溫度熱解的稻殼生物質(zhì)炭進行振蕩吸附處理并過濾分離浸提液與生物質(zhì)炭，測定生物質(zhì)炭吸附處理后浸提液的水溶性總氮及銨態(tài)氮含量，由圖6a可知，浸提液經(jīng)2種不同熱解溫度制備的稻殼生物質(zhì)炭吸附處理后，BC450、BC650處理的全氮含量分別為166.43、151.84 mg/L，較吸附處理前分別降低了21.79%、28.6%，BC450、BC650處理之間無顯著差異性(P＞0.05)；BC450、BC650處理的銨態(tài)氮含量分別為91.27、71.42 mg/L，較吸附處理前分別降低了13.68%、32.45%，BC650處理的銨態(tài)氮含量顯著低于BC450處理(P＜0.05)?？梢?，稻殼生物質(zhì)炭對銨態(tài)氮具有明顯的吸附作用，并且650℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭對堆肥樣品浸提液銨態(tài)氮的吸附作用大于450℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭。

圖6 不同熱解溫度稻殼生物質(zhì)炭吸附后的氮素含量差異

2.4.2 不同熱解溫度稻殼生物質(zhì)炭對已吸附氮素的解吸差異 將經(jīng)過堆肥樣品浸提液吸附之后的稻殼生物質(zhì)炭，低溫干燥處理之后，再進行解吸附浸提處理，解吸液的氮素含量測定結果見圖7。由圖7可知，BC450、BC650處理的稻殼生物質(zhì)炭解吸之后，解吸液中的全氮含量分別為3.29、6.16 mg/L，銨態(tài)氮含量分別為2.83、4.86 mg/L，BC650處理的稻殼生物質(zhì)炭解吸液中的全氮、銨態(tài)氮含量均顯著大于BC450處理(P＜0.05)?？梢?，BC650處理的稻殼生物質(zhì)炭吸附的氮素解吸性大于BC450處理。

圖7 不同熱解溫度稻殼生物質(zhì)炭吸附氮素解吸后的氮素含量差異

3 結論

（1）650℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭孔隙結構、比表面積優(yōu)于450℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭，而450℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭陽離子交換量大于650℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭。

（2）稻殼生物質(zhì)炭應用于羊糞堆肥中，與對照相比，添加450、650℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭，堆肥體氨揮發(fā)累積量分別降低了68.99%、75.09%、氮素固持率分別提高了26.2%、33.1%。

（3）添加稻殼生物質(zhì)炭于羊糞堆肥過程中，降低了堆肥體的水溶性總氮、銨態(tài)氮、腐殖態(tài)氮，提高了堆肥體的微生物量氮，其中添加650℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭的作用效應強于450℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭。

（4）稻殼生物質(zhì)炭對含氮溶液中的氮素特別是銨態(tài)氮具有吸附作用，同時吸附的氮素可被解吸，650℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭吸附量與解吸量均大于450℃熱解的稻殼生物質(zhì)炭。

（5）綜合稻殼生物質(zhì)的理化性狀及對氮素的固持作用特征，稻殼生物質(zhì)炭對氮素物理與化學固定作用同時存在，固持的氮素并沒有提高堆肥體的腐殖態(tài)氮含量，并且固持的氮素具有可逆解吸性。

4 討論

4.1 稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中氮素固持的影響

本試驗結果表明，添加稻殼生物質(zhì)炭提高了羊糞堆肥中的氮素固持率，其中BC450、BC650處理的氮素固持率分別較CK處理提高了26.2%、33.1%。堆肥過程中氮素損失形式主要有氨氣、氧化亞氮等，以氨揮發(fā)為主[7,13]，結合圖4a結果可知，整個羊糞堆肥過程中，添加稻殼生物質(zhì)炭的BC450、BC650處理有效降低了堆肥體的氨揮發(fā)累積量，分別較CK處理降低了68.99%、75.09%，生物質(zhì)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，對堆肥過程的氨氣揮發(fā)進行固定[14]；另外，BC650處理的氮素固持率高于BC450處理，并且BC650處理的氨揮發(fā)累積量小于BC450處理，結合圖1、2、3的試驗結果，BC650處理的孔隙結構、孔隙度、比表面積等理化性狀優(yōu)于BC450處理，從而表現(xiàn)出BC650處理對羊糞堆肥中氮素具有更好的固持效果。

4.2 稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中氮素變化的影響

本試驗監(jiān)測了羊糞堆肥過程中的水溶性總氮、銨態(tài)氮、微生物量氮、腐殖態(tài)氮含量的變化動態(tài)，結果表明，羊糞堆肥過程中與CK處理相比，添加稻殼生物質(zhì)炭的BC450、BC650處理降低了堆肥體的水溶性總氮、銨態(tài)氮的含量，水溶性總氮的降低主要因為銨態(tài)氮含量的下降，與黃向東等[15]、李麗劼[16]研究結果一致，生物質(zhì)炭對銨態(tài)氮具有很強的固持作用，受生物質(zhì)炭陽離子交換量、孔隙率、比表面積等因素的綜合影響[17]，BC650處理的稻殼生物質(zhì)炭孔隙度、比表面積大于BC450處理，雖然陽離子交換量低于BC450處理，但生物質(zhì)炭的物理吸咐占主導作用地位，從而導致BC650處理水溶性總氮、銨態(tài)氮含量低于BC450處理。另外，試驗結果表明，羊糞堆肥過程中微生物量氮呈先上升后下降的變化趨勢[18]，符合堆肥過程微生物量氮的變化趨勢，在堆肥第7～21天，添加稻殼生物質(zhì)炭處理的微生物量氮含量迅速上升并且高于CK處理，堆肥體微生物的快速繁殖伴隨著堆肥溫度的快速上升，王海候等[14]、徐路魏等[8]研究結果表明，堆肥過程中添加生物質(zhì)炭均可促進堆肥體前期的迅速增溫，結合本文圖1、2觀測結果，生物質(zhì)炭豐富的孔隙結構可為微生物的擴繁增殖提供良好的場所[19-20]，有利于提高堆肥體的含氧量，提高微生物的代謝與產(chǎn)熱能力[21]，從而促進堆肥體快速進入高溫階段，并且BC650處理較BC450處理具有更豐富的孔隙結構與比表面積，從而提高了堆肥體的微生物量氮含量。堆肥第21天之后，BC450、BC650處理的微生物量氮含量則低于CK處理，直至堆肥結束時，3個處理的微生物量氮含量差異較小，這主要與CK處理較添加稻殼生物質(zhì)炭處理高溫腐解期延后有關，而BC450、BC650處理已經(jīng)提前完成這一過程。腐殖態(tài)氮是堆肥過程中氮素不斷變化并逐漸轉化為相對穩(wěn)定的氮素形態(tài)[22]，本試驗結果表明堆肥自開始到結束，BC450、BC650處理的腐殖態(tài)氮含量均低于CK處理，孫文彬等[22]將550℃制取的生物質(zhì)炭應用于城市污泥堆肥過程中并認為添加生物質(zhì)炭會因“稀釋作用”而降低堆肥體中的腐殖態(tài)物質(zhì)的含量；進一步比較不同熱解溫度處理之間，BC650處理的腐殖態(tài)氮含量低于BC450處理，而BC650處理固持的銨態(tài)氮大于BC450處理，可見經(jīng)生物質(zhì)炭固持的氮素并沒有轉化為腐殖態(tài)氮。

4.3 稻殼生物質(zhì)炭對氮素吸附與解吸的影響

為探討稻殼生物質(zhì)炭對羊糞堆肥中氮素的吸附方式，將BC450、BC650 2種稻殼生物質(zhì)炭分別加入水溶性總氮含量為212.81 mg/L、銨態(tài)氮含量為105.72 mg/L的溶液中進行浸提吸附，試驗表明經(jīng)BC450、BC650稻殼生物質(zhì)炭吸附之后，水溶性總氮分別降低了21.79%、28.6%，銨態(tài)氮含量分別降低了13.68%、32.45%，總氮含量的變化主要是銨氮含量的變化，稻殼生物質(zhì)炭對銨態(tài)氮具有吸附性，對與杜衍紅等[17]、楊圣舒等[23]研究結論一致，并且認為生物質(zhì)炭對銨氮的吸附包括表面吸附和顆粒內(nèi)部擴散兩個過程，而林婉嬪等[24]認為生物質(zhì)炭對銨態(tài)氮的吸附并不僅限于表面結構形態(tài)影響，生物質(zhì)炭陽離子交換量越高，則銨吸附能力也越強，本試驗結合圖1、2可知，BC650處理之后的水溶性總氮與銨態(tài)氮低于BC450處理，表征BC650處理的吸附性更強，與其孔隙結構與比表面積較發(fā)達有關。另外，為進一步探討稻殼生物質(zhì)炭對氮素的固定特征，將吸附并風干之后的稻殼生物質(zhì)進行解吸附處理，結果表明BC650處理解吸溶液中的水溶性總氮、銨態(tài)氮含量均高于BC450處理，可見，BC650處理吸附的氮素更易被解吸，說明稻殼生物質(zhì)炭對銨態(tài)氮的吸附過程中表面吸附、顆粒內(nèi)部擴散等物理吸附與陽離子交換等化學吸附方式并存，BC650稻殼生物質(zhì)炭孔隙及比表面積較BC450處理發(fā)達，對銨態(tài)氮的吸附以物理吸附為主，且可逆解吸性[17]；而BC450稻殼生物質(zhì)炭雖然孔隙及比表面積等劣于BC650稻殼生物質(zhì)炭，但陽離子交換量顯著大于BC650處理稻殼生物質(zhì)炭，通過稻殼生物質(zhì)炭官能基團吸附銨態(tài)氮，屬于化學吸附，吸附過程不可逆，因此解吸量也顯著低于BC650處理。