随着农业产业结构的不断调整，我国畜牧业和种植业在规模和质量上都得到快速发展，总产值逐年增加，但畜禽排泄物和农作物秸秆等农业废弃物随之增加［1］。我国畜禽养殖粪污产生量为每年3.834×109t，而利用率却不到 60%［2］。农作物每年秸秆资源量达到1.04×109t，可收集量达到9.0×108t，未充分利用的有 2×108t左右［3］。我国农业废弃物的利用率较低，不仅造成了巨大的资源浪费，且由于乱堆乱放及随意焚烧也会严重破坏生态环境。
好氧堆肥因其可就地处理、成本低、无害化程度高以及生物风险小等优点成为应用最广的农业废弃物资源化利用途径［4］。但是堆肥过程中因为C/N比等工艺参数的不合理调配会导致NH3大量挥发，不仅会造成严重的二次污染，也会引起氮素的大量损失。有研究表明，NH3挥发导致的氮素损失可达总氮损失的32.3%～50.0%［5-7］。
目前，关于NH3挥发的产生机制以及阻控研究主要集中在引入外援添加剂进行原位控制方面［8-10］。对好氧堆肥过程中氮素转化的研究则多集中在探究无机氮组分的变化规律［11-13］，鲜有学者系统性研究各形态氮素间的转化，特别是对好氧堆肥过程中有机氮及其组分含量的变化规律与NH3挥发之间关系的研究，且以不同C/N比为处理的堆肥试验多集中在堆肥腐熟进程的研究［14-17］，同时已有的试验多在静态通风堆肥系统或发酵仓堆肥系统中进行。鉴于此，本试验采用有机肥生产中最普遍应用的条垛式堆肥，以牛粪和玉米秸秆为原材料，设置5个不同C/N比处理，研究好氧堆肥过程中总氮、NH3挥发、铵态氮、pH、有机氮及其组分含量的变化规律，旨在探明不同C/N比好氧堆肥过程中的NH3挥发损失及其与含氮有机物转化之间的关系，以期为减少堆肥过程中产生的二次污染、优化堆肥参数提供理论依据和技术支撑。
1 材料与方法
1.1 试验区概况
堆肥试验设在甘肃省白银市白银区四龙镇鑫昊有机肥厂，试验区年平均气温约9℃，7—9月平均气温23℃，年均降雨量181 mm，全年多风，属典型的大陆性气候。堆肥采用户外条垛式堆置方式，于2018年7月25日至2018年9月14日进行堆肥。供试新鲜牛粪采自白银市白银区四龙镇鑫昊奶牛场，所需玉米秸秆购自白银市白银区四龙镇昌达养殖合作社，使用前用切碎机将秸秆切成2～5 cm的碎料。堆肥原料的理化性质见表1。
1.2 试验设计
如表2所示，堆肥原料为牛粪+玉米秸秆，堆肥试验共设置5个 C/N 比处理，分别为15、20、25、30、35，记为 T1、T2、T3、T4、T5，每个处理设置 3 次重复。T1处理添加一定量的尿素，T2～T5处理添加不同量的玉米秸秆调节堆料C/N比。堆体初始含水率65(±1)%，混匀后堆成高1.2 m、宽1.8 m条堆。堆肥前28 d每2 d翻堆一次，之后视水分状况翻堆。
表1 堆肥原料的理化性质Table 1 The characteristics of materials项目Item含水率Moisture content/%pH 总氮TN/%总碳TC/%全磷TP/%全钾TK/%C/N比C/N ratio牛粪Cattle manure 77.10 7.5 2.18 39.83 0.76 1.83 18.27玉米秸秆Maize straw 5.59 7.2 0.67 43.42 0.17 1.12 64.80
表2 不同C/N比处理原料配比Table 2 Different C/N ratios of raw material处理Treatment C/N比C/N ratio牛粪/kg Cattle manure玉米秸秆/kg Maize straw T1 15 458 4.76(尿素 Urea)T2 20 458 54 T3 25 458 248 T4 30 458 496 T5 35 458 828
1.3 试验样品采集
1.3.1 固体样品采集 本试验堆肥期间每3 d采集1次样品，采样时间为上午9∶30～10∶30。采样时将每个堆体按照长度分为3等分，按离地面40、70 cm和100 cm分为上、中、下3层，按照5点采样法在每层采集300 g样品，将采集的3层样品充分混匀并分为3份:1份鲜样用于铵态氮测定;1份自然风干后粉碎过1 mm筛，四分法缩份取出装入自封袋中，用于测定总氮和pH值;1份粉碎过0.149 mm筛，四分法缩份取出装入自封袋中，用于测定有机氮组分。每次采样均在翻堆前进行。
1.3.2 气体样品采集 堆肥期间NH3收集时间为每天早上 9 ∶00～11 ∶00。采用静态箱［18］，箱体和底座材料为不锈钢，箱体为正方体，边长为50 cm，体积为0.125 L。底座高为20 cm，边长为50 cm，并设置深度为2 cm的水槽。采样前将静态箱底座固定在肥堆上(每个堆体同时放置3个静态箱)，把静态箱放置在底座上，将静态箱底座凹槽灌水密封，防止外界气体进入箱内，将盛有2%硼酸的烧杯置于静态箱内吸收氨气(吸收10 min)。吸收结束后，将烧杯用保鲜膜立即封口。每天采集1次气体，每次采样均为翻堆前采样。
1.4 测定指标与方法
1.4.1 温度 堆肥期间用100℃水银温度计于每天8∶00、14∶00、20∶00进行测量，并取 3次温度的平均值作为当天堆体的温度。每次测温时测温深度与取样深度保持一致，同时进行环境温度的测量;
1.4.2 pH值 pH计法。称过1 mm筛的风干样品5.0 g，放入250 mL三角瓶中，加蒸馏水 50 mL，在180 r·min-1的摇床上摇 20 min，取出后静置30 min，然后用 pH 计测定［19］。
1.4.3 总氮含量 H2SO4-H2O2消煮-凯氏定氮法［19］测定。
1.4.4 铵态氮含量 KCl浸提-靛酚蓝比色法［20］测定。
1.4.5 NH3滴定 吸收了氨气的硼酸用0.005 mol·L-1的硫酸滴定，滴定终点为:溶液由蓝色变为淡紫红色。
(1)NH3挥发速率计算公式如下:
式中，F为NH3挥发速率(mg·m-2·h-1);C为标定过的硫酸浓度(mol·L-1);V为消耗的硫酸体积(mL);V0为空白消耗的硫酸体积(mL);M为NH3的分子量为17.03(g·mol-1);a2为采气箱与肥堆接触面积0.5×0.5=0.25(m2);t为吸收时间。
(2)NH3累计挥发量计算公式如下:
式中，D为NH3累计挥发量(g·m2);F为NH3挥发速率(mg·m-2·h-1);B为NH3挥发面积(m2);n为NH31测定天数(d)。
1.4.6 有机态氮及其组分含量测定 Bremner酸解法［21］。 堆肥过程中总氮损失率采用质量法计算［22］:
式中，X为总氮损失率(%);C0为初始时总氮质量分数(g·kg-1);C1为结束时总氮质量分数(g·kg-1);M0为初始时物料干重(kg);M1为结束时物料干重(kg)。
1.5 数据处理与分析
利用SPSS 25.0软件对所测数据统计分析，用平均值和标准偏差表示测定结果，对同一时间、不同处理的测定结果进行单因素方差分析(one-way ANOVA)，并用Duncan法对各测定数据进行多重比较;采用WPS 2016制图。
2 结果与分析
2.1 不同C/N比对好氧堆肥过程中总氮含量的影响
堆肥过程中不同处理总氮含量如图1所示，可以看出，在堆肥前24 d，各处理的总氮含量均迅速下降，T1～T5处理的总氮含量分别下降了23.1%、17.5%、15.9%、14.2%和11.1%，C/N比越低，下降幅度越大。经过高温期的降解，堆肥的堆体体积在进入降温期后迅速减小，重量急剧下降，各处理总氮含量因浓缩效应而增加。堆肥结束时(51d)，与初始状态相比，除T1处理总氮含量略有降低外，T2～T5处理的总氮含量分别增加了4.7%、8.9%、8.8%和15.0%，其中T3处理总氮含量为16.38 g·kg-1，且显著高于其他处理(P＜0.05)。
各处理在堆肥过程中的总氮损失率如图2所示。由图2可看出，T1处理总氮损失率最高，为24.1%，T5处理最低，仅为10.1%，这是由于T1处理C/N比最低，氮素含量丰富，在堆肥升温和高温阶段，高温和高pH条件下铵态氮大量转化为NH3并挥发，造成了大量的氮素损失。C/N比越低，总氮损失率越高，堆体C/N比为25～35时，总氮损失率显著低于C/N比为15～20的处理。由此可见，为减少堆肥过程中氮素的损失，堆肥的初始C/N比不能低于25。
图1 堆肥过程中总氮含量变化Fig.1 Total nitrogen co
ntent during composting
图2 不同处理总氮损失率Fig.2 Total nitrogen loss rate under different treatments
2.2 不同C/N比对好氧堆肥过程中NH3挥发的影响
从图3中可以看出，NH3挥发主要发生在升温期和高温期，此时期内NH3挥发量占总挥发量的95%以上。本试验条件下的NH3挥发峰值出现在堆肥第9天，T1～T5处理的峰值分别为19.8、11.2、8.0、7.7 mg·h-1·m-2和 2.5 mg·h-1·m-2，T1 处理为T3处理的2.5倍，为T5处理的8倍。当堆肥进行到33 d时，各处理NH3挥发速率均在0.5 mg·h-1·m-2以下。至堆肥结束时，T1～T5处理NH3累计挥发量分别为 141.5、97.2、71.7、71.6 g 和 54.8 g，说明堆体初始C/N比越低，NH3挥发速率越高，持续挥发时间越长，NH3累积挥发量越大。
图3 堆肥过程中NH3挥发速率变化Fig.3 NH3volatilization rate during composting
NH3挥发是堆肥过程总氮损失的主要途径，表3结果可以看出，T1～T5处理由NH3挥发造成的氮损失占总氮损失比例依次为40.5%、39.5%、38.6%、34.1%和30.9%。说明堆体初始 C/N比越低，由NH3挥发造成的氮损失占总氮损失比例越高。
2.3 不同C/N比对好氧堆肥过程中铵态氮含量的影响
如图4所示，T1处理在堆肥开始时铵态氮达到最大值，为1.56 g·kg-1，而T2～T5处理在堆肥第6天达到最大值，处理之间差异显著(P＜0.05)，分别为 1.26、1.20、1.10 g·kg-1和 0.82 g·kg-1，之后随着NH3挥发的进行铵态氮含量随之降低，降低的程度随C/N比的增大而降低，堆肥结束时(51 d)，T1～T5 处理铵态氮含量分别为 0.42、0.36、0.37、0.36 g·kg-1和0.34 g·kg-1，损失率分别为 72.9%、61.2%、54.8%、51.8%和43.3%，堆体初始C/N比越低，铵态氮损失率越大。
2.4 好氧堆肥过程中堆体pH值和温度的变化
由图5可知，随堆肥的进行pH值迅速升高，这主要是因为铵态氮的积累所致。至堆肥第3天时低C/N比的T1和T2处理pH高达8.5和8.0，远高于T3～T5处理的7.5～7.8，各处理间pH值出现差异，堆肥进入第6天时低C/N比处理和高C/N比处理间差异达最大，而堆肥进入第12天时处理间差异不断减小。堆肥进入降温腐熟期后，铵态氮和氨气被转化为硝态氮，各处理pH值开始下降。堆肥结束时(51 d)，5 个处理分别降为 8.59、8.58、8.55、8.51和8.53，各处理间无显著性差异(P＜0.05)。低C/N比处理过高的pH值是导致堆肥NH3大量挥发的主要因素。
不同C/N比堆体温度变化如图6所示。在堆肥初期，易分解的有机物质迅速分解，微生物活动释放出大量的热，使堆体温度迅速上升。T1处理于第6天进入高温期(55℃)，T2处理于第3天进入高温期，T3～T5处理均在堆肥第2天进入高温期，堆料含氮量越高，进入高温期所需要的时间越长。5个处理高温期达到的最高温度依次为58.8℃、59.3℃、61.8℃、63.0℃和 65.3℃，高温期持续时间依次为 20、21、24、27 d 和 31 d，在堆肥过程中低 C/N比的T1和T2处理高温期持续时间和所达到的最高温度都低于高C/N比T3～T5处理。进入降温腐熟阶段，堆体温度逐渐降低，堆肥结束时(51 d)T1～T4降到40℃以下，T5处理略高于40℃。
表3 NH3累计挥发与损失Table 3 NH3cumulative volatilization and loss处理Treatment NH3挥发氮损失占总氮损失比例/%NH3 volatile nitrogen loss as a percentage of total nitrogen loss NH3累计挥发量/g NH3 cumulative volatilization升温期占比/%Proportion of warming period高温期占比/%Proportion of high temperature period T1 40.5 141.5 7.9 89.2 T2 39.5 97.2 10.0 87.2 T3 38.6 71.7 12.2 86.0 T4 34.2 71.6 11.5 86.9 T5 30.9 54.8 17.3 80.9
图4 堆肥过程中铵态氮含量变化Fig.4 Ammo
nium co
ntent during composting
图5 堆肥过程中pH值的变化Fig.5 pH value during composting
2.5 不同C/N比对好氧堆肥过程中有机氮及其组分含量的影响
本试验中各处理有机氮含量均达到总氮含量的90%以上。由图7可见，堆肥第0天，T5处理有机氮含量显著低于其他处理(P＜0.05)。随着堆肥的进行，各处理有机氮含量不断减少，有机氮的损失主要发生在堆肥前24 d，T1～T5处理有机氮含量分别损失了31.8%、24.3%、14.4%、14.0%和7.0%，说明堆体初始C/N比越低，有机氮损失越严重。堆肥结束时，5个处理有机氮含量分别增加至14.83、15.63、15.82、15.80 g·kg-1和 14.82 g·kg-1，T3 和T4处理有机氮含量显著高于T1和T5处理(P＜0.05)。
本试验中酸解有机氮占有机氮的比例为50%～60%。由图8可见，在整个堆肥过程中酸解有机氮含量呈下降趋势。堆肥结束时，C/N比最高的T5处理显著低于其他处理(P＜0.05)。T1～T5处理酸解有机氮损失率分别为 61.2%、60.2%、57.9%、53.6%和55.4%，说明堆体初始C/N比越低，酸解有机氮损失率越高，氮素损失率越大。堆肥成品中C/N=30的T4处理酸解有机氮含量最高，且在整个堆肥过程中的损失率也最低。
本试验中氨基酸态氮占酸解有机氮比例约为30%～40%，从图9中可以看出，氨基酸态氮的损失主要发生在堆肥前9 d，5个处理均在堆肥第9天达到最低值，较初始状态分别损失了52.1%、38.3%、31.8%、36.6%和42.7%。表明堆体初始C/N比越低，氨基酸态氮损失率越高。堆肥结束时，各处理氨基酸态氮含量分别为 1.98、2.21、2.22、2.15 g·kg-1和2.04 g·kg-1，损失率分别为 37.8%、18.4%、6.6%、4.2%和3.6%。堆肥成品中C/N=25的T3处理氨基酸态氮含量最高，在整个堆肥过程中损失率也相对较小。
图6 堆肥过程中堆体温度变化Fig.6 Change of stack temperature during composting
图7 堆肥过程中有机氮含量变化Fig.7 Organic nitrogen co
ntent during composting
本试验中酰胺态氮在酸解有机氮中所占比例为30%～40%。从图10可以看出，堆肥前6 d各处理酰胺态氮含量不断增加，并于第6天达到最高值，分别为 5.28、4.93、4.74、4.75 g·kg-1和 4.20 g·kg-1。堆体进入高温期后酰胺态氮转化为铵态氮，并以NH3的形式挥发损失。酰胺态氮含量的损失主要发生在第6～18 d，此期间T1～T5处理损失率分别为42.2%、35.4%、32.7%、38.4%和 28.4%，堆体C/N比越低，酰胺态氮含量损失率越高。至堆肥结束时(51 d)，T1～T5处理酰胺态氮含量增加到5.29、5.31、5.36、5.35 g·kg-1和 5.08 g·kg-1。T3 处理酰胺态氮含量最高，且显著高于T 1和T5处理(P＜0.05)。
本试验中各处理氨基糖态氮在酸解有机氮中所占的比例不到2%。如图11所示，在堆肥前24 d，T1～T5处理氨基糖态氮含量均呈现不同程度的增加，T1和T2处理于第21天达到最高值，而T3～T5处理于第24天达到最高值，与堆肥初始状态相比，T3处理增加最多，为91%，T1处理增加最少，为77%。堆肥结束时(51 d)，各处理氨基糖态氮含量分别为 0.12、0.13、0.13、0.12 g·kg-1和 0.11 g·kg-1，差异不显著(P＜0.05)。堆体初始 C/N比过低，不利于氨基糖态氮积累。
图8 堆肥过程中酸解有机氮含量变化Fig.8 Organic nitrogen co
ntent in acid hydrolysis during composting
图9 堆肥过程中氨基酸态氮含量变化Fig.9 Amino acid nitrogen co
ntent during composting
图10 堆肥过程中酰胺态氮含量变化Fig.10 Amide nitrogen co
ntent during composting
图11 堆肥过程中氨基糖态氮含量变化Fig.11 Amino sugar nitrogen co
ntent during composting
3 讨论
各形态氮素相互转化过程中伴随着一定量的氮素损失，在好氧堆肥中氮素损失途径包括NH3挥发、硝化和反硝化过程产生的含氮气体挥发以及径流，研究显示NH3挥发是堆肥过程中氮素损失最主要的途径［23］。在本试验中，总氮大量损失主要发生在堆肥升温期和高温期，其中约有30.9%～40.5%的氮素损失是由NH3挥发造成的，此阶段NH3累计挥发量均达到整个堆肥过程总挥发量的95%以上，这与黄兆林、黄国锋等［6-7］的研究结果一致，主要是因为堆肥前期堆体温度高，微生物对含氮有机化合物的矿化更剧烈，铵态氮大量生成并积累，导致堆体pH值升高，进而导致大量的NH3挥发。虽然NH3挥发会造成总氮损失，但在本试验中堆肥结束时的各处理总氮含量高于初始值，一方面是因为铵态氮与碳源代谢的中间产物α-酮戊二酸在谷氨酸合成酶的作用下合成有机氮［24］，同时本试验证明好氧堆肥中有机氮占总氮的90%以上;另一方面是因为随着堆肥进程的推进，肥堆体积不断减小，同时肥堆的重量也急剧下降，氮素的相对含量被浓缩，这与张雪辰和赵建荣等［25-26］的研究结果一致。C/N比是最关键的影响因素［27］，C/N比过低会导致堆体温度上升缓慢，不能有效降解肥堆中的有机物，且过量的氮素无法被微生物利用，将以NH3的形式溢散，既降低了产品肥效又造成了严重的环境污染［28-29］;本试验中T1处理总氮和铵态氮损失率最高，由NH3挥发造成的氮素损失占总氮损失的比例最大，主要原因是T1处理C/N比过低，氮素含量本底值较高，铵态氮含量丰富，且堆体的pH值随铵态氮的积累迅速升高，高温和高pH值条件促进了铵态氮向NH3的转化，T1处理NH3累计挥发量最大，因此造成的氮素损失也最大。而当堆体C/N比过高时，则氮源不足，使得菌体繁殖量减少，进而降低微生物工作效率，延长肥堆发酵时间［30］。
堆肥中氮素的形态主要以有机氮为主。有机氮及其组分是矿化氮的源和库，在氮素转化与固定中起到至关重要的作用［31］。整个好氧堆肥过程中T1～T5处理有机氮损失率为8.5%～19.0%，同时研究结果显示堆体初始C/N比越低，有机氮的损失率越高，随着堆肥进入降温腐熟期，有机氮含量不断上升，这可能是因为氨同化细菌将一些可溶性有机氮如氨基酸、氨基糖、核苷酸以及氨化作用产生的铵态氮同化成细胞的组成成分，氨被转化为生物氮［32］。但T5处理酸解有机氮含量始终处于最低，这是由于该处理本身有机氮含量就低，而且含氮有机物的矿化速率较慢，此结果与贺琪［13］和单德鑫［33］等人的研究结果一致。
肥堆中氨基酸态氮可以在微生物和相关酶的作用下大量转化为酰胺态氮和铵态氮，酰胺态氮也可进一步转化为铵态氮，在一定环境条件下，铵态氮又以NH3形式挥发［34］。氨基酸态氮在堆肥前9 d大幅减少，主要有两个原因，一是堆肥前期堆体温度迅速升高，微生物首先利用堆肥原料中小分子的氨基酸作为氮源，使得氨基酸态氮的分解速率大于产生速率;二是由于肥堆中氨基酸态氮存在一定的转化，其在酰胺酶和脱氨酶的作用下分别转化为酰胺态氮和铵态氮［35］。试验结果显示整个好氧堆肥过程中T1～T5处理氨基酸态氮损失率20.6%～50.8%，并且堆体初始C/N比越低，其损失率越高，这是由于C/N比越低的处理，NH3挥发越严重，铵态氮损失率越高。本试验中各处理酰胺态氮在堆肥前6 d呈增加趋势，主要是因为堆体中由水解或脱氨基产生的氨基酸和氨基糖在一定条件下可以合成酰胺态氮;6 d后肥堆酰胺态氮含量有所降低，这主要是因为酰胺态氮向铵态氮转化导致的，并且以NH3挥发形式损失。本试验发现氨基酸态氮和酰胺态氮为主要的矿化源，整个堆肥过程中氨基酸态氮的减少量大于酰胺态氮的减少量，因此氨基酸态氮对矿化氮的贡献率大于酰胺态氮。
4 结论
1)总氮损失主要发生在堆肥前24 d，至堆肥结束时，总氮损失率达10.1%～24.1%，且堆体初始C/N比越低，总氮损失率越高。
2)NH3挥发是总氮损失的主要途径，由NH3挥发造成的氮损失占总氮损失的30.9%～40.5%;堆肥升温期和高温期的NH3挥发量占总挥发量的95%以上，且堆体初始 C/N比越低，NH3累计挥发量越高。
3)堆体初始C/N比越低，铵态氮积累越多，导致pH越高，铵态氮损失越严重，堆肥结束时铵态氮的损失率高达43.3%～72.9%。
4)堆肥材料总氮的90%以上为有机氮，其矿化主要发生在堆肥前24 d，矿化率为7.0%～31.8%，堆体初始C/N比越低，有机氮的矿化越快，且以氨基酸态氮和酰胺态氮的矿化为主。
［1］ 丁晓艳.农村有机废弃物能源化利用综合评价研究［D］.成都:西华大学，2016.
［2］ 武淑霞，刘宏斌，黄宏坤，等.我国畜禽养殖粪污产生量及其资源化分析［J］.中国工程科学，2018，20(5):103-111.
［3］ 石祖梁，贾涛，王亚静，等.我国农作物秸秆综合利用现状及焚烧碳排放估算［J］.中国农业资源与区划，2017，38(9):32-37.
［4］ 姜继韶，黄懿梅，黄华，等.猪粪秸秆高温堆肥过程中碳氮转化特征与堆肥周期探讨［J］.环境科学学报，2011，31(11):2511-2517.
［5］ 胡进福.畜禽粪便堆肥化过程中氮素损失的控制［D］.长沙:湖南农业大学，2010.
［6］ 黄兆林.牛粪和秸秆堆肥中氨气散失的控制研究［D］.云南:昆明理工大学，2012.
［7］ 黄国锋，钟流举，张振钿，等.猪粪堆肥化处理过程中的氮素转变及腐熟度研究［J］.应用生态学报，2002，13(11):1459-1462.
［8］ 张晓岸.粪便高温堆肥中氮素损失及原位保氮的研究［D］.重庆:重庆工商大学，2018.
［9］ 黄懿梅，曲东，李国学.调理剂在鸡粪锯末堆肥中的保氮效果［J］.环境科学，2003，24(2):159-160.
［10］ 吴娟.过磷酸钙对猪粪堆肥碳、氮转化及减缓有机质降解技术机制研究［D］.北京:中国农业大学，2017.
［11］ 徐鹏翔.反应器堆肥过程中氮素的转化特征及工艺优化研究［D］.北京:中国农业大学，2018.
［12］ 刘玉婷.禽粪好氧堆肥过程中氮素转化与菌群互作规律的研究［D］.大连:大连理工大学，2018.
［13］ 贺琪，李国学，张亚宁，等.高温堆肥过程中的氮素损失及其变化规律［J］.农业环境科学学报，2005，24(1):169-173.
［14］ 张鹤，李孟婵，杨慧珍，等.不同碳氮比对牛粪好氧堆肥腐熟过程的影响［J］.甘肃农业大学学报，2019，54(1):60-67.
［15］ 林皓，卓倩，吴菁，等.碳氮比对半静态强制通风堆肥反应器堆肥腐熟度的影响［J］.福建师范大学学报(自然科学版)，2017，33(6):43-49.
［16］ 飞兴文，毕树琼，王家春，等.蔬菜废弃物调整碳氮比与腐熟速度的关系［J］.农技服务，2012，29(12):1291-1330.
［17］ 关静姝.碳氮比对牛粪好氧堆肥过程的影响［D］.哈尔滨:东北农业大学，2007.
［18］ 袁京，何胜洲，李国学，等.添加不同辅料对污泥堆肥腐熟度及气体排放的影响［J］.农业工程学报，2016，32(10):241-246.
［19］ 中华人民共和国农业行业标准.NY525-2012有机肥料行业标准［S］.北京:中国农业出版社，2012.
［20］ 鲍士旦.土壤农化分析［M］.北京:中国农业出版社，2000:438-440.
［21］Bremner JM.Organic forms of nitrogen.In:Methods of Soil Analysis［M］.Wisconsin:America Society of Agronomy，1965:1238-1255.
［22］ 陈是吏，袁京，李国学，等.过磷酸钙和双氰胺联用减少污泥堆肥温室气体及 NH3排放［J］.农业工程学报，2017，33(6):199-206.
［23］ 杨延梅，刘鸿亮，杨志峰，等.控制堆肥过程中氮素损失的途径和方法综述［J］.北京师范大学学报(自然科学版)，2005，41(2):213-216.
［24］ 翁洵，王炎，郑孟菲，等.堆肥过程中氮素转化及保氮措施研究进展［J］.中国农学通报，2017，33(27):26-32.
［25］ 张雪辰，王旭东.畜禽粪便快速发酵过程中的氮素转化及损失［J］.农业环境科学学报，2014，(3):458-464.
［26］ 赵建荣，高德才，汪建飞，等.不同 C/N下鸡粪麦秸高温堆肥腐熟过程研究［J］.农业环境科学学报，2011，30(5):1014-1020.
［27］ 王若斐，刘超，操一凡，等.不同碳氮比猪粪堆肥及其产品肥效［J］.中国土壤与肥料，2017，(6):127-154.
［28］ 黄向东，韩志英，石德智，等.畜禽粪便堆肥过程中氮素的损失与控制［J］.应用生态学报，2010，21(1):247-254.
［29］ Eghball B，Lesoing GW.Viability of seeds following manurewindrow composting［J］.Composting Science ＆ Utilization，2000，8(1):46-53.
［30］ 翟峰，张勇，高燕妮.鸡粪再生饲料资源的开发与利用［J］.畜禽业，2007，(3):12-15.
［31］ 吴汉卿，张玉龙，张玉玲，等.土壤有机氮组分研究进展［J］.土壤通报，2018，49(5):1240-1246.
［32］ 郭娇，齐德生，张妮娅，等.中国畜牧业温室气体排放现状及峰值预测［J］.农业环境科学学报，2017，36(10):2106-2113.
［33］ 单德鑫.牛粪发酵过程中碳氮磷转化研究［D］.哈尔滨:东北农业大学，2006.
［34］ 曹立群.鸡粪堆肥氮转化规律与异养亚硝化细菌研究［D］.哈尔滨:东北农业大学，2008.
［35］ 马丽红，黄懿梅，李学章，等.牛粪堆肥化中氮素形态与微生物生理群的动态变化和耦合关系［J］.农业环境科学学报，2009，28(12):2674-2679.
随着农业产业结构的不断调整，我国畜牧业和种植业在规模和质量上都得到快速发展，总产值逐年增加，但畜禽排泄物和农作物秸秆等农业废弃物随之增加［1］。我国畜禽养殖粪污产生量为每年3.834×109t，而利用率却不到 60%［2］。农作物每年秸秆资源量达到1.04×109t，可收集量达到9.0×108t，未充分利用的有 2×108t左右［3］。我国农业废弃物的利用率较低，不仅造成了巨大的资源浪费，且由于乱堆乱放及随意焚烧也会严重破坏生态环境。好氧堆肥因其可就地处理、成本低、无害化程度高以及生物风险小等优点成为应用最广的农业废弃物资源化利用途径［4］。但是堆肥过程中因为C/N比等工艺参数的不合理调配会导致NH3大量挥发，不仅会造成严重的二次污染，也会引起氮素的大量损失。有研究表明，NH3挥发导致的氮素损失可达总氮损失的32.3%～50.0%［5-7］。目前，关于NH3挥发的产生机制以及阻控研究主要集中在引入外援添加剂进行原位控制方面［8-10］。对好氧堆肥过程中氮素转化的研究则多集中在探究无机氮组分的变化规律［11-13］，鲜有学者系统性研究各形态氮素间的转化，特别是对好氧堆肥过程中有机氮及其组分含量的变化规律与NH3挥发之间关系的研究，且以不同C/N比为处理的堆肥试验多集中在堆肥腐熟进程的研究［14-17］，同时已有的试验多在静态通风堆肥系统或发酵仓堆肥系统中进行。鉴于此，本试验采用有机肥生产中最普遍应用的条垛式堆肥，以牛粪和玉米秸秆为原材料，设置5个不同C/N比处理，研究好氧堆肥过程中总氮、NH3挥发、铵态氮、pH、有机氮及其组分含量的变化规律，旨在探明不同C/N比好氧堆肥过程中的NH3挥发损失及其与含氮有机物转化之间的关系，以期为减少堆肥过程中产生的二次污染、优化堆肥参数提供理论依据和技术支撑。1 材料与方法1.1 试验区概况堆肥试验设在甘肃省白银市白银区四龙镇鑫昊有机肥厂，试验区年平均气温约9℃，7—9月平均气温23℃，年均降雨量181 mm，全年多风，属典型的大陆性气候。堆肥采用户外条垛式堆置方式，于2018年7月25日至2018年9月14日进行堆肥。供试新鲜牛粪采自白银市白银区四龙镇鑫昊奶牛场，所需玉米秸秆购自白银市白银区四龙镇昌达养殖合作社，使用前用切碎机将秸秆切成2～5 cm的碎料。堆肥原料的理化性质见表1。1.2 试验设计如表2所示，堆肥原料为牛粪+玉米秸秆，堆肥试验共设置5个 C/N 比处理，分别为15、20、25、30、35，记为 T1、T2、T3、T4、T5，每个处理设置 3 次重复。T1处理添加一定量的尿素，T2～T5处理添加不同量的玉米秸秆调节堆料C/N比。堆体初始含水率65(±1)%，混匀后堆成高1.2 m、宽1.8 m条堆。堆肥前28 d每2 d翻堆一次，之后视水分状况翻堆。表1 堆肥原料的理化性质Table 1 The characteristics of materials项目Item含水率Moisture content/%pH 总氮TN/%总碳TC/%全磷TP/%全钾TK/%C/N比C/N ratio牛粪Cattle manure 77.10 7.5 2.18 39.83 0.76 1.83 18.27玉米秸秆Maize straw 5.59 7.2 0.67 43.42 0.17 1.12 64.80表2 不同C/N比处理原料配比Table 2 Different C/N ratios of raw material处理Treatment C/N比C/N ratio牛粪/kg Cattle manure玉米秸秆/kg Maize straw T1 15 458 4.76(尿素 Urea)T2 20 458 54 T3 25 458 248 T4 30 458 496 T5 35 458 8281.3 试验样品采集1.3.1 固体样品采集 本试验堆肥期间每3 d采集1次样品，采样时间为上午9∶30～10∶30。采样时将每个堆体按照长度分为3等分，按离地面40、70 cm和100 cm分为上、中、下3层，按照5点采样法在每层采集300 g样品，将采集的3层样品充分混匀并分为3份:1份鲜样用于铵态氮测定;1份自然风干后粉碎过1 mm筛，四分法缩份取出装入自封袋中，用于测定总氮和pH值;1份粉碎过0.149 mm筛，四分法缩份取出装入自封袋中，用于测定有机氮组分。每次采样均在翻堆前进行。1.3.2 气体样品采集 堆肥期间NH3收集时间为每天早上 9 ∶00～11 ∶00。采用静态箱［18］，箱体和底座材料为不锈钢，箱体为正方体，边长为50 cm，体积为0.125 L。底座高为20 cm，边长为50 cm，并设置深度为2 cm的水槽。采样前将静态箱底座固定在肥堆上(每个堆体同时放置3个静态箱)，把静态箱放置在底座上，将静态箱底座凹槽灌水密封，防止外界气体进入箱内，将盛有2%硼酸的烧杯置于静态箱内吸收氨气(吸收10 min)。吸收结束后，将烧杯用保鲜膜立即封口。每天采集1次气体，每次采样均为翻堆前采样。1.4 测定指标与方法1.4.1 温度 堆肥期间用100℃水银温度计于每天8∶00、14∶00、20∶00进行测量，并取 3次温度的平均值作为当天堆体的温度。每次测温时测温深度与取样深度保持一致，同时进行环境温度的测量;1.4.2 pH值 pH计法。称过1 mm筛的风干样品5.0 g，放入250 mL三角瓶中，加蒸馏水 50 mL，在180 r·min-1的摇床上摇 20 min，取出后静置30 min，然后用 pH 计测定［19］。1.4.3 总氮含量 H2SO4-H2O2消煮-凯氏定氮法［19］测定。1.4.4 铵态氮含量 KCl浸提-靛酚蓝比色法［20］测定。1.4.5 NH3滴定 吸收了氨气的硼酸用0.005 mol·L-1的硫酸滴定，滴定终点为:溶液由蓝色变为淡紫红色。(1)NH3挥发速率计算公式如下:式中，F为NH3挥发速率(mg·m-2·h-1);C为标定过的硫酸浓度(mol·L-1);V为消耗的硫酸体积(mL);V0为空白消耗的硫酸体积(mL);M为NH3的分子量为17.03(g·mol-1);a2为采气箱与肥堆接触面积0.5×0.5=0.25(m2);t为吸收时间。(2)NH3累计挥发量计算公式如下:式中，D为NH3累计挥发量(g·m2);F为NH3挥发速率(mg·m-2·h-1);B为NH3挥发面积(m2);n为NH31测定天数(d)。1.4.6 有机态氮及其组分含量测定 Bremner酸解法［21］。 堆肥过程中总氮损失率采用质量法计算［22］:式中，X为总氮损失率(%);C0为初始时总氮质量分数(g·kg-1);C1为结束时总氮质量分数(g·kg-1);M0为初始时物料干重(kg);M1为结束时物料干重(kg)。1.5 数据处理与分析利用SPSS 25.0软件对所测数据统计分析，用平均值和标准偏差表示测定结果，对同一时间、不同处理的测定结果进行单因素方差分析(one-way ANOVA)，并用Duncan法对各测定数据进行多重比较;采用WPS 2016制图。2 结果与分析2.1 不同C/N比对好氧堆肥过程中总氮含量的影响堆肥过程中不同处理总氮含量如图1所示，可以看出，在堆肥前24 d，各处理的总氮含量均迅速下降，T1～T5处理的总氮含量分别下降了23.1%、17.5%、15.9%、14.2%和11.1%，C/N比越低，下降幅度越大。经过高温期的降解，堆肥的堆体体积在进入降温期后迅速减小，重量急剧下降，各处理总氮含量因浓缩效应而增加。堆肥结束时(51d)，与初始状态相比，除T1处理总氮含量略有降低外，T2～T5处理的总氮含量分别增加了4.7%、8.9%、8.8%和15.0%，其中T3处理总氮含量为16.38 g·kg-1，且显著高于其他处理(P＜0.05)。各处理在堆肥过程中的总氮损失率如图2所示。由图2可看出，T1处理总氮损失率最高，为24.1%，T5处理最低，仅为10.1%，这是由于T1处理C/N比最低，氮素含量丰富，在堆肥升温和高温阶段，高温和高pH条件下铵态氮大量转化为NH3并挥发，造成了大量的氮素损失。C/N比越低，总氮损失率越高，堆体C/N比为25～35时，总氮损失率显著低于C/N比为15～20的处理。由此可见，为减少堆肥过程中氮素的损失，堆肥的初始C/N比不能低于25。图1 堆肥过程中总氮含量变化Fig.1 Total nitrogen co
ntent during composting图2 不同处理总氮损失率Fig.2 Total nitrogen loss rate under different treatments2.2 不同C/N比对好氧堆肥过程中NH3挥发的影响从图3中可以看出，NH3挥发主要发生在升温期和高温期，此时期内NH3挥发量占总挥发量的95%以上。本试验条件下的NH3挥发峰值出现在堆肥第9天，T1～T5处理的峰值分别为19.8、11.2、8.0、7.7 mg·h-1·m-2和 2.5 mg·h-1·m-2，T1 处理为T3处理的2.5倍，为T5处理的8倍。当堆肥进行到33 d时，各处理NH3挥发速率均在0.5 mg·h-1·m-2以下。至堆肥结束时，T1～T5处理NH3累计挥发量分别为 141.5、97.2、71.7、71.6 g 和 54.8 g，说明堆体初始C/N比越低，NH3挥发速率越高，持续挥发时间越长，NH3累积挥发量越大。图3 堆肥过程中NH3挥发速率变化Fig.3 NH3volatilization rate during compostingNH3挥发是堆肥过程总氮损失的主要途径，表3结果可以看出，T1～T5处理由NH3挥发造成的氮损失占总氮损失比例依次为40.5%、39.5%、38.6%、34.1%和30.9%。说明堆体初始 C/N比越低，由NH3挥发造成的氮损失占总氮损失比例越高。2.3 不同C/N比对好氧堆肥过程中铵态氮含量的影响如图4所示，T1处理在堆肥开始时铵态氮达到最大值，为1.56 g·kg-1，而T2～T5处理在堆肥第6天达到最大值，处理之间差异显著(P＜0.05)，分别为 1.26、1.20、1.10 g·kg-1和 0.82 g·kg-1，之后随着NH3挥发的进行铵态氮含量随之降低，降低的程度随C/N比的增大而降低，堆肥结束时(51 d)，T1～T5 处理铵态氮含量分别为 0.42、0.36、0.37、0.36 g·kg-1和0.34 g·kg-1，损失率分别为 72.9%、61.2%、54.8%、51.8%和43.3%，堆体初始C/N比越低，铵态氮损失率越大。2.4 好氧堆肥过程中堆体pH值和温度的变化由图5可知，随堆肥的进行pH值迅速升高，这主要是因为铵态氮的积累所致。至堆肥第3天时低C/N比的T1和T2处理pH高达8.5和8.0，远高于T3～T5处理的7.5～7.8，各处理间pH值出现差异，堆肥进入第6天时低C/N比处理和高C/N比处理间差异达最大，而堆肥进入第12天时处理间差异不断减小。堆肥进入降温腐熟期后，铵态氮和氨气被转化为硝态氮，各处理pH值开始下降。堆肥结束时(51 d)，5 个处理分别降为 8.59、8.58、8.55、8.51和8.53，各处理间无显著性差异(P＜0.05)。低C/N比处理过高的pH值是导致堆肥NH3大量挥发的主要因素。不同C/N比堆体温度变化如图6所示。在堆肥初期，易分解的有机物质迅速分解，微生物活动释放出大量的热，使堆体温度迅速上升。T1处理于第6天进入高温期(55℃)，T2处理于第3天进入高温期，T3～T5处理均在堆肥第2天进入高温期，堆料含氮量越高，进入高温期所需要的时间越长。5个处理高温期达到的最高温度依次为58.8℃、59.3℃、61.8℃、63.0℃和 65.3℃，高温期持续时间依次为 20、21、24、27 d 和 31 d，在堆肥过程中低 C/N比的T1和T2处理高温期持续时间和所达到的最高温度都低于高C/N比T3～T5处理。进入降温腐熟阶段，堆体温度逐渐降低，堆肥结束时(51 d)T1～T4降到40℃以下，T5处理略高于40℃。表3 NH3累计挥发与损失Table 3 NH3cumulative volatilization and loss处理Treatment NH3挥发氮损失占总氮损失比例/%NH3 volatile nitrogen loss as a percentage of total nitrogen loss NH3累计挥发量/g NH3 cumulative volatilization升温期占比/%Proportion of warming period高温期占比/%Proportion of high temperature period T1 40.5 141.5 7.9 89.2 T2 39.5 97.2 10.0 87.2 T3 38.6 71.7 12.2 86.0 T4 34.2 71.6 11.5 86.9 T5 30.9 54.8 17.3 80.9图4 堆肥过程中铵态氮含量变化Fig.4 Ammo
nium co
ntent during composting图5 堆肥过程中pH值的变化Fig.5 pH value during composting2.5 不同C/N比对好氧堆肥过程中有机氮及其组分含量的影响本试验中各处理有机氮含量均达到总氮含量的90%以上。由图7可见，堆肥第0天，T5处理有机氮含量显著低于其他处理(P＜0.05)。随着堆肥的进行，各处理有机氮含量不断减少，有机氮的损失主要发生在堆肥前24 d，T1～T5处理有机氮含量分别损失了31.8%、24.3%、14.4%、14.0%和7.0%，说明堆体初始C/N比越低，有机氮损失越严重。堆肥结束时，5个处理有机氮含量分别增加至14.83、15.63、15.82、15.80 g·kg-1和 14.82 g·kg-1，T3 和T4处理有机氮含量显著高于T1和T5处理(P＜0.05)。本试验中酸解有机氮占有机氮的比例为50%～60%。由图8可见，在整个堆肥过程中酸解有机氮含量呈下降趋势。堆肥结束时，C/N比最高的T5处理显著低于其他处理(P＜0.05)。T1～T5处理酸解有机氮损失率分别为 61.2%、60.2%、57.9%、53.6%和55.4%，说明堆体初始C/N比越低，酸解有机氮损失率越高，氮素损失率越大。堆肥成品中C/N=30的T4处理酸解有机氮含量最高，且在整个堆肥过程中的损失率也最低。本试验中氨基酸态氮占酸解有机氮比例约为30%～40%，从图9中可以看出，氨基酸态氮的损失主要发生在堆肥前9 d，5个处理均在堆肥第9天达到最低值，较初始状态分别损失了52.1%、38.3%、31.8%、36.6%和42.7%。表明堆体初始C/N比越低，氨基酸态氮损失率越高。堆肥结束时，各处理氨基酸态氮含量分别为 1.98、2.21、2.22、2.15 g·kg-1和2.04 g·kg-1，损失率分别为 37.8%、18.4%、6.6%、4.2%和3.6%。堆肥成品中C/N=25的T3处理氨基酸态氮含量最高，在整个堆肥过程中损失率也相对较小。图6 堆肥过程中堆体温度变化Fig.6 Change of stack temperature during composting图7 堆肥过程中有机氮含量变化Fig.7 Organic nitrogen co
ntent during composting本试验中酰胺态氮在酸解有机氮中所占比例为30%～40%。从图10可以看出，堆肥前6 d各处理酰胺态氮含量不断增加，并于第6天达到最高值，分别为 5.28、4.93、4.74、4.75 g·kg-1和 4.20 g·kg-1。堆体进入高温期后酰胺态氮转化为铵态氮，并以NH3的形式挥发损失。酰胺态氮含量的损失主要发生在第6～18 d，此期间T1～T5处理损失率分别为42.2%、35.4%、32.7%、38.4%和 28.4%，堆体C/N比越低，酰胺态氮含量损失率越高。至堆肥结束时(51 d)，T1～T5处理酰胺态氮含量增加到5.29、5.31、5.36、5.35 g·kg-1和 5.08 g·kg-1。T3 处理酰胺态氮含量最高，且显著高于T 1和T5处理(P＜0.05)。本试验中各处理氨基糖态氮在酸解有机氮中所占的比例不到2%。如图11所示，在堆肥前24 d，T1～T5处理氨基糖态氮含量均呈现不同程度的增加，T1和T2处理于第21天达到最高值，而T3～T5处理于第24天达到最高值，与堆肥初始状态相比，T3处理增加最多，为91%，T1处理增加最少，为77%。堆肥结束时(51 d)，各处理氨基糖态氮含量分别为 0.12、0.13、0.13、0.12 g·kg-1和 0.11 g·kg-1，差异不显著(P＜0.05)。堆体初始 C/N比过低，不利于氨基糖态氮积累。图8 堆肥过程中酸解有机氮含量变化Fig.8 Organic nitrogen co
ntent in acid hydrolysis during composting图9 堆肥过程中氨基酸态氮含量变化Fig.9 Amino acid nitrogen co
ntent during composting图10 堆肥过程中酰胺态氮含量变化Fig.10 Amide nitrogen co
ntent during composting图11 堆肥过程中氨基糖态氮含量变化Fig.11 Amino sugar nitrogen co
ntent during composting3 讨论各形态氮素相互转化过程中伴随着一定量的氮素损失，在好氧堆肥中氮素损失途径包括NH3挥发、硝化和反硝化过程产生的含氮气体挥发以及径流，研究显示NH3挥发是堆肥过程中氮素损失最主要的途径［23］。在本试验中，总氮大量损失主要发生在堆肥升温期和高温期，其中约有30.9%～40.5%的氮素损失是由NH3挥发造成的，此阶段NH3累计挥发量均达到整个堆肥过程总挥发量的95%以上，这与黄兆林、黄国锋等［6-7］的研究结果一致，主要是因为堆肥前期堆体温度高，微生物对含氮有机化合物的矿化更剧烈，铵态氮大量生成并积累，导致堆体pH值升高，进而导致大量的NH3挥发。虽然NH3挥发会造成总氮损失，但在本试验中堆肥结束时的各处理总氮含量高于初始值，一方面是因为铵态氮与碳源代谢的中间产物α-酮戊二酸在谷氨酸合成酶的作用下合成有机氮［24］，同时本试验证明好氧堆肥中有机氮占总氮的90%以上;另一方面是因为随着堆肥进程的推进，肥堆体积不断减小，同时肥堆的重量也急剧下降，氮素的相对含量被浓缩，这与张雪辰和赵建荣等［25-26］的研究结果一致。C/N比是最关键的影响因素［27］，C/N比过低会导致堆体温度上升缓慢，不能有效降解肥堆中的有机物，且过量的氮素无法被微生物利用，将以NH3的形式溢散，既降低了产品肥效又造成了严重的环境污染［28-29］;本试验中T1处理总氮和铵态氮损失率最高，由NH3挥发造成的氮素损失占总氮损失的比例最大，主要原因是T1处理C/N比过低，氮素含量本底值较高，铵态氮含量丰富，且堆体的pH值随铵态氮的积累迅速升高，高温和高pH值条件促进了铵态氮向NH3的转化，T1处理NH3累计挥发量最大，因此造成的氮素损失也最大。而当堆体C/N比过高时，则氮源不足，使得菌体繁殖量减少，进而降低微生物工作效率，延长肥堆发酵时间［30］。堆肥中氮素的形态主要以有机氮为主。有机氮及其组分是矿化氮的源和库，在氮素转化与固定中起到至关重要的作用［31］。整个好氧堆肥过程中T1～T5处理有机氮损失率为8.5%～19.0%，同时研究结果显示堆体初始C/N比越低，有机氮的损失率越高，随着堆肥进入降温腐熟期，有机氮含量不断上升，这可能是因为氨同化细菌将一些可溶性有机氮如氨基酸、氨基糖、核苷酸以及氨化作用产生的铵态氮同化成细胞的组成成分，氨被转化为生物氮［32］。但T5处理酸解有机氮含量始终处于最低，这是由于该处理本身有机氮含量就低，而且含氮有机物的矿化速率较慢，此结果与贺琪［13］和单德鑫［33］等人的研究结果一致。肥堆中氨基酸态氮可以在微生物和相关酶的作用下大量转化为酰胺态氮和铵态氮，酰胺态氮也可进一步转化为铵态氮，在一定环境条件下，铵态氮又以NH3形式挥发［34］。氨基酸态氮在堆肥前9 d大幅减少，主要有两个原因，一是堆肥前期堆体温度迅速升高，微生物首先利用堆肥原料中小分子的氨基酸作为氮源，使得氨基酸态氮的分解速率大于产生速率;二是由于肥堆中氨基酸态氮存在一定的转化，其在酰胺酶和脱氨酶的作用下分别转化为酰胺态氮和铵态氮［35］。试验结果显示整个好氧堆肥过程中T1～T5处理氨基酸态氮损失率20.6%～50.8%，并且堆体初始C/N比越低，其损失率越高，这是由于C/N比越低的处理，NH3挥发越严重，铵态氮损失率越高。本试验中各处理酰胺态氮在堆肥前6 d呈增加趋势，主要是因为堆体中由水解或脱氨基产生的氨基酸和氨基糖在一定条件下可以合成酰胺态氮;6 d后肥堆酰胺态氮含量有所降低，这主要是因为酰胺态氮向铵态氮转化导致的，并且以NH3挥发形式损失。本试验发现氨基酸态氮和酰胺态氮为主要的矿化源，整个堆肥过程中氨基酸态氮的减少量大于酰胺态氮的减少量，因此氨基酸态氮对矿化氮的贡献率大于酰胺态氮。4 结论1)总氮损失主要发生在堆肥前24 d，至堆肥结束时，总氮损失率达10.1%～24.1%，且堆体初始C/N比越低，总氮损失率越高。2)NH3挥发是总氮损失的主要途径，由NH3挥发造成的氮损失占总氮损失的30.9%～40.5%;堆肥升温期和高温期的NH3挥发量占总挥发量的95%以上，且堆体初始 C/N比越低，NH3累计挥发量越高。3)堆体初始C/N比越低，铵态氮积累越多，导致pH越高，铵态氮损失越严重，堆肥结束时铵态氮的损失率高达43.3%～72.9%。4)堆肥材料总氮的90%以上为有机氮，其矿化主要发生在堆肥前24 d，矿化率为7.0%～31.8%，堆体初始C/N比越低，有机氮的矿化越快，且以氨基酸态氮和酰胺态氮的矿化为主。参考文献:［1］ 丁晓艳.农村有机废弃物能源化利用综合评价研究［D］.成都:西华大学，2016.［2］ 武淑霞，刘宏斌，黄宏坤，等.我国畜禽养殖粪污产生量及其资源化分析［J］.中国工程科学，2018，20(5):103-111.［3］ 石祖梁，贾涛，王亚静，等.我国农作物秸秆综合利用现状及焚烧碳排放估算［J］.中国农业资源与区划，2017，38(9):32-37.［4］ 姜继韶，黄懿梅，黄华，等.猪粪秸秆高温堆肥过程中碳氮转化特征与堆肥周期探讨［J］.环境科学学报，2011，31(11):2511-2517.［5］ 胡进福.畜禽粪便堆肥化过程中氮素损失的控制［D］.长沙:湖南农业大学，2010.［6］ 黄兆林.牛粪和秸秆堆肥中氨气散失的控制研究［D］.云南:昆明理工大学，2012.［7］ 黄国锋，钟流举，张振钿，等.猪粪堆肥化处理过程中的氮素转变及腐熟度研究［J］.应用生态学报，2002，13(11):1459-1462.［8］ 张晓岸.粪便高温堆肥中氮素损失及原位保氮的研究［D］.重庆:重庆工商大学，2018.［9］ 黄懿梅，曲东，李国学.调理剂在鸡粪锯末堆肥中的保氮效果［J］.环境科学，2003，24(2):159-160.［10］ 吴娟.过磷酸钙对猪粪堆肥碳、氮转化及减缓有机质降解技术机制研究［D］.北京:中国农业大学，2017.［11］ 徐鹏翔.反应器堆肥过程中氮素的转化特征及工艺优化研究［D］.北京:中国农业大学，2018.［12］ 刘玉婷.禽粪好氧堆肥过程中氮素转化与菌群互作规律的研究［D］.大连:大连理工大学，2018.［13］ 贺琪，李国学，张亚宁，等.高温堆肥过程中的氮素损失及其变化规律［J］.农业环境科学学报，2005，24(1):169-173.［14］ 张鹤，李孟婵，杨慧珍，等.不同碳氮比对牛粪好氧堆肥腐熟过程的影响［J］.甘肃农业大学学报，2019，54(1):60-67.［15］ 林皓，卓倩，吴菁，等.碳氮比对半静态强制通风堆肥反应器堆肥腐熟度的影响［J］.福建师范大学学报(自然科学版)，2017，33(6):43-49.［16］ 飞兴文，毕树琼，王家春，等.蔬菜废弃物调整碳氮比与腐熟速度的关系［J］.农技服务，2012，29(12):1291-1330.［17］ 关静姝.碳氮比对牛粪好氧堆肥过程的影响［D］.哈尔滨:东北农业大学，2007.［18］ 袁京，何胜洲，李国学，等.添加不同辅料对污泥堆肥腐熟度及气体排放的影响［J］.农业工程学报，2016，32(10):241-246.［19］ 中华人民共和国农业行业标准.NY525-2012有机肥料行业标准［S］.北京:中国农业出版社，2012.［20］ 鲍士旦.土壤农化分析［M］.北京:中国农业出版社，2000:438-440.［21］Bremner JM.Organic forms of nitrogen.In:Methods of Soil Analysis［M］.Wisconsin:America Society of Agronomy，1965:1238-1255.［22］ 陈是吏，袁京，李国学，等.过磷酸钙和双氰胺联用减少污泥堆肥温室气体及 NH3排放［J］.农业工程学报，2017，33(6):199-206.［23］ 杨延梅，刘鸿亮，杨志峰，等.控制堆肥过程中氮素损失的途径和方法综述［J］.北京师范大学学报(自然科学版)，2005，41(2):213-216.［24］ 翁洵，王炎，郑孟菲，等.堆肥过程中氮素转化及保氮措施研究进展［J］.中国农学通报，2017，33(27):26-32.［25］ 张雪辰，王旭东.畜禽粪便快速发酵过程中的氮素转化及损失［J］.农业环境科学学报，2014，(3):458-464.［26］ 赵建荣，高德才，汪建飞，等.不同 C/N下鸡粪麦秸高温堆肥腐熟过程研究［J］.农业环境科学学报，2011，30(5):1014-1020.［27］ 王若斐，刘超，操一凡，等.不同碳氮比猪粪堆肥及其产品肥效［J］.中国土壤与肥料，2017，(6):127-154.［28］ 黄向东，韩志英，石德智，等.畜禽粪便堆肥过程中氮素的损失与控制［J］.应用生态学报，2010，21(1):247-254.［29］ Eghball B，Lesoing GW.Viability of seeds following manurewindrow composting［J］.Composting Science ＆ Utilization，2000，8(1):46-53.［30］ 翟峰，张勇，高燕妮.鸡粪再生饲料资源的开发与利用［J］.畜禽业，2007，(3):12-15.［31］ 吴汉卿，张玉龙，张玉玲，等.土壤有机氮组分研究进展［J］.土壤通报，2018，49(5):1240-1246.［32］ 郭娇，齐德生，张妮娅，等.中国畜牧业温室气体排放现状及峰值预测［J］.农业环境科学学报，2017，36(10):2106-2113.［33］ 单德鑫.牛粪发酵过程中碳氮磷转化研究［D］.哈尔滨:东北农业大学，2006.［34］ 曹立群.鸡粪堆肥氮转化规律与异养亚硝化细菌研究［D］.哈尔滨:东北农业大学，2008.［35］ 马丽红，黄懿梅，李学章，等.牛粪堆肥化中氮素形态与微生物生理群的动态变化和耦合关系［J］.农业环境科学学报，2009，28(12):2674-2679.
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