李 帆，王 靜，武 際，葉 寅，劉 澤，朱宏斌*

（1 安徽省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，合肥 230031；2 養(yǎng)分循環(huán)與資源環(huán)境安徽省重點實驗室，合肥 230031；3 安徽省農(nóng)業(yè)科學(xué)院作物研究所，合肥 230031）

秸稈是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中主要的產(chǎn)物之一，也是主要的農(nóng)業(yè)廢棄物，2015年我國主要農(nóng)作秸稈資源量約7.19億t，其中氮 (N)、磷 (P2O5)、鉀 (K2O) 養(yǎng)分總資源分別為625.6萬t、197.9萬t和1159.5萬t[1]，秸稈通過高溫堆肥發(fā)酵生產(chǎn)有機肥是秸稈養(yǎng)分資源高效利用的有效途徑之一，可有效避免因秸稈長期高強度直接還田所引起的病蟲害加重的風(fēng)險[2]。秸稈好氧堆肥過程中必須添加氮源以降低秸稈原料過高的C/N比，從而促進微生物對堆肥中有機物的分解和腐殖化，國內(nèi)外研究多采用畜禽糞便作為氮素調(diào)理劑[3-4]，然而不同來源畜禽糞便中氮含量的差異性導(dǎo)致秸稈堆肥工藝中各種原料間的配比差異性極大[5]，不利于秸稈堆肥規(guī)?；a(chǎn)和秸稈有機肥產(chǎn)品質(zhì)量的標準化控制。同時以畜禽糞便作為氮素調(diào)理劑還潛在著重金屬、抗生素等環(huán)境風(fēng)險因素[6-7]，在當前國家大力推進的果菜茶有機肥替代行動中，農(nóng)戶在茶樹等經(jīng)濟效益較高的作物施肥上拒絕使用含有畜禽糞便的商品有機肥，而更傾向于采用純植物源的有機肥，因此選擇能夠替代畜禽糞便的氮素調(diào)理劑是生產(chǎn)高品質(zhì)秸稈有機肥的關(guān)鍵。

研究表明，利用化肥作為補充氮源加快秸稈堆肥[8]可滿足綠色食品生產(chǎn)的要求，一般采用尿素將秸稈原料C/N比調(diào)節(jié)為25～35左右[9]，而不同氮肥品種之間氮素形態(tài)的差異對秸稈堆肥過程中氮素形態(tài)變化和有機碳分解過程的影響尚缺乏系統(tǒng)研究。尿素硝酸銨溶液 (urea ammonium nitrate solution，UAN)是以硝酸銨溶液、尿素溶液為原料按比例加工而成的新型液態(tài)氮肥，我國自2013年農(nóng)業(yè)部正式將UAN列入肥料登記目錄后，發(fā)展尚在起步階段，相關(guān)的研究也僅限于水肥一體化應(yīng)用和肥效方面[10]，將其作為秸稈高溫堆肥的氮素調(diào)理劑用于生產(chǎn)植物源有機肥具有較好的應(yīng)用前景。堆肥適宜C/N比的確定與原料中有機碳被微生物降解的難易程度有關(guān)[11]，小麥秸稈中纖維素、木質(zhì)素等難降解有機物的含量高達60%以上，其易降解有機碳的含量顯著低于畜禽糞便堆肥，因此探索小麥秸稈堆肥過程中UAN的適宜用量對加快堆肥進程十分重要。為此本研究以UAN作為氮素調(diào)理劑，研究不同UAN添加量對小麥秸稈堆肥腐熟進程及氮素形態(tài)變化的影響，探索適宜于規(guī)模化、標準化生產(chǎn)的秸稈堆肥技術(shù)，為植物源有機肥生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料與裝置

試驗在合肥科友生物科技有限公司有機肥發(fā)酵車間進行，供試小麥秸稈取自周邊農(nóng)田，風(fēng)干后經(jīng)粉碎機粉碎至粒徑 ≤ 2.0 cm，尿素硝酸銨溶液采購自安徽淮化股份有限公司。堆肥原料基本性狀見表1。

堆肥試驗裝置為自制加工的塑料桶[12]，桶底部和桶壁上開有直徑2.5 cm的通氣孔若干，有效填裝容積50 L，塑料桶中填裝物料后隨機均勻擺放在長 ×寬 × 高為 1.2 m × 1.2 m × 1.2 m 的堆肥池內(nèi)，桶四周和底部填充小麥秸稈進行保溫。堆肥周期50 d，在堆肥第0、3、6、10、20、30、40、50 d采用人工對塑料桶內(nèi)堆肥進行充分的攪拌混合，同時分上中下三層進行多點采樣混合均勻，用于指標測定分析。

表 1 堆肥原料基本性狀 (干基)Table 1 Properties of composting materials (Dry matter)

1.2 試驗設(shè)計

試驗設(shè)4個處理，稱取小麥秸稈20 kg，分別添加尿素硝酸銨溶液1.36、0.92、0.66、0.48 kg，調(diào)節(jié)秸稈堆肥的起始C/N依次為15、20、25、30，同時補充水分調(diào)節(jié)含水率為65%左右，每個處理混合均勻后分裝到3個塑料桶中作為3次重復(fù)。

1.3 測定指標及方法

于每天08：00和15：00，用水銀溫度計測量堆肥內(nèi)溫度和環(huán)境溫度，多點測定取平均值代表當天的溫度；每次翻堆取樣后的樣品一部分鮮樣測定pH值、電導(dǎo)率、種子發(fā)芽率指數(shù)、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮等指標，另一部分置于陰涼處風(fēng)干粉碎后過0.15 mm孔徑 (100目) 尼龍篩，用于測定全氮、總有機碳、纖維素、木質(zhì)素、灰分等指標。

其中pH值和電導(dǎo)率EC測定采用樣液比1∶10(m/V) 浸提電極法；NH4+-N測定采用靛酚藍比色法；NO3--N測定采用紫外分光光度法；總氮測定采用硫酸-水楊酸-催化劑消化法；總有機碳測定采用重鉻酸鉀容量法；灰分測定采用馬弗爐550℃灼燒法；纖維素、半纖維素、木質(zhì)素的測定采用范氏(Van Soest) 洗滌纖維分析法[13]，利用VELP FIWE-6型纖維分析儀進行測定分析。

堆肥有效積溫的計算[14]：

式中，T為堆肥有效積溫 (℃·h)；Ti為i時間的堆肥溫度 (℃)；15為堆肥反應(yīng)的生物學(xué)零度 (℃)；為Ti持續(xù)的時間 (h)。

氮素損失率的計算參照Paredes等[15]的方法，即假定堆肥過程中灰分總量無損失，推導(dǎo)得出氮素損失率的計算公式：

式中，N0為堆肥初始樣品全氮含量 (%)；H0為堆肥初始樣品灰分含量 (%)；N50為堆肥第50 d時全氮含量 (%)；H50為堆肥第50 d時灰分含量 (%)。

種子發(fā)芽率指數(shù) (GI)[16]測定：新鮮堆肥樣品與蒸餾水按照1∶10 (m/V) 混合振蕩1 h，過濾取濾液。在9 cm培養(yǎng)皿中墊一張濾紙，均勻擺放20粒雪里蕻種子，加入10 mL浸提液，在25℃黑暗條件下養(yǎng)48 h后測量發(fā)芽率和根長，每個樣品3次重復(fù)，同時以蒸餾水作對照。計算公式：

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2007、SPSS20進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，統(tǒng)計分析方法采用ANOVA法進行方差分析、Duncan法進行多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 堆肥過程中溫度、pH值及電導(dǎo)率變化

圖 1 堆肥過程中溫度變化Fig. 1 Temperature variation during composting

表 2 不同C/N比處理堆肥過程有效積溫Table 2 Effective accumulated temperature during composting under different C/N ratio

由圖1可知，C/N比為15、20、25、30的處理溫度都經(jīng)歷了快速升溫、高溫持續(xù)和降溫三個階段。各處理均在2 d內(nèi)迅速升溫到50℃以上，由表2可見，堆肥能達到的最高溫度隨著C/N比的升高而增加，各處理間達顯著性差異 (P＜ 0.05)；C/N25和C/N30的處理50℃以上的高溫持續(xù)時間為7～8 d，滿足無害化處理的要求[17]，而UAN用量較大的C/N15和C/N20處理僅1～2 d，高溫持續(xù)時間短，未達到無害化標準。以堆肥有效積溫超過10000℃·h作為判定堆肥基本腐熟的條件，高C/N比的處理 (25、30)和低C/N的處理 (15、20) 之間差異顯著 (P＜ 0.05)，其中C/N30處理僅用10 d，較C/N15處理縮短6 d；經(jīng)過50 d的堆肥后C/N25處理有效積溫最高，其余各處理間未達顯著性差異 (P＞ 0.05)。

圖2表明，整個堆肥過程中各處理的pH值變化趨勢基本一致，都經(jīng)過一個先上升后下降再緩慢回升的過程。初始堆肥pH值受UAN添加量影響明顯，隨著UAN用量增加而升高，pH值范圍在6.79～7.94之間，堆肥開始后的0～3 d各處理的pH值快速升高到8.29～8.78，隨后開始不同程度的下降，其中C/N30、C/N25的處理pH值分別于第10、20 d下降至最低值5.77、5.69后即開始緩慢回升，而C/N20和C/N15的處理pH值下降過程持續(xù)到第30和40 d，分別達到6.61和6.68。整個過程中高C/N比(25、30) 條件下堆體的pH值下降速度和幅度均大于低C/N比 (15、20) 的處理。至堆肥結(jié)束，C/N15、C/N20、C/N25、C/N30的處理pH值分別為7.71、7.63、7.89、7.66，各處理間差異不顯著 (P＞ 0.05)。

EC代表了堆肥中可溶性鹽分的含量，4個處理EC值總體表現(xiàn)為前期不斷升高，于30～40 d達到最大值后緩慢下降。整個堆肥過程中EC值隨著UAN用量的增加而升高，至堆肥結(jié)束C/N15、C/N20、C/N25、C/N30的處理EC值分別為9.12、7.42、6.25、4.59 mS/cm。

2.2 堆肥過程中總有機碳、總氮及C/N比變化

圖3表明，隨著堆肥中有機物的降解總有機碳含量持續(xù)下降，至堆肥結(jié)束，C/N15、C/N20、C/N25、C/N30的處理總有機碳含量分別較堆肥初下降了8.29、9.18、12.48、13.49%，高C/N比 (25、30) 的處理與低C/N比 (15、20) 的處理之間其差異性顯著 (P＜ 0.05)，表明UAN用量的過大反而不利于秸稈中有機質(zhì)的降解。

堆肥中的氮主要來源于UAN，因此堆肥初期全氮含量隨著UAN用量減少而降低，C/N15 ＞ C/N20 ＞C/N25 ＞ C/N30，隨著堆肥過程的進行，堆體中全氮含量不斷升高，至第50 d，各處理全氮含量分別較堆肥初增加了76.1%、72.0%、83.7%、53.3%，以C/N25的處理增幅最大。

圖 2 堆肥過程中pH值和電導(dǎo)率的變化Fig. 2 Dynamics of pH and EC values during composting

圖 3 堆肥過程中有機碳、全氮及C/N變化Fig. 3 Dynamics of total organic carbon, total N and C/N ratio during composting

堆肥初始C/N比差別較大，范圍在16.9～29.3，隨著堆肥中有機質(zhì)含量減少和總氮含量的升高，C/N呈現(xiàn)出逐漸降低的趨勢，而且各處理間的差距逐漸減小，至堆肥結(jié)束C/N15、C/N20、C/N25、C/N30的處理的C/N分別降低至9.42、11.72、12.68、18.04。

2.3 堆肥過程中半纖維素、纖維素及木質(zhì)素變化

堆肥物料中的有機物主要來源于秸稈，主要成分包括半纖維素、纖維素和木質(zhì)素，其組成和含量變化反映了堆肥腐熟的效果。表3顯示，經(jīng)過50天的堆肥C/N15、C/N20、C/N25、C/N30的處理半纖維素含量較堆肥初下降了30.50%～50.91%，各處理間差異顯著 (P＜ 0.05)；纖維素含量較堆肥初下降了42.36%～55.85%，差異顯著 (P＜ 0.05)；木質(zhì)素含量較堆肥初下降了15.28%～29.38%，除C/N25和C/N30兩個高C/N的處理間差異不顯著外，其余均達顯著差異 (P＜ 0.05)。可見，秸稈堆肥中有機物組成以纖維素的含量最高，其次是半纖維素和木質(zhì)素。從降解效果來看C/N25和C/N30的處理半纖維素、纖維素和木質(zhì)素的降解率均顯著高于C/N15和C/N20的處理。

2.4 堆肥過程中NH+-N、NO--N變化及氮素損43失率

圖4表明，物料中的NH4+-N含量隨著UAN用量的增加而升高，堆肥初期的0～3 d，C/N15、C/N20、C/N25、C/N30處理NH4+-N含量快速升高到最大值，分別為15.77、11.70、8.79、5.23 g/kg，從第3 d開始，各處理NH4+-N含量迅速回落并趨于穩(wěn)定，至堆肥第50 d，C/N15和C/N20處理NH4+-N含量分別較堆肥初增加8.52%和2.29%，C/N25和C/N30處理NH4+-N含量則分別較堆肥初減少4.14%和53.02%。

隨著UAN用量的增加堆體中NO3--N含量相應(yīng)升高。整個堆肥過程中NO3--N含量呈現(xiàn)出不斷升高的趨勢，其中0～10 d NO3--N濃度升高緩慢，10 d后NO3--N濃度快速增加，其中C/N25和C/N30的處理NO3--N含量到30 d基本穩(wěn)定，而C/N15和C/N20的處理NO3--N含量上升過程一直持續(xù)到50 d。至堆肥結(jié)束，C/N15、C/N20、C/N25和C/N30處理NO3--N含量分別較堆肥初增加60.56%、61.24%、47.07%和11.91%。

表 3 堆肥開始 (0 d) 和結(jié)束時 (50 d) 物料中的有機物含量及降解率 (%)Table 3 Contents and decomposing rate of organic matter fractions at the beginning (0 d) and end (50 d) of compost

圖 4 堆肥過程中NH4+-N和NO3--N含量變化Fig. 4 Dynamics of ammonium and nitrate contents during composting

通過第0 d和50 d時堆體中全氮和灰分數(shù)據(jù)計算得到堆肥過程中的氮素損失率，C/N15、C/N20、C/N25、C/N30處理分別為34.89%、28.99%、22.08%、7.37%，隨著UAN用量的增加，氮素損失率升高。

2.5 種子發(fā)芽率指數(shù) (GI) 變化

圖5表明，C/N15處理的種子發(fā)芽率指數(shù)于第20 d升高到24.2%后即開始持續(xù)下降，而C/N20、C/N25、C/N30處理整體上隨堆肥時間增加不斷升高，分別在50 d時達到51.6%、81.5%、109%，一般認為當GI ≥ 50%時，堆肥達到基本腐熟，當GI ≥80%時[18]，堆肥達徹底腐熟，由此判斷C/N15的處理至堆肥結(jié)束仍未達到腐熟，C/N20、C/N25、C/N30處理分別于50、30、20 d時GI超過50%，基本達到腐熟，至50 d時C/N25、C/N30處理GI均超過80%，達到徹底腐熟。

圖 5 堆肥過程中各處理的種子發(fā)芽率Fig. 5 Germination indices under different treatments during composting

3 討論

3.1 添加尿素硝酸銨對秸稈堆肥腐熟度的影響

秸稈堆肥中添加UAN可以有效降低秸稈物料的C/N比，為微生物提供所必須的氮素營養(yǎng)，但UAN用量不宜過大，當C/N低于20時會對堆肥腐熟過程產(chǎn)生不利影響。C/N15、C/N20的處理50℃以上僅維持1～2 d，無法滿足無害化要求，可能是由于低C/N條件下有效碳源不足對微生物的活性產(chǎn)生了抑制作用造成的。有研究表明，隨著堆肥體積的增大高溫持續(xù)時間延長[19-20]，堆肥效果與工廠規(guī)?；a(chǎn)的實際情況越接近，本研究各處理高溫持續(xù)時間與同類研究[21]相比較短，主要是由于試驗裝置規(guī)模較小和秸稈原料松散不利于保溫造成的[22]。隨著C/N升高，堆肥高溫期延長和有效積溫增加的規(guī)律與張強等[23]的研究結(jié)果相一致。

堆肥初始pH值隨UAN用量的增大而升高，堆肥初期溫度迅速上升的過程中，物料中易降解有機質(zhì)的分解產(chǎn)生大量的銨態(tài)氮累積使得堆體pH值在0～3 d快速升高到8.29～8.78；隨后秸稈中半纖維素、纖維素等大分子有機物逐步分解為小分子有機酸從而導(dǎo)致pH值的降低，隨著堆肥時間的進一步延長，小分子有機酸被逐步礦化分解，堆肥的pH值緩慢回升并趨于穩(wěn)定。堆肥過程會產(chǎn)生大量小分子有機物及鹽離子，會導(dǎo)致電導(dǎo)率偏高等問題，有可能在植物根系形成反滲透壓將根系中的水分置換出來，使根尖受到損傷進而喪失吸收水分和營養(yǎng)的能力。堆肥前期有機物降解過程使得EC值不斷升高，第30～50 d隨著堆肥腐殖化進程和芳構(gòu)化程度提高[24]，各處理的EC值開始緩慢降低。UAN用量過大同樣會對堆肥EC值產(chǎn)生不利的影響，因為UAN中含有大量NH4+、NO3-離子形成可溶性銨鹽、硝酸鹽，導(dǎo)致各處理的EC值整體上隨著UAN用量的增大而升高，本研究中物料C/N越低，堆肥EC值越高的規(guī)律與Li等[25]利用豬糞 + 膨潤土堆肥的結(jié)果相類似。目前我國尚沒有關(guān)于有機肥中EC值的限量標準，黃紹文等[26]對全國18個省 (市) 畜禽糞便類商品有機肥的調(diào)查結(jié)果顯示EC平均值為23.5 mS/cm，遠高于本試驗堆肥結(jié)束時4.59～9.12 mS/cm的結(jié)果，說明采用秸稈為主要原料的植物源有機肥鹽分含量要顯著低于畜禽糞便有機肥。因此秸稈UAN堆肥產(chǎn)品若作為有機肥和土壤調(diào)理劑使用，其產(chǎn)生土壤鹽漬化的風(fēng)險相對較低。

種子發(fā)芽率指數(shù)是用來判定堆肥腐熟度最敏感、最可靠的指標，至堆肥結(jié)束時C/N15和C/N20的處理均未達到徹底腐熟 (GI ＜ 80 %)，有可能是UAN添加量過大，給堆體中帶來高濃度的NH4+和NO3

-，使得鹽分含量過高對種子萌發(fā)產(chǎn)生了毒害造成的影響。期間，C/N25處理第20 d和C/N30處理第10 d的下降可能是受到堆體pH值降低 (＜ 6.0) 的影響。

3.2 添加尿素硝酸銨對堆肥中氮素形態(tài)變化和氮素損失率的影響

堆肥初期的0～10 d，NH4+-N含量波動劇烈，而此時堆肥正處于高溫持續(xù)階段，也是堆肥過程中以氨揮發(fā)的形式產(chǎn)生氮素損失的主要階段[27]。堆肥中NO3

--N含量0～10 d增速緩慢而后期加快同樣是受到堆肥溫度的影響，硝化細菌活性在40℃以上時受到抑制[28]，隨著堆體溫度下降，硝化反應(yīng)增強，NO3--N含量迅速升高。堆肥過程中有機氮經(jīng)礦化作用轉(zhuǎn)化為NH4+-N、NO3--N，同時部分氮素經(jīng)過微生物代謝合成轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)態(tài)的有機氮。秸稈UAN堆肥原料中的氮主要來自UAN，其成分包含7.5%的銨態(tài)氮，7.5%的硝態(tài)氮和17%的酰胺態(tài)氮，堆肥起始物料中無機氮NH4+-N和NO3--N濃度分別高達4.79～11.9 g/kg和3.45～8.60 g/kg，遠高于采用畜禽糞便作為補充氮源的秸稈堆肥中起始NH4+-N、NO3--N濃度。隨著UAN用量的增加堆肥中無機氮的比例對應(yīng)升高，C/N15、C/N20、C/N25、C/N30處理中初始無機氮占總氮的比例分別為75.8%、69.0%、64.9%和52.4%，經(jīng)過50 d的堆肥發(fā)酵，各處理中無機氮占總氮的比例分別下降到63.1%、51.9%、41.7%和25.4%，對應(yīng)各處理中有機氮的比例則較堆肥初提高了52.4%～66.0%，而且以C/N25的處理有機氮增幅最高，其次是C/N30的處理。堆肥過程的中后期有機氮比例持續(xù)穩(wěn)定增加，說明堆肥腐殖化作用加強，在微生物的作用下形成復(fù)雜的腐殖質(zhì)態(tài)有機氮，從而提高了氮素的穩(wěn)定性。該結(jié)果與徐路魏和王旭東等[29]利用蔬菜廢棄物 + 生物質(zhì)炭堆肥中非酸水解有機氮含量持續(xù)升高的結(jié)果類似。

有機廢棄物堆肥過程中氮素損失的途徑包括高溫堿性條件下的氨氣揮發(fā)、局部厭氧條件下的反硝化脫氮和降水造成的氮素淋溶，其中以氨揮發(fā)造成的損失占氮素總損失量的44%～99%，是堆肥過程中氮素損失的主要途徑[30]。畜禽糞便堆肥過程中通過添加秸稈等物質(zhì)提高C/N比可以有效減少氨揮發(fā)從而降低氮素損失率，賀琪等[31]利用雞糞 + 小麥秸稈堆肥的結(jié)果表明，C/N比越低，氮素損失率越高，本研究結(jié)果與其一致，隨著UAN用量加大C/N降低，氮素損失率升高。因此，適宜的UAN用量不僅可以促進秸稈腐熟，同時還能減少氮素損失和降低堆肥成本。

3.3 添加尿素硝酸銨對堆肥中有機物降解的影響

堆肥過程實質(zhì)上是微生物對不穩(wěn)定有機物進行分解并將其轉(zhuǎn)化為無機物或穩(wěn)定的腐殖質(zhì)的過程。小麥秸稈 + UAN堆肥前20 d，有機碳的分解緩慢僅占整個堆肥過程有機碳分解總量的13.2%～25.4%，而中后期有機碳的降解速率明顯增加，與鮑艷宇等[32]的研究結(jié)果略有不同，這主要是堆肥原料的差異造成的。畜禽糞便堆肥原料中含有大量的易降解有機物包括淀粉、脂類化合物和蛋白質(zhì)等在高溫期降解劇烈，而小麥秸稈 + UAN堆肥中有機物的主要成分為纖維素、半纖維素和木質(zhì)素等高分子聚合物，難以被微生物降解，是限制堆肥中有機碳降解的關(guān)鍵因素[33]。堆肥過程中真菌對纖維素、半纖維素和木質(zhì)素的降解起重要作用，而大多數(shù)的真菌屬于嗜溫真菌，在5～37℃下生長良好，最佳溫度范圍在25～30℃[34]，在沒有外源添加高效菌株的條件下，小麥秸稈UAN堆肥在20 d后溫度下降至30～40℃范圍內(nèi)，半纖維素、纖維素、木質(zhì)素的降解加速使得有機碳分解速率大于高溫期。

4 結(jié)論

1) 以尿素硝酸銨作為氮素調(diào)理劑進行小麥秸稈高溫堆肥，可有效降低物料C/N比，當C/N比低于20時會造成堆體升溫困難和高溫持續(xù)時間過短，C/N25、C/N30的處理溫度均可達到無害化要求。

2) 添加尿素硝酸銨的小麥秸稈堆肥過程中，氮素形態(tài)受尿素硝酸銨用量影響顯著，銨態(tài)氮、硝態(tài)氮等無機氮比例隨尿素硝酸銨用量增大而升高，氮素損失率隨著C/N比降低而升高，堆肥過程中有機態(tài)氮比例升高。

3) C/N30處理發(fā)芽指數(shù)達到109%，對植物完全無毒害，發(fā)酵腐熟效果最好。