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炭基輔料對羊糞好氧堆肥中氮素損失的影響

2019-04-22 06:41:06王海候陶玥玥金梅娟陸長嬰施林林周新偉沈明星
關(guān)鍵詞:羊糞基輔氮素

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(qū)農(nóng)業(yè)科學(xué)研究所/農(nóng)業(yè)部蘇州水稻土生態(tài)環(huán)境重點野外科學(xué)觀測試驗站,江蘇 蘇州 215155;2.江蘇省安豐生物源農(nóng)藥工程中心有限公司,江蘇 太倉 215400)

現(xiàn)代“草-羊-田”農(nóng)牧循環(huán)生產(chǎn)技術(shù)模式是江蘇蘇南經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)生態(tài)循環(huán)農(nóng)業(yè)發(fā)展的一項最新研究成果。針對稻麥秸稈綜合利用,構(gòu)建了“種植廢棄物(秸稈)-養(yǎng)殖生產(chǎn)資料(飼料)-畜產(chǎn)品(肉羊)-養(yǎng)殖廢棄物(羊糞)-種植生產(chǎn)資料(有機肥)-農(nóng)產(chǎn)品(稻米)-種植廢棄物(秸稈)……”農(nóng)牧廢棄物多級增值利用的循環(huán)鏈,與種養(yǎng)分離傳統(tǒng)產(chǎn)業(yè)相比,種養(yǎng)結(jié)合循環(huán)產(chǎn)業(yè)凈收益增加了45%。在這一技術(shù)模式中,養(yǎng)殖廢棄物(羊糞)的堆肥化處置是實現(xiàn)“物質(zhì)鏈、技術(shù)鏈、價值鏈”三鏈融合的重要環(huán)節(jié),然而,羊糞有機肥生產(chǎn)過程中,羊糞C/N較低(16~18),而稻麥秸稈等高C/N生物質(zhì)絕大部分被裹包青貯并用于生產(chǎn)養(yǎng)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(dǎo)致堆肥過程中氮素養(yǎng)分損失較大(>45%),不僅降低了羊糞有機肥的農(nóng)用價值,而且還造成了養(yǎng)分資源的流失,增加了環(huán)境污染風(fēng)險[1-2]。因此,有效控制并減少羊糞有機肥生產(chǎn)過程中的氮素養(yǎng)分損失是“草-羊-田”農(nóng)牧循環(huán)生產(chǎn)技術(shù)模式生態(tài)綠色發(fā)展的關(guān)鍵環(huán)節(jié),影響著該項技術(shù)模式的應(yīng)用前景。

炭基輔料是筆者所在課題組利用樹枝等生態(tài)林地廢棄物,采用生物質(zhì)炭化設(shè)備,通過生物質(zhì)非充分炭化方法(即生物質(zhì)表層充分炭化,而內(nèi)部不完全炭化),研制的一種新型生物質(zhì)炭,呈粒塊狀,表層為生物質(zhì)炭,內(nèi)部仍然為木質(zhì)化結(jié)構(gòu)。目前已有許多研究報道了生物質(zhì)炭應(yīng)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(yīng)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(zhì)[9-11],并且有關(guān)羊糞好氧堆肥過程氮素養(yǎng)分損失及控制技術(shù)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(tài)轉(zhuǎn)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(zhì)量提高提供技術(shù)支撐,為炭基輔料在羊糞有機肥生產(chǎn)中的應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

羊糞來源于太倉市城廂鎮(zhèn)東林生態(tài)羊場,有機碳質(zhì)量分數(shù)為35.6%、全氮質(zhì)量分數(shù)為2.04%、含水率為71.2%。稻草取自太倉市城廂鎮(zhèn)東林農(nóng)場,有機碳質(zhì)量分數(shù)為41.5%、全氮質(zhì)量分數(shù)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(jīng)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(zhì)為生物質(zhì)炭,僅在參與堆肥過程的形態(tài)規(guī)格上區(qū)別于常規(guī)的粉末狀生物質(zhì)炭。

圖1 炭基輔料Figure 1 Carbonaceous amendment

1.2 試驗設(shè)計與概況

堆肥試驗于2016年9—10月,采用靜態(tài)堆置高溫好氧發(fā)酵的方法,在太倉東林生態(tài)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(guī)操作方式),參照項目組前期研究[7],在對照基礎(chǔ)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(yīng)器內(nèi)(3次重復(fù)),稱量每個堆肥反應(yīng)器內(nèi)物料質(zhì)量。堆肥反應(yīng)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(yīng)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(yīng)器頂部無蓋。當(dāng)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(nèi)物料全部取出,充分混合并稱量每堆體物料質(zhì)量后再次裝箱;堆肥結(jié)束后,稱量堆肥物料的最終質(zhì)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(yīng)器上、中、下位置,測定堆肥體內(nèi)部30 cm左右深處的溫度,直至堆肥結(jié)束,同時測定氣溫,并按日期記錄溫度數(shù)據(jù)。

(2)堆肥物料各形態(tài)氮素含量:堆制后第1、3、7、13、18、27、34 d,每個堆肥反應(yīng)器內(nèi)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(nèi)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(fēng)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(nèi)(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(tài)氮、硝態(tài)氮(SKALA流動分析儀)等。風(fēng)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(tài)氮之和、有機氮含量為凱氏氮與銨態(tài)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(fā)速率及累積量:NH3揮發(fā)收集裝置如圖2所示,底部為圓環(huán)形槽狀底座(高8 cm、槽深3 cm、圓環(huán)內(nèi)徑18 cm、圓環(huán)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(nèi)部放置一個250 mL的玻璃燒杯,玻璃箱頂部設(shè)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(zhì)量分數(shù)為2%硼酸吸收液的玻璃燒杯,放入氨揮發(fā)收集裝置內(nèi),每日觀察裝置內(nèi)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(jié)束。將1 d內(nèi)玻璃箱裝置收集的氨揮發(fā)量乘以31.85(堆肥反應(yīng)器與氨揮發(fā)收集裝置的面積比),再與堆肥體質(zhì)量(每次翻堆時稱重)的比值即為單日的氨揮發(fā)量。氨揮發(fā)累積量[7]:堆肥過程中每日氨揮發(fā)量的總和。

圖2 NH3揮發(fā)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(tài)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(huán)形槽狀底座(高8 cm、槽深3 cm、方環(huán)內(nèi)邊長18 cm、方環(huán)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(shè)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(yīng)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(zhuǎn)移至100 mL鋁箔氣樣袋,待分析。每個反應(yīng)器重復(fù)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(xiàn)為N2O氣體日均排放量,mg·kg-1·h-1;ρ為被測氣體標準狀態(tài)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(nèi)被測氣體的濃度變化率;T為采樣過程中采樣箱內(nèi)的平均溫度,℃;25為堆肥反應(yīng)器與N2O氣體采集裝置的面積比;m為堆體干基質(zhì)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(jù)堆制腐熟過程中灰分無損失(絕對量不變),推導(dǎo)氮素損失率的計算公式:

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

(6)保氮效率:

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2010整理、SPSS 23.0進行統(tǒng)計分析。

2 結(jié)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(shù)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(xiàn)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(tài)氮素含量變化

圖5為堆肥過程中各形態(tài)氮素含量的動態(tài)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(tài)氮含量小于CK處理(圖3),在整個堆肥進程中,CK處理的銨態(tài)氮含量先呈現(xiàn)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(xiàn)為下降的變化趨勢;CA處理的銨態(tài)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(tài)氮含量在第1~3 d差異較小,CA處理的硝態(tài)氮含量在第7~34 d明顯低于CK處理,其中CK處理的硝態(tài)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(fā)

由圖6可知,堆肥過程中2個處理的NH3揮發(fā)速率總體上均表現(xiàn)為先上升后下降的變化趨勢,且不同處理的堆肥體NH3揮發(fā)速率表現(xiàn)不同,整個堆肥過程中CA處理的NH3揮發(fā)速率明顯低于CK處理。堆肥第1~7 d,2個處理的NH3揮發(fā)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(fā)速率表現(xiàn)為CK>CA;堆肥第8~34 d,堆肥體的NH3揮發(fā)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(fā)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(fā)量來看(圖6),堆肥后第1~7 d,所有處理的NH3揮發(fā)累積量均快速上升,第7 d時CK處理的堆肥體NH3揮發(fā)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(fā)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(fā)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(fā)累積量仍然呈快速上升的趨勢,而CA處理的堆肥體NH3揮發(fā)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(fā)累積量差異性達顯著水平(P<0.05),主要表現(xiàn)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(fā)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(tài)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(jù)堆肥體N2O排放累積量分析結(jié)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(jié)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(tài)氮素的變化率及保氮效果

圖6 堆肥過程中氨揮發(fā)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(tài)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(tài)氮素的變化率如表1所示,由表1可知,堆肥過程中硝態(tài)氮的變化率最大、銨態(tài)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(jù)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(zhì)炭具有加快堆體升溫的作用[8,16-18],如李麗劼等[19]研究發(fā)現(xiàn),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(jié)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(zhì)炭豐富的孔隙結(jié)構(gòu)有關(guān),促進了微生物的擴繁增殖,激發(fā)了微生物活性,提高了堆肥前期微生物的代謝與產(chǎn)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(fā)作用,經(jīng)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(guān)羊糞堆肥過程中溫度上升與堆肥體自由空域值的關(guān)系、生物質(zhì)炭添加量與堆肥體微生物代謝與產(chǎn)熱能力的關(guān)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(zhuǎn)化及損失的影響

氮素在堆肥過程中的轉(zhuǎn)化主要包括有機氮的礦化、硝化和反硝化、NH3吸附和揮發(fā)以及有機氮的合成[25]。一方面有機氮經(jīng)礦化作用轉(zhuǎn)化為無機氮,部分以NH3形式揮發(fā)損失,部分與水結(jié)合形成在硝化細菌的作用下進一步轉(zhuǎn)化為、N2O,部分經(jīng)反硝化作用產(chǎn)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(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)的一部分[27]。本試驗結(jié)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(fā)累積量,堆肥34 d后CA處理的NH3揮發(fā)累積量較CK處理降低了52.32%,與許多已經(jīng)報道的研究結(jié)論相同[2-7],然而,關(guān)于添加生物質(zhì)炭減少堆肥過程氨揮發(fā)的原因分析,觀點不一:一是認為生物質(zhì)炭可以直接物理吸附NH+4、NO-3、NH3等氮素物質(zhì),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(zhì)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(jié)合,并在微生物作用下促使NH+4向其他更復(fù)雜的腐殖質(zhì)態(tài)氮素形式轉(zhuǎn)變,從而減少堆肥過程的NH3揮發(fā)[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(yīng)降低[26];筆者認為生物質(zhì)炭固定氮素過程中物理、化學(xué)吸附方式并存,并且不同形態(tài)氮素先通過物理吸附迅速固定,而銨態(tài)氮向腐殖態(tài)氮轉(zhuǎn)化是一個緩慢的過程;但是,有關(guān)堆肥過程中生物質(zhì)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(jié)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(zhì)炭應(yīng)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(zhì)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(huán)境因子,影響氮素循環(huán)相關(guān)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(zhì)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(huán)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(zhuǎn)化成NO-3,通過促進硝化作用來抑制氨揮發(fā);本試驗結(jié)果表明,粒徑為6~7 cm的顆粒狀炭基輔料,在堆體內(nèi)形成孔隙結(jié)構(gòu),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(huán)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(jié)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(fā)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(fā)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(chǎn)中的保氮效率可達35.37%。

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