美 英，魏坤昊，崔鈉淇，周 航，高 龍，趙 欣，張后虎，申秀芳，葉 飛

?

集約化奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)不同糞尿處理階段氮素分布及氨排放特征

美 英1，魏坤昊1，崔鈉淇1，周 航1，高 龍1，趙 欣2※，張后虎2，申秀芳2，葉 飛2

（1. 內(nèi)蒙古工業(yè)大學(xué)能源與動(dòng)力工程學(xué)院，呼和浩特 010051；2. 環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042）

為促進(jìn)奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)的大氣氨排放控制，形成奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)糞便中氨排放的阻控體系，該文在冬季和夏季對(duì)內(nèi)蒙古呼和浩特地區(qū)奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A和奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的大氣、牛糞和牛尿進(jìn)行了采樣試驗(yàn)分析，研究了2種奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)不同處理工藝的氨排放特征。靜態(tài)試驗(yàn)結(jié)果表明，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A和奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B氨氣排放濃度最高的是氧化塘處理工藝、預(yù)處理工藝，分別為冬季0.862，3.169 mg/m3，夏季2.785，2.130 mg/m3。動(dòng)態(tài)試驗(yàn)結(jié)果表明，牛糞的氨排放系數(shù)要高于牛尿1.85倍，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A和奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B平均排放系數(shù)分別為29.23%、49.36%。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A和奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B總大氣氨排放量分別為冬季172.69，1 101.00 kg/d，夏季284.70、1 395.32 kg/d。2種處理工藝冬季和夏季大氣氨含量均滿足畜禽場(chǎng)環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，但超過人居空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。

糞便；氨；排放控制；奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)；氨排放系數(shù)

0 引 言

中國(guó)畜禽養(yǎng)殖業(yè)由散養(yǎng)為主正進(jìn)入規(guī)?；B(yǎng)殖，近年來規(guī)?；B(yǎng)殖牛年底存欄量為世界第三[1]。在畜禽養(yǎng)殖業(yè)發(fā)展中也面臨著糞便污染處理問題，畜禽糞便中含有各種污染物，其中的氮素含量豐富，如果過量進(jìn)入水體會(huì)導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化，水質(zhì)惡化甚至引起水生生物死亡。此外，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)糞便產(chǎn)生一定量的溫室氣體，在2009年的哥本哈根氣候峰會(huì)上，有學(xué)者指出畜禽養(yǎng)殖業(yè)排放的溫室氣體比交通運(yùn)輸業(yè)還多，占全球總排放的18%，將全球變暖的罪魁禍?zhǔn)字敝感笄蒺B(yǎng)殖業(yè)，因此畜禽養(yǎng)殖業(yè)的節(jié)能減排引起了社會(huì)各界的廣泛關(guān)注[2]。

氨（NH3）是一種重要的大氣污染物，在大氣中，堿性NH3中和大部分由硫和氮的氧化物產(chǎn)生的酸，形成二硫酸鹽和硝酸鹽氣溶膠，其非常有效地穿透肺組織并降低視力[3-7]。有相關(guān)研究表明，灰霾主要由于氨與二氧化硫和氮氧化物反應(yīng)形成PM2.5并吸水、結(jié)合其他污染物形成，氨大量存在會(huì)加速PM2.5的形成[8]。除了大氣氨對(duì)空氣質(zhì)量的不利影響之外，沉積物將大部分氣態(tài)氨和顆粒狀氨返回到土壤或水體中，這可能有助于水生生態(tài)系統(tǒng)的酸化和富營(yíng)養(yǎng)化[9-12]。

根據(jù)國(guó)家環(huán)保局發(fā)表的對(duì)全國(guó)23個(gè)省區(qū)和直轄市的調(diào)查結(jié)果，中國(guó)近年來畜禽養(yǎng)殖業(yè)糞便排放量高達(dá)19億t/a，是工業(yè)固體廢棄物的24倍，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過工業(yè)廢水和群眾生活污水排放量的總和[13]。畜禽養(yǎng)殖業(yè)糞便的有毒有害氣體主要來自厭氧發(fā)酵，糞便中的氮主要副產(chǎn)物是氨，氨是一種污染性很強(qiáng)的氣體物質(zhì)[14]。其中的硫化氫、硫醇、吲哚和醛胺等，這些化合物的產(chǎn)生大多與氨的污染密切相關(guān)[13]。福建省2009―2015年監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示，畜禽廢物占全省NH3排放的43.1%，且養(yǎng)牛場(chǎng)的排放量逐年增加[15]。2006年中國(guó)的NH3排放約為9.8 t，畜禽排放約為5.3 t[16]。隨著規(guī)?；B(yǎng)殖，飼養(yǎng)量大大增加，致使污染物濃度增大，如不采取強(qiáng)有力的處理措施，會(huì)導(dǎo)致環(huán)境負(fù)荷加重。

為探究集約化奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)大氣氨排放與牛糞牛尿中氨態(tài)氮和總氮含量之間的關(guān)系，以及季節(jié)對(duì)氮素分布的影響，進(jìn)一步加強(qiáng)對(duì)奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)的氨氣排放控制，該研究針對(duì)內(nèi)蒙古呼和特地區(qū)奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)氧化塘處理工藝和沼氣發(fā)酵處理工藝冬季和夏季大氣氨含量、牛糞和牛尿樣品的氨態(tài)氮和總氮含量進(jìn)行監(jiān)測(cè)，并對(duì)樣品進(jìn)行了動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)，研究了2種不同糞便處理工藝的氮素分布特征及氨氣排放規(guī)律，為奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)節(jié)能減排及處理工藝的改進(jìn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)概況與試驗(yàn)方法

1.1 奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)概況

本文所研究的2個(gè)集約式奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)處理工藝分別為氧化塘工藝和沼氣發(fā)酵工藝，工藝流程圖如圖1所示。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A的主要特點(diǎn)是將產(chǎn)生的糞尿直接或間接當(dāng)做肥料循環(huán)利用，采用自然處理法與還田處理法相結(jié)合，處理后的廢水符合農(nóng)灌水標(biāo)準(zhǔn)，然后進(jìn)行還田；奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的主要特點(diǎn)是處理糞尿的過程中有能源氣體產(chǎn)生，采用固體發(fā)酵池厭氧發(fā)酵生產(chǎn)沼氣，產(chǎn)生的沼液、沼渣不直接排入環(huán)境，而是作為農(nóng)作物肥料處置[17-18]。

奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A共有4 200頭奶牛，全部為純種的荷斯坦奶牛，奶牛的飼料為美國(guó)進(jìn)口紫花苜蓿、錫盟的羊草和玉米青貯。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B共有10 300頭奶牛，匯集了世界各地的優(yōu)質(zhì)奶牛，奶牛的飼料為加拿大紫花苜蓿、新西蘭菊苣草和以色列黑麥草。兩牧場(chǎng)產(chǎn)奶牛舍牛頭數(shù)約為300頭，待產(chǎn)牛舍牛頭數(shù)約有180頭，旋轉(zhuǎn)式擠奶廳奶牛停留數(shù)為60頭，排列式擠奶廳奶牛停留數(shù)為300頭，停留時(shí)間為45 min，每天工作17 h。擠奶廳由于工作人員及時(shí)清理，沒有采集到牛糞尿樣品。

奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A后備牛舍和晾曬場(chǎng)只采集到牛糞，集液池只采集到牛尿。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B沼渣堆肥區(qū)只采集到牛糞，預(yù)處理和沉淀池只采集到牛尿，發(fā)酵池沒有采集到牛糞尿樣品。

圖1 奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)糞便處理工藝流程圖

1.2 試驗(yàn)方法

靜態(tài)采樣試驗(yàn)。分別在冬季和夏季，在奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A擠奶廳、產(chǎn)奶牛舍、待產(chǎn)牛舍、后備牛舍、干濕分離室、集液池、堆肥區(qū)、氧化塘和晾曬場(chǎng)采集了大氣、牛糞和牛尿樣品，在奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B擠奶廳、產(chǎn)奶牛舍、待產(chǎn)牛舍、后備牛舍、預(yù)處理、發(fā)酵池、沉淀池、沼渣堆肥區(qū)和施肥還田地采集了大氣、牛糞和牛尿樣品，分析了大氣氨質(zhì)量濃度和牛糞、牛尿氨態(tài)氮和總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)。采用《HJ 533-2009 環(huán)境空氣和廢氣氨的測(cè)定納氏試劑分光光度法》[19]的方法測(cè)定大氣氨含量，大氣的靜態(tài)采樣使用大氣采樣器（北京市勞動(dòng)保護(hù)科學(xué)研究所），采樣時(shí)間為45 min，帶有平行樣和空白樣。為保證數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性，采回來的大氣樣品立刻送到試驗(yàn)室檢測(cè)，檢測(cè)儀器為分光光度計(jì)（上海儀電分析儀器有限公司制造）。

牛糞牛尿氨態(tài)氮和總氮的測(cè)定。為減少牛糞、牛尿中的氨釋放和氮素形態(tài)的轉(zhuǎn)化，將牛糞、牛尿冷凍保存，并于7 d內(nèi)檢測(cè)。牛尿樣品適當(dāng)稀釋后用哈希儀（HC2600）測(cè)定氨態(tài)氮和總氮含量，牛糞樣品取5 g加入250 mL水，充分?jǐn)嚢韬笕∩锨逡河霉x（HC2600）測(cè)定氨態(tài)氮和總氮的含量。

動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)。對(duì)2個(gè)奶牛養(yǎng)殖廠的牛糞、牛尿樣品進(jìn)行了動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)，目的是測(cè)定牛糞和牛尿的氨排放系數(shù)，試驗(yàn)所采用的動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)裝置如圖2所示。圖2中2個(gè)裝置中1個(gè)裝置內(nèi)放置樣品，另1個(gè)裝置為空白對(duì)照，用空氣泵往裝置內(nèi)送入空氣，在裝置上部用大氣采樣器采取裝置內(nèi)大氣樣品，并帶有平行樣。采樣前將牛糞樣品鋪成直徑17 cm圓面，厚度為5 mm，牛尿樣品直徑為6.5 cm，厚度為5 mm。放入動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)裝置，大氣采樣時(shí)間為08:00，12:00，16:00，20:00，每次采樣時(shí)間為45 min，樣品當(dāng)天在試驗(yàn)室進(jìn)行檢測(cè)，直到測(cè)得空白裝置內(nèi)的大氣氨含量與樣品裝置內(nèi)的大氣氨含量相近為止。

圖2 動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)裝置

1.3 畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放計(jì)算方法

《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南（試行）》[20]中將畜禽養(yǎng)殖業(yè)排放系數(shù)定義為單位質(zhì)量總氨態(tài)氮以大氣氨形式排放的氮的量。單位為百分比或氨-氮/總氨態(tài)氮。本文依照該定義，設(shè)計(jì)了動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)，用來驗(yàn)證該技術(shù)指南中的排放系數(shù)。并用試驗(yàn)所得的排放系數(shù)來計(jì)算奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A和奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的大氣氨排放。

奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A和奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B大氣氨排放計(jì)算方法參考《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南（試行）》[20]，按照該技術(shù)指南將牧場(chǎng)各處理設(shè)施劃分為3種不同的糞便管理階段。分別為圈舍階段、儲(chǔ)存階段和施肥階段。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A圈舍階段包括擠奶廳、待產(chǎn)牛舍、產(chǎn)奶牛舍和后備牛舍；儲(chǔ)存階段包括干濕分離室、集液池、堆肥區(qū)和氧化塘；施肥階段為晾曬場(chǎng)。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B圈舍階段包括擠奶廳、待產(chǎn)牛舍、產(chǎn)奶牛舍和后備牛舍；儲(chǔ)存階段包括預(yù)處理、發(fā)酵池、沉淀池和沼渣堆肥區(qū)；施肥階段包括施肥還田。

計(jì)算各個(gè)管理階段的氨排放量，最后加和即為牧場(chǎng)氨氣總排放量。

總=1.214×(戶外+圈舍-液態(tài)+圈舍-固態(tài)+存儲(chǔ)-液態(tài)+

存儲(chǔ)-固態(tài)+施肥-液態(tài)+施肥-固態(tài)) （1）

其中

戶外=戶外×EF戶外×1.214 （2）

圈舍-液態(tài)=圈舍-液態(tài)×EF圈舍-液態(tài)×1.214 （3）

圈舍-固態(tài)=圈舍-固態(tài)×EF圈舍-固態(tài)×1.214 （4）

存儲(chǔ)-液態(tài)=存儲(chǔ)-液態(tài)×EF存儲(chǔ)-液態(tài)×1.214 （5）

存儲(chǔ)-固態(tài)=存儲(chǔ)-固態(tài)×EF存儲(chǔ)-固態(tài)×1.214 （6）

施肥-液態(tài)=施肥-液態(tài)×EF施肥-液態(tài)×1.214 （7）

施肥-固態(tài)=施肥-固態(tài)×EF施肥-固態(tài)×1.214 （8）

式中為總氨態(tài)氮，kg/d；EF為排放系數(shù)；1.214為N向NH3換算的比例；本文調(diào)查研究的奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A與奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B均為集約化養(yǎng)殖奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)，戶外較小可以忽略。

養(yǎng)殖方式分為散養(yǎng)、集約化養(yǎng)殖和放牧，它們?cè)谑覂?nèi)和戶外排泄氨態(tài)氮計(jì)算公式為

TAN室內(nèi)，戶外=畜禽年內(nèi)飼養(yǎng)量×單位畜禽排泄量×

含氮量×氨態(tài)氮比例×室內(nèi)戶外比 （9）

式中集約化養(yǎng)殖條件下畜禽排泄物在室內(nèi)、戶外分別占 100%和0。

圈舍內(nèi)排泄階段總氨態(tài)氮計(jì)算方法為

圈舍-液態(tài)=TAN室內(nèi)×液（10）

圈舍-固態(tài)=TAN室內(nèi)×固（11）

式中奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A和奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B所有奶牛，包括未成年奶牛（存欄1 a以下）和成年奶牛（存欄1 a以上），平均每頭奶牛的排泄量為牛尿30 kg/d，牛糞20 kg/d，即液=30 kg/d，固=20 kg/d。

糞便存儲(chǔ)處理總氨態(tài)氮計(jì)算方法為

存儲(chǔ)-液態(tài)=TAN室內(nèi)×液?EN圈舍-液態(tài)（12）

存儲(chǔ)-固態(tài)=TAN室內(nèi)×固?圈舍-固態(tài)（13）

其中

EN圈舍-液態(tài)=圈舍-液態(tài)×EF圈舍-液態(tài)（14）

EN圈舍-固態(tài)=圈舍-固態(tài)×EF圈舍-固態(tài)（15）

施肥過程中液態(tài)和固態(tài)的總氨態(tài)氮計(jì)算方法為

施肥-液態(tài)=[TAN室內(nèi)×液?EN圈舍-液態(tài)?EN存儲(chǔ)-液態(tài)?ENN損失-液態(tài)]×

(1?飼料) （16）

施肥-固態(tài)=[TAN室內(nèi)×固?EN圈舍-固態(tài)?EN存儲(chǔ)-固態(tài)?ENN損失-固態(tài)]×

(1?飼料) （17）

EN存儲(chǔ)-液態(tài)=存儲(chǔ)-液態(tài)×EF存儲(chǔ)-液態(tài)（18）

EN存儲(chǔ)-固態(tài)=存儲(chǔ)-固態(tài)×EF存儲(chǔ)-固態(tài)（19）

式中飼料為集約化養(yǎng)殖中糞肥用作生態(tài)飼料的比例，取20%。

ENN損失-液態(tài)和ENN損失-固態(tài)分別為存儲(chǔ)過程中氮的損失，計(jì)算公式如下

ENN損失-液態(tài)=[TAN室內(nèi)×液?EN圈舍-液態(tài)]×

(EF存儲(chǔ)-液態(tài)-N2O+EF存儲(chǔ)-液態(tài)-NO+EF存儲(chǔ)-液態(tài)-N2) （20）

ENN損失-固態(tài)=[TAN室內(nèi)×固?EN圈舍-固態(tài)]××

(EF存儲(chǔ)-固態(tài)-N2O+EF存儲(chǔ)-固態(tài)-NO+EF存儲(chǔ)-固態(tài)N2) （21）

式中為固態(tài)糞便存儲(chǔ)過程中總氨態(tài)氮向有機(jī)氮轉(zhuǎn)化的比例，%；集約化養(yǎng)殖奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)取10%。EF存儲(chǔ)-液態(tài)-N2O、EF存儲(chǔ)-液態(tài)-NO、EF存儲(chǔ)-液態(tài)-N2分別為1%、0.01%和0.3%，EF存儲(chǔ)-固態(tài)-N2O、EF存儲(chǔ)-固態(tài)-NO、EF存儲(chǔ)-固態(tài)-N2分別為8%、1%、30%。

2 結(jié)果與分析

2.1 季節(jié)對(duì)大氣氨含量、牛糞牛尿氨態(tài)氮和總氮的影響

奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A冬季和夏季各地點(diǎn)大氣氨含量、牛糞牛尿氨態(tài)氮和總氮含量如圖3a、3b所示，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B冬季和夏季各地點(diǎn)大氣氨含量、牛糞牛尿氨態(tài)氮和總氮含量如圖3c、3d所示。

由圖3a、3b可以看出，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A冬季與夏季現(xiàn)象一致，產(chǎn)奶牛舍和待產(chǎn)牛舍大氣氨含量較高，氧化塘大氣氨含量最高，分別為冬季0.823，0.585，0.862 mg/m3，夏季2.155，2.146，2.785 mg/m3。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A的大氣氨質(zhì)量濃度夏季要高于冬季，這是因?yàn)樵?5～25℃范圍內(nèi)，溫度的升高可能會(huì)通過增加NH3的濃度和溶解度來增加NH3的排放速率[21-22]。Sommer等[23]發(fā)現(xiàn)氨排放與入射太陽輻射關(guān)系密切，太陽輻射增加了糞便漿液的溫度，導(dǎo)致了NH3分壓呈指數(shù)增加，這表明溫度升高會(huì)增加NH3排放速率。

由圖3c和3d可以看出，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B冬季與夏季現(xiàn)象一致，待產(chǎn)牛舍和沼渣堆肥區(qū)大氣氨含量較高，預(yù)處理大氣氨含量最高，分別為冬季3.169，2.614，3.514 mg/m3，夏季1.429，1.601，2.130 mg/m3。處理發(fā)酵池厭氧消化后漿液的沼渣堆肥區(qū)的氨氣排放量較大，這是因?yàn)樵诎l(fā)酵池厭氧消化后的糞便漿液比未處理的糞便漿液具有更高的NH3釋放潛力，是pH值和氨態(tài)氮濃度增加導(dǎo)致的[23-24]。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的大氣氨含量冬季要高于夏季，這是由于奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B冬季有供暖設(shè)施，冬季溫度穩(wěn)定，氨氣排放是勻速的，而夏季不使用供暖設(shè)備，早上和晚上溫差較大，氨氣排放受溫度影響。同時(shí)與奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B冬季和夏季的通風(fēng)率有關(guān)，Petersen等[21]發(fā)現(xiàn)冬季通風(fēng)率對(duì)NH3排放影響要高于夏季。因此溫度和通風(fēng)率導(dǎo)致了奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B冬季大氣氨含量高于夏季。

根據(jù)《NY/T 388-1999 畜禽場(chǎng)環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[25]，場(chǎng)區(qū)大氣氨含量應(yīng)在5 mg/m3以下，牛舍內(nèi)大氣氨含量應(yīng)在20 mg/m3以下，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A冬季和夏季大氣氨含量均在國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)以內(nèi)，說明牧場(chǎng)的空氣質(zhì)量適合牛的生長(zhǎng)和發(fā)育。根據(jù)《GB/T 18883-2002 室內(nèi)空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[26]，大氣氨含量應(yīng)在0.20 mg/m3以下，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A冬季和夏季大多數(shù)地點(diǎn)大氣氨含量皆在標(biāo)準(zhǔn)以上，冬季平均是標(biāo)準(zhǔn)1.8倍，最高是標(biāo)準(zhǔn)4.3倍，夏季平均是標(biāo)準(zhǔn)5.4倍，最高是標(biāo)準(zhǔn)10.7倍。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B所有地點(diǎn)大氣氨含量都在5 mg/m3以下，但大部分地點(diǎn)都在0.20 mg/m3以上，冬季平均是標(biāo)準(zhǔn)8.3倍，最高是標(biāo)準(zhǔn)17.5倍，夏季平均是標(biāo)準(zhǔn)4.1倍，最高是標(biāo)準(zhǔn)10.6倍，牧場(chǎng)工作人員應(yīng)注意采取必要的防護(hù)措施。為了減少牛糞牛尿氨氣的釋放，國(guó)外進(jìn)行了大量的研究，Petersen等研究表明，畜禽糞便存儲(chǔ)時(shí)保持漿液pH值在6以下可以有效減少氨氣釋放[21]。

注：大氣氨質(zhì)量濃度的單位為mg·m-3。

2.2 不同類型處理工藝奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)的氨排放規(guī)律

2.2.1 奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A的氨排放規(guī)律

1）氨排放通量。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A樣品動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)結(jié)果如圖4a所示，各樣品（除圈舍階段牛糞外）在試驗(yàn)的前8 h內(nèi)氨排放通量最大，且隨著時(shí)間的增加氨排放通量變小。初始排放通量最大的為圈舍階段牛尿0.49g/( min·cm2)，較最小的圈舍階段牛糞排放通量高32.43倍。在試驗(yàn)的8 h后，牛糞樣品仍有氨氣釋放，但牛尿樣品基本沒有氨氣釋放，說明牛糞能夠較長(zhǎng)時(shí)間釋放氨氣而牛尿則快速釋放氨氣，牛糞最長(zhǎng)釋放時(shí)間為60 h。這是由于牛尿比牛糞能夠更快的蒸發(fā)，因此牛尿樣品的氨氣排放通量大且排放時(shí)間短。

圖4 樣品氨排放通量

2）氨排放系數(shù)。由表1可以看出，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A牛糞的氨排放系數(shù)圈舍階段>儲(chǔ)存階段>施肥階段，而牛尿的氨排放系數(shù)儲(chǔ)存階段>施肥階段>圈舍階段。圈舍階段牛糞的氨排放系數(shù)最大，為50.03%，存儲(chǔ)階段牛尿的氨排放系數(shù)最大，為47.70%。牛糞的排放系數(shù)要高于牛尿，平均為牛尿的1.35倍。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A的平均氨排放系數(shù)為29.23%。

表1 樣品氨釋放總量、排放系數(shù)和牧場(chǎng)氨排放量

注：*采集到的樣品為各階段糞便混合物。

Note: *The sample collected is a stool mixture from different stages.

3）氨排放量。依據(jù)《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南（試行）》[20]中式（1）～（21）計(jì)算奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A的氨排放量，從奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A的氨排放量可以看出，牛尿的氨排放量要高于牛糞，冬季時(shí)牛尿的氨排放量平均為牛糞的2.39倍，占總排放量的70.51%；夏季時(shí)牛尿的氨排放量平均為牛糞的6.26倍，占總排放量的86.22%。牛糞的氨排放系數(shù)高于牛尿但是牛糞的氨排放量卻低于牛尿，是因?yàn)閱挝恍笄菖判沟呐Ｄ蛄恳哂谂＜S，平均每頭奶牛的排泄量為牛尿30 kg/d，牛糞20 kg/d。夏季牛尿氨排放量占比增加的原因是夏季圈舍階段奶牛產(chǎn)生的牛尿氨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于冬季，為冬季的2.04倍。夏季奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)氨排放量高于冬季，冬季為172.69 kg/d，夏季為284.70 kg/d。

2.2.2 奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的氨排放規(guī)律

1）氨排放通量。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B樣品動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)結(jié)果如圖4b所示，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B大部分樣品在試驗(yàn)的前8 h內(nèi)氨排放通量最大，在8 h后氨排放通量基本為0。初始排放通量最大的為圈舍階段牛尿1.21g/(min·cm2)，較最小的圈舍階段牛糞排放通量高7.55倍。圈舍牛糞排放時(shí)間最長(zhǎng)，為32 h。這說明奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的牛糞和牛尿均在短時(shí)間內(nèi)能夠排放大部分氨氣。

2）氨排放系數(shù)。由表1可以看出，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B牛糞的氨排放系數(shù)施肥階段>圈舍階段>儲(chǔ)存階段，而牛尿的氨排放系數(shù)圈舍階段>施肥階段>儲(chǔ)存階段。施肥階段牛糞的氨排放系數(shù)最大，為79.70%，圈舍階段牛尿的氨排放系數(shù)最大，為35.14%。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B氨排放系數(shù)牛糞大于牛尿，牛糞排放系數(shù)平均為牛尿的2.27倍。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B平均氨排放系數(shù)為49.36%。

3）牧場(chǎng)氨排放量。按式（1）～式（21）計(jì)算奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的氨排放量，從奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的氨排放量可以看出，冬季和夏季奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的牛糞和牛尿?qū)Υ髿獍迸欧诺呢暙I(xiàn)是一樣的，冬季時(shí)牛尿的氨排放量占總排放量的53.06%，夏季時(shí)占總排放量的49.61%。夏季奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)氨排放量高于冬季，冬季為1 101.00 kg/d，夏季為1 395.32 kg/d。

2.3 不同形態(tài)氮的相關(guān)性分析

對(duì)2個(gè)養(yǎng)殖場(chǎng)牛糞牛尿氨態(tài)氮、總氮及大氣氨含量進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，結(jié)果如表2所示。不同形態(tài)氮之間具有相關(guān)性，氨態(tài)氮和總氮之間呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.911(<0.01)，牛尿氨態(tài)氮、牛糞氨態(tài)氮和氨態(tài)氮之間呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.888(<0.01)、0.911(<0.01)，牛尿總氮和牛糞總氮和總氮之間呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.903(<0.01)、0.792(<0.01)。牛尿氨態(tài)氨和牛糞氨態(tài)氮與總氮之間呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.908(<0.01)、0.742(<0.01)，牛尿總氮和牛糞總氮與氨態(tài)氮之間呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.762(<0.01)、0.808(<0.01)。牛尿氨態(tài)氮與牛尿總氮之間呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.927(<0.01)，牛糞氨態(tài)氮與牛糞總氮之間呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.872(<0.01)。

表2 不同形態(tài)氮間的相關(guān)性

注：**為 0.01 級(jí)別（雙尾），相關(guān)性顯著；*為 0.05 級(jí)別（雙尾），相關(guān)性顯著。

Note：**At the 0.01 level (two-tailed), the correlation is significant；* At the 0.05 level (two-tailed), the correlation is significant.

3 結(jié) 論

1）靜態(tài)采樣試驗(yàn)結(jié)果表明，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A氧化塘工藝大氣氨含量最高，冬季為0.862 mg/m3，夏季為2.785 mg/m3；奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B預(yù)處理工藝大氣氨含量最高，冬季為3.514 mg/m3，夏季為2.130 mg/m3。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A高于人居空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，冬季平均為標(biāo)準(zhǔn)1.8倍，夏季平均為標(biāo)準(zhǔn)5.4倍。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B高于人居空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，冬季平均為標(biāo)準(zhǔn)8.3倍，夏季平均為標(biāo)準(zhǔn)4.1倍。2）動(dòng)態(tài)采樣試驗(yàn)結(jié)果表明，牛尿能在短時(shí)間內(nèi)快速釋放大部分氨氣，而牛糞能在較長(zhǎng)時(shí)間釋放氨氣。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A的平均氨排放系數(shù)為29.23%，奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B的平均氨排放系數(shù)為49.36%。奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)A氨排放量為冬季172.69 kg/d，夏季284.70 kg/d；奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)B冬季1 101.00 kg/d，夏季1 395.32 kg/d。氨態(tài)氮和總氮之間呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.911(<0.01)。

[1] 《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》編制組. 畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)（二次征求意見稿）編制說明[Z].2014.

[2] 王浚峰，高繼偉，馮英，等.現(xiàn)代化牧場(chǎng)的糞污處理[J].中國(guó)奶牛，2011(2)：60－63.

[3] Seinfeld J H, Pandis S N. Atmospheric Chemistry and Physics: from Air Pollution to Climate Change[M]. Second Edition. Wiley, 1986.

[4] Wang S X, Xing J, Jang C R, et al. Impact assessment of ammonia emissions on inorganic aerosols on inorganic aerosols in East China using response surface modeling technique[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(21): 9293－9300.

[5] Ye X, Ma Z, Zhang J, et al. Important role of ammonia on haze formation in Shanghai[J]. Environmental Research Letters, 2011, 6(2): 1－5.

[6] Behera S N, Sharma M. Transformation of atmospheric ammonia and acid gases into components of PM2.5: an environmental chamber study[J]. Environmental Science & Pollution Research, 2012, 19(4): 1187－1197.

[7] Wu S P, Schwab J, Yang B Y, et al. Two-years PM2.5observations at four urban sites along the coast of southeastern China[J]. Aerosol & Air Quality Research, 2015, 15(5): 1799－1812.

[8] 巨曉棠，谷保靜，蔡祖聰，等. 關(guān)于減少農(nóng)業(yè)氨排放以緩解灰霾危害的建議[J].科技導(dǎo)報(bào)，2017，35(13)：11－12.

[9] Breemen N V, Burrough P A, Velthorst E J, et al. Soil acidification from atmospheric ammonium sulphate in forest canopy throughfall[J]. Nature, 1982, 299(5883): 548－550.

[10] Paerl J W, Dennis R L, Whitall D R. Atmospheric deposition of nitrogen: Implications for nutrient over-enrichment of coastal waters[J]. Estuaries, 2002, 25 (4): 677－693.

[11] Krupa S V. Effects of atmospheric ammonia (NH3) on terrestrial vegetation: A review.[J]. Environmental Pollution, 2003, 124(2): 179－221.

[12] Luo X S, Tang A H, Shi K, et al. Chinese coastal seas are facing heavy atmospheric nitrogen deposition[J]. Environmental Research Letters, 2014, 9(9): 1－10.

[13] 生態(tài)牧場(chǎng)的建立[J].飼料廣角，2014(8)：20－22.

[14] 施麗娟，李志騰，夏晶晶，等.揚(yáng)州大學(xué)實(shí)驗(yàn)農(nóng)牧場(chǎng)周圍部分環(huán)境質(zhì)量指標(biāo)檢測(cè)[J].家畜生態(tài)學(xué)報(bào)，2011，32(2)：55-59，99. Shi Lijuan, Li Zhiteng, Xia Jingjing, et al. Study on partial index of environmental quality around the experimental farm of Yangzhou University[J]. Acta Ecologiae Animalis Domastic, 2011, 32(2): 55－59, 99. （in Chinese with English abstract）

[15] Wu S P, Zhang Y J, Schwab J J, et al. High-resolution ammonia emissions inventories in Fujian, China, 2009-2015[J]. Atmospheric Environment, 2017, 100－114.

[16] Huang X, Song Y, Li M, et al. A high-resolution ammonia emission inventory in China[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2012, 26(1):1－14.

[17] 倪茹. 呼和浩特奶牛養(yǎng)殖糞污排放與廢水處理模式及其工藝改進(jìn)[D]. 呼和浩特：內(nèi)蒙古大學(xué)，2016.（in Chinese with English abstract） Ni Ru. Dairy Farm Waste Emission and Improvement of Treatment Mode and Process of Wastewater in Hohhot[D]. Hohhot: Inner Mongolia University, 2016.

[18] 非糧生物質(zhì)原料名詞術(shù)語： NB/T 34029-2015[S].

[19] 環(huán)境空氣和廢氣氨的測(cè)定納氏試劑分光光度法：HJ 533-2009[S].

[20] 中國(guó)環(huán)保部.大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南（試行）[Z].2014.

[21] Petersen S O, Hutchings N J, Hafner S D, et al. Ammonia abatement by slurry acidification: A pilot-scale study of three finishing pig production periods[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 2016, 216: 258－268.

[22] Aarnink A J A, Berg A J V D, Keen A, et al. Effect of slatted floor area on ammonia emission and on the excretory and lying behaviour of growing pigs[J]. Journal of Agricultural Engineering Research P, 1996, 64(4): 299－310.

[23] Sommer S G, Husted S. The chemical buffer system in raw and digested animal slurry[J]. Journal of Agricultural Science, 1995, 124(1): 45－53.

[24] Sommer S G. Ammonia volatilization from farm tanks containing anaerobically digested animal slurry[J]. Atmospheric Environment, 1997, 31: 863－868.

[25] 中華人民共和國(guó)農(nóng)業(yè)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)畜禽養(yǎng)殖場(chǎng)環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)：NY/T 388-1999[S].

[26] 室內(nèi)空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)： GB/T 18883-2002[S].

Nitrogen distribution and ammonia emission characteristics in different livestock manure treatment processes in intensive dairy farms

Mei Ying1, Wei Kunhao1, Cui Naqi1, Zhou Hang1, Gao Long1, Zhao Xin2※, Zhang Houhu2, Shen Xiufang2, Ye Fei2

(1.,010051; 2.,,210042)

In order to strengthen atmospheric ammonia emission control in dairy farms and further establish a control system for ammonia emissions from the dairy farm manure,the research conducted sampling test analysis on the atmosphere, cow dung and bovine urine of Dairy Farm A and Dairy Farm B in Hohhot, Inner Mongolia in the winter and summer.The ammonia emission characteristics of 2 treatment processes were studied.Static sampling test results show that the highest concentration of ammonia in Dairy Farm A occurs under the oxidation pond treatment process. And the higher concentration of ammonia emissions occurs in the dairy cow cowshed and the pregnant dairy cow cowshed. The ammonia concentrations in the oxidation pond, dairy cow cowshed and pregnant dairy cow cowshed were 0.862, 0.823, and 0.585 mg/m3in winter and 2.785, 2.155, and 2.146 mg/m3in summer.The highest concentration of ammonia in Dairy Farm B occurs under the pretreatment process. The higher ammonia emission concentration occurs in the pregnant dairy cow cowshed and the biogas residue composting area. The ammonia concentrations in the pretreatment, pregnant dairy cow cowshed and biogas residue composting area were 3.514, 3.169, and 2.614 mg/m3in winter and 2.130, 1.429, and 1.601 mg/m3in summer.The ammonia concentration in winter for Dairy Farm A is 1.8 times of the habitat standard, and the highest is 4.3 times of the habitat standard.In summer, the ammonia concentration is on average 5.4 times of the habitat standard, and the highest is 10.7 times of the habitat standard.The ammonia concentration in winter for Dairy Farm B is 8.3 times of the habitat standard, and the highest is 17.5 times of the habitat standard. In summer, the ammonia concentration is on average 4.1 times of the habitat standard, and the highest is 10.6 times of the habitat standard.Dynamic sampling test results show that cow urine can release most of the ammonia gas quickly in a short time and cow dung can release ammonia gas for a long time.The cow urine of Dairy Farm A and Dairy Farm B quickly releases ammonia within 8 h. But cow dung from Dairy Farm A releases ammonia for up to 60 h and cow dung from Dairy Farm B releases ammonia for up to 32 h.The ammonia emission coefficient of cow dung in Dairy Farm A is higher than that of cow urine, which is 1.35 times of that of cow urine.The ammonia emission coefficient of cow dung in Dairy Farm B is higher than that of cow urine, which is 2.27 times of that of the cow urine.The average ammonia emission coefficient of Dairy Farm A is 29.23%. The average ammonia emission coefficient of Dairy Farm B is 49.36%.The ammonia emission of cow urine in Dairy Farm A is higher than that of cow dung, accounting for 70.51% of total emissions in winter and 86.22% of total emissions in summer.The contribution of cow dung and cow urine to atmospheric ammonia emissions in winter and summer from Dairy Farm B is similar. In winter, the ammonia emissions of cow urine account for 53.06% of the total emissions, and the ammonia emissions of cow urine in summer account for 49.36% of the total emissions.Ammonia emissions from Dairy Farm A are 172.69 kg/d in winter and 284.70 kg/d in summer.And ammonia emissions from Dairy Farm B are 1 101.00 kg/d in winter and 1 395.32 kg/d in summer.Correlation analysis shows a significant positive correlation between ammonia nitrogen and total nitrogen, with a correlation coefficient of 0.911 (<0.01).

manures; ammonia; emission control; dairy farm; ammonia emission coefficient

10.11975/j.issn.1002-6819.2018.18.032

X512

A

1002-6819(2018)-18-0261-07

2018-03-13

2018-08-07

公益性行業(yè)科研專項(xiàng)（呼包鄂城市群大氣污染表征及空氣質(zhì)量持續(xù)改善方案研究）

美 英，副教授，博士，研究方向：非點(diǎn)源污染、畜禽養(yǎng)殖廢物回收利用。Email：hanmy79@163.com

趙 欣，副研究員，博士。主要從事非點(diǎn)源污染、畜禽養(yǎng)殖廢物回收利用方面研究。Email：jszhaoxin@qq.com

美 英，魏坤昊，崔鈉淇，周 航，高 龍，趙 欣，張后虎，申秀芳，葉 飛. 集約化奶牛養(yǎng)殖場(chǎng)不同糞尿處理階段氮素分布及氨排放特征[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2018，34(18)：261－267. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.18.032 http://www.tcsae.org

Mei Ying, Wei Kunhao, Cui Naqi, Zhou Hang, Gao Long, Zhao Xin, Zhang Houhu, Shen Xiufang, Ye Fei. Nitrogen distribution and ammonia emission characteristics in different livestock manure treatment processes in intensive dairy farms[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2018, 34(18): 261－267. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.18.032 http://www.tcsae.org