雷 鳴，程于真，陳竹君，周建斌*

（1.西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，陜西 楊凌 712100；2.農(nóng)業(yè)部西北植物營養(yǎng)與農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室，陜西 楊凌 712100）

全球變暖是當今國際社會普遍關(guān)注的全球性問題，養(yǎng)殖業(yè)產(chǎn)生的畜禽糞便是溫室氣體的重要來源。聯(lián)合國糧農(nóng)組織（FAO）在《牲畜的巨大陰影：環(huán)境問題與選擇》報告中指出[1]，全球人為溫室氣體排放總量中有9%的CO2、37%的CH4和65%的N2O是由畜牧業(yè)造成的，其中畜禽糞便的溫室氣體排放量占全球農(nóng)業(yè)溫室氣體總排放量的10%，并呈持續(xù)上漲的趨勢[2]。

糞肥的施用在我國具有悠久的歷史，長期施用糞肥不僅提高了作物產(chǎn)量，還改善了土壤理化及生物性質(zhì)[3-4]。畜禽糞便類有機肥與化肥配合施用，可以協(xié)調(diào)土壤有機、無機養(yǎng)分平衡，滿足作物不同生育期的養(yǎng)分需求[5]。然而，近年來隨著畜禽養(yǎng)殖規(guī)模的不斷擴大以及養(yǎng)殖方式的迅速轉(zhuǎn)變，畜禽糞便已成為我國環(huán)境的重要污染源之一[6]。

目前我國畜禽養(yǎng)殖業(yè)每年的廢棄物排放量約38億t[7]，近20%的畜禽糞便未及時處理，對生態(tài)環(huán)境造成了嚴重的污染與破壞[4]。因此，做好畜禽糞便的綜合管理與合理利用工作，對減少養(yǎng)殖過程中因畜禽糞便引起的環(huán)境污染及溫室氣體排放問題具有重要意義[8]。

畜禽糞便的管理過程主要分為室內(nèi)處理、室外儲存和管理及還田利用3個階段，對固液分離、厭氧發(fā)酵、酸化貯存等多種管理方式而言，溫室氣體的排放均主要來自室內(nèi)與室外的儲存及管理兩個階段[9]。由于我國對于畜禽糞便的就地就近科學(xué)儲存技術(shù)設(shè)備的研究不足，同時缺乏高效輸送設(shè)備的有效推廣[10]，因此，從傳統(tǒng)畜禽糞便管理措施中借鑒經(jīng)驗與啟示尤為重要。我國勞動人民在長期的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)實踐中積累了豐富的使用糞肥的經(jīng)驗。加土墊圈、施用土糞是我國北方地區(qū)特別是黃土高原地區(qū)一種傳統(tǒng)的處理糞肥的方法，這種方法不僅利于保持畜禽圈舍的清潔，而且對糞肥中的碳氮養(yǎng)分也具有較好的保蓄作用[11]。但是，在二十世紀六七十年代，由于肥料不足，對土糞這一傳統(tǒng)有機肥的研究主要以其肥力作用為主[12]，對加土墊圈這一措施的環(huán)境效應(yīng)缺乏相關(guān)研究。在利用墊料的發(fā)酵床養(yǎng)殖模式在國內(nèi)外得到推廣的今天[13-14]，重新審視加土墊圈這一傳統(tǒng)措施的肥力與環(huán)境效益，為解決當前畜禽糞便造成的環(huán)境問題提供借鑒。

黃土高原廣泛分布的古土壤由于所受風(fēng)化和淋溶作用不同，與黃土在元素組成和理化性質(zhì)上存在一定差異[15]，因此添加黃土與古土壤對畜禽糞便溫室氣體的排放可能具有不同影響。為了評估加土墊圈這種傳統(tǒng)措施的溫室氣體釋放特性與主要機理，本試驗采用室內(nèi)培養(yǎng)的方法，比較研究添加黃土與古土壤對豬糞溫室氣體排放的影響，為畜禽糞便的優(yōu)化管理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自陜西省楊凌示范區(qū)崔西溝東側(cè)的黃土-古土壤剖面，采集的土壤風(fēng)干除雜后過2 mm篩于4℃環(huán)境下保存?zhèn)溆谩Ｋ牲S土、古土壤樣品的部分理化性質(zhì)如表1所示。

表1 供試黃土和古土壤理化性質(zhì)Table 1 The physicochemical properties of loess and paleosol

供試的新鮮豬糞采自西北農(nóng)林科技大學(xué)畜牧教學(xué)試驗基地，取存放時間不超過24 h的鮮樣，其基本理化性質(zhì)為：有機碳348 g·kg-1，全氮30.9 g·kg-1，碳氮比11.3，含水率71.7%，pH 8.73。

1.2 試驗設(shè)計

試驗采用室內(nèi)好氣培養(yǎng)的方法，將所采集的新鮮豬糞與風(fēng)干后的黃土和古土壤分別按照1∶2、1∶4和1∶6比例均勻混合，25℃下于250 mL錐形瓶內(nèi)培養(yǎng)，同時設(shè)置單一豬糞、黃土與古土壤作為對照，共9個處理（表2），每個處理重復(fù)3次。豬糞處理保持其原始含水量，其余各處理均調(diào)節(jié)含水量在30%左右，各培養(yǎng)瓶用帶有透氣孔的封口膜封口，以在保障好氣環(huán)境的同時防止水分散失。在培養(yǎng)開始的第1、2、3、4、5、7、9、11、14、17、20、23、26、29、32、35、38、42、46、50 d采集氣體樣品，每次采樣結(jié)束后用稱重法補充相應(yīng)水分。

表2 氣體測定試驗設(shè)計Table 2 Experiment scheme of GHGs determination

為了在測定理化性質(zhì)的同時不對氣體樣品的采集產(chǎn)生影響，另取相同比例豬糞與土壤混合后置于1 L培養(yǎng)瓶中進行培養(yǎng)（表3），培養(yǎng)過程中水分及溫度調(diào)控與上述采氣過程保持一致。在培養(yǎng)開始的第1、5、9、14、20、29、38、50 d采集各處理樣品10 g，用于pH及礦質(zhì)態(tài)氮的測定。

表3 樣品理化性質(zhì)試驗設(shè)計Table 3 Experiment scheme of basic physicochemical properties

1.3 采樣方法與室內(nèi)分析

采集氣體樣品前，將裝有樣品的錐形瓶置于通氣環(huán)境中30 min，使瓶內(nèi)氣體濃度與室內(nèi)大氣濃度基本平衡。采樣時在瓶塞的玻璃管外端套上帶有三通閥的軟管，并用同樣帶有三通閥的注射器抽取30 mL瓶內(nèi)氣體，抽氣前反復(fù)推拉注射器以混勻瓶內(nèi)氣體。第一次取樣完成后利用注射器抽取30 mL室內(nèi)空氣注入瓶內(nèi)以補充之前瓶中的氣體損失[16]，之后密閉培養(yǎng)1 h，按上述同樣方法進行第二次抽樣。采樣結(jié)束后將瓶塞打開，通氣后封口放入培養(yǎng)箱中繼續(xù)進行培養(yǎng)。采集的氣體樣品存于提前抽成真空的采氣袋中保存待測。

氣體樣品在氣相色譜儀（Agilent 7890B）上測定，CH4與CO2檢測器為火焰離子化檢測器（FID），檢測器溫度250 ℃，載氣為N2，流速30 mL·min-1；電子捕獲檢測器（ECD）測定N2O，檢測器溫度300℃，載氣為N2，流速2 mL·min-1；柱溫55 ℃。

溫室氣體排放速率按以下公式計算：

式中：F為CO2、CH4、N2O排放通量；ρ為標準狀況下氣體密度，CO2、CH4和N2O的氣體密度分別為1.977、0.717 kg·m-3和1.977 kg·m-3；Δc為時間變化Δt內(nèi)培養(yǎng)瓶中氣體的濃度變化量；V為培養(yǎng)瓶中氣體的有效空間體積；W為培養(yǎng)瓶中樣品烘干質(zhì)量；T為培養(yǎng)時的溫度。

各處理CO2、CH4和N2O的累計排放量通過相鄰兩次氣體平均排放速率與排放時間的乘積累加計算得出，相鄰兩次測定間總的排放量為：

式中：M為CO2累積排放量；F為CO2、CH4和N2O的排放通量；t為兩次氣體測定的間隔時間；m為各培養(yǎng)瓶中樣品的烘干質(zhì)量。

由于CO2、CH4和N2O的增溫效應(yīng)不同，在大氣中停留時間也不同，因此需計算其全球增溫潛勢（Glob?al warming potential，GWP）以評估不同體系溫室氣體的綜合效應(yīng)。據(jù)IPCC預(yù)估，在100年的時間范圍內(nèi)，若以CO2的 GWP值為 1，則CH4的GWP值為28，N2O的GWP值為265[17]。參考蔡祖聰[18]和Hou等[19]所用方法，計算各處理GWP100：

式中：M為各溫室氣體的累計排放量。

在進行相關(guān)性分析時，由于把黃土和古土壤作為添加物，因此單獨計算各處理中豬糞的溫室氣體綜合效應(yīng)能更好地反映添加物的作用。添加黃土與古土壤處理中的豬糞溫室氣體綜合效應(yīng)按下列公式進行計算：

式中：GWP1為各處理中豬糞與土壤的總增溫潛勢；GWP2為黃土或古土壤對照（CK2、CK3）的增溫潛勢；wt1%為黃土或古土壤在各處理中所占的質(zhì)量百分數(shù)；wt2%為各處理中糞肥所占的質(zhì)量百分數(shù)。

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用Microsoft Excel 2016進行基礎(chǔ)數(shù)據(jù)整理與表格制作；SigmaPlot 12.0進行圖形繪制；SPSS 20.0進行統(tǒng)計分析。采用最小顯著性差異法（LSD法）進行多重比較；Pearson相關(guān)分析用以確定GWP與各理化因素間的關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理pH的變化

如圖1所示，豬糞處理pH整體呈上升趨勢，培養(yǎng)期間共上升0.61個單位。添加黃土或古土壤的處理pH先緩慢上升，隨后逐漸下降，培養(yǎng)期間各處理pH始終顯著低于豬糞處理（P＜0.05）。培養(yǎng)結(jié)束時，添加黃土或古土壤各處理的pH隨著土壤添加比例的增加而降低，且添加黃土處理的pH均高于古土壤處理，這可能與黃土中較高的碳酸鹽起到的緩沖作用有關(guān)。

2.2 不同處理礦質(zhì)態(tài)氮的變化

豬糞處理銨態(tài)氮含量在培養(yǎng)前23 d呈上升趨勢，隨后逐漸下降，培養(yǎng)結(jié)束時較培養(yǎng)前降低了20.6%（圖2a）。由于土壤的稀釋效應(yīng)，添加黃土或古土壤各處理的初始銨態(tài)氮含量顯著降低（P＜0.05）。培養(yǎng)結(jié)束時，古土壤1∶2處理銨態(tài)氮含量較培養(yǎng)前下降了84.4%，其余添加黃土或古土壤處理的銨態(tài)氮含量均降低98%以上。

圖1 試驗過程中各處理pH值的變化Figure 1 Changes of pH in each treatment during incubation

圖2 試驗過程中各處理礦質(zhì)態(tài)氮的變化Figure 2 Changes of mineral nitrogen in each treatment during incubation

豬糞處理硝態(tài)氮含量在培養(yǎng)前30 d基本保持平穩(wěn)，隨后迅速增加（圖2b）。添加黃土或古土壤處理的硝態(tài)氮含量顯著增加，各處理培養(yǎng)結(jié)束時的硝態(tài)氮含量均隨土壤添加比例的提高而降低。添加黃土和古土壤后硝態(tài)氮含量變化趨勢基本一致，但添加黃土處理的硝態(tài)氮變化更迅速，且不同添加量處理間的差異更大。

2.3 不同處理溫室氣體排放速率的動態(tài)變化

添加黃土或古土壤均顯著降低了豬糞的CO2排放速率，且古土壤處理的排放速率較低（圖3a）。古土壤 1∶2、1∶4與 1∶6處理的 CO2峰值依次為 87.9、38.2、18.7 mg·kg-1·h-1，較同比例黃土處理分別降低21.6%、23.8%和27.6%。豬糞CH4排放速率于第2 d時達到峰值 1163 μg·kg-1·h-1，之后呈緩慢下降趨勢（圖3b）。添加黃土或古土壤各處理的CH4釋放速率較低，在培養(yǎng)的前42 d均與豬糞對照處理存在顯著差異（P＜0.05）。

在培養(yǎng)的前35 d，豬糞N2O凈排放速率為負值，最低為-3.16 μg·kg-1·h-1（圖3c），表明該階段幾乎沒有N2O的生成且存在N2O被轉(zhuǎn)化的現(xiàn)象，這與豬糞硝態(tài)氮的變化基本相符。添加黃土或古土壤改變了豬糞的N2O釋放特性，培養(yǎng)第4 d時出現(xiàn)N2O排放峰。古土壤3個處理的N2O峰值較小，較同比例黃土處理依次降低77.2%、68.1%、51.5%。隨著培養(yǎng)進行，黃土與古土壤1∶2處理排放速率持續(xù)上升，先后于第26 d和第42 d出現(xiàn)第二個更高的峰值，分別為54.4 μg·kg-1·h-1和84.9 μg·kg-1·h-1；其余各處理在第1個峰值結(jié)束后排放速率基本保持穩(wěn)定，未出現(xiàn)新的N2O排放峰。

2.4 添加黃土或古土壤對豬糞溫室氣體累積排放量的影響

豬糞CO2累積排放量最高為1213±91.2 mg，添加不同比例黃土或古土壤均可顯著降低豬糞的CO2累積釋放量，其中添加古土壤的3個處理減排效果更好，可降低54.2%～64.3%的CO2累積排放量（圖4a）。隨著黃土或古土壤添加比例的提高，CO2累積排放量逐漸降低。由圖4b可以看出，添加黃土或古土壤極顯著地降低了豬糞的CH4排放量（P＜0.01），降幅均在99.8%以上，但添加黃土與古土壤處理間的CH4累積釋放量差異不顯著。

圖4c表明，除1∶4比例施用古土壤處理外，添加不同比例的黃土或古土壤均顯著增加了豬糞的N2O累積排放量（P＜0.05），且1∶2比例施用黃土或古土壤處理的N2O累積排放量均高于相同土壤類型下的其他處理。方差分析結(jié)果表明，土壤添加比例對N2O累積排放量影響顯著，且土壤類型和添加量對N2O累積排放量具有顯著的交互作用。

圖3 試驗過程中各處理CO2、CH4、N2O排放速率的動態(tài)變化Figure 3 Dynamic changes of CO2，CH4and N2O in different treatments during incubation

圖4 試驗過程中各處理CO2、CH4、N2O的累積排放量Figure 4 Cumulative emission of CO2，CH4and N2O in different treatments during incubation

2.5 添加黃土或古土壤對全球增溫潛勢的影響

表4結(jié)果表明，添加黃土或古土壤顯著降低了豬糞處理的增溫潛勢。各處理中CO2均是主要的溫室氣體排放種類，對增溫潛勢的貢獻占71.7%以上。添加黃土或古土壤處理的N2O所占貢獻僅次于CO2，占增溫潛勢的5.1%～28.2%。豬糞處理中N2O所占貢獻最低，CH4貢獻相對較高。

古土壤1∶4和1∶6處理的增溫潛勢顯著低于相同比例的黃土處理（P＜0.05）。同一土壤類型下1∶6處理增溫潛勢較1∶4處理無顯著差異。將黃土與古土壤添加量及土壤類型作為兩個因素進行方差分析（表5），結(jié)果表明黃土與古土壤的性質(zhì)差異及添加比例均對豬糞溫室氣體的排放具有極顯著的影響，但兩者對增溫潛勢的交互作用未達顯著水平。

2.6 添加黃土或古土壤后各因素與豬糞溫室氣體排放的相關(guān)性

將添加黃土與古土壤后樣品的總碳、全氮、pH等指標分別與各處理中豬糞的3種溫室氣體排放量進行相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)（表6），添加黃土與古土壤后豬糞的CO2、CH4和N2O排放量均與樣品總碳和全氮的含量呈顯著或極顯著正相關(guān)。碳氮比與豬糞N2O排放量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），與CO2和CH4排放無明顯相關(guān)性。銨態(tài)氮與3種溫室氣體釋放量均呈正相關(guān)關(guān)系，其中與CO2和N2O的相關(guān)性達極顯著水平。pH和硝態(tài)氮與3種溫室氣體間的相關(guān)性均不顯著。

表4 各處理溫室氣體所占貢獻及全球增溫潛勢Table 4 The contribution of GHGs and their global warming potential in different treatments

表5 黃土、古土壤添加量和土壤類型對豬糞溫室氣體影響的方差分析（F值）Table 5 Variance analysis of loess/paleosol additions and types on greenhouse gases in pig manure

表6 黃土、古土壤添加后各因素與豬糞溫室氣體排放的相關(guān)性Table 6 Relationships between GHGs and factors with loess/paleosol additions

3 討論

3.1 豬糞貯存階段的溫室氣體釋放特性

有研究發(fā)現(xiàn)，CH4是豬糞存貯階段的主要溫室氣體類型，而在還田利用階段N2O則成為主要的溫室氣體來源[20-21]。本研究中CO2與CH4的累積排放量在前14 d分別占總排放量的48%～61%和77.4%以上，N2O排放主要集中在后期，這與前人研究結(jié)果基本一致?？梢妼嶋H生產(chǎn)中根據(jù)管理方式與管理時期的差異對溫室氣體進行針對性的管理有助于更好地解決畜禽糞便的溫室氣體問題。

本研究中各處理CO2貢獻占增溫潛勢的70%以上，是主要的溫室氣體（表4）。雖然目前常把畜禽糞便產(chǎn)生的CO2作為可被植物光合利用抵消的部分不納入統(tǒng)計[22]，但由于含碳化合物的合成途徑存在內(nèi)部的相互聯(lián)系，不同畜禽糞便管理模式也會造成溫室氣體排放的顯著差異[23-24]，因此為了避免不恰當?shù)卦u估畜禽管理中的溫室氣體排放，在相關(guān)研究中宜將CO2納入畜禽糞便溫室氣體范疇[25-26]。

3.2 添加黃土或古土壤對豬糞溫室氣體排放的影響

本研究發(fā)現(xiàn)，添加不同比例的黃土或古土壤降低了豬糞42.4%～64.3%的CO2排放與99.8%以上的CH4排放（圖4a和圖4b），有效控制了豬糞的溫室氣體排放，這與加入黃土或古土壤后其對糞肥中有機碳起到的保護作用有關(guān)。有研究發(fā)現(xiàn)，土壤對有機質(zhì)的固定作用主要是由于土壤的物理、化學(xué)與生物化學(xué)保護作用對外源有機質(zhì)的分解與轉(zhuǎn)化產(chǎn)生了影響[27-29]。本研究發(fā)現(xiàn)，相同比例下施用黃土與古土壤的溫室氣體排放量也存在差異，這可能是黃土與古土壤的物理性黏粒和游離態(tài)氧化鐵含量的差異造成的。Mikutta等[30]研究表明，土壤中的黏土礦物和鐵、鋁氧化物可以與有機質(zhì)結(jié)合成有機-無機復(fù)合體，進而對有機物質(zhì)產(chǎn)生物理保護作用。其他學(xué)者研究也表明，黃土與古土壤中的游離態(tài)氧化鐵與黏粒對有機碳的固定具有重要作用[31]。本試驗供試古土壤粒徑的比表面積更大，具有相對較強的吸附能力，更有利于減少豬糞溫室氣體的排放。

畜禽糞便的有機物分解可以分為有機物的好氧分解、尿素在酶作用下的水解和厭氧分解3種類型[26]，因此本試驗中除土壤自身對外源有機碳的保護作用外，土壤施用量的不同對pH、含水率、可利用碳氮底物等因素的改變可能也會對相關(guān)酶和微生物產(chǎn)生影響，進而可能影響溫室氣體的排放。本試驗中添加黃土與古土壤的處理中3種溫室氣體排放量與pH的相關(guān)性均不顯著，CO2與CH4和碳氮比間相關(guān)性也未達顯著水平，僅與碳、氮總量水平顯著相關(guān)，可見黃土或古土壤添加后對糞肥碳、氮的稀釋作用也是造成各處理間溫室氣體排放差異的原因，其他理化因素的影響相對有限。

由于CH4產(chǎn)生一般需要極端的還原條件，而在O2充足的環(huán)境中更易發(fā)生CH4被甲烷氧化菌氧化的過程[32-33]，因此本試驗中除土壤自身對外源有機碳的保護作用外，施用黃土或古土壤降低了豬糞可利用有機碳含量并改善了通氣條件，也會抑制CH4的排放[34-35]。朱新夢等[36]研究也發(fā)現(xiàn)在覆蓋堆肥期間進行額外的通風(fēng)和翻堆管理可以降低53.4%的CH4累積排放量，其原理也是改善了通風(fēng)條件、提高了堆肥中O2含量進而抑制CH4的排放。

本研究中豬糞處理的N2O排放水平較低，添加黃土或古土壤增加了N2O的排放（圖3c，圖4c），這主要是由于豬糞水分含量較高、通氣狀況不佳，限制了硝化作用進行，同時較低的硝態(tài)氮底物含量也影響了反硝化作用[37]。雖然黃土或古土壤添加的稀釋效應(yīng)降低了各處理的初始銨態(tài)氮含量，但添加黃土或古土壤處理的硝態(tài)氮含量在培養(yǎng)前期便快速上升，而豬糞處理硝態(tài)氮含量則一直處于較低水平（圖2），這表明黃土與古土壤的添加促進了硝化作用的進行，與稀釋效應(yīng)相比，添加黃土或古土壤對環(huán)境因素的改變是影響氮素轉(zhuǎn)化的主要因素。本試驗中添加黃土與古土壤處理硝態(tài)氮變化速率與變化量存在差異（圖2b），可能是土壤質(zhì)地的不同對有機碳的分解速率及產(chǎn)生N2O的微生物基質(zhì)供應(yīng)產(chǎn)生了影響。一般情況下，顆粒粗、透水性好的土壤有利于硝化作用，反之則有利于反硝化作用[38]。由于古土壤黏粒含量較高（表1），前期硝化作用相對較弱（圖2b），N2O生成量相對較低。

3.3 加土墊圈、堆制土糞的綜合效應(yīng)

本研究表明，向畜禽糞便中添加黃土與古土壤有效降低了糞肥中CO2與CH4的排放，雖然N2O排放量增加，但隨著黃土與古土壤施用量的提高，各處理增溫潛勢逐漸降低，可見加土墊圈這種措施有效降低了豬糞的溫室氣體排放。傳統(tǒng)生產(chǎn)中墊圈過程的土壤添加量一般占總量的50%～90%，過高的土壤添加量意味著土糞養(yǎng)分有效性的降低以及勞動力的大量投入，這不僅增加了經(jīng)濟成本與管理難度，而且對減少畜禽糞便溫室氣體排放無明顯效果，易造成“黃土搬家”[11]。但加土墊圈、堆制土糞作為一種傳統(tǒng)的廢棄物資源化利用方式，在其特定歷史時期對農(nóng)業(yè)生產(chǎn)及生態(tài)保護的貢獻不可否認，在畜禽糞便貯存階段通過墊料及施用添加物的途徑減少溫室氣體排放的方式也值得借鑒。在當前畜禽糞便管理過程中，借鑒土壤墊圈過程的傳統(tǒng)經(jīng)驗，進一步選擇便捷易得且保蓄能力更強、減排效果更好的添加物以降低因畜禽糞便處置不當造成的環(huán)境風(fēng)險，值得深入研究。

4 結(jié)論

（1）與豬糞對照相比，添加不同比例的黃土或古土壤培養(yǎng)期間N2O排放量增加了1.8～18.0倍，但CH4與CO2排放量分別降低了42.4%和99.8%以上。綜合來看，添加一定比例的黃土或古土壤可以降低豬糞存貯過程中33.0%～61.9%的增溫潛勢，是一種有效減少畜禽糞便廢棄物溫室氣體綜合排放效應(yīng)的利用方式。

（2）土壤類型及添加量均是影響畜禽糞便溫室氣體綜合排放效應(yīng)的重要因素。土壤用量對豬糞CO2與N2O的排放影響顯著，土壤類型差異則對CO2與CH4的排放產(chǎn)生顯著影響，且兩者對N2O的排放具有顯著的交互作用。