刘 娟, 柏兆海, 曹玉博, 张楠楠, 赵占轻, 马 林**



家畜圈舍粪尿表层酸化对氨气排放的影响*

刘 娟1,2, 柏兆海1, 曹玉博1,2, 张楠楠1,2, 赵占轻3, 马 林1**

(1. 中国科学院遗传与发育生物学研究所农业资源研究中心/河北省土壤生态学重点实验室/中国科学院农业水资源重点实验室 石家庄 050022; 2. 中国科学院大学 北京 100049; 3. 河北地质大学土地资源与城乡规划学院 石家庄 050031)

氨气是形成雾霾前体物的关键物质, 而家畜养殖圈舍是氨气的重要排放源。本文选择圈舍环节新鲜猪粪和牛粪作为试验样品, 利用动态箱-硼酸吸收法, 研究了不同类型酸和不同剂量酸的表层酸化对圈舍粪尿氨排放的影响, 探讨圈舍氨减排的方法。研究发现: 按0.31 mL×cm-2的喷施量在猪粪表层喷施0.012 mol×L-1和0.006 mol×L-1乳酸, 24 h氨累积排放量可分别减少43%(<0.05)和32%(=0.07); 喷施0.017 mol×L-1和0.009 mol×L-1磷酸后, 氨排放可分别减少74%(<0.01)和61%(<0.05); 粪尿表面喷洒0.017 mol×L-1磷酸72 h后仍可减少氨排放64%(<0.01)。另外, 用同样方法对牛粪酸化可降低氨排放80%左右, 且在不添加新粪的情况下, 粪尿表层酸化间隔对24 h内氨减排效率无显著影响。同时, 粪尿表面酸化仅改变粪尿表层pH, 对粪尿整体pH无显著影响。综上所述: 圈舍粪尿表面酸化可以大幅度降低氨气挥发, 其减排效果与酸的种类、浓度及粪尿类型有关, 是一种实现圈舍氨减排且经济可行的方法, 此研究也可为家畜养殖业圈舍酸化氨减排技术提供科学数据支撑。

粪尿pH; 氨挥发; 家畜粪尿; 养殖圈舍; 氨减排; 粪尿表面酸化

农牧业生产是全球最大的氨气(NH3)排放源[1]。根据国际应用系统分析研究所(IIASA)2010年的研究结果, 欧盟国家农业源氨气排放占总排放量的89%, 其中畜牧业氨气排放占农业源的67%[2]。农业源占我国氨排放的95%, 其中畜牧业占全国氨排放50%[3-4]。NH3大量排放会导致氮沉降增加, 适量氮沉降有利于部分植物生长中对氮的吸收, 若大量氮沉降在氮敏感区域, 就会造成一系列环境问题, 如氨伴随大气的干湿沉降进入水体会增加地表水酸度,导致沿海富营养化, 若进入陆地生态系统会导致土壤酸化[5-9]。更值得关注的是氨气是细颗粒物(PM2.5)和可吸入颗粒物(PM10)的重要组成物质[10], 在二次无机气溶胶(SIA)形成中占据较大比例[11], 是雾霾形成的主要底物之一。韦莲芳等[12]研究表明: NH3、NH4+与PM2.5昼夜变化特征相似, NH3在灰霾形成过程中起着重要作用。欧美等国家对限制畜禽养殖业氨排放的研究较多[13], 中国对畜牧业氨减排研究起步较晚。

研究发现粪尿酸化是减缓氨挥发的一种有效方法[14]。在液相中, 氨态氮含量取决于液相中NH4+和NH3之间的转化过程, 反应如下:

NH4+(l)↔NH3(l)+H+(1)

NH3(l)↔NH3(g, 气相液相边界)↔NH3(g, 空气) (2)

该反应过程受温度和溶液pH控制, 高温时反应向NH3转化; 当温度保持恒定时, pH决定了粪尿系统中NH4+和NH3之间的平衡[6]。此外, 尿液氨挥发主要受溶液中NH3和NH4+浓度影响, 较低pH会降低水溶液中NH3比例, 从而NH4+比例增加, 因此达到氨减排效果[6]。

目前常用于酸化减氨的物质有强酸(硫酸、磷酸、盐酸等)、弱酸(乳酸、苯甲酸等)和弱酸性盐类(硫酸氢钠、硫酸铝、氯化铝、氯化钙等)[13]。在国际上已有很多对畜禽粪尿酸化进行氨减排的研究, 涉及到圈舍、储藏以及施用等环节。如Sommer等[15]曾报道将储藏环节的奶牛粪尿用硫酸酸化至pH 5.5, 47 d氨累积排放量减少62%。Shi等[16]的研究证明在牛粪储藏过程添加硫酸铝, 21 d后, 氨气累计排放量只有对照处理的1.7%~8.5%。Pain等[17]将pH为5.5牛粪连续两年进行田间施用, 氨减排效率分别为67%、95%。在丹麦, 针对圈舍环节粪尿的酸化已经形成技术, 如Kai等[18]利用Infarm A/S装置对圈舍粪尿酸化后, 圈舍氨气排放可降低70%。但是若要把粪尿pH控制在氨挥发速率较低的5.5左右, 弱酸用量较大, 强酸对设备腐蚀性以及畜禽危害较大[6], 而表面酸化技术可以降低成本以及酸对设备、畜禽的伤害, 但其减排效果不确定, 酸的类型及用量也有待研究。本研究针对上述问题,拟利用动态箱-硼酸吸收法, 研究圈舍环节表面酸化(不同类型酸和浓度)对牛、猪粪尿氨挥发影响。开展圈舍粪尿表面酸化减氨研究, 以期减少酸用量; 同时在粪尿表面形成酸化层, 抑制粪尿的氨向大气挥发, 探讨一种实现圈舍氨减排且经济可行的方法, 为家畜养殖业圈舍酸化氨减排技术提供试验数据。

1 材料与方法

1.1 试验设计

本研究所用粪尿样品分别取自中国河北省石家庄市栾城区奶牛养殖场、沧州市南皮县种猪养殖场和育肥猪养殖场。奶牛养殖场采用自然通风圈舍, 奶牛体重550~600 kg, 产奶量为28~30 kg×d-1; 圈舍内为水泥地板, 刮粪板清粪, 每天清粪两次; 试验粪尿在高产泌乳牛舍采集, 所采粪尿含水量为85%~90%。南皮县种猪养殖场圈舍为部分漏缝地板, 水冲粪, 每周一次, 对妊娠母猪进行限位饲养, 妊娠母猪妊娠天数75~112 d, 平均体重210 kg; 试验所用粪尿取自妊娠母猪猪舍漏缝地板下粪尿通道, 所采粪尿含水量为96%~98%。育肥猪养殖场圈舍内也是部分漏缝地板, 刮粪板清粪, 每天一次, 但对育肥猪采取围栏饲养, 育肥猪平均体重60 kg; 试验粪尿取自流入粪池出口处, 所采粪尿含水量为94%~95%。两种猪舍内温度设定为23 ℃, 通过水帘和风机自动调节。所有粪尿样品都取自实际生产的动物圈舍内, 尽可能地模拟实际圈舍内的粪尿状态, 所取样品混匀后放入模拟圈舍进行试验, 保证各个样品的一致性。

本研究共设计了4个试验, 具体试验设计见表1。试验1中在第0 h、6 h、12 h有3次添粪操作, 每次添加1.67 cm厚度粪尿, 共计5 cm; 试验2、3、4在0 h添加5 cm厚度粪尿。试验4中, 不同处理按固定间隔喷施磷酸, 每次喷酸后测定氨挥发。试验具体操作方法见图1。

表1 试验设计

1)时间为试验开始后的时间。1) Time is hours after begin of the experiment.

图1 动态箱-硼酸吸收氨气测定方法及装置

1.2 试验粪尿性质

试验1、2、3在试验开始前(0 h)及处理后第24 h、72 h分别取样, 粪尿样品在-20 ℃环境中保存。粪尿样品的铵态氮(NH4+-N)利用KCl浸提法由SmartChem140全自动化学分析仪测定; pH由梅特勒FE20 pH计KCl浸提液测定得到。具体性质见表2。

表2 试验用粪尿原始样品和不同处理后24 h和72 h的NH4+-N含量和pH变化

1.3 测定项目及方法

在此次研究中, 所有试验均在塑料收纳箱中进行, 箱体大小为37.0 cm×25.5 cm×20.0 cm; 箱体底部铺有水泥地板模拟实际圈舍地板类型, 测定氨挥发时将盖子与箱子密封, 盖子上设计有5个进气口与外部相通, 5个出气口连接硼酸吸收瓶, 硼酸吸收瓶通过分气阀与抽气泵相连接, 每个抽气泵通过分气阀控制1个处理的3个重复, 保证其流量一致(图1)。氨气浓度利用动态箱-硼酸吸收法测定, 将装有250 mL氨吸收液(2%硼酸+甲基红溴甲酚绿混合指示剂)的氨吸收瓶与模拟圈舍通过5个通气口连接, 另一个通气口连接外置气泵, 在经过15 min的氨吸收后, 对氨吸收液用标准酸(0.01 mol·L-1硫酸)滴定, 得到氨气浓度。根据计算公式(3)由滴定时所用硫酸体积得到氨气排放速率:

根据计算公式(4)由氨气排放速率得到氨气累积损失量():

可见，在母公司和子公司是否会被牵连制裁的问题上，美国政府在立法上存在不确定性，在实践中存在较大随意性。企业从风险和内控角度看，应在公司整体商业利益和伊朗业务风险之间进行权衡，在必要情况下可选择放弃伊朗业务，如果确有需要继续维持在伊业务，也要咨询专门的制裁律师，采取最优化商业方案。

式中:′、″代表试验进行的两个时间点;′、″分别代表′、″时氨气排放速率, g·h-1·m-2;代表′、″时间段内氨气累积损失量, g·m-2。

1.4 数据处理

试验结果利用SPSS 17.0进行单因素方差分析。

2 结果与分析

2.1 试验粪尿0~24 h氨气排放速率和表层酸化对其影响

在图2a对奶牛粪尿的研究中发现, 在乳酸酸化处理中0~24 h粪尿氨气排放速率是一个递减过程, 对照氨气排放速率在18 h后呈现上升的趋势。试验中在0 h、6 h、12 h有添加新粪导致了氨气持续释放, 但经乳酸酸化后氨气排放速率逐渐降低且明显低于对照。12 h后没有喷酸操作, 但酸化仍可持续降低粪尿氨挥发速率。

在对妊娠母猪粪尿研究中(图2b), 经酸化处理后24 h氨气排放速率显著降低。其中, 经磷酸酸化后粪尿氨排放速率在喷酸后可快速稳定在较低水平; 乳酸的酸化过程较为缓慢, 到第12 h时, 氨排放速率由0.27 g(NH3)·h-1·m-2逐渐降低到0.09 g(NH3)·h-1·m-2(0.012 mol×L-1), 喷施0.006 mol×L-1乳酸的处理氨气排放速率由0.19 g(NH3)·h-1·m-2降低到0.05 g(NH3)·h-1·m-2。在0 h测定中, 喷施乳酸的处理氨气排放速率可降低12%(>0.05)(0.012 mol×L-1)、37%(=0.08)(0.006 mol×L-1); 0.017 mol×L-1和0.009 mol×L-1的磷酸可分别降低氨排放速率77%(<0.01)和76%(<0.01)。第4 h时, 各处理的氨排放速率都有一定幅度升高, 经第6 h喷酸操作后, 第8 h测得的氨排放速率持续降低, 第12 h再次进行喷酸后, 各酸化处理的氨排放速率持续降低且都稳定在较低水平。在12~24 h内没有喷酸操作, 故在第24 h测得的氨减排速率较第12 h略有上升, 在其他处理中同样观测到了升高现象。

图2 试验粪尿0~24 h氨气排放速率及表层酸化对其影响(a、b、c分别为表1中的试验1、试验2和试验3)

在对育肥猪的试验中(图2c)24 h内氨排放速率显示, 相比于乳酸, 磷酸的氨减排效果更明显, 在试验的前10 h左右, 乳酸都没有降低氨排放速率, 直到第12 h才测得其氨挥发速率低于对照组。在喷施0.009 mol×L-1磷酸处理中氨排放速率可稳定降低50%以上, 经第6 h喷酸后, 第8 h测得的氨排放速率持续降低, 第12 h氨排放速率达到最低。在第24 h, 同样测得了氨排放速率上升的现象, 但磷酸酸化处理的减排效率仍可达到60%(<0.05), 显著高于乳酸。

2.2 畜禽粪尿24 h氨气累积损失量和表层酸化对其影响

在对牛粪进行乳酸酸化的研究中(图3a), 酸化对氨气的损失量减排效果不明显。0~6 h氨损失量的减排效率最高, 也仅为23%(>0.05), 原因可能有两个, 一是在这个试验中的喷酸量与其他试验都不同, 加酸量为0.14 mL×m-2浓乳酸, 再将其稀释3倍喷洒在粪尿表面, 其他试验的喷酸量为0.31 mL×m-2; 二是由于添粪操作持续增加了氨气的排放, 后者可能为主要原因。

图3 试验粪尿24 h内NH3累积损失量及表层酸化对其影响(a、b、c分别为表1中的试验1、试验2和试验3)

在对妊娠母猪粪尿的研究中(图3b), 0~24 h内喷施0.012 mol×L-1、0.006 mol×L-1乳酸的处理分别降低氨损失量43%(<0.05)和32%(=0.07)。喷施0.017 mol×L-1磷酸的处理减排效果最好, 其减排效率为74%(<0.01), 明显高于喷施0.009 mol×L-1磷酸处理的61%(<0.05)。另外, 在喷酸量以及稀释倍数相同条件下, 磷酸的氨减排能力约为乳酸2倍。

在图3c对育肥猪的研究中发现喷施0.006 mol×L-1乳酸的处理在试验的前12 h, 不仅不能减少氨排放, 甚至促进氨排放; 但12~24 h期间, 乳酸持续降低了氨气排放, 使24 h后乳酸仍有一定的氨减排能力。相比来说, 0.009 mol×L-1的磷酸可稳定降低氨排放, 0~24 h内降低氨损失56%(<0.01)。

为了获得更准确的氨减排效果, 同时研究喷酸间隔对24 h内牛粪氨损失量的影响, 我们在试验1、2、3的基础上补充了试验4, 改变了磷酸喷施量和每次喷酸间隔(图4)。为了统一计算, 利用24 h内氨累积排放量表现氨减排效果。3组酸化处理结果显示其对氨气损失平均减排效果在80%左右。且在不添加新粪情况下, 喷酸间隔对24 h内氨减排效果影响不大。

图4 喷施0.012 mol×L-1磷酸的间隔对试验粪尿24 h氨气累积损失量的影响

2.3 试验粪尿72 h氨气累积损失量和表层酸化对其影响

妊娠母猪粪尿研究结果显示(图5b), 对照72 h内氨气损失量随着时间逐渐降低, 但即使到了第72 h, 氨气损失量仍较高, 可达到(2.66±0.42) g(NH3)·m-2; 而经酸化处理后, 粪尿样品每天的氨气损失量持续低于对照。虽然只在前12 h喷酸, 但是喷洒0.017 mol×L-1磷酸能使粪尿氨损失量在72 h内都保持较低水平。

在对育肥猪粪尿的研究中(图5c), 0~24 h内0.009 mol×L-1磷酸的处理相较于0.006 mol×L-1乳酸有较好减排效果, 但是在24~48 h内, 乳酸氨减排效率为38%(<0.01), 施用磷酸的处理没有显著氨减排效果。由于试验对氨气的测定为24 h后每24 h测定一次, 即在24~48 h内氨气累积排放量由第48 h测得的平均气体排放速率的24倍获得, 因此误差较大, 可能导致了结果中酸化减排效果的不稳定。

图5 试验粪尿72 h内氨气排放量及表层酸化对其影响(a、b、c分别为表1中的试验1、试验2和试验3)

2.4 粪尿性质及表层酸化对其影响

奶牛粪尿原始样品中铵态氮含量为1.11 g·kg-1(表2), 24 h和72 h后对照组和酸化组铵态氮都有升高, 且经酸化后粪尿的铵态氮含量高于对照。

妊娠母猪粪尿样品取自漏缝地板下, 大部分固体粪便在漏缝地板上已被清理, 少部分固体粪便都沉淀在底部, 且圈舍漏缝地板下粪尿定期用水冲洗, 故所取样品固体粪含量低, 测得铵态氮含量也较低, 为0.18 g·kg-1。72 h样品中, 经酸化的粪尿铵态氮含量高于对照, 但其增加量与72 h内的氨累积排放量没有相关性, 其原因与样品中固体含量差异性较大有关。同理, 对照24 h的铵态氮很高, 其原因与取样的不均匀以及样品间差异大有关。

育肥猪粪尿样品是由抽水泵在漏缝地板下抽出,故其固液混合的较为均匀且未被稀释, 测定的铵态氮含量为1.77 g·kg-1, 24 h、72 h样品铵态氮结果显示酸化处理高于对照。

试验中酸化后样品pH较高, 仅略低于原样及对照, 但氨减排效果仍较好, 这主要是由于试验中酸化操作只是将酸喷洒在粪尿表面, 而粪尿表面pH很难测得, 试验中所测定为表面酸与下层粪尿混合后的样品pH, 故表面酸化操作对粪尿的整体pH影响不大。

3 讨论

3.1 不同种类酸对圈舍氨排放的影响

用于粪尿酸化的酸一般分为强酸、弱酸和弱酸性盐类, 不同酸的氨减排效果也有一定差异。本研究中, 如图2b在磷酸作用下24 h内氨气的排放速率一直都处于较低状态, 而在同样较低浓度的乳酸作用下氨气排放速率的降低是一个缓慢过程。这是由于试验中所用磷酸属于中强酸, 添加后可以快速改变粪尿pH, 与粪尿中氨发生反应的磷酸可形成稳定的最终产物磷酸铵, 从而保证pH稳定[19-20]; 而乳酸属缓冲性较强的弱酸, 要达到相同减排效果施入量要高于磷酸, 施入后需要一段时间才能降低粪尿pH[15]。从24 h氨累积排放量上看, 磷酸的氨减排效果优于乳酸。Regueiro等[21]分别利用强酸(硫酸)和弱酸(乳酸、醋酸和柠檬酸)酸化猪粪和牛粪(pH为5.5), 60 d后硫酸可降低氨排放76%(猪粪)和81%(牛粪), 而弱酸对氨的平均减排效果仅为33%(猪粪)和42%(牛粪), 与本研究结果相似。

3.2 不同酸化强度对圈舍氨排放的影响

在对妊娠母猪的试验中(图2b), 磷酸和乳酸都设计了两种酸化强度, 乳酸处理24 h内氨累积排放量分别减少43%(0.012 mol×L-1)和32%(0.006 mol×L-1), 磷酸处理则分别减少74%(0.017 mol×L-1)和61%(0.009 mol×L-1)。由于此研究是对粪尿表面进行喷酸, 酸化层较薄, 粪尿表面pH难以准确测得, 但可根据强酸酸性高于乳酸得到, 此研究结果为酸化强度越高减排效果越好。但研究表明当粪尿pH在7~10时氨挥发量最大, 当pH在7以下时, 氨挥发就会受到抑制, pH为4.5时就只有微量氨存在[22], 若继续降低pH, 其对氨减排效果改变不大, 反而增大了成本, 故酸化强度并不是越高越好。Molloy等[23]发现, 将pH为7~8的粪尿用HCl酸化至1.6, 结果显示随着pH降低, 粪尿中铵态氮先是逐渐升高, 但当下降到某个pH值后铵态氮会保持平稳, 在猪粪中这个pH值为4, 牛粪中为5。温度一定时, 粪尿中存在NH4+和NH3的平衡[24], NH3挥发的降低会促进铵态氮的增加, 故从铵态氮的变化规律中也可得到降低氨挥发pH并不是越低越好。本研究中具有最高酸化强度的为添加0.017 mol×L-1磷酸的处理, 其氨减排效果为74%, 而很多研究中强酸化对氨的减排效率可达到90%以上[25-27], 故从减排效率上看, 之后的研究可尝试增大酸化强度。

3.3 圈舍粪尿表面酸化技术的应用前景

圈舍环节最常用的氨减排技术有铺设漏缝地板、粪尿快速清理及添加脲酶抑制剂等, 但这些方式在减少氨排放的同时也存在一些问题。如Philippe等[28]发现猪舍中铺设漏缝地板后, 虽然氨气由12.77 g·d-1·sow-1降低到9.05 g·d-1·sow-1, 但漏缝地板的松动和不合适的宽度, 都有可能造成动物的蹄伤, 相比来说, 表面酸化由于含酸量低, 且喷洒在漏缝地板下, 故在降低NH3排放时不会对动物产生不利的影响。每隔3.5 h冲洗粪便则可将氨挥发降低70%[29], 但既耗费了大量的水资源, 又增加了养殖成本, 而在表面酸化中所用酸和水的量都较少, 可做到低成本低消耗。研究证明脲酶抑制剂可降低21 d内氨累积排放量65%, 但对于圈舍环节来说脲酶抑制剂在圈舍中降解较快需多次喷洒[15], 其价格普遍过高, 而在粪尿表面酸化中, 要得到较稳定持久的减排效果可选择强酸, 与脲酶抑制剂相比其价格也较低。

几十年前, 就有学者开始利用酸化的方法来减少粪尿中氨气的排放[30-31], 但是出于可行性(粪尿起泡膨胀)、安全性(强酸的危害)的考虑, 粪尿酸化技术一直没有得到很好的应用[2]。之后Kai等[18]采用了一种新的酸化方式解决了之前的问题, 这种技术是将粪尿利用泵送到处理罐中, 在罐中注入浓硫酸并进行充气, 对于圈舍、储藏、施用环节都有较高的减氨效果, 且这种技术已经可以在市场上买到, 但是成本较高。本研究表明, 若在畜禽圈舍中加上喷酸装置可以得到一种适用于当前圈舍环节氨减排方法, 此方法只将酸喷洒在粪尿表面, 避免了粪尿起泡膨胀的现象; 酸的加入量少且喷洒在漏缝地板以下, 对动物危害较小; 水和酸的用量较低, 降低了养殖运行成本, 有望成为畜牧业氨挥发减排经济可行的技术, 本研究为技术研发提供了科学数据。由于真实圈舍中会不断有新粪的增加, 因此在实际操作中可能要根据清粪时间调整喷酸时间和喷酸次数, 不同动物粪便喷酸量也会有区别。

4 结论

本研究围绕家畜养殖圈舍氨气排放量大, 酸化减排成本高的问题, 分析了表层酸化对圈舍粪尿氨排放的影响, 主要结论如下:

1)圈舍粪尿表面酸化可以大幅度降低氨气挥发。0.017 mol×L-1的磷酸喷洒在妊娠母猪粪尿表面24 h内可减少氨挥发74%(<0.01)。

2)氨挥发减排效果与酸的种类、浓度及粪便种类有关。磷酸的氨减排效果显著高于乳酸; 在一定pH范围内酸化强度越大, 氨减排效果越好; 酸化条件相同, 对于不同动物粪尿的氨减排效果不同。

3)粪尿表面酸化对粪尿的整体pH影响不大, 且在不添加新粪的情况下受酸化次数影响较小。

综上所述, 粪尿表面酸化是一种实现圈舍氨减排且经济可行的方法, 本研究也可为家畜养殖业圈舍酸化氨减排技术提供科学数据支撑。

[1] BOUWMAN A F, Lee D S, ASMAN W A H, et al. A global high-resolution emission inventory for ammonia[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1997, 11(4): 561–587

[2] REIS S, HOWARD C, SUTTON M A. Costs of Ammonia Abatement and the Climate Co-Benefits[M]. Netherlands: Springer, 2015

[3] GU B J, GE Y, REN Y, et al. Atmospheric reactive nitrogen in China: Sources, recent trends, and damage costs[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(17): 9420–9427

[4] GU B J, JU X T, CHANG J, et al. Integrated reactive nitrogen budgets and future trends in China[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2015, 112(28): 8792–8797

[5] PAULOT F, JACOB D J, PINDER R W, et al. Ammonia emissions in the United States, European Union, and China derived by high-resolution inversion of ammonium wet deposition data: Interpretation with a new agricultural emissions inventory (MASAGE_NH3)[J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres, 2014, 119(7): 4343–4364

[6] NDEGWA P M, HRISTOV A N, AROGO J, et al. A review of ammonia emission mitigation techniques for concentrated animal feeding operations[J]. Biosystems Engineering, 2008, 100(4): 453–469

[7] STEVENS C J, DISE N B, MOUNTFORD J O, et al. Impact of nitrogen deposition on the species richness of grasslands[J]. Science, 2004, 303(5665): 1876–1879

[8] SUTTON M A, HOWARD C M, ERISMAN J W, et al. The European Nitrogen Assessment: Sources, Effects and Policy Perspectives[M]. New York: Cambridge University Press, 2011: 1–5

[9] GALLOWAY J N, ABER J D, ERISMAN J W, et al. The nitrogen cascade[J]. Bioscience, 2003, 53(4): 341–356

[10] MORSE D. Impact of environmental regulations on cattle production[J]. Journal of Animal Science, 1996, 74(12): 3103–3011

[11] JASONWEST J, ANSARI A S, PANDIS S N. Marginal PM25: Nonlinear aerosol mass response to sulfate reductions in the eastern united states[J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 1999, 49(12): 1415–1424

[12] 韦莲芳, 段菁春, 谭吉华, 等. 北京春季大气中氨的气粒相转化及颗粒态铵采样偏差研究[J]. 中国科学: 地球科学, 2015, 45(2): 216–226 WEI L F, DUAN J C, TAN J H, et al. Gas-to-particle conversion of atmospheric ammonia and sampling artifacts of ammonium in spring of Beijing[J]. Science China: Earth Sciences, 2015, 45(2): 216–226

[13] 曹玉博, 邢晓旭, 柏兆海, 等. 农牧系统氨挥发减排技术研究进展[J]. 中国农业科学, 2018, 51(3): 566–580 CAO Y B, XING X X, BAI Z H, et al. Review on ammonia emission mitigation techniques of crop-livestock production system[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2018, 56(3): 566–580

[14] PETERSEN V, MARKFOGED R, HAFNER S D, et al. A new slurry pH model accounting for effects of ammonia and carbon dioxide volatilization on solution speciation[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2014, 100(2): 189–204

[15] SOMMER S G, CLOUGH T J, BALAINE N, et al. Transformation of organic matter and the emissions of methane and ammonia during storage of liquid manure as affected by acidification[J]. Journal of Environmental Quality, 2017, 46(3): 514–521

[16] SHI Y, PARKER D B, COLE N A, et al. Surface amendments to minimize ammonia emissions from beef cattle feedlots[J]. Transactions of the American Society of Agricultural Engineers, 2001, 44(3): 677–682

[17] PAIN B F, MISSELBROOK T H, REES Y J. Effects of nitrification inhibitor and acid addition to cattle slurry on nitrogen losses and herbage yields[J]. Grass and Forage Science, 1994, 49(2): 209–215

[18] KAI P, PEDERSEN P, JENSEN J E, et al. A whole-farm assessment of the efficacy of slurry acidification in reducing ammonia emissions[J]. European Journal of Agronomy, 2008, 28(2): 148–154

[19] HUSTED S, JENSEN L S, JØRGENSEN S S. Reducing ammonia loss from cattle slurry by the use of acidifying additives: The role of the buffer system[J]. Journal of the Science of Food and Agriculture, 1991, 57(3): 335–349

[20] SAFLEY J R L M, NELSON D W, WESTERMAN P W. Conserving manurial nitrogen[J]. Transactions of the ASAE, 1983, 26(4): 1166–1170

[21] REGUEIRO I, COUTINHO J, FANGUEIRO D. Alternatives to sulfuric acid for slurry acidification: Impact on slurry composition and ammonia emissions during storage[J]. Journal of Cleaner Production, 2016, 131: 296–307

[22] HARTUNG J, PHILLIPS V R. Control of gaseous emissions from livestock buildings and manure stores[J]. Journal of Agricultural Engineering Research, 1994, 57(3): 173–189

[23] MOLLOY S P, TUNNEY H. A laboratory study of ammonia volatilization from cattle and pig slurry[J]. Irish Journal of Agricultural Research, 1983, 22(1): 37–45

[24] NEERACKAL G M, NDEGWA P M, HARRISON J H, et al. Manure-pH management for mitigating ammonia emissions from dairy barns and liquid manure storages[J]. Applied Engineering in Agriculture, 2017, 33(2): 235–242

[25] PARK S H, LEE B R, KIM T H. Effects of cattle manure and swine slurry acidification on ammonia emission as estimated by an acid trap system[J]. Journal of the Korean Society of Grassland and Forage Science, 2015, 35(3): 212–216

[26] OWUSU-TWUM M Y, POLASTRE A, SUBEDI R, et al. Gaseous emissions and modification of slurry composition during storage and after field application: Effect of slurry additives and mechanical separation[J]. Journal of Environmental Management, 2017, 200: 416–422

[27] AL-KANANI T, AKOCHI E, MACKENZIE A F, et al. Organic and inorganic amendments to reduce ammonia losses from liquid hog manure[J]. Journal of Environmental Quality, 1992, 21(4): 709–715

[28] PHILIPPE F X, LAITAT M, WAVREILLE J, et al. Ammonia and greenhouse gas emission from group-housed gestating sows depends on floor type[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2011, 140(3/4): 498–505

[29] OGINK N W M, KROODSMA W. Reduction of ammonia emission from a cow cubicle house by flushing with water or a formalin solution[J]. Journal of Agricultural Engineering Research, 1996, 63(3): 197–204

[30] STEVENS R J, LAUGHLIN R J, FROST J P. Effects of separation, dilution, washing and acidification on ammonia volatilization from surface-applied cattle slurry[J]. The Journal of Agricultural Science, 1992, 119(3): 383–389

[31] STEVENS R J, LAUGHLIN R J, FROST J P. Effect of acidification with sulphuric acid on the volatilization of ammonia from cow and pig slurries[J]. The Journal of Agricultural Science, 1989, 113(3): 389–395

Impact of surface acidification of manure on ammonia emission in animal housing*

LIU Juan1,2, BAI Zhaohai1, CAO Yubo1,2, ZHANG Nannan1,2, ZHAO Zhanqing3, MA Lin1**

(1Center for Agricultural Resources Research, Institute of Genetics and Developmental Biology, Chinese Academy of Sciences / Hebei Key Laboratory of Soil Ecology / Key Laboratory of Agricultural Water Resources, Chinese Academy of Sciences, Shijiazhuang 050022, China; 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3. School of Land Resources and Urban & Rural Planning, Hebei GEO University, Shijiazhuang 050031, China)

Ammonia is a key substance in the formation of haze precursors, and livestock pen is one of the main sources of ammonia emission. Here, we selected fresh cow and sow manure to evaluate the impacts of surface acidification on ammonia emission under simulated livestock pen conditions with different acids of different concentrations. Acid solution was sprayed on the surface of the manure to acidify the manure surface. Ammonia emission was measured using the dynamic boric acid trap method. Our results revealed that when lactic acid was diluted to 0.012 mol×L-1and 0.006 mol×L-1and applied on the surface of manure at the rate of 0.31 mL×cm-2, ammonia emission from sow manure reduced respectively by 43% (< 0.05) and 32% (= 0.07) in 24 h, compared with the control treatment. Ammonia emission reduced by 74% (< 0.01) and 61% (< 0.05) respectively for 0.017 mol×L-1and 0.009 mol×L-1of diluted phosphoric acids. Ammonia emission of sow manure reduced by 64% (< 0.01) within 72 h treatment of 0.017 mol×L-1phosphoric acid. Using the same treatment method as before, surface acidification of cow manure reduced ammonia emission by 80% compared with control treatment. The frequency of acid addition to manure surface had no significant impact on ammonia emission mitigation when manure was not refreshed. Surface acidification lowered manure pH, but with no significant impact on the whole manure. Overall, surface acidification reduced ammonia emission in animal pens. The reduction efficiency depended not only on the type and concentration of acid, but also on the type of manure. Surface acidification of manure was a cost-effective ammonia abatement technique. This study also supported the increasing understanding of manure acidification technology aimed at reducing ammonia emission from animal pens.

Manure pH; Ammonia emission; Animal manure; Animal housing; Ammonia emission reduction; Manure surface acidification

, E-mail: malin1979@sjziam.ac.cn

Dec. 16, 2018;

Feb. 5, 2019

S-3

A

2096-6237(2019)05-0677-09

10.13930/j.cnki.cjea.181086

刘娟, 柏兆海, 曹玉博, 张楠楠, 赵占轻, 马林. 家畜圈舍粪尿表层酸化对氨气排放的影响[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2019, 27(5): 677-685

LIU J, BAI Z H, CAO Y B, ZHANG N N, ZHAO Z Q, MA L. Impacts of surface acidification of manure on ammonia emission in animal housing[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2019, 27(5): 677-685

* 国家重点研发计划项目(2018YFC0213300)、国家自然科学基金项目(31872403, 31801941)、大气重污染成因与治理攻关项目(DQGG0208)、中国科学院重点部署项目(ZDRW-ZS-2016-5)、中国科学院STS项目(KFJ-STS-ZDTP-053)、中国科学院百人计划项目、河北省杰出青年基金项目(D2017503023)和河北省现代农业产业技术体系奶牛产业创新团队项目(HBCT2018120206)资助

马林, 主要从事农业生态学和养分管理研究。E-mail: malin1979@sjziam.ac.cn

刘娟, 主要从事粪污养分管理。E-mail: liujuan690317@163.com

2018-12-16

2019-02-05

* This study was supported by the National Key R&D Program of China (2018YFC0213300), the National Natural Science Foundation of China (31872403, 31801941), the National Research Program for Key Issues in Air Pollution Control of China (DQGG0208), the Key Research Program of the Chinese Academy Sciences (ZDRW-ZS-2016-5), STS Project of the Chinese Academy of Sciences (KFJ-STS-ZDTP-053), the 100-Talent Project of Chinese Academy of Sciences, the Distinguished Young Scientists Project of Natural Science Foundation of Hebei (D2017503023) and the Hebei Dairy Cattle Innovation Team of Modern Agro-industry Technology Research System (HBCT2018120206).