1 引言(Introduction)

氨气(NH₃)是大气中重要的碱性气体, 它参与氮的循环, 在二次无机气溶胶(如硫酸铵、硝酸铵、氯化铵)的形成中起重要作用(Zhao et al., 2016), 是区域大气复合污染的重要前体物之一.相对于SO₂、NO_x等以工业排放为主的污染物, NH₃主要来源于畜禽养殖、化肥使用等人类农业活动(朱丽媛等, 2015; Zhang et al., 2016).在我国, 由农业活动导致的NH₃排放占NH₃排放总量的90%以上, 其中, 畜禽养殖的贡献率达到40.8%(董文煊等, 2010).长期以来, 我国对畜禽养殖的NH₃排放特征缺乏系统的现场测试和定量表征, 致使建立农业源NH₃排放清单时存在较大的不确定性, 也给二次气溶胶的估算及空气污染防治带来了困难.国外, 尤其是欧洲国家在畜禽养殖业NH₃排放清单方面做了大量的研究.最早计算畜禽业NH₃排放量时是使用每头动物的排放因子乘以动物数量得到的(Buijsman et al., 1987), 这种计算没有考虑畜禽舍容积、结构、管理水平及季节等带来的影响.之后, 出现了基于动物体重、日粮蛋白质含量、舍内温湿度、通风量计算NH₃排放的经验模型, 基于饲料、粪尿总氨氮量、pH值、环境温度等的机理模型, 以及基于粪肥管理不同阶段的物质流法(Cowell et al., 1998).物质流法用圈养、放牧、粪肥储存、使用和氮肥挥发等不同阶段的排放因子代替每头动物的排放因子, 较细致地区分了从饲料摄入到整个粪肥管理体系全部氮流转的过程, 且不同阶段使用相互独立的排放因子, 成为比较通用的畜禽NH₃排放计算方法(Webb et al., 2004).但该方法计算过程中公式运用较多, 且没有体现粪肥不同管理阶段间的相互作用, 对动物排泄物中NH₃通过气态排放和沥出物损失及固化在垫料中被耗尽的联系过程未作定量描述, 有时缺乏实测值的支持, 从而给其推广应用带来不便.国内对畜禽养殖业NH₃排放因子的实测研究较少, 在涉及NH₃排放清单中的排放因子计算时多直接使用国外的数据, 或者二次引用, 造成NH₃排放量估算值误差较大.

事实上, 要准确获得畜禽养殖NH₃排放因子十分困难, 不仅理论上要考虑周全, 且需要大量的人力物力.首先, 我国地域广阔、畜禽动物种类繁多, 且存在不同的生长阶段.仅我们知道的常见饲养品种中猪的种类就包括培育品种北京黑猪、山西黑猪、哈尔滨白猪、三江白猪、东北花猪、新淮猪和引入品种兰德瑞斯猪(长白猪)、约克夏猪(大白猪)、杜洛克猪、汉普夏猪、皮特兰猪、巴克夏猪、苏中猪等, 鸡的种类包括北京白鸡、北京红鸡、滨白鸡、仙居鸡(梅林鸡)、白耳黄鸡、罗曼褐蛋鸡、伊莎褐蛋鸡、罗斯褐蛋鸡、海兰褐蛋鸡、星杂288(白)蛋鸡、尼克红蛋鸡、黄羽肉鸡、白羽肉鸡、桃源鸡、肖山鸡、狼山鸡、北京油鸡、杏花鸡、浦东鸡、惠阳鸡、固始鸡、河田鸡、丝羽乌骨鸡等, 羊的种类有绵羊、山羊、黄羊、羚羊、青羊、盘羊、岩羊, 每类又分若干品种, 牛的品种有黑白花奶牛、新疆褐牛、草原红牛、三河牛、秦川牛、鲁西黄牛、西门塔尔牛、夏洛来牛、利木赞牛、安格斯牛、海福特牛等.其次, 影响NH₃排放的因素复杂多变, 畜禽舍容积、结构、地板材质与型式、环境温湿度、日粮粗蛋白质水平、饲养制度、饲料加工和饲料添加剂、舍内的除臭措施和垫料、清洗和通风频率、是否有专门的NH₃末端处理设备等均可导致NH₃排放水平改变.第三, 畜禽粪尿产生NH₃是一个连续不断释放的过程, 引起的是面源污染, 从排泄物产生、在圈舍内停留、清除、再到田间储存、堆肥及施用都有NH₃排放, 如何准确地监测和计量它的排放量是一个难点.因此, 理想中的NH₃排放因子应该是特指某种动物不同生长阶段每天的NH₃排放量, 据此获得其年排放量或某一生长期的排放量.

国外和我国饲养畜禽的种类、饲养方式、规模化、集约化程度、饲料构成及气候条件等存在差异, 如我国畜舍多为自然通风或半机械通风式, 环境控制程度低, 国外畜禽多采用机械通风装置, 舍内环境自动化控制程度高; 国外饲养猪的种类有切斯特白猪、蓝德瑞斯猪、波中猪等, 而这些品种在我国并没有大规模饲养; 国外牛羊养殖大多采用半放牧式, 而我国大多采用散养和圈养方式; 另外, 欧美国家养殖的集约化和规模化水平也大大高于我国, 例如, 欧美国家猪舍多为全封闭人工气候环境, 采用机械通风装置, 舍内环境自动化控制程度高(Wang et al., 2016), 而我国猪舍多为自然通风或半机械通风式, 猪舍环境控制程度低, 舍内温湿度受外界气候变化影响较大(Xu et al., 2014), 这些因素均会造成粪尿排放量和NH₃挥发率的不同, 影响NH₃排放因子估算的准确性.此外, 国内外在畜禽的品种和饲料成分等方面也存在很大差异, 而且所处的气候环境也可能不同, 因此, 有些国外的数据可能并不适用于我国目前的情况.由于畜禽养殖业NH₃排放因子直接影响畜禽NH₃排放清单的编制精度, 所以探索适合我国国情的本地化的畜禽源NH₃排放因子的测量方法, 获得本地化的畜禽源NH₃排放因子具有重要意义.

本文以山西省太原市典型猪场和鸡场、晋中市典型牛场和羊场为研究场所, 以杜洛克猪和长白猪的杂交猪、海兰褐蛋鸡、白羽肉鸡、杜泊羊和晋中绵羊的杂交羊、中国黑白花奶牛和金色阿奎丹和西门塔尔杂交肉牛为研究对象, 一方面以氮的源头－饲料中的粗蛋白为出发点, 依据畜禽日粮成分和氮代谢沉积率, 从氮的流转角度估算畜禽源NH₃排放因子, 称之为粗蛋白估算法(该方法依据氮平衡原理).另一方面, 依据奥地利国际应用系统分析研究所开发的RAINS模型(Regional Air Pollution Information and Simulation)(Klimont et al., 2004), 从粪便排泄量和含氮率及储藏、还田等不同阶段综合对NH₃排放因子进行估算, 并利用NH₃测量仪或纳氏试剂比色法直接测量畜禽舍内外的NH₃浓度, 再根据二氧化碳(CO₂)平衡法来进行修正.本文尝试建立比较合理的畜禽源NH₃排放因子估算方法, 限于人力物力条件, 仅在有限的地区对有限的动物种类进行测试, 以期为获得较准确的畜禽源NH₃排放因子奠定基础, 也为估算当地畜禽源NH₃排放量、建立适合我国的畜禽源NH₃排放清单及制订相应的NH₃减排措施提供参考.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验动物选择和日常管理

选取的猪舍位于山西省太原市尖草坪区柏板村, 呈东西走向, 每排猪舍长60 m、宽9 m、高2.2 m, 水泥地面, 猪的品种为杜洛克猪和长白猪的杂交猪, 处于生长育肥阶段, 每天早晨6: 00机械清粪, 夏、秋季采用机械通风, 春、冬季采用自然通风.食物以正大牌大猪全价配合饲料为主, 自由取水.

蛋鸡鸡舍位于山西省太原市尖草坪区赵庄, 为有窗式, 每排鸡舍长22 m、宽9 m、高3 m, 东西走向, 沿南北墙各布置一列3层鸡笼, 中间为水泥过道, 饲养品种为海兰褐.肉鸡鸡舍也位于赵庄, 每排鸡舍长30 m、宽5 m、高4 m, 饲养的品种为白羽肉鸡, 生长期3个月.鸡舍采用自由式饮水、采食, 常年机械通风, 每天早上8: 00进行机械清粪.

羊舍位于山西省晋中市太谷县, 每排长18 m、宽10 m、高3.5 m, 为半敞开式, 东、西、北三面用砖墙围成, 南面用木栅栏封闭, 顶部搭建有木板, 饲养品种为杜泊羊和晋中绵羊的杂交羊, 采用自由式饮水、采食, 饲料为秸秆青贮, 每天早晨8: 00进行机械清粪, 常年采用自然通风.

肉牛舍和奶年舍也位于山西省晋中市太谷县, 其中, 肉牛舍为半敞开式, 用长20 m、宽15 m的篱笆围成, 高5 m, 顶部为塑料薄板, 舍中设有食槽和饮水槽, 牛可以在舍中自由活动, 品种为金色阿奎丹和西门塔尔杂交一代肉牛.奶牛舍为敞开式, 用砖墙围绕四周, 长约25 m、宽约20 m、高4 m, 饲养品种为中国黑白花奶牛, 采用自由饮水和饮食, 每天早晨8: 00进行人工清粪, 常年采用自然通风.饲养的猪、鸡、羊、牛的体重和饲料消耗量见表 1.

2.2 NH₃排放因子估算方法 2.2.1 基于日粮成分和氮代谢沉积率的粗蛋白估算法

记录饲养过程中每种动物的日粮消耗量, 估算年饲料消耗量.利用凯氏定氮法(GB/T 6432-94) 测量饲料中的粗蛋白百分含量(CP), 根据氮平衡原理(Keener et al., 2002)、粗蛋白沉积率及粗蛋白与氨氮的转化率估算畜禽NH₃排放因子.每种饲料做3个平行, 计算公式如下:

(1)

(2)

式中, Q_NH3日为NH₃日排放量(kg·头(只)^-1·d^-1); M_feed为日粮消耗量(kg·头(只)^-1·d^-1); CP为日粮中粗蛋白百分比; D为畜禽粗蛋白的表观代谢率或畜禽的粗蛋白沉积率; C₁为粗蛋白与氮的转化系数, 取值为6.25^-1; C₂为氮与NH₃摩尔质量转化系数, 取值为1.2143;Q_NH3年为畜禽NH₃年排放量(kg·头(只)^-1·a^-1); t为畜禽饲育时间, 统一按照365 d计算.

2.2.2 基于氮排泄量、含氮率及NH₃挥发率计算的物质流法

将实验动物分别编号并置于代谢笼中, 维持饲养及环境条件不变, 每天早上6: 00将前一天的粪尿分别回收至白色塑料桶中, 称重记录, 连续收集3 d后计算畜禽的日均粪排泄量和日均尿排泄量.取塑料桶中的新鲜粪和尿分别采用凯氏定氮法(GB/T 6432-94和GB11891-89) 测定粪和尿的含氮率, 计算年平均总氮排泄量, 公式如(3) 所示.

(3)

式中, N_x为实验畜禽每年的氮排泄量(圈养)(kg·头(只)^-1·a^-1); F_x、U_x分别为每天的粪、尿排泄量(kg·头(只)^-1·d^-1); n_f为粪的含氮率; n_u为尿的含氮率; t为饲育时间(d).

参考RAINS模型(Zbigniew et al., 2004)提供的计算NH₃排放因子的公式和不同粪肥管理阶段的NH₃挥发率, 核定本文所研究地区的畜禽不同阶段的NH₃排放因子, 估算它们总的NH₃排放因子, 公式如下:

(4)

(5)

(6)

(7)

式中, EF_NH3-总为总的NH₃排放因子(kg·头(只)^-1·a^-1); EF_NH3-1、EF_NH3-2、EF_NH3-3分别为不同排放阶段(圈养、储存、施用)的NH₃排放因子(kg·头(只)^-1·a^-1); v₁、v₂、v₃为不同排放阶段的NH₃挥发率.

2.2.3 直接测量法

由于牛舍和羊舍处于半敞开环境, 不利于舍内外NH₃与CO₂浓度的测量, 所以只选择猪舍和鸡舍通过直接测量法计算NH₃排放因子.

检测方法与设备:在考虑代表性和不影响畜禽正常活动的情况下, 根据猪舍和鸡舍结构设置采样点, 每个舍内设3个采样点; 同时, 在进出风口也设置采样点, 用来测量舍内外的温度、NH₃与CO₂浓度.温度和CO₂浓度采用便携式CO₂检测仪(Q-TRAK7575) 进行连续检测; NH₃浓度采用固定式NH₃检测仪(YT-95H-NH₃)检测, 仪器的监测量程为0~100 ppm, 分辨率为0.01 ppm, 检测精度为±2%FS, 每分钟取1个值自动记录, 每半年将仪器返厂进行零点标定, 同时采用纳氏试剂比色法(HJ533-2009) 对NH₃检测仪的准确性进行验证.春、夏、秋、冬四季各连续测3 d, 每天24 h.

NH₃排放因子计算公式(Ni et al., 2000)如式(8) 所示.

(8)

式中, Q_NH3小时为畜禽舍内的NH₃小时排放量(mg·头(只)^-1·h^-1); V为畜禽舍通风量(m³·h^-1); C_{e, NH3}、C_{i, NH3}为畜禽舍内外的NH₃平均浓度(mg·m^-3); n为舍内畜禽的数量(头或只).其中, 畜禽舍内通风量V采用CO₂平衡法进行计算(Ouwerkerk et al., 1994), 其公式见式(9).

(9)

式中, C_{i, CO2}、C_{e, CO2}分别为舍内、外的CO₂浓度(mg·m^-3); d_CO2为CO₂密度(1.977 kg·m^-3); V_CO2为舍内单位时间CO₂产生量(m³·h^-1), 其计算公式见式(10)(Ouwerkerk et al., 1994).

(10)

式中, f_c为畜禽活动导致的热量变化系数, 常常忽略, 令f_c=1;THP为畜禽单位时间代谢产热量(W·头(只)^-1); K_{m, CO2}为畜禽舍内粪尿、饲料等分解产生的CO₂修正系数, 取1.04;RQ为畜禽的呼吸熵, 猪取1.14, 鸡取0.86;T_i为环境温度, 这里取畜舍内外温度的平均值(℃).

其中, 猪的代谢产热量计算公式见式(11)(Ouwerkerk et al., 1994), 鸡的代谢产热量计算公式见式(12).

(11)

(12)

式中, ME_m为维持代谢能摄入量(kJ·d^-1), 育肥猪的平均体重大于20 kg, ME_m取458 kJ·d^-1; k为产生效率, 取0.7;ME为猪的代谢能摄入量(kJ·d^-1), 此处根据中国猪饲养标准查得大于20 kg的育肥猪的饲料养分含的代谢能为12.86 MJ·kg^-1, 由于所选猪舍内平均每头猪所食用的饲料量为2.4 kg·d^-1, 所以ME取值为30.86 MJ·d^-1; b为相关系数(W·kg^-0.75), 这里蛋鸡取7, 肉鸡取10(Ouwerkerk et al., 1994); m为体重(kg), 鸡舍内蛋鸡平均体重约为1.5 kg, 肉鸡平均体重约为2.1 kg.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 基于日粮成分和氮代谢沉积率的粗蛋白估算法计算的NH₃排放因子

该方法是从日粮中的含氮蛋白质开始, 通过测定畜禽日粮消耗量及日粮中的粗蛋白含量, 并利用畜禽粗蛋白表观代谢率或沉积率计算NH₃排放因子.它从氮的流转角度出发, 理想化地估算畜禽食入饲料中的含氮蛋白质转化为NH₃的量; 由于含氮蛋白质在实际转化过程中受到各种因素的影响, 且表观代谢率或沉积率是查阅文献所得, 得到的是某一物种的平均值, 并不能反映该物种不同种类之间因食用的饲料类型、饲料消耗量不同而引起的粗蛋白表观代谢率或沉积率之间的差异, 即使同一个动物, 不同季节食用的饲料成分可能也不相同, 因此, 粗蛋白估算法计算的NH₃排放因子结果偏差可能较大, 计算结果见表 1.

3.2 基于氮排泄量、含氮率及NH₃挥发率的物质流法计算的NH₃排放因子

该方法是根据畜禽粪便的日排泄量和排泄物的含氮率, 参考RAINS模型粪肥管理各阶段NH₃挥发率而计算的畜禽NH₃排放因子(表 2和表 3), 它考虑了排泄物从产生到消耗完的各个环节, 也考虑了各环节排放NH₃过程中所受的环境条件、畜禽舍结构条件、舍内温度和湿度等因素的影响, 符合排泄物中NH₃的排放规律(杨志鹏, 2008).但该方法计算过程中引入的参数大多是某种特定动物或者是某种特定环境条件下的数值, 且多数引自国外文献, 无法反映某一地区粪肥管理阶段因具体措施和各种环境条件的不同而引起的NH₃损失率的不同, 所以尽管该方法费时费力, 得到的结果也未必很准确.减少误差的关键是通过实测获得当地畜禽粪尿排泄量、含氮率及不同阶段的氮挥发率.

3.3 直接测量法计算的NH₃排放因子

通过直接测量畜禽舍内外NH₃的浓度计算得到的NH₃排放因子(表 4和表 5), 相对而言更接近实际情况.但它仅计算了畜禽舍内粪尿所排放的NH₃, 无法计算粪尿在离开畜禽舍之后储存和还田过程中的NH₃排放量.而且, 需要在相对封闭的舍内进行测量, 不能用于开放性或半敞开式的畜禽舍.另外, 该方法是使用CO₂平衡法来估算通风量, 参数较多, 且部分参数也来源于国外, 可能对结果的准确性造成一定的影响.

3.4 不同方法所得结果的对比与分析

本文研究了常见家禽(蛋鸡和肉鸡)和家畜(猪、牛、羊)的NH₃排放因子, 包括反刍和非反刍动物.综合3种方法得到太原市及周边地区杜洛克猪和长白猪的杂交猪、中国黑白花奶牛、金色阿奎丹和西门塔尔杂交肉牛、杜泊羊和晋中绵羊的杂交羊、海兰褐蛋鸡、白羽肉鸡的NH₃排放因子分别为6.90、36.53、22.99、3.94、0.54、0.46 kg·头(只)^-1·a^-1(表 6).在3种NH₃排放因子估算方法中, 粗蛋白估算法简单明了, 但得到的结果偏大, 主要原因是未考虑实际过程中畜禽自身状况及不同环境条件下NH₃转化与吸收的影响.物质流法考虑了粪肥在不同管理阶段的NH₃挥发率, 弥补了粗蛋白估算法未考虑环境因素影响的不足, 所得结果与其它研究者的结果接近.但粪肥不同管理阶段NH₃测量及挥发率计算工作强度大、周期长, 需要投入更长的时间、更多的人力、物力去获得不同时段和不同地域的畜禽NH₃排放水平.直接测量法通过对圈养阶段NH₃浓度的实际测量值反推计算得到猪、蛋鸡和肉鸡的NH₃排放因子, 与物质流法和其他研究者的结果相比(表 6), 蛋鸡结果相近, 而猪和肉鸡的结果偏小, 尤其是肉猪结果相差一个数量级, 一方面可能是猪粪尿在畜舍内挥发的NH₃量比它在清理出畜舍外储存、堆肥期间散发的NH₃量小(约1: 4.4, 图 1); 另一方面, 猪舍并不是完全密闭, 需要自然通风或机械通风, 因而测量的NH₃浓度值偏小.

近年来, 中国畜禽养殖业发展迅速, 各地区的猪、羊、家禽养殖量的年平均增长率都普遍较高, 然而畜禽粪便处理率却较低(马国霞等, 2012), 根据近30年平均增长率初步估计(杨飞等, 2013), 至2013年年底, 生猪出栏量约7亿头, 牛存栏量约1.2亿头, 羊出栏量约3.5亿只, 家禽出栏量约144亿只, 畜禽养殖数量巨大, 且集中在东部、南部、中部地区.在我国NH₃排放清单研究中(沈兴玲等, 2014), 如果NH₃排放因子不准确或变动很大, 将给NH₃排放量的计算结果造成显著影响, 削弱NH₃减排和二次颗粒物控制措施的有效性.因此, 获得准确的畜禽NH₃排放因子对农业养殖和环境保护均具有重要意义.

4 结论(Conclusions)

1) 应用3种方法分别对太原市及周边地区猪、奶牛、肉牛、羊、蛋鸡、肉鸡NH₃排放因子进行了估算, 3种方法各有优缺点, 需要相互补充:粗蛋白法简单明了, 计算方便, 却未考虑饲料中含氮蛋白代谢转化过程中排放NH₃受到的动物个体和环境因素的影响, 所以得到的NH₃排放值较大; 物质流法考虑了粪尿从产生到储藏再到还田各个过程的NH₃损失, 较为全面与科学, 但测量周期长, 还需引用较多参数, 增加了不确定性; 直接测量法考虑了外界各种因素对粪尿中NH₃排放的影响, 修正了引用参数造成的不足, 但它只考虑了畜禽舍内粪尿产生的NH₃, 忽略了粪尿的储藏与还田过程, 数值偏小, 且该方法只能用于相对比较封闭的环境中.

2) 根据3种估算方法的综合分析:太原市及周边地区杜洛克猪和长白猪的杂交猪、中国黑白花奶牛、金色阿奎丹和西门塔尔杂交肉牛、杜泊羊和晋中绵羊的杂交羊、海兰褐蛋鸡、白羽肉鸡的NH₃排放因子分别为6.90、36.53、22.99、3.94、0.54、0.46 kg·头(只)^-1·a^-1.