耿宇聰，張濤，王洪媛，李俊改，翟麗梅，楊波，劉宏斌

（中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部面源污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100081）

中國(guó)是世界第一養(yǎng)殖大國(guó)，根據(jù)原農(nóng)業(yè)部發(fā)布的最新統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)，每年我國(guó)的肉蛋奶產(chǎn)量超過(guò)1.5 億t，同時(shí)伴隨著約38億t的畜禽糞污出現(xiàn)，其中50%仍未被有效利用，因此建立科學(xué)規(guī)范的畜禽養(yǎng)殖廢棄物資源化利用制度，加快全國(guó)畜禽糞污的綜合利用已成為國(guó)家的重大需求[1]。畜禽糞便含有農(nóng)作物生長(zhǎng)所需的氮、磷、鉀等元素，可以作為重要的養(yǎng)分資源，目前我國(guó)糞尿養(yǎng)分資源量（N-P2O5-K2O）約為5 000萬(wàn)t，其中最為重要的氮（N）含量豐富，約為2 100 萬(wàn)t[2]，但同時(shí)其也是巨大的污染源，全球40%的氨（NH3）揮發(fā)和氧化亞氮（N2O）排放與畜禽糞便相關(guān)[3-4]。近年來(lái)，隨著生豬養(yǎng)殖業(yè)的不斷發(fā)展，豬糞年產(chǎn)生量占到了畜禽糞便總量的1/5[5]。豬糞還田過(guò)程中的資源化利用率和氣態(tài)損失，與生豬養(yǎng)殖場(chǎng)的清糞和儲(chǔ)糞方式密切相關(guān)。目前，國(guó)內(nèi)生豬養(yǎng)殖場(chǎng)的主要清糞方式有水沖糞、人工干清糞、機(jī)械刮糞等[6]。糞便的處理處置方式主要包括：水沖糞直接經(jīng)過(guò)短暫存儲(chǔ)或厭氧發(fā)酵后還田，也可固液分離后，液態(tài)組分進(jìn)行陳化或厭氧發(fā)酵后還田，固態(tài)組分進(jìn)行堆肥發(fā)酵或晾曬風(fēng)干后還田；干清糞直接堆肥或晾曬風(fēng)干后還田[7-8]。畜禽糞便在處理處置及還田過(guò)程中會(huì)有大量的氣態(tài)氮損失。已有研究表明，畜禽糞便堆肥或存儲(chǔ)過(guò)程中氣態(tài)氮損失可達(dá)28.8%～37.5%，是畜禽糞便氮素?fù)p失的重要途徑[9]。同時(shí)，畜禽糞便施用后也會(huì)發(fā)生氣態(tài)氮損失，LOUREN?O 等[10]研究發(fā)現(xiàn)，單施豬糞處理?xiàng)l件下的NH3-N 損失占施N 量的2.4%。大量研究表明，豬糞與化肥配施較常規(guī)單施化肥處理能降低NH3揮發(fā)累積量4.2%～16.7%[11]，但會(huì)顯著提高土壤N2O 排放[12]。目前的研究主要關(guān)注糞肥堆置和晾干過(guò)程中的N 損失，或者單一形態(tài)豬糞的不同田間施用方式，但缺乏不同形態(tài)豬糞之間的對(duì)比研究，尤其是其存儲(chǔ)還田全過(guò)程的氣態(tài)氮損失研究很少[13-14]。然而，隨著我國(guó)生豬規(guī)?；B(yǎng)殖的不斷發(fā)展，多元化的養(yǎng)殖場(chǎng)糞污處理方式日新月異，明確各類形態(tài)豬糞資源化利用全過(guò)程的氣態(tài)氮損失特征，對(duì)優(yōu)化養(yǎng)殖場(chǎng)糞污處理、促進(jìn)農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展具有十分重要的意義。另外，我國(guó)很多中小型養(yǎng)殖場(chǎng)由于資金、土地條件、存儲(chǔ)條件等制約，致使畜禽糞便無(wú)法長(zhǎng)期存放，因此嘗試縮短堆置周期的畜禽糞便利用模式急需被開發(fā)，同時(shí)這也有利于實(shí)現(xiàn)畜禽糞便的高效資源化利用[15]。

本研究以國(guó)內(nèi)主流豬糞處理方式所形成的不同形態(tài)豬糞：豬糞生漿液、固液分離液態(tài)組分、固液分離固態(tài)組分和風(fēng)干豬糞為主要研究對(duì)象，通過(guò)第一階段靜態(tài)儲(chǔ)存/自然風(fēng)干過(guò)程和第二階段盆栽試驗(yàn)，研究各處理在短期存儲(chǔ)過(guò)程中氮素的含量變化及損失特征，糞肥施用后的氣態(tài)氮排放通量以及對(duì)生菜產(chǎn)量和氮素利用效率（NUE）的影響，對(duì)比分析不同形態(tài)豬糞存儲(chǔ)與應(yīng)用全過(guò)程的氣態(tài)氮損失特征，以比較獲得氮素利用率較高、損失較低的優(yōu)勢(shì)短期糞肥管理方法，為養(yǎng)殖場(chǎng)糞污處理及利用提供科學(xué)合理且符合實(shí)際生產(chǎn)的畜禽糞便資源化利用思路。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地點(diǎn)位于北京市昌平區(qū)的國(guó)家褐潮土土壤肥力與肥料效益長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)試驗(yàn)基地（40°13′N，116°14′ E），該地海拔43.5 m，雨旱兩季分明，年均降雨量為625 mm，降雨主要集中在6—10 月，年平均氣溫為11.5 ℃。試驗(yàn)點(diǎn)土壤母質(zhì)為黃土性母質(zhì)，屬潮土土類，褐潮土亞類的黏性兩合土土種。試驗(yàn)區(qū)0～20 cm土壤的養(yǎng)分含量為：有機(jī)質(zhì)（OM）19.6 g·kg-1、全氮（TN）0.8 g·kg-1、全磷（TP）2.6 g·kg-1、全鉀（TK）16.8 g·kg-1、硝態(tài)氮銨態(tài)氮0.24mg·kg-1；土壤pH 8.8。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

第一階段：豬糞存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程氣態(tài)氮損失試驗(yàn)。采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，設(shè)置不添加任何形態(tài)豬糞（對(duì)照組，CK）、豬糞干濕分離液態(tài)組分（簡(jiǎn)稱液態(tài)組分，LF）、豬糞干濕分離固態(tài)組分（簡(jiǎn)稱固態(tài)組分，SF）、豬糞生漿液（PS）和風(fēng)干豬糞（DM）5 個(gè)處理，每個(gè)處理4次重復(fù)[16]。試驗(yàn)所用豬糞均購(gòu)自中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院畜牧研究所，PS 為水沖糞處理后的豬糞生漿液（含水率81.1%±3.0%），豬糞經(jīng)過(guò)固液分離后分別得到LF（含水率97.5%±1.7%）和SF（含水率65.0%±2.2%）。PS、LF 和SF 分別在完全相同的罐體中露天放置，堆入罐體內(nèi)的各處理樣品體積、高度等條件均一致，另有部分SF 經(jīng)風(fēng)干晾曬后得到DM 處理組。為了對(duì)比相同時(shí)間內(nèi)存儲(chǔ)過(guò)程中各處理的氮素?fù)p失，將SF 風(fēng)干晾曬為DM（含水率8.3%±1.2%）的時(shí)間，作為所有處理的存儲(chǔ)時(shí)間，即10 d。在存儲(chǔ)/風(fēng)干前后，對(duì)各形態(tài)糞肥進(jìn)行含量的測(cè)定，期間對(duì)各形態(tài)糞肥進(jìn)行連續(xù)NH3揮發(fā)測(cè)定。

第二階段：經(jīng)過(guò)存儲(chǔ)/風(fēng)干的豬糞施用后的生菜產(chǎn)量、NUE和氣態(tài)氮損失試驗(yàn)。以生菜（Lactuca sativaL.）為種植目標(biāo)，采用盆栽試驗(yàn)，分別在2016 年7 月20日—8 月31 日 和2017 年7 月20 日—8 月31 日 進(jìn) 行2批次試驗(yàn)以提高試驗(yàn)結(jié)果準(zhǔn)確度，共計(jì)40 d。除CK外，各施肥處理均為等N 施用，具體施用量分別為N 250 kg·hm-2、P2O575 kg·hm-2、K2O 165 kg·hm-2。使用的3 種化肥為硫酸鉀（K2O 50%）、過(guò)磷酸鈣（P2O518%）和尿素（N 46%）。栽培容器規(guī)格為30 cm（高）×25 cm（直徑）。將試驗(yàn)區(qū)0～20 cm 表層土先經(jīng)過(guò)風(fēng)干、研磨，然后去除殘留根系、石塊等雜物后風(fēng)干，分別等量（10 kg）裝入栽培容器，同時(shí)加入肥料，與土壤混合均勻作為基肥。各處理施肥后，立即澆水并使土壤含水率為田間持水量的60%；作物種植期間定期澆水，以保持土壤含水率不變。

1.3 樣品采集及測(cè)定

1.3.1 土壤與植株樣品采集與測(cè)定

采集試驗(yàn)區(qū)0～20 cm 土層樣品和試驗(yàn)后的盆栽土樣，采集方式為在上、中、下3 個(gè)橫截面的隨機(jī)位置上取土壤鮮樣并均勻混合。將所收集的每份土樣分為兩部分，第一部分立即轉(zhuǎn)移至4 ℃條件下保存，1周內(nèi)完成測(cè)定，第二部分去除雜物風(fēng)干后，研磨過(guò)2 mm 篩，用于測(cè)定土壤理化指標(biāo)。TN和土壤有機(jī)碳（SOC）測(cè)定均采用常規(guī)分析方法[16]。生菜收獲后稱質(zhì)量測(cè)產(chǎn)，取適量樣品烘干研磨，用濃H2SO4-H2O2消煮處理；植株含N 量用自動(dòng)凱氏定氮儀（OLB9870）測(cè)定。

1.3.2 NH3揮發(fā)與N2O的采集與測(cè)定

NH3揮發(fā)采用間歇式密閉通氣法測(cè)定[17]。每日上午9：00—10：00 采集濃度使用連續(xù)流動(dòng)分析儀（BRAN+LUEBBE，AA3，德國(guó)）測(cè)定。存儲(chǔ)期間每日采集1 次NH3揮發(fā)樣，共收集10 次；盆栽試驗(yàn)開始后連續(xù)測(cè)定10 d，之后每2 d 測(cè)定1 次，直至施肥處理的NH3揮發(fā)量降低至與CK同一水平。

N2O 采用靜態(tài)暗箱-氣相色譜法測(cè)定。取氣裝置由兩部分組成，分別為頂箱和底座，二者可嚴(yán)密嵌合，材質(zhì)為PVC[18]。底座即為栽培容器，頂箱規(guī)格為直徑×高=25 cm×20 cm。每日上午8：00—9：00 采氣，取氣時(shí)間分別為蓋箱后的第0、20、40 min[17]。施用存儲(chǔ)/風(fēng)干后豬糞后的前7 d，從第1 d 開始每2 d 采集1 次氣體，之后再隔3 d，即第10 d 采集1 次氣體，之后每4 d采集1次氣體至生菜收獲。氣體樣品采用氣相色譜儀Agilent7890A測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)計(jì)算

1.4.1 氮素利用效率（NUE）

本研究的NUE 主要包括氮素生理利用率（Physiological efficiency，PEN，kg·kg-1）、氮素農(nóng)學(xué)效率（Agronomic efficiency，AEN，kg·kg-1）、氮素回收率（Recovery efficiency，REN，%）和氮素偏生產(chǎn)力（Partial-factor productivity of applied N，PFPN，kg·kg-1），其計(jì)算方法為：

式中：TUN為施肥組生菜總吸氮量，kg·hm-2；TCK為對(duì)照組生菜總吸氮量，kg·hm-2；FN為氮總投入量，kg·hm-2；YN為施肥組生菜產(chǎn)量，kg·hm-2；YCK為對(duì)照組生菜產(chǎn)量，kg·hm-2。

1.4.2 NH3揮發(fā)與N2O排放通量

NH3揮發(fā)通量根據(jù)公式（5）計(jì)算：

式中：Fi為各處理第i日的NH3揮發(fā)量，kg·hm-2·d-1；C為濃度，mg·L-1；V為吸收液體積，L；S為密閉空間有效覆蓋面積，m2；t為氣體抽取時(shí)長(zhǎng)，h。

N2O 排放通量根據(jù)公式（6）計(jì)算。NH3和N2O 排放總量根據(jù)公式（7）計(jì)算：

式中：F為N2O 排放通量，mg·m-2·h-1；h為箱體高，m；D為箱體內(nèi)部氣體密度，mol·m-3；Δm/Δt為N2O 濃度與時(shí)間的斜率比；M為NH3揮發(fā)或N2O 排放總量，kg·hm-2；i為采樣次數(shù)；t為采樣時(shí)間，d；10-2為單位轉(zhuǎn)換系數(shù)；P為箱體內(nèi)氣壓，Pa；R為氣體常數(shù)；T為箱內(nèi)溫度，K。

1.4.3 施糞后NH3-N與N2O-N排放系數(shù)

施糞后NH3-N 排放系數(shù)（EFNH3-N）根據(jù)公式（9）計(jì)算：

式中：FN為總施N 量，kg·hm-2；FNH3-N施肥為施肥組的土壤NH3-N 揮發(fā)總量，kg·hm-2；FNH3-N空白為對(duì)照組土壤NH3-N揮發(fā)總量，kg·hm-2。

施糞后N2O-N 排放系數(shù)（FN2O-N）根據(jù)公式（10）計(jì)算：

式中：FN為總施N 量，kg·hm-2；FN2O-N施肥為施肥組的土壤NO2-N 揮發(fā)總量，kg·hm-2；FN2O-N空白為對(duì)照組土壤NO2-N揮發(fā)總量，kg·hm-2。

1.4.4 溫室氣體增溫潛勢(shì)及排放強(qiáng)度估算

溫室氣體增溫潛勢(shì)根據(jù)各處理土壤N2O 排放進(jìn)行核算[19]：

式中：GWP代表全球增溫潛勢(shì)，t CO2e·hm-2；fN2O為總N2O 排放量,kg·hm-2；N2O 的增溫潛勢(shì)為CO2的265倍，則用常數(shù)265 表示。溫室氣體排放強(qiáng)度（kg CO2e·kg-1）是指溫室氣體增溫潛勢(shì)與作物產(chǎn)量之間的比值。

1.4.5 全過(guò)程總氣態(tài)氮損失率

不同形態(tài)豬糞存儲(chǔ)和施用的全過(guò)程總氣態(tài)氮損失率（GLN）按公式（12）計(jì)算：

式中：FN為總施N 量，kg·hm-2；NLS為存儲(chǔ)/風(fēng)干期間TN 損失率，%；KN2O-N為施糞后N2O-N 排放系數(shù)，%；KNH3-N為施糞后NH3-N排放系數(shù)，%。

1.5 數(shù)據(jù)處理分析

數(shù)據(jù)的基本處理和作圖采用Microsoft Excel 2013軟件。數(shù)據(jù)深入分析（單因素方差分析、One-way ANOVA等）采用SPSS 19.0軟件。多重比較采用Duncan檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同形態(tài)豬糞存儲(chǔ)/風(fēng)干前后N 含量變化及損失特征

不同處理的初始TN 含量具有顯著差異（表1），SF/DM 的TN 含量最高，其次為PS，LF 最低，僅為SF的32.9%。PS 和SF 的無(wú)機(jī)態(tài)）約占TN 的15.6%，其中PS 略高，而LF 中高達(dá)76.9%，說(shuō)明PS 和SF 的N 組分以有機(jī)態(tài)N 為主，LF 以無(wú)機(jī)態(tài)N為主。10 d 的存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程會(huì)使各組分TN 含量顯著降低，其中SF 的TN 損失最低，為12.4%，DM、LF 和PS 分別為18.5%、15.9%和20.9%。LF 和DM 的氣態(tài)氮損失以NH3揮發(fā)為主，分別占存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程氣態(tài)氮損失的62.3%和47.0%，而SF和PS的NH3揮發(fā)損失占比較低，分別僅為21.8%和34.4%。

表1 各處理第一階段氮含量變化Table1 N contents in phase 1 by different treatments

2.2 不同形態(tài)豬糞施用下的作物產(chǎn)量和NUE

如圖1 所示，各處理對(duì)生菜產(chǎn)量的影響有所差異。施用SF處理的生菜產(chǎn)量最高（33.2 t·hm-2），其次為L(zhǎng)F（23.4 t·hm-2）。施用PS 和DM 表現(xiàn)出一定的減產(chǎn)趨勢(shì)，但影響并不顯著。

各處理的生菜NUE 差異顯著（圖2），其中SF 處理的NUE 最優(yōu)，PEN、AEN、PFPN和REN分別可達(dá)0.35、0.06、0.13 kg·kg-1和16.0%。而在PS和DM施用下，生菜PEN和AEN為負(fù)值，表明其會(huì)抑制生菜對(duì)N的吸收。

2.3 不同形態(tài)豬糞施用下的土壤NH3揮發(fā)與N2O排放量

不同形態(tài)豬糞施用后，隨時(shí)間延長(zhǎng)，NH3揮發(fā)的變化特征差異顯著（圖3A）。施用LF的土壤NH3揮發(fā)表現(xiàn)出強(qiáng)烈的瞬時(shí)反應(yīng)性和高強(qiáng)度持續(xù)性，施用后第1 d，土壤NH3揮發(fā)即達(dá)峰值（4.59 kg·hm-2·d-1），且一直延續(xù)到第10 d 才基本停止。而DM、PS 以及SF 施用的土壤NH3揮發(fā)在第4～5 d 達(dá)到峰值，分別為L(zhǎng)F 峰值的73.0%、59.3%和48.8%，且在第8 d 后基本停止。LF 施用后的土壤累積NH3揮發(fā)量（25.4 kg·hm-2）顯著高于其他各處理（圖3B），NH3揮發(fā)系數(shù)可達(dá)9.7%（表2）；SF、PS和DM 之間累積NH3揮發(fā)量差異不顯著（P=0.13），僅為L(zhǎng)F處理的36.6%～42.5%。

各形態(tài)豬糞添加處理土壤N2O 排放表現(xiàn)出不同的波動(dòng)和累積排放特征（圖4）。PS、LF 和SF 均在第10 d 達(dá)到峰值，分別為0.76、0.50 kg·hm-2·d-1和0.49 kg·hm-2·d-1，DM 延遲4 d 后達(dá)到峰值（0.74 kg·hm-2·d-1）；施肥35 d 后，各處理N2O 排放基本完成。PS 處理的N2O 累積排放量最高（11.0 kg·hm-2），分別是SF、DM以及LF處理的1.23、1.43倍和2.28倍。

從增溫潛勢(shì)（GWP）和溫室氣體排放強(qiáng)度（GHGI）看（表2），PS處理最高，LF處理最低。值得注意的是，雖然SF 的GWP 較高，但較高的生菜產(chǎn)量使其GHGI顯著低于PS與DM，而與LF處理無(wú)顯著差異。

表2 不同形態(tài)豬糞施用下NH3和N2O氣體排放特征及N2O溫室氣體排放強(qiáng)度Table2 Emission characteristics of NH3 and N2O from swine manure application with different forms and the GHGI of N2O

2.4 全過(guò)程總氣態(tài)氮損失

由圖5可以看出，全過(guò)程總氣態(tài)氮損失最高為PS（0.71 kg·hm-2），其后依次為L(zhǎng)F（0.69 kg·hm-2）、DM（0.63 kg·hm-2）和SF（0.48 kg·hm-2），分別占TN 的22.4%、23.6%、20.6%和16.7%。LF 在存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程中的氣態(tài)氮損失占總氣態(tài)氮損失的比例最低，為58.6%；其余各處理在存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程中的氣態(tài)氮損失占總氣態(tài)氮損失的65.0%～73.6%，顯著高于糞肥施用過(guò)程。LF 全過(guò)程的氣態(tài)氮損失以NH3揮發(fā)為主，占總氣態(tài)氮損失的71.5%；DM 的NH3揮發(fā)損失占總氣態(tài)氮損失的49.8%；PS和SF的NH3揮發(fā)損失僅分別占總氣態(tài)氮損失的38.0%和31.4%。

3 討論

3.1 存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程中的N素?fù)p失

本研究除風(fēng)干處理組外，其他各處理均在相同條件下進(jìn)行，可排除溫度、容器、堆積高度等其他因素的影響。結(jié)果表明，不同形態(tài)豬糞在存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程中均會(huì)產(chǎn)生5.4%～26.9%的N 損失，略低于已有研究結(jié)果（28.8%～37.5%）[9]。主要因?yàn)楸狙芯控i糞存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程是在5 月，平均氣溫較低，相比高溫狀態(tài)下的NH3揮發(fā)損失會(huì)降低[20]。同時(shí)，本研究的存儲(chǔ)時(shí)間較短，僅為10 d，有機(jī)氮未被完全分解轉(zhuǎn)化，因此更多的氮素得以保留。DINUCCIO 等[21]和FANGUEIRO 等[22]的研究發(fā)現(xiàn)，存儲(chǔ)過(guò)程中固態(tài)組分的NH3揮發(fā)損失會(huì)顯著低于液態(tài)組分，僅為液態(tài)組分的8.8%～63.0%；本研究中SF 的NH3揮發(fā)損失為L(zhǎng)F 的27.3%。ANEJA等[23]認(rèn)為NH3揮發(fā)主要受到含量和pH 的影響，大量的會(huì)使pH 升高，當(dāng)糞肥pH 高于7.0時(shí)，會(huì)顯著促進(jìn)NH3揮發(fā)[24-25]。本研究LF中含量分別是PS 和SF 的1.7 倍和1.9 倍，且pH 顯著高于其他形態(tài)豬糞，因此較高的初始含量和pH 是LF 在存儲(chǔ)過(guò)程中NH3揮發(fā)損失量高的主要原因。另外，較高的溫度和較大的風(fēng)速也會(huì)促進(jìn)NH3揮發(fā)[26]，DM 的NH3揮發(fā)量顯著高于同期在罐體存儲(chǔ)條件下的SF 以及PS。除NH3揮發(fā)外，豬糞存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程中也會(huì)發(fā)生N2O 的排放[27]；N2是糞肥堆置過(guò)程中N 損失的另一主要方式，可占堆肥過(guò)程中總N 損失的68%～79%[28]。本研究在豬糞存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程中沒(méi)有其他途徑（徑流或淋溶）的N損失，因此推測(cè)除NH3揮發(fā)外，N損失主要以N2O和N2的形式排放。

3.2 對(duì)生菜產(chǎn)量和NUE的影響

生豬養(yǎng)殖規(guī)模化發(fā)展至今，糞污收集的方法得到了多元化發(fā)展，后續(xù)處置方式也多種多樣，造成了現(xiàn)階段所收集的豬糞形態(tài)差異較大、養(yǎng)分含量不均的現(xiàn)象[29]，因此其施用后對(duì)農(nóng)田產(chǎn)生的效應(yīng)也必然存在差異。一般情況下，豬糞需要經(jīng)過(guò)堆肥處理后施用，28 d 左右的發(fā)酵周期可分解大量有機(jī)質(zhì)，同時(shí)釋放熱量[30]。盡管PS 經(jīng)過(guò)10 d 的存儲(chǔ)過(guò)程，進(jìn)行了短暫初期發(fā)酵，但施用后對(duì)作物產(chǎn)量提升不顯著，NUE 也較低。其原因可能在于，PS 含水率（81.1%）遠(yuǎn)超過(guò)發(fā)酵初期最佳含水率（65%），使得存儲(chǔ)過(guò)程抑制了糞肥的初期發(fā)酵[31]，保留的大量有機(jī)質(zhì)進(jìn)入土壤后，發(fā)生自然發(fā)酵產(chǎn)生大量的熱，進(jìn)而導(dǎo)致作物燒苗[31]。同理，DM 的風(fēng)干晾曬過(guò)程主要是水分蒸發(fā)[32]，對(duì)有機(jī)物的分解作用更小，因此施用后會(huì)導(dǎo)致作物減產(chǎn)。而SF具有適宜的含水率（65%±2.2%），經(jīng)過(guò)10 d 的初級(jí)發(fā)酵過(guò)程，足以完成糞肥升溫期，有效減少了有機(jī)質(zhì)，降低了施用后的負(fù)面效益。因此，相比其他處理，SF 為作物生長(zhǎng)提供了更為安全的環(huán)境條件，促進(jìn)了有機(jī)氮肥的利用。ENGIL 等[33]構(gòu)建了有機(jī)施氮量與氮肥農(nóng)學(xué)效率的關(guān)系，y=-0.169 6x+58.882（R2=0.893 1），據(jù)此推算施N 量為250 kg·hm-2的糞肥，其氮素農(nóng)學(xué)效率為16.5%，與本研究SF 的農(nóng)學(xué)效率（16.0%）相一致，這表明SF 經(jīng)過(guò)短期存儲(chǔ)后即可還田施用。本研究LF 施用后的作物產(chǎn)量和NUE 低于SF，但高于PS和DM。推測(cè)其原因?yàn)椋阂环矫鍸F 的N 含量低（僅為SF 含N 量的44.3%），導(dǎo)致等N 處理?xiàng)l件下施用總量相對(duì)較大，造成養(yǎng)分分散、易流失，進(jìn)而降低了作物對(duì)其的利用率；另一方面，LF 有機(jī)質(zhì)含量低于其他組分，施用后對(duì)作物生長(zhǎng)的負(fù)面效益低于PS和DM[34]。

3.3 對(duì)土壤NH3揮發(fā)和N2O排放的影響

ZHOU 等[35]研究表明液態(tài)豬糞施用后NH3揮發(fā)的排放系數(shù)可達(dá)4.9%～17%，而固態(tài)糞肥等有機(jī)肥施用后的NH3揮發(fā)排放系數(shù)一般在2.3%～11.1%之間[35-36]。本研究表明LF 施用后引起的NH3揮發(fā)排放系數(shù)（9.7%）顯著高于其他形態(tài)豬糞（3.3%～3.9%），與前人的研究結(jié)果一致。NH3揮發(fā)與土壤中的濃度呈正相關(guān)關(guān)系[37]，本研究LF 的濃度顯著高于其他處理，是其NH3揮發(fā)損失最高的主要原因之一。已有研究表明，土壤pH 每升高一個(gè)單位，土壤NH3揮發(fā)量可增加10 倍[38]。本研究中SF、PS 和DM 的pH 呈弱酸性，施用后的土壤pH 顯著低于LF，因此NH3揮發(fā)損失相對(duì)較低。

前人對(duì)不同類型有機(jī)糞肥施用后產(chǎn)生的N2O 排放進(jìn)行了大量研究，數(shù)據(jù)表明N2O 排放系數(shù)為0.2%～2.2%[39-40]，而本研究中N2O 排放系數(shù)為1.8%～3.9%，略高于前人的研究結(jié)果。主要是因?yàn)楸狙芯渴┯玫呢i糞，一方面相比其他類型糞肥（如牛糞等）有機(jī)N含量較高，同時(shí)短期發(fā)酵保留了大量有機(jī)質(zhì)和N 素，導(dǎo)致其施用后產(chǎn)生了較高的N2O 排放量[41]。已有研究表明，SOC 含量與N2O 排放呈顯著正相關(guān)關(guān)系，SOC 增加為土壤微生物提供充足的養(yǎng)分，提高微生物數(shù)量，使好氧菌活性增強(qiáng)，進(jìn)而加快了土壤內(nèi)部氧氣的消耗，造成局部厭氧環(huán)境，從而推動(dòng)了厭氧微生物的生長(zhǎng)和繁殖，使土壤反硝化作用增強(qiáng)，導(dǎo)致了N2O 排放升高[42]。本試驗(yàn)中PS、SF和DM 施用后土壤SOC以及微生物生物量氮含量均顯著高于LF（表3），表明相比LF，其他形態(tài)豬糞施用對(duì)SOC 的含量提高更為顯著，這有效促進(jìn)了土壤微生物活性，增強(qiáng)了土壤硝化-反硝化過(guò)程，進(jìn)而增加了土壤N2O 排放量。也有研究認(rèn)為pH 可以通過(guò)影響N2O 還原酶的活性調(diào)控N2O 的排放，一般情況下，pH 中性或與自然土壤pH 相近時(shí)酶會(huì)保持高效性，但過(guò)高或過(guò)低的pH 會(huì)降低酶的活性[43]。本研究中LF 的pH 為8.2，施用后土壤pH 達(dá)到8.9，而其他形態(tài)豬糞pH 都處于中性范圍。因此，推測(cè)較高的pH 是LF 處理土壤N2O 排放低于其他各處理的另一重要因素。

表3 不同形態(tài)豬糞處理下土壤理化性質(zhì)Table3 Soil physical and chemical properties for swine manure application in different forms

N2O 是重要的溫室氣體，其增溫潛勢(shì)是CO2的265 倍，對(duì)全球溫度變化具有重要的影響[19]，溫室氣體排放強(qiáng)度則可體現(xiàn)作物生產(chǎn)對(duì)溫室效應(yīng)的貢獻(xiàn)。AITA 等[43]在研究中發(fā)現(xiàn)，全球因作物生產(chǎn)產(chǎn)生的平均溫室氣體排放強(qiáng)度為0.16 kg CO2e·kg-1，其中N2O的排放強(qiáng)度約占20%，為0.033 kg CO2e·kg-1。本研究中，PS、DM、SF和LF施用后的N2O 排放強(qiáng)度均高于全球作物生產(chǎn)的N2O 排放強(qiáng)度的平均值，分別是全球N2O 排放強(qiáng)度平均值的8.1、6.0、3.9 倍和3.0 倍?？梢?，如果采用有機(jī)糞肥全量替代化肥施用于農(nóng)田，會(huì)產(chǎn)生較高的溫室效應(yīng)。

3.4 豬糞儲(chǔ)用模式分析

本研究全過(guò)程總氣態(tài)氮損失最高的為PS，分別是LF、DM 和SF 的1.04、1.12 倍和1.49 倍。HOLLY等[44]也研究了不同形態(tài)牛糞存儲(chǔ)和作為有機(jī)肥施用于田間后全過(guò)程的NH3揮發(fā)和N2O 排放損失，發(fā)現(xiàn)生漿液的總氣態(tài)氮損失高于液態(tài)組分，且二者均遠(yuǎn)高于固態(tài)組分，與本研究的結(jié)果一致。盡管DM施用后的氣態(tài)氮損失與SF 接近，但風(fēng)干過(guò)程中的大量氣態(tài)氮損失導(dǎo)致其全過(guò)程總氣態(tài)氮損失仍是SF 的1.5倍。因此本研究認(rèn)為SF 不需要進(jìn)行風(fēng)干晾曬，存儲(chǔ)后施用即可達(dá)到最適的施用效果。綜上，PS、LF 和DM 相比SF 均產(chǎn)生了較高的N 素?fù)p失，不利于存儲(chǔ)后還田施用。

水沖糞的清儲(chǔ)模式是產(chǎn)生PS 的主要原因，新鮮豬糞、豬尿和混合糞尿含水率一般分別為68.7%、97.5%和85.4%[45]，若將糞、尿分開收集，則可有效減少PS的產(chǎn)生，降低后續(xù)固液分離的處理成本，也可使收集的豬糞具有相對(duì)較低的含水率[46-47]，進(jìn)而有利于減少存儲(chǔ)過(guò)程中的N素?fù)p失；采用干清糞相比水沖糞也可減少豬糞含水率，降低營(yíng)養(yǎng)成分的損失，是值得推廣的處理模式[48]。目前畜禽糞便固液分離后的LF一般進(jìn)行厭氧處理，且因其有機(jī)質(zhì)比例的降低，可縮小厭氧處理裝置的容積和占地面積，有利于節(jié)約成本[49]，因此本研究建議LF 宜通過(guò)酸化或厭氧發(fā)酵等方式盡可能降低NH3揮發(fā)損失。綜合全過(guò)程總氣態(tài)氮損失規(guī)律、作物產(chǎn)量和NUE，SF 存儲(chǔ)后施用為最佳生產(chǎn)模式。

4 結(jié)論

（1）存儲(chǔ)和施用全過(guò)程，各形態(tài)豬糞的總氣態(tài)氮損失量超過(guò)12%，其中豬糞生漿液最高，固態(tài)組分最低；氣態(tài)氮損失主要發(fā)生在存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程，占總氣態(tài)氮損失的59%以上。

（2）不同形態(tài)豬糞存儲(chǔ)/施用過(guò)程的氣態(tài)氮損失形態(tài)差異顯著。存儲(chǔ)過(guò)程，液態(tài)組分和風(fēng)干過(guò)程以NH3揮發(fā)為主；施用過(guò)程，液態(tài)組分仍以NH3揮發(fā)為主，排放系數(shù)達(dá)9.7%。

（3）豬糞固液分離固態(tài)組分經(jīng)存儲(chǔ)初級(jí)發(fā)酵后施用的資源化利用模式效果最優(yōu)。需要注意的是，由于本研究存儲(chǔ)/風(fēng)干過(guò)程較短，會(huì)對(duì)氣態(tài)氮損失有所低估，同時(shí)會(huì)對(duì)施用效果的評(píng)估帶來(lái)一定的誤差，因此建議根據(jù)規(guī)?；B(yǎng)殖場(chǎng)的常規(guī)存儲(chǔ)/風(fēng)干處理時(shí)間開展更長(zhǎng)時(shí)間尺度的研究。