农牧系统氨挥发减排技术研究进展

曹玉博, 邢晓旭，柏兆海，王选，胡春胜，马林

农牧系统氨挥发减排技术研究进展

曹玉博1,2, 邢晓旭3，柏兆海1，王选1，胡春胜1，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/河北省节水农业重点实验室/中国科学院农业水资源重点实验室，石家庄 050021；2中国科学院大学，北京 100049；3中国科学院科技促进发展局，北京100864）

农牧系统包括种植业和畜牧业两个子体系，畜禽粪便管理是连接两个子系统的重要环节。农牧系统氨挥发主要发生在畜禽饲舍、粪尿储藏、粪尿处理、粪尿和化肥施用等环节。农牧系统氨挥发是大气氨排放的主要源，是中国近年来空气质量恶化的主要因素之一。农田化肥施用和畜牧业“饲喂-饲舍-储藏-处理-施用”各环节的氨挥发减排研究一直是农业和环境领域的研究热点。因此本文总结农牧系统氨挥发减排技术时，考虑了“饲喂-饲舍-储藏-处理-施用”链条的各个环节。过去10多年，欧美国家对于农牧系统氨挥发减排开展了大量的研究，而中国的氨减排技术研究主要针对农田施肥环节，畜禽养殖和粪便管理环节氨挥发减排理论与技术研究刚刚起步。本文综述了国内外关于农牧系统各生产环节主要氨挥发减排技术的减排机理、实施效果和适用范围等，并对今后中国农牧系统氨挥发减排技术研究的主要方向和重点进行了展望，旨在为中国农牧系统氨挥发减排研究提供参考和依据。建议如下：（1）目前的氨挥发减排研究主要关注农牧系统生产过程的特定环节和技术，而缺乏关于全链条综合减排技术研究。建议综合考虑经济效益、氨挥发和温室气体（CH4和N2O）协同减排及动物福利等因素，构建中国农牧系统氨挥发综合减排技术体系；（2）中国应大力支持氨挥发减排技术和配套机具的研发，并加强减排技术原理、技术规程和成本效益等研究，推动氨挥发减排技术的推广与应用；（3）建议制定农牧系统氨挥发减排技术的补贴政策，促进农牧业氨挥发减排技术的实施。

饲喂；饲舍；粪尿储藏；粪尿处理；施用；氨挥发减排

氨气是大气中唯一的碱性气体，其与大气中的二氧化硫、氮氧化物发生反应，生成硫酸铵、硝酸铵等铵盐，是大气气溶胶细颗粒物的重要组成部分。在轻污染天气情况下，硫酸铵、硝酸铵两者质量占PM2.5的10%—30%；在重污染天气下，约占50%甚至更高。此外，多项研究表明，大气中高浓度的氨促进了PM2.5的形成[1-2]。氨还是大气干湿沉降的主要成分，氨的干湿沉降会引发酸化和水体富营养化等一系列环境问题[3-4]。此外，沉降到地面的氨也会成为氧化亚氮等温室气体间接排放的二次源[4]。

人为源是大气中氨的主要来源，人为源主要包括农田生产、畜禽养殖业、生物质燃烧及其他工业源等。农业是最大的人为氨挥发源，占全球人为氨排放总量的90%[5]。其中，种植业化肥施用约占农业源氨排放总量的40%，畜禽养殖约占50%[5-6]。国内学者对中国人为氨排放的研究表明，2006年化肥施用氨排放量最大，占总排放量的54%，其中尿素和碳铵施用的NH3排放最大，分别占化肥施用总排放量的54%和30%；其次是畜禽养殖，占人为氨排放总量的 41%，其中猪和家禽分别占畜禽养殖总排放量的36%和33%[7]。因此，针对农牧系统各生产环节的氨挥发减排技术研究对于有效降低人为源氨排放，从而减少对雾霾和温室气体的二次污染具有重要的意义。本文针对农牧系统“土壤-作物-畜禽饲舍-粪尿储藏-粪尿处理-粪尿施用”各生产环节，总结国内外氨挥发减排原理、实施效果及适用范围，旨在为中国农牧系统氨挥发减排研究提供参考和依据。

1 农牧系统氨挥发减排环节及技术概况

以农牧生产体系为研究边界，农牧系统物质和能量的内部循环模式见图1。农牧系统包括种植业和畜牧业两个子体系，畜禽粪便管理是连接两个子系统的重要环节。农牧系统氨挥发主要发生在畜禽饲舍、粪尿储藏、粪尿处理、粪尿和化肥施用4个环节，然而畜禽的饲喂管理也显著地影响了畜禽粪尿在饲舍及储存过程中的氨排放特性，因此本文总结农牧系统氨减排技术时，考虑了“饲喂-饲舍-储藏-处理-施用”链条的各个环节。在畜禽饲喂环节，目前应用较多的氨挥发减排技术包括低蛋白饲喂技术、多功能饲料添加剂和分阶段饲养技术；而在畜禽饲舍环节，一般考虑通过粪尿分离、快速清理、脲酶活性抑制、垫料、快速干燥技术、空气净化和过滤收集技术；在粪尿储藏环节，可以通过改善粪尿储藏设备或覆盖来降低氨挥发；在粪尿处理环节多考虑以优化堆肥工艺的方式达到降低氨排放的目的；在有机肥和化肥施用环节，氨挥发可以通过使用新型肥料，或者通过肥料的深施和施后立即灌溉及养分资源综合管理等降低氨排放（图1）。

2 氨挥发减排技术列单及研究进展

2.1 畜禽饲喂过程氨减排技术

图2描述了畜禽饲喂过程如何影响其粪尿总氮排泄量、粪尿氮组成及化学性质。畜禽生长过程中需要足够的蛋白质以维持生存代谢需求，一般饲料中仅20%—50%的氮可以被动物吸收固定利用，剩余50%—80%氮随粪尿排泄出体外[8]。粪尿排泄氮中，尿氮占50%—70%[9-11]，而尿氮一般以尿素或尿酸形式存在，极易在自然界中广泛存在的脲酶作用下水解形成氨挥发。当前，畜禽养殖经济效益较高，为维持高产，畜禽养殖过程中普遍存在饲料蛋白投入过量的现象。而粪尿氮排泄的水平与畜禽蛋白摄入水平是显著正相关的，因此降低饲料蛋白含量或者通过分阶段饲养是畜牧业饲料环节最重要和有效的氨减排措施。除了这些措施之外，通过降低畜禽粪尿中铵态氮比例来降低氨挥发底物浓度或者通过饲喂添加剂的使用酸化粪尿以固持粪尿中铵离子，也可以达到氨减排的目的。总结而言，饲喂环节可以通过改善畜禽福利提高产量水平、降低饲料蛋白投入，增加养分的利用率；或者降低粪尿氮排泄总量，改变其理化性质增加铵离子的固定以达到氨减排效果。

图1 农牧系统边界和氨挥发减排环节及技术

图2 饲喂环节氨挥发产生过程及减排技术

2.1.1 低蛋白饲喂技术 以低蛋白物质取代浓缩饲料中高蛋白组分降低氮素的投入，或者通过添加植物饲料中含量较少的合成氨基酸整体降低植物饲料蛋白的需求，可以在维持原生产水平的前提下降低饲料蛋白摄入和粪尿总氮排泄量，以达到降低氨挥发的目的。欧洲开展的减排试验结果表明，低蛋白饲料饲喂可以实现氨挥发减排4.1%[12]。对于生猪养殖而言，饲料粗蛋白水平每降低1%，粪便中总氮和铵氮含量分别降低8.5%和10%[13-14]，氨挥发减少10%[13,15]。对于奶牛等反刍动物而言，降低瘤胃可降解蛋白（RDP）的摄入可以有效降低畜禽粪尿氨排放[16]。添加合成氨基酸替代部分粗蛋白也是目前应用普遍的低蛋白饲喂技术之一。目前应用较多的合成氨基酸有蛋氨酸、赖氨酸、苏氨酸，这些氨基酸的补充可以满足动物生长对必需氨基酸的需求，因此可以减少饲料粗蛋白的供应。如为了保证饲料配方中可以提供足量的氨基酸，以谷物（1/3小麦，1/3玉米，1/3大麦）和大豆为基础的日粮，其粗蛋白含量应为17%方能满足育肥猪的氨基酸需求，但是如果按日粮基础提供0.13%的赖氨酸，日粮粗蛋白含量可以降低到15%，如果进一步提供其他合成氨基酸，日粮粗蛋白可以降低到12%，较仅以谷物为饲料的配方粗蛋白含量降低近30%[17]。低蛋白饲料饲喂技术对于室内圈养动物的适用性要高于室外放牧的动物，因为室内圈养动物的饲料是统一供应，便于控制饲料组成。而放牧系统中，牧草的蛋白含量较高且采食量不受控制，因此放牧的动物易于摄入过量氮素。

2.1.2 分阶段饲养 分阶段饲养技术是根据动物在不同养殖阶段对蛋白的需求量之间的差异，在适当的时间供应动物适当量及组成的饲料，避免过量的饲料氮投入。NAHM[18]的结果表明，分阶段饲养可以减少猪和禽类10%—33%粪尿氮排泄量，并减少育肥猪49%—79%的氨挥发。分阶段饲养技术对圈舍的结构要求较高，因为需要将动物分群管理，动物分群比例越高，养殖场的畜禽粪尿氮排泄量越低，同时也对技术人员和设备要求较好，需要掌握动物群体在不同阶段的体重、产量水平等指标。对于传统养殖户而言分阶段饲养对饲料成本的降低不能抵消这些额外投入成本的增加。而对于集约化养殖户而言，饲料是主要的投入，分阶段饲养可以有效降低饲喂成本，是集约化养殖场氨挥发减排的有效措施。

2.1.3 饲料添加剂 KREUZER等[19]研究表明，育肥猪日粮中添加10%—22%的非淀粉多糖可降低尿氮35%—39%，增加粪氮20%—28%。此外，增加日粮中非淀粉多糖能够增强大肠及粪便中的微生物活动，增加发酵产生的挥发性脂肪酸（VFA）以及其他各种有机酸从而降低粪尿的pH。有研究表明，非淀粉多糖摄入量每增加100 g，每千克粪和尿中VFA分别增加0.43和0.51 g，粪便的pH下降0.12，氨挥发损失减少5.4%[20]。其主要原理是，非淀粉多糖在猪胃和小肠中消化吸收利用率极低，能够较完整的到达猪的大肠，大肠中普遍存在大量共生细菌，而这些细菌通常含有多糖降解酶，可以增强肠道后段微生物对氮的同化作用，从而增加微生物蛋白的合成，但并不影响机体对蛋白的吸收利用，且通过肾排泄的氮也随之减少。因此该措施可以增加粪氮比例从而降低氨挥发[21]。因为消化系统的差异，该技术不适用于蛋鸡和肉鸡的生产体系，增加了该技术的局限性。

离子平衡是饲料配方的一个重要指标，使用添加酸性盐类饲料，将改变动物粪尿的pH，可以起到酸化粪尿的作用效果，因此可以使氨维持在铵离子的形态。这种酸化作用经证明不仅可以降低尿的pH，也可以降低粪的pH，其中尿的pH下降程度要高[22]。目前使用的酸化物质有硫酸钙、氯化钙、硫酸氢钠、磷酸二氢钙、苯甲酸钙等类物质。酸性钙盐取代日粮中碳酸钙，粪尿pH降低1.6—1.8，氨挥发损失量减少26%—53%[23]。由于这些添加剂的使用会增加成本，且传统农户的饲料管理水平较差，不能准确确定添加量，因此该技术在传统养殖户之间应谨慎推广。目前关于饲料添加剂的研究较多，除了上述几种添加剂外，还有一些添加剂可以提高粪尿对铵离子的吸收固定，增加饲料中难以利用部分的可吸收性，是氨挥发减排的有效措施[14]，例如前者如饲料级蛭石，后者如纤维素分解酶、有机酸类和益生菌等[24]。

2.2 畜禽饲舍管理氨减排技术

在圈舍中氨挥发的发生是由脲酶水解尿素主导的。尿和粪接触时间越长，氨挥发风险越高，将排泄后的尿和粪快速分离，减少粪中的脲酶和尿中尿素的接触，将大大降低氨挥发发生的风险。因此隔绝或者快速将尿液和粪便分开，将有效地降低圈舍中氮素的损失。另外也可以通过其他物理和化学措施，改变尿液的pH，抑制脲酶活性；或者可以通过一些设备耗竭空气中的氨，收集后可以回收利用（图3）。

2.2.1 圈舍粪尿分离技术 漏缝地板技术采用漏缝式或孔洞式地板（尿可以渗入，而固体粪便不可以渗入），粪尿一经产生即被分离，降低氨挥发的风险。地板材料类型以及地板漏缝的比例对粪尿是否能快速分离有重要影响。铁质或塑料地板都比水泥地板光滑，对粪便的黏着性低，氨挥发减排率要比水泥漏缝地板高10%—40%[25]。全部漏缝地板氨减排效果要低于局部漏缝地板[26]。漏缝地板面积占总面积的比例从50%降至25%，氨挥发减少20%[27]。BRAAM等[28]研究猪舍地板坡度对氨挥发的影响时发现，相比于普通地板，斜坡地板（30）可以减少氨挥发21%，但当清粪次数由12次/d增加到96次/d时，氨挥发减排率只有5%。传送带分离技术主要应用于集约化猪场和鸡场，在猪场应用传送带分离技术，可以减少47%—49%的氨挥发[29-30]。

图3 饲舍环节氨挥发产生过程及减排技术

2.2.2 快速清理技术 利用人工或机械将排泄的粪便快速清理，减少粪中脲酶与尿中尿素的接触，将有效地降低圈舍中氨挥发的产生。水冲粪技术仅需要增加冲洗的次数，减低每次冲洗时间长度，即可达到可观的减排效果。每隔2—3 h利用水冲粪技术冲洗一次可以有效地减少氨挥发14%—70%[31]，每次冲的时间不易过长（每次冲洗2—3秒，效果要高于每次冲洗3—6秒）。水冲粪时间过长容易导致粪尿的体积过大，耗水耗电且对储藏罐体积要求高，增加废水清理费用，且后续的固液分离或液体注射的成本提高。干清粪的氨挥发减排效果不如水冲粪。研究表明，干清粪技术每2.0—3.5 h清理一次，氨挥发减排效果仅为10%—14%[32]。传送带技术已被应用了几十年，相比于传统储存方式，传送带定期清粪可以减少50%的氨挥发[33]。Lachance[34]发现，氨挥发量和粪便在传送带上残留时间显著相关。

2.2.3 脲酶活性抑制 脲酶抑制剂的应用可以专性地抑制脲酶的活性，使尿液中的尿素以酰胺的形式保存在粪尿混合物中，因此氨挥发将显著降低。N-丁基硫代磷酰三胺（NBPT）是目前已知的可以有效抑制脲酶活性的抑制剂之一。Shi等[35]研究发现，施用1和2 kg·hm-2NBPT分别减少35.9%和34.4%的氨挥发，没有显著差异。Varel等[36]研究发现，苯基磷酸二酰胺（PPDA）、T-磷酸三环已胺（CHPT）和NBPT均可有效地减少氨挥发，但脲酶抑制剂在圈舍中的降解速率过快，因此为了达到效果，需要经常喷洒脲酶抑制剂。

2.2.4 快速干燥技术 采用强制通风措施对圈舍鸡粪进行干燥处理，将其含水量控制在40%以下，可抑制脲酶的活性，减少氨挥发[37]。该技术分为两类：第一类，传送带干燥技术；第二类，粪尿深坑干燥技术。研究表明，鸡粪在排泄后50 h内含水量降到40%以下，氨挥发损失最小[11]。该技术仅适用于密闭式的鸡舍，因为一般情况下鸡舍温度较高且不同于牛和猪的排泄物，鸡的排泄物含水量较低，可以运用风扇将热空气在传送带上鸡粪表面流动，达到干燥鸡粪的目的。

2.2.5 垫料 垫料可有效地减少氨挥发损失。垫料的减排机理如下：（1）添加垫料改变了混合物的C/N比，促进微生物的活性，增加对氮素的固定；（2）添加垫料可以降低自然或机械通风时圈舍中地面气流的作用；（3）垫料本身对氨的吸附固定；（4）生物反应后粪尿pH下降。一般认为锯末和秸秆是较好的垫料，因为碳氮比较高，且其纤维素（容易降解）含量较高，便于微生物菌群的吸收利用。Nicks等[38]研究表明，锯末的氨挥发减排效果要比秸秆高62%。泥炭的作用效果好，是因为泥炭容重大，对铵离子的吸附能力要远高于其他垫料。垫料的添加量影响底物碳氮比和氨挥发，每头猪每星期添加4 kg秸秆时，减排效果比施用2 kg秸秆要高39%，但是当秸秆添加量达到8 kg时效果和4 kg并没有较大差异[39]。该技术可以较低的成本取得较好的减排效果，但是添加秸秆的作用效果不稳定[40]。

2.2.6 空气净化和过滤收集技术 集约化猪和鸡的养殖场一般选择密闭性圈舍的饲养方式，为了保证空气流动，这些密闭圈舍配有通风系统。在圈舍中，动物排泄产生的粪尿接触后会产生大量的氨挥发，通风系统的运作一是可以保证空气的流通，二是可以降低空气中氨的浓度，以避免其浓度过高对动物的呼吸系统产生不利影响。但是如果不回收空气中的氨，氮素损失依然没有降低。因此可以在通风系统的终端采取一些措施，如化学固定剂（如各种形式的酸，将氨气体固定成铵离子）、物理固定剂（蛭石等比表面较大的具有阳离子交换能力物质）、生物固定剂（微生物菌群，将氨吸收转化成硝酸根离子）。氮素被固定后可以进行回收利用，由此降低氨挥发损失。酸性固定物的氨去除率在40%—100%，平均96%，取决于设定的pH（通常要求溶液pH要低于4）。微生物菌群去除氨的效率在-8%—100%，因氨气在生物过滤器的停留时间和过滤材料的湿度不同导致除氨效果差异较大，平均70%[41-42]，如果仅用水作为吸收物质，氨的去除率也可达到40%。该技术目前在欧洲国家应用较多，可以显著地促进氨挥发的降低，并且氮的回收利用率增加，但是设备运行成本较高。

2.3 畜禽粪尿储藏氨减排技术

当粪尿从圈舍中转移到圈舍外的专门储藏设施后，粪尿储藏设施的种类对养分的环境排放有很重要的影响。因为储藏设施可以控制粪尿和空气接触的面积；也可以覆盖，降低降雨对稀释尿液破坏粪尿稳定的影响，同时也可以限制储藏设施内的空气流动；而利用水泥或铁质地板可以防止粪尿的淋洗损失。目前广泛采用的泻湖储藏方式中，占地面积大，粪尿与空气接触表面积很大因此很难进行覆盖处理，且如果没有在底部做防渗处理则有会造成硝酸盐的淋洗，另外降雨很容易引起对粪尿的扰动、且增加粪尿的体积，如果降雨量过大则会造成对附近水源的污染，且敞口式的储存容易增加臭味物质的挥发。采用铁质罐式储藏，肥料包，覆盖储藏和添加剂等先进的粪尿储存方式可以减少氨挥发（图4）。

图4 储藏环节氨挥发产生过程及减排技术

2.3.1 改进储藏方式 相比普通的敞口泻湖式的储藏方式，水泥或铁质材料制成的罐式或筒式储藏设施可以降低粪尿和空气的接触面积，减少20%—50%的氨挥发[43]。如果在储藏设施的顶部建立不透水的帐篷式屋顶或盖子，限制储藏设施内的空气流动，可以进一步减少氨挥发损失的风险。但是屋顶或盖子的设计需要和储藏设施的墙壁紧密接触，以保证达到限制空气流动的效果。肥料包技术是将圈舍中产生的粪尿定期用泵泵到一个容积很大的聚乙烯袋子中，因为袋中是一个密闭的环境，因此可以避免氨挥发的产生。

2.3.2 覆盖 通过在粪尿表面形成永久或非永久的覆盖物，可以避免粪尿和空气的接触，降低氨挥发的产生。目前常使用的覆盖物有以下几种：聚乙烯塑料膜、织物、油、晶石类物质、自然结皮、有机覆盖物。聚乙烯塑料膜是能够防雨的覆盖物。与表面没有覆盖物相比，聚乙烯薄膜几乎可以完全避免氨挥发的产生[44]。自然结皮仅针对粪尿中有机物含量较高的粪尿储存体系，主要是牛粪和部分猪粪。自然结皮的减排潜力为-13%—90%[45]。织物目前主要应用在不能生成自然结皮的猪粪上，由于之间存在一定的孔隙，因此氨挥发的减排效果不如聚乙烯材料。土工织物的氨挥发减排潜力30%—45%[46]，而泡沫塑料的氨挥发减排潜力可以达到45%—95%[47]。由于铵离子是不溶于油的，因此在粪尿的表面施用一层油也可以降低氨挥发。油层覆盖在短期内效果明显，氨挥发减排效果可达90%以上，但由于油的降解，所以油层覆盖的长期（＞30 d）效果并不理想[48]。油膜减排效果取决于油的种类和油层厚度。有机覆盖物可选择的材料有秸秆、锯末等，减排潜力为25%—85%[49]。晶石类物质包括珍珠岩、沸石、黏土等。晶石类物质的氨挥发减排潜力为69%—93%[45]，覆盖厚度越厚，氨挥发减排效果越明显[50]。

2.3.3 添加剂 通过向粪尿中添加酸性物质，调节粪尿pH为5—6左右，可有效降低氨挥发。一般pH越低，减排效果越明显，但pH降至4.5以下后，溶液中只有微量氨的存在[51]。目前普遍使用的酸化物质有3种：（1）强酸（硫酸、磷酸、盐酸等）；（2）弱酸（乳酸、苯甲酸等）；（3）弱酸性盐类（硫酸氢钠、硫酸铝、氯化铝、氯化钙等）。强酸性的物质添加后可以快速地改变粪尿pH，且可以保证pH稳定，氨挥发减排70%—90%，效果高于其他弱酸性的物质[52]。弱酸性的物质添加量较高，同时pH缓冲能力强，可以稳定地维持粪尿pH在较低的水平。弱酸性盐类的缓冲能力差，如向粪尿储存罐中添加氯化钙后，在前3 d内的氨挥发减排90%，但是在随后2周的测定中减排效果只有40%[53]。该技术简单可行，且适用于各种动物品种和养殖体系。

添加阳离子吸附类物质可以固定粪尿中的铵离子，降低铵离子浓度，进而降低氨挥发损失。Miner等[54]发现，在奶牛粪尿中添加1%—4%（w/v）的沸石，氨挥发减排60%；Nakaue等[55]在肉鸡粪便中添加5 kg·m-2的沸石，氨挥发减排35%。黏土矿物、废旧报纸、纸浆等被证明按照5%的质量比加入储存罐后可以有效地降低氨挥发的发生，减排潜力为29%—47%[56]。另外，丝兰提取物和泥炭苔等有机提取物也被应用于降低粪尿混合物的氨挥发，其作用机理是这些物质可以固定铵离子。但是这两种物质的作用效果目前研究不多，作用效果不稳定。吸附物质对于各种动物种类和养殖体系都适用，且操作简单，减排效果较好。

2.4 畜禽粪尿处理氨减排技术

相比于普通的堆放，好氧堆肥往往会增加氨挥发损失。因此，本文探讨的粪尿处理氨挥发减排技术主要围绕堆肥过程。好氧堆肥常用的通风方式包括强制通风和翻堆。强制通风的氨挥发量一般要高于翻堆。Pardo等[57]的meta-analysis结果显示，与普通堆放相比，强制通风堆肥和翻堆堆肥的氨挥发量分别要高121%和54%；赵晨阳等[58-59]研究表明，堆肥过程中氨挥发量会随翻堆频率和通风速率的增加而增加；Jiang等[60]评价通风速率、碳氮比和湿度对猪粪堆肥氨挥发的影响，发现通风速率是影响氨挥发最重要的因素，且通风速率越大，氨挥发越高；碳氮比显著影响堆肥过程氨挥发，碳氮比越低氨挥发越高；初始含水量对堆肥氨挥发没有显著影响。近20多年来，堆肥添加剂的氨挥发减排效果受到广泛关注。大量的添加剂被证明可以有效地减少堆肥氨挥发损失[57]。根据堆肥添加剂的作用机理归类，可以分为（表1）：金属盐类、吸附物质、微生物、酸、可利用碳。不同类型添加剂的减排效率因添加剂种类和添加剂量不同有较大差异。为了减少氨挥发，可以在堆肥的过程中采取覆盖措施[4]。研究发现，相比于不覆盖处理，在堆肥过程中使用不透水的材料覆盖能够减少90%的氨挥发[73]。还有一种堆肥方式是在完全密闭的反应器中堆肥，并将废气通入氨的过滤收集设备[74-75]。

表1 不同类型添加剂在堆肥过程中的氨挥发减排效率

2.5 化肥和粪尿农田施用氨减排技术

尿素是潜在氨挥发率较高的一种肥料，尿素表施后会脲酶作用下快速水解，其中5%—40%的氮以氨挥发的形式损失[76]。因此，目前氨挥发减排措施也主要是针对尿素的。化肥农田施用氨挥发主要受肥料类型和施肥方式的影响。硝酸铵或硫酸铵替代尿素、缓控释肥料、脲酶抑制剂等新型肥料、化肥深施和施后立即灌溉以及养分资源综合管理是氨挥发减排的有效措施。粪尿表施到土壤表面后，在空气温度高，风速快和太阳辐射强情况下，总铵态氮的损失比率可达40%—60%[76]。一般可采取的减排措施包括注射施用、覆盖施用、条施或快速下渗技术（图5）。

图5 施用环节氨挥发产生过程及减排技术

2.5.1 新型肥料 因为尿素的潜在氨挥发风险较高，因此可以采用新型肥料来替代尿素，以降低农田生产过程的氨挥发。目前可以应用的新型肥料包括硝基肥料（如硝酸铵）、缓控肥及添加脲酶抑制剂的肥料。硝酸铵的氨挥发减排效果得到广泛验证，并成为欧洲主要的氮肥品种，但由于安全原因和较高的成本问题，中国已经禁止硝酸铵作为化肥单独使用。在欧洲，硫酸铵取代部分尿素，并将两者混合施用，相对于单施尿素，也可以实现90%的氨挥发减排[77-78]。缓控释肥料的包膜或缓溶性物质阻隔膜内外水分的运移，延缓尿素溶出过程，降低土壤氨挥发。大量研究表明，包膜肥料的氨挥发量比普通肥料低0.11%—94.0%[79-81]，因包膜材料和土壤类型不同减排效果有较大差异。赵斌等[82]对夏玉米田间土壤原位氨挥发进行研究发现，控释肥处理氨挥发速率上升缓慢，最大挥发高峰出现时间比普通肥料处理晚7 d，且土壤氨挥发量比普通肥料处理减少51%—91%。添加脲酶抑制剂的稳定性肥料可有效抑制脲酶活性，达到降低氨挥发的效果。国内外已经进行了醌类、酸酰胺类、重金属盐类、多酚类等多种脲酶抑制剂的对比试验，也筛选出了如HQ、PPDA、NBPT、CHPT等脲酶抑制剂。Byrnes等[83]在水稻田上进行CHPT的田间效果试验发现，CHPT对氨挥发的抑制效果好于NBPT，但没有增加水稻的产量。NBPT在降低氨挥发以及稳定性和毒性方面都优于其他几种抑制剂，因此在试验和示范中应用较多，也是目前农业应用及商业开发上较为成功的使用最广泛的脲酶抑制剂，其商品名叫Agrotain。Cantarella等[84]在巴西不同区域针对玉米及牧草作物进行的8个田间试验表明，与普通尿素相比，NBPT能显著减少29%—89%的氨挥发。

2.5.2 化肥深施和施后立即灌溉 深施可以减少肥料与空气的接触，且可以显著缩短养分向根系附近移动的时间，增加作物对养分的利用率，因此可以降低肥料的氨挥发损失。研究表明，撒施后翻耕和条施后覆土是降低氨挥发损失的有效施肥方式[85-86]。施肥后立即灌溉可减少40%—70%的氨挥发，减排效果取决于灌溉时间、水量以及土壤湿度和质地[76]。曹兵等[87]研究冬小麦不同基肥施用方式（表施、深施和表施结合灌溉）对土壤氨挥发损失的影响，发现冬小麦表施尿素下氨挥发高达46%，表施后立即灌概的氨挥发仅为4%，而尿素深施后的氨挥发损失仅为6%。

2.5.3 养分资源综合管理 养分资源综合管理是指利用现有的田间试验或者长期定位试验为基础，根据作物需肥规律、土壤供肥性能和肥料效应，协调系统养分投入与产出平衡，实现养分资源高效利用。欧洲平衡施肥的结果表明，可以促进氮素各种形态损失的降低（氨挥发减少8.9%），并同时对肥料氮磷钾的利用率和产量都有促进作用。同时平衡施肥可以降低肥料的投入和成本[12]。ZHANG等[88]在河北曲周农村通过优化施肥量和施肥时间实现了小麦增产32%，玉米增产7.5%；夏文建等[89]研究表明，同习惯施氮相比，基于作物阶段氮素吸收增加追肥比例和施肥次数的优化施氮能有效减少肥料氮的氨挥发损失。

2.5.4 粪尿优化施用技术 采用粪尿优化施用技术，将粪尿施入土壤中，这样不仅可以隔绝粪尿与空气的接触，还可以增加土壤对铵离子的固定和根系对粪尿氮素的吸收，从而有效地降低氨挥发的发生[90]，包括注射施用、覆盖施用和条施等。就氨减排效果而言，注射施用优于覆盖施用优于条施。粪尿注射技术分为粪尿开口注射施用技术和粪尿闭口注射施用技术。粪尿开口注射施用技术主要应用于草地，氨挥发减排潜力为70%—80%[91]。粪尿闭口注射施用技术的氨挥发减排效果优于粪尿开口注射施用技术，因为土壤开口闭合后可以进一步降低粪尿与空气的接触。粪尿闭口注射施用深度为5—10 cm时氨挥发减排潜力为80%，随着施用深度的增加，该技术的氨挥发减排潜力可以提高到90%[92]。粪尿覆盖施用指粪尿施用后快速进行覆盖，其施用后覆盖时间对氨挥发有明显的影响。粪施用后4 h内覆盖，氨挥发减排潜力为45%—65%，而当施用后24 h内覆盖，氨挥发减排潜力仅有30%[92]。该技术不能在作物生长季节进行，且对机械的马力要求较高，不适宜山坡地。粪尿条施技术也可以减少粪尿与空气的接触面积，分为软管式和犁头式两种模式。软管条施的氨挥发减排潜力为0—75%；而带鞋尖的条施技术减排潜力为38%—74%[91]。条施技术适用于作物生长期间，根系对养分的吸收能力强，且作物冠层的存在可以阻挡气流流动对氨挥发的影响，因此氨挥发显著降低[42]。然而，犁头式的条施方式可能会对作物根系影响较大。

2.5.5 粪尿快速下渗技术 粪尿氨挥发量和粪尿渗入土壤的速率是呈负相关的，粪尿施用后渗入土壤的速率越快，其在土壤表面残留时间越短，氨挥发越低。因此，可以采取稀释粪尿的方法，使粪尿快速渗入土壤，减少氨挥发[90]。粪尿稀释施用的氨挥发减排潜力为30%—91%[42,92-95]。另一个粪尿快速下渗技术是低含水量土壤施用粪尿。已有研究表明，粪尿施到含水量低的土壤可以实现氨挥发减排70%[96]。粪尿施用之前翻耕土壤，也可以实现粪尿的快速下渗，减少40%—90%的氨挥发[97]。有研究表明，将土壤耕至6 cm，然后施用粪尿液体，利用机械将两者混合可减少氨挥发约60%[98]。

3 结论和建议

农牧系统各环节氨挥发减排技术的效果、减排潜力和应用前景见表2。目前的氨挥发减排研究主要关注农牧系统生产过程的特定环节和技术，而关于整个系统各个环节减排技术的综合评价还很少，国内更是缺乏相关研究。通过meta分析等方法综合分析和评价农牧系统各个环节的减排技术，有针对性地提出综合的氨挥发减排技术体系，应是今后氨挥发减排技术研究的一个方向。此外，应重点加强畜禽养殖和粪便管理环节氨挥发减排技术研究，为构建中国农牧系统综合的氨挥发减排技术体系提供数据和理论支持。在构建氨挥发减排技术体系的同时，还应考虑经济效益、温室气体（CH4和N2O）协同减排和动物福利等因素。

欧美发达国家对各环节氨挥发减排技术的减排原理、技术规程及指标、可行性、障碍因子及减排成本进行了全面的研究，推动了氨挥发减排技术的推广与应用。国内在畜禽粪尿饲舍-储藏-加工-施用等氨挥发减排配套设备和机具研发方面，距欧美发达国家还有相当大的差距，这在很大程度上限制了中国氨挥发减排技术的推广和应用。因此，中国应大力支持农牧系统全链条氨挥发减排技术和机具的研发，并加强减排技术原理、技术规程及成本效益等研究。

表2 农牧系统各环节氨挥发减排技术比较

美国和欧盟通过制定氨挥发减排政策法规和氨挥发减排技术补贴，有效地减少了农业生产过程的氨气排放。而中国目前关于农牧系统氨挥发减排的法律法规还不健全，需推进和完善相关立法工作。同时，氨减排设施的投入无疑会增加种植和养殖成本，建议制定减排技术和设备的补贴优惠政策，推动氨挥发减排技术的实施。

[1] 钱晓雍, 郭小品, 林立, 沈根祥. 国内外农业源NH3排放影响PM2.5形成的研究方法. 农业环境科学学报, 2013, 32(10): 1908-1914.

Qian X Y, Guo X P, Lin L, Shen G X. Research methods for agriculturally emitted ammonia effects on formation of fine particulate matter (PM2.5): a review., 2013, 32(10): 1908-1914. (in Chinese)

[2] 韦莲芳, 段菁春, 谭吉华, 马永亮, 贺克斌, 王书肖, 黄晓锋, 张元勋. 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. 中国科学: 地球科学, 2015, 45(2): 216-226.

Wei L F, Duan J C, Tan J H, Ma Y L, He K B, Wang S X, Huang X F, Zhang Y X. Gas-to-particle conversion of atmospheric ammonia and sampling artifacts of ammonium in spring of Beijing., 2015, 45(2): 216-226. (in Chinese)

[3] Guo J H, Liu X J, Zhang Y, Shen J L, Han W X, Zhang W F, Christie P, Goulding K W T, Vitousek P M, Zhang F S. Significant acidification in major Chinese croplands., 2010, 327(5968): 1008-1010.

[4] Reis S, Howard C, Sutton M A.. Springer, 2015.

[5] Galloway J N, Dentener F J, Capone D G, Boyer E W, Howarth R W, Seitzinger S P, Asner G P, Cleveland C C, Green P A, Holland E A, KARL D M, MICHAELS A F, PORTER J H, TOWNSEND A R, VöRöSMARTY C J. Nitrogen cycles: past, present, and future., 2004, 70(2): 153-226.

[6] Gao Z L, Ma W Q, Zhu G D, Roelcke M. Estimating farm-gate ammonia emissions from major animal production systems in China., 2013, 79: 20-28.

[7] 董文煊, 邢佳, 王书肖. 1994~2006年中国人为源大气氨排放时空分布. 环境科学, 2010, 31(7): 1457-1463.

Dong W X, Xing J, Wang S X. Temporal and spatial distribution of anthropogenic ammonia emissions in China: 1994-2006., 2010, 31(7): 1457-1463. (in Chinese)

[8] Tamminga S. Gaseous pollutants produced by farm animal enterprises//Phillips C, Piggins D.. Wallingford, U.K.: CAB International, 1992.

[9] Bristow A W, Whitehead D C, Cockburn J E. Nitrogenous constituents in the urine of cattle, sheep and goats., 1992, 59(3): 387-394.

[10] Aarnink A, Keen A, Metz J, Speelman L, Verstegen M. Ammonia emission patterns during the growing periods of pigs housed on partially slatted floors., 1995, 62(2): 105-116.

[11] Koerkamp P W G. Review on emissions of ammonia from housing systems for laying hens in relation to sources, processes, building design and manure handling., 1994, 59(2): 73-87.

[12] Velthof G L, Oudendag D A, Oenema O. Development and application of the integrated nitrogen model MITERRA-EUROPE. Task 1 Service contract “Integrated measures in agriculture to reduce ammonia emissions”[R]. Alterra, Wageningen, 2007.

[13] Canh T T, Aarnink A J A, Schutte J B, Sutton A, Langhout D J, Verstegen M W A. Dietary protein affects nitrogen excretion and ammonia emission from slurry of growing- finishing pigs., 1998, 56(3): 181-191.

[14] Rotz C A. Management to reduce nitrogen losses in animal production., 2004, 82(suppl. 13): E119-E137.

[15] Van der Peet-Schwering C P, Verdoes N, Voermans M. Ammonia emission 10% reduced with phase feeding.Swine research station, Rosmalen, 1997.

[16] Hristov A N, Etter R P, Ropp J K, Grandeen K L. Effect of dietary crude protein level and degradability on ruminal fermentation and nitrogen utilization in lactating dairy cows., 2004, 82(11): 3219-3229.

[17] Mordenti A, Piva G, Casa G D. Pig feeding and fat quality in heavy swine., 1992.http://www.ismea.it.

[18] Nahm K H. Efficient feed nutrient utilization to reduce pollutants in poultry and swine manure., 2002, 32(1): 1-16.

[19] Kreuzer M, Machmüller A. Reduction of gaseous nitrogen emission from pig manure by increasing the level of bacterially fermentable substrates in the ration., 1993, 69.

[20] Canh T T, Sutton A L, Aarnink A J, Verstegen M W, Schrama J W, Bakker G C. Dietary carbohydrates alter the fecal composition and pH and the ammonia emission from slurry of growing pigs., 1998, 76(7): 1887-1895.

[21] 潘倩, 陈安国, 赵燕. 可发酵碳水化合物减少猪场臭气的机理和应用. 家畜生态学报, 2007, 28(3): 6-10.

Pan Q, Chen A G, Zhao Y. The mechanism and application of fermentable carbohydrate to reduce odors from swine industry., 2007, 28(3): 6-10. (in Chinese)

[22] Halas D, Hansen C F, Hampson D J, Kim J C, Mullan B P, Wilson R H, Pluske J R. Effects of benzoic acid and inulin on ammonia-nitrogen excretion, plasma urea levels, and the pH in faeces and urine of weaner pigs., 2010, 134(1): 243-245.

[23] Lenis N P, Jongbloed A W. New technologies in low pollution swine diets: Diet manipulation and use of synthetic amino acids, phytase and phase feeding for reduction of nitrogen and phosphorus excretion and ammonia emission., 1999, 12(2): 305-327.

[24] Philippe F X, Cabaraux J F, Nicks B. Ammonia emissions from pig houses: Influencing factors and mitigation techniques., 2011, 141(1): 245-260.

[25] Pedersen S, Ravn P. Characteristics of floors for pig pens: Friction, shock absorption, ammonia emission and heat conduction., 2008.

[26] Ye Z, Zhang G, Seo I H, Kai P, Saha C K, Wang C, Li B. Airflow characteristics at the surface of manure in a storage pit affected by ventilation rate, floor slat opening, and headspace height., 2009, 104(1): 97-105.

[27] Aarnink A J A, Van Den Berg A J, Keen A, Hoeksma P, Verstegen M W A. Effect of slatted floor area on ammonia emission and on the excretory and lying behaviour of growing pigs., 1996, 64(4): 299-310.

[28] Braam C R, Ketelaars J, Smits M C J. Effects of floor design and floor cleaning on ammonia emission from cubicle houses for dairy cows., 1997, 45(1): 49-64.

[29] Lachance I, Godbout S, Lemay S, Larouche J P, Pouliot F. Separation of pig manure under slats: to reduce releases in the environment//. American Society of Agricultural and Biological Engineers, 2005.

[30] Stewart K J, Lemay S P, Barber E, Laguë C, Crowe T. Experimental manure handling systems for reducing airborne contamination of fecal origin//2004. American Society of Agricultural and Biological Engineers, 2004.

[31] Ogink N W M, Kroodsma W. Reduction of ammonia emission from a cow cubicle house by flushing with water or a formalin solution., 1996, 63(3): 197-204.

[32] Kroodsma W, HUIS in’t Veld J W H, Scholtens R. Ammonia emission and its reduction from cubicle houses by flushing., 1993, 35(3/4): 293-302.

[33] Kaspers B, Koger J, van Kempen T. Evaluation of a conveyor belt waste collection system for swine: fecal drying efficiency and ammonia emission reductions[R]. North Carolina State University. Annual Swine Report, 2002.

[34] Lachance I. Effets de la séparation des déjections porcines sous les planchers lattés sur les émissions gazeuses et d’odeurs[D]. Université Laval, 2005.

[35] Shi Y, Parker D B, Cole N A, Auvermann B W, Mehlhorn J E. Surface amendments to minimize ammonia emissions from beef cattle feedlots., 2001, 44(3): 677-682.

[36] Varel V, Nienaber J, Byrnes B. Urease inhibitors reduce ammonia emissions from cattle manure//Vinkeloord, the Netherlands: Nederlandse Vereniging Techniek LandbouwRosmalen, 1997.

[37] Webb J, Menzi H, Pain B F, Misselbrook T H, Dämmgen U, Hendriks H, Döhler H. Managing ammonia emissions from livestock production in Europe., 2005, 135(3): 399-406.

[38] Nicks B, Laitat M, Vandenheede M, Désiron A, Verhaeghe C, Canart B. Emissions of ammonia, nitrous oxide, methane, carbon dioxide and water vapor in the raising of weaned pigs on straw-based and sawdust-based deep litters., 2003, 52(3): 299-308.

[39] Gilhespy S L, Webb J, Chadwick D R, Misselbrook T H, Kay R, Camp V, Retter A, Bason A. Will additional straw bedding in buildings housing cattle and pigs reduce ammonia emissions?, 2009, 102(2): 180-189.

[40] Maeda T, Matsuda j. Ammonia emissions from composting livestock manure//Vinkeloord, the Netherlands: Nederlandse Vereniging Techniek LandbouwRosmalen, 1997: 45-153.

[41] Melse R W, Ogink N W M. Air scrubbing techniques for ammonia and odor reduction at livestock operations: Review of on-farm research in the Netherlands., 2005, 48(6): 2303-2313.

[42] Ndegwa P M, Hristov A N, Arogo J, Sheffield R E. A review of ammonia emission mitigation techniques for concentrated animal feeding operations., 2008, 100(4): 453-469.

[43] Döhler H, Eurich-Menden B, Rößler R, Vandré R, Wulf S.. Dessau-Roßlau: Umweltbundesamt, 2011.

[44] Scotford I M, Williams A G. Practicalities, costs and effectiveness of a floating plastic cover to reduce ammonia emissions from a pig slurry lagoon., 2001, 80(3): 273-281.

[45] Hou Y, Velthof G L, Oenema O. Mitigation of ammonia, nitrous oxide and methane emissions from manure management chains: a meta-analysis and integrated assessment., 2015, 21(3): 1293-1312.

[46] Bicudo J R, Clanton C J, Schmidt D R, Powers W, Jacobson L D, Tengman C L. Geotextile covers to reduce odor and gas emissions from swine manure storage ponds., 2004, 20(1): 65-75.

[47] Miner J R, Suh K W. Floating permeable covers to control odor from lagoons and manure storages//Vinkeloord, the Netherlands: Nederlandse Vereniging Techniek LandbouwRosmalen, 1997: 435-440.

[48] VanderZaag A C, Gordon R j, Glass V M, Jamieson R C. Floating covers to reduce gas emissions from liquid manure storages: a review., 2008, 24(5): 657-671.

[49] Bicudo J R, Schmidt D R, Jacobson L D. Using covers to minimize odor and gas emissions from manure storages[R]. Cooperative Extension Service, University of Kentucky, 2004. https:// uknowledge.uky.edu/aen_reports/.

[50] Guarino M, Fabbri C, Brambilla M, Valli L, Navarotto P. Evaluation of simplified covering systems to reduce gaseous emissions from livestock manure storage., 2006, 49(3): 737-747.

[51] Parkhurst C R, Hamilton P B, Baughman G R. The use of volatile fatty acids for the control of microorganisms in pine sawdust litter., 1974, 53(2): 801-806.

[52] 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., 1991, 57(3): 335-349.

[53] Andersson M. Performance of additives in reducing ammonia emissions from cow slurry[R]. Swedish University of Agricultural Sciences, Department of Agricultural Biosystems and Technology, 1994.

[54] Miner J R, Raja S N, McGregor W. Finely ground zeolite as an odour control additive immediately prior to sprinkler application of liquid dairy manure//Vinkeloord, the Netherlands: Nederlandse Vereniging Techniek LandbouwRosmalen, 1997: 717-720.

[55] Nakaue H S, Koelliker J K, Pierson M L. Studies with clinoptilolite in poultry. II. Effect of feeding broilers and the direct application of clinoptilolite (zeolite) on clean and reused broiler litter on broiler performance and house environment., 1981, 60(6): 1221-1228.

[56] Subair S, Fyles J W, O’Halloran I P. Ammonia volatilization from liquid hog manure amended with paper products in the laboratory., 1999, 28(1): 202-207.

[57] Pardo G, Moral R, Aguilera E, Prado A. Gaseous emissions from management of solid waste: a systematic review., 2015, 21(3): 1313-1327.

[58] 赵晨阳, 李洪枚, 魏源送, 钟佳, 郑嘉熹, 韩圣慧, 万合锋. 翻堆频率对猪粪条垛堆肥过程温室气体和氨气排放的影响. 环境科学, 2014, 35(2): 533-540.

Zhao C Y, Li H M, Wei Y S, Zhong J, Zheng J X, Han S H, Wan H F. Effects of turning frequency on emission of greenhouse gas and ammonia during swine manure windrow composting., 2014, 35(2): 533-540. (in Chinese)

[59] Shen Y, Ren L, Li G, Chen T, Guo R. Influence of aeration on CH4, N2O and NH3emissions during aerobic composting of a chicken manure and high C/N waste mixture., 2011, 31(1): 33-38.

[60] Jiang T, Schuchardt F, Li G, Guo R, Zhao Y. Effect of C/N ratio, aeration rate and moisture content on ammonia and greenhouse gas emission during the composting., 2011, 23(10): 1754-1760.

[61] Yang F, Li G, Shi H, Wang Y. Effects of phosphogypsum and superphosphate on compost maturity and gaseous emissions during kitchen waste composting., 2015, 36: 70-76.

[62] Jeong Y K, Kim J S. A new method for conservation of nitrogen in aerobic composting processes., 2001, 79(2): 129-133.

[63] Fukumoto Y, Suzuki K, Kuroda K,Waki M, Yasuda T. Effects of struvite formation and nitratation promotion on nitrogenous emissions such as NH3, N2O and NO during swine manure composting., 2011, 102(2): 1468-1474.

[64] Awasthi M K, Wang Q, Ren X, Zhao J, Huang H, Awasthi S K, Zhang Z. Role of biochar amendment in mitigation of nitrogen loss and greenhouse gas emission during sewage sludge composting., 2016, 219: 270-280.

[65] Chen W, Liao X, Wu Y, Liang J B, Mi J, Huang J, ZHANG H, WU Y, QIAO Z, LI X, Wang Y. Effects of different types of biochar on methane and ammonia mitigation during layer manure composting., 2017, 61: 506-515.

[66] Ohkubo T, Osada T, Akagami M. Regulation trial of nitrous oxide emissions caused by composting swine manure with nitrite-oxidizing bacteria added for nitrification promotion., 2016, 50(4): 353-359.

[67] Zhang Y, Zhao Y, Chen Y, Lu Q, Li M, Wang X, WEI Y, XIE X, Wei Z. A regulating method for reducing nitrogen loss based on enriched ammonia-oxidizing bacteria during composting., 2016, 221: 276-283.

[68] Sasaki H, Kitazume O, Nonaka J, Hikosaka K, Otawa K, Itoh K, Nakai Y. Effect of a commercial microbiological additive on beef manure compost in the composting process., 2006, 77(5): 545-548.

[69] Mahimairaja S, Bolan N S, Hedley M J, Macgregor A N. Losses and transformation of nitrogen during composting of poultry manure with different amendments: an incubation experiment., 1994, 47(3): 265-273.

[70] 史春梅, 王继红, 李国学, 江滔, 魏洪飞, 马志宏. 不同化学添加剂对猪粪堆肥中氮素损失的控制. 农业环境科学学报, 2011, 30(5): 1001-1006.

Shi C M, Wang J H, Li G X, Jiang T, Wei H F, Ma Z H. Control of different chemical additives on nitrogen loss during composting of pig manure., 2011, 30(5): 1001-1006. (in Chinese)

[71] Meng L, Li W, Zhang S,Wu C, Wang K. Effects of sucrose amendment on ammonia assimilation during sewage sludge composting., 2016, 210: 160-166.

[72] Li Y, Li W, Wu C, Wang K. New insights into the interactions between carbon dioxide and ammonia emissions during sewage sludge composting., 2013, 136: 385-393.

[73] Karlsson S. Measures to reduce ammonia losses from storage containers for liquid manure//.Madrid, 1996, 23: 26.

[74] Hong J H, Park K J. Compost biofiltration of ammonia gas from bin composting., 2005, 96(6): 741-745.

[75] la Pagans E, Font X, Sánchez A. Biofiltration for ammonia removal from composting exhaust gases., 2005, 113(2): 105-110.

[76] Bittman S, Dedina M, Howard C M, Oenema O, Sutton M.. Edinburgh, UK: Centre for Ecology and Hydrology, 2014.

[77] Oenema O, Velthof G L. Ammonia volatilization from compound nitrogen-sulfur fertilizers//, Springer, 1993: 341-349.

[78] Chien S H, Gearhart M M, Villagarcía S. Comparison of ammonium sulfate with other nitrogen and sulfur fertilizers in increasing crop production and minimizing environmental impact: a review., 2011, 176(7): 327-335.

[79] 许俊香, 谷佳林, 边秀举, 倪小会, 杨俊刚, 李会彬, 曹兵. 控释复合肥对冷季型草坪氨挥发和硝态氮淋洗的影响. 植物营养与肥料学报, 2010, 16(3): 675-680.

Xu J X, Gu J L, Bian X J, Ni X H, Yang J G, Li H B, Cao B. Effects of controlled release compound fertilizer on ammonia volatilization and nitrate leaching in cool-season turfgrass system., 2010, 16(3): 675-680. (in Chinese)

[80] 杜建军, 毋永龙, 田吉林, 王益权, 崔英德. 控/缓释肥料减少氨挥发和氮淋溶的效果研究. 水土保持学报, 2007, 21(2): 49-52.

Du J J, Wu Y L, Tian J L, Wang Y Q, Cui Y D. Effect of several controlled/slow-release fertilizers on decreasing ammonia volatilization and N leaching., 2007, 21(2): 49-52. (in Chinese)

[81] 孙克君, 毛小云, 卢其明, 贾爱萍, 廖宗文. 几种控释氮肥减少氨挥发的效果及影响因素研究. 应用生态学报, 2004, 15(12): 2347-2350.

Sun K J, Mao X Y, Lu Q M, jia A P, Liao Z W. Mitigation effect of several controlled-release N fertilizers on ammonia volatilization and related affecting factors., 2004, 15(12): 2347-2350. (in Chinese)

[82] 赵斌, 董树亭, 王空军, 张吉旺, 刘鹏. 控释肥对夏玉米产量及田间氨挥发和氮素利用率的影响. 应用生态学报, 2009, 20(11): 2678-2684.

Zhao B, Dong S T, Wang K J, Zhang J W, Liu P. Effects of controlled-release fertilizers on summer maize grain yield, field ammonia volatilization, and fertilizer nitrogen use efficiency., 2009, 20(11): 2678-2684. (in Chinese)

[83] Byrnes B H, Freney J R. Recent developments on the use of urease inhibitors in the tropics., 1995, 42: 251-259.

[84] Cantarella H, Quaggio J A, Gallo P B, Bolonhezi D, Rossetto R. Ammonia losses of NBPT-treated urea under Brazilian soil conditions//. 2005.

[85] 杨晓云, 杨虎德. 不同施肥条件下北方夏玉米农田土壤氨挥发研究. 干旱区资源与环境, 2016, 30(11): 137-142.

Yang X Y, Yang H D. Soil ammonia volatilization under the different fertilization in summer corn farmland in North China., 2016, 30(11): 137-142. (in Chinese)

[86] 李鑫, 巨晓棠, 张丽娟, 万云静, 刘树庆. 不同施肥方式对土壤氨挥发和氧化亚氮排放的影响. 应用生态学报, 2008, 19(1): 99-104.

Li X, Ju X T, Zhang L J, Wan Y J, Liu S Q. Effects of different fertilization modes on soil ammonia volatilization and nitrous oxide emission., 2008, 19(1): 99-104. (in Chinese)

[87] 曹兵, 李新慧, 张琳, 邹国元, 高祥照, 赵春江. 冬小麦不同基肥施用方式对土壤氨挥发的影响. 华北农学报, 2001, 16(2): 83-86.

Cao B, Li X H, Zhang L, Zou G Y, Gao X Z, Zhao C J. Effect of different basal-dressing application methods on soil ammonia volatilization from winter wheat field., 2001, 16(2): 83-86. (in Chinese)

[88] Zhang W F, Cao G X, Li X L, Zhang H Y, Wang C, Liu Q Q, Chen X P, Cui Z L, Shen J B, Jiang R F, Mi G H, Miao Y X, Zhang F S, Dou Z X. Closing yield gaps in China by empowering smallholder farmers., 2016, 537(7622): 671-674.

[89] 夏文建, 周卫, 梁国庆, 王秀斌, 孙静文, 李双来, 胡诚, 陈云峰. 优化施氮下稻-麦轮作体系氮肥氨挥发损失研究. 植物营养与肥料学报, 2010, 16(1): 6-13.

Xia W J, Zhou W, Liang G Q, Wang X B, Sun J W, Li S L, Hu C, Chen Y F. Effect of optimized nitrogen application on ammonia volatilization from paddy field under wheat-rice rotation system., 2010, 16(1): 6-13. (in Chinese)

[90] Thompson R B, Pain B F, Rees Y J. Ammonia volatilization from cattle slurry following surface application to grassland., 1990, 125(1): 119-128.

[91] Webb J, Pain B, Bittman S, Morgan J. The impacts of manure application methods on emissions of ammonia, nitrous oxide and on crop response-a review., 2010, 137(1): 39-46.

[92] Methane C H, Mono-oxide C O C, Di-oxide C O C, Iron F, Hectare H. Draft guidance document for preventing and abating ammonia emissions from agricultural sources. http://www.unece.org/ fileadmin/DAM/env/documents/2012/air/Draft_guidance_document_for_preventing_and_abating_ammonia_emissions_from_agricultural_sources.pdf.

[93] Frost J P. Effect of spreading method, application rate and dilution on ammonia volatilization from cattle slurry., 1994, 49(4): 391-400.

[94] Morken J, Sakshaug S. Direct ground injection of livestock waste slurry to avoid ammonia emission., 1998, 51(1): 59-63.

[95] Sommer S G, Olesen J E. Effects of dry matter content and temperature on ammonia loss from surface-applied cattle slurry., 1991, 20(3): 679-683.

[96] Sommer S G, Jacobsen O H. Infiltration of slurry liquid and volatilization of ammonia from surface applied pig slurry as affected by soil water content., 1999, 132(3): 297-303.

[97] Sommer S G, Thomsen I K. Loss of nitrogen from pig slurry due to ammonia volatilization and nitrate leaching., 1993.

[98] Van der Molen J, Van Faassen H G, Leclerc M Y, Vriesema R, Chardon W J. Ammonia volatilization from arable land after application of cattle slurry. 1. Field estimates., 1990, 38(2): 145-158.

（责任编辑 岳梅）

Review on Ammonia Emission mitigation techniques of crop-livestock Production system

CAO YuBo1,2, XING XiaoXu3, BAI ZhaoHai1, WANG Xuan1, HU ChunSheng1, MA Lin1

(1Center for Agricultural Resources Research, Institute of Genetics and Developmental Biology, Chinese Academy of Sciences/Hebei Key Laboratory of Water-Saving Agriculture/Key Laboratory of Agricultural Water Resources, Chinese Academy of Sciences, Shijiazhuang 050021;2University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049;3Bureau of Sciences and technology for Development, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100864)

Crop-livestock system includes two sub-systems of animal production and soil-crop production. Manure management is the most important part to connect animal production and soil-crop production. Ammonia emission occurred in the chain of livestock housing, manure storage, manure processing and application. Crop-livestock system was the great contributor to ammonia emission in the world, and currently higher ammonia emission made the local air quality worse. Ammonia emission mitigation options in crop production and the whole feeding-livestock housing-storage-processing-application chain of livestock production have been a hot topic for many years. In this study, we consider the whole manure management chain and fertilizer application when the ammonia mitigation techniques are summarized. In the past decades, plenty of ammonia emission mitigation researches have been conducted in America and European countries. Studies on ammonia mitigation technique mainly focused on fertilizer application in China, and the studies on livestock production chain in China just started in recent years. Here, ammonia emission mitigation techniques from the world were comprehensively reviewed in this study. The mitigation mechanisms, effects and feasibilities of the technique were discussed. We also presented further directions and significances of ammonia mitigation research. The suggestions are as follows: (1) The present study on ammonia emission mitigation mainly focus on specific part and single technique of crop-livestock system. However, the integrated mitigation options of the whole chain are lack especially in China. We suggest consider economic factors, gaseous emissions and animal welfare to create a comprehensive ammonia mitigation technique package. (2) China should vigorously support the study of ammonia emission mitigation techniques and related equipment. The studies should include the principles, regulations, costs and benefits analysis of ammonia emission mitigation techniques. Meanwhile it is also important to promote the extensions of ammonia mitigation techniques. (3) It is suggested that the subsidy policy of ammonia mitigation technique should be formulated to promote the mitigation of ammonia emission in crop and animal production.

feeding; livestock housing; manure storage; manure processing; application; ammonia emission mitigation

2017-07-31；

2017-10-10

国家自然科学基金面上项目（31572210）、大气重污染成因与治理攻关项目（DQGG0208）、河北省杰出青年基金（D2017503023）、中国科学院百人计划项目

曹玉博，E-mail：CaoYubo2016@163.com。

柏兆海，Tel：0311-85810936；E-mail：baizh1986@126.com。通信作者马林，Tel：0311-85810877；E-mail：malin1979@sjziam.ac.cn