全 文 ：中国生态农业学报 2014年 4月 第 22卷 第 4期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Apr. 2014, 22(4): 473−479


* 集约化农区种养结合生产技术集成与工程示范项目(201203050-2)资助
** 通讯作者: 郑建初, 主要从事农业资源与利用研究。E-mail: zhengjianchu@hotmail.com
张丽萍, 主要从事农业资源与利用研究。E-mail: lp.zhang@hotmail.com
收稿日期: 2013−10−17 接受日期: 2014−02−27
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2014.31013
猪舍不同发酵床垫料氨挥发与氧化亚氮排放特征*
张丽萍 1,2 孙国峰 1,2 盛 婧 1,2 陈留根 1,2 郑建初 1,2**
(1. 江苏省农业科学院农业资源与环境研究所 南京 210014; 2. 江苏省农业科学院循环农业研究中心 南京 210014)
摘 要 为了探明发酵床养猪过程中的氨挥发与氧化亚氮排放特征, 分别选取 3种不同原料的发酵床: 稻壳+
锯木屑(FD)、稻壳+菌糠(FJ)、稻壳+酒糟(FW)作为研究对象, 采用静态箱法收集气体, 对 1个养猪周期内(140 d)
的氨挥发和氧化亚氮排放量进行测定。结果表明, 3种垫料的氨挥发高峰期呈现出一定的时间顺序: FW主要出
现在饲养前期, FJ出现在前中期, 而 FD则集中在饲养中后期。3种垫料的氨挥发总量具有显著性差异, FW发
酵床在整个养殖周期内的氨挥发总量最大, 为 9.06 kg; 其次是 FJ, 氨挥发总量达到 4.83 kg。3种发酵床垫料
的氧化亚氮排放规律具有一致性, 即排放高峰期主要集中在饲养中后期; 其排放总量同样具有显著性差异,
同氨挥发总量一样, FW的氧化亚氮排放总量最高, 达到 2.06 kg; 其次是 FJ, 氧化亚氮排放总量为 1.74 kg。通
过物质流分析发现, 以氨气和氧化亚氮转化损失的氮量占氮素总损失量的 23%~36% , 说明气体转化是发酵床
养猪过程中氮素的主要损失途径之一。
关键词 发酵床垫料 氮素转化 物质流分析 氨挥发 氧化亚氮排放
中图分类号: S19 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2014)04-0473-07
Characteristics of ammonia volatilization and nitrous oxide emission of
different fermentation beds in pig pens
ZHANG Liping1,2, SUN Guofeng1,2, SHENG Jing1,2, CHEN Liugen1,2, ZHENG Jianchu1,2
(1. Institute of Agricultural Resources and Environment, Jiangsu Academy of Agricultural Sciences, Nanjing 210014, China;
2. Center for Circular Agriculture Research, Jiangsu Academy of Agricultural Sciences, Nanjing 210014, China)
Abstract Different forms of nitrogen (N) in nature are important in both crop and animal agro-ecosystems. N is not only a valuable
resource in agro-economics, but also the by-product of animal husbandry which could cause eutrophication of water environment via
nitrogen overload and global warming via nitrous oxide (N2O) emissions. In animal husbandry, nitrogen is ingested as a valuable
resource of protein in feeds and left the system as fertilizer or waste. In large scale pig farming in China, ammonia (NH3)
volatilization has been responsible for odd smells in surrounding environments. Recent development of fermentation bed technology
(FBT) in large scale pig farming systems has partially addressed concerns relating to reducing NH3 volatilization and N2O emission.
It was hypothesized that different compositions of fermentation beds had different effects on NH3 volatilization and N2O emission in
this study. To justify the hypothesis, the characteristics of NH3 volatilization and N2O emission of three different fermentation beds
[rice husk + sawdust (FD), rice husk + mushroom bran (FJ) and rice husk + vinasse (FW)] available in large quantities in farmlands
were investigated. Gas samples were collected by static box method during one production cycle (140 d). The experimental
conditions and basic environmental factors (e.g., water content, physical and chemical properties of fermentation bed) were recorded
and analyzed. The results showed that NH3 volatilization in the three beds had different patterns. NH3 volatilization peak appeared
earliest at the feeding period in FW, followed by FJ and then finally FD. The total amounts of NH3 volatilization in three beds during
the experimental period were significantly (P < 0.05) different. Of the three treatments, the largest amount of NH3 volatilization was
FW (9.06 kg), followed by FJ (4.83 kg) and then it was lowest in FD (3.82 kg). The three beds were consistent in the patterns of N2O
emission and N2O emission peaks were mainly at mid-anaphase of the feeding period. The total amounts of N2O emission were
significantly (P < 0.05) different; of which it was highest in FW (2.06 kg), followed by FJ (1.74 kg) and then finally FD (1.50 kg).
474 中国生态农业学报 2014 第 22卷


Material flow analysis showed that N gas (NH3 and N2O) loss accounted for 23%−36% of total N loss. The results revealed that the
main path ways of N loss were via nitrogen transformation into NH3 or N2O during the production cycle of pig fermentation beds.
This suggested that FJ performed the best in terms of composition.
Keywords Fermentation bed; Nitrogen transformation; Material flow analysis; Ammonia volatilization; Nitrous oxide emis-
sion
(Received Oct. 17, 2013; accepted Feb. 27, 2014)
发酵床养猪是一种新型环保养猪模式, 最早由
日本发展而来, 他们于 1970年建立了第一个以木屑
为垫料的发酵床系统[1]。后经多次改造优化, 现在发
酵床的垫料主要由锯木屑、稻壳、菌糠、酒糟等材
料配比一定的有益微生物菌种混合而成, 不但有利
于猪的生长, 而且富含氮、磷、钾以及有机质等大
量的营养元素 , 清理之后仍可作为有机肥施于农
田。由于发酵床养猪具有低排放、低污染和低臭味
的优良特性, 又符合提高猪福利的要求, 越来越受
到人们的重视[2], 在许多地区得到大力发展。另一方
面, 由于锯木屑成本较高, 发酵床养猪开始寻找经
济优良的可替代原料。目前发酵床的研究主要集中
在改善动物生产性能、减少疾病等方面, 对于发酵
床垫料养殖过程中的养分转化与损失尤其是氨挥发
和氧化亚氮排放特征缺少较系统的研究报道。
氮素(N)是动植物、微生物等有机体中蛋白质的
主要来源, 并与其他物质的循环与转化紧密相关。
在发酵床系统中 N素对于猪的生长发育和微生物繁
殖同样具有举足轻重的作用, 因此 N 素在发酵床养
猪过程中如何转化与损失是一个值得关注的重点。
众所周知, 氨气(NH3)作为一种有毒气体会刺激呼吸
道, 并对酸沉降起到重要作用[3]; 氧化亚氮(N2O)是
温室气体中的一种, 其对大气的增温潜能是 CO2 的
296 倍[4]。这两种气体在发酵床系统的 N 素转化中
占重要比重 [5], 因此监测其对环境的影响显得尤为
重要。有学者通过对比全秸秆发酵床垫料养猪和秸
秆垫料与水泥地板混合养猪过程中氨气与温室气体
排放的不同, 发现两种模式的养猪过程中 NH3 排放
量无明显差异, 但混合养殖能减少 N2O 排放[6]。该
学者还研究了稻草混合猪粪制成的发酵床与稻草打
捆制成的发酵床对 NH3挥发及 N2O 排放的影响, 发
现稻草混合猪粪的发酵床会增加 NH3 的挥发, 但会
减少 N2O 的排放[7]。有研究通过对比冬季传统水泥
地面养猪与发酵床养猪的优劣, 发现发酵床在冬季
能够提高猪舍温度并降低 NH3挥发[8]。
以上研究分别针对某种发酵床垫料的 NH3 和
N2O 排放进行分析, 然而对于不同原料的发酵床系
统对 NH3 和 N2O排放的影响却缺乏系统性报道。为
了深入了解N素在发酵床养猪过程中的转化与代谢,
本研究分析比较不同垫料对 NH3挥发和 N2O排放的
影响, 以期为合理利用养殖废弃物资源提供新的方
法和视角, 并为中小型区域生态系统减缓环境压力
以及可持续发展提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 试验区设置
试验区位于南京市六合区, 该地域属亚热带湿
润气候, 降水量较多。通过前期试验, 发酵床猪舍已
经使用 1 年并养殖过两批次育肥猪, 是一个稳定的
生态系统。试验区因地制宜以节约经济成本和适宜
生猪生长发育为前提, 研究确定了 3 种较好垫料组
合: 稻壳+菌糠、稻壳+锯木屑、稻壳+酒糟。选取 3
个不同配比的猪栏 : FJ(40%稻壳+60%菌糠 )、FD
(40%稻壳+60%锯木屑)、FW(40%稻壳+60%酒糟)。
每个猪栏面积为 37 m2, 存栏育肥仔猪 15 头, 床体
厚度为 50 cm。本试验从 2012年 5月开始到 2012年
9月结束, 共计 140 d, 分别在一批猪入栏前(P0)和猪
出栏后(P1)采集垫料, 用于垫料的理化特性分析。
1.2 样品采集与分析
1)垫料采集 : 鉴于猪的生活习性 , 每个栏区划
分 4 个采样区: 饮水区、重排便区、轻排便区、活
动区(采用多点测量并通过不规则多边形计算确定
各个区域的面积); 按照垫料层厚度, 每个小区域分
层取样(0~20 cm、20~50 cm), 并制成混合样, 每个
栏区 4个重复, 分别在第 0 d与第 140 d取样。混合
样分成两部分, 一部分风干后过 100目筛用于测定总
有机碳含量(TOC)、全氮含量(TN); 另一部分为湿样,
4 ℃保存, 用于测定含水率、pH、NH4+-N、NO3−-N等
指标。
2)气体采集: N2O和NH3均采用静态箱法采集气
体样本[9], 从第 0 d开始, 每隔 14 d采样一次, 共采
样 11次, 在第 140 d结束取样。
3)样品分析: TOC和 TN由元素分析仪测定。用
烘干法测定含水率; pH、NH4+-N、NO3−-N 的测定参
见文献[10]; N2O 用气相色谱测定, NH3浓度由 NH3
测定仪直接测定, 测定时间为上午 8:00—11:00。
1.3 分析评价方法
应用物质流分析的方法分析发酵床养猪过程中
N 素的转化与损失, 能够较全面地反映 N 素在各个
第 4期 张丽萍等: 猪舍不同发酵床垫料氨挥发与氧化亚氮排放特征 475


阶段的含量变化。物质流分析(material flow analysis,
MFA或 substance flow analysis, SFA)是对全球、某
个国家、地区或某一区域内特定某种物质(如 C、N、
P、K、Cu等重金属或 H2O等)或一组这样的物质进
行其流动过程的分析。物质流总量遵循质量守恒定
律 , 其公式为 : 物质的输入量(inputs)=物质的输出
量(outputs)+库存净增量(NAS)[11−13]。
数据采用 SPSSV 17.0和 Excel软件进行单因素
方差分析和标准偏差分析。
2 结果与分析
2.1 不同养殖阶段 3种发酵床垫料的化学特性
一般认为堆肥初始的 C/N比为 20~30时有利于
微生物对有机物快速降解和利用。如表 1 所示, 养
猪之前 3种垫料的 C/N比都接近 25︰1, 由于有机物
的分解 , 垫料中有机质含量逐渐减少 , 导致垫料
TOC不断下降。经过测定发现 3种发酵床的碳素损
失率为 25%~39%; 同时, N 素在养猪过程中不断损失
消耗, 但N素损失率低于碳素损失率, 为9%~14%, 造
成发酵床垫料 C/N 比降低。养猪结束后, FJ、FD、
FW垫料组合 C/N比分别下降到 11.72、9.24、10.09,
降幅分别为 51.67%、55.12%、61.82%。FD 与 FW
的降幅相对于 FJ较大。养猪前后 3种发酵床的含水
率都略有升高, 分别升高为原来的 1.04 倍、1.01 倍
和 1.03 倍。水分含量的保持有利微生物的生存, 进
而确保发酵的持续进行。而 3种发酵床的 pH也在养
猪后有明显升高, 升幅较大的是 FJ 与 FW, 分别由
6.15、6.60升高到 7.60、8.16。
表 1 供试不同垫料组合发酵床养殖前后垫料化学性质变化
Table 1 Chemical characteristics changes of fermentation bed with different padding materials before and after pig breeding
发酵床
Fermentation
bed
时间
Time
碳氮比
C/N ratio
含水率
Moisture content
(%)
pH
总氮
Total N
(g·kg−1)
总有机碳
Total organic
carbon (g·kg−1)
铵态氮
NH4+-N
(mg·g−1)
硝态氮
NO3−-N
(mg·g−1)
P0 24.25±1.45 57.50±2.37 6.15±1.08 15.1±5.71 319±33.78 0.20±0.020 0.11±0.011 FJ
P1 11.72±2.07 59.89±5.98 7.60±1.15 13.6±2.07 235±19.94 0.16±0.014 0.35±0.027
P0 20.59±1.13 59.48±3.56 6.94±2.46 16.8±3.21 288±47.67 0.12±0.012 0.20±0.016 FD
P1 9.24±1.17 59.87±1.21 7.91±1.05 14.3±0.55 175±8.59 0.10±0.007 0.29±0.021
P0 26.43±1.34 58.28±4.35 6.60±0.97 14.0±4.36 248±37.34 0.14±0.014 0.15±0.011 FW
P1 10.09±2.16 60.09±4.11 8.16±1.86 12.3±4.26 185±17.70 0.16±0.012 0.37±0.025
FJ为 40%稻壳+60%菌糠的垫料组合, FD为 40%稻壳+60%锯木屑的垫料组合, FW为 40%稻壳+60%酒糟的垫料组合; P0为猪入栏前采样
期, P1为猪出栏后的采样期, 下同。FJ is the fermentation bed with combination of 40% rice husk + 60% mushroom bran; FD is the fermentation bed
with combination of 40% rice husk + 60% sawdust; FW is the fermentation bed with combination of 40% rice husk + 60% vinasse. P0 is before pigs
breeding; P1 is after pigs breeding. The same below.

发酵床垫料的 NH3挥发与 NH4+-N 含量具有一
定的相关性[14]。由表 1 可知, 3 种垫料在养猪前后
NH4+-N的含量除 FW外都明显降低, FJ、FD分别从
养猪前的 0.20 mg·g−1、0.12 mg·g−1下降到养猪后的
0.16 mg·g−1、0.10 mg·g−1, 分别下降 20.00%、16.67%。
FW的 NH4+-N含量则在养猪后由 0.14 mg·g−1上升到
0.16 mg·g−1, 升高为原来的 1.14倍。
NO3−-N含量会对 N2O的排放产生一定的影响[15]。
表 1 表明, 3 种发酵床垫料的 NO3−-N变化呈现出较
一致的特点, 即从 P0期到 P1期均增长。FJ从 P0的
0.11 mg·g−1增长到P1的0.35 mg·g−1, FD从0.20 mg·g−1
增长到0.29 mg·g−1, FW从0.15 mg·g−1增长到0.37 mg·g−1,
分别为原来的 3.18倍、1.45倍和 2.47倍, FJ与 FW
的增幅远大于 FD(P<0.05)。
2.2 3种发酵床垫料的 NH3排放特点
从 NH3的排放过程来看(图 1), 3 种发酵床垫料
的 NH3 挥发具有各自鲜明的特点, 不同的垫料组合
对 NH3排放具有显著影响(P<0.05)。FW的 NH3挥发
集中在养殖前期, 高峰期大约持续 2~3 周, 并且在
42 d 时排放量达到一个峰值, 随后 NH3挥发量逐渐
减少。FJ 的 NH3挥发集中在前中期, 排放高峰期大
约持续 1 个月, 并在 70 d 左右时达到峰值, 随后逐
渐下降。而 FD的 NH3挥发贯穿在整个中期, 有持续
40多天的高峰期, 并在 80多天时排放达到峰值。综
合而言, 3种垫料其NH3挥发高峰期在时间上具有一
定的顺序性, 其先后顺序为 FW、FJ、FD, 这与其

图 1 不同垫料组合发酵床养殖过程 NH3的排放规律
Fig. 1 Dynamics of NH3 volatilization of fermentation beds
with different padding materials during pigs breeding
476 中国生态农业学报 2014 第 22卷


NH3挥发量大小相一致。
2.3 3种发酵床垫料的 N2O排放特点
3 种发酵床垫料的 N2O 排放趋势较为一致, 即
在养猪初期, 3种发酵床都有少量的 N2O排放, 其中
FJ与 FW的排放量略大于 FD; 随着时间的推移和环
境温度的升高, N2O开始大量排放并达 到高峰期。
并且 3种发酵床的 N2O排放高峰期在时间上也保持
一致性: 从第 84 d左右开始, 到第 126 d左右结束,
持续时间约为 42 d。在这一阶段, FJ与 FW的 N2O
排放量也远大于 FD的排放量(图 2)。

图 2 不同垫料组合发酵床养殖过程 N2O的排放规律
Fig. 2 Dynamics of N2O emission of fermentation beds with
different padding materials during pigs breeding
2.4 养殖阶段 3种发酵床垫料 N素输入分析
根据 3 种发酵床垫料测定分析数据, 得出养殖
阶段 N素输入总量(表 2)。由于发酵床垫料原材料不
同, 每种发酵床的容重、比重与孔隙度都不尽相同, 因
此为了使发酵床的厚度均达到 50 cm, C/N 比接近
20︰1~30︰1, 每个发酵床投入的垫料量不同, 从而
致使每个发酵床输入的 N素总量也不同。除去垫料
本身所含 N量, 发酵床在养殖阶段的 N素外源输入
主要为猪粪尿排放。因此养殖阶段发酵床总 N输入
量=垫料含 N量+猪粪尿含 N量。在整个养殖阶段, 3
种发酵床垫料 FJ、FD、FW 输入的总 N 量分别为
144.12 kg、122.73 kg、133.77 kg。
2.5 养殖阶段 3种发酵床垫料 N素转化与损失
在发酵床养猪过程中, N 素转化或者损失的途
径主要有 4种(表 3)。一部分经由猪的采食转化为猪
身有机氮[17], 一部分通过淋溶作用渗漏到发酵床下
部表层土壤中, 一部分转化成其他形式(如 N2)损失
掉, 而相当一部分 N素转化成 NH3和 N2O排放到空
气中。原料种类不同, 发酵床系统的复杂性也不同,
因此 3种发酵床 NH3与 N2O 的排放量差异很大。由
表 3可看出, 3种发酵床的 NH3与 N2O排放总量每两
者之间均具有显著性差异。其中 FW 的 NH3与 N2O
排放量最大, 整个养殖阶段排放的 NH3与 N2O 总量
分别为 9.06 kg、2.06 kg; 其次是 FJ的 4.84 kg(NH3)
与 1.74 kg(N2O); FD的两种气体排放量最小。与之
相对应的是 3种垫料 N素转化成两种气体所占 N素
总损失的比例也具有显著性差异。FW排放气体所占
比例最高, 达 35.58%, 其次是 FJ、FD。
表 2 不同垫料组合发酵床养殖过程中 N素输入量
Table 2 N inputs of fermentation beds with different padding materials during pigs breeding
项目 Item FJ FD FW
总床重 Total bed weight (×103 kg) 7.96 5.74 7.77
含 N量 N content (g·kg−1) 15.13 16.84 14.01
床体总 N量 Total N content of bed (kg) 108.30 86.91 97.95
育肥猪数量 Pigs number 15 15 15
排粪量 1) Feces output (kg) 0.79 0.79 0.79
排尿量 1) Urinary output (kg) 8.46 8.46 8.46
总计粪尿含 N量
Total N in feces and urine (kg)
35.82 35.82 35.82
总 N输入量 Total N input (kg) 144.12 122.73 133.77
1)育肥猪粪尿排量参照有关文献[16]计算。1) The feces and urine output calculation refers to reference [16].
表 3 不同垫料组合发酵床养殖过程垫料 N素转化与损失
Table 3 N transformation and loss of fermentation beds with different padding materials during pigs breedings
气体转化
Gas reforming (kg)
发酵床
Fermentation
bed NH3 N2O
猪采食转化量
Transformation
through pig feed
(kg)
淋溶损失
Leaching loss
(kg)
其他转化
Other
transformation
(kg)
总损失量
Total loss
(kg)
气体转化占总
损失比例
Total loss ratio of gas
conversion (%)
FJ 4.83±0.11b 1.74±0.07b 12.03±0.57 4.62±0.69 0.39±0.00 23.61±6.79 27.83±3.28b
FD 3.82±0.15a 1.50±0.08a 9.66±0.62 3.51±0.48 4.01±0.07 22.50±4.89 23.64±2.58a
FW 9.06±0.06c 2.06±0.09c 10.88±0.44 7.70±0.61 1.55±0.08 31.25±5.14 35.58±1.98c
表中同列不同小写字母表示 P<0.05显著水平。Different small letters in the same column mean significant difference at P < 0.05.
第 4期 张丽萍等: 猪舍不同发酵床垫料氨挥发与氧化亚氮排放特征 477


3 讨论与结论
发酵床养猪又称为原位堆肥, 因此发酵床养猪
过程与畜禽粪便堆肥过程在一定程度上具有相似
性。本研究表明发酵床垫料组成成分不同, 对 NH3
挥发和 N2O排放的影响不同。一个养殖周期结束后,
3种发酵床垫料 NH3挥发呈现出不同的模式: FW的
NH3 挥发高峰期出现在饲养早期, 随后是 FJ, 最后
是 FD。3 种垫料 NH3 挥发总量具有显著性差异
(P<0.05), FW的 NH3挥发总量最大, 其次是 FJ, FD
的 NH3挥发总量最低。3 种发酵床的 N2O 排放模式
具有一致性: N2O 排放高峰期主要位于饲养后期。
N2O 排放总量具有显著性差异(P<0.05), FW 的 N2O
排放总量最高, 其次是 FJ, FD 的 N2O 排放总量最
低。尽管组成发酵床的原料种类不同, 但 N 素的转
化与损失方式基本有 4 种, 而转化成气体(主要为
NH3 与 N2O)的损失在总 N 素损失中所占比例达
23%~36%, 是 N素转化的一个主要途径。
影响发酵床垫料 NH3 挥发的因素复杂多样。
Jeppsson[18]已经证明易降解有机物含量高、低 pH、
高 C/N 比的发酵床垫料能够有效地进行固 N 作用,
进而减少 NH3排放。此外, 垫料的物理结构、密度、
通气量和水分含量决定其对 NH3 吸附能力大小, 进
而影响 NH3排放[19]; 另一个影响 NH3挥发的重要因
素是发酵床垫料 NH4+-N含量的高低[14]。在本研究中,
整个养猪过程 3种垫料的 NH4+-N含量从 P0到 P1变
化不一, FJ 与 FD 的 NH4+-N 含量不同程度下降, 而
FW 的 NH4+-N 含量则在养猪结束后增加, 这两种结
果在普通堆肥 [20]和发酵床养猪 [2]过程中均有体现 ,
其直接外在表现就是 FW 的 NH3挥发总量远远大于
FJ与 FD。在普通堆肥过程中, 堆肥前期随着分解作
用的加强, 堆体温度和 NH4+-N 含量均不断升高, 导
致 NH3的挥发速率也迅速增加。NH3排放的高峰期
大约持续 2~3 周左右, 而后伴随着易降解有机物的
逐渐耗尽, NH3排放也逐渐降低[21]。然而在发酵床养
猪这种原位堆肥过程中, 显然 NH3 挥发并不完全具
备这种特性。
养猪过程是发酵床不断发酵的过程, 同时猪群
不断地翻拱地面 , 使得发酵床的透气性不断增加 ,
此过程相当于堆肥的翻堆过程, 更有利于内部 NH3
的释放。然而 3 种垫料 NH3排放高峰期呈现明显的
先后顺序, 一种原因可能是由于猪群的翻拱是随机
进行的, 翻拱频率与翻拱力度均不尽相同, 导致 3
种床体通气率有差异; 另一种可能的原因与 3 种垫
料的 NH4+-N累积速率不同有关。猪粪尿的排放会增
加垫料 N 素积累, 同时有机质降解与转化导致碳素
损失, 因此垫料的 C/N比下降, pH升高。3种发酵床
中 FW 的 C/N 比降幅最大, pH 也变化最大, 表明有
可能该种垫料 N 素累积速率最快, 因此 NH3挥发会
集中在饲养前期。在上猪前发酵床发酵前期, FJ 的
NH4+-N含量最高, FD的 NH4+-N含量最低, 养猪结束
后两种垫料 NH4+-N含量都下降, 只有 FW的 NH4+-N
含量升高, 表明 FW 组合的发酵床垫料具有 NH4+-N
浓度在发酵初期快速累积, 发酵后期缓慢增长的特
点。另外, 由于每种发酵床的温度、孔隙度、容重
等物理特性不同, 微生物群落活动规律具有差异性,
这些因素都会影响垫料的 NH3 挥发, 值得近一步深
入研究。
堆肥过程中 N2O的产生依赖于硝化与反硝化作
用。堆肥物料的 C/N 比、水分含量、N 素形态等初
始特性会影响堆肥过程中 C、N 代谢, 调控 N 素形
态变化[22], 从而进一步影响堆肥过程中 N2O 的产生
和排放。物料 C/N比高则 N2O排放量高[23]; 当堆料
的水分含量维持在 60% 以上时, N素主要通过反硝
化作用形成氮气[24], 可抑制堆肥过程 N2O 的产生;
而堆肥物料中 NO3−-N含量则可直接影响堆肥初始阶
段 N2O排放[25]。
就普通堆肥过程而言, 有研究表明 N2O 可以在
堆肥过程的早期和整个成熟阶段产生, 并且在堆肥
结束时排放最快[26]; 然而也有研究表明, N2O 的排
放伴随着温度的增加而逐渐上升, 并在堆肥的初期
达到排放高峰[27]。本试验发现, 发酵床垫料的 N2O
排放特征与前者具有一定的相似性 , 并且物料的
C/N 比、水分含量对发酵床养猪过程中 N2O 的排放
影响不明显, 温度和 NO3−-N 含量是影响发酵床养猪
过程中 N2O排放的重要因素。养猪初期 3种垫料的
NO3−-N 含量都比较低, 随着时间推移, NO3−-N 含量
逐渐增高, 因此在大约 1周之后, N2O排放进入一个
小高峰。FJ与 FW的 NO3−-N含量增长速率高于 FD,
因此排放量也高于 FD。而在养猪后期, 即整个发酵
的腐熟期, N2O的排放达到了高峰, 且高峰期持续时
间较长, 与温度升高以及 NO3−-N 含量的大幅增多有
关。有学者认为 N2O的产生出现在堆肥后期是可利
用 C源耗尽后硝化细菌反硝化作用的结果[28]。然而
整个发酵床养猪的早期和后期, 到底是硝化作用主
导 N2O 排放, 还是反硝化作用主导 N2O 排放, 亦或
是两者交替作用共同主导 N2O排放也是一个需要深
入研究的问题。
本试验结果表明 , 发酵床垫料的 NH3 挥发与
N2O排放总量还会受到总 N输入量的影响。在床体
体积相同, C/N比相近的情况下, FD输入的 N素总量
最小, NH3挥发与 N2O排放总量也最小, 在一定程度
478 中国生态农业学报 2014 第 22卷


上能够利用最小的投入获得对环境最小污染的效果。
发酵床养猪过程中 NH3挥发与 N2O排放趋势及
特征的研究报道较少, 与普通的畜禽粪便堆肥相比,
具有部分的相似性, 同时亦具有自己的特点。尽管
发酵床养猪已经被普遍认为是低排放、低污染的环
保养殖模式, 然而养殖过程中不可避免仍会产生一
定量的 NH3与 N2O, 并且在 N 素转化中占据不可忽
视的比例。掌握好垫料的气体排放规律, 可为发酵
床垫料筛选提供数据参考, 从而进一步有效地控制
和减少发酵床养猪过程中 NH3与 N2O的排放。
参考文献
[1] Gadd J. Unnel Housing of Pigs in Livestock Environment. IV.
Fourth International Symposium[M]. Michigan: American
Society of Agricultural Engineers, 1993: 1040–1048
[2] 崔艳霞 , 潘晓亮 , 徐亚楠 . 发酵床养猪的研究现况与展望
[J]. 中国畜牧兽医, 2011, 38(6): 211–214
Cui Y X, Pan X L, Xu Y N. The research status of fermenta-
tion bed raisepigs[J]. China Animal Husbandry & Veterinary
Medicine, 2011, 38(6): 211–214
[3] IPCC. 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas
Inven-tories. Volume 4: Agriculture, Forestry and Other Land
Use. Prepared by the National Greenhouse Gas Inventories
Programme. Institute for Global Environmental Strategies,
Hayama, Japan. 2006
[4] Fukumoto Y, Osada T, Hanajima D, et al. Patterns and quanti-
ties of NH3, N2O and CH4 emissions during swine manure
composting without forced aetation: Effect of compost pile
scale[J]. Bioresource Technology, 2003, 89: 109−114
[5] Nicks B, Laitat M, Vandenheede M, et al. Emissions of am-
monia, nitrous oxide, methane, carbon dioxide and water va-
por in the raising of weaned pigs on straw-based and saw-
dust-based deep litters[J]. Animal Research, 2003, 52(3):
299–308
[6] Philippe F X, Laitat M, Wavreille J, et al. Influence of per-
manent use of feeding stalls as living area on ammonia and
greenhouse gas emissions for group-housed gestating sows
kept on straw deep-litter[J]. Livestock Science, 2013,
155(2/3): 397–406
[7] Philippe F X, Laitat M, Nicks B, et al. Ammonia and green-
house gas emissions during the fattening of pigs kept on two
types of straw floor[J]. Agriculture, Ecosystems & Environ-
ment, 2012, 150: 45–53
[8] 盛清凯, 王诚, 武英, 等. 冬季发酵床养殖模式对猪舍环境
及猪生产性能的影响[J]. 家畜生态学报, 2009, 30(1): 82–85
Sheng Q K, Wang C, Wu Y, et al. Effects of deep-litter sys-
tems on environment in swine house and swine productivity
in cold seasons[J]. Acta Ecologae Animalis Domastici, 2009,
30(1): 82–85
[9] Hao X Y, Chang C, Larney F J, et al. Greenhouse gas emis-
sions during cattle feedlot manure composting[J]. Journal of
Environmental Quality, 2001, 30(2): 376–386
[10] 任丽梅 . 堆肥过程中的碳氮物质损失及控制机理研究[D].
北京: 中国农业大学, 2009
Ren L M. Study on mechanism of carbon and nitrogen loss
and control during composting[D]. Beijing: China Agricul-
tural University, 2009
[11] 王军, 周燕, 刘金华, 等. 物质流分析方法的理论及其应用
研究[J]. 中国人口资源与环境, 2006, 16(4): 60–64
Wang J, Zhou Y, Liu J H, et al. Study on theory and applica-
tion of material flow analysis[J]. China Population Resources
and Environment, 2006, 16(4): 60–64
[12] 沈镭 , 刘晓洁 . 资源流研究的理论与方法探析[J]. 资源科
学, 2006, 28(3): 9–16
Shen L, Liu X J. Discussion on theories and methods of re-
sources flow[J]. Resources Science, 2006, 28(3): 9–16
[13] Tachibana J, Hirota K, Goto N, et al. A method for re-
gional-scale material flow and decoupling analysis: A
demonstration case study of Aichi prefecture, Japan[J].
Resources, Conservation and Recycling, 2008, 52(12):
1382–1390 [14] 李顺义, 张红娟, 郭夏丽, 等. 畜禽粪便堆肥过程中氨挥发
及调控措施[J]. 农机化研究, 2010, 32(1): 13–17
Li S Y, Zhang H J, Guo X L, et al. Ammonia volatilization
and the regulation measures in the livestock manure com-
post[J]. Journal of Agricultural Mechanization Research, 2010,
32(1): 13–17
[15] 孙英杰, 吴昊, 王亚楠. 硝化反硝化过程中 N2O 释放影响
因素[J]. 生态环境学报, 2011, 20(2): 384–388
Sun Y J, Wu H, Wang Y N. The influence factors on N2O
emissions from nitrification and denitrification reaction[J].
Ecology and Environmental Sciences, 2011, 20(2): 384–388
[16] 郭德杰, 吴华山, 马艳, 等. 不同猪群粪、尿产生量的监测
[J]. 江苏农业学报, 2011, 27(3): 516–522
Guo D J, Wu H S, Ma Y, et al. Monitoring of the amount of
pig manure and urine in different swineries[J]. Jiangsu Jour-
nal of Agricultural Sciences, 2011, 27(3): 516–522
[17] 李建喜 . 发酵床在养猪生产中的应用[J]. 广东畜牧兽医科
技, 2010, 35(3): 22–24
Li J X. The application of fermentation bed in pig produc-
tion[J]. Guangdong Journal of Animal and Veterinary Science,
2010, 35(3): 22–24
[18] Jeppsson K H. Diurnal variation in ammonia, carbon dioxide
and water vapour emission from an uninsulated, deep litter
building for growing/finishing pigs[J]. Biosystems Engineer-
ing, 2002, 81: 213–223
[19] Dewes T. Effect of pH, temperature, amount of litter and sto-
rage density on ammonia emissions from stable manure[J].
The Journal of Agricultural Science, 1996, 127(4): 501–509.
[20] 贺琪, 李国学, 张亚宁, 等. 高温堆肥过程中的氮素损失及
其变化规律[J]. 农业环境科学学报, 2005, 24(1): 169–173
He Q, Li G X, Zhang Y N, et al. N loss and its characteristics
during high temperature composting[J]. Journal of Agro-Env-
ironment Science, 2005, 24(1): 169–173
[21] 江滔, Frank S, 李国学 . 冬季堆肥中翻堆和覆盖对温室气
体和氨气排放的影响 [J]. 农业工程学报 , 2011, 27(10):
212–217
Jiang T, Frank S, Li G X. Effect of turning and covering on
greenhouse gas and ammonia emissions during the winter
composting[J]. Transactions of the Chinese Society of Agri-
cultural Engineering, 2011, 27(10): 212–217
[22] Huang G F, Zhong L J, Zhang Z D, et al. On nitrogen trans-
第 4期 张丽萍等: 猪舍不同发酵床垫料氨挥发与氧化亚氮排放特征 479


formations and maturity during composting of pig manure[J].
Chinese Journal of Applied Ecology, 2002, 13(11):
1459–1462
[23] Szanto G L, Hamelers H V M, Rulkens W H, et al. NH3, N2O
and CH4 emissions during passively aerated composting of
straw-rich pig manure[J]. Bioresource Technology, 2007,
98(14): 2659–2670
[24] Hwang S, Hanaki K. Effects of oxygen concentration and
moisture content of refuse on nitrification, denitrification and
nitrous oxide production[J]. Bioresource Technology, 2000,
71(2): 159–165
[25] 吴伟祥, 劼李丽 , 吕豪豪, 等. 畜禽粪便好氧堆肥过程氧化
亚氮排放机制[J]. 应用生态学报, 2012, 23(6): 1704–1712
Wu W X, Li L J, Lü H H, et al. Mechanisms of nitrous oxide
emission during livestock manure aerobic composting[J].
Chinese Journal of Applied Ecology, 2012, 23(6): 1704–1712
[26] He Y W, Inamori Y, Mizuochi M, et al. Measurements of N2O
and CH4 from the aerated composting of food waste[J]. Sci-
ence of the Total Environment, 2000, 254(1): 65–74
[27] El Kader N A, Robin P, Paillat J M, et al. Turning, compacting
and the addition of water as factors affecting gaseous emis-
sions in farm manure composting[J]. Bioresource Technology,
2007, 98(14): 2619–2628
[28] He Y W, Inamori Y, Mizuochi M, et al. Nitrous oxide emis-
sions from aerated composting of organic waste[J]. Environ-
mental Science & Technology, 2001, 35(11): 2347–2351

JJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJJ

Faculty positions: Center for Agricultural Resources Research,
Chinese Academy of Sciences

The Center for Agricultural Resources Research (CARR), the Institute of Genetics and Developmental Biology (IGDB), Chi-
nese Academy of Sciences, invites applicants for several research group leader positions.
CARR is one of the research organizations in Chinese Academy of Sciences (CAS). We seek nominations and applications
from individuals who have expertise and a record of accomplishment in research areas related to ecology, agro-hydrology,
agro-biology, crop genetics and breeding, and agro-informatics. The successful candidates for the research group leader posi-
tions will be expected particularly to farmland water transfer and development of water saving technologies, farmland related
groundwater management and hydrochemistry, hydrology, agricultural water resource management, remote sensing application
in agriculture, soil microbiology, agro-ecosystems, plant physiology of drought tolerance, and molecular genetics and breeding
to address fundamental and application agricultural questions.
The appointment of all positions will be at Principal Investigator (full professor) level. Candidates are expected to hold a Ph.D.
degree and postdoctoral experience. Start-up package will be accompanied by either the “One-Hundred Talents Program of
CAS” (minimal four-year postdoctoral required) or the “One-Thousand Youth Talents Program of China” (three-year postdoc-
toral required). Very compatible salary, benefits, and research funding will be provided based on the qualifications of selected
candidates. More information about CARR can be found at http://www.sjziam.cas.cn.
Interested candidates should submit a cover letter, curriculum vitae, representative publications, a statement of research ex-
periences and interests as well as the names and contact information of two referees to:

Dr. Yibo Han, or Chunsheng Hu, Co-Chair of the Research Committee
Center for Agricultural Resources Research
Institute of Genetics and Developmental Biology
Chinese Academy of Sciences
Shijiazhuang, Hebei 050022, China
E-mail: ybhan@genetics.ac.cn or cshu@sjziam.ac.cn