陳廣銀，董金竹，吳 佩，曹海南，孟 菁，楊 耿，王恩慧，方彩霞

(1 安徽省水土污染治理與修復(fù)工程實驗室, 安徽 蕪湖 241002； 2 安徽師范大學 生態(tài)與環(huán)境學院, 安徽 蕪湖 241002)

2020年，全國生豬年底存欄量40 650.42萬頭，年豬肉產(chǎn)量4 113.33萬t(按每頭豬100 kg、出肉率0.7計算，年出欄生豬58 761.86萬頭)，占當年畜禽肉類總產(chǎn)量的53.09%[1]。生豬養(yǎng)殖在為居民提供肉產(chǎn)品的同時，也產(chǎn)生了大量養(yǎng)殖廢棄物，包括糞便、尿液、污水、廢墊料(部分豬場)、臭氣等。據(jù)估計，規(guī)?；i場1頭豬從斷奶仔豬到出欄共產(chǎn)生糞污量約0.70 m3[2]，則2020年我國生豬養(yǎng)殖排放糞污量達4.11億t，豬場糞污處理壓力巨大。

針對畜禽養(yǎng)殖糞污問題，2017年6月12日國務(wù)院辦公廳印發(fā)了《關(guān)于加快推進畜禽養(yǎng)殖廢棄物資源化利用的意見》(國辦發(fā)〔2017〕48號)[3]；2017年7月7日農(nóng)業(yè)部制定了《畜禽糞污資源化利用行動方案(2017—2020年)》[4]，提出了畜禽糞污農(nóng)田利用是畜禽糞污資源化的主要方向。2017年12月7日，全國畜牧總站首次將糞水貯存還田作為畜禽糞污資源化利用主推技術(shù)模式[5]。為達到無害化效果，歐洲國家大多要求養(yǎng)殖糞污貯存4～6個月后才能還田[6]，長時間的貯存在保證無害化效果的同時，也造成了氮素養(yǎng)分的大量損失。糞水中的氮素包括有機氮和無機氮(NH4+-N、NO3--N、NO2--N等)，在糞水貯存過程中通過氨化、氨揮發(fā)、硝化、反硝化[7]等過程，造成貯存后糞水氮素大量損失。馬艷茹等[8]研究發(fā)現(xiàn)，豬糞水貯存60 d后總氮含量降低了44.77%；Mansyur等[9]研究發(fā)現(xiàn)，豬糞水貯存60 d后，糞水總氮、NH4+-N含量和水溶性化學需氧量(Soluble chemical oxygen demand，SCOD)分別降低了33.33%、19.26%和31.82%；姜晨潤等[10]研究發(fā)現(xiàn)，豬糞水貯存180 d后，總氮、總磷、總鉀含量分別降低了58.38%、84.19%和47.69%；丁京濤等[11]研究發(fā)現(xiàn)，豬糞水敞口貯存180 d后，NH4+-N損失率達68%～80%?？梢钥闯?，盡管豬糞水自然敞口貯存簡單方便，貯存成本低，但造成氮素的大量損失，降低了貯存后糞水的肥料價值，同時增加了溫室氣體排放，不符合我國“碳達峰、碳減排”的要求。為減少豬糞水貯存過程中的氮素損失和溫室氣體排放，研究人員開發(fā)了表層覆蓋[12-14]及添加酸化劑[8,15-17]、沸石[18]、菌劑[19]等方式，這些方式在減少氮素損失和溫室氣體排放方面表現(xiàn)出較好的效果，但也增加了糞水貯存成本。然而，靳紅梅等[20]研究發(fā)現(xiàn)，在連續(xù)運行了130 d的全混合厭氧反應(yīng)器 (Continuous stirred tank reactor，CSTR)裝置中，豬糞和牛糞氮素損失率分別為12.2%和11.5%，遠低于文獻報道的豬、牛糞敞口貯存的氮素損失率。此外，隨著我國生豬養(yǎng)殖規(guī)?；潭炔粩嗵岣?，2020年我國生豬養(yǎng)殖規(guī)?；蔬_53%，規(guī)?；i場糞污處理設(shè)施覆蓋率達93%，很多豬場建設(shè)了沼氣工程設(shè)施，這也為豬糞污密封貯存提供了條件。在豬糞水貯存過程中，氮的損失途徑主要包括氨揮發(fā)和反硝化作用，反硝化作用需要有厭氧、好氧條件，氨揮發(fā)需要堿性和敞口條件[7]，而密封條件大幅降低了硝化、反硝化和氨揮發(fā)速率。盡管密封條件下少量氨氣隨厭氧產(chǎn)氣排出，但氨揮發(fā)量遠小于敞口貯存，故密封貯存理論上具有較好的保氮效果。然而，文獻調(diào)研發(fā)現(xiàn)，系統(tǒng)比較豬糞水敞口和密閉貯存的研究還鮮有報道。本研究以豬糞水為研究對象，通過在秋季和冬季進行豬糞水貯存試驗，比較了敞口和密封條件對豬糞水貯存過程中物質(zhì)轉(zhuǎn)化、氮素損失和無害化的影響，分析了豬糞水pH、電導率 (Electrical conductivity，κ)、化學需氧量(Chemical oxygen demand，COD)及銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮 (NO3--N)、總氮 (Total nitrogen，TN)、重金屬(As、Zn、Cu、Pb和Cd)含量和種子發(fā)芽率的變化，以期為豬場糞污還田工作提供理論指導。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

豬糞水取自安徽省蕪湖市某規(guī)模養(yǎng)豬場，年存欄生豬1 000頭。豬場采用尿泡糞工藝，收集糞污過5目篩后的污水用于本試驗。

1.2 試驗方法

分別于2020年9月和12月進行秋季和冬季試驗，反映不同貯存溫度對豬糞水貯存過程的影響。試驗設(shè)置敞口貯存和密封貯存2種方式，除瓶口是否密封外，其他操作相同。試驗在總?cè)莘e1 L的玻璃容器內(nèi)進行，加入豬糞水800 mL，敞口處理用紗布覆蓋瓶口，并用橡皮筋固定，避免雜物掉入；密封處理在瓶口用橡膠塞塞緊，在橡膠塞中間位置打孔穿入玻璃管，玻璃管另一側(cè)通過硅膠管接入集氣瓶，于室外常溫下(避雨但不避光)進行試驗。每個處理3個平行，取平均值進行分析。秋季試驗分別于試驗第 0、2、6、14、25、60、90、111和180天取樣，冬季試驗分別于試驗第0、2、6、14、25、60、90、120、150和 180天取樣，記錄每次取樣量。取樣后立刻測定豬糞水pH和κ，TN、NH4+-N、NO3--N和COD在取樣24 h內(nèi)測完,種子發(fā)芽率和重金屬含量在試驗最后一次取樣后集中測定。

1.3 測定指標及方法

豬糞水pH采用上海大普pHS-3C型pH計測定；κ采用臺灣衡欣AZ8303電導率儀測定；TN采用硫酸-過氧化氫消解凱氏定氮法測定；NO3--N采用紫外分光光度法測定；NH4+-N采用納氏試劑法測定；COD采用重鉻酸鉀容量法測定。

種子發(fā)芽率測定：在直徑9 cm的培養(yǎng)皿中鋪入2層濾紙，放入10粒小麥種子，每個培養(yǎng)皿中加入5 mL豬糞水，于人工氣候箱(光強度5 000 lx，濕度70%)中培養(yǎng)4 d，每天補充約2 mL豬糞水，記錄種子發(fā)芽數(shù)(A)，計算種子發(fā)芽率(?)：

式中，B為供試種子數(shù)量。

豬糞水氮素損失率(ω)計算：豬糞水貯存后的ω計算公式如下：

式中，Ci和Cn分別為第i次和最后一次取樣時豬糞水中總氮的質(zhì)量濃度，mg/L；Vi為第i次取樣的豬糞水體積，L；Vn為最后一次取樣剩下的豬糞水體積，L；n為總?cè)哟螖?shù)，本試驗中秋季n=9，冬季n=10；C0為試驗初始豬糞水總氮的質(zhì)量濃度，mg/L；V0為試驗初始豬糞水總體積，L。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2016處理，采用Origin 2017繪圖，采用SPSS 24.0對試驗數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，并使用Duncan’s新復(fù)極差法檢驗差異顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同貯存方式對豬糞水理化特性的影響

2.1.1 豬糞水貯存過程中pH的變化 試驗過程中豬糞水pH的測定結(jié)果見圖1。各處理豬糞水pH均在試驗啟動后逐漸增加，但秋季的增加速度明顯快于冬季，秋季的豬糞水pH在60 d時已基本穩(wěn)定，而冬季的豬糞水pH在試驗結(jié)束時仍緩慢增加，表明貯存溫度對豬糞水有機物分解速度影響較大，表現(xiàn)為pH增加速度上的差異。貯存方式對豬糞水pH有較大影響，在秋季，敞口貯存的豬糞水pH始終高于密封貯存的，且在試驗啟動后迅速增加，在試驗25 d時已達到基本穩(wěn)定，而密封處理在60 d時才達到基本穩(wěn)定；在冬季，試驗的前25 d敞口和密封貯存的豬糞水pH非常接近，二者間無明顯差異，但25 d后差距逐漸拉大，到試驗結(jié)束時，敞口和密封貯存豬糞水pH分別為8.81和8.22，表明密封貯存可以降低豬糞水pH，這可能與密封條件下產(chǎn)生的二氧化碳大量溶于豬糞水有關(guān)，而這對減少氨揮發(fā)是有利的。根據(jù)《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準(GB 5084—2021)》[21]的要求，農(nóng)田灌溉水pH為5.5～8.5，而豬糞水敞口貯存后高于該標準，但密封貯存后pH在標準范圍內(nèi)。

圖1 試驗過程中豬糞水pH的變化Fig. 1 Change of pH value of pig slurry during the experiment

2.1.2 豬糞水貯存過程中電導率的變化 電導率可間接反映豬糞水中鹽分的多少，電導率過高對豬糞水還田是不利的。試驗過程中各處理豬糞水電導率的測定結(jié)果見圖2。試驗過程中各處理豬糞水電導率基本呈下降趨勢，但秋季的下降速度和幅度均快于冬季，密封貯存的豬糞水電導率遠高于敞口處理的。貯存溫度對豬糞水貯存過程中電導率的變化有較大影響，秋季試驗啟動后，敞口貯存的電導率在短暫升高后快速下降，到試驗60 d后緩慢增加，而密封貯存在試驗啟動后迅速增加，6 d后緩慢增加，25 d后達到最大值，之后緩慢降低，試驗結(jié)束時敞口和密封貯存的電導率分別為4.48和6.11 mS/cm，二者間差異極顯著(P＜ 0.01)；冬季試驗啟動后，敞口貯存的電導率在試驗前25 d略有增加，之后逐漸降低，而密封貯存在試驗啟動后保持基本穩(wěn)定略有上升，到120 d后逐漸下降，試驗結(jié)束時敞口和密封貯存豬糞水電導率分別為4.83和6.31 mS/cm，二者間差異極顯著(P＜ 0.01)。以上結(jié)果表明，貯存方式及貯存溫度對豬糞水電導率變化均有較大影響，貯存溫度和貯存方式均會影響電導率的下降速度，其本質(zhì)是影響豬糞水中有機物分解速度。

圖2 試驗過程中豬糞水電導率(κ)的變化Fig. 2 Change of electrical conductivity (κ) of pig slurry during the experiment

2.1.3 豬糞水貯存過程中化學需氧量 (COD) 的變化 豬糞水貯存過程中，有機物被微生物分解，其變化可間接反映豬糞水是否達到穩(wěn)定化。試驗過程中各處理的COD變化見圖3。由圖3可以看出，在試驗過程中各處理豬糞水COD總體均為逐漸下降趨勢；試驗結(jié)束時，秋季敞口和密封貯存的豬糞水COD分別為645和765 mg/L，冬季敞口和密封貯存的豬糞水COD分別為7 683和6 816 mg/L，敞口與密封貯存對豬糞水COD無顯著差異(P＞ 0.05)，表明貯存方式對貯存過程中豬糞水有機物去除并無顯著影響。但不同季節(jié)豬糞水COD存在較大差異，冬季的豬糞水COD明顯高于秋季，這與冬季豬舍用水量較少有關(guān)，貯存后冬季豬糞水COD亦遠高于秋季，這對貯存后的豬糞水還田有一定影響，即貯存后豬糞水還田時的稀釋倍數(shù)不同。

圖3 試驗過程中豬糞水化學需氧量(COD)的變化Fig. 3 Change of chemical oxygen demand (COD) of pig slurry during the experiment

2.2 豬糞水貯存過程中氮素的轉(zhuǎn)化及損失

2.2.1 NH4+-N含量變化 試驗過程中豬糞水NH4+-N含量的變化見圖4。由圖4可以看出，各處理NH4+-N含量的變化趨勢總體相似，均為先增加后逐漸降低。秋季試驗啟動后，豬糞水NH4+-N含量快速增加，敞口和密封貯存分別在試驗第6和25天NH4+-N含量達到最高，之后逐漸下降，敞口貯存NH4+-N下降速度明顯高于密封貯存，到試驗結(jié)束時，敞口和密封貯存NH4+-N質(zhì)量濃度分別為88.77和444.62 mg/L，較試驗啟動時分別下降了82.90%和9.74%，二者間差異極顯著(P＜ 0.01)；在冬季試驗啟動后的前60 d，敞口貯存的NH4+-N含量始終高于密封貯存的，但60 d后剛好相反，這可能與該階段氣溫逐步升高，加之較高的pH導致氨揮發(fā)加劇有關(guān)。試驗結(jié)束時，敞口和密封貯存的NH4+-N質(zhì)量濃度分別為277.09和889.28 mg/L，較試驗啟動時分別下降了64.88%和-20.42%，二者間差異極顯著(P＜ 0.01)。由此可以看出，密封貯存對減少豬糞水貯存過程中氨揮發(fā)損失效果顯著，但貯存溫度對豬糞水NH4+-N含量變化也有一定影響，氣溫升高加劇了氨揮發(fā)損失。

圖4 試驗過程中豬糞水NH4+-N含量的變化Fig. 4 Change of ammonium N content of pig slurry during the experiment

2.2.2 NO3--N含量變化 試驗過程中NO3--N含量的變化見圖5。由圖5可以看出，各處理NO3--N含量變化趨勢相似，總體均為逐漸下降趨勢，且敞口貯存的NO3--N含量高于密封貯存的。試驗結(jié)束時，秋季敞口和密封貯存的NO3--N含量分別為41.90、28.13 mg/L，冬季敞口和密封貯存的NO3--N含量分別為190.62、122.81 mg/L，敞口貯存顯著高于密封貯存(P＜ 0.05)，這可能是敞口條件下部分NH4+-N在氧氣存在下經(jīng)硝化作用轉(zhuǎn)化為NO3--N，減少了NO3--N的降低幅度，但這方面的效果有限。

圖5 試驗過程中NO3--N含量的變化Fig. 5 Change of nitrate N content of pig slurry during the experiment

2.2.3 總氮含量變化 試驗過程中豬糞水總氮含量的測定結(jié)果見圖6。由圖6可以看出，各處理總氮含量的變化趨勢相似，總體上均為逐漸降低的趨勢，但降低速度和幅度存在差別，且試驗結(jié)束時均為密封貯存的豬糞水總氮含量高于敞口貯存的。秋季試驗啟動后，密封貯存的總氮含量始終高于敞口貯存，敞口和密封貯存總氮質(zhì)量濃度分別從試驗開始時的1 189.72和1 194.62 mg/L降低為試驗第180 天的139.52和585.15 mg/L，降幅分別達88.27%和51.02%；冬季貯存試驗啟動后的前60 d，敞口和密封貯存的總氮含量間并無顯著差異(P＞0.05)，但試驗60 d后密封貯存的總氮含量始終高于敞口貯存，敞口和密封貯存總氮質(zhì)量濃度分別從試驗開始時的1 848.03和1 904.03 mg/L降低為試驗第180天的722.62和1 160.14 mg/L，降幅分別達60.90%和39.07%。由此可以看出，經(jīng)180 d貯存后，豬糞水總氮含量均大幅降低，密封貯存顯著減少了氮素損失，冬季貯存較秋季貯存減少了氮素損失，這可能與貯存溫度有關(guān)，建議采用地下池密封貯存的方式，以減少豬糞水貯存中的氮素損失。

圖6 試驗過程中總氮(TN)含量的變化Fig. 6 Change of total nitrogen (TN) content of pig slurry during the experiment

將豬糞水貯存前后NH4+-N、NO3--N占總氮的百分比和氮素損失率匯總見表1。由表1可以看出，經(jīng)貯存后，除冬季敞口貯存的處理外，其他處理NH4+-N占比均明顯增加，尤其是密封貯存的增加幅度最大，表明密封貯存可以減少氨揮發(fā)損失；密封貯存后的豬糞水中NO3--N占比較貯存前明顯降低，而敞口貯存秋季為明顯增加，冬季為略有降低；經(jīng)180 d貯存后，除冬季敞口貯存的處理外，其他處理NH4+-N與NO3--N之和占總氮的百分比均明顯增加，表明貯存提高了豬糞水中無機氮(速效態(tài)氮)的比例，這對豬糞水作為葉面噴施肥還田是有利的?？紤]到取樣、水分蒸發(fā)(敞口貯存的處理在試驗過程中水分蒸發(fā)損失明顯)等影響，將試驗過程中取樣帶走的氮素考慮在內(nèi)，得到秋季敞口、密封和冬季敞口、密封貯存豬糞水總氮損失率分別為79.44%、43.30%和52.60%、31.30%，密封貯存對減少氮素損失有顯著效果，秋季貯存的氮素損失率均高于冬季。

表1 貯存前后豬糞水中氮素形態(tài)占比變化1)Table 1 Changes of nitrogen form percentage in pig slurry obtained before and after storage

2.3 貯存方式對豬糞水無害化效果的影響

2.3.1 對種子發(fā)芽率的影響 種子發(fā)芽率可作為評價豬糞水生物毒性的重要指標。試驗過程中各處理種子發(fā)芽率見圖7。由圖7可以看出，試驗過程中豬糞水各處理的種子發(fā)芽率總體為隨貯存時間增加而逐漸增加的趨勢，但貯存方式及貯存溫度對種子發(fā)芽率有一定影響。在秋季，敞口貯存的種子發(fā)芽率隨貯存時間穩(wěn)步增加，從試驗開始時的60%增加至180 d時的80%，而密封處理在90 d時種子發(fā)芽率下降至50%，到試驗結(jié)束時增加至80%；在冬季，敞口豬糞水的種子發(fā)芽率穩(wěn)步增加，從試驗開始時的60%增加至180 d時的100%，而密封處理在90 d時種子發(fā)芽率僅為60%，試驗結(jié)束時增加至90%，說明密封貯存過程中有機物厭氧分解可能產(chǎn)生一些對種子發(fā)芽有抑制作用的物質(zhì)，但隨著貯存時間延長這些物質(zhì)被進一步分解，而敞口貯存不存在該問題。貯存后種子發(fā)芽率冬季優(yōu)于秋季，這可能與冬季貯存后期氣溫升高促進了豬糞水中抑制性物質(zhì)的分解有關(guān)。

圖7 豬糞水貯存過程對種子發(fā)芽率的影響Fig. 7 Effect of storage process of pig slurry on seed germination rate

2.3.2 對重金屬含量的影響 豬飼料添加劑中的重金屬大多隨豬糞和尿液排出體外，其中很大部分進入豬糞水中。豬糞水還田時，其重金屬含量需達到《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準(GB 5084—2021)》[21]的要求，或者經(jīng)適當稀釋后還田。本研究測定了豬糞水貯存過程中As、Zn、Cu、Pb和Cd的含量，結(jié)果見表2。從表2可以看出，豬糞水中As和Pb含量較低，開始時其含量就低于《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準(GB 5084—2021)》要求；豬糞水中Cu、Zn和Cd含量較高，經(jīng)180 d貯存后Cd含量以及冬季密封貯存的Cu含量達到《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準(GB 5084—2021)》要求，但Zn含量、秋季Cu含量以及冬季敞口貯存Cu含量仍高于《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準(GB 5084—2021)》要求。密封貯存可以降低豬糞水中Zn含量，但對其他重金屬含量的影響無明顯規(guī)律。冬季的豬糞水中Zn含量均顯著高于秋季，秋季豬糞水中As和Cd含量略高于冬季。

表2 豬糞水貯存過程中重金屬含量變化1)Table 2 Changes of heavy metal contents during the storage process of pig slurry ρ/(mg·L-1)

3 討論與結(jié)論

3.1 豬糞水敞口貯存條件下的氮素轉(zhuǎn)化

豬糞水中的氮包括有機氮和無機氮，無機氮包括NH4+-N、NO3--N和少量NO2--N，以NH4+-N為主[11]。在豬糞水貯存過程中，有機氮在微生物作用下轉(zhuǎn)化為NH4+-N，部分NH4+-N在堿性條件下以氨氣的形式揮發(fā)損失，部分在有氧條件下經(jīng)硝化微生物作用轉(zhuǎn)化為NO3--N，NO3--N經(jīng)反硝化作用轉(zhuǎn)化為N2損失。在豬糞水敞口貯存時，同時滿足氨揮發(fā)和硝化、反硝化的有氧、無氧條件，造成貯存過程中豬糞水氮素大量損失，降低了貯存后豬糞水的肥料價值，影響了農(nóng)民對豬糞水還田的接受度，也增加了豬糞水還田工作的難度。在本研究中，豬糞水經(jīng)180 d貯存后，冬季敞口貯存的氮素損失率為52.60%，略低于姜晨潤等[10]研究結(jié)果，但秋季敞口貯存的氮素損失率高達79.44%，遠高于其結(jié)果，這可能與貯存溫度有關(guān)。豬糞水在敞口貯存180 d后，秋季和冬季的NH4+-N損失率分別為82.90%和64.88%，與丁京濤等[11]研究結(jié)果相當。豬糞水敞口貯存盡管具有操作簡單方便、貯存成本低等優(yōu)點，但貯存過程中環(huán)境衛(wèi)生條件差(臭氣、蚊蠅等)，且造成氮素大量損失，不利于豬糞水還田，故建議該方式僅在少部分偏遠地區(qū)的中小豬場應(yīng)用。

3.2 密封對豬糞水貯存的影響

將豬糞水在密封條件下貯存，類似于豬糞水常溫沼氣發(fā)酵，不同點在于未人為加入甲烷菌，故豬糞水密封貯存產(chǎn)生的甲烷量遠低于同等條件下的沼氣發(fā)酵，且產(chǎn)氣成分主要為CO2。密封隔絕了外界氧氣進入，豬糞水貯存過程中硝化作用被阻斷，加之原豬糞水中NO3--N含量和比例均較低，故密封貯存從源頭避免了硝化、反硝化途徑的氮素損失；另外，在密封容器中，氣體流動和擴散速度主要受豬糞水中有機物分解產(chǎn)氣速率的影響，而敞口貯存條件下氣體流動和擴散速度受敞口大小、風速、氣壓等多因素影響，氣體流動和擴散速度遠高于密封貯存。從本試驗結(jié)果看，秋季和冬季密封貯存后豬糞水NH4+-N含量分別降低了9.74%和-20.42%，而對應(yīng)的敞口貯存豬糞水NH4+-N含量分別降低了82.90%和64.88%，表明密封貯存對減少氨揮發(fā)損失有極顯著的效果。但是，密封貯存僅僅是減少氨揮發(fā)，并不能阻斷氨揮發(fā)過程，故密封貯存后豬糞水氮素損失率仍高達43.30%(秋季)和31.30%(冬季)。因此，僅采用密封貯存方式并不能從根本上解決氨揮發(fā)問題，需結(jié)合添加酸化劑或其他添加劑的方式協(xié)同作用，提高保氮效果。

此外，本試驗中所有處理的NO3--N含量均呈逐漸下降趨勢，這可能與豬糞水中化學需氧量較高，不利于硝化作用進行，而NO3--N部分被微生物利用，部分經(jīng)反硝化作用轉(zhuǎn)化為N2有關(guān)，具體原因還需進一步研究。從種子發(fā)芽率的結(jié)果來看，豬糞水密封貯存過程中可能產(chǎn)生了對種子發(fā)芽有抑制作用的物質(zhì)，但延長貯存時間可以緩解或解除這種抑制，故與敞口貯存相比，密封貯存需要的貯存時間需相應(yīng)延長。

3.3 季節(jié)對豬糞水貯存的影響

豬糞水貯存的本質(zhì)是利用微生物將豬糞水中的物質(zhì)分解，轉(zhuǎn)化為低生物降解性、低生物毒性物質(zhì)的生物化學過程。既然是微生物作用的生物化學過程，溫度就是重要的影響因素之一[22]。生豬養(yǎng)殖沒有季節(jié)限制，豬糞水每天產(chǎn)生，不同時間產(chǎn)生的豬糞水貯存時其物質(zhì)轉(zhuǎn)化、氮素損失等均受貯存溫度影響。從本研究結(jié)果看，秋季和冬季產(chǎn)生的豬糞水理化特性存在較大差別，冬季的豬糞水化學需氧量及氮素和Zn含量均明顯高于秋季，這可能與冬季豬飲水量和豬舍沖洗用水量均大幅減少有關(guān)。冬季貯存的豬糞水電導率及總氮、NH4+-N和NO3--N含量降低速度均低于秋季貯存，這與貯存初期冬季的溫度遠低于秋季有關(guān)。從氮素損失率來看，貯存溫度對氮素損失影響較大，秋季和冬季敞口貯存的豬糞水氮素損失率分別為79.44%和52.60%，秋季明顯高于冬季；秋季和冬季密封貯存的豬糞水氮素損失率分別為43.30%和31.30%，秋季較冬季仍高出12個百分點。此外，由于本試驗貯存期長達180 d，1個貯存周期橫跨2～3個季節(jié)，如9月份貯存的豬糞水到3月份才貯存結(jié)束，貯存期內(nèi)的外界環(huán)境溫度波動較大，造成不同季節(jié)同種指標間的規(guī)律性不強，如冬季貯存豬糞水種子發(fā)芽率上升速度快于秋季貯存，但化學需氧量降低速度卻相反。

綜上所述，在經(jīng)濟條件允許的情況下，鼓勵豬場進行豬糞水密封貯存；在經(jīng)濟條件較差地區(qū)，可通過增加貯存設(shè)施的深度、提高貯存豬糞水厭氧部分的比例、盡可能降低貯存溫度的方式來減少貯存過程中的氮素損失。

3.4 結(jié)論

豬糞水直接貯存180 d后，種子發(fā)芽率達到80%以上，重金屬除Cu和Zn外，As、Pb和Cd含量均達到《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準(GB 5084—2021)》[21]要求，但氮素損失嚴重，秋季和冬季敞口貯存后豬糞水氮素損失率分別為79.44%和52.60%。

與敞口貯存相比，密封貯存降低了豬糞水pH，顯著減少了貯存過程中的氮素損失，秋季和冬季貯存后豬糞水氮素損失率分別減少36.14和21.30個百分點，但貯存后豬糞水電導率明顯高于敞口貯存，種子發(fā)芽率略低。

貯存季節(jié)(溫度)對豬糞水貯存過程中物質(zhì)轉(zhuǎn)化速度有較大影響，秋季貯存豬糞水中化學需氧量及總氮、NH4+-N和NO3--N降低速度均高于冬季。