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随着中国经济的不断增长，推动了畜禽养殖业向集约化、规模化方向快速发展，随之产生的畜禽粪污资源化利用问题得到了社会各界的广泛关注[1]。据第二次全国污染源普查测算，我国畜禽粪污年产量约为30.5×108 t[2]，其中有近60%以上的粪污为液体粪污。液体粪污是尿液、粪便、冲洗水以及消毒液的混合物，成分复杂，含有大量的致病菌，如果不及时妥善处理，会造成环境污染[3]。同时，液体粪污中也含有大量的有机质和氮、磷、钾、钙等营养物质，合理处理和利用液态粪污既可以减少环境污染风险，也可以提高畜禽粪污的资源化利用效率，推动养殖业可持续发展[4-6]。
目前，我国针对液体粪污的处理方式主要有自然贮存[7]、厌氧发酵[8]、好氧贮存[9]和达标排放等工艺，其中自然贮存处理存在贮存时间长、无害化效果差，对环境影响较大等问题[10]；厌氧发酵处理虽然处理效果较好，可以产生沼气实现能源回收利用，但存在处理成本高、稳定运行难和受环境温度影响较大等问题[11]；达标排放可减少液体粪污的消纳压力，但存在处理成本高、资源化利用率底等问题；而液体粪污的好氧贮存处理具有处理效率高、无害化效果好、操作方便和肥料化价值高等特点[12-13]。液体粪污好氧贮存处理原理主要以增加粪污与空气的接触、促进好氧细菌的生长为主，在有氧环境使微生物快速代谢为有机酸、醛、醇、挥发性胺类、酚类等有机物，并将它们转换为无味的物质，如二氧化碳和水，使有机物更易分解，这在一定程度上可减少氨的排放[14]。粪水中氮素包括有机态氮和无机态氮（NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N）等，在粪水贮存过程中，通过氨化、硝化、反硝化等作用过程，导致粪水中的氮养分大量损失[6]。目前在液体粪污贮存发酵技术研究中，研究人员发现供氧措施可以提高粪水无害化处理效率。在液体粪污贮存过程中注入氧气，会促进含氮有机物的降解，抑制NH3的产生，增强氮素的固持效果。文献研究表明，液体粪污贮存发酵供氧方式主要有自然通风[15-16]、被动通风[17]、强制通风[18-19]和机械搅拌[20-22]等类型，合理的通风供氧可以降低液体粪污贮存中NH3排放及氮素的损失[23]。AMON等[24]比较了牛粪厌氧发酵和间歇曝气条件下的NH3排放量，发现厌氧发酵模式下NH3排放量为41 g·m−3，间歇曝气模式下NH3排放量为209 g·m−3。MOSTAFA等[25]对生猪粪污贮存过程中进行曝气处理，发现当曝气量为0.32 mg·m−3时，NH3的排放量最低为3.2 g·m−3。盛婧等[26]研究发现，在20~25 ℃条件下，露天贮存90 d可使液体粪污中TN、总磷和总钾浓度分别降低39%~77%、61%~78%和23%~54%。STELT等[27]研究了混合粪浆贮存过程中温度对NH3挥发的影响，发现NH3挥发随粪浆温度的升高而增加。综上所述，目前研究表明通风供氧对液体粪污贮存过程中NH3的产生具有一定影响，但针对不同供氧方式对液体粪污贮存中理化性质与氮素变化规律的研究较少。
本研究以猪场液体粪污为研究对象，分析了不同供氧方式对液体粪污贮存过程中NH3排放和氮养变化规律的影响，以期为液体粪污的资源化利用提供参考。
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该试验在农业农村部规划设计研究院（双桥院区）中试车间进行，试验所用粪污为北京市顺义区某猪场水泡粪工艺的全量液体粪污，基础理化性质见表1。
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本研究试验装置图如图1所示，主要由贮存桶、机械搅拌系统、曝气处理系统、氨气收集系统等4部分组成。
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本试验共设置了3个处理，分别为自然贮存（T1）、机械搅拌（T2）和强制曝气（T3），每个处理3组重复。试验方法如下：在容积为150 L的贮存桶中放入120 L全量液体粪污，贮存桶桶盖上留有2个孔道，左侧孔为进气孔，右侧孔通过管道与气泵相连，通过气泵将粪污贮存过程中产生的NH3送入到装有硫酸稀释液的氨气收集桶中，使NH3被桶内的硫酸吸收，气泵在整个试验期间不间断运行。T1为自然贮存处理，粪污贮存过程中保持自然通风状态；T2为机械搅拌处理，使用搅拌轴进行搅拌，每30 d搅拌1次，每次搅拌时长为10 min，搅拌频率为3 000 r·min−1；T3为强制曝气处理，将连接气泵的曝气管插入粪污贮存桶内，通过强制曝气以达到供氧效果，曝气在整个试验期间保持不间断运行，曝气量为5 L·min−1[28]。
试验周期为180 d，分别在贮存期的第0、30、60、90、120、150、180 d在贮存桶的上、中、下层分别采集样品，每次取样50 mL。液体粪污检测指标包括pH、总固形物（TS）、可挥发性固形物（VS）、总氮（TN）、铵态氮（NH4+-N）、硝态氮（NO3−-N）、亚硝态氮（NO2−-N）、有机氮（Organic-N）和氨气（NH3）等。试验期间内，记录环境温度变化情况，具体如下：贮存期0~30 d（平均气温19 ℃），贮存期30~60 d（平均气温10 ℃），贮存期60~90 d（平均气温5 ℃），贮存期90~120 d（平均气温5 ℃），贮存期120~150 d（平均气温7 ℃），贮存期150~180 d（平均气温15 ℃）。
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pH值采用上海雷磁PHS-3C型pH计进行测定；EC值采用笔试电导率仪SX-650进行测定；TS值采用烘干-衡重法进行测定[29]；VS采用直接灰分法进行测定[30]；TN采用还原消化法进行测定[31]；NH4+-N采用纳氏试剂法进行测定[32]；NO3−-N采用紫外分光光度法进行测定[33]；NO2−-N采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法进行测定[34]；Organic-N采用插值法进行计算；NH3采用凯式定氮法进行测定[35]。
试验测得数据利用Excel 2021（microsoft，USA）进行预处理，利用Origin 2021进行图像处理与分析。
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不同处理贮存过程中粪污的pH值变化情况如图2所示。粪污初始pH值范围为7.6~7.9，所有处理粪污贮存过程中pH值均呈上升趋势[36]。在贮存30 d时，T1和T2处理的pH值下降至7.0~7.4，这是由于在粪污贮存前期，粪污中微生物大量繁殖促使有机物快速分解，产生大量的有机酸，不仅中和了粪污降解产生的铵盐，还降低了粪污的pH值[37]，而T3处理的上层和中层粪污pH值呈逐渐上升的趋势，pH值范围为8.3~8.5。整体来看，T3处理的pH值显著高于T1和T2处理，这可能是由于强制曝气能够促进微生物的好氧代谢，加快含氮有机物的降解速率，从而产生更多的铵盐，促使pH值升高。直至贮存结束时不同处理下的粪污pH值逐渐升高，其pH值范围在7.6~9.2之间。在相同处理中不同深度粪污的pH值大小为：上层>中层>下层，这是由于粪污下层氧气溶解量较小，含氮有机物降解不彻底而产生有机酸[38]，故pH值最低，此结果与KAFLE等[39]的研究结果基本一致。
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不同处理贮存过程中粪污的TS（总固形物）变化情况如图3所示。在整个贮存过程中，所有处理粪污上层和中层的TS整体呈逐渐下降趋势，而粪污下层TS呈逐渐上升趋势。贮存初期，T1、T2和T3处理的上层和中层粪污TS为12.89%~14.01%，下层粪污的TS为13.11%、13.54%和12.98%。而在贮存结束时，上层和中层的TS范围为2.08%~3.19%，下层的TS分别为14.81%、14.23%和15.47%，这是由于在贮存过程中粪污中的固形物随着时间的推移累积沉降在下层位置，导致上层与中层的固形物逐渐降低。所有处理中粪污下层的TS显著高于上层和中层，该趋势在各处理间无显著差异。
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不同处理贮存过程中粪污的VS（可挥发性固型物）变化情况如图4所示。在整个贮存过程中，所有处理粪污上层和中层的VS均呈逐渐下降趋势，而粪污下层的VS整体呈贮存上升趋势。贮存初期，T1、T2和T3处理的上层和中层粪污VS含量为67.50%~71.59%，下层粪污的VS含量为72.12%、72.56%和70.34%。而在贮存结束时，上层和中层粪污的VS含量为60.13%~64.86%，下层粪污的VS含量分别为79.03%、76.92%和72.63%。这是由于粪污上层和中层的溶解氧含量高于下层，有机物降解速率快，可降解的有机物逐渐减少；另一方面随着贮存时间的增长，有机物发生沉降，导致VS含量呈下降趋势[40]。T3处理中层和下层的VS含量小于T2处理，这是由于强制曝气为粪污中下层提供了大量的氧气，使下层粪污中的有机物得到充分降解。在相同处理中粪污下层的VS含量显著高于上层和中层，这是由于随着贮存时间的增加，在重力作用下固体物质逐渐发生沉降，即可挥发性物质堆积在下层导致的[41]。
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NH3是粪污贮存过程中排放量最大的气体，也是粪污贮存中氮养分损失的主要形态。不同处理贮存过程中粪污的NH3排放量变化情况如图5所示。整体来看，各处理在整个贮存期间内NH3的排放规律差异较大，在无供氧措施下，0~90 d内为NH3的快速排放期[40]，强制曝气能够显著减少NH3的排放。T1处理在0~90 d贮存期间内NH3的排放特征为先上升后下降，在90 d之后再次缓慢上升，贮存第30~60 d内NH3的排放量达到15.65 g，占0~90 d内NH3排放量的49.56%，占整个贮存期间内NH3排放量的33.75%；在自然贮存条件下，0~90 d内NH3的排放量主要与液体粪污中NH4+-N的浓度相关，随着贮存时间的增加，贮存桶内开始出现固液分离现象，液体粪污中NH4+-N的含量逐渐减少，当液体粪污中有机态氮向NH4+-N的转化速率低于NH4+-N向NH3的转化速率时，NH3的排放量开始逐渐下降；在贮存90 d后，由于环境温度逐渐升高，液体粪污中微生物的活性逐渐增强，加速了NH4+-N的转化，因此NH3的排放量再次呈现逐渐增加的趋势。T2处理中，0~90 d贮存期间内NH3的排放特征为逐渐上升，在90 d之后表现为缓慢上升又下降的规律，贮存第30~90 d期间NH3的排放量达到19.70 g，占整个贮存期间内NH3排放量的46.53%；在机械搅拌条件下，液体粪污中固形物得到充分混合，避免了固液分离现象，促进了固形物中有机态氮向NH4+-N的转化，从而延长了NH3的排放期，表现为在0~90 d贮存期内排放量逐渐增加；在贮存90 d后，受液体粪污中NH4+-N浓度和环境温度下降双重因素影响，NH3的排放量有所下降，整体变化比较平稳。T3处理中，0~90 d贮存期间内NH3的排放特征为逐渐下降，在90 d之后表现为逐渐上升的变化规律；贮存前90 d内，在曝气措施下，液体粪污整体处于微氧环境，同时受环境温度逐渐降低的影响，抑制了液体粪污中氨化作用的进行，减少了NH3的排放；贮存第90 d后，随着液体粪污中NH4+-N浓度和环境温度的逐渐升高，NH3的排放量逐步上升。
不同处理贮存过程中粪污的NH3累计排放量变化如图6所示。T1、T2和T3处理的NH3累计排放量分别为46.37、42.34和14.18 g。可以看出T3处理可有效抑制NH3的排放，而T2处理对NH3的抑制效果较差，其累计排放量与自然贮存相近[42]；在贮存150 d后T2处理的NH3排放量明显上升，这可能是由于随着环境温度的升高，机械搅拌作用促进了液体粪污中NH3的快速排放导致的。与T1处理相比，T2和T3处理NH3排放量分别减少8.69%和69.42%，由此可知T3处理的减排效果显著优于T2处理。
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氮素（TN）是衡量粪污养分的主要指标之一，而降低粪污中TN的损失不仅有助于提高粪污的肥料化利用价值，更有利于降低因氮素损失造成的大气污染。不同处理贮存过程中粪污的TN变化情况如图7所示。粪污贮存过程中，除T3处理的上层TN含量持续下降外，所有处理中粪污上层和中层TN含量均呈先上升后下降的趋势，而粪污下层TN含量呈逐渐上升趋势[36]。在贮存初期，各处理TN含量的范围为13.79~17.28 g·L−1。贮存结束时，T1、T2和T3处理的上层TN含量分别为5.98、9.3和10.77 g·L−1，下降幅度分别为61.07%、46.18%和23.89%；T1、T2和T3处理的中层TN含量分别为11.4、11.78和11.1 g·L−1，下降幅度分别为26.55%、14.58%和28.75%；T1、T2和T3处理的下层TN含量分别为18.4、18.45和21.21 g·L−1，上升幅度分别为16.38%、19.57%和33.48%。可以看出在粪污贮存后期各处理不同深度的TN含量大小为：下层>中层>上层，这可能是由于粪污在贮存过程中发生沉降所导致的。此结果与MOSTAFA等[43]的研究结果基本一致。
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NH4+-N是粪污中氮养分的主要形态，不同处理粪污贮存过程中NH4+-N变化情况如图8所示。所有处理中粪污的NH4+-N含量整体呈先上升后下降的趋势[28]。T1、T2和T3处理的初始NH4+-N含量为4.99~5.86 g·L−1；在贮存30 d时，所有处理NH4+-N含量均达到最大值，T1处理的NH4+-N含量为5.53~6.02 g·L−1，上升幅度为2.56%~4.15%；T2处理的NH4+-N含量为5.78~5.85 g·L−1，上升幅度为5.05%~7.93%；T3处理的NH4+-N含量为5.04~5.66 g·L−1，上升幅度为1.00%~4.89%。贮存结束时，T1、T2和T3处理的NH4+-N含量为2.00~2.98 g·L−1，与贮存初期相比下降42.08%~61.07%。由上述结果分析可知，在贮存30 d时，NH4+-N的含量略高于初始含量，原因可能是由于贮存前期粪污中含氮有机物快速降解，使得NH4+-N含量略有升高[44]。随着贮存时间的增长，有机酸降解产生NH3，使得NH4+-N含量贮存下降，各处理间无显著性差异。从粪污利用价值和环保的角度来看，粪污中的NH3排放到环境中不仅造成了养分损失，同时污染了环境空气，因此在粪污贮存过程中应尽可能降低粪污中氮素损失量，提高粪污肥料化利用价值，此结果与ALITALO等[45]的研究结果基本一致。
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粪污中NO3−-N是作物可直接利用的一种氮养分形态，对粪污肥料化利用具有重要价值[46]。不同处理贮存过程中粪污的NO3−-N变化情况如图9所示。随着贮存时间的增加，所有处理中除T1下层外粪污的NO3−-N含量均呈先上升后下降趋势，而T1下层中粪污的NO3−-N含量呈逐渐上升趋势。T1、T2和T3处理的初始NO3−-N含量为279~301 mg·L−1；在贮存30 d时，各处理的NO3−-N含量为315~382 mg·L−1，上升幅度为6.41%~32.63%。贮存结束时，T1、T2和T3处理的上层NO3−-N含量分别为98、212和163 mg·L−1，下降幅度分别为65.12%、24.01%和42.2%；T1、T2和T3处理的中层NO3−-N含量分别为121、162和162 mg·L−1，下降幅度分别为58.56%、43.75%和45.08%；T1、T2处理的下层NO3−-N含量分别为389 mg·L−1和311 mg·L−1，上升幅度分别为34.6%和3.32%，T3处理的下层NO3−-N含量为258 mg·L−1，下降幅度为12.84%。这是因为在贮存初期，由于大量含氮有机物降解而产生NH4+-N，在氧气充足的条件下，NH4+-N发生硝化反应，进而形成NO3−-N，从而使各处理NO3−-N的含量略高于初始含量[44]。而粪污中NO3−-N的转化主要与粪污中溶解氧含量和NH4+-N总量相关，溶解氧含量越高，硝化细菌活性越高，粪污中NH4+-N会通过硝化反应产生更多的NO3−-N。同时从化学动态平衡的角度看，粪污中NH4+-N浓度越大，越易促进粪污中的氮素从NH4+-N向NO3−-N转化。此结果与陈广银等[36]的研究结果基本一致。
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NO2−-N也是粪污中氮养分的一种形态，粪污贮存过程中NO2−-N含量较少。不同处理贮存过程中粪污的NO2−-N变化情况如图10所示，粪污贮存过程中，T1和T2处理下层粪污的NO2−-N整体呈先上升后下降的趋势，而T1和T2上层呈逐渐上升的趋势。T1、T2和T3处理的初始NO2−-N含量为1.47~1.78 mg·L−1；在贮存30 d时，各处理的NO2−-N含量范围为2.10~2.87 mg·L−1，上升幅度为38.16%~90.07%。贮存结束时，T1、T2和T3处理的上层NO2−-N含量分别为1.03、1.4和1.24 mg·L−1，下降幅度分别为31.78%、4.69%和18.42%；T1、T2和T3处理的中层NO2−-N含量分别为1.16、1.46和1.14 mg·L−1，下降幅度分别为26.58%、17.97%和22.45%；T1、T2和T3处理的下层NO2−-N含量分别为4.12、4.0和2.14 mg·L−1，上升幅度分别为167.53%、152.83%和38.06%。因NO2−-N是硝化和反硝化过程的中间产物，所以其含量变化与NO3−-N含量变化相似[44]。
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粪污中除NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N外，还有大量的Organic-N，约占粪污中氮素总量的60.69%~68.63%，粪污中Organic-N降解率的高低是衡量粪污肥效的重要指标之一。一般认为Organic-N降解率越高，粪污中可利用氮素越高，粪污速效肥效越好，但从粪污氮素固持的角度看，Organic-N降解越快，粪污中氮素损失越多，故减少粪污贮存中Organic-N的转化有利于使粪污在贮存中固持更多的养分。不同处理贮存过程中粪污的Organic-N变化情况如图11所示。所有处理中粪污上层和中层的Organic-N整体呈先上升后下降的趋势，而下层呈逐渐上升的趋势[36]。各处理的初始Organic-N含量为8.37-11.86 g·L−1。T1、T2和T3处理在贮存60~90 d时上层和中层的Organic-N含量达到峰值，其范围为8.06~14.41 g·L−1，与贮存初始Organic-N含量相比升高了6.19%~72.16%，而下层的Organic-N含量仍在上升阶段。贮存结束时，T1、T2和T3处理的上层Organic-N含量分别为3.73、6.32和7.88 g·L−1，下降幅度分别为61.06%、46.71%和13.97%；T1和T3处理的中层Organic-N含量分别为8.6 g·L−1和9.1 g·L−1，下降幅度分别为10.97%和13.09%；T2处理的中层Organic-N含量为9.66 g·L−1，上升幅度为15.41%；T1、T2和T3处理的下层Organic-N含量分别为15.77、15.89和18.70 g·L−1，上升幅度分别为54.76%、60.67%和78.78%；可以看出各处理的Organic-N含量大小为：T3>T2>T1；在相同处理下不同深度粪污的Organic-N含量为：下层>中层>上层，与其他处理相比下层的Organic-N上升幅度也是最大的，这是因为粪污发生沉降现象导致的，此结果与李静[36]的研究结果基本一致。
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通过本试验可以看出，机械搅拌与强制曝气处理均可降低粪污贮存中NH3的产生，与自然贮存相比，其减排率分别为8.69%和69.42%。两者效果相差较大，强制曝气处理的减排效率要远大于机械搅拌处理，这可能是因为曝气能将空气通入到粪污中，促进好氧细菌的生长，进而影响氮养分的分解转化过程[47]。在好氧环境中，曝气更易促进有机物的分解，有氧环境使微生物快速代谢为有机酸、醛、醇、挥发性胺类、酚类等有机物，这在一定程度上可减少氨的排放[48]。而机械搅拌处理对于NH3的减排效率较弱，与自然贮存的NH3排放较为接近，可能是因为搅拌时虽对粪污进行混合但与空气接触不足，内部有机物分解后与氧气接触较少，所以转化较少的二氧化碳和水，故对NH3减排效果不足。
在液体粪污的贮存过程中主要涉及微生物的好氧或厌氧作用，这是因为液体粪污为微生物提供了一种复杂的环境条件，不仅具有好氧微生物所需的环境，同时亦为厌氧微生物提供了所需的生存环境，此过程是液体粪污中有机物降解的主要途径，同样是氮素形态转化的主要方式[23]。液体粪污中的氮主要包含有机态氮和无机态氮，而无机态氮中主要包含有NH4+-N、NO3−-N和少量NO2−-N，以NH4+-N为主，其中Organic-N和NH4+-N占粪污中TN质量分数的96%以上。粪污中氮素形态主要通过微生物作用和化学平衡作用进行转化，Organic-N在粪污贮存过程中通过微生物的矿化作用向NH4+-N转化，一部分NH4+-N在好氧条件下通过亚硝化细菌的作用下转化为NO2−-N，而NO2−-N在硝化细菌的作用下转化为NO3−-N，同时，粪污中的少量的NO3−-N会在厌氧条件下通过微生物的作用转化为NO2−-N，另一部分NH4+-N在化学平衡为主的作用下以NH3的形式散逸到环境中，此外，还有少量的NH4+-N在固氮微生物的作用下转化成Organic-N。
从养分指标来看，如表2所示。在液体粪污贮存过程中TN、NH4+-N、NO3−-N含量均呈下降趋势，在氮元素各形态中NH4+-N的损失最为突出，同样是氮元素最主要的损失途径，这与贮存过程中NH3的排放量紧密相关。同时微生物在粪污发酵过程中可以将NH4+-N作为作用底物，将Organic-N转化为可溶性NH4+-N，两者互相作用使得NH4+-N含量降低。而NH4+-N含量变化与微生物的硝化作用有关，在贮存过程中NO3−-N可能会在厌氧微生物和化学平衡作用下向NH4+-N转化，使得NH4+-N含量下降[49]。
综上所述，对液体粪污进行强制曝气会使粪水在贮存发酵时处于微氧环境，增加液体粪污中氧气的供给，促进了好氧细菌对有机物的降解，同时抑制了氨化作用，降低了有机态氮向NH4+-N的转化，从而减少了NH3的排放[43]。相对于自然贮存，强制曝气处理的NH3、NO2−-N、NO3−-N、NH4+-N含量降低，而TN、Organic-N含量升高；搅拌处理的NH3、NH4+-N含量降低，而TN、Organic-N、NO2−-N、NO3−-N含量升高。其中强制曝气处理的TN、Organic-N含量较机械搅拌处理更高，对氮素固持效果更好，NH3减排效果更佳。因此，强制曝气处理对液体粪污提高粪水养分固持率具有明显作用，对减少环境污染具有重要意义。
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1）强制曝气处理的pH上升幅度要大于机械搅拌处理与自然贮存处理，而对于TS和VS来说各处理的变化趋势相似，而机械搅拌和强制曝气处理可减少贮存阶段8.69%和69.42%的NH3排放，其中强制曝气处理对于NH3减排更加有效。
2）在液体粪污贮存过程中强制曝气处理可降低20.4%的TN损失，而机械搅拌处理仅可降低10.48%的TN损失。NH4+-N在各处理间无显著差异，各处理NO3−-N和NO2−-N的含量大小影响因素顺序为：机械搅拌>自然贮存>强制曝气；各处理Organic-N含量大小影响因素顺序为：强制曝气>机械搅拌>自然贮存。强制曝气处理更有助于减少含氮有机物的矿化作用，从而减少粪污中有机态氮向无机态氮的转化，减少粪污中氮素的损失。
3）强制曝气处理可以显著降低粪污中的NH3排放和氮素损失，与机械搅拌处理相比，强制曝气处理可提高氮养分的在固持效率、减少环境污染，建议在养殖液体粪污贮存过程中辅以曝气处理措施。
不同供氧方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响
Effects of different oxygen supply modes on nitrogen nutrients changes during storage of liquid manure
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摘要: 近年来，随着中国畜牧业的快速发展，畜禽粪污的处理和利用越来越受到人们的重视。规模化养殖场中，液体粪污的产生量占粪污产生总量的近60%，是近年来畜禽粪污处理的研究难点和热点。为探索不同通风方式对液体粪污贮存过程中氮养分变化的影响，本研究以猪场全量收集的液体粪污为研究对象，进行了为期180 d的贮存发酵试验。试验设置了自然贮存、机械搅拌和强制曝气3个处理，分析了液体粪污贮存过程中NH3、TN、NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N、Organic-N等指标变化规律。研究结果表明：与自然贮存相比，机械搅拌处理与强制曝气处理对于氮养分固持与NH3减排方面具有较好的效果，强制曝气处理相较于机械搅拌处理TN含量提高了9.89%，Organic-N含量提高了13.46%，NO2−-N含量降低了37.62%，NO3−-N含量降低了16.78%，NH4+-N含量降低了3.11%，NH3排放量减少了60.73%。各处理中TN含量随贮存时间的增加而逐渐下降，其损失率变化为自然贮存>机械搅拌>强制曝气。各处理中NH3随贮存时间的增加而逐渐增加，强制曝气处理的NH3减排率远高于自然贮存与机械搅拌。整体来看，液体粪污贮存过程中强制曝气处理可显著减少NH3的排放量，有利于氮养分的留存。Abstract: In recent years, with the rapid development of animal husbandry in China, the treatment and utilization of livestock manure have received increasing attention. In large-scale breeding farms, the excretion of liquid manure accounts for nearly 60% of all livestock manure, which has become a research hotspot in recent years. To investigate the effects of different ventilation methods on nitrogen nutrient changes during the storage of liquid manure, this study conducted a pig slurry manure storage experiment which lasted for 180 days. The experiment involved three treatments: natural storage, mechanical stirring, and forced aeration, and analyzed the changes of nitrogen nutrients such as ammonia, total nitrogen, ammonium nitrogen, nitrate nitrogen, nitrite nitrogen and organic nitrogen. The results showed that compared with natural storage, mechanical stirring and forced aeration treatment had better effects on nitrogen retention and ammonia emission reduction. Compared with mechanical stirring treatment, forced aeration treatment increased the total nitrogen by 9.89%, increased the organic nitrogen content by 13.46%, decreased the nitrite nitrogen content by 37.62%, decreased the nitrate nitrogen content by 16.78%, decreased the ammonium nitrogen content by 3.11%, and decreased the ammonia emissions by 60.73%. The total nitrogen content in each treatment gradually decreased with the increase of storage time, and the loss rate changes as follows: natural storage>mechanical stirring>forced aeration. The ammonia gradually increased with the increase of storage time, and the ammonia emission reduction rate of forced aeration treatment was much higher than that of natural storage and mechanical stirring. Overall, the forced aeration treatment can significantly reduce ammonia emissions during the storage of liquid manure and is beneficial to the retention of nitrogen nutrients.
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Key words:
- oxygen supply modes /
- liquid manure /
- storage /
- nitrogen nutrients changes
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图 3 不同处理下粪污贮存过程中TS值变化
Figure 3. Changes of TS value in feces under different treatments
图 4 不同处理下粪污贮存过程中VS值变化
Figure 4. Changes of VS values in feces under different treatments
图 5 不同处理下粪污中NH3排放量的变化
Figure 5. Changes of NH3 emission in manure under different treatments
图 6 不同处理下粪污中NH3累计排放量的变化
Figure 6. Changes of NH3 cumulative emissions in manure under different treatments
图 7 不同处理下粪污贮存过程中TN含量变化
Figure 7. Changes of mass concentration of TN in feces under different treatments
图 8 不同处理下粪污中NH4+-N含量变化
Figure 8. Changes of mass concentration of NH4+-N in feces under different treatments
图 9 不同处理下粪污贮存过程中NO3−-N含量变化
Figure 9. Changes of mass concentration of NO3−-N in fecal waste under different treatments
图 10 不同处理下粪污贮存过程中NO2−-N含量变化
Figure 10. Changes of mass concentration of NO2−-N in fecal waste under different treatments
图 11 不同处理下粪污贮存过程中Organic-N含量变化
Figure 11. Changes of mass concentration of Organic-N in manure under different treatments
表 1 液体粪污理化性质
Table 1. Basic physical and chemical properties of slurry manure
指标 上层
（0~20 cm）中层
（20~40 cm）下层
（40~60 cm）pH 7.7±0.11 7.8±0.13 7.8±0.14 TS/% 13.12±0.66 13.54±0.69 13.11±0.54 VS/% 67.69±0.43 70.97±0.41 72.12±0.43 NH4+-N/（g·L−1） 5.78±0.25 5.86±0.21 5.62±0.31 NO3−-N/（mg·L−1） 281±13.98 292±12.67 289±12.11 NO2−-N/（mg·L−1） 1.51±0.12 1.58±0.10 1.54±0.11 TN/（g·L−1） 15.36±0.77 15.52±0.75 15.81±0.66 
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表 2 各处理贮存期间氮素指标汇总
Table 2. Summary of nitrogen indexes during storage of each treatment
氮素指标 0 d 30 d 60 d 90 d 120 d 150 d 180 d TN/(g·L−1) T1 15.56 16.04 14.83 14.93 13.33 12.02 11.93 T2 15.5 15.04 15.71 16.67 14.7 13.78 13.18 T3 15.21 15.25 14.94 13.94 14.17 14.62 14.36 NH4+-N/(g·L−1) T1 5.75 5.85 4.1 3.58 3.24 2.75 2.56 T2 5.46 5.82 3.45 3.07 2.77 2.44 2.55 T3 5.18 5.35 3.39 3.01 2.83 2.68 2.47 NO3−-N/(mg·L−1) T1 287.33 333.67 332.67 300.33 253.33 210.33 202.67 T2 289.33 354.33 328 286.67 262.67 228 228.33 T3 291 323.33 305.33 247.33 202.33 177.67 194.33 NO2−-N/(mg·L−1) T1 1.54 2.68 2.34 1.94 1.96 2.09 2.1 T2 1.62 2.45 2.09 2.22 2.33 2.22 2.3 T3 1.51 2.36 1.57 1.94 1.49 1.28 1.51 Organic-N/(g·L−1) T1 9.81 10.19 10.73 11.36 10.1 9.27 9.37 T2 10.04 9.22 12.26 13.6 11.93 11.34 10.62 T3 10.03 9.89 11.54 10.93 11.34 11.93 11.89
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