丁京濤，張朋月，趙立欣，孟海波，沈玉君，劉森泓

·農(nóng)業(yè)生物環(huán)境與能源工程·

養(yǎng)殖糞水長(zhǎng)期貯存過程理化特性變化規(guī)律

丁京濤1,2，張朋月1,2，趙立欣1，孟海波1,2，沈玉君1,2※，劉森泓1,2

（1. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院農(nóng)村能源與環(huán)保研究所，北京 100121；2. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部資源循環(huán)利用技術(shù)與模式綜合性重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100121）

目前中國(guó)中小規(guī)模畜禽養(yǎng)殖場(chǎng)主要采用自然貯存后還田的形式處理養(yǎng)殖糞水，受場(chǎng)地制約，養(yǎng)殖糞水貯存時(shí)間通常僅有1～2個(gè)月，之后便直接還田利用，貯存后的糞水理化特性變化尚不清楚，是否適宜直接還田尚需研究。該研究以豬糞水和牛糞水為研究對(duì)象，重點(diǎn)分析糞水在長(zhǎng)期貯存中糞大腸菌群、電導(dǎo)率（Electrical Conductance，EC）以及化學(xué)需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）的變化，分析糞水最佳貯存期及還田利用方式，以期為糞水資源化及安全還田提供參考。結(jié)果表明，糞水經(jīng)自然貯存6個(gè)月，銨態(tài)氮損失達(dá)68%以上，不僅引起環(huán)境污染，且降低了養(yǎng)分；貯存后糞水基本可達(dá)到無害化要求，但pH值、EC值以及COD濃度仍然偏高，還田前應(yīng)制定合理的糞水資源化利用方案；固液分離可以有效降低糞水中的COD濃度和EC值，促進(jìn)糞水無害化進(jìn)程。該研究為中國(guó)畜禽養(yǎng)殖糞水資源化用探索了新的技術(shù)路徑。

糞；貯存；化學(xué)需氧量；全鹽量；糞大腸菌群數(shù)

0 引 言

據(jù)統(tǒng)計(jì)，中國(guó)每年產(chǎn)生約38億t的畜禽糞污，其中糞水量約20億t[1-2]。目前，中國(guó)中小規(guī)模養(yǎng)殖場(chǎng)數(shù)量占全國(guó)規(guī)模養(yǎng)殖場(chǎng)的56.6%，其養(yǎng)殖糞水處理利用已成為制約養(yǎng)殖場(chǎng)可持續(xù)發(fā)展的重要因素之一。

養(yǎng)殖糞水是尿液、糞便、沖洗水以及消毒液的混合物，成分復(fù)雜，含有大量的致病菌，如不經(jīng)處理直接施用于農(nóng)田，病原菌易通過食物鏈進(jìn)入人體危害人體健康[3-5]；其次，糞水中含有大量的鹽分，易導(dǎo)致作物“燒苗”[6]，其中銨鹽是糞水中鹽分的主要成分，糞水中的銨鹽主要源自糞水中的尿液以糞便有機(jī)物的降解；最后，糞水中的有機(jī)質(zhì)在土壤中降解可能會(huì)使土壤處于暫時(shí)性缺氧狀態(tài)，抑制作物生長(zhǎng)。

中國(guó)養(yǎng)殖糞水的處理技術(shù)主要有物化法、生物法、自然生態(tài)處理法[7-9]。2018—2019年2 a畜禽糞污第三方評(píng)估數(shù)據(jù)顯示，中國(guó)83.34%的養(yǎng)殖場(chǎng)糞水采用自然貯存等簡(jiǎn)易方式處理，不同養(yǎng)殖場(chǎng)糞水貯存時(shí)間有長(zhǎng)有短，大部分養(yǎng)殖糞水貯存2個(gè)月后還田施用，目前中國(guó)對(duì)養(yǎng)殖糞水貯存多長(zhǎng)時(shí)間能達(dá)到無害化的研究仍然較少。本文以牛糞水和豬糞水為研究對(duì)象，通過長(zhǎng)期貯存試驗(yàn)，分析糞水貯存過程中理化特性變化，明確糞水貯存時(shí)間需求及其無害化效果，以期為養(yǎng)殖糞水還田利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)于2019年1月至2019年7月在農(nóng)業(yè)農(nóng)村部規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院（雙橋院區(qū)）試驗(yàn)室進(jìn)行，試驗(yàn)用牛糞水為北京市順義區(qū)某奶牛場(chǎng)經(jīng)固液分離處理前、后的糞水，豬糞水為北京市順義區(qū)某種豬場(chǎng)干清糞糞水、水泡糞糞水，其基礎(chǔ)理化性質(zhì)見表1，鑒于干清糞方式和固液分離方式均是將養(yǎng)殖場(chǎng)的固體糞便和液體糞水分開處理，本文中對(duì)干清糞方式和固液分離方式統(tǒng)稱固液分離處理方式。

1.2 試驗(yàn)方法

將糞水置于50 L（直徑38cm、高58cm）的圓桶中，敞口貯存，模擬養(yǎng)殖場(chǎng)糞水自然貯存狀態(tài)。試驗(yàn)處理詳見表2。試驗(yàn)周期為6個(gè)月，每15 d測(cè)樣分析pH值、電導(dǎo)率（Electrical Conductance, EC）、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮，每30 d分析糞水中的化學(xué)需氧量（Chemical Oxygen Demand, COD），并分別在糞水貯存第3個(gè)月和第6個(gè)月監(jiān)測(cè)糞水貯存中糞大腸菌群數(shù)的變化情況。

1.3 環(huán)境條件

將盛有糞水的敞口圓桶靜置于試驗(yàn)車間陽光能夠照射到的區(qū)域，每日可接受陽光照射時(shí)間4 h左右；實(shí)驗(yàn)室配有負(fù)壓排風(fēng)系統(tǒng)，用以模擬自然環(huán)境糞水表層空氣流通；本試驗(yàn)未能對(duì)試驗(yàn)期間糞水貯存的環(huán)境條件進(jìn)行恒溫控制，在試驗(yàn)期間試驗(yàn)車間環(huán)境溫度由（15±1）℃（1月份）逐漸上升至（29±1）℃（7月份）。

表1 不同處理基礎(chǔ)理化性質(zhì)

表2 試驗(yàn)處理

1.4 分析方法

pH值采用上海雷磁PHS-3C型pH計(jì)進(jìn)行測(cè)定；銨態(tài)氮采用納氏試劑法進(jìn)行測(cè)定；硝態(tài)氮采用紫外分光光度法進(jìn)行測(cè)定；亞硝態(tài)氮采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法進(jìn)行測(cè)定，COD采用重鉻酸鉀法165℃加熱15min后利用比色法測(cè)定；糞大腸菌群數(shù)委托華測(cè)檢測(cè)認(rèn)證集團(tuán)北京有限公司進(jìn)行分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 COD濃度的變化

COD是反應(yīng)糞水中能被氧化的還原性物質(zhì)的量，這些還原性物質(zhì)以有機(jī)物為主，分析糞水的COD濃度可以了解糞水中有機(jī)物質(zhì)的質(zhì)量濃度。從圖1可以看出糞水在貯存的180 d中其COD濃度總體呈現(xiàn)降低趨勢(shì)。豬糞水中的COD濃度從1 352.6和5 186.9 mg/L降至948.7和4 415.8 mg/L，牛糞水中的COD濃度從5 935.4和8 463.2 mg/L降至5 126.6和6 781.6 mg/L，COD濃度降低了14%～30%。養(yǎng)殖糞水作為液肥施用時(shí)，考慮到COD對(duì)農(nóng)作物的影響，建議根據(jù)土地承載力，制定糞水施肥計(jì)劃，一般全量糞水中的含氮量例不宜超過土壤需肥量的50%[10]，固液分離后的糞水肥建議不超過土壤需肥量的20%。

牛糞水中的COD濃度顯著高于豬糞水，可能是由于牛糞水含固率較高的原因?qū)е碌?，另外?jīng)固液分離處理后的糞水中的COD濃度明顯低于未經(jīng)固液分離的糞水，表明經(jīng)固液分離處理方式收集糞水可以有效降低糞水中COD濃度。

圖1 化學(xué)需氧量濃度隨貯存時(shí)間的變化

2.2 pH值變化

糞水貯存過程中，pH值始終呈上升的趨勢(shì)，從圖2可以看出，豬糞水和牛糞水在貯存期間其pH值分別從6.88～6.92和7.23～7.32上升到了9.03～9.13以及8.33～8.66，貯存初期牛糞水pH值高于豬糞水，但豬糞水的pH值上升速度較快，貯存一周后豬糞水的pH值在貯存期顯著高于牛糞水，一方面可能是由于牛糞水總固體質(zhì)量濃度更高，其pH值緩沖性強(qiáng)于豬糞水，牛糞水貯存中含氮有機(jī)物降解產(chǎn)生的銨氮在短時(shí)間內(nèi)難以改變牛糞水的pH值，另一方面可能是由于牛糞水因含有過高的含固率，導(dǎo)致糞水中有機(jī)物降解中產(chǎn)生厭氧環(huán)境生成少量有機(jī)酸[11]，使牛糞水pH值上升速度不及豬糞水。參考沼肥[12]中規(guī)定，沼液肥施用的pH值在5～8之間，在貯存后期，豬糞水的pH值已不再升高，呈現(xiàn)穩(wěn)定并逐漸降低的趨勢(shì)，但其pH值上高于9，而牛糞水的pH值仍呈現(xiàn)繼續(xù)上升的趨勢(shì)，不宜直接還田施用。

圖2 pH值隨貯存時(shí)間的變化

2.3 EC值變化

EC值是表征糞水鹽分的直觀指標(biāo)，糞水鹽分越高其EC值越高。從圖3可以看出，本試驗(yàn)糞水貯存的180 d中豬糞水和牛糞水中的EC值呈逐漸降低的趨勢(shì)，整體來看，豬糞水的EC值分別從7.42和11.58 mS/cm降到了5.39和9.31 mS/cm，降幅分別為27.4%以及19.6%，牛糞水的EC值分別從5.32和5.51 mS/cm降到了4.41以及4.85 mS/cm，降幅分別為17.1%以及12.0%，可見，糞水可以通過自然貯存的形式降低糞水所含的鹽分。試驗(yàn)過程中，豬糞水中的電導(dǎo)率顯著高于牛糞水，這說明豬糞水中含鹽成分、含離子成分、含雜質(zhì)成分多于牛糞水。經(jīng)固液分離方式處理的糞水電導(dǎo)率要低于未經(jīng)固液分離方式處理的糞水，特別是豬糞水差距顯著，可能是糞便中溶解出大量的鹽分進(jìn)入糞水導(dǎo)致的，故固液分離的方式處理畜禽糞污對(duì)降低糞水全鹽量具有積極作用。

土壤的EC值超過2 mS/cm的時(shí)候就會(huì)影響作物生長(zhǎng)[13]，糞水長(zhǎng)期施用應(yīng)考慮電導(dǎo)率對(duì)作物的影響。目前糞水鹽分在土壤的累積效應(yīng)尚不清楚，需做長(zhǎng)期定位試驗(yàn)分析糞水帶入、作物吸收、鹽分淋溶對(duì)土壤鹽分累積的影響。

圖3 EC值隨貯存時(shí)間的變化

2.4 銨態(tài)氮變化

糞水在自然貯存過程中的銨態(tài)氮在堿性條件下以氨氣的形式散逸的形式散逸到環(huán)境中，這是糞水EC值降低的主要原因之一。從圖4可以看出豬糞水中的銨態(tài)氮呈逐漸降低的趨勢(shì)，分別從1 258.6和2 042.8 mg/L降至267.4和428.6 mg/L，降幅分別為78.8%和79.0%，牛糞水中的銨態(tài)氮分別從2 724.1和3 027.2 mg/L降至741.9和948.5 mg/L，降幅分別為72.8%和68.7%，可以看出糞水中的銨態(tài)氮在180 d的貯存期內(nèi)降低了68%以上。此外，由于糞水中的固態(tài)有機(jī)物降解原因，經(jīng)固液分離方式處理的糞水中銨態(tài)氮質(zhì)量濃度顯著低于未經(jīng)固液分離方式處理的糞水。

從糞水利用價(jià)值和環(huán)保的角度來看，糞水中的氨氣排放到環(huán)境中不僅損失了糞水的含氮量，同時(shí)污染了環(huán)境空氣。故糞水還田之前，應(yīng)考慮糞水貯存過程如何降低氮素?fù)p失量，提高糞水還田價(jià)值，減少糞水貯存中因氨氣散逸造成的環(huán)境污染。

圖4 銨態(tài)氮質(zhì)量濃度隨貯存時(shí)間變化

2.5 硝態(tài)氮變化

糞水中硝態(tài)氮質(zhì)量濃度過高易導(dǎo)致養(yǎng)分淋溶造成損失[14]，從圖5可以看出養(yǎng)殖糞水中的硝態(tài)氮質(zhì)量濃度在50 mg/L以下，糞水貯存中其硝態(tài)氮質(zhì)量濃度整體呈下降的趨勢(shì)，其中T2處理的硝態(tài)氮質(zhì)量濃度顯著高于其他處理，貯存期間從33.5 mg/L逐漸降至23.7 mg/L，T1、T3和T4處理的硝態(tài)氮質(zhì)量濃度差異較小，從7.6～10.9 mg/L逐漸降至3.4～8.5 mg/L。糞水貯存中硝態(tài)氮不斷降低可能是厭氧環(huán)境下反硝化細(xì)菌將硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)鈱?dǎo)致的。由于本試驗(yàn)中T2的硝態(tài)氮質(zhì)量濃度顯著高于其他處理，故在養(yǎng)殖糞污利用中應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注含固率較高的豬糞水還田引發(fā)的硝態(tài)氮淋溶風(fēng)險(xiǎn)。

圖5 硝態(tài)氮質(zhì)量濃度隨貯存時(shí)間變化

2.6 亞硝態(tài)氮變化

亞硝態(tài)氮進(jìn)入人體后能使血液中正常攜氧的低鐵血紅蛋白氧化成高鐵血紅蛋白，因而失去攜氧能力而引起組織缺氧，雖然糞水中亞硝態(tài)氮的質(zhì)量濃度極少，但其通過土壤進(jìn)入食物鏈對(duì)人或動(dòng)物造成的危害不容忽視[15-17]。從圖6可以看出，固液分離后、前的豬糞水的亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度在0.31～0.74 mg/L以及0.68～1.14 mg/L的范圍內(nèi)變化，固液分離后、前的牛糞水的亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度在6.18～11.50 mg/L以及10.10～15.20 mg/L的范圍內(nèi)波動(dòng)，其中牛糞水中的亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度明顯高于豬糞水中的亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度，但豬糞水中的硝態(tài)氮質(zhì)量濃度不低于牛糞水，導(dǎo)致牛糞水中亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度升高的因素可能是牛糞水含固率顯著高于豬糞水，糞水有機(jī)物降解促使亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度升高。此外，從圖6可以看出，固液分離的方式處理的糞水中的亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度明顯低于未經(jīng)固液分離處理的糞水，故為降低糞水中亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度建議以固液分離的方式處理糞水。

圖6 亞硝氮質(zhì)量濃度隨貯存時(shí)間變化

2.7 糞大腸菌群數(shù)

糞大腸菌群數(shù)是直接反映糞水無害化程度的重點(diǎn)指標(biāo)，農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[18]、畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)[19]以及沼肥[12]等標(biāo)準(zhǔn)中均對(duì)糞大腸菌群做出了明確限制，其中沼肥標(biāo)準(zhǔn)是目前中國(guó)僅有的限制液態(tài)有機(jī)肥中糞大腸菌群數(shù)的標(biāo)準(zhǔn)，其中規(guī)定的液肥中糞大腸菌群數(shù)不超過100 000個(gè)/L。從圖7可以看出糞水初始的糞大腸菌群數(shù)均高于沼肥的規(guī)定，分別為180 000、540 000、2 400 000以及9 200 000個(gè)/L，在糞水貯存3個(gè)月時(shí)牛糞水中的糞大腸菌群數(shù)沒有達(dá)到沼肥的規(guī)定，但豬糞水已滿足要求，在貯存6個(gè)月時(shí)，雖然T4處理中糞大腸菌群數(shù)為92 000個(gè)/L，仍具有超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)，但整體上看，豬糞水和牛糞水中的糞大腸菌群數(shù)基本滿足了沼肥對(duì)于糞大腸菌群數(shù)的規(guī)定，全部降至100 000個(gè)/L以下。可以看出，長(zhǎng)期貯存有助于糞水自然滅活糞大腸菌群，但低于3個(gè)月的糞水貯存期顯然不足以使糞水完全達(dá)到相關(guān)要求，為保證糞水完全達(dá)到沼肥中規(guī)定的要求，糞水的貯存期應(yīng)在6個(gè)月以上。

圖7 糞水中糞大腸菌群數(shù)隨貯存時(shí)間的變化

3 討 論

糞水貯存中主要涉及微生物的厭氧或兼氧過程，此過程是糞水中有機(jī)物降解的主要途徑，是氮素轉(zhuǎn)化的主要方式。溫度是影響有機(jī)體生長(zhǎng)與存活的最重要的因子之一，溫度每升高10 ℃，生化反應(yīng)速率增加一倍[20]，本試驗(yàn)環(huán)境溫度為15～29 ℃，中國(guó)夏季平均氣溫為21.5 ℃，春、秋平均氣溫在11 ℃左右[21]，糞水貯存溫度相對(duì)更符合中國(guó)夏季糞水自然貯存環(huán)境溫度水平，故本試驗(yàn)結(jié)果更側(cè)重于夏季糞水貯存中理化特性變化。

糞水資源化利用的關(guān)鍵從處理的角度看關(guān)鍵在無害化及降低含鹽量，同時(shí)降低糞水貯存期間的臭氣排放，從利用的角度避免氮素?fù)p失，最大化提高糞水氮素利用率。

本試驗(yàn)重點(diǎn)分析了糞水貯存處理中的主要因素，其中，糞水的pH值和EC值均是由于糞水中含有大量銨態(tài)氮導(dǎo)致的，直接施用存在燒苗的風(fēng)險(xiǎn)。COD是表征水中有機(jī)物質(zhì)量濃度的參數(shù)[22]，一般而言農(nóng)田的有機(jī)物質(zhì)量濃度越高越有利于作物生長(zhǎng)，但研究表明水田作物在生長(zhǎng)期施用含有質(zhì)量濃度超過200 mg/L的COD灌溉水時(shí)會(huì)造成土壤暫時(shí)性缺氧，抑制作物根系生長(zhǎng)[23]，而在旱田中幾乎無不良影響，可能是由于含糞水的灌溉水在應(yīng)用到農(nóng)田后水分會(huì)快速下滲，幾乎不會(huì)對(duì)土壤透氣性造成影響。從糞水施用時(shí)間看，糞水可在基肥期和追肥期施用，作為追肥施用后糞水覆蓋于土壤表層，在施用量較大或糞水COD濃度較高的情況下及易造成土壤缺氧，限制作物生長(zhǎng)，而作為基肥施用后，可對(duì)農(nóng)田進(jìn)行翻耕，一方面可以降低農(nóng)田氨揮發(fā)損失，另一方面將糞水附著的土壤均勻分布于土層中，減少糞水中COD對(duì)農(nóng)田作物帶來的影響。從無害化處理的角度來看，糞水中的糞大腸菌群在貯存6個(gè)月時(shí)基本可以達(dá)到沼液肥[12]的相關(guān)要求，達(dá)到無害化處理，但未經(jīng)固液分離的牛糞水仍有超標(biāo)的風(fēng)險(xiǎn)，這可能是由于未經(jīng)固液分離的牛糞水中的含固率大于其他處理，未經(jīng)固液分離牛糞水中有機(jī)物的降解過度消耗的糞水中的溶解氧，而糞大腸菌則是以厭氧微生物為主的生物群落，故牛糞水中的糞大腸菌群數(shù)難以降低，因此養(yǎng)殖場(chǎng)的畜禽糞污建議以干清糞為主，以更好地使糞水經(jīng)自然貯存后糞大腸菌群達(dá)到沼肥的相關(guān)要求。

銨態(tài)氮是糞水中養(yǎng)分的主要成分之一，糞水貯存中會(huì)釋放大量以氨氣為主的臭氣[24-26]，雖然貯存后糞水中的銨態(tài)氮降低有利于降低糞水的含鹽量，但卻降低了糞水肥效，嚴(yán)重影響了周邊環(huán)境，同時(shí)銨態(tài)氮轉(zhuǎn)換成的氨氣又是霧霾形成的主要因素之一[27]。因此，糞水貯存時(shí)，可采取添加酸化劑或覆蓋遮蔽物等方式加降低氨氣排放，強(qiáng)對(duì)糞水貯存中臭氣排放的控制[28]。

在糞水還田利用中應(yīng)提高氮素利用率，減少因氮素淋溶及氨揮發(fā)造成的養(yǎng)分損失及環(huán)境污染[27]。目前降低氮素淋溶風(fēng)險(xiǎn)的措施可采取向糞水中添加硝化抑制劑降低銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化[29-31]；糞水還田后的銨態(tài)氮同樣是以氨氣的形式揮發(fā)到環(huán)境空氣而損失，通常采取深土注入施肥、拖尾軟管施肥等施肥方式降低農(nóng)田氨氣揮發(fā)，另糞水在做基肥施用時(shí)需在土地翻耕前施用以達(dá)到降低銨氮損失的目的。

綜上，養(yǎng)殖糞水在貯存自然貯存不低于6個(gè)月時(shí)可達(dá)到無害化處理，可以進(jìn)行還田利用，但由于其pH值、EC值、COD濃度仍舊偏高，糞水還田前應(yīng)制定合理的糞水施用方案，降低糞水施用風(fēng)險(xiǎn)；銨氮是糞水貯存中損失量最大的養(yǎng)分元素，建議貯存中向糞水中添加酸化劑或在糞水表層覆蓋遮蔽物降低由于氨氣揮發(fā)導(dǎo)致的銨氮損失；糞水施用前可添加少量硝化抑制劑減少氮素淋溶損失，施用時(shí)可采取深土注入施肥、拖尾軟管施肥等方式進(jìn)行施用，以降低養(yǎng)分損失。固液分離技術(shù)可以顯著降低糞水中的COD含量，降低含固率對(duì)糞水無害化進(jìn)程的影響，建議對(duì)養(yǎng)殖糞污進(jìn)行固液分離處理。

4 結(jié) 論

1）糞水經(jīng)自然貯存6個(gè)月后基本可達(dá)到無害化處理，但其pH值、EC值以及COD濃度仍然偏高，建議糞水還田前依據(jù)農(nóng)田類型制定糞水施用方案，降低糞水施用風(fēng)險(xiǎn)。

2）糞水貯存過程中銨態(tài)氮損失了68%～80%，損失較大，不僅引起環(huán)境污染，且降低了養(yǎng)分，應(yīng)采取控制措施降低糞水貯存中因氨氣揮發(fā)導(dǎo)致的銨氮損失；還田前的糞水中含有大量銨態(tài)氮和硝態(tài)氮，還田利用前應(yīng)考慮因糞水氮素淋溶造成的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

3）固液分離可以顯著降低糞水中COD濃度和EC值，降低含固率，促進(jìn)糞水無害化進(jìn)程，建議養(yǎng)殖糞污貯存前要進(jìn)行固液分離處理。

[1] 全國(guó)每年38億噸畜禽廢棄物綜合利用率只有6成[J]. 家禽科學(xué)，2018(3)：5.

[2] 農(nóng)業(yè)部辦公廳關(guān)于印發(fā)《重點(diǎn)流域農(nóng)業(yè)面源污染綜合治理示范工程建設(shè)規(guī)劃（2016—2020年）》的通知[EB/OL]. [2020-01-09]. http: //www. moa. gov. cn/nybgb/2017/dsiqi/ 201712/t20171230_6133444. html.

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Change rule of physical and chemical properties of slurry in the process of long-term storage

Ding Jingtao1,2, Zhang Pengyue1,2, Zhao Lixin1, Meng Haibo1,2, Shen Yujun1,2※, Liu Senhong1,2

(1.,,,100121,; 2,,,100121,)

Agricultural waste can be in the form of a liquid, slurry, or solid, such as manure, one of which the slurry is a mixture of urine, feces, washing water and disinfectant, containing complex components and many pathogenic bacteria. If the slurry was directly applied to farmland without any treatment, some severe negative effects can occur in this case. Firstly, the pathogenic bacteria in the slurry can be easy to enter the human body via the food chain, particularly harmful to human health. Secondly, the slurry contains a large amount of salt easy to cause crop "seedling burning", where ammonium salt is the main component of the salt in the slurry, mainly produced from the urine in the slurry to degrade the fecal organic matter. Finally, the degradation of organic matter in the slurry can make the soil in a temporary anoxic state, thereby to inhibit the growth of crops. At present, the general treatment to the slurry can be returning to the field after natural storage in most small and medium-scale livestock and poultry farms in China. Prior to directly returning to the field, the storage time of the slurry is usually only 1-2 months, particularly restricted by the sites. It is necessary to examine whether the stored slurry is suitable for returning to the field directly. The evolution of physical and chemical characteristics of the slurry after storage still remained unclear. Taking summer as the time node, while pig and cow manure water as the research objects, this paper aims to analyze the changes of fecal coliform, electric conductivity (EC) and chemical oxygen demand (COD) in the long-term storage of slurry, in order to obtain the optimum storage period and utilization mode of slurry. The results showed that the loss of ammonium nitrogen was more than 68% after six months of natural storage, indicating that it caused environmental pollution, and further reduced the nutrient value of slurry. A suggestion can be made to cover the surface of slurry with shelter or add acidification agent, in order to reduce the ammonia emission in slurry storage. After that, the slurry can basically meet the requirements of harmless after storage, but the pH value, EC Value and COD content of slurry were still high unsuitable to use directly. The high value of pH and EC indicated that there was a high concentration of ammonium salt in the slurry, and the long-term unreasonable application of fecal sewage can lead to soil salinization. Moreover, the application of slurry with high COD content can inhibit the root growth of paddy crops, thereby to affect root respiration, leading to the reduction in the yield of paddy crops, but it has little effect on dry land crops. Therefore, it is necessary to make a reasonable plan for the utilization of manure water before applying manure water to farmland, in order to reduce the risk of manure water when directly returning to farmland. In addition, a solid-liquid separation can effectively reduce the COD content and EC value in the slurry, thereby to promote the process of harmless slurry. The finding can provide a sound reference for the utilization of slurry resource and safe returning to the field.

manure; storage; chemical oxygen demand; total salt; fecal coliform count

丁京濤，張朋月，趙立欣，等. 養(yǎng)殖糞水長(zhǎng)期貯存過程理化特性變化規(guī)律[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2020，36(14)：220-225.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.14.027 http://www.tcsae.org

Ding Jingtao, Zhang Pengyue, Zhao Lixin, et al. Change rule of physical and chemical properties of slurry in the process of long-term storage[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(14): 220-225. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.14.027 http://www.tcsae.org

2020-03-19

2020-05-19

農(nóng)業(yè)農(nóng)村部規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院自主研發(fā)項(xiàng)目：畜禽養(yǎng)殖糞水酸化貯存及施用技術(shù)研究（項(xiàng)目編號(hào)：2018ZZYF0101）

丁京濤，博士，高級(jí)工程師，主要從事農(nóng)業(yè)廢棄物資源化研究。Email：dingjingtao@163.com

沈玉君，博士，高級(jí)工程師，主要從事農(nóng)業(yè)廢棄物資源化研究。Email：shenyj09b@163.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2020.14.027

S-3

A

1002-6819(2020)-14-0220-06