2020年，全国生猪年底存栏量40 650.42万头，年猪肉产量4 113.33万t(按每头猪100 kg、出肉率0.7计算，年出栏生猪58761.86万头)，占当年畜禽肉类总产量的53.09%^[1]。生猪养殖在为居民提供肉产品的同时，也产生了大量养殖废弃物，包括粪便、尿液、污水、废垫料(部分猪场)、臭气等。据估计，规模化猪场1头猪从断奶仔猪到出栏共产生粪污量约0.70 m^{3 [2]}，则2020年我国生猪养殖排放粪污量达4.11亿t，猪场粪污处理压力巨大。

针对畜禽养殖粪污问题，2017年6月12日国务院办公厅印发了《关于加快推进畜禽养殖废弃物资源化利用的意见》(国办发〔2017〕48号)^[3]；2017年7月7日农业部制定了《畜禽粪污资源化利用行动方案(2017—2020年)》^[4]，提出了畜禽粪污农田利用是畜禽粪污资源化的主要方向。2017年12月7日，全国畜牧总站首次将粪水贮存还田作为畜禽粪污资源化利用主推技术模式^[5]。为达到无害化效果，欧洲国家大多要求养殖粪污贮存4~6个月后才能还田^[6]，长时间的贮存在保证无害化效果的同时，也造成了氮素养分的大量损失。粪水中的氮素包括有机氮和无机氮(NH₄⁺-N、NO₃⁻-N、NO₂⁻-N等)，在粪水贮存过程中通过氨化、氨挥发、硝化、反硝化^[7]等过程，造成贮存后粪水氮素大量损失。马艳茹等^[8]研究发现，猪粪水贮存60 d后总氮含量降低了44.77%；Mansyur等^[9]研究发现，猪粪水贮存60 d后，粪水总氮、NH₄⁺-N含量和水溶性化学需氧量(Soluble chemical oxygen demand，SCOD)分别降低了33.33%、19.26%和31.82%；姜晨润等^[10]研究发现，猪粪水贮存180 d后，总氮、总磷、总钾含量分别降低了58.38%、84.19%和47.69%；丁京涛等^[11]研究发现，猪粪水敞口贮存180 d后，NH₄⁺-N损失率达68%~80%。可以看出，尽管猪粪水自然敞口贮存简单方便，贮存成本低，但造成氮素的大量损失，降低了贮存后粪水的肥料价值，同时增加了温室气体排放，不符合我国“碳达峰、碳减排”的要求。为减少猪粪水贮存过程中的氮素损失和温室气体排放，研究人员开发了表层覆盖^[12-14]及添加酸化剂^{[8, 15-17]}、沸石^[18]、菌剂^[19]等方式，这些方式在减少氮素损失和温室气体排放方面表现出较好的效果，但也增加了粪水贮存成本。然而，靳红梅等^[20]研究发现，在连续运行了130 d的全混合厌氧反应器(Continuous stirred tank reactor，CSTR)装置中，猪粪和牛粪氮素损失率分别为12.2%和11.5%，远低于文献报道的猪、牛粪敞口贮存的氮素损失率。此外，随着我国生猪养殖规模化程度不断提高，2020年我国生猪养殖规模化率达53%，规模化猪场粪污处理设施覆盖率达93%，很多猪场建设了沼气工程设施，这也为猪粪污密封贮存提供了条件。在猪粪水贮存过程中，氮的损失途径主要包括氨挥发和反硝化作用，反硝化作用需要有厌氧、好氧条件，氨挥发需要碱性和敞口条件^[7]，而密封条件大幅降低了硝化、反硝化和氨挥发速率。尽管密封条件下少量氨气随厌氧产气排出，但氨挥发量远小于敞口贮存，故密封贮存理论上具有较好的保氮效果。然而，文献调研发现，系统比较猪粪水敞口和密闭贮存的研究还鲜有报道。本研究以猪粪水为研究对象，通过在秋季和冬季进行猪粪水贮存试验，比较了敞口和密封条件对猪粪水贮存过程中物质转化、氮素损失和无害化的影响，分析了猪粪水pH、电导率(Electrical  conductivity，κ)、化学需氧量(Chemical oxygen demand，COD)及铵态氮(NH₄⁺-N)、硝态氮(NO₃⁻-N)、总氮(Total nitrogen，TN)、重金属(As、Zn、Cu、Pb和Cd)含量和种子发芽率的变化，以期为猪场粪污还田工作提供理论指导。

1.   材料与方法

1.1   试验材料

猪粪水取自安徽省芜湖市某规模养猪场，年存栏生猪1 000头。猪场采用尿泡粪工艺，收集粪污过5目筛后的污水用于本试验。

1.2   试验方法

分别于2020年9月和12月进行秋季和冬季试验，反映不同贮存温度对猪粪水贮存过程的影响。试验设置敞口贮存和密封贮存2种方式，除瓶口是否密封外，其他操作相同。试验在总容积1 L的玻璃容器内进行，加入猪粪水800 mL，敞口处理用纱布覆盖瓶口，并用橡皮筋固定，避免杂物掉入；密封处理在瓶口用橡胶塞塞紧，在橡胶塞中间位置打孔穿入玻璃管，玻璃管另一侧通过硅胶管接入集气瓶，于室外常温下(避雨但不避光)进行试验。每个处理3个平行，取平均值进行分析。秋季试验分别于试验第0、2、6、14、25、60、90、111和180天取样，冬季试验分别于试验第0、2、6、14、25、60、90、120、150和180天取样，记录每次取样量。取样后立刻测定猪粪水pH和κ，TN、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N和COD在取样24 h内测完,种子发芽率和重金属含量在试验最后一次取样后集中测定。

1.3   测定指标及方法

猪粪水pH采用上海大普pHS-3C型pH计测定；κ采用台湾衡欣AZ8303电导率仪测定；TN采用硫酸−过氧化氢消解凯氏定氮法测定；NO₃⁻-N采用紫外分光光度法测定；NH₄⁺-N采用纳氏试剂法测定；COD采用重铬酸钾容量法测定。

种子发芽率测定：在直径9 cm的培养皿中铺入2层滤纸，放入10粒小麦种子，每个培养皿中加入5 mL猪粪水，于人工气候箱(光强度5 000 lx，湿度70%)中培养4 d，每天补充约2 mL猪粪水，记录种子发芽数(A)，计算种子发芽率( $ \partial $ )：

式中，B为供试种子数量。

猪粪水氮素损失率( $ \omega $ )计算：猪粪水贮存后的 $ \omega $ 计算公式如下：

式中，C_i和C_n分别为第i次和最后一次取样时猪粪水中总氮的质量浓度，mg/L；V_i为第i次取样的猪粪水体积，L；V_n为最后一次取样剩下的猪粪水体积，L；n为总取样次数，本试验中秋季n=9，冬季n=10；C₀为试验初始猪粪水总氮的质量浓度，mg/L；V₀为试验初始猪粪水总体积，L。

1.4   数据处理

试验数据采用Excel 2016处理，采用Origin 2017绘图，采用SPSS 24.0对试验数据进行统计分析，并使用Duncan’s新复极差法检验差异显著性。

2.   结果与分析

2.1   不同贮存方式对猪粪水理化特性的影响

2.1.1   猪粪水贮存过程中pH的变化

试验过程中猪粪水pH的测定结果见图1。各处理猪粪水pH均在试验启动后逐渐增加，但秋季的增加速度明显快于冬季，秋季的猪粪水pH在60 d时已基本稳定，而冬季的猪粪水pH在试验结束时仍缓慢增加，表明贮存温度对猪粪水有机物分解速度影响较大，表现为pH增加速度上的差异。贮存方式对猪粪水pH有较大影响，在秋季，敞口贮存的猪粪水pH始终高于密封贮存的，且在试验启动后迅速增加，在试验25 d时已达到基本稳定，而密封处理在60 d时才达到基本稳定；在冬季，试验的前25 d敞口和密封贮存的猪粪水pH非常接近，二者间无明显差异，但25 d后差距逐渐拉大，到试验结束时，敞口和密封贮存猪粪水pH分别为8.81和8.22，表明密封贮存可以降低猪粪水pH，这可能与密封条件下产生的二氧化碳大量溶于猪粪水有关，而这对减少氨挥发是有利的。根据《农田灌溉水质标准(GB 5084—2021)》^[21]的要求，农田灌溉水pH为5.5~8.5，而猪粪水敞口贮存后高于该标准，但密封贮存后pH在标准范围内。

图  1  试验过程中猪粪水pH的变化

Figure  1.  Change of pH value of pig slurry during the experiment

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2.1.2   猪粪水贮存过程中电导率的变化

电导率可间接反映猪粪水中盐分的多少，电导率过高对猪粪水还田是不利的。试验过程中各处理猪粪水电导率的测定结果见图2。试验过程中各处理猪粪水电导率基本呈下降趋势，但秋季的下降速度和幅度均快于冬季，密封贮存的猪粪水电导率远高于敞口处理的。贮存温度对猪粪水贮存过程中电导率的变化有较大影响，秋季试验启动后，敞口贮存的电导率在短暂升高后快速下降，到试验60 d后缓慢增加，而密封贮存在试验启动后迅速增加，6 d后缓慢增加，25 d后达到最大值，之后缓慢降低，试验结束时敞口和密封贮存的电导率分别为4.48和6.11 mS/cm，二者间差异极显著(P < 0.01)；冬季试验启动后，敞口贮存的电导率在试验前25 d略有增加，之后逐渐降低，而密封贮存在试验启动后保持基本稳定略有上升，到120 d后逐渐下降，试验结束时敞口和密封贮存猪粪水电导率分别为4.83和6.31 mS/cm，二者间差异极显著( P < 0.01)。以上结果表明，贮存方式及贮存温度对猪粪水电导率变化均有较大影响，贮存温度和贮存方式均会影响电导率的下降速度，其本质是影响猪粪水中有机物分解速度。

图  2  试验过程中猪粪水电导率(κ)的变化

Figure  2.  Change of electrical conductivity (κ) of pig slurry during the experiment

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2.1.3   猪粪水贮存过程中化学需氧量 (COD) 的变化

猪粪水贮存过程中，有机物被微生物分解，其变化可间接反映猪粪水是否达到稳定化。试验过程中各处理的COD变化见图3。由图3可以看出，在试验过程中各处理猪粪水COD总体均为逐渐下降趋势；试验结束时，秋季敞口和密封贮存的猪粪水COD分别为645和765 mg/L，冬季敞口和密封贮存的猪粪水COD分别为7 683和6 816 mg/L，敞口与密封贮存对猪粪水COD无显著差异(P > 0.05)，表明贮存方式对贮存过程中猪粪水有机物去除并无显著影响。但不同季节猪粪水COD存在较大差异，冬季的猪粪水COD明显高于秋季，这与冬季猪舍用水量较少有关，贮存后冬季猪粪水COD亦远高于秋季，这对贮存后的猪粪水还田有一定影响，即贮存后猪粪水还田时的稀释倍数不同。

图  3  试验过程中猪粪水化学需氧量(COD)的变化

Figure  3.  Change of chemical oxygen demand (COD) of pig slurry during the experiment

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2.2   猪粪水贮存过程中氮素的转化及损失

2.2.1   NH₄⁺-N含量变化

试验过程中猪粪水NH₄⁺-N含量的变化见图4。由图4可以看出，各处理NH₄⁺-N含量的变化趋势总体相似，均为先增加后逐渐降低。秋季试验启动后，猪粪水NH₄⁺-N含量快速增加，敞口和密封贮存分别在试验第6和25天NH₄⁺-N含量达到最高，之后逐渐下降，敞口贮存NH₄⁺-N下降速度明显高于密封贮存，到试验结束时，敞口和密封贮存NH₄⁺-N质量浓度分别为88.77和444.62 mg/L，较试验启动时分别下降了82.90%和9.74%，二者间差异极显著(P < 0.01)；在冬季试验启动后的前60 d，敞口贮存的NH ₄⁺-N含量始终高于密封贮存的，但60 d后刚好相反，这可能与该阶段气温逐步升高，加之较高的pH导致氨挥发加剧有关。试验结束时，敞口和密封贮存的NH₄⁺-N质量浓度分别为277.09和889.28 mg/L，较试验启动时分别下降了64.88%和−20.42%，二者间差异极显著(P < 0.01)。由此可以看出，密封贮存对减少猪粪水贮存过程中氨挥发损失效果显著，但贮存温度对猪粪水NH ₄⁺-N含量变化也有一定影响，气温升高加剧了氨挥发损失。

图  4  试验过程中猪粪水NH₄⁺-N含量的变化

Figure  4.  Change of ammonium N content of pig slurry during the experiment

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2.2.2   NO₃⁻-N含量变化

试验过程中NO₃⁻-N含量的变化见图5。由图5可以看出，各处理NO₃⁻-N含量变化趋势相似，总体均为逐渐下降趋势，且敞口贮存的NO₃⁻-N含量高于密封贮存的。试验结束时，秋季敞口和密封贮存的NO₃⁻-N含量分别为41.90、28.13 mg/L，冬季敞口和密封贮存的NO₃⁻-N含量分别为190.62、122.81 mg/L，敞口贮存显著高于密封贮存(P < 0.05)，这可能是敞口条件下部分NH ₄⁺-N在氧气存在下经硝化作用转化为NO₃⁻-N，减少了NO₃⁻-N的降低幅度，但这方面的效果有限。

图  5  试验过程中NO₃⁻-N含量的变化

Figure  5.  Change of nitrate N content of pig slurry during the experiment

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2.2.3   总氮含量变化

试验过程中猪粪水总氮含量的测定结果见图6。由图6可以看出，各处理总氮含量的变化趋势相似，总体上均为逐渐降低的趋势，但降低速度和幅度存在差别，且试验结束时均为密封贮存的猪粪水总氮含量高于敞口贮存的。秋季试验启动后，密封贮存的总氮含量始终高于敞口贮存，敞口和密封贮存总氮质量浓度分别从试验开始时的1 189.72和1 194.62 mg/L降低为试验第180 天的139.52和585.15 mg/L，降幅分别达88.27%和51.02%；冬季贮存试验启动后的前60 d，敞口和密封贮存的总氮含量间并无显著差异(P > 0.05)，但试验60 d后密封贮存的总氮含量始终高于敞口贮存，敞口和密封贮存总氮质量浓度分别从试验开始时的1 848.03和1 904.03 mg/L降低为试验第180天的722.62和1 160.14 mg/L，降幅分别达60.90%和39.07%。由此可以看出，经180 d贮存后，猪粪水总氮含量均大幅降低，密封贮存显著减少了氮素损失，冬季贮存较秋季贮存减少了氮素损失，这可能与贮存温度有关，建议采用地下池密封贮存的方式，以减少猪粪水贮存中的氮素损失。

图  6  试验过程中总氮(TN)含量的变化

Figure  6.  Change of total nitrogen (TN) content of pig slurry during the experiment

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将猪粪水贮存前后NH₄⁺-N、NO₃⁻-N占总氮的百分比和氮素损失率汇总见表1。由表1可以看出，经贮存后，除冬季敞口贮存的处理外，其他处理NH₄⁺-N占比均明显增加，尤其是密封贮存的增加幅度最大，表明密封贮存可以减少氨挥发损失；密封贮存后的猪粪水中NO₃⁻-N占比较贮存前明显降低，而敞口贮存秋季为明显增加，冬季为略有降低；经180 d贮存后，除冬季敞口贮存的处理外，其他处理NH₄⁺-N与NO₃⁻-N之和占总氮的百分比均明显增加，表明贮存提高了猪粪水中无机氮(速效态氮)的比例，这对猪粪水作为叶面喷施肥还田是有利的。考虑到取样、水分蒸发(敞口贮存的处理在试验过程中水分蒸发损失明显)等影响，将试验过程中取样带走的氮素考虑在内，得到秋季敞口、密封和冬季敞口、密封贮存猪粪水总氮损失率分别为79.44%、43.30%和52.60%、31.30%，密封贮存对减少氮素损失有显著效果，秋季贮存的氮素损失率均高于冬季。

表  1  贮存前后猪粪水中氮素形态占比变化¹⁾

Table  1.  Changes of nitrogen form percentage in pig slurry obtained before and after storage

季节 Season	处理 Treatment	贮存前占比/% Percentage before storage				贮存后占比/% Percentage after storage			氮素损失率/% Nitrogen loss rate
		NH4+-N	NO3−-N	NH4+-N + NO3−-N		NH4+-N	NO3−-N	NH4+-N + NO3−-N
秋季 Autumn	敞口 Open	43.64±1.50	10.62±0.57	54.26±1.29b		63.63±2.21	30.03±1.25	93.66±1.99a	79.44±2.19a
	密封 Sealed	41.23±1.88	10.57±0.29	51.80±1.56b		75.98±2.91	4.81±0.28	80.79±2.10c	43.30±2.66c
冬季 Winter	敞口 Open	42.70±2.05	30.05±1.34	72.75±1.82a		38.34±0.91	26.38±0.84	64.72±0.89d	52.60±2.91b
	密封 Sealed	38.78±2.05	29.17±0.66	67.95±1.16a		76.65±0.95	10.59±0.44	87.24±0.85b	31.30±1.48d
1) 表中数据为平均值±标准误，n=3；同列数据后的不同小写字母表示处理间差异显著(P<0.05，Duncan’s法) 　1) Data in table are means ±SE, n=3; Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among different treatments (P<0.05, Duncan’s method )

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2.3   贮存方式对猪粪水无害化效果的影响

2.3.1   对种子发芽率的影响

种子发芽率可作为评价猪粪水生物毒性的重要指标。试验过程中各处理种子发芽率见图7。由图7可以看出，试验过程中猪粪水各处理的种子发芽率总体为随贮存时间增加而逐渐增加的趋势，但贮存方式及贮存温度对种子发芽率有一定影响。在秋季，敞口贮存的种子发芽率随贮存时间稳步增加，从试验开始时的60%增加至180 d时的80%，而密封处理在90 d时种子发芽率下降至50%，到试验结束时增加至80%；在冬季，敞口猪粪水的种子发芽率稳步增加，从试验开始时的60%增加至180 d时的100%，而密封处理在90 d时种子发芽率仅为60%，试验结束时增加至90%，说明密封贮存过程中有机物厌氧分解可能产生一些对种子发芽有抑制作用的物质，但随着贮存时间延长这些物质被进一步分解，而敞口贮存不存在该问题。贮存后种子发芽率冬季优于秋季，这可能与冬季贮存后期气温升高促进了猪粪水中抑制性物质的分解有关。

图  7  猪粪水贮存过程对种子发芽率的影响

各图中，相同时间柱子上方的不同小写字母表示处理间差异显著(P<0.05, Duncan’s法)

Figure  7.  Effect of storage process of pig slurry on seed germination rate

In each figure, different lowercase letters on the bars of the same time indicate significant differences among different treatments(P<0.05, Duncan’s method)

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2.3.2   对重金属含量的影响

猪饲料添加剂中的重金属大多随猪粪和尿液排出体外，其中很大部分进入猪粪水中。猪粪水还田时，其重金属含量需达到《农田灌溉水质标准(GB 5084—2021)》^[21]的要求，或者经适当稀释后还田。本研究测定了猪粪水贮存过程中As、Zn、Cu、Pb和Cd的含量，结果见表2。从表2可以看出，猪粪水中As和Pb含量较低，开始时其含量就低于《农田灌溉水质标准(GB 5084—2021)》要求；猪粪水中Cu、Zn和Cd含量较高，经180 d贮存后Cd含量以及冬季密封贮存的Cu含量达到《农田灌溉水质标准(GB 5084—2021)》要求，但Zn含量、秋季Cu含量以及冬季敞口贮存Cu含量仍高于《农田灌溉水质标准(GB 5084—2021)》要求。密封贮存可以降低猪粪水中Zn含量，但对其他重金属含量的影响无明显规律。冬季的猪粪水中Zn含量均显著高于秋季，秋季猪粪水中As和Cd含量略高于冬季。

表  2  猪粪水贮存过程中重金属含量变化¹⁾

Table  2.  Changes of heavy metal contents during the storage process of pig slurry ρ/(mg·L⁻¹)

季节 Season	处理 Treatment	As						Zn
		0 d	60 d	120 d	180 d	GB 5084— 2021		0 d	60 d	120 d	180 d	GB 5084— 2021
秋季 Autumn	敞口 Open	0.05±0.00a	0.03±0.00ab	0.04±0.00a	0.04±0.00a	≤0.05		12.58±0.81c	6.68±0.25c	5.53±0.12c	3.28±0.16c	≤2.00
	密封 Sealed	0.03±0.00b	0.04±0.00a	0.04±0.00a	—			14.28±0.66b	4.58±0.08d	2.58±0.03d	2.53±0.11d
冬季 Winter	敞口 Open	0.03±0.00c	0.02±0.00c	0.02±0.00c	0.01±0.00c			52.93±4.47a	48.53±3.37a	16.83±1.01a	10.93±0.62a
	密封 Sealed	0.03±0.00c	0.03±0.00b	0.03±0.00b	0.02±0.00b			48.63±2.90a	23.73±1.66b	8.93±0.34b	6.03±0.23b

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季节 Season	处理 Treatment	Cu					Pb				Cd
		0 d	120 d	180 d	GB 5084— 2021		0 d	120 d	GB 5084— 2021		0 d	120 d	GB 5084— 2021
秋季 Autumn	敞口 Open	2.76±0.19bc	2.01±0.02a	0.56±0.02c	≤0.50		0.11±0.01a	—	≤0.20		0.05±0.00	—	≤0.01
	密封 Sealed	2.42±0.21c	1.93±0.13ab	0.63±0.01b			0.11±0.03a	—			0.04±0.00	—
冬季 Winter	敞口 Open	3.03±0.07b	1.68±0.11b	1.04±0.11a			0.08±0.00b	—			—	—
	密封 Sealed	3.61±0.16a	0.58±0.01c	0.39±0.01d			0.10±0.01 a	0.02±0.00			—	—
1)表中数据为平均值±标准误，n=3；同列数据后的不同小写字母表示处理间差异显著(P<0.05, Duncan’s法)；“—”表示未检测到 　1) Data in table are means ±SE, n=3; Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among different treatments (P<0.05, Duncan’s method); “—” indicates not detected

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3.   讨论与结论

3.1   猪粪水敞口贮存条件下的氮素转化

猪粪水中的氮包括有机氮和无机氮，无机氮包括NH₄⁺-N、NO₃⁻-N和少量NO₂⁻-N，以NH₄⁺-N为主^[11]。在猪粪水贮存过程中，有机氮在微生物作用下转化为NH₄⁺-N，部分NH₄⁺-N在碱性条件下以氨气的形式挥发损失，部分在有氧条件下经硝化微生物作用转化为NO₃⁻-N，NO₃⁻-N经反硝化作用转化为N₂损失。在猪粪水敞口贮存时，同时满足氨挥发和硝化、反硝化的有氧、无氧条件，造成贮存过程中猪粪水氮素大量损失，降低了贮存后猪粪水的肥料价值，影响了农民对猪粪水还田的接受度，也增加了猪粪水还田工作的难度。在本研究中，猪粪水经180 d贮存后，冬季敞口贮存的氮素损失率为52.60%，略低于姜晨润等^[10]研究结果，但秋季敞口贮存的氮素损失率高达79.44%，远高于其结果，这可能与贮存温度有关。猪粪水在敞口贮存180 d后，秋季和冬季的NH₄⁺-N损失率分别为82.90%和64.88%，与丁京涛等^[11]研究结果相当。猪粪水敞口贮存尽管具有操作简单方便、贮存成本低等优点，但贮存过程中环境卫生条件差(臭气、蚊蝇等)，且造成氮素大量损失，不利于猪粪水还田，故建议该方式仅在少部分偏远地区的中小猪场应用。

3.2   密封对猪粪水贮存的影响

将猪粪水在密封条件下贮存，类似于猪粪水常温沼气发酵，不同点在于未人为加入甲烷菌，故猪粪水密封贮存产生的甲烷量远低于同等条件下的沼气发酵，且产气成分主要为CO₂。密封隔绝了外界氧气进入，猪粪水贮存过程中硝化作用被阻断，加之原猪粪水中NO₃⁻-N含量和比例均较低，故密封贮存从源头避免了硝化、反硝化途径的氮素损失；另外，在密封容器中，气体流动和扩散速度主要受猪粪水中有机物分解产气速率的影响，而敞口贮存条件下气体流动和扩散速度受敞口大小、风速、气压等多因素影响，气体流动和扩散速度远高于密封贮存。从本试验结果看，秋季和冬季密封贮存后猪粪水NH₄⁺-N含量分别降低了9.74%和–20.42%，而对应的敞口贮存猪粪水NH₄⁺-N含量分别降低了82.90%和64.88%，表明密封贮存对减少氨挥发损失有极显著的效果。但是，密封贮存仅仅是减少氨挥发，并不能阻断氨挥发过程，故密封贮存后猪粪水氮素损失率仍高达43.30%(秋季)和31.30%(冬季)。因此，仅采用密封贮存方式并不能从根本上解决氨挥发问题，需结合添加酸化剂或其他添加剂的方式协同作用，提高保氮效果。

此外，本试验中所有处理的NO₃⁻-N含量均呈逐渐下降趋势，这可能与猪粪水中化学需氧量较高，不利于硝化作用进行，而NO₃⁻-N部分被微生物利用，部分经反硝化作用转化为N₂有关，具体原因还需进一步研究。从种子发芽率的结果来看，猪粪水密封贮存过程中可能产生了对种子发芽有抑制作用的物质，但延长贮存时间可以缓解或解除这种抑制，故与敞口贮存相比，密封贮存需要的贮存时间需相应延长。

3.3   季节对猪粪水贮存的影响

猪粪水贮存的本质是利用微生物将猪粪水中的物质分解，转化为低生物降解性、低生物毒性物质的生物化学过程。既然是微生物作用的生物化学过程，温度就是重要的影响因素之一^[22]。生猪养殖没有季节限制，猪粪水每天产生，不同时间产生的猪粪水贮存时其物质转化、氮素损失等均受贮存温度影响。从本研究结果看，秋季和冬季产生的猪粪水理化特性存在较大差别，冬季的猪粪水化学需氧量及氮素和Zn含量均明显高于秋季，这可能与冬季猪饮水量和猪舍冲洗用水量均大幅减少有关。冬季贮存的猪粪水电导率及总氮、NH₄⁺-N和NO₃⁻-N含量降低速度均低于秋季贮存，这与贮存初期冬季的温度远低于秋季有关。从氮素损失率来看，贮存温度对氮素损失影响较大，秋季和冬季敞口贮存的猪粪水氮素损失率分别为79.44%和52.60%，秋季明显高于冬季；秋季和冬季密封贮存的猪粪水氮素损失率分别为43.30%和31.30%，秋季较冬季仍高出12个百分点。此外，由于本试验贮存期长达180 d，1个贮存周期横跨2~3个季节，如9月份贮存的猪粪水到3月份才贮存结束，贮存期内的外界环境温度波动较大，造成不同季节同种指标间的规律性不强，如冬季贮存猪粪水种子发芽率上升速度快于秋季贮存，但化学需氧量降低速度却相反。

综上所述，在经济条件允许的情况下，鼓励猪场进行猪粪水密封贮存；在经济条件较差地区，可通过增加贮存设施的深度、提高贮存猪粪水厌氧部分的比例、尽可能降低贮存温度的方式来减少贮存过程中的氮素损失。

3.4   结论

猪粪水直接贮存180 d后，种子发芽率达到80%以上，重金属除Cu和Zn外，As、Pb和Cd含量均达到《农田灌溉水质标准(GB 5084—2021)》^[21]要求，但氮素损失严重，秋季和冬季敞口贮存后猪粪水氮素损失率分别为79.44%和52.60%。

与敞口贮存相比，密封贮存降低了猪粪水pH，显著减少了贮存过程中的氮素损失，秋季和冬季贮存后猪粪水氮素损失率分别减少36.14和21.30个百分点，但贮存后猪粪水电导率明显高于敞口贮存，种子发芽率略低。

贮存季节(温度)对猪粪水贮存过程中物质转化速度有较大影响，秋季贮存猪粪水中化学需氧量及总氮、NH₄⁺-N和NO₃⁻-N降低速度均高于冬季。