牛粪水酸化贮存过程中氮形态转化的特性研究

张朋月，丁京涛，孟海波，赵立欣，沈玉君，刘森泓,3

·农业资源循环利用工程·

牛粪水酸化贮存过程中氮形态转化的特性研究

张朋月1,2，丁京涛1,2，孟海波1,2，赵立欣1,2，沈玉君1,2※，刘森泓1,2,3

（1.农业农村部规划设计研究院农村能源与环保研究所，北京 100121； 2. 农业农村部资源循环利用技术与模式综合性重点实验室，北京 100121； 3. 黑龙江八一农垦大学食品学院，大庆 163319）

近年来，随着畜禽养殖规模化的快速发展，养殖粪水的处理和利用已成为养殖业健康发展的难点和热点，粪水酸化技术是通过向粪水中添加酸化剂以降低氨气排放，减少粪水贮存中氮素损失的技术，目前此技术已经在丹麦等国推广应用，但中国对此技术的研究尚未起步，为探究粪水酸化固持氮素的效果，该研究以硫酸和明矾为粪水酸化剂，以固液分离前后奶牛粪水为处理对象，通过向粪水中添加酸化剂降低粪水pH值至6.0，分析粪水贮存中氨气排放、氮素转化以及粪大肠菌群数等指标，探索粪水酸化贮存过程氮形态转化机理。研究表明：向养殖粪水中添加酸化剂可降低6.3%～11.1%的总氮损失，能够降低粪水贮存初期中氨气的排放，同时有效抑制了奶牛粪水中粪大肠菌群的活性，使其更易达到无害化处理。酸化剂的加入一方面抑制粪水中微生物作用下的有机氮向无机氮素的转化，提高粪水贮存中有机氮的含量，减少铵态氮的产生量，另一方面酸化剂与粪水中的铵态氮结合生成稳定的铵盐，抑制了粪水中铵态氮向氨气转化的化学平衡，降低了粪水中因氨气排放导致的总氮损失，从而达到减少粪水贮存中氮素损失。

牛粪水；贮存；酸化法；氮素转化机理；粪大肠菌群数

0 引 言

中国每年畜禽粪污产生量约38亿t，其中养殖过程产生的粪水量可达20亿t[1-3]，目前中国粪水处理和资源化利用方式主要有厌氧发酵后贮存还田、污水处理达标排放和贮存发酵后还田利用等，粪水还田利用是实现种养结合的重要纽带，粪水贮存发酵还田以成本低、工艺简单、易操作等特点在大部分中小规模养殖场得到应用，2018年畜禽粪污资源化利用第三方评估数据显示目前中国约85.49%的养殖粪水还田利用，其中经贮存发酵后还田的粪水约占总量的52.43%，是中国养殖粪水资源化利用的主要方式。然而粪水贮存发酵过程中会产生大量的氨气，一方面影响了环境，一方面导致了粪水养分损失[4-7]，已成为制约养殖业规模化发展的主要因素之一。

目前，粪水贮存中降低养殖粪水氮素损失的技术主要有表层覆盖[8-10]和向粪水中添加酸化剂等模式，以降低养殖粪水贮存中氮的损失。其中向粪水中添加酸化剂固持粪水养分技术，在丹麦等国家应用较为广泛[11-12]，pH值决定了水系统中铵态氮和氨气之间的平衡关系，当粪水的pH值小于7时氨气的挥发会显著降低[11,13]，此技术主要是通过向粪污中添加浓硫酸，使pH值降至5.5～6.5之间，稳定溶解在粪污中的铵态氮，起到降低氨气排放，固持粪污养分的目的[14]，Dai等[15-16]向粪污中添加硫酸调节猪场粪污pH值至6.0以下，减少了50%～95%的NH3排放；此外明矾、硫酸铝等盐类也能起到类似的效果，Regueiro等[17]研究发现硫酸铝是一种较好的氮素固持添加剂，不仅可以有效固持粪污中的氮素，同时还促进了粪水中磷酸盐的增溶，进一步提高了粪污肥效。

然而粪水酸化贮存进程中氮素形态转化特性还不清楚，本文以硫酸和明矾为酸化剂，以固液分离前后牛粪水为研究对象，研究酸化剂对不同浓度粪水氮素形态转化及无害化指标的影响，分析粪水酸化后氮形态转化特性，以期为养殖粪水的资源化利用提供参考依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验于2019年3月至2019年5月在农业农村部规划设计研究院（双桥院区）试验室进行，试验所用试剂为分析纯，试验粪水为北京市顺义区某奶牛场水冲粪经固液分离处理前、后的粪水，本文分别称作全量粪污以及粪水，全量粪污以及粪水基础理化性质见表1。

表1 基础理化性质

1.2 试验方法

采用自主研发的试验装置模拟自然贮存条件取粪水置于50 L的中试装置中贮存（见图1），分别向粪水中添加硫酸和明矾，调节粪水pH值至6.0左右，试验方案详见表2。试验周期为60 d，分别在贮存期的第1，15，30，45，60 天进行采样，分析贮存过程中粪水的总氮，铵态氮，硝态氮，亚硝态氮含量以及氨气浓度，并监测粪水贮存后粪大肠菌群数的变化情况，分析酸化剂对养殖粪水与全量粪污中氮素转化的影响。

图1 试验装置图

表2 试验方案

1.3 分析方法

pH值采用连续在线监测系统进行测定，每30 min采集一次pH值；铵态氮采用纳氏试剂法进行测定；硝态氮采用紫外分光光度法进行测定；亚硝态氮采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法进行测定；总氮采用还原消化法进行测定；有机氮采用插值法进行计算；氨气采用多通道气体采样器对粪水贮存装置中粪水液面上方的气体进行收集，并采用纳氏试剂法进行测定，采气装置以0.3 L/min的流量抽取气体，采样时间为30 min（因气体采样器材数量限制，未做平行试验）；粪大肠菌群数委托华测检测认证集团北京有限公司采用《肥料中粪大肠菌群的测定GBT19524.1-2004》进行分析。

2 结果与分析

2.1 pH值变化

pH值是粪水酸化技术调控的主要指标，通过降低pH值以减少氨气排放，但长期施用过低pH值的粪水到农田中是否会影响土壤理化性质尚不明确，因此，需重点监控粪水酸化过程中pH值的变化。粪水酸化技术虽然降低了粪水的初始pH值，但从图2可以看出在粪水贮存过程中未添加酸化剂的处理粪水的pH值自7.5上升至8.0以上，添加酸化剂的处理粪水pH值自6.0上升至6.5～7.5之间，可见酸化后的牛粪水贮存中pH值会显著低于未酸化的处理，牛粪水经过酸化贮存后，粪水的pH值会逐渐呈中性甚至是弱碱性。粪水贮存过程中pH值逐渐升高可能是由于粪水中含氮有机物降解产生的铵态氮结和了粪水中酸根离子，使得粪水pH值逐渐升高，汪开英等研究表明粪水酸化贮存中的pH亦呈逐渐升高的趋势[17-19]。此外在图2中可以看出，粪水在酸化初期pH值略呈下降的趋势，可能是由于全量粪污中过多的有机物质被微生物快速分解，消耗了粪污中的溶解氧，使粪污形成局部厌氧环境，使得厌氧微生物快速生长，厌氧微生物分解有机物产生的有机酸使得全量粪污在贮存过程中某些阶段的pH值略低于粪水[20]，随贮存时间的增加，有机酸不断降解粪水pH值逐渐上升至6.5以上，呈中性，可见，酸化粪水的pH值几乎不会对土壤的性质产生严重影响，满足中国农田灌溉水质标准以及液体肥中对pH值的要求[21-22]。

图2 牛粪水、牛粪水和粪便混合物贮存中pH值的变化

2.2 氨气排放

氨气是粪水贮存中造成环境污染的主要因素。从图3可以看出，在粪水贮存中会释放大量的氨气，在粪水贮存初始阶段释放量最大，粪水和全量粪污上层空气中NH3质量浓度可达18.6～20.0 mg/m3，向粪水中添加酸化剂使pH值降至6.0可使粪水贮存初始阶段大气中氨气的质量浓度降低至8.5～12.8 mg/m3，可减少粪水贮存初始阶段31.3%～54.0%的氨气排放，汪开英等的研究亦表明粪水酸化能够有效降低粪水酸化初始阶段的氨气排放[18]。本试验中硫酸和明矾均对氨气的排放有明显的抑制作用，但二者之间并未出现明显规律性的差异。

图3 牛粪水、牛粪水和粪便混合物液面上部氨气浓度的变化

2.3 酸化粪水中氮形态变化

2.3.1 总氮变化

氮素是衡量粪水养分的主要指标之一，总氮是粪水酸化技术控制的主要指标，降低粪水贮存中总氮的损失不仅有助于提高粪水再利用肥效，更有利于降低因NH3排放造成的大气污染。本试验通过向粪水中添加酸化剂验证酸化剂是否可以显著降低粪水中总氮损失，从图4可以看出，粪水和全量粪污中总氮初始质量浓度在4 521.3～4 863.7 mg/L之间，整体上看，向粪水中添加酸化剂对粪水初始总氮含量无显著影响，在粪水贮存60 d后粪水的总氮含量比初始值降低了34.2%～48.2%，其中添加硫酸和明矾的处理总氮损失率比未添加的处理降低了6.3%～11.1%，可以看出，向粪水中添加酸化剂可以显著降低粪水贮存中氮素损失（<0.05），与Kai的研究结果基本一致[11]。

她就是仙女湖区食品药品监管局局长徐巧云。在办证窗口，严格把关；在食品流通监管一线，认真履职；在维护校园周边食品安全中，冲锋在前。

图4 牛粪水、牛粪水和粪便混合物中总氮质量浓度的变化

2.3.2 铵态氮变化

NH4+是粪水中氮素的主要成分之一，也是粪水酸化技术直接作用的氮素形态指标，粪水中NH4+占粪水初始氮素质量分数的47%～59%（见图5）。通过分析粪水中NH4+的含量，可以了解酸化剂对粪水中铵态氮的固持效果，从图5可以看出，粪水和全量粪污中铵态氮初始质量浓度在2 302.5～2 377.5 mg/L之间，整体上看，初始添加酸化剂时会使粪水与全量粪污中铵态氮含量略有升高，在贮存60 d后粪水中铵态氮含量比初始值降低了17.7%～31.1%，其中添加硫酸的处理显著（<0.05）提升了贮存后粪水和全量粪污中的铵态氮含量，但添加明矾的处理粪水中铵态氮含量却有所降低，这可能是由于明矾抑制了粪水中微生物的降解作用，减少了粪水中有机氮向无机氮的转化，此外明矾溶于水后会生成氢氧化铝，氢氧化铝具有极强的吸附作用，故可能有部分铵态氮吸附于氢氧化铝上沉于底泥中，此结果与Regueiro的研究基本一致[17]。

图5 牛粪水、牛粪水和粪便混合物中铵态氮质量浓度的变化

2.3.3 硝态氮变化

酸化剂虽然对粪水中的硝态氮没有直接影响，但粪水中硝态氮的含量过高，施用到农田同样易造成养分流失，故需严格控制粪水中的硝态氮含量。粪水中硝态氮的转化主要与粪水中溶解氧含量和铵态氮总量相关，溶解氧含量越大，硝化细菌活性越高，粪水中铵态氮会通过硝化反应产生更多的硝态氮，同时从化学动态平衡的角度看，粪水中铵态氮浓度越大，越易促进粪水中的氮素从铵态氮向硝态氮转化。

从图6可以看出，本试验粪水和全量粪污中硝态氮的初始含量在88.3～96.7 mg/L之间。贮存过程中添加硫酸的粪水和全量粪污中硝态氮的含量呈先升高后降低的趋势，可能是由于酸化粪水降低了粪水中矿化微生物的活性，使粪水中溶解氧过剩，促进了硝化菌的活性，从而提高了粪水中硝态氮含量，酸化剂的加入使粪水中铵态氮含量相对稳定，故从化学平衡的角度看酸化剂难以使粪水中铵态氮向硝态氮转化，故粪水贮存前期硝态氮含量的上升主要是硝化细菌的作用。在粪水贮存中后期，粪水中的矿化微生物和硝化细菌消耗了大量的溶解氧，使得硝化细菌活性降低，同时粪水中硝态氮在反硝化细菌和化学平衡2方面作用下向铵态氮转化，硝态氮在粪水贮存后期含量降低。

明矾酸化粪水对粪水中硝态氮影响理论上和硫酸一致，但明矾水解会生成氢氧化铝胶体，氢氧化铝具有极强的吸附作用，可吸附粪水中硝态氮沉降与底部，故加明矾的处理的粪水和全量粪污中硝态氮质量浓度从110.1～113.3降至46.7～53.4 mg/L；粪水贮存中后期，粪水中有机物降解产生的铵态氮在硝化细菌的作用下不断转化为硝态氮，而明矾转化的氢氧化铝已趋于饱和，故硝态氮质量浓度在明矾酸化粪水贮存中后期上升至84.2～114.5 mg/L。

图6 牛粪水、牛粪水和粪便混合物中硝态氮质量浓度的变化

2.3.4 亚硝态氮变化

亚硝态氮进入人体后能使血液中正常携氧的低铁血红蛋白氧化成高铁血红蛋白，因而失去携氧能力而引起组织缺氧，虽然粪水中亚硝态氮的含量极少，但其进入食物链对人或动物造成的危害不容忽视[23-24]。从图7可以看出，粪水和全量粪污中亚硝态氮的质量浓度在13.6～13.9 mg/L之间，添加硫酸对粪水和全量粪污中亚硝态氮无显著影响，但添加明矾会显著降低粪水和全量粪污中50%左右的亚硝态氮含量，可能是由于明矾的吸附作用使粪水中的亚硝态氮沉于底部，贮存过程中粪水与全量粪污中的亚硝态氮呈逐渐降低的趋势，贮存60 d后，粪水和全量粪污中的亚硝态氮质量浓度比初始值降低了11.4%～59.7%，其中以添加明矾的处理效果最优，添加硫酸的处理对粪水中亚硝态氮的含量无规律性影响。

图7 牛粪水、牛粪水和粪便混合物中亚硝态氮质量浓度的变化

粪水中除铵态氮、硝态氮、亚硝态氮外，还有大量的有机氮（见图8），约占粪水中氮素总量的38%～50%，粪水中有机氮降解率的高低是衡量粪水肥效的重要指标之一。一般认为，有机氮降解率越高，粪水中可利用氮素越高，粪水速效肥效越好，但从粪水氮素固持的角度看，有机氮降解越快，粪水中氮素损失越多，故减少粪水贮存中有机氮的转化有利于使粪水在贮存中固持更多的养分。从图8可以看出，粪水和全量粪污中有机氮的质量浓度初始值在2 041.8～2 450.6 mg/L之间，在粪水贮存中，粪水与全量粪污中的有机氮含量呈逐渐降低的趋势，贮存60 d后，粪水和全量粪污中的有机氮含量比初始值降低了35.6%～79.3%，其中添加酸化剂的处理有机氮的降解率比未添加酸化剂的处理低13.6%～31.3%，可以看出，添加酸化剂抑制了粪水中有机氮的降解，使粪水中的氮素以有机氮的形式长期的贮存于粪水中。

图8 牛粪水、牛粪水和粪便混合物中有机氮质量浓度的变化

2.4 粪大肠菌群数

图9 牛粪水、牛粪水和粪便混合物贮存60 d后粪大肠菌群数

3 讨论与结论

3.1 讨 论

3.1.1 粪水中氮素转化机理分析

通过本试验可以看出，酸化剂可以降低粪水贮存中总氮的损失率，降低粪水氨气排放，提高粪水肥效，其中酸化粪水显著提升了粪水贮存中铵态氮和有机氮的含量，使粪水中的氮素能够以铵态氮和有机氮的形态长期的贮存于粪水中。目前粪水酸化技术的相关研究中主要以观察粪水中氨气排放为主，缺乏粪水酸化对粪水中氮素转化的影响研究，通过本试验，可以看出粪水酸化技术固持粪水中氮素不仅仅是由于酸化剂固持了粪水中的铵态氮，同时降低了粪水中有机氮向无机氮素的转化。

粪水中氮素的形态以有机氮和铵态氮为主，占粪水中总氮质量分数的97%以上，此外还有少量的硝态氮与亚硝态氮。粪水中氮素形态主要通过微生物作用和化学平衡的作用进行转化。粪水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，粪水中的有机氮在贮存中通过好氧/厌氧微生物的矿化作用向铵态氮转化，一部分部分铵态氮通过好氧硝化细菌为主的作用方式下转化为硝态氮、亚硝态氮，同时，粪水中的少量的硝态氮会在以厌氧微生物作用为主要作用的情况下向亚硝态氮转化，另一部分铵态氮在化学平衡为主的作用下以氨气的形式散逸到环境中，此外，亦还有少量的铵态氮在固氮微生物的作用下转化成有机氮。酸化剂的加入会影响养殖粪水中的氮素平衡关系，粪水酸化会改变粪水中微生物适宜的pH值，改变粪水中氮形态之间的化学平衡关系，向粪水中添加酸化剂后，少量硫酸分解了粪水底泥中部分大颗粒有机物，使之悬浮于粪水中提高了粪水中有机氮的含量，有机氮在酸性条件下一方面仍通过微生物降解为主的矿化作用转化为铵态氮，另一方有机氮通过化学平衡水解为氨基酸，之后在脱氨基的作用下生成铵态氮；酸化剂与铵态氮结合，通过化学作用生成相对稳定的硫酸铵，长期的固持于粪水中，减少铵态氮向氨气以及硝态氮与亚硝态氮转化的化学平衡，但本试验中酸化粪水的硝态氮含量呈先升高后降低的趋势，表明硝化细菌在粪水贮存初期保持较高的活性，进入粪水贮存后期，粪水中的铵态氮部分通过化学作用散逸到环境中，除有机氮向铵态氮转化外，粪水中的硝态氮可能会在化学平衡和厌氧微生物的作用下向铵态氮转化，从而使粪水贮存后期硝态氮含量降低。从图8可以看出，酸化抑制了有机氮向无机氮素的转化，矿化微生物活性的降低使得粪水中存才一定量过剩的溶解氧，这部分溶解氧被硝化细菌利用，使得粪水中硝态氮含量逐渐升高，亚硝态氮含量不断降低。相对于硫酸，明矾处对粪水具有同样的酸化作用外，其溶于水可水解为具有极强吸附作用的氢氧化铝，吸附了粪水中部分的铵态氮、硝态氮、亚硝态氮，使之含量低于添加硫酸的处理（详见图10）。

本试验中酸化对粪水污中总氮和有机氮的控制效果较优，添加酸化剂的处理在粪水与全量粪污在贮存中后期总氮含量显著高于未酸化的处理（<0.05），虽然添加酸化剂的处理粪水中铵态氮的含量要高于未酸化处理，但其并未呈现显著性差异，故酸化剂对粪水中氮素的固持作用一方面酸化抑制了粪水中以微生物作用为主的有机氮向铵态氮的转化，使粪水中的氮素可以以有机氮的形式长期贮存于粪水中，虽然酸化剂的添加会直接使部分有机氮通过化学作用直接转化为铵态氮，但其转化量远不及粪水贮存中的矿化作用；另一方面酸化剂与铵态氮形成较为稳定的铵盐，降低铵态氮向氨气的化学平衡间的转化，从而减少了粪水中氮素损失的主要路径，达到固持粪水中N含量的目的。

综上，酸化粪水抑制了粪水中微生物对含氮有机物的矿化作用，降低了有机氮向无机氮素的转化，减少了氨气排放，促进了粪水中微生物的硝化作用，从而使的酸化粪水贮存中总氮铵态氮硝态氮含量升高氨气排放、亚硝态氮含量降低，故酸化粪水对提高粪水养分固持率，减少环境污染具有重要意义。

3.1.2 酸化抑制粪大肠菌群活性机理分析

粪大肠菌群是总大肠菌群中的一部分，是指在44.5 ℃温度下能使乳糖发酵产酸产气的革兰氏染色阴性的无芽孢杆菌[26-27]，故粪大肠菌群是以厌氧菌为主的微生物群落，从2.3.5有机氮的变化来看，添加酸化剂的处理粪水相对于未添加酸化剂的处理含有更高的溶解氧，故理论而言，添加酸化剂处理的粪水经贮存后粪大肠菌群数应比未添加的处理更低，从图9可以看出，整体上看酸化粪水中的粪大肠菌数要小于未酸化的粪水，验证了酸化粪水会抑制粪水中有机物的降解，同时粪水中未被消耗的溶解氧会抑制粪水中粪大肠菌群的活性，使酸化粪水更易达到无害化要求。

此外，pH值也是影响微生物活性的主要因素之一[28-29]，粪大肠菌群是以厌氧菌为主的微生物，其最适pH理论应为动物肠道pH值，而奶牛回肠末端pH值范围一般在7.5～8.0之间[30]，呈弱碱性，从图2可以看出，在贮存过程中添加酸化剂的处理pH值大部分时间低于7.0，相对于未酸化的处理，酸化处理更有利于抑制粪水中粪大肠菌群的活性。综上从粪水中溶解氧浓度和粪水pH值2方面来看，粪水酸化均有利于抑制奶牛粪水中粪大肠菌群数的生长。

3.2 结 论

1）向粪水中添加酸化剂可减少粪水贮存初始阶段31.3%～54.0%的氨气排放，降低6.3%～11.1%的总氮损失，其中添加硫酸的处理贮存60 d时实现了养殖粪水的无害化处理。

2）酸化剂降低氨气挥发及固持氮素的机理是酸化剂一方面抑制了粪水中微生物的作用，减少了含N有机物的矿化作用，从而减少粪水中有机氮向无机氮的转化；另一方面酸化剂与粪水中铵氮通过化学平衡的作用形成稳定的铵盐，减少铵氮向氨气转化的化学平衡，从而减少粪水中氮素的损失，使粪水中的氮素主要以有机氮及铵态氮的形式长期的贮存于粪水中。

3）粪水中添加酸化剂间接提升了粪水中溶解氧的浓度以及降低了粪水贮存过程的pH值，有效抑制了奶牛粪水中粪大肠菌群的活性，使酸化奶牛粪水更易达到无害化处理。

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Characteristics of nitrogen transformation in the process of acidification and storage of cow slurry

Zhang Pengyue1,2, Ding Jingtao1,2, Meng Haibo1,2, Zhao Lixin1,2, Shen Yujun1,2※, Liu Senhong1,2,3

(1.100121,; 2.100121,;3.163319,)

Treatment and utilization of animal manure water have become a big challenge for the healthy development of the breeding industry, as the impact of upcoming technology on large-scale livestock and poultry farming. Since slurries are an important source of ammonia emissions to the atmosphere, the representative methods to reduce ammonia emission include surface covering, and acidification technology. Surface covering technology refers to cover the surface of animal manure water, in order to reduce the gas exchange between animal manure water and air surroundings. However, this technology has only a few applications due to confined covering materials. In acidification technology, the acidifiers are added to the animal manure water, in order to reduce the loss of nitrogen during storage. This acidification technology has been widely used in Denmark and other countries in Europe. However, there is still a large gap in the field of fecal water acidification in China. Since only two institutions have studied the acidification technology of fecal water from the perspective of odor and greenhouse gas emissions, there is still lacking a large number of research data for the industrial utilization of fecal water acidification. In this study, sulphuric acid and alum were selected as acidifiers to treat cow slurry before and after solid-liquid separation. After adding sulphuric acid and alum, the pH value of the cow dung water and cow slurry can reach 6.0, under the blank control at the same time. The mechanism of n-form transformation was proposed for the process of acidification and storage of cow dung water and cow slurry by analyzing the indexes of ammonia mission, n-transformation and harmless effect. The results show that the addition of acidifiers can reduce the total loss of nitrogen by 6.3%-11.1%, and the emission of ammonia in the initial stage of cow dung water and cow slurry storage decreased, compared with those in the conventional techniques. Adding acidifier in the cow slurry can indirectly increase the concentration of dissolved oxygen, while reduce the pH value of the cow slurry during storage process, indicating the effective inhibition to the activity of fecal coliform in the cow manure water for easily harmless treatment. The addition of acidifiers can also inhibit the transformation of organic nitrogen to inorganic nitrogen under the action of microorganisms in the cow dung water and slurry, and thereby to improve the content of organic nitrogen during slurry storage, as well reduce the production of ammonium nitrogen, indicating that the acidifiers and ammonium nitrogen can generate ammonium salt with stable chemical properties. This finding can provide the technical translation of the acidification technology into industrial application in animal manure water during slurry storage.

cow dung water; storage; acidization; mechanism of nitrogen transformation; fecal coliform number

张朋月，丁京涛，孟海波，等. 牛粪水酸化贮存过程中氮形态转化的特性研究[J]. 农业工程学报，2020，36(8)：212-218.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.08.026 http://www.tcsae.org

Zhang Pengyue, Ding Jingtao, Meng Haibo, et al. Characteristics of nitrogen transformation in the process of acidification and storage of cow slurry[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(8): 212-218. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.08.026 http://www.tcsae.org

2019-12-18

2020-03-13

农业农村部规划设计研究院自主研发项目：畜禽养殖粪水酸化贮存及施用技术研究，项目编号：2018ZZYF0101

张朋月，助理工程师，主要从事农业废弃物资源化利用研究，Email：yue.zp@foxmail.com

沈玉君，高级工程师，博士，主要从事农业废弃物资源化研究。Email：shenyj09b@163.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2020.08.026

S-3; X713

A

1002-6819(2020)-08-0212-07