据统计，2015年全国累积城镇污水处理量或将达到445亿m³，而相应的污泥产量将突破3000万t(含水率80%)，并且还会高速增长. 2015年，新环保法的实施以及《水污染防治行动计划》的发布强调了我国污泥处理处置的迫切性. 污泥中含有多种有毒有害物质，若处置不当则会对环境以及人类自身造成严重危害，高温好氧堆肥是目前常用的一种污泥稳定化处理技术. 但堆肥过程中会产生大量的温室气体(greenhouse gas，GHG)，不仅造成氮素损失而带来的堆肥产品肥效降低问题，还会加剧温室效应等环境问题，随着全球节能减排要求的日益提高，如何减少堆肥过程中的温室气体(CH₄、 N₂O等)排放引起了广泛的关注^{[1, 2]}.

Chowdhury等^[3]以禽畜粪便及其他生物垃圾为堆肥基质，研究了调理剂种类与混合比例对温室气体的排放影响，发现不同调理剂处理其GHG排放值分别为秸秆＜生物质炭＜塑料软管＜木片，并且将堆肥基质与调理剂比例由6∶1降至3∶1能有效降低CH₄和N₂O气体的排放，同时不增加NH₃的释放； Zhong等^[4]探讨了不同的堆肥工艺过程中温室气体的排放差异，其中强制通风+机械翻堆工艺GHG排放当量显著低于机械翻堆条垛式工艺； Ahn等^[5]、 Chowdhury等^[6]则认为通风量是影响温室气体的重要因素，Chowdhury等的研究结果显示低通风量相对于高通风量可有效降低NH₃的排放，但对于减少N₂O排放无明显作用，同时增大了CH₄的排放(55%)； Shan等^[7]研究了添加易降解的有机物对GHG的减排效果，认为添加易降解有机物有利于降低CH₄-C的损失. 而有关低温环境(如冬季)污泥堆肥过程中温室气体的排放研究还很缺乏，少数研究结果也存在较大差异. 如钟佳^[8]分别对不同堆肥工艺夏季和冬季堆肥进行研究，结果发现同一工艺条件下冬季GHG排放量显著高于夏季(约为5~30倍). 江滔等^[9]对于污泥冬季堆肥过程中翻堆和覆盖对GHG的影响进行了探索，其研究结果中，翻堆频率以及覆盖条件一致的情况下，冬季堆肥GHG排放量低于钟佳夏季堆肥结果(以干污泥计分别为48.26kg·t^-1和121.4kg·t^-1)，这可能与地域环境、 堆肥材料、 工艺、 通风量等因素有关. 因此，本研究采用两种不同的调理剂进行对比，探讨冬季污泥堆肥过程中GHG排放特征，估算温室气体排放当量，以期为不同季节和不同环境污泥堆肥处理过程中温室气体的排放研究和控制提供基础数据.

本实验以城市污泥做为堆肥基质，分别以木屑和玉米秸秆作为调理剂. 污泥取自于重庆市某污水处理厂的脱水污泥，木屑和玉米秸秆分别来源于重庆市沙坪坝区曾家木材加工厂(松木屑)和西南大学农场(剪碎至2~3 cm)，基本性质见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 混合堆体的基本性质 Table 1 Basic characteristics of the mixing pile 名称 含水率/% pH 全碳/g·kg-1 全氮/g·kg-1 有机碳/g·kg-1 C/N 污泥+秸秆 68.07 7.57 530.21 20.89 350.46 25.38 污泥+木屑 68.53 6.95 552.07 22.47 359.72 24.32 原污泥 80.70 7.85 618.31 27.79 336.10 — 玉米秸秆 11.40 — 492.07 8.92 419.63 — 木屑 28.10 — 453.85 1.13 432.81 —

表 1 混合堆体的基本性质 Table 1 Basic characteristics of the mixing pile

根据原污泥、 木屑以及秸秆各自的含水率，将污泥与调理剂分别按照污泥∶秸秆=6∶1(秸秆处理)、 污泥∶木屑=4∶1(木屑处理)混合，调节混合后物料放入自制堆肥箱，有效尺寸为0.90m×0.45m×0.71 m(长×宽×高)，有效体积约为0.288 m³，如图 1所示.

图 1

Fig. 1

图 1 堆肥装置示意 Fig. 1 Sketch map of composting process

堆肥期间采用强制通风+人工翻堆的方式进行处理. 前2周每周翻堆2次，随后每周翻堆1次； 通风系统采用时间控制，设置通风/关闭为20 min·h^-1，通风量约为0.1 m³·(min·m³)^-1，整个堆肥过程中不额外补充水分，堆肥实验持续时间39 d.

采用静态箱平衡法采集温室气体，采样频率为堆肥第1周连续采样，同时在堆肥的第8、 12、 19、 25、 32、 39 d采样，气样每间隔3 min采集一次，共采4次，20 h内完成样品的测定. 采用日本岛津GC-2014气相色谱仪进行测定，定量分析检测堆肥过程气体样中CH₄、 CO₂、 N₂O浓度，结合色谱峰面积和标气浓度计算出样品中各气体浓度，从而得出气体排放通量，计算公式如下：

式中，f为气体排放通量，mg·(m²·h)^-1； h为静态箱的高度，m； Δc/Δt为单位时间内气体样的浓度变化值； M为1 mol CH₄、 CO₂或者N₂O对应的C或者N的摩尔质量，g·mol^-1； 273/[273+(T₁+T₂)/2]为绝对温度的校正系数； T₁、 T₂分别为采集第一个、 最后一个样品时采样箱内的气体温度，℃.

分别于堆肥过程的第1、 4、 8、 12、 19、 25、 32、 39 d采集堆肥固体样. 采用剖面采样法采集不同深度的土样，混合均匀后采用四分法取样，采用鲜样测定含水率、 pH值、 电导率、 铵态氮(NH₄⁺-N)以及硝态氮(NO₃^--N)； 样品风干研磨过筛处理测定总碳(TC)、 总氮(TN)和总有机碳(TOC)等. 固体样品各指标(除含水率、 pH、 电导率外)的数据以干重计. 采用Origin 8.5和SPSS 19.0进行统计分析.

秸秆处理与木屑处理的堆体温度变化如图 2所示. 由于冬季堆肥环境温度较低(7.5~9.0℃)，堆肥过程仅经过约39d就基本达到室温，然而两种处理均经历了升温期、 高温期与降温腐熟期3个典型阶段，并且均在45℃以上维持了5 d以上. 两个处理最高温度分别达到56.2℃、 57.8℃，维持一段高温后在翻堆时开始明显下降，江滔等^[9]在冬季堆肥时出现类似现象. 木屑处理在后期降温趋势更明显，这与Sun等^[10]的研究一致，认为木屑中木质素含量较高不易降解，由于是冬季堆肥，此现象更为明显. 由此可见，温度快速降低一方面可能是辅料投加比例过小，易降解的有机物过少，同时堆肥过程中含水率过大含氧量不足，阻碍了微生物的代谢； 另一方面环境温度低散热快，同时翻堆时热量过度散失也是造成温度急速降低的主要原因^[11]. 秸秆和木屑两种处理的初始含水率分别去除了20.85%和19.43%. 随着堆肥进行，pH值呈逐渐升高的趋势，均由约7.0逐步上升至9.0左右； 电导率表现为先升高后降低的趋势，在1.0~3.0 mS·cm^-1之间变化. t-检验分析结果表明，秸秆与木屑两种处理的含水率、 pH值以及电导率均不存在显著性差异(P>0.05) .

图 2

Fig. 2

图 2 污泥堆肥堆体温度以及环境温度变化 Fig. 2 Temperature changes of pile and circumstances during sludge composting

如图 3所示，秸秆、 木屑两种处理CH₄排放均集中在堆肥前期. 堆肥第1 d，由于堆料曝气不足，氧含量低，产生局部厌氧区域导致了大量CH₄气体的释放，这与赵晨阳等^[11]研究结果类似. 两种处理CH₄排放通量首先逐渐升高，均在第5 d左右达到峰值，分别为28.81mg·(m²·h)^-1和42.08 mg·(m²·h)^-1，随后缓慢下降，腐熟期未见明显排放，这一现象与Maeda等^[12]和Guo等^[13]的研究一致. t-检验结果显示，堆肥过程中两种处理CH₄排放通量不存在显著性差异(P>0.05) . 有研究表明^[14]，仅仅在堆体温度较高且处于厌氧区域时才会产生甲烷气体，因此在前1~2周内CH₄排放通量能维持在较高水平是因为缺氧区域产甲烷菌的持续反应，而随后逐渐降低则是嗜热甲烷氧化细菌的数目以及活性增大导致的^[15]. 秸秆处理在升温期及高温期CH₄排放量比木屑处理低，而降温期与腐熟期较高. 总体来说，秸秆处理CH₄单位面积累积排放量稍高于木屑处理，分别为17.49 g·m^-2和16.08 g·m^-2，累积排放量呈现显著性差异(P<0.05) ，这可能与秸秆处理相对于木屑处理后期温度降低较慢有关.

图 3

Fig. 3

图 3 堆肥过程中CH4和CO2排放通量及累积排放量 Fig. 3 Fluxes and accumulative emissions of CH4 and CO2 during sludge composting process

秸秆和木屑两种处理CO₂排放规律总体相似，表现为前期排放明显而后期不显著，在堆肥进行的第5 d出现排放峰值，分别为82.69g·(m²·h)^-1、 60.25 g·(m²·h)^-1. 2周后迅速降低，排放通量逐渐下降，累积排放量在前2周达整个过程的75%～90%. 前期易于降解的有机物迅速分解代谢产生大量CO₂，温度适宜发酵细菌活性高，后期则主要是难降解的有机物，代谢量相对较低^{[16, 17]}，堆肥整个过程中CO₂排放通量不存在显著差异(P>0.05) ，其累积排放量呈极显著差异(P<0.01) . 两种处理CO₂累积碳排放量分别为11.01 kg·m^-2、 7.32 kg·m^-2.

堆肥过程中秸秆和木屑两种处理的总碳(TC)损失分别为61.98 g·kg^-1和71.62 g·kg^-1(图 4)，单位面积TC损失分别为7.65 kg·m^-2和8.84 kg·m^-2，其中CH₄碳素损失分别占0.23%、 0.18%，这与Mulbry等^[16]、 Ouyang等^[18]采用污泥与水稻秸秆混合堆肥的CH₄碳素损失率(0.36%～0.57%)相似. 而Sun等^[10]采用猪粪分别与玉米杆、蘑菇渣及木屑进行好氧发酵，CH₄碳素累积损失分别占TC损失的8.55%、 8.40%和1.99%. Zhong等^[4]采用污泥强制通风+机械翻堆条垛工艺，CH₄碳素损失为TC的0.064%. 可见，不同研究存在较大差异，这可能是由于堆肥采用的材料与工艺不同，同时，环境条件、 堆体体积以及堆肥持续时间也是重要影响因素. 两种处理TC损失主要集中在前2周，所占比例分别为73.74%、 83.62%，二者不存在显著性差异(P>0.05) ，相应地CH₄累积排放量呈差异显著(P<0.05) ，CH₄碳素损失分别为75.11%、 91.02%，因此要控制CH₄的排放应寻求有机物快速降解期间降低CH₄产生量的对策.

图 4

Fig. 4

图 4 堆肥过程中碳素变化 Fig. 4 Changes of carbon during sludge composting process

秸秆和木屑处理N₂O排放通量均集中在腐熟期，在堆肥前期相对平缓且处于较低水平，变化范围分别为0.015～0.059mg·(m²·h)^-1、 0.008～0.052 mg·(m²·h)^-1(图 5)，堆肥第12 d开始有明显排放并呈急剧上升的趋势，最大排放通量分别达到14.34 mg·(m²·h)^-1、 18.90 mg·(m²·h)^-1，两种处理N₂O排放通量并不存在显著性差异(P>0.05) ，这一现象与文献^{[19, 20]}研究中N₂O的排放特征类似. Wang等^[20]认为厌氧区域的普遍存在且铵态氮含量高，而缺乏可直接利用的碳是造成这一现象的主要原因. 同时Mulbry等^[16]、 Jiang等^[19]认为温度对N₂O的排放起抑制作用，过高的温度会抑制硝化细菌的活性. 对比本实验研究结果，秸秆和木屑处理铵态氮在堆肥前两周平均含量相对后期较高，分别由5.90 g·kg^-1降至4.78 g·kg^-1、 12.11 g·kg^-1降至4.78 g·kg^-1，同时升温期与高温期相对较高的温度也可能是抑制N₂O排放的因素之一. 而另一方面研究结果差异较大，Chowdhury等^[3]和Sun等^[10]的研究中发现N₂O主要出现在堆肥早期，其高排放率与温度显著相关，堆肥前期甲烷氧化菌能在高温条件下实现对铵的氧化，进而产生N₂O. 研究结果出现较大差异，可能是由于堆肥所选的材料、 堆肥工艺、 通风模式与通风量等因素导致的.

图 5

Fig. 5

图 5 堆肥过程中N2O排放通量及累积排放量 Fig. 5 Fluxes and accumulative emissions of N2O during sludge composting process

秸秆与木屑两种处理TN含量整体均呈下降趋势(图 6)，堆肥结束时分别降至17.63 g·kg^-1和19.02 g·kg^-1，降幅达21.15%、 17.35%，t-检验结果显示，二者TN损失存在显著性差异(P<0.05) ，木屑处理相对于秸秆处理有利于氮素的保持. 木屑处理在堆肥全过程中N₂O排放通量高于秸秆处理，其累积排放量也稍高，木屑与秸秆处理的单位面积N₂O累积排放量分别为12.28 g·m^-2和9.04 g·m^-2，分别占TN损失的1.55%、 2.49%(TN损失分别为583.96 g·m^-2、 492.84 g·m^-2)，整体对比而言，木屑处理以N₂O形式损失的氮素高于秸秆处理，二者的N₂O累积排放量差异极显著(P<0.01) . 堆肥过程中绝大多数损失的氮素则以NH₃形式散失，如Wang等^[20]的研究显示NH₃累积排放量为3.0~8.1 g·kg^-1，而N₂O则仅为92.8～274.2 mg·kg^-1，Chowdhury等^[3]研究结果显示以NH₃与N₂O形式的TN损失分别为0.8%~26.5%、 0.05%~0.1%. 堆料中氮素主要以铵态氮为主，两种处理含量分别为3.97～6.63 g·kg^-1和4.26～7.59 g·kg^-1，堆肥结束时铵态氮占总氮的比例相当，均为22.50%，二者铵态氮差异不显著(P>0.05) . 两种处理堆肥前期铵态氮含量有明显上升，分别升高了14.66%和39.26%，可能是因为微生物活性高分解代谢产生铵态氮，而降温期以后开始急剧下降. 有研究认为出现这种现象是因为在氨化细菌的作用下^{[21, 22]}，堆体中铵态氮被消耗，同时生成NO₂^-，产生少量N₂O. 90%以上的N₂O排放量集中在堆肥后期，前2周的排放量不足总排放量的10%. 因此要实现N₂O气体的减排，需在腐熟期实行工艺条件的控制，如后期降低翻堆次数，添加改性物质等^{[6, 23]}.

图 6

Fig. 6

图 6 污泥堆肥过程中氮素变化 Fig. 6 Changes of nitrogen during sludge composting process

根据IPCC2014年第5次报告中温室气体增温潜势表示方式^[24]，堆肥过程中产生的温室气体以CO₂当量表示. 由表 2可知，两种处理的CH₄排放当量均远低于IPCC推荐的堆肥过程中温室气体排放缺省值(10 kg·t^-1)^[25]； 同时，秸秆处理的N₂O排放则低于木屑处理，且均高于IPCC推荐值(0.06 kg·t^-1)^[25]. 秸秆与木屑处理总的CO₂排放当量分别为133.13 kg·t^-1、 169.45 kg·t^-1，可见采用秸秆作为调理剂相对于木屑更具有减排的效果. 针对冬季污泥堆肥而言，与其他研究相比，由于堆肥工艺、 采用的原料、 堆体体积、 通风量以及堆肥环境条件等不尽相同，因此研究结果有所差异. 如Zhong等^[4]采用蘑菇渣作为原料，强制通风+机械翻堆进行堆肥，其CO₂排放当量为12.47 kg·t^-1； Chowdhury等^[6]采用不同的通风量以及不同比例混料堆肥，CO₂排放当量为13～37 kg·t^-1； Hao等^[17]采用水稻秸秆和木屑作为调理剂与牛粪混合堆肥，CO₂排放当量分别为171.1 kg·t^-1和160.6 kg·t^-1. 总体而言，本实验研究条件下，冬季污泥堆肥具有一定温室气体减排效果，但还需考虑各方面因素，进行更系统全面的研究. 同时良好控制堆肥条件达到林用标准，则可广泛用于园林绿化，进一步实现其温室气体减排的功能.

表 2 (Table 2)

表 2 冬季污泥堆肥温室气体排放估算 Table 2 Emission of greenhouse gas during sewage sludge composting in winter 试验处理 温室气体排放率 CO2排放当量(以干污泥计)/kg·t-1 单位面积排放量/kg·m-2 累积排放量(干污泥)/kg·t-1 CH4 N2O CH4 N2O CH4 N2O 合计 秸秆处理 0.017 0.009 0.689 0.365 19.98 113.15 133.13 木屑处理 0.016 0.012 0.648 0.486 18.79 150.66 169.45

表 2 冬季污泥堆肥温室气体排放估算 Table 2 Emission of greenhouse gas during sewage sludge composting in winter

(1) 冬季污泥堆肥高温期持续时间相对较短而腐熟期温度低，出现CH₄排放量相对较低而N₂O较高的现象. 木屑与秸秆两种处理CH₄累积排放量(以干污泥计)分别为0.648 kg·t^-1、 0.689 kg·t^-1，N₂O累积排放量(以干污泥计)分别为0.486 kg·t^-1、 0.365 kg·t^-1. CH₄排放量均低于IPCC推荐值，N₂O则均高于推荐值，针对冬季堆肥温室气体减排应关注堆肥后期N₂O排放量的降低策略.

(2) 冬季污泥堆肥虽然环境温度较低但仍然能达到卫生标准，但应注重后期堆体的保温措施. 采用玉米秸秆作为调理剂相对于木屑有利于堆体温度的保持，堆肥效果较好，并且温室气体排放当量小于木屑处理. 总的CO₂排放当量(以干污泥计)分别为133.13 kg·t^-1和169.45 kg·t^-1，可考虑采用二者相结合进一步深入研究.