不同贮存方式对农村旱厕粪污肥料化利用特性和主要致臭气体排放的影响

关键词：旱厕；旱厕粪污；气味控制；农学特性；臭气排放

据报道，全球有40多亿人缺乏安全的卫生设施，未经有效处理的厕所粪污存在污染地下水和传播病原体的风险。我国农村地区80%的传染疾病，如儿童腹泻、血吸虫病等，都与厕所粪污和不安全用水有关。近年来，为改善农村人居环境，提升农村居民疾病防控能力，我国大力推进农村厕所革命，农村如厕环境大幅改善，与此同时，粪污处理及资源化利用问题日益凸显。

目前，我国农村改厕的主要类型有水冲式厕所（三格化粪池式、三联通沼气池式、双瓮漏斗式、完整下水道式）和卫生厕所（粪尿分集式、双坑交替式），其中三格化粪池式、双瓮漏斗式、三联通沼气池式和双坑交替式厕所均采用密闭贮存方式，通过厌氧发酵过程实现粪污无害化。与传统厕所相比，密闭贮存可以避免粪污暴露，提高粪污无害化效率，减少蚊蝇滋生。但厌氧发酵易产生一种有臭鸡蛋气味的易燃有毒气体硫化氢，同时伴有氨挥发，这两种气体都是有毒气体且气味难闻。因此，密闭贮存会增加臭气产生风险，严重的还会危害人体健康。

在农村，旱厕粪污资源化利用途径主要为农业利用，因其氮含量较多，磷、钾含量较少，通常作为速效氮肥使用。旱厕粪污须经1-6个月密闭贮存实现无害化后才可以农用。粪污经过长时间贮存会造成大量氮损失，马艳茹等发现猪粪水贮存60d后总氮含量较初始时降低了44.77%，丁京涛等发现养殖场粪水自然贮存6个月后氨态氮损失高达68%～80%。陈广银等的研究表明密闭贮存可显著减少猪粪水贮存过程中的氮损失。然而，旱厕粪污经贮存后，其农学利用特性和氮损失情况尚不明确。

因此，为了探明不同贮存方式对旱厕粪污贮存过程中肥料化利用特性和主要致臭气体排放的影响，本研究以旱厕粪污为研究对象，按照《农村户厕卫生规范》（GB 19379-2012）中的粪污贮存时间要求，开展旱厕粪污在自然和密闭贮存条件下粪污养分变化、腐熟度和臭气排放等特性的研究，以期为旱厕粪污的资源化利用和贮存方式选择提供科学依据。

1材料与方法

1.1试验材料与装置

试验于2022年4月至10月在农业农村部规划设计研究院（双桥院区）开展，试验周期182d。旱厕粪污取自北京市顺义区某农家旱厕，其理化性质如表1所示。实验装置为有效容积5L的塑料桶，敞口处理桶口处采用纱布覆盖，并用橡皮筋固定，防止杂物落入；密封处理采用盖子密封，桶盖中间位置设有通气孔用于气体检测，气体检测完毕后用胶带密封。

1.2试验方法

试验设置敞口贮存（CK）与密闭贮存（MK）两个处理组，每个处理组3个重复，除桶是否密封外，其他设置均相同，每个处理均加入SL旱厕粪污，于室内常温下（避雨但不避光）进行试验。在试验开始的第0、7、14、21、28、35、70、84、98、126、182天的上午测定温度、氨气（NH3）、硫化氢（H2S），下午进行取样，样品一部分在4℃冰箱中保存，用于测定含水率、pH值、电导率（EC）、种子发芽指数（GI）、氨态氮（NH4-N）、硝态氮（N03-N）、总碳（TC）、总氮（TN）等指标，另一部分在-80℃超低温冰箱保存用于粪大肠菌群数检测。

1.3测定指标及方法

温度由温度传感器（SBW2-2460，上海虹天）测定；NH3、H2S由便携式气体检测仪测定（TionNH3-H2S300G，深圳纽福斯），待机器数值稳定后记录（约5min），敞口处理检测气体时需将桶密闭10min后检测；含水率采用烘干法测定；pH、EC、GI是将新鲜样品和去离子水按固液比（m： V）1：10混合，在振荡机上振荡90min，设置振荡频率为200r·min-1，振荡完毕后使用离心机离心30min，设置离心频率为4000r·min-1，离心完毕后取上清液进行过滤，使用pH计（SX-610，上海三信）测定滤液的pH，使用电导率仪（DDS-307A，上海精科雷磁）测定EC，将10mL上清液和10颗萝卜种子放到带有2层滤纸的培养皿中，25℃黑暗条件下于恒温培养箱（HWS型培养箱）培养48h后记录种子发芽数和根长，计算GI。粪大肠菌群数委托华测检测认证集团北京有限公司检测，根据《肥料中粪大肠菌群的测定》（GB/T 19524.1-2004）测定，使用设备为生化培养箱ATTEHLBJ00138、隔水式培养箱TTE20152145、生物显微镜ATTEHLBJO0110。NH4-N采用靛酚蓝比色法，使用紫外一可见分光光度计（17，济南海能）比色测定。N03-N采用紫外分光光度法测定。TC、TN是将样品风干后粉碎过100目筛，使用元素分析仪（PE2400，美国PerkinElmer）测定。

1.4数据分析

采用Excel 2016、SPSS 26对试验数据进行统计分析，采用Origin 2022绘图。

2结果与分析

2.1不同贮存方式对旱厕粪污农学特性的影响

2.1.1旱厕粪污贮存过程中含水率的变化

含水率会影响物料中氧气含量，进而影响微生物种类和活性，过高的含水率会导致物料内部氧气扩散受限，空气无法流通，发生厌氧反应。试验过程中不同处理组旱厕粪污含水率的变化如图1所示。CK处理组旱厕粪污含水率呈波动下降趋势，MK处理组旱厕粪污含水率呈缓慢且波动上升趋势，MK处理组旱厕粪污含水率整体高于CK处理组。试验开始时，旱厕粪污含水率较高，孔隙度较小，旱厕粪污内氧气浓度较低，导致CK处理组底部发生厌氧反应，造成CK处理组和MK处理组的含水率变化差异较小。随着环境温度的升高，水分蒸发量加大。CK处理组在试验中期含水率快速下降，试验结束时，两个处理组旱厕粪污含水率存在显著差异（Plt;0.05），CK处理组旱厕粪污含水率由初始的86.19%下降到20.37%，MK处理组的含水率由初始的86.19%上升到92.21%，这可能是由于有机物的水解使干物质逐渐减少同时产生H20，此外，在试验过程中观测到桶盖上存在大量水珠，冷凝水回滴也是造成含水率升高的原因之一。

2.1.2旱厕粪污贮存过程中pH的变化

pH也是影响微生物活性的重要因素之一，适宜的pH可以有效促进微生物的作用。pH范围在6.7～9.0之间最适宜微生物生长繁殖，当pH≤5.0时，物料降解基本停止，而当pH≥9.0时，物料降解速率也大幅降低并伴有NH4-N的严重损失。试验过程中不同处理组旱厕粪污pH的变化如图2所示。试验第0～126天，CK处理组pH呈先下降后上升最后趋于稳定的趋势，MK处理组pH呈先升高后趋于稳定的趋势。试验初期易分解的有机物质较多，有机物分解产生有机酸导致了CK处理组pH下降。含氮有机物降解产生NH4-N使pH升高，MK处理组pH的升高可能是由于含氮有机物降解产生NH4-N的速率高于含碳有机物降解产生有机酸的速率】，这表明密闭贮存可增强反应初期含氮有机物的降解。在试验后期，由于硝化作用增强，两个处理组pH均呈现出不同程度的下降趋势。整个贮存过程中，MK处理组pH均高于CK处理组，试验结束时，两个处理组的pH分别为9.1和8.2，二者差异极显著（Plt;0.01），以上结果表明，粪污经半年的贮存后都呈弱碱性，密闭贮存会显著提高粪污pH。

2.1.3旱厕粪污贮存过程中EC的变化

EC可间接反映旱厕粪污中盐分含量，其与样品浸提液中离子总浓度呈正相关。试验过程中不同处理组旱厕粪污EC的变化如图3所示。CK处理组EC呈先升高后降低的趋势，这是由于微生物分解有机物产生的磷酸盐、铵离子等水溶性盐使EC逐渐升高，随着C02、NH3挥发，EC逐渐降低。MK处理组试验前期的EC在3mS·cm-1左右波动，这可能是由于水溶性盐的产生和C02、NH3的挥发在密闭贮存前期处于动态平衡状态。由于密闭条件，C02、NH3很难逸散到空气中，部分C02、NH3重新溶于物料，导致从第84天开始MK处理组EC逐渐升高，到试验后期，随着有机物的减少，有机物分解产生的水溶性盐作为微生物生命活动的营养物质被消耗，EC呈现下降趋势。试验结束时，CK处理组和MK处理组的EC基本相同，分别为3.43mS·cm-1和3.41mS·cm-1，二者差异不显著（Pgt;0.05），说明经过182d的贮存，贮存方式对旱厕粪污最终的EC影响较小。

2.1.4旱厕粪污贮存过程中TC的含量变化

试验过程中不同处理组旱厕粪污TC的变化如图4所示。各处理组TC含量变化趋势相似，总体呈先下降后平稳的趋势，这可能是C02和CH4的释放造成了碳的损失，但CK处理组TC含量降低速度和幅度均高于MK处理组，这是由于CK处理组氧气充足，有氧环境导致其产生CO2的速率较快，且充足的氧气会抑制CH4的产生口，导致了碳的损失较大。试验结束时，CK处理组和MK处理组的TC含量从试验开始的433.27g·kg-1分别降低到255.97g·kg-1和275.96g·kg-1，减少幅度分别为40.92%和36.31%，二者差异极显著（Plt;0.01），这表明密闭贮存在一定程度上可以减少碳的损失。

2.1.5旱厕粪污贮存过程中NH4-N、N03-N、TN的含量变化

试验过程中不同处理组旱厕粪污NH4-N的变化如图5所示。各处理组NH4-N含量的变化趋势总体相似，均为先增加后逐渐降低。在微生物的氨化作用下，有机氮转化为NH4-N，因此两个处理组NH4-N含量都有所增加。CK处理组和MK处理组的NH4-N含量均在试验第70天达到最高值，分别为16196.70mg·kg-1和8615.67mg·kg-1。在此之后，随着有机物的减少，氨化作用逐渐减弱，同时，微生物的硝化作用、反硝化作用和固氮作用都会消耗NH4-N，从而导致两个处理组的NH4-N含量逐渐下降。贮存试验启动后的前84d，CK处理组NH4-N含量始终高于MK处理组，但98d后刚好相反，且在84-98d内CK处理组NH4-N含量下降速度明显高于MK处理组，这可能与该阶段气温逐步升高使氨挥发加剧有关。试验结束时CK处理组的NH4-N含量为118.36mg·kg-1，较试验启动时下降了96.75%，MK处理组的NH4-N含量为4330.41mg·kg-1，较试验启动时上升了19.09%，二者差异极显著（Plt;0.01），表明密闭贮存有助于NH4-N的保存，这与畜禽粪污厌氧发酵过程中NH4-N的变化趋势相似。

粪水中N03-N的转化主要与粪污中溶解氧含量和NH4-N总量相关。试验过程中不同处理组旱厕粪污N03-N含量的变化如图6所示。CK处理组N03-N含量呈先上升后下降最后趋于稳定的趋势，MK处理组呈波动下降最后趋于稳定的趋势，这表明在贮存初期，敞口贮存有助于增强微生物的硝化作用，N03-N含量的下降主要是由于微生物的吸收利用、反硝化作用和厌氧氨氧化作用。整个贮存过程中，CK处理组N03-N含量始终高于MK处理组，这可能是敞口条件下NH4-N在氧气的作用下经硝化作用转化为N03-N，降低了N03-N的下降幅度。试验结束时，CK处理组和MK处理组的N03-N含量分别为166.15mg·kg-1和27.14mg·kg-1，较试验开始时分别下降了38.63%和89.98%，二者差异显著（Plt;0.05）。

试验过程中不同处理组旱厕粪污TN含量的变化如图7所示。各处理组TN含量变化趋势相似，总体均为逐渐下降趋势，这可能是由于有机氮矿化、NH3挥发和硝酸盐氮反硝化而损失了氮，但CK处理组TN含量降低速度和幅度均高于MK处理组，这是由于CK处理组与大气存在气体交换，游离氨形成的NH3和反硝化作用产生的氮氧化物容易逸散到空气中，从而造成了贮存后旱厕粪污氮素大量损失。CK处理组和MK处理组的TN含量从试验开始的45540.00mg·kg-1分别降低到18233.07mg·kg-1和27453.15mg·kg-1，减少幅度分别为59.96%和39.72%．二者差异极显著（Plt;0.01），这表明密闭贮存具有较好的保氮效果。

2.1.6旱厕粪污贮存过程中种子发芽率的变化

GI是反映物料植物毒性的关键指标。试验过程中不同处理组旱厕粪污种子发芽情况如表2所示。一般认为GI大于80%时为没有毒性。整个试验过程中，CK处理组和MK处理组的种子均未发芽，GI为0，表明无论是敞口还是密闭贮存，均无法确保在6个月内实现旱厕粪污腐熟，如果将其施用到土壤中，则会对作物产生不利影响。因此需要添加填料或覆盖料，调节旱厕粪污的碳氮比，提高腐熟程度，达到农业利用要求。

2.1.7旱厕粪污贮存过程中粪大肠菌群的变化

旱厕粪污贮存过程中粪大肠菌群的数值经权威机构检测所得报告可知，旱厕粪污经过敞口贮存和密闭贮存的粪大肠菌群检测数值均小于3MPN·g-1，达到了《有机肥料》（NYIT 525-2021）标准，说明两种贮存方式均可以杀死粪污中的致病菌，实现粪污的无害化。

2.2不同贮存方式对旱厕粪污臭气排放的影响

2.2.1旱厕粪污贮存过程中NH3浓度的变化

NH3具有强烈的刺激性气味，大量排放会导致环境污染，危害人体健康，旱厕粪污在贮存过程中会产生大量的NH3，导致旱厕粪污中的氮素大量损失，降低农业利用价值。贮存过程中不同处理组粪污上部NH3浓度变化如图8所示。两个处理组在试验开始的第0-98天NH3浓度整体上呈上升趋势，这是由于微生物的矿化作用使有机质降解产生大量的NH4-N，NH4-N在高温和高pH条件下迅速转化为NH3，导致NH3浓度呈上升趋势。第98-182天MK处理组的NH3浓度继续上升可能是由于MK处理组的NH4-N含量较高，CK处理组的NH3浓度降低可能是由于敞口使旱厕粪污含水率下降较快，干物质含量升高，导致结壳现象发生，而结壳现象会导致NH3排放减少。试验结束时，CK处理组和MK处理组的NH3浓度分别是0.76mg·m-3和279.29mg·m-3。整体而言，CK处理组粪污上部NH3浓度显著低于MK处理组（Plt;0.05），这可能是因为CK处理组是敞口状态，NH3会很快逸散到空气中，测得的数据仅是测定前10min物料中产生的NH3，而MK处理处于密闭状态，NH3很难逸散，其数据约为一个采样周期内物料产生NH3的累积值。如表3所示，CK处理组NH3浓度与粪污pH、环境温度呈中度正相关关系，MK处理组NH3浓度与粪污pH、环境温度呈极显著正相关关系（Plt;0.01），说明适当的降低pH与温度可以减少旱厕粪污贮存过程中NH3的排放。

2.2.2旱厕粪污贮存过程中H2S浓度的变化

粪污贮存过程中H2S主要是在厌氧区域形成，堆体内硫酸盐、亚硫酸盐或有机物中的硫通过还原作用产生S2，S2再通过水解作用最终形成H2S。H2S具有刺激性的臭鸡蛋气味，在臭气中占比不大，但臭味呈现力强，是强烈的神经毒素，严重影响周围人居环境和身体健康。试验过程中不同处理组粪污上部H2S的浓度变化如图9所示。两组处理H2S浓度均呈先下降后平稳的趋势，初始时CK处理组和MK处理组的H2S浓度分别为87.00mg·m-3和91.33mg·m-3，H2S是有机物厌氧发酵过程中的主要副产物，该浓度说明旱厕粪污在转运过程中已经发生了厌氧反应。在第7天时，CK处理组和MK处理组的H2S浓度分别下降到52.59mg·m-3和20.34mg·m-3，这可能是因为H2S在碱性环境中会通过中和作用消失一部分，MK处理组的pH高于CK处理组，导致CK处理组的H2S浓度较高。在贮存试验第21-182天，两个处理组的H2S浓度较初始时大幅降低，这是由于在贮存过程中，粪污表面形成一层粪皮，导致H2S挥发量降低，此外，随着时间的推移，有机物质逐渐减少，H2S产生量逐渐降低。在此期间，MK处理组的H2S浓度高于CK处理组，这是由于此时H2S的排放量已处于较低状态，且CK处理组与外界存在气体交换，导致CK处理组的H2S浓度很低。试验结束时，两个处理组的H2S浓度为0-0.46mg·m-3。如表4所示，CK处理组H2S浓度与粪污pH、环境温度呈低度负相关关系，MK处理组NH3浓度与粪污pH呈显著负相关关系（Plt;0.05），与环境温度呈低度负相关关系，说明适当的提高粪污pH可以减少旱厕粪污贮存中H2S的排放。

3讨论

贮存方式通过影响含水率、氧气含量等改变了旱厕粪污中微生物的活动环境。敞口贮存条件下，微生物发生好氧和兼氧反应，有机物在细菌、放线菌和真菌等微生物的作用下被分解成C02、H20、磷酸盐和铵离子等水溶性盐。密闭贮存条件下，微生物发生厌氧反应，功能微生物将有机物分解成小分子有机物，再经过水解、酸化、产氢产乙酸、产甲烷4个阶段，最后形成C02、CH4等物质。因此，贮存方式不同对旱厕粪污中养分含量、无害化程度、臭气排放等的影响均存在差异。

3.1贮存方式对旱厕粪污养分保留情况的影响

在贮存过程中，粪污中的有机氮在微生物作用下发生氨化、硝化以及反硝化等反应后分解为无机氮，主要包括NH4-N、N03-N和少量N02-N，其中NH4-N占比最高。旱厕粪污敞口贮存时，同时产生好氧反应与兼氧反应，微生物利用有机氮化合物作为能源，主要由产氨菌通过氨基酸代谢释放氨氮，当温度、pH升高达到适宜条件时，NH4-N与NH3间进行转化，部分NH4-N以NH3的形式挥发损失，在有氧条件下一部分NH4-N经氮硝化细菌和硝化细菌等微生物作用，发生硝化反应转化为N03-N，反硝化则是通过反硝化细菌将N03-N还原为NH3损失，从而造成贮存过程中粪污氮素大量损失，粪污肥料价值降低。敞口贮存与密闭贮存的TN损失率分别为59.96%和39.72%，这表明密闭贮存通过调控环境条件减缓了微生物的氨化和硝化反应，具有较好的保氮效果。

3.2贮存方式对旱厕粪污臭气控制的影响

旱厕粪污臭味主要源于挥发性脂肪酸、含氮类化合物、含硫类化合物3类恶臭物质，在持续使用的旱厕上部空间测得的恶臭组分中NH3和H2S占据主要位置。因此，通过研究旱厕粪污NH3和H2S的排放，比较两种贮存方式对臭气控制的影响发现，相比于密闭贮存，旱厕粪污在敞口贮存条件下，氮素损失总量更多，NH3挥发通量更大，但由于有较高的空气扰动和较大的扩散速度，导致在NH3检测时，敞口贮存的NH3浓度显著低于密封贮存。因此，密封贮存尽管检测出的NH3和H2S浓度高，但排放通量低于敞口贮存，可以有效减少旱厕粪中NH3和H2S等臭源气体向大气中的排放，臭气控制效果更优。

4结论

（1）与自然贮存相比，密闭贮存可以更好地减少氮损失，总氮损失降低20.24%，氨态氮含量提高22.34%，总碳含量损失降低4.61%，电导率下降0.02，pH上升0.9，从农用价值考虑，建议在旱厕粪污贮存时采用密闭贮存的方式。

（2）旱厕粪污经过敞口贮存和密闭贮存的粪大肠菌群数达到了《有机肥料》（NY/T 525-2021）标准，但两个处理组的种子发芽指数均未达到标准，对植物生长有一定的毒性，无法直接农业利用，建议后续应通过添加有机物料实现粪污的腐熟，并开展相关研究明确添加参数和条件需求。

（3）旱厕粪污贮存过程中，密闭贮存粪污上部NH3浓度显著高于敞口贮存，但NH3排放通量低于敞口贮存，H2S浓度略高于敞口贮存，因此，采用密闭贮存更有利于旱厕粪污臭气的减排，但密闭贮存池必须安装排气管，且排气管高度应高于人类常规活动高度。