菌劑和含磷添加劑聯合添加對污泥堆肥污染氣體排放及堆肥品質的影響

李旺旺，劉燕，李國學，楊佳，楊燕，馬若男，袁京*

（1.湖北孝環環境技術有限公司，湖北孝感432100；2.中國農業大學資源與環境學院農田土壤污染防控與修復北京市重點實驗室，北京 100193）

污泥作為城鎮污水處理的副產物，其本質是一種半固體廢棄物。據住建部統計，截至2017 年6 月底，全國城鎮累計建成污水處理廠4 063 座，污水處理能力達1.78×10m·d，年產生含水率80%的污泥超過5 000 萬t。但是，目前我國仍有大量污泥得不到規范化處理，隨意拋棄、傾倒現象較為普遍，這不僅占用大量土地，而且直接造成“二次污染”，危害生態環境。污泥堆肥處理是利用污泥中的好氧微生物對污泥進行發酵的過程，是實現污泥穩定化、無害化和減量化的有效途經，可將污泥生物轉化為穩定的土壤改良劑。腐熟的污泥堆肥產品在合適的施用量下，可以大幅提高農產品的產量和品質。我國作為農業大國，污泥的資源化利用是我們迫切需要的。

然而污泥含水率高、碳氮比（C/N）低的性質使其不適合直接堆肥，在實際堆肥過程中，通常需要以輔料與脫水污泥聯合來啟動堆肥。常見的輔料包括秸稈、稻草、鋸末、園林廢棄物等。玉米秸稈是一種來源廣泛的農業廢棄物，也是堆肥中常用的輔料。相關研究顯示，玉米秸稈作為輔料與脫水污泥聯合能成功啟動堆肥，且堆肥產品可達到衛生標準和腐熟標準。以一定比例的菌菇渣和秸稈作為輔料，與污泥混合進行好氧堆肥，可滿足國家無害化衛生標準，堆肥結束時也可達到完全腐熟的要求。

腐熟度是堆肥過程中需首要關注的問題，如果將未腐熟的物料施入土壤環境，則會在一段時間內造成潛在的氧缺乏和間接毒性，并可能伴隨大量的臭味產生，從而影響堆肥產品的推廣與可持續利用。其次是堆肥過程中污染氣體和溫室氣體的排放問題。相關研究顯示，傳統堆肥過程中，氨氣（NH）揮發對氮損失的貢獻率為40%~80%，是氮損失的主要形式，NH也是一種污染嚴重的臭氣。硫化氫（HS）的檢測閾值較低，會產生強烈的惡臭氣味，同時還是一種具有腐蝕性和劇毒的堆肥副產物，其在堆肥過程中的釋放量占揮發性硫化合物總釋放量的39.0%~43.0%。甲烷（CH）和一氧化二氮（NO）是重要的溫室氣體，其100 a 溫室效應分別是CO的25 倍和298倍。傳統污泥堆肥過程中CH和NO 的CO排放當量（以干污泥計）為133.13~170.11 kg?t。這些氣體的排放不僅降低了堆肥產品的營養價值，而且嚴重污染大氣，加劇了全球溫室效應。此外，還需關注污泥堆肥過程中各類營養元素和養分含量的變化情況。

基于有機肥產業的發展現狀，為達到減少堆肥污染氣體排放、提高堆肥產品品質的效果，使用來源廣泛的經濟型添加材料仍是有機肥生產企業的首選。其中，接種外源微生物已經成為加速堆肥腐熟的重要研究方向之一。VT菌劑是一種用于有機廢棄物堆肥的復合微生物菌劑，其富含纖維素分解菌、固氮微生物等菌株。相關研究發現，向雞糞或豬糞堆肥物料中添加VT菌劑可在一定程度上加快堆肥初期有機質降解速率和物料升溫進程，同時有利于減少NH揮發，提高堆肥肥力。國內外一些學者對低成本含磷添加材料進行了研究。LUO等和YANG等研究認為，豬糞堆肥過程中添加10%（基于干質量）的磷石膏（PPG）可減少CH和NH的排放。可能是PPG 中的硫酸鹽還原菌與產甲烷菌爭奪相同的有機碳和其他能源，從而降低了CH的產生。PPG對NH的減排作用則與CaSO?HO、游離磷酸對NH和 NH的吸收作用以及鳥糞石結晶的形成有關。在堆肥中加入過磷酸鈣（SSP）可同時減少CH、NO和NH的釋放。

為進一步驗證微生物菌劑在堆肥過程中的促進作用，探究微生物菌劑與低成本含磷添加材料混合對堆肥氮素損失和溫室氣體排放的影響，本試驗選用SSP、PPG和生產上常用的VT菌劑作為污染氣體控制劑，研究添加劑對污泥堆肥過程碳、氮、硫素損失的影響，并確定最佳的添加劑使用方式。

1 材料與方法

1.1 試驗材料與試驗設計

試驗所用脫水污泥取自北京市海淀區肖家河污水處理廠污泥脫水車間，該污泥為未經過厭氧消化的生污泥；玉米秸稈取自中國農業大學上莊試驗站，經粉碎機切割為3 cm 左右的秸稈段。原材料的理化性質見表1。

表1 初始物料物理化學性質Table 1 Physical and chemical characteristics of the raw materials

試驗使用的含磷添加材料SSP 和PPG 均購于肥料市場。SSP 產地為河北涿鹿，PO質量分數≥18%；PPG 產地為湖北宜昌，PO質量分數≤0.8%，CaSO·2HO 質量分數≥75%。VT 菌劑由北京沃土天地生物科技股份有限公司提供，VT菌劑為復合菌劑，內含酵母菌、側孢芽孢桿菌、黑曲霉、細黃鏈霉菌、乳酸菌等。

污泥堆肥原料為85%的污泥和15%的玉米秸稈（占初始物料總質量的百分比，濕基）。試驗共設計4個處理，其中，CK 作為對照組不添加任何添加劑，具體試驗設計見表2。

表2 試驗設計Table 2 Design of experiment

各處理的通風率均設定為0.2 L·kg·min（基于干質量），通風方式為連續通風。將污泥與玉米秸稈充分混合后，各處理分別添加對應的添加劑，再次進行混拌，直至物料與添加劑混合均勻。將混合物料堆置于容積為60 L 的圓柱型密閉式發酵罐中進行好氧發酵，為防止堆肥熱量損失，發酵罐由兩層不銹鋼材料制成，內外壁之間設置5 cm 的絕熱層。堆肥試驗共持續35 d，每周翻堆1 次。發酵罐結構見圖1。發酵罐底部設置通風口和滲濾液出口，頂部連接溫度探頭以在線連續記錄堆體溫度，發酵罐頂蓋預留氣孔，用于收集和測定堆肥過程中產生的氣體。

圖1 強制通風發酵裝置Figure 1 Diagram of forced aeration composting reactor

1.2 測定指標和分析方法

溫度通過連接反應器和電腦的溫度傳感器直接讀取，每0.5 h自動記錄一次。

氧氣（O）利用便攜式氣體檢測儀（BM2KEOOO，Geotech，英國）測定。

溫室氣體（CH和NO）和臭氣（NH和HS）需每日監測1次，每次重復測定3次取平均值。CH和NO采用靜態箱法采集氣體樣本，并使用安裝有火焰電離檢測器（Flame ionization detector，FID）、電子捕獲檢測器（Electron capture detector，ECD）的氣相色譜儀（3420A，北京北分瑞利）測定；NH用質量分數為2%的硼酸將其捕獲在洗滌瓶中，并用0.01 mol·LHSO溶液進行滴定，指示劑為甲基紅溴甲酚綠；HS 用帶三相閥門的注射器（德國）于每日的固定時間進行氣體樣品采集，隨后連接氣相色譜儀（GC-A90，Echrom，中國）進行測定。堆肥過程中氣體的排放速率和累積排放量均基于物料的干質量進行計算。

利用Microsoft Excel 2019 計算數據的平均值和標準偏差，使用Origin Lab 2019 做圖，相關性分析采用SPSS 26完成。

2 結果與討論

2.1 溫度和O2含量

溫度是反映堆肥過程中微生物活性及有機物降解情況的重要指標。如圖2a 所示，所有處理均經歷了升溫期、高溫期、降溫期和腐熟期4 個階段。堆肥初期，適宜的含水率、C/N 和通風量為微生物降解有機質提供了適宜的條件，降解過程釋放大量熱量，因此溫度不斷升高至高溫階段（>50 ℃）。隨后，伴隨著可生物降解有機質的減少，堆肥進入降溫階段直至腐熟。堆肥結束時，各處理溫度均降至環境水平，環境溫度始終介于7.4~16.4 ℃之間。CK 組在堆肥第6 d進入高溫期，高溫持續4 d，最高溫度為72.2 ℃，達到了完全腐熟的要求（GB 7959—2012）。而VT 組的最高溫度僅為52.9 ℃，并且高溫期的持續時間縮短為2 d，未達到完全腐熟的要求，與CK 組差異顯著（<0.05）。已有研究表明，豬糞或雞糞堆肥過程中添加VT 菌劑不會對堆肥溫度產生負面影響。本研究中的差異可能是污泥特殊的物理性狀所致，脫水污泥因大量絮凝劑的使用而呈現膠體狀，這使得VT 菌劑添加到污泥中后不能直接發揮作用，另外也可能與VT 菌劑較低的添加量有關。與VT 組相比，SSP+VT組和PPG+VT 組均提高了升溫速率。SSP+VT 組還縮短了進入高溫期的時間（5 d），提高了峰值溫度（67.8 ℃）。但PPG+VT 組由于高溫持續時間較短（2 d）而未達到堆肥衛生標準的要求。

堆肥過程中的O含量可以反映微生物活動和有機物生物降解率。如圖2b 所示，由于好氧微生物的降解作用消耗了大量O，導致所有處理的O含量均在堆肥初期迅速下降。CK 組的O含量下降最快，堆肥第2 d 從19.4%下降到4.3%，第6 d 再次下降到9.1%，表明此階段微生物活動劇烈。與CK 相比，VT組的O下降速率較緩，O消耗量較少，堆肥第5 d 下降到最低值（12.2%），VT菌劑的添加可能抑制了土著微生物的活動。SSP+VT 組也在堆肥第5 d 達到最低值（5.6%），但其O消耗量比VT 組大得多，表明VT 菌劑和SSP 聯合添加可以促進微生物的降解活動。PPG+VT 組的O含量略低于VT 組，但始終保持在10%以上，為好氧微生物代謝繁殖提供了充足的O。堆肥兩周后，各處理的O含量開始回升，但PPG+VT 組仍有明顯的下降，這與溫度結果一致，表明該時期微生物仍然有較劇烈的活動，這可能是堆肥前期降解速率低導致了降解時間的延長。

圖2 污泥堆肥溫度和O2含量變化Figure 2 Changes of temperature and O2 content in different treatments of sludge composting

2.2 腐熟度指標

污泥堆肥過程中各處理的EC 值變化趨勢相似，見圖3b。升溫和高溫階段，堆體產生濃縮效應，同時有機質快速降解積累了大量水溶性礦物離子，如磷酸鹽、硫酸鹽、銨、鈉和鉀等，因此EC 值呈上升趨勢。隨后，水溶性礦物離子逐漸被吸收利用，EC 值略有下降，最終穩定在0.97~2.26 mS·cm，滿足堆肥產品對EC 值的要求（<4 mS·cm）。VT 和 CK 組的 EC 值沒有顯著差異（>0.05），而SSP+VT 和PPG+VT 組的EC值明顯高于 VT 和 CK 組，這與 YANG 等的研究結果相一致，是與額外離子的引入有關。SSP 主要成分是Ca（HPO）·HO，其還含有一些游離酸和鐵、鋁等金屬元素，PPG 則主要由CaSO·2HO 和少量游離磷酸組成，因此SSP 和PPG 的添加是影響堆肥EC 值變化的重要因素。相較而言，添加PPG 的EC 值高于添加SSP 的處理，但是兩處理均在安全施用的規定范圍內，不影響堆肥產品的農用。

E/E是快速評價堆肥腐熟度的腐殖化參數，其反映了腐植酸品質和芳構化程度，通常隨腐植酸分子量的增加或縮合度的增大而減小，而與腐植酸分子數量無關。堆肥腐植酸通常隨著堆肥時間的延長和堆肥腐熟度的提高而發生變化，主要向著腐植酸分子越來越大或縮合度越來越高的方向轉化。因此，隨著堆肥進程的延長，E/E整體呈現降低的趨勢。本研究各處理的E/E如圖3c 所示，初始物料的E/E值介于2.00~2.33之間，差別較小。堆肥完成后，VT組的E/E值最低（1.68），下降幅度最大（27.7%），說明添加菌劑提高了堆體的腐殖化程度。由上述可知，添加VT 菌劑雖然降低了堆體的高溫期持續時間，但并沒有影響堆肥的腐殖化進程。

圖3 污泥堆肥腐熟度指標變化情況Figure 3 Changes in maturity index in different treatments during composting of sludge

GI 值是評價堆肥植物毒性和腐熟度最直觀的參數。如圖3d 所示，各處理的初始GI 值為38.5%~50.3%，具有生物毒性，不宜直接還田利用。隨著堆肥的進行，GI 值不斷上升，這是堆體中小分子有機酸等植物毒性物質被分解利用，胡敏酸等大分子營養物質不斷累積的結果。按照有機肥料標準的要求，GI值在70%以上即達到腐熟。據此，SSP+VT 和PPG+VT 組完全腐熟需要兩周左右的時間，而CK 和VT 組則需要3 周的時間，因此SSP 和PPG 的添加提高了堆肥效率。最終堆肥產品的GI值為SSP+VT組（158%）>VT 組（142%）>PPG+VT 組（126%）>CK 組（103%），VT和PPG+VT 組雖然未達到高溫期的衛生標準，但是其腐殖化進程和腐熟度并未受到影響，3 個添加VT 菌劑組的GI 值均明顯高于CK 組，其中以SSP+VT 組的GI值最高。

2.3 銨態氮和硝態氮

2.4 污染氣體排放

2.4.1 氨氣和硫化氫

污泥堆肥過程中HS 排放速率和累積排放量如圖5c 和圖5d 所示。HS 的產生主要發生在升溫和高溫階段，這與ZANG 等的研究結果一致。此階段有機質快速降解消耗了大量的O，因此易形成局部厭氧環境，脫硫菌可在厭氧環境下將硫酸鹽轉化為HS，微生物在厭氧條件下分解蛋白質或其他含硫化合物也可產生HS 氣體。相關性分析顯示，HS 排放速率與O含量呈顯著負相關（為-0.744~-0.516，<0.01）。從累積排放量來看，CK 處理的HS 排放量最高，為 0.38 mg·kg。與 CK 相比，VT 組減少了 35.9%的HS累積排放量，這與其高溫階段較高的O含量有關。SSP+VT 和PPG+VT 組則分別減少了42.8%和54.4%的HS排放量。與VT相比，含磷添加劑的使用進一步減少了 HS 的產生，SSP 或 PPG 中含有 Ca，可能是其在堆體中促進了CaS 沉淀的形成。NH和HS均為堆肥過程中重要的致臭氣體，含磷添加劑的使用均可顯著降低NH和HS的排放，其中以PPG+VT組更為適宜。

圖5 污泥堆肥過程中NH3和H2S的排放速率和累積排放量Figure 5 The emission rate and cumulative emission of NH3 and H2S during sludge composting

2.4.2 甲烷和氧化亞氮

圖6 污泥堆肥過程中CH4和N2O排放速率和累積排放量Figure 6 The emission rate and cumulative emission of CH4 and N2O during sludge composting

2.5 堆肥過程及產品元素分析

堆肥過程中碳氮平衡及溫室氣體效應分析如表3 所示。各處理總碳（TC）損失占初始TC 的46.0%~56.0%。其中CO-C 損失最多，占初始TC 的29.3%~39.5%，這與陳是吏等的研究結果（30.39%~39.47%）一致，表明CO是碳損失的主要氣體形式。各處理CH-C 損失占初始TC 的0.6%~1.1%，這與陳是吏等和袁京等對污泥堆肥的研究結果相近，而略高于LUO 等對豬糞堆肥和 YANG 等對廚余垃圾堆肥的研究結果。主要是因為污泥致密、含水率高且呈現膠體絮凝狀的特性影響了O的擴散，從而導致較高的CH排放。總氮（TN）損失占初始TN 的22.0%~37.1%，其中NH-N占初始TN的14.3%~31.5%，NO-N占初始TN 的0.5%~0.9%，這一結果與以往的研究結果相近，表明NH-N 是N 損失的主要途徑。與CK 相比，使用添加劑均可減少TN 的損失，VT、SSP+VT 和 PPG+VT 處理可分別減少 TN 損失 2.1、11.0 個和15.1 個百分點。各組的總GHG（CO當量）排放量為45.9~73.4 g·kg，與 CK 相比，VT、SSP+VT 和 PPG+VT處理分別減少了37.6%、10.9%和20.0%，其中單獨添加VT 菌劑的溫室氣體減排效果最好。各組CH和NO 對溫室氣體排放的貢獻率分別為3.8%~15.6%和84.4%~96.2%，二者占比相差較大，以NO為主。

表3 碳氮平衡及溫室效應分析Table 3 Balance of carbon and nitrogen and total greenhouse gas emissions

堆肥產品的元素含量如表4 所示。經過35 d 堆肥，CK 組養分（TN+PO+KO）含量達到59.5 g·kg。與 CK 相比，VT、SSP+VT 和 PPG+VT 組分別提高了5.0%、18.3%和22.9%，均達到了對有機肥料的要求（養分含量≥4%）。添加劑處理可通過促進有機質降解以及減少NH和NO 等含N 氣體排放來提升堆肥產品的養分含量。對于SSP+VT 和PPG+VT 組而言，含磷添加劑的使用可顯著提高PO的含量，這是養分提升的主要原因。與CK 相比，添加劑處理均提高了堆肥產品中礦物元素Ca 和S 的含量，且以SSP+VT 和PPG+VT 組更為顯著。如上所述，含磷添加劑中額外礦物元素的引入是提高Ca 和S 含量的主要原因。同時，添加劑處理減少了35.9%~54.4%的HS 累積排放量，使堆肥產品保留了更多的S，這是提高S含量的又一重要原因。此外，添加劑處理降低了堆肥產品的重金屬含量，主要因為添加劑的使用減少了堆肥過程中的物質損失，從而起到了稀釋作用，這與YUAN等的研究結果一致。因此可以消除含磷添加劑在堆肥應用中潛在的重金屬污染風險。但下一步還需關注添加劑對重金屬形態分布的影響，可通過提高pH值或促進重金屬與胡敏酸的絡合達到鈍化重金屬的效果。

表4 堆肥產品元素分析Table 4 Element analysis of compost products

3 結論

（1）VT 菌劑會影響堆體升溫，但是堆肥產品仍能獲得較好的腐熟度。含磷添加劑與VT 菌劑聯合添加，不僅可促進堆體升溫，還可促進堆肥腐殖化進程。各組堆肥產品的GI 值均達到100%以上，其中磷石膏+VT菌劑的GI值高達158%。

（2）菌劑和兩種含磷添加劑聯合添加，可有效降低污染氣體的排放。菌劑和過磷酸鈣聯合添加降低了63.3%的NH和42.8%的HS 排放；而菌劑和磷石膏聯合添加減少了97.6%的NH和54.4%的HS 排放，效果優于前者。所有添加劑處理均降低了CH的排放；單獨添加菌劑或與磷石膏聯合添加可分別減少30.7%和10.5%的NO 排放量以及37.6%和20.0%的總溫室效應。總體而言，菌劑與磷石膏聯合添加對減排臭氣以及降低溫室效應的效果最好。

（3）菌劑和兩種含磷添加劑聯合添加處理均可提高總養分含量（TN+PO+KO），同時可提高Ca和S等礦物元素的含量。綜合考慮堆肥衛生標準、腐熟度以及污染氣體減排效果，磷石膏和菌劑聯合添加的效果最佳。