關鍵詞：旱廁；旱廁糞污；氣味控制；農學特性；臭氣排放

據(jù)報道，全球有40多億人缺乏安全的衛(wèi)生設施，未經有效處理的廁所糞污存在污染地下水和傳播病原體的風險。我國農村地區(qū)80%的傳染疾病，如兒童腹瀉、血吸蟲病等，都與廁所糞污和不安全用水有關。近年來，為改善農村人居環(huán)境，提升農村居民疾病防控能力，我國大力推進農村廁所革命，農村如廁環(huán)境大幅改善，與此同時，糞污處理及資源化利用問題日益凸顯。

目前，我國農村改廁的主要類型有水沖式廁所（三格化糞池式、三聯(lián)通沼氣池式、雙甕漏斗式、完整下水道式）和衛(wèi)生廁所（糞尿分集式、雙坑交替式），其中三格化糞池式、雙甕漏斗式、三聯(lián)通沼氣池式和雙坑交替式廁所均采用密閉貯存方式，通過厭氧發(fā)酵過程實現(xiàn)糞污無害化。與傳統(tǒng)廁所相比，密閉貯存可以避免糞污暴露，提高糞污無害化效率，減少蚊蠅滋生。但厭氧發(fā)酵易產生一種有臭雞蛋氣味的易燃有毒氣體硫化氫，同時伴有氨揮發(fā)，這兩種氣體都是有毒氣體且氣味難聞。因此，密閉貯存會增加臭氣產生風險，嚴重的還會危害人體健康。

在農村，旱廁糞污資源化利用途徑主要為農業(yè)利用，因其氮含量較多，磷、鉀含量較少，通常作為速效氮肥使用。旱廁糞污須經1-6個月密閉貯存實現(xiàn)無害化后才可以農用。糞污經過長時間貯存會造成大量氮損失，馬艷茹等發(fā)現(xiàn)豬糞水貯存60d后總氮含量較初始時降低了44.77%，丁京濤等發(fā)現(xiàn)養(yǎng)殖場糞水自然貯存6個月后氨態(tài)氮損失高達68%～80%。陳廣銀等的研究表明密閉貯存可顯著減少豬糞水貯存過程中的氮損失。然而，旱廁糞污經貯存后，其農學利用特性和氮損失情況尚不明確。

因此，為了探明不同貯存方式對旱廁糞污貯存過程中肥料化利用特性和主要致臭氣體排放的影響，本研究以旱廁糞污為研究對象，按照《農村戶廁衛(wèi)生規(guī)范》（GB 19379-2012）中的糞污貯存時間要求，開展旱廁糞污在自然和密閉貯存條件下糞污養(yǎng)分變化、腐熟度和臭氣排放等特性的研究，以期為旱廁糞污的資源化利用和貯存方式選擇提供科學依據(jù)。

1材料與方法

1.1試驗材料與裝置

試驗于2022年4月至10月在農業(yè)農村部規(guī)劃設計研究院（雙橋院區(qū)）開展，試驗周期182d。旱廁糞污取自北京市順義區(qū)某農家旱廁，其理化性質如表1所示。實驗裝置為有效容積5L的塑料桶，敞口處理桶口處采用紗布覆蓋，并用橡皮筋固定，防止雜物落入；密封處理采用蓋子密封，桶蓋中間位置設有通氣孔用于氣體檢測，氣體檢測完畢后用膠帶密封。

1.2試驗方法

試驗設置敞口貯存（CK）與密閉貯存（MK）兩個處理組，每個處理組3個重復，除桶是否密封外，其他設置均相同，每個處理均加入SL旱廁糞污，于室內常溫下（避雨但不避光）進行試驗。在試驗開始的第0、7、14、21、28、35、70、84、98、126、182天的上午測定溫度、氨氣（NH3）、硫化氫（H2S），下午進行取樣，樣品一部分在4℃冰箱中保存，用于測定含水率、pH值、電導率（EC）、種子發(fā)芽指數(shù)（GI）、氨態(tài)氮（NH4-N）、硝態(tài)氮（N03-N）、總碳（TC）、總氮（TN）等指標，另一部分在-80℃超低溫冰箱保存用于糞大腸菌群數(shù)檢測。

1.3測定指標及方法

溫度由溫度傳感器（SBW2-2460，上海虹天）測定；NH3、H2S由便攜式氣體檢測儀測定（TionNH3-H2S300G，深圳紐福斯），待機器數(shù)值穩(wěn)定后記錄（約5min），敞口處理檢測氣體時需將桶密閉10min后檢測；含水率采用烘干法測定；pH、EC、GI是將新鮮樣品和去離子水按固液比（m： V）1：10混合，在振蕩機上振蕩90min，設置振蕩頻率為200r·min-1，振蕩完畢后使用離心機離心30min，設置離心頻率為4000r·min-1，離心完畢后取上清液進行過濾，使用pH計（SX-610，上海三信）測定濾液的pH，使用電導率儀（DDS-307A，上海精科雷磁）測定EC，將10mL上清液和10顆蘿卜種子放到帶有2層濾紙的培養(yǎng)皿中，25℃黑暗條件下于恒溫培養(yǎng)箱（HWS型培養(yǎng)箱）培養(yǎng)48h后記錄種子發(fā)芽數(shù)和根長，計算GI。糞大腸菌群數(shù)委托華測檢測認證集團北京有限公司檢測，根據(jù)《肥料中糞大腸菌群的測定》（GB/T 19524.1-2004）測定，使用設備為生化培養(yǎng)箱ATTEHLBJ00138、隔水式培養(yǎng)箱TTE20152145、生物顯微鏡ATTEHLBJO0110。NH4-N采用靛酚藍比色法，使用紫外一可見分光光度計（17，濟南海能）比色測定。N03-N采用紫外分光光度法測定。TC、TN是將樣品風干后粉碎過100目篩，使用元素分析儀（PE2400，美國PerkinElmer）測定。

1.4數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2016、SPSS 26對試驗數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，采用Origin 2022繪圖。

2結果與分析

2.1不同貯存方式對旱廁糞污農學特性的影響

2.1.1旱廁糞污貯存過程中含水率的變化

含水率會影響物料中氧氣含量，進而影響微生物種類和活性，過高的含水率會導致物料內部氧氣擴散受限，空氣無法流通，發(fā)生厭氧反應。試驗過程中不同處理組旱廁糞污含水率的變化如圖1所示。CK處理組旱廁糞污含水率呈波動下降趨勢，MK處理組旱廁糞污含水率呈緩慢且波動上升趨勢，MK處理組旱廁糞污含水率整體高于CK處理組。試驗開始時，旱廁糞污含水率較高，孔隙度較小，旱廁糞污內氧氣濃度較低，導致CK處理組底部發(fā)生厭氧反應，造成CK處理組和MK處理組的含水率變化差異較小。隨著環(huán)境溫度的升高，水分蒸發(fā)量加大。CK處理組在試驗中期含水率快速下降，試驗結束時，兩個處理組旱廁糞污含水率存在顯著差異（Plt;0.05），CK處理組旱廁糞污含水率由初始的86.19%下降到20.37%，MK處理組的含水率由初始的86.19%上升到92.21%，這可能是由于有機物的水解使干物質逐漸減少同時產生H20，此外，在試驗過程中觀測到桶蓋上存在大量水珠，冷凝水回滴也是造成含水率升高的原因之一。

2.1.2旱廁糞污貯存過程中pH的變化

pH也是影響微生物活性的重要因素之一，適宜的pH可以有效促進微生物的作用。pH范圍在6.7～9.0之間最適宜微生物生長繁殖，當pH≤5.0時，物料降解基本停止，而當pH≥9.0時，物料降解速率也大幅降低并伴有NH4-N的嚴重損失。試驗過程中不同處理組旱廁糞污pH的變化如圖2所示。試驗第0～126天，CK處理組pH呈先下降后上升最后趨于穩(wěn)定的趨勢，MK處理組pH呈先升高后趨于穩(wěn)定的趨勢。試驗初期易分解的有機物質較多，有機物分解產生有機酸導致了CK處理組pH下降。含氮有機物降解產生NH4-N使pH升高，MK處理組pH的升高可能是由于含氮有機物降解產生NH4-N的速率高于含碳有機物降解產生有機酸的速率】，這表明密閉貯存可增強反應初期含氮有機物的降解。在試驗后期，由于硝化作用增強，兩個處理組pH均呈現(xiàn)出不同程度的下降趨勢。整個貯存過程中，MK處理組pH均高于CK處理組，試驗結束時，兩個處理組的pH分別為9.1和8.2，二者差異極顯著（Plt;0.01），以上結果表明，糞污經半年的貯存后都呈弱堿性，密閉貯存會顯著提高糞污pH。

2.1.3旱廁糞污貯存過程中EC的變化

EC可間接反映旱廁糞污中鹽分含量，其與樣品浸提液中離子總濃度呈正相關。試驗過程中不同處理組旱廁糞污EC的變化如圖3所示。CK處理組EC呈先升高后降低的趨勢，這是由于微生物分解有機物產生的磷酸鹽、銨離子等水溶性鹽使EC逐漸升高，隨著C02、NH3揮發(fā)，EC逐漸降低。MK處理組試驗前期的EC在3mS·cm-1左右波動，這可能是由于水溶性鹽的產生和C02、NH3的揮發(fā)在密閉貯存前期處于動態(tài)平衡狀態(tài)。由于密閉條件，C02、NH3很難逸散到空氣中，部分C02、NH3重新溶于物料，導致從第84天開始MK處理組EC逐漸升高，到試驗后期，隨著有機物的減少，有機物分解產生的水溶性鹽作為微生物生命活動的營養(yǎng)物質被消耗，EC呈現(xiàn)下降趨勢。試驗結束時，CK處理組和MK處理組的EC基本相同，分別為3.43mS·cm-1和3.41mS·cm-1，二者差異不顯著（Pgt;0.05），說明經過182d的貯存，貯存方式對旱廁糞污最終的EC影響較小。

2.1.4旱廁糞污貯存過程中TC的含量變化

試驗過程中不同處理組旱廁糞污TC的變化如圖4所示。各處理組TC含量變化趨勢相似，總體呈先下降后平穩(wěn)的趨勢，這可能是C02和CH4的釋放造成了碳的損失，但CK處理組TC含量降低速度和幅度均高于MK處理組，這是由于CK處理組氧氣充足，有氧環(huán)境導致其產生CO2的速率較快，且充足的氧氣會抑制CH4的產生口，導致了碳的損失較大。試驗結束時，CK處理組和MK處理組的TC含量從試驗開始的433.27g·kg-1分別降低到255.97g·kg-1和275.96g·kg-1，減少幅度分別為40.92%和36.31%，二者差異極顯著（Plt;0.01），這表明密閉貯存在一定程度上可以減少碳的損失。

2.1.5旱廁糞污貯存過程中NH4-N、N03-N、TN的含量變化

試驗過程中不同處理組旱廁糞污NH4-N的變化如圖5所示。各處理組NH4-N含量的變化趨勢總體相似，均為先增加后逐漸降低。在微生物的氨化作用下，有機氮轉化為NH4-N，因此兩個處理組NH4-N含量都有所增加。CK處理組和MK處理組的NH4-N含量均在試驗第70天達到最高值，分別為16196.70mg·kg-1和8615.67mg·kg-1。在此之后，隨著有機物的減少，氨化作用逐漸減弱，同時，微生物的硝化作用、反硝化作用和固氮作用都會消耗NH4-N，從而導致兩個處理組的NH4-N含量逐漸下降。貯存試驗啟動后的前84d，CK處理組NH4-N含量始終高于MK處理組，但98d后剛好相反，且在84-98d內CK處理組NH4-N含量下降速度明顯高于MK處理組，這可能與該階段氣溫逐步升高使氨揮發(fā)加劇有關。試驗結束時CK處理組的NH4-N含量為118.36mg·kg-1，較試驗啟動時下降了96.75%，MK處理組的NH4-N含量為4330.41mg·kg-1，較試驗啟動時上升了19.09%，二者差異極顯著（Plt;0.01），表明密閉貯存有助于NH4-N的保存，這與畜禽糞污厭氧發(fā)酵過程中NH4-N的變化趨勢相似。

糞水中N03-N的轉化主要與糞污中溶解氧含量和NH4-N總量相關。試驗過程中不同處理組旱廁糞污N03-N含量的變化如圖6所示。CK處理組N03-N含量呈先上升后下降最后趨于穩(wěn)定的趨勢，MK處理組呈波動下降最后趨于穩(wěn)定的趨勢，這表明在貯存初期，敞口貯存有助于增強微生物的硝化作用，N03-N含量的下降主要是由于微生物的吸收利用、反硝化作用和厭氧氨氧化作用。整個貯存過程中，CK處理組N03-N含量始終高于MK處理組，這可能是敞口條件下NH4-N在氧氣的作用下經硝化作用轉化為N03-N，降低了N03-N的下降幅度。試驗結束時，CK處理組和MK處理組的N03-N含量分別為166.15mg·kg-1和27.14mg·kg-1，較試驗開始時分別下降了38.63%和89.98%，二者差異顯著（Plt;0.05）。

試驗過程中不同處理組旱廁糞污TN含量的變化如圖7所示。各處理組TN含量變化趨勢相似，總體均為逐漸下降趨勢，這可能是由于有機氮礦化、NH3揮發(fā)和硝酸鹽氮反硝化而損失了氮，但CK處理組TN含量降低速度和幅度均高于MK處理組，這是由于CK處理組與大氣存在氣體交換，游離氨形成的NH3和反硝化作用產生的氮氧化物容易逸散到空氣中，從而造成了貯存后旱廁糞污氮素大量損失。CK處理組和MK處理組的TN含量從試驗開始的45540.00mg·kg-1分別降低到18233.07mg·kg-1和27453.15mg·kg-1，減少幅度分別為59.96%和39.72%．二者差異極顯著（Plt;0.01），這表明密閉貯存具有較好的保氮效果。

2.1.6旱廁糞污貯存過程中種子發(fā)芽率的變化

GI是反映物料植物毒性的關鍵指標。試驗過程中不同處理組旱廁糞污種子發(fā)芽情況如表2所示。一般認為GI大于80%時為沒有毒性。整個試驗過程中，CK處理組和MK處理組的種子均未發(fā)芽，GI為0，表明無論是敞口還是密閉貯存，均無法確保在6個月內實現(xiàn)旱廁糞污腐熟，如果將其施用到土壤中，則會對作物產生不利影響。因此需要添加填料或覆蓋料，調節(jié)旱廁糞污的碳氮比，提高腐熟程度，達到農業(yè)利用要求。

2.1.7旱廁糞污貯存過程中糞大腸菌群的變化

旱廁糞污貯存過程中糞大腸菌群的數(shù)值經權威機構檢測所得報告可知，旱廁糞污經過敞口貯存和密閉貯存的糞大腸菌群檢測數(shù)值均小于3MPN·g-1，達到了《有機肥料》（NYIT 525-2021）標準，說明兩種貯存方式均可以殺死糞污中的致病菌，實現(xiàn)糞污的無害化。

2.2不同貯存方式對旱廁糞污臭氣排放的影響

2.2.1旱廁糞污貯存過程中NH3濃度的變化

NH3具有強烈的刺激性氣味，大量排放會導致環(huán)境污染，危害人體健康，旱廁糞污在貯存過程中會產生大量的NH3，導致旱廁糞污中的氮素大量損失，降低農業(yè)利用價值。貯存過程中不同處理組糞污上部NH3濃度變化如圖8所示。兩個處理組在試驗開始的第0-98天NH3濃度整體上呈上升趨勢，這是由于微生物的礦化作用使有機質降解產生大量的NH4-N，NH4-N在高溫和高pH條件下迅速轉化為NH3，導致NH3濃度呈上升趨勢。第98-182天MK處理組的NH3濃度繼續(xù)上升可能是由于MK處理組的NH4-N含量較高，CK處理組的NH3濃度降低可能是由于敞口使旱廁糞污含水率下降較快，干物質含量升高，導致結殼現(xiàn)象發(fā)生，而結殼現(xiàn)象會導致NH3排放減少。試驗結束時，CK處理組和MK處理組的NH3濃度分別是0.76mg·m-3和279.29mg·m-3。整體而言，CK處理組糞污上部NH3濃度顯著低于MK處理組（Plt;0.05），這可能是因為CK處理組是敞口狀態(tài)，NH3會很快逸散到空氣中，測得的數(shù)據(jù)僅是測定前10min物料中產生的NH3，而MK處理處于密閉狀態(tài)，NH3很難逸散，其數(shù)據(jù)約為一個采樣周期內物料產生NH3的累積值。如表3所示，CK處理組NH3濃度與糞污pH、環(huán)境溫度呈中度正相關關系，MK處理組NH3濃度與糞污pH、環(huán)境溫度呈極顯著正相關關系（Plt;0.01），說明適當?shù)慕档蚿H與溫度可以減少旱廁糞污貯存過程中NH3的排放。

2.2.2旱廁糞污貯存過程中H2S濃度的變化

糞污貯存過程中H2S主要是在厭氧區(qū)域形成，堆體內硫酸鹽、亞硫酸鹽或有機物中的硫通過還原作用產生S2，S2再通過水解作用最終形成H2S。H2S具有刺激性的臭雞蛋氣味，在臭氣中占比不大，但臭味呈現(xiàn)力強，是強烈的神經毒素，嚴重影響周圍人居環(huán)境和身體健康。試驗過程中不同處理組糞污上部H2S的濃度變化如圖9所示。兩組處理H2S濃度均呈先下降后平穩(wěn)的趨勢，初始時CK處理組和MK處理組的H2S濃度分別為87.00mg·m-3和91.33mg·m-3，H2S是有機物厭氧發(fā)酵過程中的主要副產物，該濃度說明旱廁糞污在轉運過程中已經發(fā)生了厭氧反應。在第7天時，CK處理組和MK處理組的H2S濃度分別下降到52.59mg·m-3和20.34mg·m-3，這可能是因為H2S在堿性環(huán)境中會通過中和作用消失一部分，MK處理組的pH高于CK處理組，導致CK處理組的H2S濃度較高。在貯存試驗第21-182天，兩個處理組的H2S濃度較初始時大幅降低，這是由于在貯存過程中，糞污表面形成一層糞皮，導致H2S揮發(fā)量降低，此外，隨著時間的推移，有機物質逐漸減少，H2S產生量逐漸降低。在此期間，MK處理組的H2S濃度高于CK處理組，這是由于此時H2S的排放量已處于較低狀態(tài)，且CK處理組與外界存在氣體交換，導致CK處理組的H2S濃度很低。試驗結束時，兩個處理組的H2S濃度為0-0.46mg·m-3。如表4所示，CK處理組H2S濃度與糞污pH、環(huán)境溫度呈低度負相關關系，MK處理組NH3濃度與糞污pH呈顯著負相關關系（Plt;0.05），與環(huán)境溫度呈低度負相關關系，說明適當?shù)奶岣呒S污pH可以減少旱廁糞污貯存中H2S的排放。

3討論

貯存方式通過影響含水率、氧氣含量等改變了旱廁糞污中微生物的活動環(huán)境。敞口貯存條件下，微生物發(fā)生好氧和兼氧反應，有機物在細菌、放線菌和真菌等微生物的作用下被分解成C02、H20、磷酸鹽和銨離子等水溶性鹽。密閉貯存條件下，微生物發(fā)生厭氧反應，功能微生物將有機物分解成小分子有機物，再經過水解、酸化、產氫產乙酸、產甲烷4個階段，最后形成C02、CH4等物質。因此，貯存方式不同對旱廁糞污中養(yǎng)分含量、無害化程度、臭氣排放等的影響均存在差異。

3.1貯存方式對旱廁糞污養(yǎng)分保留情況的影響

在貯存過程中，糞污中的有機氮在微生物作用下發(fā)生氨化、硝化以及反硝化等反應后分解為無機氮，主要包括NH4-N、N03-N和少量N02-N，其中NH4-N占比最高。旱廁糞污敞口貯存時，同時產生好氧反應與兼氧反應，微生物利用有機氮化合物作為能源，主要由產氨菌通過氨基酸代謝釋放氨氮，當溫度、pH升高達到適宜條件時，NH4-N與NH3間進行轉化，部分NH4-N以NH3的形式揮發(fā)損失，在有氧條件下一部分NH4-N經氮硝化細菌和硝化細菌等微生物作用，發(fā)生硝化反應轉化為N03-N，反硝化則是通過反硝化細菌將N03-N還原為NH3損失，從而造成貯存過程中糞污氮素大量損失，糞污肥料價值降低。敞口貯存與密閉貯存的TN損失率分別為59.96%和39.72%，這表明密閉貯存通過調控環(huán)境條件減緩了微生物的氨化和硝化反應，具有較好的保氮效果。

3.2貯存方式對旱廁糞污臭氣控制的影響

旱廁糞污臭味主要源于揮發(fā)性脂肪酸、含氮類化合物、含硫類化合物3類惡臭物質，在持續(xù)使用的旱廁上部空間測得的惡臭組分中NH3和H2S占據(jù)主要位置。因此，通過研究旱廁糞污NH3和H2S的排放，比較兩種貯存方式對臭氣控制的影響發(fā)現(xiàn)，相比于密閉貯存，旱廁糞污在敞口貯存條件下，氮素損失總量更多，NH3揮發(fā)通量更大，但由于有較高的空氣擾動和較大的擴散速度，導致在NH3檢測時，敞口貯存的NH3濃度顯著低于密封貯存。因此，密封貯存盡管檢測出的NH3和H2S濃度高，但排放通量低于敞口貯存，可以有效減少旱廁糞中NH3和H2S等臭源氣體向大氣中的排放，臭氣控制效果更優(yōu)。

4結論

（1）與自然貯存相比，密閉貯存可以更好地減少氮損失，總氮損失降低20.24%，氨態(tài)氮含量提高22.34%，總碳含量損失降低4.61%，電導率下降0.02，pH上升0.9，從農用價值考慮，建議在旱廁糞污貯存時采用密閉貯存的方式。

（2）旱廁糞污經過敞口貯存和密閉貯存的糞大腸菌群數(shù)達到了《有機肥料》（NY/T 525-2021）標準，但兩個處理組的種子發(fā)芽指數(shù)均未達到標準，對植物生長有一定的毒性，無法直接農業(yè)利用，建議后續(xù)應通過添加有機物料實現(xiàn)糞污的腐熟，并開展相關研究明確添加參數(shù)和條件需求。

（3）旱廁糞污貯存過程中，密閉貯存糞污上部NH3濃度顯著高于敞口貯存，但NH3排放通量低于敞口貯存，H2S濃度略高于敞口貯存，因此，采用密閉貯存更有利于旱廁糞污臭氣的減排，但密閉貯存池必須安裝排氣管，且排氣管高度應高于人類常規(guī)活動高度。