城市污泥含有大量水分，根據其表面吸附力的不同，可將其分為束縛水與自由水[1]，且束縛水由于吸附力較大，簡單的機械脫水方法難以去除[2]. 研究表明，污泥中微生物自身高溫好氧發酵過程中消耗有機物，有機物被分解為二氧化碳和水，而生物干化主要利用有機物降解產生的生物能[3]，配合強制通風設施，促進水分的蒸發去除，能夠實現污泥快速干化[4]. 生物干化的最大特點是無需外加熱源[5]，干化所需能量來源于微生物的好氧發酵活動，同時，其另一個特點是通過人為的過程控制策略，對物料進行強制通風，從而促進整個干化過程，縮短干化周期[6, 7, 8, 9, 10].
目前國內外有關污泥生物干化的研究主要集中在如何提高生物干化效果，不僅很少涉及在工況條件下考察通風方式對污泥生物干化效果的研究，而且對污泥生物干化過程中含氮氣體排放的研究大部分局限在氨氣(NH3)和氧化亞氮(N2O)，幾乎沒有涉及一氧化氮(NO)[11]. 因此，本研究的目的就是通過原位觀測，研究不同工況條件下通風策略對污泥生物干化效果的影響，著重考察強制通風槽式污泥生物干化過程中含氮氣體的排放特征，同時考察溫室氣體(CH4)的排放，以期為提高污泥生物干化效能、 減少溫室氣體排放和優化相關工藝參數提供支撐.
1 材料與方法
本研究以沈陽某污泥 干化廠為對象，重點研究在實際生產情況下不同通風策略對污泥干化效果及含氮氣體和甲烷排放的影響. 污泥生物干化采用強 制通風槽式污泥生物干化工藝，通風方式為強制通風+翻堆. 干化槽長92 m，寬3 m，堆體高度2.5 m，橫截面為長方形，干化槽前6 m為混料區，每天翻堆一次，堆料每天向前移動4 m，整個污泥生物干化工藝周期22 d，污泥生物干化結束后一部分產品出廠，另一部分產品作為返混料與稻殼、 脫水污泥混合后進入下一輪堆肥. 6臺風機(TKS Solutions公司，德國)分別控制A、 B、 C、 D、 E、 F這6個工段的強制通風，單臺風機的通風量為2 000 m3 ·h-1. 污泥生物干化流程示意見圖 1，干化槽平面示意見圖 2，跟堆采樣點為對應試驗日期的樣品采集點.
圖 1 強制通風槽式污泥生物干化流程示意
圖 2 污泥生物干化槽平面布置和氣體采樣點示意
1.1 材料與試驗設計
污泥為沈陽多家污水處理廠的脫水污泥(含水率約為80%)，脫水污泥、 稻殼、 返混污泥按質量比1 ∶0.12 ∶0.88混合后進行生物干化. 堆料的具體理化指標見表 1.
?表 1 污泥堆料組成及其特性
如表 2所示，本次試驗分為2組進行，其中對照組采用污泥生物干化廠現行的強制通風策略. 根據通風的功能，試驗組采用不同的強制通風策略，其中A、 B段以供氧為主，旨在盡快提升堆體溫度，提高反應速率; C、 D、 E段以溫度控制為主，使之平穩有效地進行生物干化; F段以除濕、 散熱為主，旨在降低堆體溫度，完成生物干化. 具體通風量設計如下.
(1)以供氧為主要目的通風設計
計算公式為式(1) 和(2)[12]：
式中，mO2為堆料中可生化降解有機物的需氧量，kg; V1為堆料中可生化降解有機物的通風量，m3; Os、 Oa為混合污泥和調理劑的需氧量值(以O2/BVS計)，kg ·kg-1; mm、 mm為脫水污泥和調理劑的濕重，kg; xx、 xx為脫水污泥和調理劑的含水率，%; yy、 yy 為混合污泥和調理劑中揮發性有機物含量，%; kk、 ka為混合污泥和調理劑中揮發性有機物的降解系數. 混合污泥kk=0.5; 0.232 為空氣中含有23. 2% O2(重量); ρ0為空氣密度. 20℃時，ρ0=1. 18 kg ·m-3.
按混合污泥(C10H19O3N)含水率55%、 有機質含量60%、 堆料容重820 kg ·m-3進行計算，每日進料30 m3. 供氧段(A、 B段)每日曝氣量為4 931 m3，大概每日需曝氣2.4 h(6 min ·h-1).
(2)基于溫度控制的通風需求量
計算公式為式(3)[12]：
式中，q0為單位干堆料所需風量，m3 ·(kg ·d)-1; ρ0為空氣密度，kg ·m-3，ρ0=118 kg ·m-3; hc為堆料燃燒熱，kJ ·kg-1，h0=20 000 kJ ·kg-1; k為堆料中干物質消失速率，d-1，本研究取k=0.005 d-1. ΔH為進、 出空氣焓差，kJ ·kg-1; β0為堆料可生化降解分數，通常取0.5.
選取堆體溫度C、 D、 E段：60℃，計算得0.11 m3 ·(kg ·d)-1. 污泥生物干化處理量為每日24.6 t，堆料每日移動距離為4 m，基于不同風機供給管道長度的不同，分別計算出3臺風機每天的通風時間：C段：4.8 h(12 min ·h-1); D段：5.6 h(14 min ·h-1); E段：5.6 h(14 min ·h-1).
(3)基于去除水分為目的通風量設計
公式為式(4) 和(5)[12]：
式中，w為水分蒸發量(以水/干堆料計)，kg ·kg-1; xx、 xx為混合污泥和污泥干化品的含水率，%; yy、 yy為混合污泥和污泥干化品的揮發性有機物含量，%.
式中，V2為去除水分所需的通風量，m3; Hi、 H為進、 出堆體空氣的濕度(以水×干空氣計)，kg ·kg-1(不同溫度的空氣濕度可查表); mmix為堆料干重，kg; mm為污泥生物干化過程所蒸發的水分，kg; ρ0為空氣密度，kg ·m-3. 20℃時，ρ0=1.18 kg ·m-3.
基于此前的工作基礎[13]，本研究按照如下參數計算通風量：堆料含水率從55%降至40%、 堆料有機質從60%降至55%; 強制通風的進氣15℃、 相對濕度20%升高至出氣30℃、 相對濕度100%; 高溫期堆料容重降至660 kg ·m-3計算. 污泥生物干化過程中除濕所需的通風量為286 131 m3，每日通風量為11 445 m3.
?表 2 污泥生物干化試驗組與對照組的試驗設計
由散熱所需的通風量約為供氧所需的9倍，約為15 840 m3. 結合去除水分所需通風量，將大于F段設計最大通風量，因此F段采用最大通風量即每日24 h.
1.2 樣品采集和分析
1.2.1 樣品采集
(1)氨氣
氨氣樣品的采集采用通氣法[14, 15, 16]：在兩片厚度約為17 mm的海綿上浸潤15 mL磷酸甘油溶液，然后將海綿裝配入PC材質塑料管(內部直徑16 cm，高15 cm)內，一塊海綿置于PC管頂部，用于排除外界氣體干擾，一塊放置距管底4 cm處用以吸收氨氣. 將該裝置置于采樣點1-2 h后，取下下層海綿，浸泡于1 mol ·L-1的氯化鉀溶液，并振蕩1 h，采用納氏試劑分光光度法測定浸提液中氨氮濃度. 氨氣排放通量計算公式為[15]：
式中，fNH3為氨氣排放通量(以NH3相對分子質量計)，mg ·(m2 ·h)-1; A為海綿有效面積，m2; t為采樣時間，h; c為浸潤液中氨氮濃度，mg ·L-1; V為浸提液的體積，L.
(2)溫室氣體(N2O、 CH4)
溫室氣體采集采用靜態平衡箱法[8, 9]. 采用質輕材料(PVC) 制作的采樣箱(35 cm×24 cm×17 cm，有效容積 14.3 L)，內壁附上對N2O惰性的鋁箔并外接采氣口，試驗時用堆料密封覆蓋于所選采樣點. 每間隔 3 min 采集氣樣一次，共4次. 計時開始后盡量避免擾動堆體，以減少誤差. 由于現場無相關檢測設備，且氣體樣品保存不宜過長，且同一干化槽內同時存在整個干化周期的物料，因此溫室氣體樣品最后1 d統一采集，帶回北京實驗室進行檢測，相關試驗在氣體采集后36 h內完成. 溫室氣體排放通量計算公式為[15]：
式中，h為采樣箱高度，m; (Δc/Δt)是箱內溫室氣體量濃度隨時間的變化率，mol ·L-1 ·min-1; M為每mol溫室氣體對應C或N元素的摩爾質量; 273/[273+(T1+T2+T3+T4)/4]為溫度校正系數，T1~T4分別表示采氣時箱內的溫度，℃.
(3)一氧化氮
一氧化氮樣品采集在污泥生物干化最后1 d統一進行，分別采集對照組與試驗組8個固體采樣點區域的一氧化氮氣體樣品. 具體方法為使用兩個質輕材料(PVC) 制作的采樣箱(40 cm×20 cm×15 cm，底部面積為0.08 m2)，將采樣箱密封覆蓋于所選采樣點，箱子內壁附有對NOx(NO2和NO)惰性的錫箔紙并外接兩個采氣口，一個采氣口用于測量采樣點NOx的濃度，另一采氣口測量采樣點NO2的濃度，二者之差即為采樣點NO的濃度. 同時，另一采樣箱測量周圍空氣中的NO濃度，以排除周圍空氣的干擾. 采樣點如圖 2所示.
本試驗所有檢測氣體(NH3、 N2O、 CH4、 NO)的累積排放量計算公式為[17]：
式中，S為堆體總表面積，m2; Δfi為第i-1至第i次采樣期間平均排放通量，mg ·(m2 ·h)-1; Δfi= 1 2 ·(fi-1+fi)，f0取0; ti為第i-1至第i次采樣間隔時間(t0代表建堆當天)，h.
(4) 固體樣品
固體樣品的采樣布點為堆體表面區域(4 m×3 m)雙對角線上的5個等分采樣點(含一個中心交叉點)，每個采樣點均采集堆體表層(堆料表面以下10~20 cm)堆料，并確保采樣點距堆肥槽墻壁距離大于0.5 m以避免邊壁效應，混合均勻后采用四分法取樣并將樣品冷藏帶回實驗室分析. 采樣時間為堆肥開始后第1、 3、 5、 7、 11、 14、 18、 21 d. 所有數據均應用 SPSS 20.0(Chicago,USA)進行統計分析.
1.2.2 樣品分析
CH4和N2O的定量分析采用氣相色譜儀的氫火焰離子化檢測器和電子捕獲檢測器17].
NO的定量分析采用鹽酸萘乙二胺分光光度法(HJ 479-2009)[18]. 其方法原理是采樣箱中的二氧化氮被第一支吸收瓶中的吸收液吸收并反應生成粉紅色偶氮染劑，而一氧化氮不與吸收液反應. 采樣箱中的一氧化氮通過氧化管時被酸性高錳酸鉀溶液氧化為二氧化氮，被第二支吸收瓶中的吸收液吸收并反應生成粉紅色偶氮染劑. 生成的偶氮染劑在波長540 nm處的吸光度與二氧化氮的含量成正比. 分別測定兩支吸收瓶中樣品的吸光度，第一個吸收瓶中測量的為采樣箱中NO2的濃度，第二個吸收瓶中測量的為采樣箱中NOx的濃度，兩者之差為采樣箱中NO的濃度.
固體樣品的檢測指標有含水率、 有機質、 pH值、 NO3--N、 NO2--N、 NH4+-N、 TN、 TC和TP等. 取5.0 g左右鮮樣，烘箱內105℃烘24 h，測定含水率，再在馬弗爐內600℃下灼燒6 h，測量有機質; NO3--N采用紫外分光光度法(220 nm & 275 nm)，NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法(540 nm)，氨氮采用納氏試劑分光光度法(420 nm)[15]. TN、 TC的測定需將樣品冷藏帶回實驗室用元素分析儀(型號Varion EL Ⅲ，德國Elementar公司)測定，TP的檢測采用HClO4-H2SO4紅外消煮-分光光度法[19].
為避免干化廠相關生產活動對試驗結果產生影響，本次現場試驗采集氣體樣品時，會關閉相關槽以及相鄰槽內曝氣裝置，同時，相關槽內翻堆作業會在當天所有樣品采集完成后進行.
2 結果與討論
2.1 污泥生物干化效果
如圖 3所示，試驗組與對照組的初始含水率分別為50.6%和51.0%，隨后整體均呈下降趨勢，最終含水率分別為33.6%和37.6%，降幅分別為17%和12.4%，可見改變通風策略對于堆料的水分去除有一定的促進作用(試驗組高于對照組4.0%). 同時，在生物干化進行到第11 d時，試驗組的含水率已降至36.6%，而對照組的含水率為42%，這說明試驗組的通風設計有利于生物干化的快速進行. 本試驗堆料初始含水率達到理想的試驗條件(55%以下)，最終的含水率降至40%以下，很好地達到了預定目標.
圖 3 污泥生物干化過程中含水率和有機質的變化
試驗組與對照組的初始有機質含量均為51.7%，總體呈逐漸降低的趨勢. 隨著生物干化的進行，最終下降至48.9%和48.0%，降幅分別為2.84%和3.63%. Pearson分析結果表明，試驗組與對照組有機質變化與曝氣時間存在顯著的負相關性(P值分別為0.044、 0.003，R2為-0.721、 -0.886)，但試驗組與對照組沒有顯著性差異(t檢驗P值為0.296). 由于目前生物干化廠為了節約運營成本，大量使用返混料調整堆料初始含水率，而返混料本身經歷了完整的生物干化周期，生物可降解有機質已經幾乎消耗殆盡，造成堆料初始有機質與可利用有機質含量低; 此外，脫水污泥有機質含量本身也比較低，僅為51%左右，這是堆料有機質最終僅僅降低3%的主要原因.
堆體溫度、 壁溫的變化如圖 4所示. 堆肥槽位于室內，處于秋季，環境溫度始終保持在15℃左右，外界環境對堆體溫度變化影響較小，堆體溫度為堆體表面以下1.2 m處溫度，可基本反映堆體內部溫度. 圖 4表明，混料區域，試驗組堆體溫度為34℃，對照組為27℃，在混料區就會出現微生物反應且比較劇烈，導致堆溫在前期達到最高或是有小幅升高的趨勢. 干化開始后，試驗組和對照組的堆體溫度很快達到最大值，分別為78℃和42℃. 試驗組的堆溫隨著生物干化的進行呈逐漸下降趨勢，而對照組的堆溫經歷了一個短暫而小幅的上升，隨后同樣呈下降趨勢，最終試驗組和對照組堆溫分別降至17℃和18℃. 無論對于試驗組還是對照組，整體堆溫上升均不理想，過低的堆體溫度不利于堆料有機質的轉化和病原體、 寄生蟲卵的滅活[20]. 然而對于生物干化而言，首要的是去除含水率，同時考慮到輔料成本，如大量使用返混料，這勢必降低可利用有機質含量，造成微生物反應動力不足[21]. 試驗組初期通風量為6 min ·h-1，高于對照組(4 min ·h-1)，其初始堆溫高于對照組，說明對于初始升溫階段，試驗組的通風策略較為理想. 在混料區域，試驗組與對照組壁溫均為20℃左右，干化開始后，試驗組與對照組的壁溫均很快達到最大值，而試驗組比對照組略高(試驗組左側壁溫為38℃，右側壁溫為32℃，對照組分別為28℃、 29℃). 隨著生物干化的進行，從第11 d開始，試驗組與對照組的壁溫基本相同，且壁溫與堆體溫度相差不大，說明堆體整體生物反應趨于平緩.
圖 4 污泥生物干化過程的堆溫和壁溫變化
2.2 溫室氣體(CH4、 N2O)和含氮氣體(NH3、 NO)的排放特征
如圖 5所示，試驗組CH4排放通量在干化開始階段迅速增高，在第3 d達到峰值，為7.72 mg ·(m2 ·h)-1，隨后開始降低，最終為0.66 mg ·(m2 ·h)-1; 對照組CH4排放通量在1 d就達到最大值，為3.46 mg ·(m2 ·h)-1，隨后逐漸降低，干化結束時為0.61 mg ·(m2 ·h)-1. 雖然堆體在干化初期采用以供氧為主的通風條件，但堆體內部會產生部分厭氧區域[22]，因此產甲烷菌的生長條件得到保障，甲烷菌作為古菌的一種，對溫度的耐受性較強[23]，所以在干化過程中，試驗組前11 d甲烷的累積排放量為698.6 mg ·m-2，占總累積排放量的92%，這與Ahn等的研究結果一致[24]，對照組由于前期堆體溫度升高不理想，前11 d CH4的累積排放量為507.3 mg ·m-2，占總累積排放量的63%，干化結束時，試驗組CH4單位面積累積排放量為0.76 g ·m-2，對照組為0.8 g ·m-2，試驗組與對照組沒有顯著性差異(t檢驗P值為1). Pearson檢驗表明試驗組CH4的排放與曝氣時間不存在顯著相關(P值為0.256，R2=-0.456)，對照組存在顯著負相關性(P值為0.001，R2=-0.933).
圖 5 污泥生物干化過程中CH4排放變化
試驗組與對照組N2O的排放通量與累積排放量情況如圖 6所示. 試驗組出現兩個峰值，分別是干化開始后第3 d [16.1 mg ·(m2 ·h)-1]、 第11d[12.6 mg ·(m2 ·h)-1]. 第3 d出現峰值是因為試驗組在干化前期反應比較劇烈，堆體溫度較高，出現部分厭氧區域，發生反硝化反應[22]. 第二個峰值是隨著污泥干化的進行，堆體溫度逐漸下降，硝化細菌活性增強，發生硝化作用[25]，隨后逐漸下降，最終為2.87 mg ·(m2 ·h)-1. 對照組由于堆體內微生物反應并不十分劇烈，沒有發生明顯反硝化作用，其前期N2O排放通量較低，中后期與試驗組變化趨勢基本一致，也在第11 d左右達到峰值，為15.5 mg ·(m2 ·h)-1，隨后開始下降，至干化結束時，對照組為8.90 mg ·(m2 ·h)-1.
圖 6 污泥生物干化過程中N2O排放變化
有研究表明，N2O的排放與通風條件有關[26]，在干化過程B至E段對照組曝氣量比試驗組高，所以對照組的N2O排放通量比試驗組略高; 在F段，對照組的曝氣量改為30 min ·h-1，所以對照組的N2O排放通量至干化后期有上升的趨勢. 整個干化過程中，試驗組的單位面積累積N2O排放量為3.31 g ·m-2，對照組為3.42 g ·m-2. Pearson檢驗表明試驗組與對照組N2O排放量與曝氣方式均無顯著相關性(P值分別為0.204、 0.424)，對照組與試驗組N2O累積排放量呈顯著性差異，(t檢驗P值為0.012).
在整個干化過程中，試驗組每噸干污泥的溫室氣體排放當量(eCO2)為3.61 kg ·t-1，對照組為3.73 kg ·t-1，試驗組比對照組減少約3%.
如R2所示，試驗組在采樣點2的NO排放通量為最大值[9.87 mg ·(m2 ·h)-1]，隨后開始降低，產生這種現象的原因是試驗組在干化初期，曝氣局部不均勻，部分富氧區域發生硝化作用，NO排放量增加. 在采樣點5[0.92 mg ·(m2 ·h)-1]后開始逐漸升高，最終采樣點8(位于F段)的排放通量為6.87 mg ·(m2 ·h)-1，主要是因為在干化中后期F段加大曝氣量(24 h通風)導致了硝化反應. 對照組的堆體溫度在干化前期并沒有達到較高溫度，所以其前中期NO排放通量一直處于較低水平，采樣點2的最低[1.08 mg ·(m2 ·h)-1]，隨著曝氣量的增大，在采樣點5達到最大值[6.50 mg ·(m2 ·h)-1]. F段曝氣時間試驗組比對照組高1倍，導致試驗組在F段的NO排放通量較高. 因此，盡管試驗組累積NO排放量(1 899 g ·m-2)比對照組(1 598 g ·m-2)高19%，但對照組與試驗組未呈顯著性差異(t檢驗P值為0.887).
R2 污泥生物干化過程中NO排放變化
氨氣排放情況如圖 8所示，氨氣的排放與堆體的溫度以及通風量有關[26]. 試驗組與對照組的氨氣累積排放量均隨著時間的推移而增加，試驗組的氨氣排放通量峰值出現在堆肥第1 d[1.68 mg ·(m2 ·h)-1]，且隨著生物干化的進行逐漸下降; 對照組的排放通量起初有小幅升高，峰值出現在堆肥第3 d[1.57 mg ·(m2 ·h)-1]，在為期21 d的生物干化周期中，氨氣的排放主要集中于前11 d，分別占到試驗組與對照組氨氣總累積排放量的72.6%和73.6%. 單位面積氨氣累計排放量試驗組(208.3 g ·m-2)比對照組(219.7 g ·m-2)低5.5%，說明采用試驗組的曝氣方式可以減少氨氣的排放. 經過統計學分析，試驗組氨氣的排放通量與曝氣時間不存在相關性(Pearson檢驗P值為0.176)，對照組存在負相關性(P值為0.019，R2=-0.792)，對照組與試驗組氨氣累積排放未呈顯著性差異(P=0.887).
圖 8 污泥生物干化過程中NH3排放變化
基于降低能耗、 降低生產成本考慮，建議干化場A~E工段采用試驗組通風模式，F工段采用現行曝氣模式.
2.3 氮素變化
圖 9表示污泥生物干化過程中試驗組、 對照組堆料的硝態氮、 亞硝態氮、 氨氮以及總氮變化情況.
圖 9 污泥生物干化過程中氨氮(NH4+-N)、 亞硝態氮(NO2--N)、 硝態氮(NO3--N)、 總氮(TN)變化
硝態氮變化呈逐漸升高的趨勢，前期維持在較低水平，從第7 d開始逐漸升高. 干化開始時，試驗組和對照組的硝態氮含量分別為0.371 mg ·g-1和0.412 mg ·g-1，結束時分別為3.08 mg ·g-1和2.53 mg ·g-1，分別增長了8.3倍與6.1倍. 對照組與試驗組的硝態氮含量均與曝氣方式顯著相關(Pearson檢驗P值分別為0.02、 0.002，R2值為0.79、 0.899). 試驗組的亞硝態氮變化趨勢與硝態氮基本一致，干化開始時試驗組與對照組的亞硝態氮含量為1.06 μg ·g-1及0.43 μg ·g-1，干化結束時分別增加了116倍與668倍，達到122.9 μg ·g-1與288.5 μg ·g-1，與硝態氮一樣，也是從第7 d開始，有明顯的上升趨勢，Pearson檢驗試驗組亞硝態氮含量與曝氣方式無顯著相關性(P值=0.286，R2=0.431)，對照組顯著相關(P值=0.000，R2=0.952)，t檢驗表明試驗組的亞硝態氮含量與對照組呈顯著性差異(P=0.026). 氨氮整體呈先增加、 再降低的趨勢，試驗組在干化的第3 d達到峰值，為2.51 mg ·g-1，對照組在第5 d達到峰值，為2.36 mg ·g-1，隨后均開始降低，干化結束時試驗組與對照組的氨氮分別為0.43 mg ·g-1與0.34 mg ·g-1，與初始濃度相比分別降低74%與82%. 這是因為在干化前期，堆體溫度比較高，氨化細菌活性較強，有機氮在氨化細菌的作用下產生氨氣[27]，過高的堆體溫度不利于硝化細菌以及亞硝化細菌作用，因而硝態氮的含量比較低; 隨著堆肥的進行，硝化作用增強，氨氮轉化為硝態氮，Pearson檢驗表明試驗組與氨氮含量變化與曝氣方式無顯著相關性(P值為0.184、 R2=-0.523)，對照組存在負相關性(P=0.011、 R2=-0.829)，試驗組氨氮含量與對照組未呈顯著性差異(t檢驗P值為0.837). 試驗組的初始總氮含量為23.2 mg ·g-1，對照組為23.8 mg ·g-1，至堆肥結束時，它們的總氮含量分別為25.2 mg ·g-1及24.4 mg ·g-1，分別增加了8.5%及2.3%. 這是因為干化過程中水分的蒸發以及有機物的礦化會導致堆料體積及質量的減少，即產生了“濃縮效應”[28]，因此，TN的含量數值上會有所增加. 試驗組初始容重為1.549 g ·cm-3，對照組初始容重為1.574 g ·cm-3，干化結束后，試驗組容重為1.252 g ·cm-3，對照組容重為1.279 g ·cm-3，堆體高度變為1.7 m，累計表現減容率分別為31.3%及32.1%. 初始試驗組堆體質量為37.19 t，對照組為37.79 t，堆體氮元素總質量為0.86 t和0.89 t. 干化周期完成后，試驗組堆體質量為25.55 t，對照組堆體質量為25.66 t，堆體氮元素總質量分別為0.64 t和0.62 t. 試驗組與對照組氮素損失率分別為25.6%及30.3%. 其中，試驗組與對照組氨氣揮發造成的氮素損失占各自氮素損失的62.1%及66.4%，N2O的排放占氮素損失的0.88%及0.95%，NO的排放占氮素損失的0.61%及0.49%，由此可見污泥干化過程中氮素損失的主要因素在于氨氣的揮發. Pearson檢驗表明試驗組與對照組總氮變化與曝氣時間均無顯著相關性(P值分別為0.062和0.564).具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。
3 結論
(1)工況條件下采用前期以供氧為主、 中期以溫度控制為主、 后期以去除水分和散熱為主的通風設計可以有效加快干化速率(試驗組第11 d含水率為36.6%，此時對照組為42%)，并具有更好的干化效果(最終試驗組含水率為33.6%，對照組為37.6%).
(2)該通風策略可以降低氨氣累積排放量約5%(試驗組氨氣累積排放量為208 g ·m-3，對照組為219.8 g ·m-3)，減少4.7%的氮素損失，且試驗組和對照組排放的二氧化碳當量值的變化相差不大，其中試驗組每噸干物料的二氧化碳排放當量(eCO2)為3.605 kg ·t-1，對照組為3.726 kg ·t-1.（來源及作者：中國科學院生態環境研究中心 齊魯 魏源送 張俊亞 趙晨陽? 沈陽環境科學研究院 才興 張媛麗 首都經濟貿易大學安全與環境工程學院 李洪枚）
