王佳妮,马若男,唐若兰,李丽琼,彭丽娟,李国学,林嘉聪,王定美,李勤奋,袁 京*

冷凝水回流对堆肥腐熟度和污染气体排放影响

王佳妮1,马若男1,唐若兰1,李丽琼1,彭丽娟1,李国学1,林嘉聪2,王定美2,李勤奋2,袁 京1*

(1.中国农业大学资源与环境学院,农田土壤污染防控与修复北京市重点实验室,北京 100193；2.中国热带农业科学院环境与植物保护研究所,海南海口 571101)

为探究堆肥过程中高温水蒸气携带的冷凝水回流对腐熟度及温室气体排放的影响,本文以猪粪和厨余垃圾为堆肥原料,在60L密闭好氧堆肥反应器中进行48d的高温好氧堆肥实验.结果表明,堆肥高温期产生的饱和水蒸汽因发酵罐封闭体系不能及时排出,会在发酵罐壁形成冷凝水回流入堆体中,整个堆肥过程冷凝水产率为物料湿重的18%.此外,回流冷凝水中主要成分为NH4+-N(11.40g/L)、溶解性有机碳(6.3g/L)以及无机盐离子,具有较高的EC值(41.05mS/cm)和pH值(9.22),而较高的NH4+-N含量使冷凝水回流处理的堆肥产品种子发芽指数(GI)略达到腐熟(71.4%),与排出处理相比GI下降了25.5%.同时,冷凝水回流使NH3和CH4排放量分别增加了55.2%的60.2%,但是CO2和N2O排放量分别降低了16.8%的34.8%.研究表明,冷凝水回流可降低17.8%总温室效应.本文建议堆肥过程将高温水蒸气冷凝排出,一方面可提高堆肥腐熟度,降低产品含水率,另一方面可以减少NH3排放;进一步地若能将冷凝水进行收集,可对其中的氮素进行回收再利用.本文为封闭式好氧堆肥工艺水分去除和腐熟度调控提供理论依据和数据支撑.

堆肥；冷凝水回流；腐熟度；氮素损失；温室气体

针对有机固体废弃物产量大、资源化利用率低,随意丢弃环境污染严重等问题,提高废弃物的资源化利用率,减少环境污染迫在眉睫[1-2].好氧堆肥技术可将有机废弃物在好氧微生物的作用下转化为有机肥,是实现固体废弃物肥料化利用的主要方式,具有无害化程度高、成本低等优势[1,3].堆肥工艺主要分为开放式和封闭式好氧发酵,密闭式堆肥反应器是实验室规模和工厂化常用的堆肥方式[3],适宜于不同规模养殖场和堆肥厂,具备占地面积小、自动化程度高、堆肥过程可调控且二次污染气体易集中收集处理等优势[2].

但因密闭堆肥反应器具备较好的保温和发酵条件,密闭反应器堆肥温度在较短时间内易实现堆肥高温(50～65℃),甚至超高温(80～90℃).高温堆肥气流携带大量的饱和水蒸汽,当堆体温度为55℃时,气体饱和蒸汽含水量可达116.28g/kg干空气,随着温度的升高饱和蒸汽含水量呈现指数级上升趋势.堆肥过程是一个利用微生物降解有机质产热的发酵过程,堆肥过程微生物降解有机质产生的热量中60%用于堆体中水分蒸发[4].因此,密闭式反应器堆肥高温期通风气流中携带大量的饱和水蒸汽,若不能及时排出,易在反应器表面形成冷凝,以冷凝水形式回流到堆体中,进而影响堆体的理化性质.研究表明,堆肥过程中冷凝水产量与温度呈显著正相关关系[5],堆肥高温期(>50℃)的积温可达到2300～ 4000℃·h,该阶段水分损失占堆肥过程中总损失的89%[6].

密闭式堆肥体系冷凝水回流一方面会影响堆肥物料含水率,使得堆肥过程含水率不易降低,甚至增加[7].另一方面堆肥过程中的冷凝水不仅是纯水分的蒸发,而是溶解了CO2、NH3等气体的复杂组分[8],冷凝水的回流会使大量的溶解性碳、氮和离子等进入堆体,改变堆肥的理化性质,进而影响堆肥腐熟度和堆肥过程污染气体排放.目前大多数研究集中在通过工艺参数调节去除堆肥物料中的水分,研究快速生物干化过程堆肥腐熟度变化.但是,目前还未有研究系统分析封闭式反应器高温好氧堆肥过程造成的冷凝水回流对堆肥腐熟度和温室气体排放的影响.

因此,本文在实验室规模的密闭式好氧堆肥反应器中设置冷凝水回流和排出两个处理,通过负压外排泵冷凝回收系统排出和收集高温饱和水蒸汽,研究高温堆肥过程饱和水蒸汽冷凝回流对堆肥过程腐熟度和温室气体排放量的影响,为封闭式好氧堆肥工艺水分去除和腐熟度调控提供理论依据和数据支撑.

1 材料与方法

1.1 试验材料与试验装置

堆肥试验在中国农业大学上庄实验站进行,堆肥主料为猪粪和厨余垃圾,辅料为玉米秸秆.猪粪取自中国农业科学院畜牧研究所昌平基地,厨余垃圾取自北京市海淀区大工村厨余垃圾处理厂,玉米秸秆取自中国农业大学上庄实验站,经自然风干后粉碎成2～5cm小段.原料及原始混合物料的基本理化性质见表1.

表1 堆肥原料基本理化性质

注:a,基于湿基;b,基于干基.

1.2 试验方法

图1 密闭式强制通风好氧堆肥试验装置示意

1.筛板;2.通气口;3.冷凝水收集瓶;4.抽气泵;5.通风自动化控制系统;6.冷凝管;7.制冷冰箱;8.气体样采集口;9.温度自动采集计算机;10.绝热层;11.温度传感器;12.固体样采集口;13.堆肥原料;14.渗滤液收集口

试验共设置2个处理,包括冷凝水回流(W)和冷凝水排出(WR)两个处理.如图1所示,冷凝水排出(WR)处理在堆肥罐出气口安装一套冷凝装置,将堆体产生的饱和水蒸汽通过等流量的外排泵抽出,与袁京等[6]报道的试验装置相同.冷凝水回流处理为全密闭好氧发酵反应器,发酵罐顶盖仅留了1个用于取气的直径为1cm的取气口.选取猪粪和厨余垃圾以湿基1:1进行混合,添加玉米秸秆调节初始C/N为18,设置初始含水率为65%,将充分混合后的物料置于60L的不锈钢密闭发酵罐中进行48d的高温好氧堆肥试验.通风方式为连续通风,高温期(1～21d)通风速率为0.38L/(kg DM·min),降温期(22～27d)为0.25L/(kg DM·min),腐熟期(28～48d)为0.13L/(kgDM·min).每日同一时间读取温度、采集气体样品以及收集冷凝水.除堆肥起始和结束日外,每7d进行人工翻堆,物料混匀后进行多点取样,所收集的样品一部分于4℃保存,用于含水率、pH值、EC、NH4+-N、NO3--N、种子发芽指数(GI)等理化指标的测定;另一部分自然风干后过0.5mm筛,用于碳(C)、氮(N)元素含量的测定.

1.3 测定指标与分析方法

堆肥温度由温度传感器(175-T3,Testo,德国)测定,自动通过红外装置进行数据监控.O2、CO2含量由便携式沼气分析仪(Biogas 5000,Geotech,英国)测定.含水率采用烘干称重法测定.元素含量(TC、TN)使用元素分析仪(vario MACRO cube,Hananu,德国)测定.pH值、EC的测定采用去离子水,按照1:10(m:v)浸提,震荡30min,静置10min,过滤后取滤液,使用多参数分析仪(DZS-706-A,雷磁,上海)进行测定. NH4+-N、NO3--N的测定采用2mol/L 的KCl溶液,按照1:10(:)浸提,震荡30min,静置10min,过滤后取滤液经流动分析仪(Auto Analyzer 3,Seal,德国)测定.

种子发芽率(GI)的测定取5mL水浸提液于带滤纸的培养皿中,均匀放置10粒萝卜种子,于(25±1)℃培养箱(SHP-250,精宏,上海)中恒温避光培养48h,记录种子发芽数及发芽种子根长,采用公式,计算GI值.

温室气体N2O、CH4采用气袋收集,使用安装有火焰电离检测器、电子捕获检测器的气相色谱(Trace 1300,赛默飞世尔科技有限公司,美国)测定. NH3使用装有2%的硼酸吸收变色后使用0.01mol/L标准硫酸滴定测定.

根据元素平衡法计算堆肥过程中C、N元素平衡,定量计算堆肥化处理过程中不同碳、氮化合物的百分含量.

堆肥过程中总碳、总氮损失计算公式:

式中:为堆肥总碳、总氮损失率,%;0、C1分别表示为堆肥初始和结束时的总碳、总氮质量分数,g/kg;0、1分别表示堆肥初始和结束时物料干重,kg.

NH3、CH4、N2O和NH4+损失占总氮比例计算公式:

式中:M代表NH3、N2O、CH4的累积排放量,g/kg和冷凝水中NH4+的含量,mg/L;TC、TN代表总碳和总氮含量,g/kg.

1.4 数据分析

使用Origin 2021和Canoco 5作图,SAS 8.2(SAS Institute,Cary,NC,USA)进行显著性差异分析.

2 结果与讨论

2.1 温度和氧气

在好氧微生物的作用下,有机质降解产生大量热量,堆体快速升温(图2a).两处理均在堆肥第8d达到温度峰值(73.3℃),且高温期(>55℃)持续时间超过20d,可有效杀灭堆体中病原菌,实现无害化.整个堆肥过程中,尽管WR处理随着饱和水蒸汽排出会携带走部分热量,但WR处理积温(2279℃·h)仍高于W处理(2105℃·h),主要是由于水分的排出可使堆体处于更适宜的堆肥含水率条件,进而促进有机质的降解.堆肥前4周,2个处理温度无明显差异,28d后随着冷凝水回流量的增加,W处理温度显著低于WR处理(<0.01).

O2含量在堆肥升温期急剧下降,随后呈现上升趋势(图2b),温度与O2含量呈显著负相关关系(= -0.826,<0.01),堆肥前期好氧微生物分解有机质消耗大量O2,这与之前的研究一致[9-10].值得注意的是,尽管堆肥前28d温度无显著差异,但WR处理O2含量显著高于W处理(<0.01),主要是由于水分的及时排出增加了堆体的孔隙率[11],使堆肥结构和自由孔隙率得以优化,提高了微生物活性,使得WR处理在堆肥后期温度有所升高.总体而言,堆肥过程冷凝水回流通过增加物料含水率,导致自由孔隙率降低,进而影响O2扩散和堆体发酵进程.

2.2 含水率和冷凝水收集量

冷凝水回流处理堆肥过程含水率变化不显著,至堆肥结束时含水率与初始值差异不大;增加水分去除措施的WR处理含水率呈逐渐下降趋势,含水率下降了12.3%(图3a).堆肥过程水分去除规律与温度变化趋势一致,水分去除量也即冷凝水产量与温度呈显著正相关关系(=0.701,>0.05).水分去除主要发生在堆肥高温期,占总水分去除量的95%以上(图3b),这与之前的研究一致[5].整个堆肥过程,WR处理水分去除率达0.18kg/kg(基于湿重).

由表2可知,高温气流中饱和水蒸气形成的冷凝水中主要含有溶解性碳、NH4+、K+、SO42-等离子,NH4+含量达到11.40g/L,造成较高的EC值(41.05)和pH值(9.22).冷凝水中NH4+含量达到《畜禽养殖业污染物排放标准》[12]中限定值(80mg/L)的142倍,不宜直接作为灌溉水利用,可进一步回收其中的NH4+-N养分后进行资源化利用.

表2 冷凝水的理化性质

2.3 腐熟度指标

如图4(a)所示,2个处理的初始pH值为6.4,在堆肥过程中呈现相似的变化趋势,升温期和高温期pH值快速升高,主要是由于有机质分解矿化产生大量的NH4+[13]以及高温作用促进有机酸的挥发[14],第14d达到最高值8.5后保持稳定,这与Cui等[15]的研究结果一致.EC值反映堆肥可溶性离子的浓度,EC值过高会对植物产生毒性作用[9].一般认为EC值低于4mS/cm,即为植物安全生长的界限[16].如图4(b)所示,堆肥过程EC值始终低于该值,且随着堆肥的进行EC值逐渐降低.堆肥前3周,两处理EC值均呈现下降趋势,一方面是由于氨气的大量损失,另一方面与堆肥腐殖化过程有关[17].堆肥后期WR处理EC值显著高于W处理(<0.05),主要是由于堆肥后期微生物活性仍较高,有机质降解产生小分子物质,这与高温的变化趋势一致.

堆肥C/N可一定程度表征堆肥腐熟程度[18].以往研究表明,初始C/N为18时堆肥达到腐熟,且微生物多样性较高[19].本研究原料的初始C/N为18.6(图4c),随着堆肥的进行C/N呈现下降趋势,W和WR处理的C/N至堆肥结束时分别为11.51和10.01,主要是因为有机质矿化速率高于氮素损失速率[14].至堆肥结束,W处理的C/N高于WR处理,表明冷凝水回流不利于有机质降解[20].

GI是评价堆肥腐熟度的最直接有效的指标[9,19],堆肥初期GI值极低,种子几乎不发芽,主要是由于堆肥原料中较高含量的小分子有机酸,铵态氮等植物毒性物质,抑制种子发芽[21].随着堆肥温度的升高及植物毒性物质的降解转化,GI值逐渐升高.堆肥结束时W和WR处理的GI值分别为71.4%和95.8%,达到《NY/T 525-2021有机肥料》中对GI的要求(³70%)[22].堆肥过程WR处理的GI值始终高于W处理.主要原因:一是,冷凝水回流使堆体中NH4+-N含量较高(图5a),对种子发芽产生负面作用[23],相关性分析也发现NH4+-N与GI呈显著负相关(=-0.954,<0.01).二是,堆肥过程水分去除为微生物提供了更加适宜的生存环境,进一步促进有机质降解和物料腐熟,这与Li等[24]的研究结果一致.

2.4 氨态氮和硝态氮

原料的初始NH4+-N含量为3.5g/kg DM(图5a),堆肥1周后达到最大值4.8g/kg DM,主要是由于有机氮的氨化作用产生了NH4+离子[25].随后NH4+-N含量快速下降,与初始含量相比,W和WR分别降低了64.2%和98.1%,WR处理NH4+-N含量堆肥结束时显著低于W处理,主要是由于大量的NH4+离子进入冷凝水中(表2).堆肥原料NO3--N含量为0.23g/kg DM,WR在第14d NO3--N含量降低至最低,是反硝化作用对NO3--N的转化以及硝化作用被高温抑制的结果[26],W处理NO3--N含量变化趋势与WR一致,但降低程度较慢,在第21d降低至最低,这主要是由于冷凝水回流抑制了反硝化细菌活性[27],这与N2O排放结果一致,冷凝水回流降低了N2O排放.

2.5 温室气体排放规律

堆肥过程NH3排放主要发生在高温期(图6a),堆肥温度与NH3排放呈显著正相关关系(=0.729,<0.05).W和WR处理NH3排放速率分别在第10d和第11d达到峰值1.72和0.94g/kg DM.堆肥过程水分的排出显著降低了高温期NH3排放速率(<0.05),主要原因是NH3以NH4+的形式溶解在冷凝水中,并随冷凝水排出(表2),从而减少了NH3向大气中排放. NH3的累积排放量在W-A和WR-A中分别为7.81和4.92g/kg DM.研究表明,有机物料快速生物干化去除水分过程会减少好氧发酵过程中NH3的排放[5],与本研究结论一致.因此,冷凝水回流(W-A)增加了NH3排放,较WR-A增加了55.2%.

两个处理堆肥过程的N2O排放存在显著差异(<0.05).N2O主要在堆肥初期和腐熟期排放,这与以往研究的排放规律一致[10,28].研究显示,较低的O2和C/N均会导致N2O的排放[29].堆肥初期较低的O2浓度和堆肥高温抑制硝化作用,反硝化菌将亚硝酸盐和硝酸盐转化为N2O[30].堆肥后期有机碳含量下降,微生物进入内源代谢阶段导致N2O积累排放.与W-A相比,WR-A在堆肥后期产生了大量的N2O,是水分的去除增强微生物活性,有机质降解导致的低C/N和低O2含量的共同结果.与此同时,堆肥后期好氧条件下,NH4+-N通过硝化和反硝化作用产生了N2O[30],进一步表明密闭条件下冷凝水回流会抑制硝化作用,进而减少N2O排放.

堆肥过程CH4排放主要集中在堆肥初期和高温期(图6c).堆肥初期,由于初始阶段易降解小分子有机物分解矿化快速消耗氧气以及高含水率形成厌氧环境,从而导致CH4的排放[31].研究显示,CH4排放主要集中在堆肥前期[32-33].而本研究中CH4的产生主要是在堆肥高温期和降温期(图6c),主要为堆体中较高的水分含量及堆体压实度影响了通风扩散.相关性分析也表明含水率与CH4排放速率呈现显著负相关(=-0.903,<0.01).W处理CH4排放速率在第20d达到最高值0.17g/(kg DM·d),而WR处理的排放峰值仅为W处理的1/3,主要是由于水分的去除减少了堆体的压实度,增加了堆肥的孔隙率[33].堆肥过程WR-A的CH4累积排放量显著低于W-A处理(< 0.05),与W-A处理相比,降低了60.2%.因此,堆肥过程中冷凝水回流会增加CH4排放.

堆肥过程CO2排放规律与温度变化曲线相似,这两个参数都反应了微生物的活性[34].高温期作为有机质大量降解的阶段,堆肥过程水分的排出使得堆体含水率适度降低至合适范围,微生物活性增加.水分的排出促进了有机质的矿化产生CO2,WR排放速率在第10d达到峰值19.75g/(kg DM·d),较W处理(13.03g/(kg DM·d))增加了34.1%.相关性分析表明,含水率与CO2排放呈现显著负相关(=-0.839,<0.01),WR-A的CO2累积排放量(299.08g/kg DM)显著高于W-A处理(248.94g/kg DM).因此,水分的排出促进了有机质的降解,增加了CO2的排放.

2.6 影响堆肥腐熟度和温室气体排放的关键因子分析

图7 堆肥过程中理化性质和腐熟度、温室气体的相关性热图和冗余分析

Fig.7 Correlation heatmanps and redundancy analysis among physicochemical properties, maturity indexes and polluting gases during composting

热图中*和**分别代表显著性水平<0.05和<0.01

通过相关性分析探究理化性质对堆肥腐熟度和温室气体排放影响.结果表明,堆肥NH3排放与温度具有显著正相关关系(=0.777,<0.05).冷凝水回流(W)处理中供氧效率的降低直接影响NH3的排放.因此,W处理中NH3排放与O2含量呈现极显著负相关(=-0.862,<0.01).2个处理N2O排放主要与pH值、EC、NO3--N呈现显著相关性,而CH4排放与理化指标没有显著相关性.堆肥C/N与CO2排放相关性在W(=-0.948,<0.01)和WR(=-0.966,<0.01)处理中不一致,主要是由于W处理中高含水率和低C/N条件限制了有机质的降解[18],而WR处理中堆肥后期有机质的降解促进了CO2的排放.W处理中EC值(=-0.895,<0.01)和WR处理中含水率(= -0.895,<0.01)与CO2排放呈现负相关关系,主要通过影响微生物活性影响有机质降解[24,35].EC作为代表堆肥腐熟度的重要指标之一,W处理中的EC与GI值呈现显著的负相关关系(=0.895,<0.01),这与之前的研究结果一致[23].WR处理中含水率的降低提升微生物活性,促进有毒物质的降解GI值上升.因此,含水率与GI值呈显著负相关(=-0.895,<0.01).同时,NH4+-N、NO3--N、C/N、pH值均与GI值呈现显著相关性.

冗余分析结果显示,理化指标在W(C/N、温度、pH值)和WR(C/N、NO3--N、EC)处理堆肥过程中对于温室气体(NH3、N2O、CH4、CO2)排放和GI值的变化解释率达到90.0%和89.6%.其中,最主要的影响因素为C/N,解释率分别为54.0%和51.5%.C/N与NH3、N2O和CO2排放正相关,与CH4排放、GI值负相关.堆肥初期C/N较高会增加温室气体的排放[36],而堆肥过程中随着C/N的降低GI值逐渐增加[37].W处理中,温度与NH3、CO2、CH4排放正相关,这与之前的研究结论一致[5,34,38].WR处理中, NO3--N和EC值与N2O、CO2排放正相关,与CH4排放、GI值负相关,NO3--N在反硝化细菌作用下对N2O在堆肥后期排放贡献较大[39].

2.7 碳、氮元素平衡分析

堆肥过程中的物料碳氮元素平衡分析和总温室效应分析如表3所示.W和WR处理的总碳损失率分别为67.4%和68.2%,总氮损失率分别为43.3%和43.9%.碳素主要以有机质分解矿化生成CO2-C形式损失,损失量占初始TC的57.4%～64.1%;CH4-C的排放占初始TC比例较低,仅为0.07%～0.17%.氮素损失主要为NH3-N形式,在W和WR处理中,NH3-N损失量占初始总氮的33.3%和22.4%,产生差异的主要原因是WR处理中NH3-N以NH4+-N形态通过冷凝水损失,占初始总氮的17.4%;两个处理的N2O损失占初始总氮比例较小,分别为1.3%和1.8%,但因其具有较大的温室效应系数,对温室效应贡献较大.

堆肥过程中排放的温室气体主要包括CO2、CH4和N2O.CO2作为有机质分解矿化的产物,是堆肥过程中产生的最主要的温室气体,W和WR处理堆肥过程CO2温室效应占总温室效应的86.9%和85.8%,WR处理CO2当量温室效应(1277.42kg/t)较W处理(1050.48kg/t)高18.0%,主要是由于堆肥后期有机质的充分降解和N2O的大量排放.N2O对总温室效应贡献高于CH4,有研究表明堆肥过程CO2的产生量可不计算入总温室效应,若不考虑CO2的贡献,在W处理中,总温室效应为137.7kg CO2-eq/t,其中N2O占80.6%;在WR处理中,总温室效应为180.8kg CO2-eq/t,其中N2O占94.0%.

表3 堆肥过程中碳、氮元素平衡分析及温室效应分析

注:碳、氮元素平衡分别为碳、氮损失占初始总碳、总氮的百分比;温室气体排放当量值以物料的干基计算;N2O和CH4对温室效应的贡献率分别为CO2的256倍和28倍.

3 结论

3.1 封闭式堆肥体系高温期产生的饱和水蒸汽形成的冷凝水产量占初始总重的18.0%.其主要成分为NH4+-N(11.40g/L)、溶解性有机碳(6.3g/L)以及无机盐离子,具有较高的EC值(41.05mS/cm)和pH值(9.22).

3.2 反应器堆肥过程中冷凝水回流不会对堆肥升温造成影响,但是会影响堆肥腐熟度.堆肥产品种子发芽指数(GI)达到腐熟(71.4%),与不回流相比GI下降了25.5%.

3.3 冷凝水回流增加了55.2%的NH3排放和60.2%的CH4排放,降低了34.8%的N2O排放,且改变了氮素损失途径,部分NH3-N以冷凝水铵态氮形式损失,损失量占初始TN的17.4%.

3.4 对于堆肥过程总温室气体排放,冷凝水回流处理总温室效应为137.7kg CO2-eq/t,N2O贡献率为80.6%;冷凝水排出处理总温室效应为180.8kg CO2-eq/t,N2O贡献率为94.0%.

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Effect of condensed water reflux on maturity and greenhouse gas emissions during composting.

WANG Jia-ni1, MA Ruo-nan1, TANG Ruo-lan1, LI Li-qiong1, PENG Li-juan1, LI Guo-xue1, LIN Jia-cong2, WANG Ding-mei2, LI Qin-fen2, YUAN Jing1*

(1.Beijing Key Laboratory of Farmland Soil Pollution Control and Remediation, College of Resources and Environment, China Agricultural University, Beijing 100193, China；2.Environment and Plant Protection Institute, Chinese Academy of Tropical Agricultural Sciences, Haikou 571101, China)., 2023,43(1)：234～243

In order to investigate the influence of condensed water reflux on maturity and greenhouse gas emissions during composting, the trial was conducted with pig manure and kitchen waste in a 60L reactor for 48 days. The results showed that the saturated steam produced during thermophilic composting could not be emitted due to the closed system of reactor and transformed into condensed water, accounting for 18% of the wet weight of raw metarials. In addition, the main components of the condensed water were ammonium nitrogen (NH4+-N, 11.4g/L), dissolved total organic carbon (TOC, 6.3g/L) and inorganic salt ions, resulting a higher EC (41.05mS/cm) and pH (9.22). However, due to its higher NH4+-N concentration of the condensed water, the seed germination index (GI) in the condensed water reflux treatment had a lower maturity (71.4%), which decreased by 25.47% comparing with non-reflux. Furthermore, condensate reflux increased NH3and CH4emissions by 55.17% and 60.24%, but CO2and N2O emissions decreased by 16.77% and 34.76%, respectively. Overall, condensate reflux reduced the total greenhouse gas emission by 17.8%. On the whole, we suggested the saturated steam should be condensed and discharged during composting, which could improve maturity and reduce moisture content of final compost, and decreasing the NH3emissions. Further, if the condensed water can be collected, the nitrogen element will be recycled and reused. This paper provids theoretical basis and data support for the water removal and maturity in closed aerobic composting system.

composting；condensate reflux；maturity；nitrogen loss；greenhouse gas

X705

A

1000-6923(2023)01-0234-10

王佳妮(1998-),女,山西长治人,硕士研究生,主要研究方向为固体废弃物处理与资源化.

2022-06-07

海南省重大科技计划项目(ZDKJ2021009)

* 责任作者, 副教授, jingyuan@cau.edu.cn