廚余垃圾添加量對雞糞與小麥秸稈混合堆肥過程的影響

李源源, 陳高攀, 孫浩, 賈亞津, 劉雙, 郝建軍, 王雅雅*

(1.河北農業大學機電工程學院, 保定 071000; 2. 河北省畜牧總站, 石家莊 050035)

隨著中國農業技術的發展和畜禽養殖行業的集約化,每年有大量的農業廢棄物產生,據統計,目前中國畜禽糞污產量約38億t/年,農作物秸稈約7億 t/年,然而超過60%的廢棄物得不到妥善處理,造成了嚴重的環境污染和資源浪費[1-4]。雞糞含水量較大,碳氮比(C/N)低,其與秸稈等C/N高的原料混合后能調節堆體營養成分以及pH,進而滿足堆肥微生物的需求[5-6];另外,廚余垃圾占城市生活垃圾比例高達50%～60%,主要由蔬菜、果皮、蛋殼等有機物組成[7]。廚余垃圾具有易腐蝕、有機質含量高、含水率高等特點,填埋焚燒等方法處理均對會環境造成二次污染[8]。堆肥化是資源化利用有機固體廢棄物的重要途徑之一[9]。然而,單一有機廢棄物堆肥存在諸如堆肥周期長、堆肥產物腐熟度和衛生學狀況欠佳等弊端[10-11],混合堆肥成為研究熱點。

國內外學者對有機廢棄物混合堆肥進而促進堆肥過程進行了大量的研究[12-13],其中以畜禽糞便與作物秸稈兩種物料混合堆肥居多[14-15],3種物料混合的較少。此外,關于廚余垃圾混合堆肥效果的研究大多集中在與秸稈、園林廢棄物等混合[16-17],還未有廚余垃圾的添加對雞糞與小麥秸稈混合堆肥體系影響的相關報道。Wang 等[18]研究發現添加腐熟堆肥對餐廚垃圾堆肥體系具有促進作用。Chung等[19]將餐廚垃圾與雞糞和豬糞在有無生物炭的條件下進行不同比例的堆肥,結果表明,添加5%的生物炭,20%的餐廚垃圾、20%雞糞、20%豬糞和15%鋸末的處理堆肥質量較好。Chen等[20]以稻殼為底物,探究污泥與廚余垃圾共堆肥的最優配比,研究發現添加濕重約67%的廚余垃圾能有效促進堆肥體系中多糖和蛋白質的降解。因此,廚余垃圾的添加對于促進堆肥過程具有重要意義。

綜上所述,現通過在雞糞與小麥秸稈混合堆肥體系中添加不同比例的廚余垃圾,分析堆肥過程的各項指標差異,探究廚余垃圾添加量對雞糞與小麥秸稈混合堆肥體系的影響,進而為廚余垃圾添加到糞便與作物秸稈混合堆肥體系提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

鮮雞糞取自保定市清苑區西洪義村某養雞廠,小麥秸稈采購于江蘇連云港某商鋪,粉碎至3～5 mm。廚余垃圾配制參考文獻[7],各成分與比例如表1所示,并將其粉碎成15～30 mm粒徑。堆肥原料基本理化性質如表2所示。

1.2 試驗設置

堆肥試驗在100 L密閉堆肥罐中進行(圖1)。雞糞與小麥秸稈干重比為1∶5混合,并將廚余垃圾添加至混合體系,三者比例設置為1∶5∶0.05(T1)、1∶5∶1(T2)、1∶5∶2(T3)、1∶5∶4(T4),如表3所示,調節含水率為65%,以不添加廚余垃圾處理為對照組(CK)。通風方式為間歇性通風,通風60 min,停止30 min,通風速率為3.08 L/min,堆肥周期為30 d。在保證堆體腐熟的基礎上,降低NH3排放[21],每7 d翻堆一次,分別在第0、1、3、5、7、10、14、21、30 d取樣,每次取樣300 g。所取樣品保存于-4 ℃冰箱備用。

表1 廚余垃圾物料配置比例Table 1 The configuration ratio of kitchen waste materials

表2 堆肥初始物料基本理化性質Table 2 Basic physicochemical properties of initial materials for composting

圖1 堆肥反應器示意圖Fig.1 Structure of aerobic composting reactor

表3 各試驗組設置Table 3 Setups of each test group

1.3 測定與分析方法

每天測量兩次溫度后取均值。將樣品進行浸提后,使用PHB-8型測定上清液pH、電導率(electrical conductance, EC)值。取上清液5 mL于盛有5粒生菜種子的培養皿中,測定種子發芽指數(germination index,GI)。全量重金屬(Zn、Cu、Cr、As、Pb及Cd)測定采用HNO3-H2O2微波消煮法。將第0天和第30天的風干樣品研磨后鍍金,放大300～500倍進行觀察,由掃描電鏡拍攝。烘干樣品于馬弗爐中550 ℃燒結4 h后用于揮發性固體(volatile solids,VS)質量分數測定。

試驗數據的統計分析用Microsoft Excel 2003完成,作圖使用Origin 2018,理化指標相關性分析使用Canoco5完成。

2 結果與討論

2.1 溫度

堆肥初期,T1、T2、CK試驗組在第1天溫度迅速上升至50 ℃以上(圖2),T3與T4試驗組則分別在第3天和第5天溫度上升至50 ℃,即廚余垃圾添加比例越大的試驗組堆體進入高溫期越緩慢,這表明混合體系初期溫度變化受廚余垃圾添加比例影響較大。這與廚余垃圾容易酸化且含水率高,添加廚余垃圾比例大的處理組中pH較小[圖3(a)],微生物代謝活性和有機物降解緩慢,熱量釋放較慢有關。T1、T2以及CK處理組的溫度在第14天翻堆以后,出現了第二次升溫,隨后溫度緩慢降低并逐漸接近室溫。這是由于二次發酵使難降解有機物降解進而引起堆體二次升溫;相較于T1、T2,T3和T4處理組的溫度在翻堆后開始緩慢降低并逐漸接近室溫,這可能是由于廚余垃圾添加量的增加使得體系的有機質含量增加,微生物代謝活躍,進而促進有機質降解完全,轉化為小分子有機酸等,這與堆肥前期pH和EC較低(<7.0)相一致(圖3)。各處理組高溫期(>50 ℃)均維持7～8 d,滿足無害化標準[22]。不同廚余垃圾添加量處理組之間溫度差異性顯著(P<0.05)。

圖2 堆肥過程中各處理組的溫度變化Fig.2 Changes in temperature during the aerobic composting process

2.2 pH與EC值

堆肥過程中pH變化如圖3(a)所示。各處理初始pH差異較大,廚余垃圾添加比例越大,pH越小。堆肥前5 d,T1、T2以及CK處理組pH急劇上升,這主要是因為含氮有機物的礦化和氨化作用生成NH3造成[23],而T3、T4處理組則先下降(<6.0)而后上升,這與廚余垃圾添加量增大,使得有機質含量升高而造成有機酸積累有關。另外,第5～10天,T1、T2以及CK處理的pH基本保持平穩,而T3、T4處理pH下降,這與高溫使得NH3揮發、有機物降解生成有機酸以及CO2的大量釋放有關[24]。翻堆后,使得大量未降解有機質分解,pH上升。第10天以后,各處理組溫度逐漸下降,有機物分解速率減緩,pH趨于穩定。堆肥結束時,各處理的pH為8.42～8.77,符合腐熟后物料弱堿性要求[25]。不同廚余垃圾添加比例處理組之間差異顯著(P<0.05)。

圖3 堆肥過程中的pH與EC值的變化Fig.3 Changes in pH and EC during the composting process

2.3 種子發芽指數和揮發性固體質量分數

堆肥過程中GI變化如圖4(a)所示。T2處理組GI在第2天即達到80%[29],T3、T4處理則在第3天,這是由于廚余垃圾添加量增加使得初期堆體pH較低進而使種子發芽受到抑制。T1、T2、CK處理在第3天的GI有所下降,且CK組降至最低值0,這是由于堆肥高溫期產生大量的小分子有機酸和鹽基離子造成的[30],這與CK組的EC值達到峰值相一致[圖3(b)]。T3、T4處理組GI則上升較快分別達到139.84%和128.80%,即添加廚余垃圾可促進雞糞和小麥秸稈混合體系腐熟化。隨后,高溫促進大量NH3和CO2揮發,降低了堆體中鹽基離子的濃度,各處理GI逐漸上升。堆肥結束時,各處理的GI均高于100%,即達到腐熟要求。

堆肥過程中各試驗組VS變化如圖4(b)所示。VS總體呈下降趨勢,即堆體的腐質化以及堆肥腐熟程度越高[30]。尤其是堆肥前期下降程度大,這與前期溫度上升較快,微生物大量繁殖導致有機物降解迅速有關。堆肥結束時,T1～T4處理組的VS去除率分別為18.20%、13.35%、20.63%、18.72%均高于CK(11.79%)。表明廚余垃圾的添加可促進堆體有機質降解,且添加比例為2時具有最高的VS去除率。

2.4 重金屬含量及其變化

由表4可知,不同種類重金屬含量及變化差異較大。隨著VS的分解,堆體干重降低,重金屬含量普遍呈增加趨勢[31-33]。與起始含量相比,Cu、Cr在CK組中相對增幅最大,分別為13.49%、85.97%;廚余垃圾添加比例為4的處理中Zn、Pb的相對增幅較大,分別為4.93%、75.02%。堆肥結束后,部分處理出現重金屬含量降低的現象,這可能是由于重金屬隨著滲濾液流出,以及重金屬遷移導致。Zn、Cr和Cd的變化幅度較其余重金屬明顯,且添加廚余垃圾比例為4的處理中各種金屬含量變化幅度對比其余組最小。各處理組中重金屬含量均遠小于國家標準值,符合要求。

圖4 堆肥過程中種子發芽指數和揮發性固體質量分數的變化Fig.4 Changes in GI and VS during the composting process

表4 各試驗組中重金屬含量Table 4 Heavy metal content in each test group

2.5 掃描電鏡

對堆肥起始和結束物料中的小麥秸稈進行電鏡掃描,各試驗組第0天和第30天堆體電鏡掃描如圖5所示。堆肥初期各處理組小麥秸稈表面相對平整,而堆肥結束后的秸稈表面呈不同程度的破碎,秸稈纖維素篩孔明顯,結構暴露。相較于CK,添加廚余垃圾處理的秸稈表面破碎更明顯,腐蝕程度更大。并且T3秸稈纖維素篩孔破壞程度最大[圖4(b)]。這與木質纖維素的降解主要發生在溫度升溫期與高溫期,且在pH適宜的條件下,微生物具有較好產纖維素酶能力有關[34-37],而T1與T2的升溫期較其他處理組短(圖2),且pH呈弱堿性,微生物產酶能力較弱,導致秸稈破碎程度較小。

圖5 各試驗組第0天與第30天秸稈電鏡掃描圖Fig.5 Scanning electron microscope images of straw on day 0 and day 30 in each experimental group

2.6 腐熟度指標與理化因子的相關性分析

冗余分析(redundancy analysis,RDA)能用來表示環境因子與腐熟度之間的相關性,各指標間的夾角為銳角時表現呈正相關性關系,為鈍角時表現呈負相關關系,為直角時表明無相關性[38]。RDA分析如圖6所示,前兩個排序軸分別解釋了77.33%和5.58%的變化,因此理化因素顯著影響了堆肥過程種子發芽指數和揮發性固體質量分數變化。pH、Zn、EC、Cu、溫度和Cr解釋了82.8%的種子發芽指數和揮發性固體質量分數變化,并且影響程度由大到小依次為:pH>Zn>EC>Cu>溫度>Cr,說明種子發芽指數和有機質降解受酸堿度和離子濃度的影響較大。GI與pH呈顯著正相關關系,與EC呈顯著負相關關系;VS與pH呈顯著負相關關系,與EC呈正相關關系。

注:Tndm代表試驗組n在第m天的樣本圖6 堆肥腐熟度與理化因子的冗余分析Fig.6 RDA of compost maturity and physicochemical factors

3 結論

(1)廚余垃圾添加比例為1時堆體具有適宜的pH與EC值,堆體升溫快速且高溫期溫度變化的穩定;廚余垃圾添加比例>1時,堆體初始pH呈弱酸性,達到高溫期(>50 ℃)時間較其余組長,不利于堆肥進程。

(2)添加廚余垃圾提高了堆體VS去除率和GI,減少重金屬含量。且廚余垃圾添加比例為0.05、1時具有較高的種子發芽指數,當廚余添加比例>1時,處理組具有較高的VS去除率。

(3)GI和VS降解受環境因子影響較大,其中pH的影響最大,且不同廚余垃圾添加比例處理之間有差異。

因此,廚余垃圾添加比例為0.05、1時有利于雞糞和小麥秸稈混合體系堆肥進程。