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两种供能方式对厨余垃圾好氧堆肥的影响研究两种供能方式对厨余垃圾好氧堆肥的影响研究 * 李兵董志颖王英 宁波大学建筑工程与环境学院，浙江 宁波 315211 摘要 为了探索厨余垃圾堆肥过程中物料保持高温的方式， 分别设置壁管式和水浴式供能好氧堆肥装置。实验结果表 明 堆肥5 d后水浴式供能堆肥装置堆体内部的温度高于壁管式装置， 且维持45 ℃ 以上范围长达8 d; 两者堆肥周期都 为13 d; 实验结束时， 水浴式供能堆肥装置内物料 pH 为 8. 7， 高于壁管式装置的 8. 3。水浴式供能堆肥装置内物料的 C/N值、 BDM 分别为 9. 2 和 18. 1 ， 低于壁管式装置的 9. 2 和 30. 0 。两种供能方式均能使厨余垃圾在极短时间内 达到稳定化。 关键词 厨余垃圾;水浴式供能;壁管式供能;好氧堆肥 EFFECT OF TWO S OF ENERGY SUPPLY ON AEROBIC COMPOSTING OF THE KITCHEN GARBAGE Li BingDong ZhiyingWang Ying Faculty of Architectural Civil Engineering and Environment of Ningbo University，Ningbo 315211，China AbstractIn order to study how to keep high temperature during aerobic composting of the kitchen garbage，two aerobic composting equipments with energy supply through water bath and tubes respectively were used in the experiment，whose interval was 13 d． Results showed the two equipments could keep temperature of garbage higher than 45 ℃ for 8 d and the temperature in equipment with water bath was always higher than that in equipment with tubes after 5 d． When the experiment was finished，C/N，BDM and pH of the inner meterial in the equipment with water bath were 9. 2，18. 1 and 8. 7;C/N， BDM and pH of the material in the equipment with tubes were 9. 2，30 and 8. 3． Therefore，the two equipments could make kitchen garbage reach stabilization in very short time． Keywordskitchen garbage;energy supply with water bath;energy supply with tubes;aerobic composting *浙 江 省 科 技 厅 项 目 2009C33065 ;宁 波 市 科 技 局 项 目 2010C50022 。 0引言 餐厨垃圾有机物质含量高达 60 以上， 适合采 用高温好氧堆肥处置后用作有机肥料 ［1- 2］。Bernal 于 1999 年利用封闭式容器证实了餐厨垃圾高温好氧生 物处理的可行性 ［3］。餐厨垃圾高温好氧堆肥处理技 术以其占地面积小、 二次污染小、 操作简单等特点， 在 国外得到广泛青睐 ［4- 5］。 我国餐厨垃圾成分复杂、 含水率较高， 传统堆肥 为了使堆体保持较高温度， 一般采用保温措施， 然而 堆肥过程中采用搅拌或翻堆致使堆体温度下降幅度 较大， 并不能在较高温度范围内维持较长时间; 而且 堆肥物料的初始环境温度对于堆温的升高也有较大 影响 ［6- 8］。因此， 堆肥过程中物料难以保持较长时间 高温， 且各层物料温度极不一致， 致使我国餐厨垃圾 高温好氧堆肥技术的应用和推广受到限制。 为了探索厨余垃圾堆肥过程中物料保持高温的 方式， 实验中设置了两种供能系统的装置 壁管式供 能好氧堆肥装置和水浴式供能好氧堆肥装置， 通过对 堆肥过程中物料含水率、 温度、 pH、 BDM、 TN 及 C /N 等参数变化规律的分析， 为厨余垃圾新模式高温好氧 堆肥的研究提供技术依据。 1实验部分 1. 1设备 壁管式和水浴式供能堆肥装置 分别见图 1a 和 图 1b 主体结构形体和大小一致 装载厨余垃圾的筒 体长 300 mm 700 mm 300 mm， 水平放置于支架 上， 装置侧上部均设置一个密封盖， 作为进、 出料口。 68 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期 装置顶部均设置 2 个20 mm小圆口作为测温计插口 和排气口， 兼作取样口使用。筒体中心均布置强制通 风供气管， 管上布满  5 mm小孔呈梅花状排列， 供气 管与 CZR 型单相离心式鼓风机 2 800 r/min 相连 接。筒体底部一端均设有 1 个排渗滤液的小阀门， 装 置运行时阀门关闭。 壁管式供能厨余垃圾堆肥装置主体筒体周围缠 绕加热带 1 000 W ， 通过温控装置对实验装置进行 供能， 以保证装置内部保持相对恒温状态， 提高堆肥 效率， 温度阈值设为50 ℃ 。 a － 壁管式; b － 水浴式 图 1两种供能方式堆肥装置示意 水浴式供能堆肥装置装设置水浴槽， 槽内装有电 加热器， 实验时水浴槽装满水， 通过温控装置来设置 水温， 温度阈值设为50 ℃ 。 1. 2材料 两装置内均装载约 30 kg 厨余垃圾， 取自宁波某 大学食堂， 取样时间相同， 取回后进行混合， 然后分别 装进两装置内。厨余垃圾初始性质如表 1 所示。 表 1厨余垃圾初始性质 湿基 含水率pHBDMTNTPC /N 85. 15. 669. 93. 40. 215. 7 从表 1 中可看出 所采集的原始物料含水率相对 较高， 呈弱酸性， 生物可降解度为 69. 9 ， TN 含量较 高， TP 含量较低， C/N 相对较低。 实验开始时， 利用 O2/CO2测定仪 CYES-Ⅱ型 测出堆肥体内 O2含量， 做好氧曲线 见图 2 。根据 好氧曲线， 结合有关文献介绍 ［1， 9］ 堆肥体内氧气浓 度大于 7. 0 时才可以满足好氧微生物代谢需要， 因 此设定鼓风机通风频率为开0. 4 h、 停1. 5 h， 利用时 控装置 型号 KG316 进行控制。 图 2厨余垃圾好氧曲线 1. 3方法 实验中所测参数及所对应测定方法见表 2。 表 2实验各参数测定方法 实验参数实验方法 含水率电烘箱恒重法 温度温度计测量 pH玻璃电极法 TNCJ/T 1031999 半微量开氏法 TPCJ/T 1041999 偏钼酸铵分光光度法 BDM重铬酸钾 － 还原滴定法 有机质CJ/T 961999 城市生活垃圾 灼烧法 2实验结果与分析 2. 1温度的动态变化规律 堆肥过程中温度变化见图 3。 图 3堆肥过程中温度变化曲线 有研究表明维持高温适宜的时间是好氧堆肥工 艺实现“无害化” 和“稳定化” 的最重要手段 ［10］。从 图 3 可以看出 壁管式和水浴式两种堆肥供能装置都 能够使堆体内部温度上升快速， 且维持在45 ℃ 以上 长达8 d。同时， 由于水浴式供能堆肥装置中能量直 接传递给堆体，第5 天之后堆体内部的温度都高于壁 管式堆肥供能。因此， 从热传递的角度来看， 水浴式 78 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期 供能堆肥系统比壁管式系统效果更好。 2. 2含水率变化规律 堆肥过程中含水率变化曲线如图 4 所示。 图 4堆肥过程中含水率变化曲线 从图 4 可以看出 两装置内含水率均呈现先上升 后下降的趋势。堆肥初始3 d水浴式堆肥和壁管式堆 肥内含水率分别由 82. 3 上升至 86. 0 和 86. 3 ， 可能原因是 1 堆肥初期， 堆体内含有大量易降解有 机物， 此时环境温度也较高， 微生物活性增大， 代谢活 动逐渐加剧， 使物料中有机物发生了强烈的水解， 将 物料内部包含的水分释放出来， 微生物的生化作用也 产生大量的二氧化碳和水; 2 堆肥装置内， 由于堆肥 样品初始含水率较高， 温度也较高， 装置内空气湿度 较大， 初始阶段堆肥物料含水率相对较低， 很容易出 现反吸水现象。 整个堆肥过程中， 堆体的含水率都相对较高， 虽 然经过堆肥化过程后， 堆体含水率都较大程度的降 低， 但水浴式供能装置与壁管式供能装置内物料的最 终含水率依然分别高达 42. 13 和 46. 32 ， 可能原 因是 1 该堆肥装置属于封闭式的， 密闭性效果较 好， 水分不易快速散失 ［11］; 2 除了物料本身的水分 外， 堆肥过程中微生物降解有机物也会产生水分， 水 分渗流至装置底部未能及时排出， 外加热源又使部分 水分重新进入堆体中。 随着微生物产生水分的减少及水蒸气的逐渐排 出， 水分在后期呈下降状态。随着堆肥的进行， 两装 置内含水率始终都保持在 40. 0 以上 低于 50. 0 的含水率均出现在后期温度下降期 ， 堆肥过程不需 要额外补水。 2. 3pH 变化规律 堆肥过程中 pH 变化曲线见图 5。 从图 5 可以看出 两实验装置中 pH 均经历先下 降再大幅度上升的趋势。堆肥化初期， 两装置内物料 pH 下降的原因可能是 随着堆温上升， 微生物活性增 图 5堆肥过程中 pH 变化曲线 强， 将有机物总糖和蛋白质等快速水解产生大量有机 酸小分子 乙酸、 甲酸、 丙酸、 草酸及柠檬酸等 ， 造成 有机酸在堆体内累积， 导致 pH 值下降; 另外微生物 在堆体内进行好氧呼吸， 产生了大量的二氧化碳， 也 促使 pH 值迅速下降 ［12］。 随着堆肥化的进行， 堆体内温度升高， 嗜温性和 嗜热性微生物的代谢活动强， 小分子有机酸被微生物 分解消耗， 蛋白质类等含氮有机物得到分解， 产生大 量氨氮， 两装置内的 pH 逐渐增大， 堆肥结束时， 水浴 式和壁管式堆肥装置内 pH 分别达到 8. 7 和 8. 3。由 于堆肥过程结束时物料的 pH 值是物料腐熟的评价 指标之一， 因此从堆肥腐熟的角度来看， 水浴式供能 堆肥系统比壁管式系统效果更好。 2. 4BDM 变化规律 堆肥过程中生物可降解物质 BDM 的变化情况 见图 6。 图 6堆肥过程中 BDM 变化曲线 随着堆肥化的进行， 水浴式和壁管式堆肥装置内 BDM 呈 现 逐 渐 下 降 的 趋 势， 分 别 从 69. 9 降 至 18. 1 和 30. 0 。BDM 是具有生物活性的有机物 质 ［13- 15］， 是堆肥过程中微生物的主要降解对象。堆 肥化初期， 大量易降解有机物被微生物的生化作用转 化消耗， BDM 含量迅速减少; 随后随着复杂有机物的 降解转化， BDM 进一步下降， 下降趋势变缓。由于堆 肥过程结束时物料的 BDM 是物料腐熟的评价指标之 88 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期 一， 因此从堆肥腐熟的角度来看， 水浴式供能堆肥系 统比壁管式系统效果更好。 2. 5TN 及 C /N 变化规律 堆肥过程中 TN、 C/N 变化情况分别见图 7、 图 8。 图 7堆肥过程中 TN 含量变化曲线 图 8堆肥过程中 C /N 变化曲线 从图 7 中可以看出 水浴式堆肥装置和壁管式堆 肥装置中物料的 TN 含量从 3. 4 分别上升至堆肥化 末期的 4. 9 和 4. 8 ， 两者曲线基本表现为波动上 升趋势， 其原因可能是 1 堆肥化过程中， 有机物的 矿化分解引起干物质的减少， 造成 N 的“浓缩” ， TN 在堆肥中的相对含量增加 ［16］; 2 堆肥的氮素转化主 要是微生物活动的结果， 包括氨化、 硝化、 反硝化、 固 氮作用， 其主要体现为堆肥中 N 的固定与释放 ［17- 19］， 堆肥化过程中， 微生物大量繁殖， 通过氨化作用促使 含氮有机物的快速降解转化为氨态氮， 由于堆肥化初 期 pH 值较低， 物料含水率较高， 氨态氮转变氨气损 失的现象较少。 从图 8 可以看出 水浴式堆肥装置和壁管式装置 中物料的 C/N 从 15. 7 分别下降至堆肥末期的 8. 7 和 9. 2， 两者曲线基本表现为连续波动下降趋势。 综合分析图 7 和图 8， 两装置在堆肥化过程中， 在13 d的堆肥化时间内， 堆料中的有机物降解迅速， 表明厨余垃圾中有机物分解量大且迅速， 堆肥周期 短 ［17- 19］。 3讨论 3. 1堆体温度的启动 堆体 温 度 是 堆 肥 得 以 顺 利 进 行 的 重 要 因 素 ［20- 21］。然而， 堆肥物料的不同、 初始性质及环境温 度的差异导致堆肥温度的启动和发展趋势亦不相 同 ［8， 22- 23］。针对餐厨垃圾， 杨延梅等［1］与任连海等［24］ 利用恒温箱或保温腔控制堆肥的环境温度进行餐厨 垃圾的好氧堆肥实验， 温度均控制在40 ℃ ， 结果表 明， 虽然实验在春天进行， 但经3 d的堆肥时间堆体的 温度就升高到45 ℃ 以上， 进入高温发酵阶段。本实 验也开展于春天， 虽然水浴式供能与壁管式供能的温 度阈值设均为50 ℃ ， 但水浴式供能装置有一半暴露 于环境， 壁管式供能装置有近 1 /3 暴露于环境， 热量 散失较大; 同时由于堆体物料初始含水率达到 80 以上， 水 分 的 升温 和 蒸发 过 程 中 亦 损 失 了 大 量 热 量 ［25- 26］， 造成两装置内堆体均在第 4 天进入中温发酵 阶段， 在第 6 天才进入高温发酵阶段。但与生活垃圾 传统堆肥相比较 ［4， 27］， 实验使堆料较快速启温， 基本 达到了抵制环境温度和物料初始性质对堆体温度上 升的不利影响， 如在装置外部再采用保温措施， 则热 利用效率更高、 启温速度更快。 3. 2堆体含水率的散失 实验中， 过高的初始含水率不仅影响着堆温的升 高， 也会对微生物的新陈代谢及氧传递产生不利影 响 ［25］。但经过第1 ～ 7 天的堆肥过程后， 第 8 ～ 11 天 两装置中堆体的含水率均处于 50 ～ 60 的最佳含 水率范围， 与此同时堆体温度都位于50 ℃ 以上， 表明 此时间段内微生物的活性最强， 降解速度最快。当含 水率处于 40 ～ 50 之间时 第 12 ～ 13 天 ， 微生物 的活性开始下降， 堆肥温度随之降低， 与宁平 ［20］的结 论一致。至最后 1 天 第 14 天 时， 由于外加能源的 作用， 导致堆体的水分的散失现象明显， 水浴式供能 装置和壁管式供能装置内的含水率分别降至 28. 1 和 30. 2 ， 表明两装置最后阶段对堆体有较强的脱 水作用， 而且出料较干燥、 颗粒较为松散。 3. 3堆肥周期的缩短 一般将堆肥过程分为主发酵和次 后 发酵。主 发酵期为堆体温度升高到开始下降的降解 实验中 为前 10 天 ; 次发酵是将主发酵工序尚未分解的有机 物进一步分解， 使之变成腐殖酸、 氨基酸等比较稳定 的有机物， 从而得到完全腐熟的堆肥制品， 此阶段时 长通常为 20 ～ 30 d。周少奇 ［28］认为， 物料 BDM 值小 98 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期 于 30 ， 堆肥达到稳定化。从实验结果来分析， 水浴 式供能装置和壁管式供能装置内物料的 BDM 分别为 18. 1 和 30. 0 ， 均已稳定化; 且从 C/N 值来看， 第 13 天时， 水浴式供能装置和壁管式供能装置内物料 的 C /N 值分别为 8. 7 和 9. 2， 而 Bernal［3］认为， 堆料 C /N 值小于 15 即可判断为腐熟， 而小于 10 即可判断 为完全腐熟。因此， 经过13 d的堆肥化处理， 两装置 内的物料已完全腐熟， 而第 11 ～ 13 天可认为是堆肥 的后发酵阶段。两种供能装置均有效缩短了堆肥周 期。 4结论 1 水浴式供能堆肥系统比壁管式系统对物料保 持高温效果好。堆肥化5 d之后水浴式供能堆肥系统 堆体内部的温度都高于壁管式堆肥供能系统， 且高于 45 ℃ 。 2堆肥结束时， 与壁管式供能堆肥系统相比， 水 浴式系统内物料 pH 值高且 BDM 低， 从物料腐熟角 度来看， 水浴式供能堆肥系统内物料比壁管式系统内 物料腐熟速度快。 3 两系统均能使物料快速降解， 堆肥周期缩短。 参考文献 ［1］杨延梅， 席北斗， 刘鸿亮． 餐厨垃圾堆肥理化特性变化规律研究 ［J］． 环境科学研究，2007， 20 2 72- 77． ［2］李建政， 汪群慧． 废物资源化与生物能源［M］． 北京 化学工业 出版社，2004 152- 160． ［3］Bernal M P，Paredes C，Sanchez-Monedero，et al． Maturity and stability parameters of compost prepared with a wide range of organic wastes［J］． Biores Technol，1998b， 63 1 91- 99． ［4］Liang C，Das K C，McClendon R W． The influence temperature and moisture contents regimes on the aerobic microbial activity of a biosolids composting blend［J］． Bioresource Technology， 2003， 94 2 131- 137． ［5］Chefetz B，Hatcher P G，Hadar Y．Chemical and biological characterization of organic matter during composting of municipal solid waste ［J］． Environ Qual， 1996， 25 7 776- 785． ［6］朴哲， 崔宗均， 苏宝林． 高温堆肥的物质转化与腐熟进度关系 ［J］． 中国农业大学学报，2001， 6 3 74- 78． ［7］张玉成， 朱建林， 李兵． 太阳能-生物反应器处理厨余垃圾的研 究［J］． 安徽农业科学，2011， 39 1 588- 590． ［8］韩涛， 任连海， 张相锋， 等． 初始环境温度对餐厨垃圾好氧堆肥 过程的影响［J］．环境科学学报，2006， 26 9 1458- 1461． ［9］任连海， 田媛． 城市典型固体废弃物资源化工程［M］． 北京 化 学工业出版社，2009 45- 123． ［ 10］文昊深， 彭绪亚． 重庆城市生活垃圾高温好氧堆肥试验研究 ［J］． 四川建筑，2004， 24 25 84- 86． ［ 11］逯延军， 吴星五． 城市生活垃圾隧道式静态好氧堆肥试验研究 ［J］． 安徽农业科学， 2008，36 2 644- 645，68． ［ 12］Haug R T． The practical handbook of compost engineering ［M］． Boca Raton，FlaLewis Publishers， 199327- 58． ［ 13］何品晶， 邵立明． 城 市 垃 圾 BDM 测 试 方 法 的 特 性 及 其 应 用 ［J］． 环境卫生工程， 1994， 2 18 27- 30． ［ 14］俞志敏， 吴克， 刘盛萍， 等． 生物垃圾堆肥的过程研究及腐熟度 评价［J］． 生物技术，2009， 19 6 86- 89． ［ 15］贾传兴， 彭绪亚， 袁荣焕， 等． 生物可降解度判定生活垃圾堆肥 处理的稳定性［J］． 中国给水排水，2006， 22 5 68- 70． ［ 16］李国学， 张福锁． 固体废物堆肥化与复混肥生产［M］． 北京 化 学工业出版社， 2000 45- 46． ［ 17］沈其荣， 史瑞和． 不同土壤有机氮的化学组分及其有效性的研 究［J］． 土壤通报， 1990， 21 2 54- 57． ［ 18］魏自民， 王世平， 席北斗， 等． 生活垃圾堆肥过程中腐殖质及有 机态氮组分的变化［J］． 环境科学学报，2007， 27 2 235- 240． ［ 19］P Clap C E，Malcolm，R L， et al． Humic substances in soil and crop sciences［C］． Selected readings． Proceedings of a symposium cosponsoredbytheInternationalHumicSubstancesSociety， Chicago． 1990 161- 186． ［ 20］宁平． 固 体 废 物 处 理 与 处 置［M］． 北 京 高等 教 育 出 版 社， 2007 127- 134． ［ 21］李秀金． 固 体 废 物 工 程［M］． 北 京 中国 环境 科 学 出 版 社， 200378- 95． ［ 22］Sundberg C，Smrs S，Jnsson H． Low pH as an inhibiting factor in thetransitionfrommesophilictothermo-philicphasein composting［J］． Bioresource Technology， 2004， 95 2 145- 150． ［ 23］Sundberg C，Ingrid H，Franke W， et al．Characterisation of source-separated household waste intended for composting［J］． Bioresource Technology， 2011， 102 3 2859- 2867． ［ 24］任连海， 钱枫， 曹栩然， 等． 餐厨垃圾好氧堆肥过程参数的变化 规律分析［J］． 北京工商大学学报． 自然科学版，2007， 25 2 1- 4． ［ 25］文昊深， 李永红， 彭绪亚， 等． 好氧堆肥水分蒸发对通风量和堆 体温度的影响［J］． 环境卫生工程，2006， 14 5 14- 16． ［ 26］陈同斌， 黄启飞， 高定， 等． 城市污泥堆肥温度动态变化过程及 层次效应［J］． 生态学报， 2002，22 5 736- 741． ［ 27］Fabrizio Adani， Diego Baido， Enrico Calcaterra， et al．The influenceofbiomasstemperatureonbiostabilia-tion-biodrying ofmunicipal solid waste ［J］． Bioresource Technology，2002，83 3 173- 179． ［ 28］周少奇． 固体废污染控制原理与技术［M］． 北京 清华大学出 版， 2009124- 172． 作者通信处李兵315211宁波市宁波大学建筑工程与环境学院 E- maillibing nbu． edu． cn 2012 － 02 － 13 收稿 09 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期