添加沼渣對(duì)餐廚垃圾堆肥腐殖化過(guò)程的影響

李龍濤，董春華，饒中秀，張娜，李微艷，褚飛，黃鳳球

（湖南省土壤肥料研究所，湖南省新型肥料工程技術(shù)研究中心，長(zhǎng)沙 410125）

2021 年我國(guó)城市生活垃圾清運(yùn)量達(dá)2.49 億t，其主要無(wú)害化處理方式是填埋和焚燒，約占總處理量的93.5%，其中約36%~52%為餐廚垃圾[1-2]。填埋焚燒不僅造成溫室氣體、滲濾液和臭氣排放等環(huán)境污染問(wèn)題，而且浪費(fèi)了其中的可利用資源[3]。近年來(lái)有機(jī)廢棄物的高效資源化利用倍受關(guān)注，好氧堆肥作為有效的資源利用技術(shù)，具有低成本、操作簡(jiǎn)單等特點(diǎn)，已經(jīng)廣泛應(yīng)用于處置畜禽糞污、作物秸稈、餐廚垃圾和園林垃圾等廢棄物[4-5]。餐廚垃圾堆肥存在發(fā)酵周期長(zhǎng)、腐解效率低和產(chǎn)品品質(zhì)不穩(wěn)定等瓶頸[6]，提高堆肥腐殖化效率仍是當(dāng)前研究的主要任務(wù)和難點(diǎn)。

國(guó)內(nèi)外提升餐廚垃圾堆肥效果的研究主要有2個(gè)方面，一是通過(guò)添加功能性調(diào)理劑，如生物炭、粉煤灰、菇渣、污泥等，通過(guò)調(diào)節(jié)物料C/N、pH、水分、透氣性等參數(shù)以改良堆肥效果[7]。如將污泥添加到餐廚垃圾中協(xié)同堆肥，可以顯著提高多糖和蛋白質(zhì)的降解率，強(qiáng)化堆肥的腐殖化作用[8]。二是直接添加微生物發(fā)酵劑以強(qiáng)化優(yōu)勢(shì)菌群，如在餐廚垃圾和園林廢棄物共堆肥中接種功能性微生物后，物料中的木質(zhì)纖維素降解率提高了0.6 倍[9]。但是由于餐廚垃圾特性復(fù)雜，使分離自其他環(huán)境中的降解菌在餐廚垃圾堆肥體系中作用有限，如外源細(xì)菌的生長(zhǎng)往往被餐廚垃圾原生優(yōu)勢(shì)菌群乳酸菌抑制[10]。因此篩選兼具調(diào)理作用和生物強(qiáng)化作用的添加劑值得進(jìn)一步研究。

沼渣是有機(jī)物料厭氧發(fā)酵后的產(chǎn)物，其養(yǎng)分含量高而C/N 低，具有較高的微生物多樣性，富含多種代謝產(chǎn)物如多酚氧化酶、纖維素酶、脲酶等，添加沼渣既可以通過(guò)調(diào)節(jié)理化參數(shù)影響微生物活動(dòng)，其自身豐富的菌群也能提高堆肥的微生物多樣性[11]。有研究表明，將沼渣添入牛糞中堆肥可以通過(guò)強(qiáng)化微生物活性提高C 和N 的生物利用率[12]；將餐廚漿液沼渣與黑水虻蟲(chóng)糞共同堆肥可以提高胡敏酸的含量和腐殖化程度[13]。但是目前鮮有利用沼渣強(qiáng)化餐廚垃圾堆肥腐殖化作用的研究[14]。

本研究以添加沼渣比例為控制變量，通過(guò)研究餐廚垃圾腐殖化指標(biāo)和C、N變化，明確沼渣強(qiáng)化餐廚垃圾腐殖化作用的可行性，并探討餐廚垃圾和沼渣協(xié)同堆肥C、N 損失規(guī)律。本研究可以為餐廚廢棄物資源高效利用提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

本研究中沼渣為城市廚余廢液厭氧發(fā)酵后沉淀的固體廢渣，餐廚垃圾是城市廚余分離油水后直接粉碎的固體廢渣，輔料為水稻秸稈。試驗(yàn)材料的基本性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 原材料的基本理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of raw materials

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)地點(diǎn)位于長(zhǎng)沙市某有機(jī)肥企業(yè)生產(chǎn)車(chē)間。試驗(yàn)設(shè)計(jì)餐廚垃圾∶沼渣干基比例分別為4∶0（T1）、3∶1（T2）和1∶3（T3）3 個(gè)處理。提前收集水稻秸稈粉碎至1 cm 左右，各處理秸稈添加的干基比例均為56%左右以調(diào)節(jié)物料C/N 至約25。通過(guò)添加水分調(diào)節(jié)各處理的初始含水率至60%左右，同時(shí)用鏟車(chē)和翻拋機(jī)將物料充分混勻，堆成長(zhǎng)2.5~3.0 m，寬2.0 m，高1.5 m 左右的條垛進(jìn)行發(fā)酵。堆體升溫至60 ℃時(shí)開(kāi)始翻堆，高溫期2~3 d 翻堆1 次，降溫期7 d 左右翻堆1 次，溫度降低至40 ℃時(shí)不再翻堆，直至溫度下降至環(huán)境溫度后完成堆肥，堆肥周期共50 d。

1.3 采樣與檢測(cè)

1.3.1 采樣方法

第0、5、10、20、30 天和50 天采樣，堆體根據(jù)長(zhǎng)度確定3 個(gè)等距截面，每個(gè)截面以高度均分為上、中、下3 層，用取樣器分別在截面的每一層取樣品300 g，混勻后為1個(gè)完整樣品，每個(gè)截面采集1個(gè)樣品，每個(gè)處理共采3 個(gè)樣品。樣品用自封袋密封，帶回實(shí)驗(yàn)室檢測(cè)分析各項(xiàng)指標(biāo)。

1.3.2 檢測(cè)內(nèi)容與方法

總氮（TN）的測(cè)定采用凱氏定氮法；總有機(jī)碳（TOC）的測(cè)定采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法；腐殖質(zhì)組成的測(cè)定采用焦磷酸鈉浸提-重鉻酸鉀氧化法。

溫度測(cè)定及積溫計(jì)算：使用電子溫度計(jì)，于每日16：00 分別在堆體上、中、下3 層中部讀數(shù)，取平均值代表堆體溫度，每個(gè)處理重復(fù)測(cè)定3 次。采用陳同斌等[15]的方法計(jì)算堆肥積溫和有效積溫比。

干物質(zhì)降解率（DR）的測(cè)定和總有機(jī)碳損失率（CL）、總氮損失率（NL）的計(jì)算：DR的測(cè)定采用尼龍網(wǎng)袋法，在起堆完成后立即精確稱(chēng)量1 kg物料裝入尼龍網(wǎng)袋中，每個(gè)處理準(zhǔn)備3袋物料分別放入堆體3個(gè)等距截面的中層，在第10、20、30、40天和50 天將網(wǎng)袋稱(chēng)質(zhì)量后放回堆體，同時(shí)取樣測(cè)定物料含水率，參照班允赫和高文慧[16-17]的方法計(jì)算DR、CL和NL。計(jì)算公式如下：

式中：M0為物質(zhì)初始質(zhì)量，kg；Mi為物質(zhì)在i時(shí)刻的質(zhì)量，kg；N0為物質(zhì)初始TN，g·kg-1；Ni為物質(zhì)在i時(shí)刻的TN，g·kg-1；C0為物質(zhì)初始TOC，g·kg-1；Ci為物質(zhì)在i時(shí)刻的TOC，g·kg-1。

腐殖質(zhì)聚合度（DP）、腐殖化率（HR）和腐殖化指數(shù)（HI）的計(jì)算公式如下[18]：

式中：HA為胡敏酸含量，g·kg-1；FA為富里酸含量，g·kg-1；TOC為T(mén)OC含量，g·kg-1。

種子發(fā)芽指數(shù)（GI）采用有機(jī)肥料標(biāo)準(zhǔn)（NYT 525—2021）提供的方法，以黃瓜種子為對(duì)象進(jìn)行測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

使用Excel 進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和圖表繪制，使用SPSS 20進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 堆肥的溫度變化規(guī)律

溫度是堆肥腐熟程度重要的判斷指標(biāo)，本研究各處理的堆肥溫度變化規(guī)律如圖1 所示。參考堆肥技術(shù)規(guī)范（NYT 3442—2019），條垛式堆肥的堆體溫度應(yīng)在55 ℃以上維持時(shí)間不得少于15 d，本研究中T1、T2 和T3 處理55 ℃以上的維持時(shí)間分別為22、23 d 和23 d，3 個(gè)處理均滿(mǎn)足堆肥技術(shù)規(guī)范。根據(jù)堆肥溫度可以將堆肥過(guò)程劃分為升溫期、高溫期和降溫期3個(gè)階段。各處理堆肥溫度均在2 d內(nèi)迅速上升至60 ℃以上，為升溫期；2~23 d為堆肥高溫期，期間T1、T2和T3處理的平均溫度分別為61.48、61.87 ℃和62.78 ℃，表現(xiàn)為T(mén)3>T2>T1；23 d 后進(jìn)入降溫期，降溫期平均溫度表現(xiàn)與高溫期相反，為T(mén)1>T2>T3。添加沼渣提高了堆肥的高溫期平均溫度，并降低了降溫期平均溫度。

圖1 堆體溫度的變化Figure 1 Temperature changes during composting

各處理堆肥的積溫情況見(jiàn)表2。堆肥積溫與沼渣的添加量成反比，而有效積溫比則與其成正比，T1、T2 和T3 處理堆肥有效積溫比分別為59.51%、63.73%和67.98%，具體表現(xiàn)為T(mén)3>T2>T1，說(shuō)明沼渣的添加提高了堆肥穩(wěn)定性和高溫期發(fā)酵效率，減少了對(duì)降溫期發(fā)酵的依賴(lài)性。而T1處理降溫期平均溫度相對(duì)較高，也印證了其高溫期發(fā)酵不充分，仍需依靠后期常溫發(fā)酵來(lái)完成物料的充分腐解。

表2 堆肥積溫指標(biāo)Table 2 Accumulated temperature index of composts

2.2 堆肥的干物質(zhì)降解規(guī)律

本研究利用網(wǎng)袋法測(cè)定DR，結(jié)果如圖2 所示。干物質(zhì)的降解呈現(xiàn)明顯的階段性，堆肥后T2 處理的物料降解相對(duì)徹底。堆肥的升溫期和高溫期是降解的主要階段，堆肥結(jié)束時(shí)T1、T2 和T3 處理的最終DR分別為28.66%、37.16%和35.31%，T2 和T3 處理DR較T1 處理分別顯著增加了29.64%和23.19%（P<0.05），T3 處理的DR 略低于T2 處理。同時(shí)發(fā)現(xiàn)，T1、T2和T3處理高溫期（以0~20 d計(jì)）對(duì)物料降解的貢獻(xiàn)分別占72.57%、83.75%和78.97%，說(shuō)明DR 與高溫期降解比例呈正相關(guān)，降解率越高的處理，在高溫期（0~20 d）降解的比例也越高。

圖2 堆肥干物質(zhì)降解率的變化Figure 2 Changes of dry mater degradation rate during composting

堆肥過(guò)程中微生物代謝會(huì)消耗物料的C 和N，并以CO2、NH3、CH4等氣體方式揮發(fā)。物料TOC 和TN的變化規(guī)律見(jiàn)圖3。結(jié)果表明，C、N 變化具有明顯的階段性，TOC 在0~10 d 迅速下降，后期緩慢降低，T1、T2 和T3 處理最終值分別為415.00、381.67 g·kg-1和372.82 g·kg-1（圖3a），結(jié)合DR 進(jìn)行計(jì)算，T1、T2 和T3處理堆肥后CL 分別為36.37%、45.78%和44.68%（圖3b）。TN 含量先下降后上升，第5 天為最低值，T1、T2和T3處理最終值分別為23.10、23.89 g·kg-1和23.23 g·kg-1（圖3c），而NL 分別為24.46%、27.59%和26.05%（圖3d）。CL和NL均表現(xiàn)為T(mén)2>T3>T1。以上說(shuō)明，堆肥的C、N 在高溫期迅速損失，降溫期后緩慢損失，由于CL高于NL，最終N相對(duì)含量升高；沼渣的添加提高了堆體物料的降解率，同時(shí)加劇了C、N的損失。

圖3 堆肥的總有機(jī)碳和總氮變化Figure 3 Changes of total organic carbon and total nitrogen during composting

2.3 堆肥的腐殖化特征

2.3.1 腐殖質(zhì)組分含量的變化

不同處理中腐殖質(zhì)主要成分含量的變化規(guī)律見(jiàn)圖4。堆肥過(guò)程中腐殖質(zhì)組分含量呈現(xiàn)動(dòng)態(tài)變化，具體表現(xiàn)為FA下降，HA逐漸上升。T1、T2和T3處理的FA 分別由64.17、47.23 g·kg-1和40.51 g·kg-1下降至51.00、35.66 g·kg-1和38.12 g·kg-1，降 幅 分 別 為20.53%、24.50%和5.89%（圖4a）。說(shuō)明添加適量的沼渣提高了FA 的分解，但是高比例的沼渣會(huì)抑制FA的分解。T1、T2 和T3 處理的HA 則由15.90、14.70 g·kg-1和13.99 g·kg-1上升至31.92、29.79 g·kg-1和33.58 g·kg-1，增幅分別為100.76%、102.73%和140.00%（圖4b），可知添加沼渣的比例與HA 的合成效率呈正相關(guān)。值得注意的是，T3 處理FA 降幅顯著小于其他處理，而HA 卻增加到初始水平的2.4 倍，增幅顯著高于其他處理（P<0.05）。

圖4 堆肥腐殖質(zhì)組成和腐殖化過(guò)程變化Figure 4 Variations of humus composition and humification during composting

2.3.2 腐殖化程度指標(biāo)的變化

為了更充分地了解堆肥的腐殖化規(guī)律，腐殖質(zhì)各組分變化的相互關(guān)系及其與有機(jī)碳變化的聯(lián)系被提出，并作為堆肥腐殖化程度的評(píng)價(jià)指標(biāo)。腐殖化程度指標(biāo)主要包括DP、HR、HI等。

DP 又被稱(chēng)為胡富比，被普遍認(rèn)為是反映堆肥腐熟程度的重要參數(shù)之一。本研究中各處理DP的變化情況見(jiàn)圖4d，各處理的DP 整體呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，DP 增幅表現(xiàn)為T(mén)2>T3>T1。各個(gè)階段中，0~20 d 各處理的DP 均增加，20~30 d 增速放緩甚至下降，30~50 d 穩(wěn)定上升。堆肥結(jié)束時(shí)T1、T2 和T3 處理的DP 分別為0.63、0.84和0.88，堆肥結(jié)束時(shí)相對(duì)于初始的增幅分別達(dá)到152.81%、168.51%和155.04%。本研究中添加沼渣的T2 和T3 處理最終DP 均顯著高于T1 處理（P<0.05）。

各處理在堆肥后HR 和HI 均上升。T1、T2 和T3處理的HR 分別由堆肥前的17.21%、14.00% 和12.51%增加至19.98%、17.15%和19.23%，增幅分別是2.77、3.15 個(gè)和6.72 個(gè)百分點(diǎn)，HR 增幅在處理間均存在顯著差異（P<0.05），其中T3處理HR 增幅顯著高于T1 和T2 處理（P<0.05）（圖4e）；堆肥后T1、T2 和T3處理的HI值分別是7.52%、7.87%和8.86%，增幅分別為4.27、4.28 個(gè)和5.80 個(gè)百分點(diǎn)（圖4f）。結(jié)果表明，餐廚垃圾堆肥HR 和HI 的增幅與添加沼渣的比例呈正相關(guān)。

2.4 種子發(fā)芽指數(shù)

GI 是評(píng)價(jià)堆肥產(chǎn)品腐熟度最直觀的方法，一般情況下GI 大于50%可認(rèn)為堆肥對(duì)種子基本無(wú)毒性，種子發(fā)芽指數(shù)大于70%符合有機(jī)肥標(biāo)準(zhǔn)要求（NYT 525—2021）。如圖5 所示，隨著物料的持續(xù)發(fā)酵，各處理的GI均逐步提高，其中添加了沼渣的T2和T3處理的GI 在30 d 時(shí)率先超過(guò)70%。堆肥結(jié)束時(shí)T1、T2和T3 處理的GI 分別為73.30%、90.59%和90.08%，其中T2和T3處理分別顯著高于T1處理（P<0.05）。

圖5 堆肥的種子發(fā)芽指數(shù)Figure 5 Germination index changes during composting

3 討論

餐廚垃圾與沼渣同為有機(jī)固體廢棄物，受到原料特性的限制，單獨(dú)堆肥效果均有限，本研究嘗試將沼渣添入餐廚垃圾中協(xié)同堆肥以改良堆肥效果，發(fā)現(xiàn)沼渣可以促進(jìn)物料有機(jī)質(zhì)的降解，強(qiáng)化堆肥腐殖化作用，并提高了高溫期堆肥效率，這與張浩等[13]用沼渣和蟲(chóng)糞共同堆肥的研究結(jié)果相似。堆肥各處理的溫度變化趨勢(shì)基本一致，但是不同處理的階段變化特征有差異。添加沼渣的處理高溫期平均溫度和發(fā)酵效率均高于對(duì)照，原因可能有以下方面：一是沼渣的微生物多樣性高于餐廚垃圾，添加沼渣相當(dāng)于引入了較豐富的菌群，提高了堆肥腐殖化過(guò)程關(guān)鍵微生物活性[19]；其次，沼渣本身均有大量的腐殖質(zhì)前體以及多種有機(jī)質(zhì)分解酶，為腐殖質(zhì)的合成提供了原料和催化劑；同時(shí)沼渣在協(xié)同堆肥中起到了結(jié)構(gòu)調(diào)理劑和改良參數(shù)的作用[20]。因?yàn)槎逊实腃L 高于NL，所以各處理堆肥后N的相對(duì)含量均有增加，其中加入沼渣的處理效果更好，與溫度、GI 的結(jié)果一致，也與前人的研究結(jié)果相似[21-22]。添加沼渣的處理由于高溫期發(fā)酵效率的提高，增加了CL 和NL，說(shuō)明控制餐廚垃圾和沼渣協(xié)同堆肥模式的氮損失仍需進(jìn)一步研究。添加高比例沼渣的處理DR 和GI略有降低，說(shuō)明堆肥中沼渣的比例仍不宜過(guò)高。本研究發(fā)現(xiàn)自堆肥開(kāi)始時(shí)物料的CL一直略高于DR，這可能由于網(wǎng)袋內(nèi)外的物料變化有差別，如含水率變化和腐解程度不同等，但其變化趨勢(shì)和處理間的差異性仍可以在一定程度上反映堆肥的降解規(guī)律。

腐殖質(zhì)是堆肥的核心產(chǎn)物，腐殖化程度是評(píng)價(jià)堆肥腐熟的重要指標(biāo)[23-24]。腐殖化包括有機(jī)質(zhì)礦化和腐殖質(zhì)合成兩個(gè)過(guò)程，蛋白質(zhì)、淀粉、脂肪酸和木質(zhì)纖維素等大分子有機(jī)質(zhì)的碳鏈在胞外酶的作用下被切斷，初步降解為氨基酸、還原糖、有機(jī)酸和木質(zhì)素結(jié)構(gòu)單元等腐殖質(zhì)前體，腐殖質(zhì)前體或被微生物礦化分解為CO2，或在胞內(nèi)酶的作用下通過(guò)特殊途徑聚合形成腐殖質(zhì)[25]。腐殖質(zhì)主要包括FA 和HA，其中HA 是一類(lèi)分子量大、官能團(tuán)多的脂肪族和芳香族化合物，包括酚類(lèi)、醌類(lèi)、羧酸類(lèi)和氨基酸等，堆肥中的HA 含量越高，其有機(jī)質(zhì)穩(wěn)定性越強(qiáng)；相比之下，F(xiàn)A 分子量小，活性更強(qiáng)[26]。堆肥中FA 和HA 含量和比例可以反映堆肥發(fā)酵狀況，兩者的比例也是評(píng)價(jià)堆肥成熟度的常用指標(biāo)[27]。堆肥過(guò)程中FA 與HA 存在一定的轉(zhuǎn)化關(guān)系，且一般來(lái)說(shuō)FA向HA轉(zhuǎn)化效率較高[28]。本研究不同處理的FA 與HA 轉(zhuǎn)化程度有差異，其中添加沼渣的處理HA合成率較高，這與白玲等[29]利用沼渣、餐廚廢棄物、牛糞和秸稈混合堆肥的結(jié)果相似。可能是由于添加沼渣提高了蛋白質(zhì)和碳水化合物的降解速率，促進(jìn)了氨基酸和還原糖等腐殖質(zhì)前體物質(zhì)的產(chǎn)生，從而增強(qiáng)了美拉德腐殖化途徑和多酚腐殖化途徑[30-31]。T3 處理中FA 和HA 的變化值得關(guān)注：相對(duì)于其他處理，T3 處理FA 減量較小，HA 增量卻較大，用來(lái)表征腐殖化率的指標(biāo)HR 的增幅也最高。這或許因?yàn)檎釉刑峁┝素S富的多肽、單糖與氨基酸等腐殖質(zhì)前體，沼渣比例較高時(shí)，前體物質(zhì)可以直接用于HA 的合成，不再受限于分解餐廚垃圾中的淀粉、蛋白質(zhì)等物質(zhì)[32]。對(duì)餐廚垃圾及其沼渣生物多樣性的研究發(fā)現(xiàn)，沼渣與其原料（餐廚垃圾）的優(yōu)勢(shì)菌群有較強(qiáng)的相似性，而反映微生物多樣性指數(shù)的Shannon 值和Chao1 值則更高，分別是餐廚垃圾的2.1 倍和7.0 倍，這從微生物多樣性的角度支持了本研究的結(jié)論，但是沼渣如何通過(guò)強(qiáng)化生物作用影響餐廚垃圾堆肥仍需進(jìn)一步研究[19]。

本研究同時(shí)發(fā)現(xiàn)，餐廚垃圾堆肥的DP值較低，堆肥結(jié)束時(shí)各處理的DP 范圍是0.63~0.88，此時(shí)堆肥已經(jīng)基本腐熟，但是與普遍認(rèn)為的堆肥腐熟標(biāo)準(zhǔn)（DP達(dá)到1.9）有較大差距[33]。已經(jīng)有其他研究發(fā)現(xiàn)，餐廚垃圾堆肥后物料的DP 由0.58 變化至0.65，增幅約為12.1%；豬糞與秸稈靜態(tài)好氧堆肥的DP 增幅為20.3%~149.4%；雞糞與秸稈堆肥的最終DP 為1.5 左右，增幅為170%[34-35]。可見(jiàn)堆肥腐殖質(zhì)聚合度的變化很大程度取決于原料種類(lèi)，建議在以DP 評(píng)價(jià)堆肥腐熟程度時(shí)應(yīng)根據(jù)不同的原料特點(diǎn)確定合適的DP范圍，同時(shí)考慮DP幅度的變化。

4 結(jié)論

（1）添加沼渣可以強(qiáng)化餐廚垃圾堆肥腐殖化作用：調(diào)節(jié)了餐廚垃圾的理化特性，提高了高溫期發(fā)酵效率，促進(jìn)了物料降解，提高了胡敏酸的合成效率和腐殖質(zhì)聚合度，提高了腐殖化指數(shù)和腐殖化率的增幅。

（2）餐廚垃圾和沼渣配比為3∶1 時(shí)，堆肥的干物質(zhì)降解率、TN和種子發(fā)芽指數(shù)較其他處理更高。

（3）沼渣提高餐廚垃圾堆肥效率的同時(shí)也加劇了堆肥過(guò)程中的C、N 損失，而高溫期是C、N 損失的主要時(shí)期。