通风速率对厨余垃圾堆肥NH3和H2S排放及腐熟度影响

杜龙龙，袁 京，李国学，杨金兵 （中国农业大学资源与环境学院，北京 100193）

通风速率对厨余垃圾堆肥NH3和H2S排放及腐熟度影响

杜龙龙，袁 京，李国学*，杨金兵 （中国农业大学资源与环境学院，北京 100193）

为了减少厨余垃圾堆肥过程中NH3和H2S产生，该研究以通风速率0.16m3/h的纯厨余堆肥作为对照，以添加15%玉米秸秆（湿基）的厨余垃圾堆肥作为处理，并设置3个不同的通风速率（0.08、0.16和 0.24m3/h），研究通风速率对NH3和H2S排放及堆肥腐熟度的影响.结果表明:纯厨余垃圾堆肥总氮含量有所下降，添加秸秆后总氮量都有不同程度的提高，通风速率为0.16m3/h的处理效果最好，总氮含量可提高39.05%.与纯厨余堆肥相比，添加秸秆可减排14%～53% 的NH3和67%～80%的H2S.随着通风速率的增加，NH3累计排放量呈对数增长趋势；H2S排放无明显规律，但过低和过高的通风速率，都会导致较高的H2S排放.堆肥结束后， 4个处理均可达到无害化标准和腐熟要求.综合NH3和H2S控制效果，厨余垃圾堆肥合适通风速率为0.16m3/h.

厨余垃圾；堆肥；NH3；H2S；腐熟度

随着我国人口的增加以及城镇化的推进，城镇生活垃圾的产生量在急剧增加，与此同时基于厨余、其他和灰土三类垃圾的大类粗分模式也在迅速推广.厨余垃圾因其有机物含量高、水分含量大，是生活垃圾中宝贵的可再生资源，如何更有好地堆肥处理受到了广泛关注［1-2］.好氧堆肥是处理厨余垃圾的一种有效方式，既可实现厨余垃圾减量化和资源化，又可生产稳定的农业有机肥产品［3-6］.然而只有腐熟的堆肥产品才可以作为有机肥料施用到农田，堆肥腐熟度指堆肥物料中有害有机物质的降解程度，将直接影响堆肥品质［7］，未腐熟的堆肥产品施入农田会对植物产生毒害作用［8］.关于厨余垃圾堆肥腐熟度的研究已有报道［7-8］，除了腐熟度问题，厨余垃圾堆肥的恶臭污染已成为限制垃圾堆肥技术发展的主要问题［9-10］.早在1993年《中华人民共和国恶臭污染排放标准》［11］已经明确规定了堆肥厂NH3和H2S排放的最低限值.堆肥过程中NH3和H2S的大量排放不仅导致严重的恶臭污染，同时降低了堆肥的养分含量［12-13］.研究表明，堆肥过程会造成16%～74%的初始总氮损失［14-17］，其中9.6%～46%初始总氮以NH3的形式损失［18-21］.挥发性硫化物（VSCs）是堆肥过程中主要的臭气物质［22-23］，其中9.0%～43.0%挥发性硫化物以H2S的形式损失，H2S主要产生于堆肥过程中的局部厌氧环境［24-26］.NH3和H2S均为有毒臭气物质，为了提高厨余垃圾堆肥的环境效益，堆肥过程中NH3和H2S的排放一直是各国学者研究的热点.

通风条件对堆肥腐熟度以及污染气体的排放有重要影响［27］.目前关于通风条件对畜禽粪便堆肥腐熟度［28］和温室气体排放影响的影响研究较多［29-30］.对于厨余垃圾，主要研究集中在通风速率对其生物干化影响方面［31-32］，但生物干化和堆肥并不是完全相同的过程［33］，生物干化周期短主要是为了利用微生物活动产热降低物料含水率，堆肥周期较长主要是利用微生物降解有机质提高肥效.目前已经有学者进行了通风对堆肥过程和生物干化过程中臭气排放和挥发性有机物产生影响的研究［34-37］.在厨余垃圾堆肥过程中，通风速率对NH3和H2S排放的影响目前还不系统.本研究通过设定不同的通风速率，研究其对厨余垃圾堆肥过程中NH3和H2S排放以及堆肥产品腐熟度的影响，为厨余垃圾堆肥的生产实践提供数据支持.

1 材料与方法

1.1 堆肥材料

表1 堆肥材料的基本性状Table 1 Characters of initial material of composting

供试厨余垃圾取自北京市马家楼垃圾转运站，筛分为15～80mm粒径段垃圾，经人工分拣挑选出纯厨余垃圾进行堆肥.玉米秸秆取自中国农业大学上庄试验站，经风干后粉碎至3～5cm左右.堆肥原料基本性状见表1.堆肥装置采用60L的密闭发酵罐，发酵罐结构见参考文献［7］.

1.2 试验设计和堆肥方法

各试验处理原料配比及通风速率设定如表2所示，辅料秸秆的添加量为混合物料的15%（湿重）.按照试验设计称取原料，混匀后装填在60L底部强制通风密闭静态好氧发酵罐中进行堆置，利用温度自动控制系统每2h自动记录堆体温度，堆制时间为30d，通风方式为连续通风.本课题组研究已发现在堆肥过程中较合适的通风速率为0.2～0.4L/（kg DM·min）［27-28］，在此基础上依据本次试验厨余垃圾干物质含量折算出通风速率约为0.1～0.24m3/h，因此本试验设定了3个不同大小的通风速率（表2）.堆制期间每天在上部出气口用采样器取气，用硼酸吸收挥发出的NH3，硫酸滴定测定其含量.于堆肥7、14、21d对堆体进行人工翻堆，并在这3d和第0、3、30d取固体样200～300g左右，样品一式2份，一份储存在4℃冰箱中待用；另一份自然风干，粉碎后作为干样待用.

表2 试验设计Table 2 Design of experiment

1.3 分析方法

堆肥温度，通过连接电脑的温度传感器直接读取.pH值、EC、发芽率指数（GI）:用水浸提鲜样，固液比为1:10，过滤后滤液保存于4℃冰箱中待测.pH值用pH计直接测量，EC用电导率仪直接测定.GI的测定是取上述浸提液5ml于垫有滤纸的培养皿中，取10粒青萝卜种子，然后放置在（20±1）℃的培养箱中培养，分别在48h和96h测定发芽率.GI由下式确定:GI=（实验种子发芽率×根长）/（对照种子发芽率×根长）.堆肥物料在105℃下烘干至恒质量，根据烘干前后垃圾质量计算堆肥物料含水率. NH3用硼酸溶液吸收后，采用H2SO4滴定法测定；O2、H2S:采用便携式沼气分析仪（Biogas-5000， Geotech，英国）测定.NH4-N、NO3-N:用2mol/L的KCl溶液浸提，固液比为1:20，滤液上流动分析仪（Technicon Autoanalyser system，德国）测定.

数据的整理、计算、图标制作通过Excel软件来完成，各处理间的显著性差异分析及线性回归分析通过SAS软件完成.

2 结果与讨论

2.1 温度和O2含量

好氧堆肥中有机物降解程度以及堆肥产品质量都与温度有着紧密联系［38-39］.北京市生活垃圾堆肥厂运行管理规范（DB11/T272-2005）［40］规定高温发酵过程堆层各测试点温度在55℃以上并保持5～7d，最高温度不宜超过75℃.堆肥过程中各处理温度变化情况见图1a，可以看出各处理温度均呈先升高后降低的趋势.堆肥第2d，各处理的温度迅速上升，到第4d时T1、T2、T3、T4的温度分别达到50、57、55、55℃.图中有转折的点为翻堆时间，其中第1次翻堆和第2次翻堆后的第2d温度又有一定程度的升高，并且又达到了高温期，这是由于翻堆改善了整个堆体的通气效果、疏松度等状况，提高了降解速率，加速了微生物的代谢作用，使堆体升温.此外还可发现，T2温度略高于其他处理，显著性差异分析结果表明其温度变化和其他处理差异显著（P＜0.01），这可能是由于T2通风速率最低，随通气损失的热量较少.从高温期情况分析，各个处理均达到了无害化处理的要求.同时，根据陈同斌等［41］研究结果分析，各处理高于室温时积温均超过10000℃·h，可以认为堆体稳定化过程基本完成.

堆肥过程中氧气变化情况如图1b所示，4个处理氧气浓度的变化趋势基本一致，均呈现出先下降后上升的趋势，最后上升至接近环境氧气浓度，氧气浓度下降的时间和温度上升期吻合，该时期微生物活动旺盛耗氧量大产热多.T2的氧气浓度略低于其他处理，显著性分析结果表明T2的氧气浓度和其他处理差异显著（P＜0.01），这很可能是由于T2处理通风速率较低，供氧量有限再加上微生物代谢消耗的氧气，从而导致其氧气浓度偏低.

图1 堆肥温度和氧气含量变化Fig.1 Profiles of temperature and oxygen content during composting

2.2 NH3控制效果分析

2.2.1 铵态氮和硝态氮 各处理铵态氮和硝态氮的变化如图2所示.从图2可以看出，各处理铵态氮都有大幅度的提高，其中纯厨余堆肥的处理在第15d时铵态氮达到了峰值，随后有所下降，这很可能是由于纯厨余垃圾的含水率较其他处理高，使铵态氮溶解于堆体中；添加秸秆的处理其氨氮含量随着通风速率的不同而表现出差异， T2处理很可能是因其通风速率较低，氨化作用得到了延长，到堆肥结束的时候堆肥材料中的氨氮含量仍呈现出上升趋势.对铵态氮结果进行显著性差异分析后发现，T4和T1（P＜0.01）、T2（P=0.02）差异显著.T4处理和其他处理相比，铵态氮水平一直较低，这很可能是由于通风速率高大量NH3被吹脱.

与铵态氮变化趋势相反，各处理硝态氮都有所下降，其中T3处理的硝态氮含量下降最多，其硝态氮减少了69.5%，通风速率最低的T2处理硝态氮含量下降最少.显著性差异分析结果表明，各处理间硝态氮变化无显著性差异（P=0.91）.

图2 铵态氮和硝态氮含量的变化Fig.2 N-N and N-N in the compost

2.2.2 NH3图3为不同处理堆肥过程中的NH3排放规律，可以看出，NH3排放峰值均发生在高温期，这与Pagans等［42］研究结果相近.T4处理的NH3日排放量峰值最大，处理T2的NH3排放高峰期较其他处理相比延后.处理T2和T4氨气排放差异显著（P=0.03），其他处理NH3排放无显著性差异（P=0.13）.添加秸秆后堆体环境更加疏松，高通风速率加速了NH3的释放，因此T4的峰值较大.但T2的通风速率较低，前期供氧主要用于易分解物质的降解，后期随着堆体内氧气浓度逐渐升高，微生物的氨化作用才开始活跃起来，因此其NH3排放相对滞后.

表3为各处理NH3的累计排放量，可以看出，纯厨余堆肥的NH3的累计排放量最高，添加秸秆后NH3累计排放量分别可减少52.56%、23.08%、14.10%，其中T2的累计排放量最小，不足T1处理的一半.此外随着通风速率的增加添加秸秆的处理其NH3排放总量不断升高.秸秆具有良好的孔隙结构可以对NH3进行吸附作用，因此排放量有所下降.结合铵态氮数据还可以发现，T2处理NH3排放量低与其氨化作用不完全也有关系，添加秸秆的T4处理NH3总排放量最高，这也很好地说明了其铵态氮水平一直较低的原因.

对NH3的累计排放量和通风速率进行线性和非线性拟合后发现，其线性拟合R2值为0.92，对数拟合R2值为0.98，表明NH3的累计排放量随着通风速率的提高更接近于对数增长趋势.利用SAS数据处理回归分析方法中的REG过程，对NH3日排放量（Y）与氧气浓度（A）和温度（B）的关系进行线性回归分析发现，相关系数为0.69，关系式为:Y=0.04588A+0.01964B-1.17039.

图3 NH3排放规律Fig.3 Ammonia emissions during composting period

表3 NH3排放量情况Table 3 Cumulative emission of NH3during composting

2.3 H2S控制效果分析

图4为不同处理堆肥过程中的H2S变化情况，可以看出，各处理的H2S排放均表现为先上升后下降，且高峰期均出现在高温期，在堆肥第12d达到峰值其中T1的峰值最大，堆肥15d之后，几乎没有H2S的排放.添加秸秆后T2（P＜0.01）、T3（P＜0.01）、T4（P=0.03）的H2S日排放量和T1差异显著.表4为各处理的H2S累计排放量，从表中结果可以看出纯厨余堆肥的H2S累计排放量最大，添加秸秆后H2S的累计排放量可以减少67%以上，其中T3处理排放量最低比T1减少了80.48%.添加秸秆后对体内孔隙度增加，产生厌氧环境的可能性降低，T2的通风速率比T3低，更容易产生局部厌氧环境，从而使得其H2S累计排放量偏高.而T4处理通风率最大，理论上在堆体内产生的H2S最低，但是过高的通风可将堆体中产生的H2S及时携带出堆体，不利于硫还原菌对H2S还原转化，因此T4处理H2S排放量高于T3处理.

图4 H2S排放规律Fig.4 Hydrogen sulfide emissions during composting

表4 H2S排放量情况Table 4 Cumulative emis?sion of H2S during composting

2.4 腐熟度及碳氮变化

2.4.1 腐熟度 图5为各处理堆肥过程中腐熟度指标变化情况，从图中可以看出，随着堆肥过程的进行各处理的GI值呈上升趋势，堆肥结束时各处理的GI值均在80%以上，达到了腐熟要求；堆肥物料的原始pH值（5.0～5.7）较低，高温期开始后随着物料的分解，堆体的pH 迅速升高，堆肥结束时，pH值均稳定在8左右，符合腐熟堆肥弱碱性的要求；EC值反映了堆体内可溶性盐的含量，从堆肥开始到结束堆体的EC值一直低于2mS/cm，均在安全范围内施用于土壤时不会对植物产生毒害.综合各指标可以判定，在堆肥结束时各处理均达到了腐熟要求.

图5 腐熟度指标变化Fig.5 Changes in maturity indexes during composting period

2.4.2 碳氮变化 表5为各处理总氮和总有机碳含量的变化情况，从表中可以看出，除T1处理的总氮含量有所下降外，其他处理的总氮都有不同程度的提高，T2、T3和T4的总氮含量分别提高了37.68%、39.05%、30.87%.各处理的总有机碳均有所下降，而且添加秸秆后有机碳的降解率提高，表明添加秸秆后丰富了堆体内微生物种类，改善了堆体理化环境更有利于物料的降解.此外堆肥期间纯厨余堆肥在升温期产生了大量的渗滤液，添加秸秆后可以起到调节物料物理结构的作用，同时吸收和固持大量水分，因此添加秸秆处理未产生渗滤液.从有机碳变化情况也可以看出，添加秸秆后有机质降解加速，降解过程中总有机碳的降解速率要高于总氮的降解速率.因此，最终堆肥产品各处理的总氮含量较初始含量升高.其中T3处理有机碳降解最多，固其总氮含量也略高于T2和T4处理.

表5 碳氮变化情况Table 5 Carbon and nitrogen balances

3 结论

3.1 从温度以及其他腐熟度指标来看所有处理均达到了无害化要求.堆肥结束时，各处理均达到腐熟堆肥的要求，施入土壤不会对作物产生毒害作用.

3.2 厨余垃圾中添加秸秆后可使NH3减排14%～53%，H2S减排67%～80%.

3.3 添加秸秆后的厨余垃圾堆肥，NH3排放量随通风速率的增加呈现出对数增长趋势，H2S排放量与通风速率无明显规律性关系，通风速率为0.16m3/h时H2S可以减排80.48%，且差异显著（P＜0.01）；综合NH3和H2S控制效果，厨余垃圾堆肥合适通风速率为0.16m3/h.

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Effect of aeration rate on the NH3and H2S emissions and maturity of kitchen waste composting.

DU Long-long，YUAN Jing， LI Guo-xue*， YANG Jin-bing （College of Resource and Environmental Science， China Agricultural University， Beijing 100193， China）. China Environmental Science， 2015，35（12）：3714～3720

In order to decrease the NH3and H2S emissions during kitchen waste composting， this study investigated the effect of aeration rate on NH3and H2S emissions and maturity. A control treatment was studied using pure kitchen waste with an aeration rate （AR） of 0.16m3/h， and three different ARs （0.08， 0.16 and 0.24m3/h） were set to compost using a mixture of 85% kitchen waste and 15% cornstalks （wet weight）. The results showed that adding cornstalks could increase the total nitrogen compared with kitchen waste composted alone， the TN content of the treatment （AR = 0.16m3/h） was the highest among all treatments， its TN content increased 39.05%. Kitchen waste mixed with cornstalks reduced the NH3emissions by 14%～53% and H2S emission by 67%～80% than did pure kitchen waste. The NH3emissions increased with the AR increasing， and the NH3cumulative emissions showed a logarithmic growth trend. The H2S emissions has no obvious regularity， but low and high AR would lead to higher H2S emission. Moreover， all treatments met the sanitation requirements and reached the required maturity standard. Given the comprehensive effect， the recommended aeration rate for kitchen waste composting is 0.16m3/h.

kitchen waste；composting；ammonia；hydrogen sulfide；maturity

X705

A

1000-6923（2015）12-3714-07

杜龙龙（1989-），男，河南漯河人，博士，研究方向为固体废弃物处理与资源化.

2015-05-13

国家自然基金资助项目（41275161）；国家“十二五”科技支撑项目“农业废弃物高效循环利用关键技术研究”（2012BAD14B01）

* 责任作者， 教授， ligx@cau.edu.cn