全 文 ：第 33 卷第 9 期
2013 年 9 月
环 境 科 学 学 报
Acta Scientiae Circumstantiae
Vol． 33，No． 9
Sep．，2013
基金项目:“十二五”国家科技支持计划项目(No． 2013BAJ10B06) ;宁波市科技局项目(No． 2010C50022)
Supported by the National Key Technology R＆D Program(No． 2013BAJ10B06)and the Ningbo Technology Bureau Project(No． 2010C50022)
作者简介:李兵(1977—) ，男，副教授(工学博士) ，E-mail:libing@ nbu． edu． cn;* 通讯作者(责任作者)
Biography:LI Bing(1977—) ，male，associate professor(Ph． D．) ，E-mail:libing@ nbu． edu． cn;* Corresponding author
李兵，王英，董志颖． 2013．餐厨垃圾与水葫芦联合好氧堆肥生物质组分分类表征［J］．环境科学学报，33(9) :2531-2538
Li B，Wang Y，Dong Z Y． 2013． Biomass components characterization during the aerobic composting of kitchen waste combined with water hyacinth［J］．
Acta Scientiae Circumstantiae，33(9) :2531-2538
餐厨垃圾与水葫芦联合好氧堆肥生物质组分分类表征
李兵* ，王英，董志颖
宁波大学建筑工程与环境学院，宁波 315211
收稿日期:2012-12-01 修回日期:2012-12-25 录用日期:2012-12-25
摘要:为解决农村生活垃圾处理实践中存在的问题，并对水葫芦的堆肥化处理进行探索．利用自行设计的能量输入式高温好氧堆肥系统，以农
村生活垃圾主要组成———餐厨垃圾及餐厨垃圾 +水葫芦混合物料为堆肥化对象，测定与分析了堆肥化过程中温度、有机质的变化规律，并分类
表征了总糖、还原糖、淀粉、脂肪、蛋白质 5 种生物质组分的演变趋势．同时，借助 C /N比值、CEC /TOC比值的变化及 GI指数评估了堆肥的腐熟
度．研究表明，在外界环境温度小于 8 ℃的情况下，与单一餐厨垃圾堆肥化处理相比，混合物料堆肥化升温更快(1 d即达 40 ℃，3 d达 52 ℃) ，
处于高温堆肥化时间更长(8 d) ，堆肥无害化程度更高，有机质降解更迅速且降解程度高;而且，混合物料有助于提高总糖、还原糖、淀粉、脂肪
与蛋白质 5 种生物质组分的降解水平．腐熟度评估结果表明，在约 11 d的堆肥化时间内，能量输入式好氧堆肥系统能够使单一餐厨垃圾堆肥
达到基本腐熟，餐厨垃圾与水葫芦混合物堆肥达到完全腐熟．
关键词:餐厨垃圾;水葫芦;高温好氧堆肥;能量输入;生物质组分;腐熟度
文章编号:0253-2468(2013)09-2531-08 中图分类号:X705 文献标识码:A
Biomass components characterization during the aerobic composting of kitchen
waste combined with water hyacinth
LI Bing* ，WANG Ying，DONG Zhiying
Faculty of Architectural Civil Engineering and Environment，Ningbo University，Ningbo 315211
Received 1 December 2012; received in revised form 25 December 2012; accepted 25 December 2012
Abstract:Rural solid waste could not be treated efficiently due to the absence of appropriate treatment facility，posing threats to local environment． In this
work，a thermophilic aerobic composting system utilizing imported energy was developed to treat rural kitchen wastes with and without combination of water
hyacinth，respectively． Variations of the main composting factors including temperature，organic matters，and five biomass components (total sugar，
reducing sugar，starch，fat and protein)were determined． Maturities of composting were evaluated by C /N ratio，CEC /TOC ratio and GI． Results
indicated that temperature of combined composting system increased faster (40 ℃ in 1 d and 52 ℃ in 3 d)than single rural kitchen wastes system (23
℃ in 1 d and 42 ℃ in 3 d)． Thermophilic composting period was longer (8 d versus 5 d) ，and degradation of organic matters and five biomass
components were more significant． At the same time，C /N ratio，CEC /TOC ratio，and GI suggested that kitchen wastes were mostly mature and combined
wastes were entirely mature in 11 days，which were driven by the thermophlic aerobic composting system utilizing imported energy． This study showed that
the composting design is efficient for rural solid waste treatment．
Keywords:kitchen waste;water hyacinth;thermophilic aerobic composting;imported energy;biomass components;maturity
1 引言(Introduction)
研究表明，农村生活垃圾中易降解性有机垃圾
组分含量约占垃圾总量的 70%，主要由餐厨垃圾组
成，其含水率、有机物含量、油脂含量及盐分含量
高，易腐烂发臭(严太龙等，2004;邱才娣，2008)．浙
江省农村生活垃圾处理与处置工作以分类指导为
原则，推行“村收集、镇中转、县处理”的三级运行模
式．根据这一模式，本课题组设计了农村生活垃圾
生态处理技术流程与构筑物(图 1) ，将农村生活垃
圾用生物堆肥法就地处理，已在宁波市几百个村庄
推广应用．几年的运行实践表明，该技术对当地的
DOI:10.13671/j.hjkxxb.2013.09.034
环 境 科 学 学 报 33 卷
环境保持有较好的作用，但还存在以下弊端:①垃
圾基本处于静态，养分和水分不能够均匀分布;②
反应器为立方体，在生活垃圾降解过程中存在死
角，不利于出料和人工翻堆;③缺少通风设施，生活
垃圾出现厌氧降解过程中，易产生臭气，需要经常
更换吸附材料，增加了运行成本;④处理过程中垃
圾愈来愈密实，回喷的渗滤液大部分在垃圾表面形
成漫流，直接流回集液池;⑤反应器中无自动出料
设施，增加操作人员劳动强度与不良工作环境． 因
此，急需要进行必要的改进，以使农村生活垃圾的
处理更有效和更安全．
图 1 生活垃圾生态处理技术流程图(a)及处理构筑物(b)示意图
Fig． 1 Diagram of solid waste treatment techniques(a)and sketch of the device(b)used to treat solid waste
在堆肥过程中，有机质是微生物赖以生存和繁
殖的基本条件，生物质有机组分的变化能在一定程
度上反映堆肥的进程． 餐厨垃圾含有大量的生物质
有机组分(如糖类、淀粉类、脂肪、蛋白质等) ，其在
堆肥过程中的变化可能具有规律性． 一些研究者以
生物质组分分类表征为基础，对垃圾降解前后固相
中生物质有机组分进行过物料平衡分析，从量的角
度阐明了堆肥前后生物质组分的变化，但没能说明
各生物质组分在堆肥过程中如何进行降解转化
(Tang et al．，2006;Cristina et al．，2008)．在我国各
类有关固体废物有机组分生物处理的科技论文中，
对厌氧处理过程中生物质组分降解转化规律的研
究较多，鲜有文献详细介绍好氧堆肥过程中各类生
物质有机组分降解转化规律，这显然不利于全面了
解好氧堆肥过程、科学指导堆肥工程实践． 水葫芦
常堵塞河道，会影响航运、排灌和水产品养殖，破坏
水生生态系统，威胁本地生物多样性，进而影响生
活用水且滋生蚊蝇等，引起了诸多问题，其处理亦
成为焦点．水葫芦的生物处理常常采用厌氧消化方
法，应用于堆肥化过程的报导较少． 将晒干并破碎
后的水葫芦与餐厨垃圾混合好氧堆肥，不仅可以调
节餐厨垃圾的含水率，增加混合物料的孔隙率而使
氧气传递效率更高，而且因水葫芦富含 N，可补充堆
肥过程中物料损失的 N．因此，探讨餐厨垃圾堆肥过
程有机质组分降解规律，探索水葫芦与餐厨垃圾联
合好氧堆肥化处理，具有重要的理论指导与工程实
践意义．
基于此，本文自行设计了一套能量输入式好氧
堆肥系统，利用太阳能 /电能作为外加能源(以克服
堆肥化物料初始性质的不利影响，如冬天进料时的
低温及物料进料时的低 pH) ，辅以保温、搅拌措施，
以餐厨垃圾与水葫芦 +餐厨垃圾为处理对象，测定
与分析堆肥化过程中温度、有机质、总糖、还原糖、
淀粉、脂肪、蛋白质等参数，并利用碳氮比(C /N)、阳
离子交换容量 /总有机碳比率(CEC /TOC)的变化及
种子发芽指数(GI)评估堆肥的腐熟度，为餐厨垃圾
与水葫芦 +餐厨垃圾好氧堆肥处理的新模式提供
技术依据．
2 材料与方法(Materials and methods)
2． 1 实验设备
实验装置为自行设计的 1 套水浴式供能堆肥系
统，由反应器系统与能量供给系统组成(图 2)．反应
器系统采用间歇式好氧堆肥工艺，即每日进料、原
料在堆肥仓内完成中温和高温发酵过程后出料． 堆
肥仓为卧式圆桶形(长 ×内径 ×壁厚 = 4200 mm ×
420 mm ×5 mm) ;仓内采用螺旋搅拌，螺旋共 20 圈，
螺距为 205 mm，螺旋搅拌开启后，物料沿螺纹方向
呈推流式向出料口方向移动，搅拌轴转动 1 周，物料
向前推进 1 个螺距行程，转动 2 周，物料向前推进
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9 期 李兵等:餐厨垃圾与水葫芦联合好氧堆肥生物质组分分类表征
1 /10 堆肥仓长度．堆肥仓的容积约为 0． 58 m3，可容
纳约 300 kg堆肥物料(考虑填充率)．堆肥仓顶端每
间隔 1 个螺距设一取样口，取样口兼做堆温测定口．
水浴箱尺寸为 3700 mm × 430 mm × 350 mm(长 ×
宽 ×高) ，堆肥仓下半端坐入水浴箱中．在堆肥仓与
水浴箱之间设置布气腔，其与空气泵相连接;布气
腔与堆肥仓相衔接处为布气孔，孔径为 5 mm，孔与
孔间距为 10 mm，布气孔兼做排液孔，孔中内置细滤
网，以防止物料堵塞． 堆肥仓与水浴箱外部均用聚
氨酯包裹，形成 50 mm 厚的保温层． 实验中采用
XWED43-7569-1． 5 型变频电机连接变速齿轮后驱
动搅拌轴，搅拌频率和搅拌次数分别为 10 min·r － 1
与 2 r·d －1;利用 2 台 FC-W58 /2 型空气压缩机对堆
图 2 水浴式堆肥系统示意图
Fig． 2 Schematic diagram of the composting system with water
bath
体供氧．
水浴箱与能量供给系统通过具有保温层的钢
管相连接．能量供给系统由 2 块平板太阳能集热器
(每块平板的尺寸为 1500 mm ×1000 mm，长 ×宽)、
电加热器(220 V、2． 5 kW)及温度控制器组成，实验
期间水浴箱内部温度阀值设定为 50 ℃ ．当太阳能集
热器不能正常工作(夜间及天气不好时)且水浴箱
内部水温低于温度阀值时，电加热器由温度控制器
启动后工作．
2． 2 实验材料
实验中第 1 批样为餐厨垃圾，第 2 批样为餐厨
垃圾与水葫芦的混合物料(以调节含水率为目的，
餐厨垃圾与水葫芦质量比为 2 ∶ 1) ，2 批样均为 30
kg．其中，餐厨垃圾来源于宁波大学某学生食堂餐厨
垃圾;水葫芦取自宁波大学科学技术学院学生村一
村河流，取回后平铺于地面风干，然后进行粉碎处
理(粒径≤1cm)． 2 批样初始性质见表 1．
由表 1 可知，水葫芦与餐厨垃圾混合物料的含
水率为最佳堆肥含水率(约 60%) (宁平，2007) ，但
由于水葫芦固有含氮量高的特性，导致混合物料 C /
N较第 1 批样低，没有处于最佳 C /N 比 (25 ∶ 1 ～
30 ∶ 1)之内(李秀金，2003) ;同时，2 批样 TP 均
较低．
表 1 原料初始性质
Table 1 Initial properties of materials
样品批次 含水率 pH TOC TN C /N BDM TP
第 1 批 84． 1% 5． 70 51． 84% 1． 97% 26． 2 ∶ 1 47． 66% 0． 26%
第 2 批 60． 8% 5． 71 45． 01% 2． 23% 20． 1 ∶ 1 41． 25% 0． 23%
注:BDM表示生物可降解率．
2． 3 测试方法
实验过程中采用在线温度计直接测堆体温度，
温度计插于堆体中心部位;样品均取自堆体上(物
料上表面处)、中(约距堆肥仓底部 180 mm高度处，
考虑了轴的直径 50 mm)、下(贴近堆肥仓底部)3 个
层面，每个层面取约 0． 5 kg 样品，3 个层面样品风
干、粉碎、混合后组成总样．温度取每天 8:00、20:00
温度的平均值，其余参数均测定 3 个平行样，最终数
值取平均值．
所得样品，采用减重法测定物料含水率，采用
重铬酸钾-硫酸银催化容量法测定 TOC 含量，采用
半微量凯氏定氮法测定 TN 含量，采用重铬酸钾-还
原滴定法测定 BDM，采用偏钼酸铵分光光度法测定
TP含量，采用酸水解法(GB 5009． 6-85)测定脂肪、
淀粉及总糖、还原糖含量，采用凯氏微量法测定蛋
白质含量，采用土壤阳离子交换量法测定 CEC，GI
测定依据文献(Chikae et al．，2006)．
3 结果与分析(Results and analysis)
3． 1 堆温的变化
如图 3 所示，实验阶段外界环境温度较低，室温
都在 10 ℃以下，大多数情况下低于 5 ℃ ．堆肥化过
程中，2 批样的堆温变化规律均为先升高再降低． 1
d之后第 2 批样的堆温比第 1 批样高近 18 ℃，第 2
批样的升温速率更快． 第 5 d 时第 2 批样堆温已升
高至最高温度 65 ℃，而同期第 1 批样的堆温升至
51℃ ．此后，第 2 批样进入堆温下降期，直至实验结
束时约为 45 ℃ ．第 5 d 之后，第一批样的堆温继续
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环 境 科 学 学 报 33 卷
升高，至第 7 d 时达最高的 57 ℃，此后也进入堆温
下降期，直至实验结束时的约 46 ℃ ．实验期间，第 1
批样与第 2 批样堆温高于 50 ℃的天数分别为 5 d
与 8 d． GB 7959—87 中规定，堆体温度在 50 ～ 55 ℃
以上持续 5 ～ 7 d 方能达到杀灭各种有害微生物的
要求(邹庐泉等，2003) ，因而第 2 批样的无害化程
度更高．堆肥化过程中，2 批样经历升温过程的原因
是:供能系统提高了物料周围的环境温度后，堆肥
微生物活性增大，利用堆肥原料中富含的易分解有
机物质进行了生化反应，释放大量热能，使堆体内
温度升高． 2 批样后期温度下降的可能原因是:①高
温期过后，物料内易降解有机物含量很少，微生物
活性下降，有机质分解速率减慢，堆体的产热能力
减弱;②此时的物料含水率相对较低，物料的比热
容较小，同样通风条件下，堆体温度降低较多;③物
料经过堆肥化处理后，减量化和减容率很明显，剩
余堆料体积小，保温能力相对较小．
图 3 温度随堆肥时间的变化
Fig． 3 Variation of composting and ambient temperature
第 2 批样比第 1 样升温速率快且堆肥化过程中
堆温更高的原因如下:第 1 批样与第 2 批样的初始
C /N比分别为 26． 2 ∶ 1 与 20． 1 ∶ 1，表明第 1 批样C /N
值更满足物料堆肥的要求;且从有机质的降解规律
中(图 4)可以看出，第 1 批样含有更多的有机质，而
堆肥过程为放热过程，表明第 1 批样堆体所释放的
热量更多;第 1 批样为纯餐厨垃圾，其初始含水率却
为 84． 1%，而第 2 批样为餐厨垃圾与干水葫芦的混
合物，物料的初始含水率为 60． 8% ．因而，在 2 批样
都有同样的外加能源的情况下，物料的初始含水率
对堆体温度变化有重要影响，物料初始含水率太
高，会影响堆体的升温．
3． 2 有机质的变化
图4结果表明，堆肥化过程中，2批样中的有机
质含量均逐渐下降，第 2 批样的有机质含量降低的
速率更快．第 1 批样的初始有机质含量为 88． 88%，
实验末期则为 77． 45%;而第 2 批样的初始有机质
含量为 82． 20%，实验第 10 d 时为 69． 45%，结束时
为 67． 51% ．第 2 批样初始有机质含量低于第 1 批
样的原因是:第 2 批样含有水葫芦，水葫芦的有机质
含量更低，大约为 77． 62%(魏源送等，2000;顾卫兵
等，2008) ，导致混合后物料有机质含量降低． 2 批样
有机质含量下降的原因是:可降解有机物逐渐被微
生物降解转化，堆肥初期，大量易降解的有机物(如
简单的碳水化合物、脂肪和氨基酸等)迅速被微生
物利用而降解，有机质含量下降较快;堆肥中后期，
物料中其他较复杂的有机物(如纤维素、半纤维素、
木质素和蛋白质)则部分被以较低的降解速率分
解，有机质含量变化减慢;堆肥化后物料的有机质
含量依然较高，是因为简单的有机物在微生物的作
用下转化为性质相对稳定的腐殖质类物质(朴哲
等，2001)．第 2 批样比第 1 批样降解速率更快的原
因是:堆肥化过程中，第 2 批样堆体温度更高，可以
推测微生物的活性更高，其降解有机物的能力更
强，因而降解有机物的量更多．
图 4 有机质含量随堆肥时间的变化
Fig． 4 Variation of organic matter content during composting
3． 3 总糖、还原糖与淀粉的变化
由图 5 可以看出，总体上 2 批样中总糖、还原糖
的含量在堆肥化初期(前 3 d)迅速下降;而第 2 批
样的淀粉则是在第 2 ～ 7 d快速降解，第 1 批样的淀
粉含量则是在 5 ～ 8 d 下降较多． 第 1 批样初始总
糖、还原糖与淀粉含量均高于第 2 批样，其原因是第
2 批样中含有约 33%的水葫芦，而水葫芦中总糖、还
原糖、淀粉含量均低于餐厨垃圾(黄伟等，2011) ，因
而导致第 2 批样对应物质含量低．
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9 期 李兵等:餐厨垃圾与水葫芦联合好氧堆肥生物质组分分类表征
图 5 总糖(a)、还原糖(b)、淀粉(c)随堆肥时间的变化
Fig． 5 Variation of total sugar(a) ，reducing sugar(b)and starch
(c)content during composting
3． 3． 1 总糖的变化 总糖包括具有还原性的葡萄
糖、果糖、戊糖、乳糖，能转化为还原性单糖的蔗糖、
麦芽糖，以及淀粉、半纤维素、纤维素等生物质转化
的糖(汪小兰，2005)． 图 5a 表明，作为易降解的生
物质，堆肥前 3 d 第 1 批样的总糖含量从初始的
38. 06%降低至 14． 45%，第 2 批样则从 21． 78%降
至 8. 95%，显然第 1 批样中总糖降解速率更快，这
与第 1 批样初始含水率高、糖类易溶解且生物优先
利用溶解性糖有关．随着堆肥的进行，2 批样堆肥中
后期总糖含量出现波动下降的趋势，实验结束时，
第 1 批样与第 2 批样的总糖含量分别为 4． 76%与
6． 70% ．堆肥中后期 2 批样中总糖出现波动性变化
(第 1 批样总糖波动性下降，6 d 后第 2 批样波动性
上升后下降)的原因可能是:物料中半纤维素、纤维
素等物质降解过程中会产生中间产物—糖类物质，
而同时糖类物质又会继续降解．
3． 3． 2 还原糖的变化 还原糖是指可被氧化充当
还原剂的糖，水溶性较强，易降解(朴哲等，2001)．
图 5b表明，在堆肥前 3 d，微生物首先分解堆体中的
可溶性还原糖，因而第 1 批样与第 2 批样中的还原
糖含量分别从初始的 8． 25% 与 3． 05% 下降至
1. 74%与 0． 37%，第 1 批样的还原糖降解速率更
快，原因与总糖同期降解速率快相同． 随着堆肥的
进行，第 1 批样中还原糖含量持续降低，直至实验结
束时的 0． 12%;而第 2 批样中还原糖含量降低至第
6 d的 0． 20%之后出现先波动上升后下降的现象，
堆肥结束时其值为 0． 63%，这一变化规律与实验末
期第 2 批样总糖含量变化规律相似，原因也相同．
3． 3． 3 淀粉的变化 好氧堆肥过程中，微生物首先
利用堆体中原有的可溶性营养物质及相对容易降
解的有机物淀粉，完成自身生长的需要．从图 5c 可
以看出，随着堆肥的进行，第 1 批样与第 2 批样的淀
粉含量分别从初始的 8． 48%与 7． 85%下降至实验
结束时的 2． 51%与 1． 92% ． 结合图 3 可以推测，淀
粉的快速降解与堆温有着密切的关系，当堆温高于
45 ℃时，淀粉含量将迅速下降，表明淀粉被大量降
解，因而第 2 批样的淀粉在第 2 ～ 7 d快速降解，第 1
批样的淀粉含量则是在第 5 ～ 8 d 下降较多．堆肥后
期，2 批样中的淀粉含量基本稳定，但含量依然较
高，其可能原因是:淀粉中支链淀粉含量占 70% ～
90%，由葡萄糖组成(汪小兰，2005) ，结合图 5a 可
知，2 批样实验末期总糖含量均高于 4%，而总糖中
含有淀粉，导致 2 批样实验末期淀粉含量均在 2%
左右．
3． 4 脂肪的变化
由图 6 可知，第 1 批样和第 2 批样的脂肪含量
分别由初始的 11． 96%与 9． 36%下降至实验结束时
的 2． 85%与 0． 11% ． 堆肥前半程脂肪含量下降较
快，后半程下降趋势变缓． 造成这种现象的原因可
能是:堆肥前半程，堆温开始上升，适宜的含水率、
充足的易分解的可溶性糖等条件使微生物(脂肪分
解菌)大量繁殖，活性增大，易降解的脂肪被这些微
生物分解，导致脂肪含量的降低幅度较大． 此外，由
于堆肥物料的可溶性有机物及干物质被降解而含
量减少，造成后半程脂肪含量下降趋势变缓．从图 6
也可以看出，脂肪在堆肥温度升高至中温至高温时
降解迅速，这与 Mirion 等(2000)所得出的脂肪易在
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环 境 科 学 学 报 33 卷
堆肥化中温与高温过程被无芽孢细菌、放线菌等利
用而被降解的结论相一致．
图 6 堆肥中脂肪含量的变化
Fig． 6 Variation of fat content during composting
3． 5 蛋白质的变化
图 7 表明，在堆肥物料的腐殖质化进程中，第 1
批样和第 2 批样中的蛋白质含量分别由初始的
23. 60%与 26． 66%下降至实验结束时的 11． 34%与
10. 90% ．由于水葫芦中含有较多的蛋白质，导致第
2 批样比第 1 批样蛋白质初始含量高． 蛋白质属于
易降解物质，在堆肥过程中，随着堆温的升高，微生
物能够快速分解蛋白质，造成 2 批样中蛋白质含量
快速下降． 文献认为(朴哲等，2011;Richard et al．，
2002) :蛋白质绝对量在堆肥过程中虽然有所降低，
但相对含量在整个堆肥过程中会有提高． 本文实验
结果未出现这种现象，可能与堆肥采用的物料有
关，实验采用的物料餐厨垃圾及水葫芦含有大量易
降解物质，难降解物质较少，不存在由于物质降解
速度差异而引起相对含量升高的现象，但也导致了
实验结束时蛋白质含量依然较高．
图 7 堆肥中蛋白质含量的变化
Fig． 7 Variation of protein content during composting
3． 6 腐熟度判定
3． 6． 1 C /N的变化 固相 C /N 比是被普遍认可的
最基本的堆肥腐熟判断指标． 一般认为堆肥物料的
C /N比下降到 20 以下时，可以作为堆肥发酵已腐熟
的一个评判标准(周少奇，2009) ;也有学者认为，腐
熟的堆肥理论上讲应趋向于微生物菌体的 C /N 比，
即 16 左右(Bernal et al．，1998)．实验中，第 1 批样
与第 2 批样的 C /N比分别由初始的 26． 22 与 20． 16
下降到实验结束时的 10． 48 与 12． 70，而且堆肥后
期 2 批样的 C /N比趋于稳定(图 8)． 由此可判定 2
批样均已腐熟．
图 8 堆肥过程中 C/N 比的变化
Fig． 8 Variation of C /N ratio during composting
图 9 堆肥化 CEC/TOC比的变化
Fig． 9 Variation of CEC /TOC ratio during composting
3． 6． 2 CEC /TOC 的变化 一些学者通过对城市
垃圾堆肥的研究，提出当 CEC ＞ 60 cmol·kg －1(以有
机质计)时，堆肥达到腐熟(Jacas et al．，1987;周少
奇，2009)．本实验中，第 1 批样与第 2 批样的 CEC
值分别由初始的 14． 97 与 5． 01 cmol·kg －1达到实验
结束时的 65． 61 与 68． 85 cmol·kg －1 ．但也有学者认
为 CEC /TOC比值作为腐熟度评价指标更为科学，
因为 某 些 堆 肥 原 料 的 初 始 CEC 已 大 于 60
cmol·kg －1(以有机质计) (Bernal et al．，2009)．
Bernal等(1998b)在研究不同物料的堆肥时发现，
所有腐熟堆肥的 CEC /TOC 值均大于 1． 7． 本研究
中，第 1 批样与第 2 批样的初始 CEC /TOC值分别为
0． 28 与 0． 12，经过堆肥后，CEC /TOC 值分别上升到
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9 期 李兵等:餐厨垃圾与水葫芦联合好氧堆肥生物质组分分类表征
1． 62 与 2． 02(图 9) ，表明第 1 批样已基本达到腐
熟，第 2 批样已完全腐熟．
3． 6． 3 植物种子发芽指数的变化 植物种子发芽
指数(GI)的变化可以体现堆肥的毒性发展趋势，反
映了堆肥的腐熟度(Chikae et al．，2006)．未被充分
降解的堆肥化物料中含有大量对植物种子生长产
生抑制作用的物质;随着堆肥物料的腐殖化、矿质
化和稳定化，这些物质逐渐被分解为简单的无机物
或转变为稳定的腐殖质，对种子生长的抑制作用越
来越小．当 GI ＞ 50%时，堆肥已基本腐熟，此时堆肥
已基本对植物没有毒害作用;当 GI 达到 80% ～
90%时，通常认为这种堆肥已达到腐熟(周少奇，
2009;石文军，2010)．
由于不同种子对毒性的敏感程度或承受度不
同，实验选取我国种植面积较大、具有代表性的一
种经济作物———大豆作为 2 批样种子发芽率实验受
试种子．实验结果表明，第 1 批样与第 2 批样堆肥的
GI(种子发芽率)分别为 80． 4%与 83． 9%，说明第 1
批样基本上没有毒性，已基本达到腐熟;第 2 批样则
对植物没有毒性，完全达到腐熟．
堆肥腐熟度的判定是对各指标综合性评价的
过程，从上述 3 个指标来看，第 1 批样已基本腐熟，
第 2 批样完全腐熟．
4 讨论(Discussion)
堆肥含水率是堆肥过程一个非常重要的参数，
通常认为最佳含水率为 50% ～ 60%，但也有研究认
为含水率在 60% ～ 70%时微生物活性最大(Liang
et al．，2003;Brito et al．，2008)． Tucker 等(2005)
认为堆肥原料含水率越高，微生物活动性越强;
Liang等(2003)在以污泥为堆肥原料的研究中指
出，含水率比温度对微生物活性的影响更大，并且
可以仅通过调控水分含量来提高微生物活性;
Bernal等(1998a)以城市生活垃圾为堆料研究堆肥
温度对堆肥的稳定化和干化的影响时发现，堆体在
达到最低温度后加水，堆体温度又重新上升． 本实
验研究的结果表明，堆肥物料的初始含水率对堆体
升温速率、物料降解速度有着极为重要的影响． 餐
厨垃圾与风干后的水葫芦混合堆肥，有效地调节了
物料的含水率，使混合物料能快速升温，更早地进
入高温堆肥期，并延长了物料处于高温堆肥期的时
间，这对于更彻底地降解有机物质更为有效;而且，
使混合物料更能够满足无害化要求．
堆肥过程本质上表现为物料中生物质组分被
微生物利用从而得到降解的过程． 从有机质降解情
况与生物质组分分类表征的结果来看，餐厨垃圾与
风干后的水葫芦混合堆肥，有助于提高有机质与各
类生物质组分的降解水平，具体表现为:①单一餐
厨垃圾堆肥时，实验末期有机质含量降低了约
11%，而混合物料堆肥则降低了约 14%;②从总糖
的降解情况可以推断出，堆肥 6 d 之后，混合物料中
的部分其它有机物进行了复杂的生物降解，持续不
断地转化成总糖的能力更强，致使总糖含量在第 9 d
仍在上升，而第 10 d 之后总糖含量下降，显示出生
物降解在持续进行，表明堆肥物料中微生物活性更
高;③虽然混合水葫芦降低了混合物料的初始还原
糖含量，但由于混合物料中的微生物在实验后期活
性依然较高，能够降解由其它有机物转化而来的还
原糖，至实验结束时，混合物料中还原糖的降解更
为彻底;④混合物料更易使堆肥过程进入高温期，
从而使淀粉在堆肥初期就进入快速降解期;⑤由于
混合物料堆肥处于中温与高温期的时间更长，因而
使脂肪的降解速率与程度更高;⑥由于水葫芦的蛋
白质含量相对较高，因而增加了混合物料的初始蛋
白质的含量，降低了混合物料初始 C /N 比，但从降
解过程和结果来看，混合物料中蛋白质的降解依然
很快，实验结束时，混合物料中的蛋白质含量更低，
表明混合堆肥可以克服较低 C /N 比带来的不利影
响，获得较高的蛋白质降解效率．
一般将堆肥过程分为主发酵和次发酵(后发
酵) ，其中，主发酵期为堆体温度升高到开始下降的
时期(第 1 批样为第 0 ～ 7 d，第 2 批样为第 0 ～ 5
d) ;次发酵是将主发酵工序尚未分解的易降解有机
物及难降解有机物进一步分解，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
堆肥制品的过程，此阶段时长通常为 20 ～ 30d(李秀
金，2003;宁平，2007)．从实验结果来看，第 2 批样更
早地完成了主发酵过程． 与此同时，2 批样中总糖、
还原糖、淀粉、脂肪与蛋白质的含量均随堆肥进程
而快速下降，表明实验过程中各生物质组合均能够
较快降解．从腐熟度的判定结果来看，第 1 批样基本
达到腐熟，而第 2 批样则完全腐熟．因此，第 8 ～ 10 d
可看作第 1 批样堆肥的降温阶段，即后发酵阶段，而
第 6 ～ 11 d则可认为是第 2 批样的发酵阶段．因此，
能量输入式好氧堆肥系统能够大大缩短堆肥周期．
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环 境 科 学 学 报 33 卷
5 结论(Conclusions)
1)餐厨垃圾与风干后的水葫芦混合堆肥，有效
地调节了物料含水率，堆肥过程中，混合物料升温
快，能更迅速地到达高温期堆肥，且高温期持续时
间长，对有机质的降解更迅速且相对更彻底．
2)餐厨垃圾与风干后的水葫芦混合堆肥，有助
于提高有机质与各类生物质组分的降解水平．
3)能量输入式好氧堆肥系统，能够在较短时间
内使餐厨垃圾、餐厨垃圾与水葫芦混合物达到腐
熟，其中单一餐厨垃圾堆肥则基本腐熟，而混合物
料堆肥完全腐熟．
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