-
我国农业固体废物年产量高达4×1010 t，“垃圾乱倒、秸秆焚烧、柴草乱跺、粪土乱堆、畜禽乱跑”等现象造成严重的农业面源污染和资源浪费[1]。农业固体废物是重要的生物质资源，富含有机质、氮、磷等营养物质，其能源化利用是未来我国新能源领域的突破点[2-4]。氢能被认为是未来最重要的清洁能源之一，具有能量密度高、热效率高、绿色清洁等特点[5]。暗发酵产氢是在传统厌氧生物处理基础上发展起来的绿色能源制备技术，具有微生物比产氢速率高、不受光照限制、工艺简单和可利用有机物范围广等优势，是农业固体废物能源化利用的理想途径[6-8]。如何提高农业固体废物的暗发酵产氢效率，保证产氢系统高效稳定运行一直是制氢领域的研究热点。
近年来的研究发现，温度、pH是影响暗发酵产氢效率和系统稳定性的重要非生物性因素。张彤[9]研究了pH对常见农业固体废弃物厌氧发酵的影响，发现不同初始pH会显著影响厌氧发酵启动时间。卢怡等[10]研究了农业固体废物厌氧产氢的潜力，以乳酸调控系统pH为4.7~5.5，发现控制体系温度在(25±1) ℃时可以产生氢气。MA等[11]研究了温度对污泥暗发酵的影响，认为最适发酵温度为55 ℃左右。陈智远等[12]研究了不同温度对畜禽粪便厌氧发酵的影响，发现相比25 ℃，粪便在35 ℃条件下厌氧发酵具有明显优势。LI等[13]以加热预处理后的餐厨垃圾为底物进行暗发酵产氢，研究发现，系统pH从4.36升高至5.81，氢浓度升高到26.6%。目前，国内外围绕有机固体废物暗发酵产氢影响因素的研究已有报道，但以典型农业固体废物为研究对象，阐明非生物性因素对不同农业固体废物暗发酵产氢性能和代谢途径影响的研究鲜有报道。
根据农业固体废物的组成与特性，本研究选取畜禽粪便、秸秆、生活垃圾等多种典型农业固体废物为底物，探究温度、初始pH等非生物性因素对暗发酵产氢性能、代谢产物、产氢代谢途径的影响，采用Gompertz模型对暗发酵产氢系统启动时间、最大产氢速率和产氢潜力进行动力学解析，为解决暗发酵产氢的反馈抑制作用，有效提高农业固体废物的氢能源转化效率提供参考。
-
猪粪、鸡粪、玉米秸秆、餐厨垃圾和厨余垃圾取自北京市顺义区某农场，去除猪粪、鸡粪中的大块杂质；餐厨垃圾和厨余垃圾去除骨头、纸巾、筷子等杂物，破碎至粒径5 mm以下；玉米秸秆破碎后过200目筛。上述实验样品分别保存至4 ℃冰箱，备用。接种污泥取自猪粪厌氧发酵后的剩余沼渣，过筛去除大块杂质，保存于4 ℃箱中备用。原料和接种污泥的基本理化指标如表1所示。
-
实验采用500 mL发酵瓶，20 g猪粪、鸡粪、玉米秸秆、餐厨垃圾、厨余垃圾与接种污泥(以VS计)按照1∶1比例进行混合，使用去离子水将其定容至200 mL。采用1 mol·L−1 HCl与1 mol·L−1 NaOH，调节初始pH分别至5.0、6.0和7.0。向发酵瓶中通高纯氮气5 min，排除空气，分别在(35±1 ) ℃(中温)、(55±1 ) ℃(高温)，转速120 r·min−1条件下进行暗发酵产氢，用排水集气法收集产气，同时做平行实验。在暗发酵产氢初期(0~48 h)，每隔3 h采集样品，之后每隔6 h采集样品。
-
采用修正的Gompertz方程[14]对暗发酵产氢的动力学进行分析。挥发性固体(VS)、总固体(TS)、含水率、pH采用国标法[15-17]测定；氨氮采用纳氏试剂分光光度法[18]测定。
气体体积分数(H2，CH4和CO2)、乙醇和挥发性脂肪酸(VFA)含量均采用气相色谱仪(GC-7900，上海天美科学仪器有限公司公司)测定。气体体积分数测定的色谱条件：分析柱为2 m hayesep Q，柱温80 ℃，进样口温度120 ℃，检测器温度120 ℃，电流50 mV，载气为高纯氩气，进样量1 mL。以峰面积定量，校正归一法计算气体含量。乙醇和VFA测定的色谱条件：分析柱为5A分子筛3 m，柱温80 ℃，进样口温度250 ℃，检测器温度250 ℃，载气为高纯氩气，进样量1 µL。
-
在不同温度和初始pH条件下，累积产气量和氢气百分含量随时间的变化情况如图1所示。结果表明，不同温度和初始pH对暗发酵产氢有显著影响，除在初始pH为6.0时的鸡粪和玉米秸秆实验组，同一物料中高温组累积产气量均高于中温组，并于12 h时达最大值。初始pH为5.0时，其中高温组厨余垃圾累积产气量和氢气百分含量最大，分别为600 mL和56.95%，是中温组的5.45倍和1.25倍。中温组餐厨垃圾累积产气量最高，为170 mL，其次为鸡粪(120 mL)、厨余垃圾(110 mL)；厨余垃圾中氢气百分含量最高，为45.62%，其次为餐厨垃圾(36.75%)。初始pH为6.0时，高温组餐厨垃圾累积产气量和氢气百分含量最大，分别为1 100 mL和73.58%，是中温组的2.2倍和1.36倍；中温组厨余垃圾累积产气量最多，为520 mL，其次为餐厨垃圾(500 mL)、玉米秸秆(500 mL)；厨余垃圾氢气百分含量最高，为69.54%，其次为餐厨垃圾(64.12%)。初始pH为7.0时，高温组餐厨垃圾累积产气量和氢气百分含量最大，分别为995 mL和57.49%，是中温组的1.95倍和0.73倍。中温组餐厨垃圾累积产气量和氢气百分含量最高，分别为510 mL和78.87%，其次为厨余垃圾(410 mL，63.19%)。
郭欧燕等[19]以餐厨垃圾为底物，在不同温度下进行厌氧发酵，发现发酵温度与累积产气量具有相关性。袁雨珍等[20]以蒸煮餐厨垃圾为发酵底物进行研究，发现在初始pH为9.0时，厌氧发酵效果最佳，累积产气量和产氢量最大。宋梓梅[21]研究了鸡粪和果蔬废弃物混合发酵生物制氢，发现升高pH会降低氢气浓度，最大氢气浓度出现时间也会相应延迟。随着初始pH的升高，累积产气量大体呈现先上升后下降的趋势。总之，在55 ℃高温，初始pH为6.0的条件下，农业固体废物可以获得最佳的产气效果，其中，餐厨垃圾累积产气量和氢气含量最佳。因此，初始pH对微生物暗发酵影响较大，过高或过低的pH可能不利于微生物的生长与繁殖，从而导致厌氧发酵产氢效率降低。
-
为了揭示不同类型底物的暗发酵产氢动力学原理，采用修正的Gompertz模型对累积产氢量进行了动力学拟合。最大产氢潜力、最大产氢速率和延迟时间的变化趋势如图2和表2所示。不同温度、pH条件下的5种农业固体废物的拟合度R2都在0.95以上。结果表明，不同初始pH条件下，高温组的最大产氢速率与产氢潜力均优于中温组。初始pH为5.0，高温组厨余垃圾产氢速率和产氢潜力最大，分别为8.45 mL·h−1和151.45 mL。初始pH为6.0时，高温组餐厨垃圾产氢速率和产氢潜力最大，分别为37.11 mL·h−1和660.30 mL。初始pH为7.0时，高温组餐厨垃圾产氢潜力最大(370.44 mL)，厨余垃圾产氢速率最大(31.47 mL·h−1)。由此可见，餐厨垃圾实验组在55 ℃高温、初始pH为6.0时，具有最大产氢潜力，产氢速率最佳，启动速度较快，完成发酵周期用时较短。
-
在不同温度、初始pH条件下，农业固体废物产氢过程pH和氨氮的变化趋势如图3和图4所示。可以看出，在不同初始pH条件下，由于有机物降解速率加快，导致初期产氢pH呈先升高后降低的趋势。初始pH为5.0的高温组餐厨垃圾pH于18 h时最小，为4.51；中温组厨余垃圾pH于18 h时最小，为4.36。随着暗发酵产氢过程的进行，pH均稳步上升，保持在5.0~6.6。初始pH为6.0的高温组餐厨垃圾pH于48 h时最小，为5.83；中温组厨余垃圾pH于60 h时最小，为5.34。随着暗发酵产氢过程的进行，pH均波动上升，保持在6.0~7.4。初始pH为7.0的高温组厨余垃圾pH于60 h时最小，为5.4；中温组厨余垃圾pH于18 h时最小，为5.91。随着暗发酵产氢过程的进行，pH均波动上升，保持在6.0~7.4。氨氮含量在暗发酵产氢过程中呈上升趋势，不同初始pH和温度对氨氮含量影响较小。其中，鸡粪实验组氨氮含量在120 h时达最大值，在1 256.85~1 788.17 mg·L−1。氨氮是暗发酵微生物的营养物质，在反应过程中能中和暗发酵产生的VFA，对系统的pH具有缓冲作用，但若其浓度过高，则会抑制微生物活性[22]。微生物对pH的波动十分敏感，低于最适pH下限并持续过久时，会导致产甲烷菌失活而产乙酸菌大量繁殖，引起反应的“酸化”[23]。由此可见，5种农业固体废物暗发酵产氢过程未发生酸化反馈抑制作用，但鸡粪产氢产生了氨氮抑制，产氢效果差。
-
农业固体废物暗发酵产氢高峰期(12 h)、发酵末期(120 h)代谢产物中乙醇和VFA含量如图5和图6所示。根据乙醇和VFA组成，可将暗发酵产氢途径分为乙醇型发酵、丁酸型发酵、丙酸型发酵和混合酸发酵[24]。随着5种农业固体废物的水解酸化，产氢高峰期的pH迅速下降，产生大量VFA和乙醇，随着微生物对中间代谢产物的利用，发酵末期代谢产物浓度呈下降趋势。初始pH为5.0时，高温组餐厨垃圾、猪粪、鸡粪中丁酸浓度最大，分别为4 536.56、1 695.23和1 469.32 mg·L−1，占总VFA的65.64% 、44.9%和56.44%；中温组餐厨垃圾、猪粪、鸡粪中丁酸浓度最大，分别为4 489.06、1 962.05和1 650.15 mg·L−1，占总VFA的51.05% 、41.46%和42.12%。中温组餐厨垃圾乙醇浓度最高为2 492.45 mg·L−1。
初始pH为6.0时，高温组，餐厨垃圾、猪粪、鸡粪中丁酸浓度最大，分别为4 756.90、1 689.27和1 840.14 mg·L−1，占总VFA的51.93% 、38.59%和43.51%；中温组餐厨垃圾、猪粪、鸡粪中丁酸浓度最大，分别为4 862.56、1 563.23和1 765.16 mg·L−1，占总VFA的54.20%、44.08%和43.80%。高温组和中温组餐厨垃圾乙醇浓度最高，分别为2 766.99 mg·L−1和2 732.67 mg·L−1，占总VFA的30%左右。
初始pH为7.0时，高温组，餐厨垃圾、猪粪和鸡粪中丁酸浓度最大，分别为4 536.53、1 208.52和1 658.52 mg·L−1，占总VFA的70.72% 、33.14%和48.28%；中温组餐厨垃圾、猪粪和鸡粪中丁酸浓度最大，分别为4 536.53、1 208.52和1 658.52 mg·L−1，占总VFA的70.72%、33.13%和48.28%。高温组餐厨垃圾乙醇浓度最高为2 022.02 mg·L−1，占总VFA的23.02%。中温组玉米秸秆乙醇浓度最高为655.87 mg·L−1，占总VFA的22.41%。
综上所述，在不同初始pH和温度条件下，餐厨垃圾产氢代谢产生的丁酸浓度均最高，其次为猪粪、鸡粪；餐厨垃圾实验组乙醇含量最高，还含有乙酸、丙酸和丁酸等多种代谢产物；5类农业固体废物产氢代谢途径均为以丁酸型发酵为主的混合型发酵。NAGAO等[25]以餐厨垃圾为原料进行单相厌氧连续发酵发现，VFA总浓度低于5 000 mg·L−1时，其主要成分为乙酸和丁酸；VFA总浓度超过5 000 mg·L−1时，其成分中丁酸所占比例最高。
-
1)不同温度和初始pH对暗发酵产氢性能有明显影响，高温组累积产气量和氢气百分含量显著高于中温组，随着初始pH的升高，累积产气量均呈先上升后下降的趋势。在初始pH为7.0时，餐厨垃圾累积产气量和氢气百分含量高于其他农业固体废物。
2)通过修正的Gompertz模型评价暗发酵系统产氢潜力，在55 ℃高温、初始pH为6.0时，餐厨垃圾的暗发酵产氢速率和产氢潜力最大，分别为37.11 mL·h−1和660.30 mL。鸡粪暗发酵的产氢启动时间最短为0.5 h，但产氢末期氨氮浓度最高，产氢潜力低。
3)根据乙醇和VFA组成含量分析可知，猪粪、鸡粪、玉米秸秆、餐厨垃圾和厨余垃圾暗发酵产氢均是以丁酸型发酵为主的混合型发酵。其中餐厨垃圾在不同初始pH和温度条件下产氢代谢产生的丁酸浓度最高。
温度和初始pH对农业固体废物暗发酵产氢的影响
Effects of temperature and initial pH on the hydrogen production by dark fermentation of agricultural solid waste
-
摘要: 以猪粪、鸡粪、玉米秸秆、餐厨垃圾和厨余垃圾等5种农业固体废物为底物，采用修正的Gompertz模型，研究了典型农业固体废物暗发酵产氢动力学和代谢产物变化规律，探讨了不同温度和初始pH条件下的主要产氢代谢途径。结果表明：温度和初始pH对农业固体废物暗发酵产氢具有显著影响；高温组累积产气量和氢气百分含量显著高于中温组。在55 ℃高温且pH为6.0的条件下，餐厨垃圾暗发酵产氢效果最佳，累积产气量和氢气百分含量最大，为1 100 mL和73.58%，最大产氢速率和产氢潜力分别为37.11 mL·h−1和660.30 mL；厨余垃圾暗发酵产氢效果次之，鸡粪产氢潜力最差。在暗发酵产氢末期，以鸡粪为底物的代谢产物的氨氮浓度最高，过高的氨氮浓度可能抑制了产氢过程。VFA分析表明：不同底物和条件下丁酸浓度均最高，且含有少量乙醇、乙酸、丙酸等；暗发酵产氢代谢途径是以丁酸型发酵为主的混合型发酵。通过温度、初始pH等非生物性控制因素的优化调控，显著提高了农业固体废物暗发酵产氢潜力和底物利用效率，为生物制氢的技术研发与工程应用提供参考。Abstract: In this study, five kinds of typical agricultural solid wastes including pig feces, chicken feces, corn stover, food waste and kitchen waste were taken as substrates, and the effects of temperature and initial pH on their hydrogen production potential by dark fermentation were determined by using the modified Gompertz model, and the main pathways of hydrogen production and metabolism were analyzed. The results showed that temperature and initial pH had significant effects on the hydrogen production by dark fermentation of agricultural solid wastes. The cumulative gas production and hydrogen content in high temperature group were significantly higher than those in medium temperature group. At high temperature of 55 ℃ and pH 6.0, the best dark fermentation effect of food wastes was achieved, and the highest cumulative gas production and hydrogen content were obtained with respective value of 1 100 mL and 73.58%, and the maximum hydrogen production rate and hydrogen production potential were 37.11 mL·h−1 and 660.30 mL, which were followed by kitchen waste, while chicken feces had the worst hydrogen production potential. The concentration of ammonia nitrogen was the highest at the end of hydrogen production by dark fermentation of chicken feces. Excessive concentration of ammonia nitrogen might inhibit the hydrogen production process. VFA analysis showed that the concentration of butyric acid was the highest under different substrates and conditions, and it also contained a small amount of ethanol, acetic acid, propionic acid. The hydrogen production pathway was a mixed fermentation based on butyric acid fermentation. Through optimizing and controlling the non-biological control factors such as temperature and initial pH, the potential of hydrogen production by dark fermentation of agricultural solid wastes and the utilization efficiency of biomass were significantly improved, which provided a theoretical basis for the research and development of biological hydrogen production technology and engineering application.
-
Key words:
- agricultural solid waste /
- dark fermentation /
- pH /
- temperature /
- metabolites /
- dynamic analysis
-
近年来，随着我国城市绿化覆盖率的不断提高，每年均会产生大量的园林废弃物(主要为剪枝、枯枝及落叶)。以北京市为例，根据北京市园林绿化局《关于加快园林绿化废弃物科学处置利用的意见》[1]的数据显示，北京市每年产生园林绿化废弃物的干重约为300×104 t。枯枝落叶等园林废弃物中含有大量营养成分和有机物质，是一种有利用价值的生物质资源，焚烧或填埋的处置方式不仅造成了该生物质资源的浪费，而且容易引发环境污染问题[2]。堆肥处理是园林废弃物较为常用的处理方法之一，其产物可用于制备无土栽培基质、土壤改良剂等[3]。有研究表明，园林废弃物经过人工调控堆肥化处理的产物可为植物生长提供全面的营养物质，不同种类的园林废弃物堆肥产物在种植基质、喷播绿化基质等应用中均表现出了较好的使用效果[4-7]。吴宇等[8]研究园林废弃物堆肥替代泥炭对紫薇容器育苗影响时发现，在草炭基质中掺入质量分数为20%园林废弃物堆肥产物后的栽培基质对茎生植物的生长有显著的促进效果；刘冠宏等[9]将园林废弃物用于边坡喷播绿化基质时发现，在基质中掺入体积占比为20%~40%的园林废弃物可以获得适合边坡绿化用的基质，且基质性能不低于常规草炭基质。但是，目前该类基质中园林废弃物质量分数通常少于20%，且需使用草炭土等不可再生的、宝贵的自然资源，有悖于绿色可持续发展理念。
本研究旨在开发一种以园林废弃物为主要原材料，在无需添加草炭土等天然资源的前提下，制作植物栽培基质的配方体系。其中，园林废弃物在基质中的总质量分数可达30%~40%，既可为解决园林废弃物消纳问题提供一种可行的方法，又能达到保护草炭土等宝贵自然资源的目的。
1. 材料与方法
1.1 供试材料
供试用园林废弃物取自北京市房山区大石窝镇，园林废弃物经粉碎机粉碎后呈细长状，直径小于1 mm，长径比约10∶1。园林废弃物堆肥腐熟后的产品为市场通用产品，亦按照上述方法进行粉碎。商用营养土及保水剂(吸水倍率>40)均为市场通用产品。对照土壤取自北京某生态园，按照《土壤质量 土壤采样技术指南》(GB/T 36197-2018)[10]的要求进行采样。各原料的主要性能指标如表1所示。
表 1 原料主要性能指标Table 1. Main performance indexes of raw materials供试原料 pH 干容重/(g·cm−3) 有机质含量/% 总养分(TN+TP+TK)/% 全钾/(mg·kg−3) 全磷/(mg·kg−3) 全氮/(mg·kg−3) 电导率EC/(mS·cm−1) 含水率/% 未腐熟园林废弃物 6.59 0.31 67.34 2.47 7913 981 15931 5.570 6.69 腐熟园林废弃物 7.38 0.48 69.40 2.97 9481 975 19233 9.270 6.48 商品营养土 4.62 0.27 72.54 2.78 8664 677 18302 5.130 18.80 对照土壤 7.57 1.33 0.13 0.63 4852 136 1191 1.044 1.59 | Show Table
DownLoad:
CSV
1.2 实验方案
1)实验设计。为确保本研究的基质在其养分满足植物生长需求的同时，其干容重亦能符合《绿化用有机基质》(GB/T 33891-2017)[11]和《绿化用有机基质》(LY/T 1970-2011)[12]对该类基质的指标要求，本研究结合表1中的原料主要性能指标，共设计了9组基质配方，每组设置3个重复，基质配方如表2所示。
表 2 基质配方的质量分数Table 2. Mass fraction of substrates formula% 基质编号 对照土壤 腐熟园林废弃物 未腐熟园林废弃物 商品营养土 基质1 50 40 0 10 基质2 50 35 5 10 基质3 50 30 10 10 基质4 60 35 0 5 基质5 60 30 5 5 基质6 60 25 10 5 基质7 65 30 0 5 基质8 65 25 5 5 基质9 65 20 10 5 | Show TableDownLoad:
CSV
基质配方实验。准确称量各原料并加水混合均匀制成基质，水固比为1∶1~1.2∶1；将制备好的基质装入20 cm×20 cm×10 cm的模具内，装填高度为9 cm，将高羊茅种子均匀撒播在基质上(种植密度为15 g·m−2)，最后覆盖一层1 cm厚的基质，浇足水，盖上无纺布防止基质表面水分快速蒸发；待高羊茅种子出芽后，每周浇水1次并持续观察其生长情况，实验35 d后检测基质各项指标。
2)基质理化性质指标测定方法。容重、通气孔隙度、非毛细管孔隙度和总孔隙度采用环刀法，参照标准为《绿化用有机基质》(LY/T 1970-2011)[12]；有机质含量采用重铬酸钾容量法(100 ℃水浴)，参照标准为《有机肥料》(NY 525-2012)[13]；pH采用玻璃电极法，参照标准为《森林土壤pH值的测定》(LY/T 1239-1999)[14]；全钾采用乙酸铵提取法、全磷采用钒钼酸铵比色法、全氮采用半微量凯氏法、总养分(TN+TP+TK)采用重铬酸钾容量法、电导率采用水保和浸提法，参照标准为《绿化用有机基质》(GB/T 33891-2017)[11]；阳离子交换量的测定采用土壤标准《土壤阳离子交换量的测定三氯化六氨合钴浸提-分光光度法》(HJ 889-2017)[15]。
1.3 基质性能研究方法
基质研究的本质是对天然土壤进行人工模拟，为此，从众多影响土壤质量的因素中筛选出具有代表性、独立性和主导性的因子是定量、准确评价基质质量的关键[16]。有研究表明，影响土壤质量的主要因素包括有机质、全氮、全磷、全钾、有效磷、pH、阳离子交换量等因素，且因素之间很大程度上存在相关性[17-18]。为此，本研究选择pH、干容重、通气孔隙度、非毛细管孔隙度、总孔隙度、有机质含量、全钾、全磷、全氮、总养分、电导率、阳离子交换量、植物根系长度和地上高度14个指标作为评价基质性能的主要影响因素，采用主成分分析法进行综合评价，以期筛选出效果较好、配制简便、成本较低的生态型基质配方[19-22]。
2. 结果与讨论
2.1 种植实验
本实验设计的9组基质所播撒的高羊茅种子在3 d后开始发芽，10 d内的种子发芽率均超过了85 %。在实验的第35 d进行采样分析，基质的pH、干容重、通气孔隙度、非毛细管孔隙度、总孔隙度、有机质含量、全钾、全磷、全氮、总养分、电导率、阳离子交换量、植物根系长度和地上高度的测试数据如表3所示。
表 3 基质与植物测试指标Table 3. Indexes of substrates and vegetation基质编号或标准 pH 通气孔隙度/% 干容重/(g·cm−3) 有机质含量/% 总养分(TN+TP+TK)/% 全钾/(mg·kg−3) 全磷/(mg·kg−3) 全氮/(mg·kg−3) 非毛细管孔隙度/% 总孔隙度/% 电导率/(mS·cm−1) 阳离子交换量/(cmol·kg−1) 根系长度/mm 地上生长高度/mm 基质1 7.86 54.81 0.60 33.14 1.57 6 805 801 8 092 9.52 64.33 4.20 35.38 15.7 36.3 基质2 6.96 56.15 0.67 43.55 1.15 8 922 949 7 581 8.25 64.40 3.68 35.58 24.4 42.5 基质3 7.65 60.25 0.62 38.69 2.04 10 475 997 8 955 7.19 67.44 3.64 37.12 30.6 45.6 基质4 7.87 55.91 0.79 37.87 1.59 7 227 864 7 817 4.52 60.43 5.73 35.00 12.3 22.5 基质5 7.64 57.52 0.67 30.49 1.45 6 039 859 7 613 6.94 64.46 5.32 30.99 24.8 39.4 基质6 7.57 55.34 0.69 43.56 1.82 9 923 888 7 415 8.83 64.17 4.60 30.32 15.6 24.7 基质7 7.83 53.14 0.78 35.94 1.68 8 692 953 7 176 5.89 59.03 5.23 35.21 12.9 36.8 基质8 7.77 52.68 0.70 38.03 1.65 8 648 905 6 939 12.03 64.71 4.79 30.72 15.9 42.1 基质9 7.69 56.34 0.75 42.31 1.51 8 393 822 5 904 5.14 61.48 4.07 29.08 30.2 39.6 《绿化用有机基质》(GB/T 33891-2017) 4.00~9.50 − 0.10~1.00 ≥25.00 ≥1.50 − − − ≥15.00 − 12.00 − − − 《绿化用有机基质》(LY/T 1970-2011) 5.00~8.00 ≥20.00 0.10~0.80 ≥15.00 ≥1.50 − − − − − 0.50~3.00 − − − 注：“−”代表国标和行业标准对该指标未作要求。 | Show TableDownLoad:
CSV
将表3中不同配方基质的理化性质测试数据与国标《绿化用有机基质》(GB/T 33891-2017)[11]和林业标准《绿化用有机基质》(LY/T 1970-2011)[12]中对不同用途基质的指标限值进行比较发现，本研究设计的9组基质配方的pH、干容重、通气孔隙度、有机质含量、总养分、电导率等指标均满足标准中对栽培基质的指标要求；同时，结合实验研究中高羊茅的种植结果表明，9组基质都可用于植物栽培。
2.2 主成分分析
为进一步分析9组基质配方的优劣，本研究采用主成分分析法计算不同基质的综合得分，并依此对这9组配方进行优劣排序。根据主成分分析的数学分析模型，主成分是原14个性状指标的线性组合，为确保主成分分析的有效性，必须提取特征根大于1，累积贡献率达到85%以上的成分作为主成分[23-24]。本研究从14个成分中选出5个作为主成份，分析结果见表4。可见，主成分的特征根都>1，且5个主成分的累积贡献率为89.299%(>85%)，即表明这5个主成分基本能涵盖全部评价指标的所有信息，可以较好地反映基质的综合状况。
表 4 主成分分析结果Table 4. Results of principal component analysis主成分 各评价指标的得分系数 特征根 方差贡献率/% 累积贡献率/% pH 通气孔隙度 干容重 有机质含量 总养分 非毛细管孔隙度 总孔隙度 电导率 阳离子交换量 根系长度 全钾 全磷 全氮 地上高度 1 −0.534 0.641 −0.758 0.241 0.205 0.311 0.847 −0.837 0.375 0.666 0.551 0.540 0.540 0.641 4.766 34.043 34.043 2 0.572 0.155 −0.371 −0.810 0.411 0.081 0.211 0.334 0.473 −0.300 −0.386 −0.055 0.719 −0.019 2.460 17.572 51.614 3 0.119 0.132 0.435 0.376 0.570 −0.420 −0.268 0.139 0.408 −0.209 0.623 0.617 0.275 −0.412 2.180 15.574 67.189 4 0.104 −0.641 −0.169 0.172 0.272 0.836 0.199 −0.038 −0.158 −0.531 0.350 0.106 −0.050 −0.046 1.740 12.428 79.617 5 0.501 0.267 −0.025 0.030 0.615 −0.062 0.179 −0.037 −0.582 0.333 0.168 −0.290 −0.226 −0.059 1.356 9.682 89.299 | Show TableDownLoad:
CSV
根据表4的结果，对选取的5个主成分进行载荷值旋转计算后得到主成分的得分系数矩阵(见表5)，由此可以计算出5个主成分的综合得分。其中，单个主成分得分线性方程如式(1)~式(5)所示。
表 5 得分系数矩阵Table 5. Component score coefficient matrix评价指标 主成分 1 2 3 4 5 pH −0.112 0.232 0.055 0.060 0.369 通气孔隙度 0.135 0.063 0.060 −0.369 0.197 干容重 −0.159 −0.151 0.200 −0.097 −0.019 有机质含量 0.051 −0.329 0.173 0.099 0.022 总养分 0.043 0.167 0.262 0.157 0.454 非毛细管孔隙度 0.065 0.033 −0.193 0.480 −0.046 总孔隙度 0.178 0.086 −0.123 0.114 0.132 电导率 −0.176 0.136 0.064 −0.022 −0.027 阳离子交换量 0.079 0.192 0.187 −0.091 −0.429 根系长度 0.140 −0.122 −0.096 −0.305 0.246 全钾 0.116 −0.157 0.286 0.201 0.124 全磷 0.113 −0.022 0.283 0.061 −0.214 全氮 0.113 0.292 0.126 −0.029 −0.167 地上高度 0.134 −0.008 −0.189 −0.026 −0.044 | Show TableDownLoad:
CSV
F1=−0.112X1+0.135X1−0.159X1+⋯+0.113X1+0.134X1 (1) F5=0.369X1+0.197X2−0.019X3+⋯−0.167X13−0.044X14 (2) 式中：F1和F5是单个主成分得分值；X1~X14是各个指标原始数据标准化后的数值。
将各基质配方的指标标准化数据分别代入式(1)~式(5)计算各主成分的得分，再以各主成分的方差贡献率为权重，对所提取的得分进行加权求和，得到不同基质的综合得分(见表5)。加权求和如式(3)所示。
F=λ1λ1+λ2+λ3+λ4+λ5F1+λ2λ1+λ2+λ3+λ4+λ5F2+⋯+λ5λ1+λ2+λ3+λ4+λ5F5 (3) 式中：F为某一基质配方的综合得分；F1~F5是该基质配方对应的单个主成分得分值；λ1~λ5是5个主成分的初始特征根。
根据主成分综合模型即可计算各基质配方的综合主成分分值，并对其进行排序，即可对所有基质配方进行综合评价比较，结果如表6所示。基质的综合得分越高，代表该基质所有测试指标的表现越好，从而表明其性能相对更优。结果显示，9组基质配方的优势排序为：基质3>基质6>基质1>基质2>基质8>基质5>基质7>基质4>基质9。
表 6 各基质的综合得分Table 6. Comprehensive evaluation score of substrates基质编号 主成分1 主成分2 主成分3 主成分4 主成分5 综合得分 综合得分排名 基质1 0.0839 2.0664 −1.8086 0.6003 −0.3121 0.1729 3 基质2 2.2561 −2.0425 −0.4918 −0.3506 −2.3243 0.0715 4 基质3 4.4088 1.2933 1.6694 −0.5720 0.8732 2.2414 1 基质4 −2.8788 0.8772 1.5399 −1.0335 −0.4614 −0.8502 8 基质5 −0.4863 1.2390 −1.8962 −1.4580 0.2597 −0.4470 6 基质6 −0.1426 −0.8857 1.0165 1.5219 0.9338 0.2617 2 基质7 −2.0613 0.2012 1.6495 0.2016 −0.8611 −0.5239 7 基质8 −0.3611 −0.2217 −0.9115 2.4112 0.2748 0.0252 5 基质9 −0.8186 −2.5272 −0.7672 −1.3209 1.6175 −0.9515 9 | Show TableDownLoad:
CSV
3. 结论
1)对不同原料配比基质的理化指标测试数据与相关国家标准和行业标准的比对分析表明，本研究中以园林绿化废弃物为主要原材料的基质大部分指标满足标准要求，可用于植物栽培。
2)主成分分析结果表明，基质的总孔隙度、氮、磷、钾和总养分对基质理化性能的影响最大；利用主成分分析法进行综合评价的结果表明，9组基质配方的得分按降序排序为：基质3>基质6>基质1>基质2>基质8>基质5>基质7>基质4>基质9。
3)在综合得分最高的基质中，腐熟和未腐熟园林废弃物的质量分数之和达到40%，且基质中无需添加草炭土等不可再生天然资源，因而具有较明显的生态效益。
-
图 1 不同温度和初始pH条件下积累产气量和氢气百分含量
Figure 1. Influence of cumulative gas production and hydrogen content at different temperatures and initial pHs
图 2 不同温度和初始pH条件下Gompertz模拟累积产氢的变化趋势
Figure 2. Change trend of accumulated hydrogen production simulated by Gompertz at different temperatures and initial pHs
图 3 不同温度和初始pH条件下暗发酵过程pH的变化趋势
Figure 3. Variation trend of pH during dark fermentation at different temperatures and initial pHs
图 4 不同温度和初始pH条件下暗发酵过程氨氮浓度的变化趋势
Figure 4. Variation trend of ammonia nitrogen concentration during dark fermentation at different temperatures and initial pHs
图 5 不同温度和初始pH条件下暗发酵12 h产物VFA组分
Figure 5. VFA component after 12 h dark fermentation at different temperatures and initial pHs
图 6 不同温度和初始pH条件下暗发酵末端产物VFA组分
Figure 6. End product VFA components of dark fermentation at different temperatures and initial pHs
表 1 农业固体废物的基本指标
Table 1. Basic characteristics of agricultural solid waste
实验样品 含水率/% TS/(g·L−1) VS/(g·L−1) 灰分/(g·L−1) pH C/N 猪粪 75.13 248.68 198.65 50.03 7.52 12.66 鸡粪 64.55 354.51 173.80 180.71 7.49 8.47 玉米秸秆 8.45 915.51 845.38 70.13 5.24 47.48 餐厨垃圾 81.55 184.47 172.23 11.25 6.34 13.31 厨余垃圾 93.32 66.79 59.45 7.34 6.29 20.00 接种污泥 80.82 191.77 94.47 97.30 8.59 10.21 注：TS为总固体；VS为挥发性固体。
下载: 导出CSV
表 2 产氢动力学分析
Table 2. Hydrogen kinetics analysis
处理条件 实验样品 Pmax/mL Rmax/(mL·h−1) λ/h R2 35 ℃中温，初始pH=5.0 猪粪 3.92 0.11 4.67 0.950 35 ℃中温，初始pH=5.0 鸡粪 3.29 0.21 6.13 0.961 35 ℃中温，初始pH=5.0 玉米秸秆 11.51 0.71 6.49 0.994 35 ℃中温，初始pH=5.0 餐厨垃圾 28.89 1.54 13.11 0.955 35 ℃中温，初始pH=5.0 厨余垃圾 24.89 3.62 29.56 0.976 35 ℃中温，初始pH=5.0 接种污泥 0.35 0.09 10.66 1 55 ℃高温，初始pH=5.0 猪粪 28.79 3.53 11.72 0.997 55 ℃高温，初始pH=5.0 鸡粪 12.73 0.63 0.50 0.992 55 ℃高温，初始pH=5.0 玉米秸秆 42.07 1.90 5.59 0.994 55 ℃高温，初始pH=5.0 餐厨垃圾 27.10 3.20 6.39 0.999 55 ℃高温，初始pH=5.0 厨余垃圾 151.55 8.45 6.07 0.969 55 ℃高温，初始pH=5.0 接种污泥 6.67 0.38 2.83 0.971 35 ℃中温，初始pH=6.0 猪粪 51.12 4.01 24.12 0.998 35 ℃中温，初始pH=6.0 鸡粪 2.16 0.14 3.15 0.995 35 ℃中温，初始pH=6.0 玉米秸秆 62.24 4.29 12.92 0.984 35 ℃中温，初始pH=6.0 餐厨垃圾 53.44 3.61 3.61 0.999 35 ℃中温，初始pH=6.0 厨余垃圾 79.49 5.05 9.94 0.996 35 ℃中温，初始pH=6.0 接种污泥 1.55 0.11 1.22 0.997 55 ℃高温，初始pH=6.0 猪粪 40.39 4.48 10.42 0.999 55 ℃高温，初始pH=6.0 鸡粪 84.60 16.19 17.26 0.995 55 ℃高温，初始pH=6.0 玉米秸秆 67.59 9.29 5.80 0.999 55 ℃高温，初始pH=6.0 餐厨垃圾 660.30 37.11 7.66 0.996 55 ℃高温，初始pH=6.0 厨余垃圾 228.17 24.00 6.93 0.995 55 ℃高温，初始pH=6.0 接种污泥 10.16 1.39 11.89 0.999 35 ℃中温，初始pH=7.0 猪粪 30.54 5.59 11.20 0.988 35 ℃中温，初始pH=7.0 鸡粪 18.30 1.27 2.56 0.998 35 ℃中温，初始pH=7.0 玉米秸秆 27.35 2.98 0.43 0.981 35 ℃中温，初始pH=7.0 餐厨垃圾 237.37 22.38 4.97 0.999 35 ℃中温，初始pH=7.0 厨余垃圾 113.49 10.46 4.17 0.997 35 ℃中温，初始pH=7.0 接种污泥 4.23 0.18 0.58 0.979 55 ℃高温，初始pH=7.0 猪粪 130.53 13.33 5.03 0.990 55 ℃高温，初始pH=7.0 鸡粪 24.03 1.49 2.59 0.996 55 ℃高温，初始pH=7.0 玉米秸秆 133.97 9.49 2.96 0.997 55 ℃高温，初始pH=7.0 餐厨垃圾 370.44 20.21 7.18 0.992 55 ℃高温，初始pH=7.0 厨余垃圾 300.31 31.47 3.23 0.999 55 ℃高温，初始pH=7.0 接种污泥 48.72 11.03 12.30 0.999
下载: 导出CSV
-
[1] 陶干. 湖南省农作物秸秆资源能源化利用潜力评价[D]. 长沙: 湖南农业大学, 2016. [2] 韩成英. 农户感知价值对其农业废弃物资源化行为的影响研究[D]. 武汉: 华中农业大学, 2016. [3] 孙永明, 李国学, 张夫道, 等. 中国农业废弃物资源化现状与发展战略[J]. 农业工程学报, 2005, 21(8): 169-173. doi: 10.3321/j.issn:1002-6819.2005.08.037 [4] 侯亚丹. 湖北农作物秸秆资源量化及其利用模式研究[D]. 武汉: 华中师范大学, 2017. [5] 毛宗强. 氢能: 我国未来的清洁能源[J]. 太阳能学报, 2005, 26(3): 6-8. [6] 张国华, 张志红, 黄江丽, 等. 餐厨垃圾厌氧发酵制氢残留物连续沼气发酵研究[J]. 江西科学, 2015, 33(5): 721-724. [7] HECHT C, GRIEHL C. Investigation of the accumulation of aromatic compounds during biogas production from kitchen waste[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(2): 654-658. doi: 10.1016/j.biortech.2008.07.034 [8] MIN K, KHAN A, KWON M, et al. Acidogenic fermentation of blended food-waste in combination with primary sludge for the production of volatile fatty acids[J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology , 2010, 80(8): 909-915. [9] 张彤. 温度和pH值调控对厌氧发酵产甲烷影响的研究[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2017. [10] 卢怡, 张无敌, 宋洪川, 等. 农业固体废弃物发酵产氢的研究[J]. 环境科学与技术, 2009, 32(9): 60-63. doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2009.09.015 [11] MA D L R, RIAU V, RAPOSO F, et al. Thermophilic anaerobic digestion of sewage sludge: Focus on the influence of the start-up: A review[J]. Critical Reviews in Biotechnology, 2013, 33(4): 448-460. doi: 10.3109/07388551.2012.726962 [12] 陈智远, 蔡昌达, 石东伟. 不同温度对畜禽粪便厌氧发酵的影响[J]. 贵州农业科学, 2009, 37(12): 148-151. doi: 10.3969/j.issn.1001-3601.2009.12.045 [13] LI M, ZHAO Y, GUO Q, et al. Bio-hydrogen production from food waste and sewage sludge in the presence of aged refuse excavated from refuse landfill[J]. Renewable Energy, 2008, 33(12): 2573-2579. doi: 10.1016/j.renene.2008.02.018 [14] CHEN W H, CHEN S Y, KHANAL S K, et al. Kinetic study of biological hydrogen production by anaerobic fermentation[J]. International Journal of Hydrogen Energy, 2006, 31(15): 2170-2178. doi: 10.1016/j.ijhydene.2006.02.020 [15] 中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准化管理委员会. 饲料中水分和其他挥发性物质含量的测定: GB/T 6435-2006[S] 北京: 中国标准出版社, 2006. [16] 中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准化管理委员会. 饲料中粗灰分的测定: GB/T 6438-2007[S]. 北京: 中国标准出版社, 2007. [17] 国家环境保护局. 水质pH值的测定 玻璃电极法: GB/T 6920-1986[S]. 北京: 中国标准出版社, 1987. [18] 崔家荣. 水中氨氮纳氏试剂分光光度法测定[J]. 现代农业科技, 2008(8): 208-209. doi: 10.3969/j.issn.1007-5739.2008.08.145 [19] 郭欧燕, 李轶冰, 白洁瑞, 等. 温度对鸡粪与秸秆混合原料厌氧发酵产气特性的影响[J]. 西北农林科技大学学报(自然科学版), 2009, 37(6): 137-144. [20] 袁雨珍, 肖利平, 刘传平, 等. pH对餐厨垃圾厌氧发酵产氢过程的影响[J]. 生态环境学报, 2017, 26(4): 687-692. [21] 宋梓梅. 鸡粪与果蔬废弃物混合厌氧制氢特性研究[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2018. [22] 曹先艳, 赵由才, 袁玉玉, 等. 氨氮对餐厨垃圾厌氧发酵产氢的影响[J]. 太阳能学报, 2008, 29(6): 751-755. doi: 10.3321/j.issn:0254-0096.2008.06.021 [23] 魏珞宇, 罗臣乾, 张敏, 等. 农村生活垃圾厌氧发酵产沼气性能研究[J]. 中国沼气, 2016, 34(6): 42-45. doi: 10.3969/j.issn.1000-1166.2016.06.008 [24] 张玉静, 蒋建国, 王佳明. pH值对餐厨垃圾厌氧发酵产挥发性脂肪酸的影响[J]. 中国环境科学, 2013, 33(4): 680-684. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2013.04.015 [25] NAGAO N, TAJIMA N, KAWAI M, et al. Maximum organic loading rate for the single-stage wet anaerobic digestion of food waste[J]. Bioresource Technology, 2012, 118(8): 210-218. 期刊类型引用(3)
1. 翟玉华，苗长林，庄新姝，谭雪松，张权，金志浩. 生物质暗发酵制氢研究进展. 生物质化学工程. 2025(02): 53-62 . 
百度学术
2. 李彬涛，韦小敏，来航线，李玉龙，王旭东. 优良生防枯草芽孢杆菌CY1固态发酵研制生物有机肥工艺参数优化. 干旱地区农业研究. 2023(01): 27-32+44 . 百度学术
3. 徐叶，姜霁珊，黄志雄，郭铁兰，孙奥，秦智. 产氢菌XY-18在低温条件下的产氢性能研究. 上海师范大学学报(自然科学版). 2022(01): 64-69 . 百度学术
其他类型引用(11)
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 3863
- HTML全文浏览数: 3863
- PDF下载数: 44
- 施引文献: 14
