生物瀝浸法和化學(xué)法調理深度脫水污泥堆肥效果
1 引言
截至2016年, 我國城鎮污水處理廠(chǎng)年產(chǎn)污泥超3200萬(wàn)t(以含水率80%的常規脫水污泥計), 且仍以每年5%~10%的速度持續增長(cháng).由于具有高有機質(zhì)、高養分的特點(diǎn), 污泥高溫堆肥后土地利用是實(shí)現資源循環(huán)利用的較好途徑.但常規脫水污泥含水率在80%左右, 堆肥時(shí)須添加2~3倍于自身體積的輔料調節水分以滿(mǎn)足堆肥要求, 這無(wú)疑大大增加了運行成本和堆體占地面積, 降低了污泥堆肥的經(jīng)濟效益.若能將污泥進(jìn)行深度脫水, 使其含水率降至60%以下, 少加輔料, 則可極大地降低堆肥成本.
以添加石灰為主并配合添加FeCl3和PAM的化學(xué)調理-機械壓濾脫水工藝(以下簡(jiǎn)稱(chēng)“石灰調理法”)是現階段我國污水處理廠(chǎng)應用最多的污泥深度脫水方法, 但大量無(wú)機脫水劑的加入(通常為30%~50%)使其泥餅有機質(zhì)和熱值大幅降低而pH較高, 堆肥困難, 后續處置仍以填埋為主.為使石灰調理污泥能多途徑利用, 一些污水處理廠(chǎng)已將石灰投加量降低至污泥干物質(zhì)量的5%左右, 以提高泥餅熱值和有機質(zhì)含量, 使其成為潛在的有機肥資源, 但目前尚無(wú)其堆肥處理的相關(guān)報道.另一方面, 以微生物法調理深度脫水為特征的生物瀝浸技術(shù), 近年來(lái)已在無(wú)錫、寧波、哈爾濱、長(cháng)春、鄭州、西安、汕頭、嘉興等10多個(gè)城鎮污水處理廠(chǎng)和工業(yè)企業(yè)投入運行, 日處理污泥量超過(guò)3000 t, 在我國成為繼化學(xué)法調理之外的第二大污泥深度機械脫水方法(以下簡(jiǎn)稱(chēng)“生物瀝浸法”).該工藝基于化能自養型硫桿菌大幅消減污泥胞外聚合物EPS從而促進(jìn)污泥脫水的原理, 可將污泥一步壓濾脫水至含水率降至60%以下, 其脫水泥餅熱值和有機質(zhì)高、養分損失少, 便于后續資源化利用.由于生物瀝浸工藝的工程化應用起步較晚, 對其脫水污泥堆肥的研究較少, 而降低石灰投加量之后的污泥餅能否堆肥?其堆肥效果如何?也鮮有報道.為此, 本試驗選取同一來(lái)源的石灰調理和生物瀝浸調理的兩種脫水污泥作為研究對象, 并以常規脫水污泥作為對照, 比較不同污泥餅堆肥效果及產(chǎn)品品質(zhì)差異, 以期為解決污水處理廠(chǎng)不同方式產(chǎn)生的脫水污泥后續處置提供科學(xué)依據.
2 材料與方法 2.1 污泥及堆肥輔料來(lái)源與性質(zhì)
污泥取自位于江蘇省無(wú)錫市的無(wú)錫蘆村污水處理廠(chǎng).該廠(chǎng)一、二、三期采用A2O處理工藝, 日處理污水20萬(wàn)t, 其污泥全部采用生物瀝浸法深度脫水, 每天產(chǎn)生深度脫水后的生物瀝浸污泥餅(Bioleached Sludge, BS)大約80 t.第四期日處理污水15萬(wàn)t, 其污泥全部采用石灰/三氯化鐵/PAM化學(xué)調理隔膜廂式壓濾機深度脫水, 其中, 石灰投加量為干污泥質(zhì)量的5%, 日產(chǎn)生石灰調理污泥餅(Lime-Conditioned Sludge, LS)大約70 t.含水率大約80%的常規脫水污泥(Conventional Sludge, CS)則是將污水處理廠(chǎng)中濃縮液態(tài)污泥加入聚丙烯酰胺(PAM)調理后, 采用帶式脫水機脫水而得.3種污泥餅的生產(chǎn)均在同一時(shí)間內進(jìn)行, 且污泥來(lái)源基本一致.堆肥所用調理劑由稻殼與菇渣等體積混合而成.各物料基本性質(zhì)如表 1所示.
2.2 條垛式堆肥工藝設計
堆肥試驗地點(diǎn)位于無(wú)錫新利環(huán)保生物科技有限公司堆肥車(chē)間內.BS和LS分別用自卸車(chē)運至受料混料坑中破碎, 并按照m(污泥):m(輔料)=22:1混合均勻后由傳送帶運至堆肥區域;CS由運泥車(chē)直接運至堆肥區域, 按照m(CS): m(輔料)=2:1添加輔料, 用鏟車(chē)混合均勻.用行走式翻拋機將各堆體翻拋成高約1.2 m、底部寬約2.8 m、長(cháng)約10 m的條垛.堆肥前兩周每3 d翻拋一次為微生物活動(dòng)供氧, 此后每周翻拋一次.每次翻拋后于各堆體表面以下30 cm處隨機采集10份樣品, 充分混勻后用四分法采集足量樣品以供分析.
樣品采集后部分貯存于4 ℃冰箱并盡快測定其含水率、pH、水溶性有機碳(WSOC)、水溶性氮(WSN)、氨態(tài)氮、硝態(tài)氮和種子發(fā)芽指數(GI)等, 另一部分樣品風(fēng)干后磨細過(guò)1 mm篩用于測定總氮、總磷、有機質(zhì)等指標.堆肥期間, 每天9：00用電子溫度計原位監測堆體溫度(溫度計探頭伸入堆體表面以下40 cm處, 多點(diǎn)測量取平均值).堆肥前20 d定期測定堆體氨氣揮發(fā)速率.堆肥試驗共持續42 d直到堆體溫度接近室溫且翻堆后不再升高為止.
2.3 分析方法
風(fēng)干樣品參照《土壤農化分析》分析其總有機碳、總氮、總磷、總鉀等.氨氣揮發(fā)速率采用酸吸收法測定, CO2釋放速率采用堿吸收法測定.鮮樣的水分采用烘干法測定.氨態(tài)氮與硝態(tài)氮則用2 mol·L-1 KCl溶液浸提樣品1 h, 浸提液過(guò)0.45 μm濾膜后分別用納氏比色法和紫外分光光度法測定.pH、WSOC和種子發(fā)芽指數測定時(shí), 按堆肥:去離子水(m/V, g/mL)=1:10浸提1 h, 浸提液過(guò)0.45 μm濾膜后分別用pH計(Orion 902 ISE, Thermo)、TOC儀(TOC-L, Shimadzu)和參考文獻(Zucconi et al., 1981)描述的方法測定.
3 結果與討論 3.1 堆肥過(guò)程中溫度、pH和含水率的動(dòng)態(tài)變化
污泥堆肥過(guò)程的溫度變化如圖 1a所示, 各堆體均經(jīng)歷了升溫期、高溫期(T>55 ℃)和降溫期3個(gè)階段.在前兩個(gè)階段, BS堆體和LS堆體的溫度較為接近, 最高溫度都在60 ℃左右.而CS堆體升溫更為迅速, 且高溫期(4~22 d)溫度始終高出BS和LS堆體4 ℃以上, 最高溫度達72.9 ℃.原因是CS堆體中C/N比較高的輔料的添加量為BS或LS堆體的11倍, 而輔料中的大量易降解有機物可被微生物迅速利用, 促使堆體溫度急劇上升, 前期的研究也有類(lèi)似發(fā)現.Eklind等(2000)證實(shí), 堆肥過(guò)程中的最高溫度與物料總有機碳含量呈顯著(zhù)正相關(guān).高溫期時(shí)的溫度波動(dòng)主要由機械翻拋造成：翻拋時(shí)堆體中積聚的熱量大量逸失, 溫度迅速降低;而翻拋后堆體重新混勻且充氧, 微生物活動(dòng)再次活躍使堆體溫度回升.隨著(zhù)易降解物質(zhì)的減少, 各堆體溫度逐漸下降, BS堆體、LS堆體、CS堆體相繼進(jìn)入降溫期.其中, BS堆體與LS堆體于36 d時(shí)溫度降至與室溫一致, 而CS堆體經(jīng)翻拋后于第32 d時(shí)溫度回升至58.9 ℃, 此后逐漸下降, 至42 d時(shí)與室溫基本相同, 其原因亦可歸結為大量輔料的添加使其可降解物質(zhì)含量較高, 需要更多時(shí)間進(jìn)行消耗分解.本試驗中各堆體高溫期均達10 d以上, 堆肥溫度和高溫持續時(shí)間均已達到堆肥衛生標準(GB7959-2012), 堆體中的病原菌、寄生蟲(chóng)和蛔蟲(chóng)卵等有害微生物被有效殺滅.
pH值可通過(guò)影響微生物活性從而影響堆肥的發(fā)酵過(guò)程, 適宜微生物生長(cháng)繁殖的pH為6.0~8.5.由于BS泥餅的起始pH僅為5.45, 偏酸性, 低于Wong等提出的抑制堆肥限值(6.0), 但經(jīng)輔料混合后, BS堆體起始pH上升至6.32, 堆肥進(jìn)程并未受到明顯影響(圖 1b).堆肥起始階段, 大量含氮有機物的礦化引起銨態(tài)氮的積累, BS和LS堆體的pH均呈上升趨勢.其中, LS堆體因氨氣的大量揮發(fā), pH上升幅度明顯大于BS堆體.而CS堆體的pH在前6 d呈下降趨勢, 原因是大量輔料的添加使其堆體中的多糖和蛋白質(zhì)等水解產(chǎn)酸物質(zhì)較多, 乙酸、丁酸等有機酸不能及時(shí)揮發(fā)或分解, 使堆體的pH短暫下降.堆體進(jìn)入降溫階段后(22 d), 微生物活動(dòng)逐漸減弱, 堆體pH波動(dòng)變小并逐漸趨于穩定.至堆肥結束, BS、LS和CS的堆體pH分別為7.64、7.82和7.62, 均呈中性偏弱堿性.顯然, 在本試驗條件下, 無(wú)論堆肥主原料起始pH呈酸性(如pH低至5.5)還是呈堿性(如接近pH=8.0), 在堆肥腐熟后, pH都會(huì )趨近于一致, 大約在pH=7.6左右, 這與胡偉桐等的結果類(lèi)似.
雖然在堆肥過(guò)程中為保持適宜的含水率, 第8 d對CS堆體補水一次, 第12 d對BS和LS堆體補水一次.但很明顯, 堆肥過(guò)程中各堆體的含水率會(huì )隨著(zhù)水分蒸發(fā)和被微生物利用而不斷降低(圖 1c), BS、LS、CS的含水率由0 d時(shí)的58.56%、58.33%、52.97%下降至42 d時(shí)的33.02%、26.97%、23.19%.整個(gè)堆肥過(guò)程中, BS堆體的含水率始終為最高, 其次為L(cháng)S堆體.而CS堆體由于其溫度高、結構疏松, 水分蒸發(fā)較快, 其含水率始終為三者最低.
3.2 堆肥過(guò)程中有機碳的變化
為能更準確地反映堆肥中生物可利用有機物的含量, 本試驗采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定各堆體堆肥前后的總有機碳含量變化, 結果如圖 2a所示.BS堆體經(jīng)42 d堆肥后TOC降解率達31.07%;LS堆體初始TOC含量雖達到21.95%, 但因含有石灰、FeCl3等, 明顯影響到其微生物降解, 表現在42 d時(shí)降解率僅為17.04%;而由于大量具有較高C/N比輔料的添加, CS堆體堆肥前后的TOC含量最高, 降解率(31.17%)與BS處理相近.說(shuō)明BS中有機物降解速率與CS相仿, 都明顯高于LS處理.
堆體中水溶性物質(zhì)WSOC可以表征物料中易被微生物利用的有機物含量.本試驗中, BS堆體和CS堆體中WSOC含量均呈升溫期(0~3 d)迅速上升、高溫期(3~28 d)快速下降、降溫期(28~42 d)緩慢下降的趨勢(圖 2b).LS堆體與前二者的差異在于其升溫期WSOC含量先略有降低, 在高溫階段的初期(3~9 d)則急劇上升, 說(shuō)明其堆體中的不溶性有機物更易被嗜熱微生物分泌的胞外酶分解.堆肥是微生物將有機質(zhì)不斷礦化的過(guò)程, 因此, 很多學(xué)者將WSOC含量作為判斷堆肥腐熟度的重要指標之一.堆肥結束時(shí), BS、LS、CS堆體WSOC含量分別為6.0、9.1、8.4 mg·g-1(以干重計), 說(shuō)明BS堆肥腐熟度最高, LS腐殖化程度相對較低.
3.3 堆肥過(guò)程中氮素的變化 3.3.1 堆肥過(guò)程中銨態(tài)氮和水溶性氮的變化
含氮有機物的降解是NH4+-N的主要來(lái)源, 而NH4+-N的氨揮發(fā)作用及微生物的氨同化作用、硝化作用等則引起NH4+-N含量的降低.圖 3表明, 0 d時(shí), BS和CS堆體中的NH4+-N含量較為接近, 分別為3.31、3.57 mg·g-1(以干重計, 下同), 但經(jīng)過(guò)9 d的發(fā)酵, BS堆體中的NH4+-N含量增加至8.29 mg·g-1, 為CS堆體的1.94倍, 其原因主要是BS堆體中易礦化態(tài)氮的含量顯著(zhù)高于CS堆體.同期LS堆體的NH4+-N含量也從0 d時(shí)的2.32 mg·g-1迅速上升至9 d時(shí)的6.6 mg·g-1, 其原因是LS在脫水階段加入的石灰具有提高pH、水解放熱的作用, 可有效破壞細胞壁、胞外聚合物等以蛋白質(zhì)為主體的難降解有機氮, 增加了污泥中易礦化氮的含量.隨著(zhù)堆肥的進(jìn)行, LS和CS堆體中的NH4+-N含量基本趨于穩定, 但BS堆體中的NH4+-N仍以一定速度積累.在堆肥42 d時(shí), BS堆體中的NH4+-N含量達到11.91 mg·g-1, 分別為L(cháng)S和CS堆體的1.69倍和2.80倍.水溶性總氮(WSN)變化趨勢與NH4+-N基本一致：BS堆體的最終WSN含量是LS堆體的1.41倍, 是CS堆體的2.02倍.WSN屬于速效性氮, 它的提高對堆肥產(chǎn)品當季養分的供應有較大助益.
3.3.2 堆肥過(guò)程中各堆體的氨氣揮發(fā)情況
氨氣揮發(fā)不僅造成堆肥中氮素損失, 還會(huì )引起其他致臭氣體揮發(fā), 嚴重影響周邊環(huán)境)研究發(fā)現, 低C/N、高NH4+-N含量及高pH(>7.5)會(huì )明顯促進(jìn)氨氣揮發(fā);EI Fels等指出, 高NH4+-N含量及高溫(>65 ℃)增加了氨氣的揮發(fā)量;王巖等發(fā)現, 適當增加物料含水率可使部分氨氣溶解在水中而被微生物重新固定, 從而降低氨氣的揮發(fā)量.在本試驗中, 各堆體的氨氣揮發(fā)情況呈截然不同的趨勢(圖 4).LS和CS堆體在0 d時(shí)已檢測到大量氨氣的揮發(fā), 分別到達55.16、52.73 mg·m-3·h-1, 顯著(zhù)高于BS堆體的3.01 mg·m-3·h-1, 其原因主要歸結為L(cháng)S和CS堆體中性偏弱堿性的pH.在高溫期的初始階段(2~8 d), LS堆體的氨氣揮發(fā)速率急劇上升, 始終為BS堆體的15倍以上, 最多達34倍, 堆體周?chē)蔽睹黠@.在高溫、高pH、高NH4+-N及低含水率等因素共同作用下, LS堆體的最大氨氣揮發(fā)速率在8 d時(shí)達到380 mg·m-3·h-1, 遠超其他堆體.與此同時(shí), CS堆體的氨氣揮發(fā)速率則略有降低, 原因為此時(shí)期堆體中酸性物質(zhì)的積累使其pH降低, 有效減少了NH4+-N向氨氣的轉化量, 但其較高的溫度及較低的含水率仍使其氨氣揮發(fā)速率保持為BS堆體的3倍以上.而盡管BS堆體中的NH4+-N含量高于其余兩者, 但其氨氣揮發(fā)速率始終處于最低水平, 最終的累積氨氣揮發(fā)量?jì)H為L(cháng)S堆體的9.7%和CS堆體的31.7%, 其原因包括堆體在氨氣揮發(fā)高峰期時(shí)的較低的pH、溫度與較高的含水率;此外, BS堆體中微生物的氨同化作用及水溶性鐵離子的存在亦聯(lián)合抑制了氨氣的揮發(fā).另外, 堆體BS中NH4+-N主要以(NH4)2SO4形式存在, 因為BS中由于硫桿菌對還原性硫的氧化會(huì )產(chǎn)生較多的硫酸根.而LS主要是通過(guò)投加石灰和三氯化鐵形成, NH4+-N主要以(NH4)2CO3和NH4Cl的形式存在, 而CS堆體則居于二者之間.與(NH4)2SO4相比, (NH4)2CO3和NH4Cl在高的pH、濕度和溫度條件下更不穩定, 易于分解釋放出氨.
3.3.3 堆肥過(guò)程中總氮的變化
本試驗中引起堆體TN含量變化的因素主要包括含氮有機物的礦化作用、微生物的氨同化作用、氨氣的揮發(fā)作用及物料的濃縮效應.如圖 5所示, BS堆體在脫水過(guò)程中的養分損失較少, 堆肥所需的高C/N比輔料添加量?jì)H為CS的9.1%, 其堆體初始TN含量最高, 達3.97%, 高于LS堆體(3.16%)和CS堆體(3.09%).堆肥開(kāi)始后, 堆體中有機氮的礦化使NH4+-N不斷積累, 但由于堆體溫度和pH升高, 堆體中的氨大量揮發(fā)并引起堆體中TN含量迅速下降.此后, 隨著(zhù)氨氣揮發(fā)高峰期的結束和有機質(zhì)不斷分解引起的物料濃縮效應, 各堆體在進(jìn)入降溫期后總氮含量逐漸上升.堆肥結束時(shí), BS、LS、CS堆體的總氮含量分別為4.12%、2.82%、3.10%, 即BS堆肥產(chǎn)品總氮含量分別比LS、CS高出46%和33%.
3.4 堆肥產(chǎn)品質(zhì)量評價(jià)
污泥堆肥產(chǎn)品最終將作為肥料或改良劑施用于土壤, 必須確保其腐熟、穩定, 對生物無(wú)毒害作用, 且應含有豐富的有機質(zhì)及養分.CO2釋放速率和水溶性碳氮比均可反映堆肥產(chǎn)品的腐熟度, 且受堆肥原料性質(zhì)的影響較小.3種污泥堆肥產(chǎn)品各性質(zhì)如表 2所示.本試驗中, BS、LS、CS堆肥產(chǎn)品的CO2釋放速率相比堆肥前分別下降88.7%、92.9%、87.7%, WSOC/WSN則下降了48.9%、58.3%、47.5%, 說(shuō)明堆肥進(jìn)程均有效提高了3種污泥堆肥的腐熟度.此外, 種子發(fā)芽指數(Germination Index, GI)不僅能反映堆肥腐熟度, 更是評價(jià)堆肥植物毒性最直接而有效的指標之一.一般認為GI達到50%時(shí)堆肥基本腐熟, GI達到80%時(shí)堆肥完全腐熟, 對植物完全沒(méi)有毒性.顯然, 經(jīng)42 d高溫好氧發(fā)酵后, BS和CS堆肥產(chǎn)品的腐熟度更好, GI分別達到86.85%和90.87%;而LS堆肥產(chǎn)品的GI僅為57.27%, 尚未達到國家標準(CJ248—2007).值得一提的是, BS、LS和CS的原始污泥餅的生物毒性也有很大區別, 其中, LS的原始污泥餅GI僅為21%, 有較大的生物毒性, 其他兩種污泥的GI都在60%左右, 毒性較小.
注：CO2釋放速率以每kg干物質(zhì)每小時(shí)釋放的CO2計;a.《城鎮污水處理廠(chǎng)污泥處置—園林綠化用泥質(zhì)》(上海市政工程設計研究總院等, 2007);b.在酸性土壤上要求pH為6.5~8.5, 在堿性土壤上要求pH為5.5~7.8;“-”表示對此項不做要求;總養分指N+P2O5+K2O.
有機質(zhì)和養分(N+P2O5+K2O)直接反映了堆肥產(chǎn)品的肥力狀況.本試驗中的3種堆肥產(chǎn)品其有機質(zhì)和養分指標均能滿(mǎn)足國家標準的最低限制值.其中, BS堆肥產(chǎn)品的總養分達總干物質(zhì)的13.78%, 遠超過(guò)《有機肥料》(NY525-2012)中總養分不低于5%的標準, 總養分含量比LS和CS堆肥產(chǎn)品高1.29倍和1.73倍, 原因是BS污泥在脫水過(guò)程中N、P損失更少, 且其堆體堆肥過(guò)程中的氮損失最少.因此, 采用BS堆肥無(wú)論在減少堆肥成本(大幅度減少輔料的添加)、改善堆肥環(huán)境(堆肥期間氨味等惡臭氣體減少)、還是提高堆肥產(chǎn)品品質(zhì)(總養分、有效性養分的提高及生物毒性的降低)等方面都比LS和CS堆肥具有更大的優(yōu)勢.
4 結論
1) 利用BS和LS堆肥可顯著(zhù)降低輔料添加量, 僅為CS堆肥所需輔料的9.1%, 其中，BS堆肥進(jìn)程較快, 產(chǎn)品腐熟度更高.
2) 堆肥過(guò)程中, BS堆體氨氣揮發(fā)量?jì)H分別為L(cháng)S堆體和CS堆體的9.7%和31.7%, 惡臭氣體減少, 堆肥環(huán)境顯著(zhù)改善.而且BS堆肥產(chǎn)品中的速效氮(WSN)含量達12.24 mg·g-1(以干重計), 分別是LS堆肥產(chǎn)品和CS堆肥產(chǎn)品的1.41倍和2.02倍, 其N(xiāo)H4+-N含量亦分別為L(cháng)S堆肥產(chǎn)品的1.69倍和CS堆肥產(chǎn)品的2.80倍.
3) BS堆肥產(chǎn)品中總養分含量高達13.78%, 比LS和CS堆肥產(chǎn)品分別高28.5%和73.0%.從種子發(fā)芽指數(GI)看, BS堆肥產(chǎn)品和CS堆肥產(chǎn)品的GI達90%左右, 而LS堆肥產(chǎn)品的GI僅為57%.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.dowater.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
4) 盡管本文所采用的LS較目前常見(jiàn)的石灰調理深度脫水污泥工藝投加的石灰更少, 但堆肥過(guò)程中氨揮發(fā)、產(chǎn)品的生物毒性明顯比常規污泥堆肥和生物瀝浸污泥餅堆肥大得多.綜合考慮堆肥產(chǎn)品的質(zhì)量、輔料投加量及堆肥過(guò)程中環(huán)境問(wèn)題, 發(fā)現利用BS堆肥工藝生產(chǎn)有機肥具有明顯優(yōu)勢;而LS雖然也可成功堆肥, 但其產(chǎn)品品質(zhì)較差;CS堆肥時(shí)需添加大量輔料, 經(jīng)濟效益較差, 不適合用于堆肥處理.
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