, 周立祥1
, 李喆21. 南京农业大学资源与环境科学学院, 南京 210095;
2. 无锡新利环保生物科技有限公司, 无锡 214000
收稿日期: 2017-05-16; 修回日期: 2017-06-30; 录用日期: 2017-07-10
基金项目: 国家自然科学基金（No.21637003，21177060）
作者简介: 何足道(1992-), 男, E-mail:2015103059@njau.edu.cn
通讯作者（责任作者）: 周立祥, E-mail:lxzhou@njau.edu.cn
摘要: 利用生物沥浸法和以添加石灰与三氯化铁为代表的化学法对污泥进行调理，继而采用隔膜厢式压滤机深度脱水是目前在我国应用较为广泛的工艺，但系统比较两种工艺所产生的污泥的堆肥效果的研究还很鲜见.为此，本试验分别对相同来源的污泥用两种方法进行调理后再用机械脱水，将获得的污泥饼进行工程化高温好氧堆肥，并以相同来源的常规脱水污泥（CS，指含水率80%左右的污泥）作为对照，探究其堆肥过程及产品性质的差异.结果表明，采用条垛式堆肥（条垛底宽2.8 m、高1.2 m、长10 m），生物沥浸污泥（BS）和石灰调理污泥（LS）堆肥所需辅料仅为CS的9.1%.尽管BS堆体中的NH4+-N含量始终最高，但其氨气挥发量仅为LS堆体的9.7%和CS堆体的31.4%.42 d时各堆体的CO2释放速率和水溶性C/N相比堆肥前均明显下降，说明堆体均已腐熟.LS堆肥产品的种子发芽指数（GI）仅为57.3%，而BS堆肥产品和CS堆肥产品的GI均为90%左右，显然后两者对种子的毒害已完全消除.此外，BS堆肥产品中的养分含量（N+P2O5+K2O）明显高于LS堆肥产品和CS堆肥产品，总养分分别高出28.5%和73.0%；其速效养分指标WSN亦分别高出40.6%和102%.综上所述，较之LS堆肥或CS堆肥，采用BS高温堆肥不仅可以显著减少辅料的添加量，且其堆肥过程中的氨气损失少，堆肥产品腐熟度好，养分含量高，因此，污泥生物沥浸处理-高温发酵技术是对推动堆肥后土地利用极有帮助的深度脱水工艺和资源化方法.
关键词:生物沥浸法石灰调理深度脱水污泥高温堆肥氨气挥发
The composting of two kinds of advanced dewatered sludge cakes treated with bioleaching and chemical conditioning methods: A full-scale study
HE Zudao1
, ZHOU Lixiang1 , LI Zhe2 1. College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095;
2. Wuxi Xinli Environmental Biotechnology Co., Ltd, Wuxi 214000
Received 16 May 2017; received in revised from 30 June 2017; accepted 10 July 2017
Supported by the National Natural Science Foundation of China(No.21637003, 21177060)
Biography: HE Zudao(1992-), male, E-mail:2015103059@njau.edu.cn
*Corresponding author: ZHOU Lixiang, E-mail:lxzhou@njau.edu.cn
Abstract: Bioleaching involving in A. ferrooxidans and chemical conditioning by jointly adding lime, FeCl3, and PAM have been widely adopted for improving sludge dewaterability in China. However, little information is available on the comparison of the composting as well as the compost product qualities of the advanced dewatered sludge cakes with moisture content of about 60% or below from two kinds of above-mentioned conditioning method. Here we reported the composting performance of bioleached sludge cake (BS) and lime conditioned dewatered sludge cake (LS) with comparison to conventional dewatered sludge cakes (CS). Three sludge cakes were collected from the same origin, with about 60% moisture for the first two sludges and 80% moisture for the last one. Three full-scale windrow composting with pile bottom width of 2.8 m, height of 1.2 m, and length of 10 m were performed for BS, LS, and CS in Wuxi Lucun Sludge Composting Plant, Wuxi City, Jiangsu Province, China. The results showed that the amount of bulking agent requirement in composting of BS and LS was only 9.1% of CS composting owing to much lower moisture content in the first two piles. Although the content of NH4+-N in BS pile was significantly and consistently higher than other two piles during the whole period, the cumulative ammonia volatilization in BS pile was unexpectedly about 9.7% and 31.4% of LS and CS piles, respectively. The temperature dynamics of piles and the lower CO2 production rate and water-soluble C/N ratio in three piles at day 42 of composting indicated that three composting products have become mature after 42 d composting. Moreover, the germination index (GI) of both of BS and CS compost products increased to 90%, but the GI of LS compost product merely reached 57.3%, implying the phytotoxicity of the latter wasn't yet eliminated completely. Furthermore, the total nutrient content (N+P2O5+K2O) and available N of BS compost product were obviously higher than the other two products, as exhibiting that total nutrient content of BS compost product was 28.5% and 73.0% higher than that of LS and CS compost products, respectively. Also, water-soluble N of BS product was 40.6% and 102% higher than LS and CS compost products, respectively. Therefore, BS compost is deserved to be widely applied because it has many advantages including reducing bulking agent amount drastically and improving the quality of composting products.
Key words: sludge bioleachingsludge lime-conditioningdeep dewatered sludgecompostingammonia emission
1 引言(Introduction)截至2016年, 我国城镇污水处理厂年产污泥超3200万t(以含水率80%的常规脱水污泥计), 且仍以每年5%~10%的速度持续增长(朱南文, 2016).由于具有高有机质、高养分的特点, 污泥高温堆肥后土地利用是实现资源循环利用的较好途径(Singh et al., 2008; Qian et al., 2014).但常规脱水污泥含水率在80%左右, 堆肥时须添加2~3倍于自身体积的辅料调节水分以满足堆肥要求(Ya?ez et al., 2009), 这无疑大大增加了运行成本和堆体占地面积, 降低了污泥堆肥的经济效益.若能将污泥进行深度脱水, 使其含水率降至60%以下, 少加辅料, 则可极大地降低堆肥成本.
以添加石灰为主并配合添加FeCl3和PAM的化学调理-机械压滤脱水工艺(以下简称“石灰调理法”)是现阶段我国污水处理厂应用最多的污泥深度脱水方法(程文等, 2015), 但大量无机脱水剂的加入(通常为30%~50%)使其泥饼有机质和热值大幅降低而pH较高, 堆肥困难, 后续处置仍以填埋为主(冯仕训等, 2016).为使石灰调理污泥能多途径利用, 一些污水处理厂已将石灰投加量降低至污泥干物质量的5%左右(许金泉等, 2013), 以提高泥饼热值和有机质含量, 使其成为潜在的有机肥资源, 但目前尚无其堆肥处理的相关报道.另一方面, 以微生物法调理深度脱水为特征的生物沥浸技术, 近年来已在无锡、宁波、哈尔滨、长春、郑州、西安、汕头、嘉兴等10多个城镇污水处理厂和工业企业投入运行, 日处理污泥量超过3000 t (周立祥, 2012), 在我国成为继化学法调理之外的第二大污泥深度机械脱水方法(以下简称“生物沥浸法”).该工艺基于化能自养型硫杆菌大幅消减污泥胞外聚合物EPS从而促进污泥脱水的原理, 可将污泥一步压滤脱水至含水率降至60%以下, 其脱水泥饼热值和有机质高、养分损失少, 便于后续资源化利用(周立祥, 2012).由于生物沥浸工艺的工程化应用起步较晚, 对其脱水污泥堆肥的研究较少(Hu et al., 2015; 胡伟桐等, 2015), 而降低石灰投加量之后的污泥饼能否堆肥？其堆肥效果如何？也鲜有报道.为此, 本试验选取同一来源的石灰调理和生物沥浸调理的两种脱水污泥作为研究对象, 并以常规脱水污泥作为对照, 比较不同污泥饼堆肥效果及产品品质差异, 以期为解决污水处理厂不同方式产生的脱水污泥后续处置提供科学依据.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 污泥及堆肥辅料来源与性质污泥取自位于江苏省无锡市的无锡芦村污水处理厂.该厂一、二、三期采用A2O处理工艺, 日处理污水20万t, 其污泥全部采用生物沥浸法深度脱水, 每天产生深度脱水后的生物沥浸污泥饼(Bioleached Sludge, BS)大约80 t.第四期日处理污水15万t, 其污泥全部采用石灰/三氯化铁/PAM化学调理隔膜厢式压滤机深度脱水, 其中, 石灰投加量为干污泥质量的5%, 日产生石灰调理污泥饼(Lime-Conditioned Sludge, LS)大约70 t.含水率大约80%的常规脱水污泥(Conventional Sludge, CS)则是将污水处理厂中浓缩液态污泥加入聚丙烯酰胺(PAM)调理后, 采用带式脱水机脱水而得.3种污泥饼的生产均在同一时间内进行, 且污泥来源基本一致.堆肥所用调理剂由稻壳与菇渣等体积混合而成.各物料基本性质如表 1所示.
表 1(Table 1)
| 表 1 3种脱水污泥及其堆肥辅料的基本理化性质 Table 1 Physical-chemical properties of the raw composting materials including three sludge cakes and bulking agent | |||||||||||||||||||||||||
表 1 3种脱水污泥及其堆肥辅料的基本理化性质 Table 1 Physical-chemical properties of the raw composting materials including three sludge cakes and bulking agent
| |||||||||||||||||||||||||
 |
2.2 条垛式堆肥工艺设计堆肥试验地点位于无锡新利环保生物科技有限公司堆肥车间内, 详见参考文献(胡伟桐等, 2014).BS和LS分别用自卸车运至受料混料坑中破碎, 并按照m(污泥):m(辅料)=22:1混合均匀后由传送带运至堆肥区域；CS由运泥车直接运至堆肥区域, 按照m(CS): m(辅料)=2:1添加辅料, 用铲车混合均匀.用行走式翻抛机将各堆体翻抛成高约1.2 m、底部宽约2.8 m、长约10 m的条垛.堆肥前两周每3 d翻抛一次为微生物活动供氧, 此后每周翻抛一次.每次翻抛后于各堆体表面以下30 cm处随机采集10份样品, 充分混匀后用四分法采集足量样品以供分析.
样品采集后部分贮存于4 ℃冰箱并尽快测定其含水率、pH、水溶性有机碳(WSOC)、水溶性氮(WSN)、氨态氮、硝态氮和种子发芽指数(GI)等, 另一部分样品风干后磨细过1 mm筛用于测定总氮、总磷、有机质等指标.堆肥期间, 每天9：00用电子温度计原位监测堆体温度(温度计探头伸入堆体表面以下40 cm处, 多点测量取平均值).堆肥前20 d定期测定堆体氨气挥发速率(Hu et al., 2015).堆肥试验共持续42 d直到堆体温度接近室温且翻堆后不再升高为止.
2.3 分析方法风干样品参照《土壤农化分析》(鲍士旦, 2000)分析其总有机碳、总氮、总磷、总钾等.氨气挥发速率采用酸吸收法(Hu et al., 2015)测定, CO2释放速率采用碱吸收法(Liu, 1995)测定.鲜样的水分采用烘干法测定.氨态氮与硝态氮则用2 mol·L-1 KCl溶液浸提样品1 h, 浸提液过0.45 μm滤膜后分别用纳氏比色法和紫外分光光度法测定(高云航等, 2014).pH、WSOC和种子发芽指数测定时, 按堆肥:去离子水(m/V, g/mL)=1:10浸提1 h, 浸提液过0.45 μm滤膜后分别用pH计(Orion 902 ISE, Thermo)、TOC仪(TOC-L, Shimadzu)和参考文献(Zucconi et al., 1981)描述的方法测定.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 堆肥过程中温度、pH和含水率的动态变化污泥堆肥过程的温度变化如图 1a所示, 各堆体均经历了升温期、高温期(T>55 ℃)和降温期3个阶段.在前两个阶段, BS堆体和LS堆体的温度较为接近, 最高温度都在60 ℃左右.而CS堆体升温更为迅速, 且高温期(4~22 d)温度始终高出BS和LS堆体4 ℃以上, 最高温度达72.9 ℃.原因是CS堆体中C/N比较高的辅料的添加量为BS或LS堆体的11倍, 而辅料中的大量易降解有机物可被微生物迅速利用, 促使堆体温度急剧上升, 前期的研究也有类似发现(胡伟桐等, 2015).Eklind等(2000)证实, 堆肥过程中的最高温度与物料总有机碳含量呈显著正相关.高温期时的温度波动主要由机械翻抛造成：翻抛时堆体中积聚的热量大量逸失, 温度迅速降低；而翻抛后堆体重新混匀且充氧, 微生物活动再次活跃使堆体温度回升.随着易降解物质的减少, 各堆体温度逐渐下降, BS堆体、LS堆体、CS堆体相继进入降温期.其中, BS堆体与LS堆体于36 d时温度降至与室温一致, 而CS堆体经翻抛后于第32 d时温度回升至58.9 ℃, 此后逐渐下降, 至42 d时与室温基本相同, 其原因亦可归结为大量辅料的添加使其可降解物质含量较高, 需要更多时间进行消耗分解.本试验中各堆体高温期均达10 d以上, 堆肥温度和高温持续时间均已达到堆肥卫生标准(GB7959-2012), 堆体中的病原菌、寄生虫和蛔虫卵等有害微生物被有效杀灭.
图 1(Fig. 1)
 |
| 图 1 3种污泥堆肥过程中温度(a)、pH(b)及含水率(c)的变化 Fig. 1Dynamics of temperature(a), pH(b) and moisture content(c) during composting of bioleached sludge(BS), lime conditioned sludge (LS) and conventional sludge (CS) |
pH值可通过影响微生物活性从而影响堆肥的发酵过程, 适宜微生物生长繁殖的pH为6.0~8.5(周立祥, 2007).由于BS泥饼的起始pH仅为5.45, 偏酸性, 低于Wong等(2009)提出的抑制堆肥限值(6.0), 但经辅料混合后, BS堆体起始pH上升至6.32, 堆肥进程并未受到明显影响(图 1b).堆肥起始阶段, 大量含氮有机物的矿化引起铵态氮的积累, BS和LS堆体的pH均呈上升趋势.其中, LS堆体因氨气的大量挥发, pH上升幅度明显大于BS堆体.而CS堆体的pH在前6 d呈下降趋势, 原因是大量辅料的添加使其堆体中的多糖和蛋白质等水解产酸物质较多, 乙酸、丁酸等有机酸不能及时挥发或分解, 使堆体的pH短暂下降(胡伟桐等, 2015).堆体进入降温阶段后(22 d), 微生物活动逐渐减弱, 堆体pH波动变小并逐渐趋于稳定.至堆肥结束, BS、LS和CS的堆体pH分别为7.64、7.82和7.62, 均呈中性偏弱碱性.显然, 在本试验条件下, 无论堆肥主原料起始pH呈酸性(如pH低至5.5)还是呈碱性(如接近pH=8.0), 在堆肥腐熟后, pH都会趋近于一致, 大约在pH=7.6左右, 这与胡伟桐等(2015)的结果类似.
虽然在堆肥过程中为保持适宜的含水率, 第8 d对CS堆体补水一次, 第12 d对BS和LS堆体补水一次.但很明显, 堆肥过程中各堆体的含水率会随着水分蒸发和被微生物利用而不断降低(图 1c), BS、LS、CS的含水率由0 d时的58.56%、58.33%、52.97%下降至42 d时的33.02%、26.97%、23.19%.整个堆肥过程中, BS堆体的含水率始终为最高, 其次为LS堆体.而CS堆体由于其温度高、结构疏松, 水分蒸发较快, 其含水率始终为三者最低.
3.2 堆肥过程中有机碳的变化为能更准确地反映堆肥中生物可利用有机物的含量, 本试验采用重铬酸钾氧化-外加热法测定各堆体堆肥前后的总有机碳含量变化(钱宝等, 2011), 结果如图 2a所示.BS堆体经42 d堆肥后TOC降解率达31.07%；LS堆体初始TOC含量虽达到21.95%, 但因含有石灰、FeCl3等, 明显影响到其微生物降解, 表现在42 d时降解率仅为17.04%；而由于大量具有较高C/N比辅料的添加, CS堆体堆肥前后的TOC含量最高, 降解率(31.17%)与BS处理相近.说明BS中有机物降解速率与CS相仿, 都明显高于LS处理.
图 2(Fig. 2)
 |
| 图 2 3种污泥堆肥前后总有机碳变化(a)及堆肥过程中水溶性有机碳(b)的变化 Fig. 2Changes of total organic carbon (TOC) (a) and water soluble organic carbon (WSOC) (b) before and after composting for three sludge composting piles |
堆体中水溶性物质WSOC可以表征物料中易被微生物利用的有机物含量(Bernai et al., 1998).本试验中, BS堆体和CS堆体中WSOC含量均呈升温期(0~3 d)迅速上升、高温期(3~28 d)快速下降、降温期(28~42 d)缓慢下降的趋势(图 2b).LS堆体与前二者的差异在于其升温期WSOC含量先略有降低, 在高温阶段的初期(3~9 d)则急剧上升, 说明其堆体中的不溶性有机物更易被嗜热微生物分泌的胞外酶分解.堆肥是微生物将有机质不断矿化的过程, 因此, 很多****将WSOC含量作为判断堆肥腐熟度的重要指标之一(康军等, 2009).堆肥结束时, BS、LS、CS堆体WSOC含量分别为6.0、9.1、8.4 mg·g-1(以干重计), 说明BS堆肥腐熟度最高, LS腐殖化程度相对较低.
3.3 堆肥过程中氮素的变化3.3.1 堆肥过程中铵态氮和水溶性氮的变化含氮有机物的降解是NH4+-N的主要来源, 而NH4+-N的氨挥发作用及微生物的氨同化作用、硝化作用等则引起NH4+-N含量的降低.图 3表明, 0 d时, BS和CS堆体中的NH4+-N含量较为接近, 分别为3.31、3.57 mg·g-1(以干重计, 下同), 但经过9 d的发酵, BS堆体中的NH4+-N含量增加至8.29 mg·g-1, 为CS堆体的1.94倍, 其原因主要是BS堆体中易矿化态氮的含量显著高于CS堆体(Hu et al., 2015).同期LS堆体的NH4+-N含量也从0 d时的2.32 mg·g-1迅速上升至9 d时的6.6 mg·g-1, 其原因是LS在脱水阶段加入的石灰具有提高pH、水解放热的作用, 可有效破坏细胞壁、胞外聚合物等以蛋白质为主体的难降解有机氮(于文华等, 2013), 增加了污泥中易矿化氮的含量.随着堆肥的进行, LS和CS堆体中的NH4+-N含量基本趋于稳定, 但BS堆体中的NH4+-N仍以一定速度积累.在堆肥42 d时, BS堆体中的NH4+-N含量达到11.91 mg·g-1, 分别为LS和CS堆体的1.69倍和2.80倍.水溶性总氮(WSN)变化趋势与NH4+-N基本一致：BS堆体的最终WSN含量是LS堆体的1.41倍, 是CS堆体的2.02倍.WSN属于速效性氮, 它的提高对堆肥产品当季养分的供应有较大助益.
图 3(Fig. 3)
 |
| 图 3 3种污泥堆肥过程中铵态氮(a)、水溶性总氮(b)的变化 Fig. 3Dynamics of ammonium nitrogen (a) and water soluble nitrogen (WSN) (b) during composting in three sludge composting piles |
3.3.2 堆肥过程中各堆体的氨气挥发情况氨气挥发不仅造成堆肥中氮素损失, 还会引起其他致臭气体挥发, 严重影响周边环境(Medina et al., 2002).Pagans等(2006)研究发现, 低C/N、高NH4+-N含量及高pH(＞7.5)会明显促进氨气挥发；EI Fels等(2014)指出, 高NH4+-N含量及高温(＞65 ℃)增加了氨气的挥发量；王岩等(2003)发现, 适当增加物料含水率可使部分氨气溶解在水中而被微生物重新固定, 从而降低氨气的挥发量.在本试验中, 各堆体的氨气挥发情况呈截然不同的趋势(图 4).LS和CS堆体在0 d时已检测到大量氨气的挥发, 分别到达55.16、52.73 mg·m-3·h-1, 显著高于BS堆体的3.01 mg·m-3·h-1, 其原因主要归结为LS和CS堆体中性偏弱碱性的pH.在高温期的初始阶段(2~8 d), LS堆体的氨气挥发速率急剧上升, 始终为BS堆体的15倍以上, 最多达34倍, 堆体周围氨味明显.在高温、高pH、高NH4+-N及低含水率等因素共同作用下, LS堆体的最大氨气挥发速率在8 d时达到380 mg·m-3·h-1, 远超其他堆体.与此同时, CS堆体的氨气挥发速率则略有降低, 原因为此时期堆体中酸性物质的积累使其pH降低, 有效减少了NH4+-N向氨气的转化量, 但其较高的温度及较低的含水率仍使其氨气挥发速率保持为BS堆体的3倍以上.而尽管BS堆体中的NH4+-N含量高于其余两者, 但其氨气挥发速率始终处于最低水平, 最终的累积氨气挥发量仅为LS堆体的9.7%和CS堆体的31.7%, 其原因包括堆体在氨气挥发高峰期时的较低的pH、温度与较高的含水率；此外, BS堆体中微生物的氨同化作用及水溶性铁离子的存在亦联合抑制了氨气的挥发(Hu et al., 2015).另外, 堆体BS中NH4+-N主要以(NH4)2SO4形式存在, 因为BS中由于硫杆菌对还原性硫的氧化会产生较多的硫酸根.而LS主要是通过投加石灰和三氯化铁形成, NH4+-N主要以(NH4)2CO3和NH4Cl的形式存在, 而CS堆体则居于二者之间.与(NH4)2SO4相比, (NH4)2CO3和NH4Cl在高的pH、湿度和温度条件下更不稳定, 易于分解释放出氨.
图 4(Fig. 4)
 |
| 图 4 3种污泥堆肥过程中氨气的挥发动态(a.挥发速率, b.累积挥发量) Fig. 4Dynamics of ammonia emission during composting in three sludge composting piles |
3.3.3 堆肥过程中总氮的变化本试验中引起堆体TN含量变化的因素主要包括含氮有机物的矿化作用、微生物的氨同化作用、氨气的挥发作用及物料的浓缩效应.如图 5所示, BS堆体在脱水过程中的养分损失较少(周立祥, 2012), 堆肥所需的高C/N比辅料添加量仅为CS的9.1%, 其堆体初始TN含量最高, 达3.97%, 高于LS堆体(3.16%)和CS堆体(3.09%).堆肥开始后, 堆体中有机氮的矿化使NH4+-N不断积累, 但由于堆体温度和pH升高, 堆体中的氨大量挥发并引起堆体中TN含量迅速下降.此后, 随着氨气挥发高峰期的结束和有机质不断分解引起的物料浓缩效应, 各堆体在进入降温期后总氮含量逐渐上升.堆肥结束时, BS、LS、CS堆体的总氮含量分别为4.12%、2.82%、3.10%, 即BS堆肥产品总氮含量分别比LS、CS高出46%和33%.
图 5(Fig. 5)
 |
| 图 5 3种污泥堆肥过程中总氮的变化 Fig. 5Dynamics of total nitrogen during composting in three sludge composting piles |
3.4 堆肥产品质量评价污泥堆肥产品最终将作为肥料或改良剂施用于土壤, 必须确保其腐熟、稳定, 对生物无毒害作用, 且应含有丰富的有机质及养分.CO2释放速率和水溶性碳氮比均可反映堆肥产品的腐熟度, 且受堆肥原料性质的影响较小(周立祥, 2007).3种污泥堆肥产品各性质如表 2所示.本试验中, BS、LS、CS堆肥产品的CO2释放速率相比堆肥前分别下降88.7%、92.9%、87.7%, WSOC/WSN则下降了48.9%、58.3%、47.5%, 说明堆肥进程均有效提高了3种污泥堆肥的腐熟度.此外, 种子发芽指数(Germination Index, GI)不仅能反映堆肥腐熟度, 更是评价堆肥植物毒性最直接而有效的指标之一(Meng et al., 2017).一般认为GI达到50%时堆肥基本腐熟, GI达到80%时堆肥完全腐熟, 对植物完全没有毒性(Tognetti et al., 2007; Zucconi et al., 1981).显然, 经42 d高温好氧发酵后, BS和CS堆肥产品的腐熟度更好, GI分别达到86.85%和90.87%；而LS堆肥产品的GI仅为57.27%, 尚未达到国家标准(CJ248—2007).值得一提的是, BS、LS和CS的原始污泥饼的生物毒性也有很大区别, 其中, LS的原始污泥饼GI仅为21%, 有较大的生物毒性, 其他两种污泥的GI都在60%左右, 毒性较小.
表 2(Table 2)
| 表 2 3种污泥高温堆肥后堆肥产品质量评价 Table 2 Quality assessment of bioleached sludge compost, lime conditioned sludge compost and conventional sludge compost | |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 2 3种污泥高温堆肥后堆肥产品质量评价 Table 2 Quality assessment of bioleached sludge compost, lime conditioned sludge compost and conventional sludge compost
| |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
| |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
有机质和养分(N+P2O5+K2O)直接反映了堆肥产品的肥力状况.本试验中的3种堆肥产品其有机质和养分指标均能满足国家标准的最低限制值.其中, BS堆肥产品的总养分达总干物质的13.78%, 远超过《有机肥料》(NY525-2012)中总养分不低于5%的标准, 总养分含量比LS和CS堆肥产品高1.29倍和1.73倍, 原因是BS污泥在脱水过程中N、P损失更少, 且其堆体堆肥过程中的氮损失最少.因此, 采用BS堆肥无论在减少堆肥成本(大幅度减少辅料的添加)、改善堆肥环境(堆肥期间氨味等恶臭气体减少)、还是提高堆肥产品品质(总养分、有效性养分的提高及生物毒性的降低)等方面都比LS和CS堆肥具有更大的优势.
4 结论(Conclusions)1) 利用BS和LS堆肥可显著降低辅料添加量, 仅为CS堆肥所需辅料的9.1%, 其中，BS堆肥进程较快, 产品腐熟度更高.
2) 堆肥过程中, BS堆体氨气挥发量仅分别为LS堆体和CS堆体的9.7%和31.7%, 恶臭气体减少, 堆肥环境显著改善.而且BS堆肥产品中的速效氮(WSN)含量达12.24 mg·g-1(以干重计), 分别是LS堆肥产品和CS堆肥产品的1.41倍和2.02倍, 其NH4+-N含量亦分别为LS堆肥产品的1.69倍和CS堆肥产品的2.80倍.
3) BS堆肥产品中总养分含量高达13.78%, 比LS和CS堆肥产品分别高28.5%和73.0%.从种子发芽指数(GI)看, BS堆肥产品和CS堆肥产品的GI达90%左右, 而LS堆肥产品的GI仅为57%.
4) 尽管本文所采用的LS较目前常见的石灰调理深度脱水污泥工艺投加的石灰更少, 但堆肥过程中氨挥发、产品的生物毒性明显比常规污泥堆肥和生物沥浸污泥饼堆肥大得多.综合考虑堆肥产品的质量、辅料投加量及堆肥过程中环境问题, 发现利用BS堆肥工艺生产有机肥具有明显优势；而LS虽然也可成功堆肥, 但其产品品质较差；CS堆肥时需添加大量辅料, 经济效益较差, 不适合用于堆肥处理.
参考文献
| Bernai M P, Paredes C, Sánchez-Monedero M A, et al. 1998. Maturity and stability parameters of composts prepared with a wide range of organic wastes[J]. Bioresource Technology, 63(1): 91–99.DOI:10.1016/S0960-8524(97)00084-9 |
| 鲍士旦. 2000. 土壤农化分析(第3版)[M]. 北京: 中国农业出版社. |
| 程文, 耿震, 张新彦. 2015. 污水厂污泥深度脱水工程的优化探讨[J]. 中国给水排水, 2015, 31(16): 62–64. |
| El Fels L, Zamama M, El Asli A, et al. 2014. Assessment of biotransformation of organic matter during co-composting of sewage sludge-lignocelullosic waste by chemical, FTIR analyses, and phytotoxicity tests[J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 87: 128–137. |
| 冯仕训, 程文. 2016. 无锡市惠山污水处理厂污泥深度脱水工程设计[J]. 市政技术, 2016(5): 143–145. |
| 高云航, 勾长龙, 王雨琼, 等. 2014. 低温复合菌剂对牛粪堆肥发酵影响的研究[J]. 环境科学学报, 2014, 34(12): 3166–3170. |
| Hu W, Zheng G, Fang D, et al. 2015. Bioleached sludge composting drastically reducing ammonia volatilization as well as decreasing bulking agent dosage and improving compost quality:A case study[J]. Waste Management, 44: 55–62.DOI:10.1016/j.wasman.2015.07.023 |
| 胡伟桐, 李喆, 羊鹏程, 等. 2014. 生物沥浸污泥饼高温堆肥系统工艺设计及运行效果[J]. 给水排水, 2014, 40(7): 16–21. |
| 胡伟桐, 余雅琳, 李喆, 等. 2015. 不同调理剂对生物沥浸污泥堆肥氮素损失的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015(12): 2379–2385.DOI:10.11654/jaes.2015.12.018 |
| 康军, 张增强, 贾程, 等. 2009. 污泥好氧堆肥过程中有机质含量的变化[J]. 西北农林科技大学学报(自然科学版), 2009, 37(6): 118–124. |
| Liu J. 1995. Predicting compost stability[J]. Compost Science & Utilization, 3(2): 8–15. |
| Medina S, Krasnovsky A, Raviv M, et al. 2002. conserving nitrogen during composting[J]. Biocycle, 43(9): 48–50. |
| Meng L, Li W, Zhang S, et al. 2017. Feasibility of co-composting of sewage sludge, spent mushroom substrate and wheat straw[J]. Bioresource Technology, 226: 39–45.DOI:10.1016/j.biortech.2016.11.054 |
| Pagans E, Barrena R, Font X, et al. 2006. Ammonia emissions from the composting of different organic wastes.Dependency on process temperature[J]. Chemosphere, 62(9): 1534–1542.DOI:10.1016/j.chemosphere.2005.06.044 |
| Qian X, Shen G, Wang Z, et al. 2014. Co-composting of livestock manure with rice straw:Characterization and establishment of maturity evaluation system[J]. Waste Management, 34(2): 530–535.DOI:10.1016/j.wasman.2013.10.007 |
| 钱宝, 刘凌, 肖潇. 2011. 土壤有机质测定方法对比分析[J]. 河海大学学报(自然科学版), 2011, 39(1): 34–38. |
| Singh R P, Agrawal M. 2008. Potential benefits and risks of land application of sewage sludge[J]. Waste Management, 28(2): 347–358.DOI:10.1016/j.wasman.2006.12.010 |
| 上海市政工程设计研究总院, 上海市园林科学研究所, 上海市城市排水有限公司. 2007. CJ248-2007. 城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质[S]上海: 上海市政工程设计研究总院, 上海市园林科学研究所, 上海市城市排水有限公司 |
| Tognetti C, Mazzarino M J, Laos F. 2007. Improving the quality of municipal organic waste compost[J]. Bioresource Technology, 98(5): 1067–1076.DOI:10.1016/j.biortech.2006.04.025 |
| Wong J W C, Fung S O, Selvam A. 2009. Coal fly ash and lime addition enhances the rate and efficiency of decomposition of food waste during composting[J]. Bioresource Technology, 100(13): 3324–3331.DOI:10.1016/j.biortech.2009.01.063 |
| 王岩, 娄新乾, 王文亮, 等. 2003. 水分调节材料对牛粪堆肥氨气挥发的影响[J]. 农村生态环境, 2003, 19(4): 56–58. |
| 许金泉, 程文, 耿震, 等. 2013. 无锡市芦村污水处理厂污泥深度脱水工程设计[J]. 中国给水排水, 2013, 29(8): 34–36. |
| Ya?ez R, Alonso J L, Díaz M J. 2009. Influence of bulking agent on sewage sludge composting process[J]. Bioresource Technology, 100(23): 5827–5833.DOI:10.1016/j.biortech.2009.05.073 |
| 于文华, 濮文虹, 时亚飞, 等. 2013. 阳离子表面活性剂与石灰联合调理对污泥脱水性能的影响[J]. 环境化学, 2013, 32(9): 1785–1791.DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2013.09.027 |
| Zucconi F, Pera A, Forte M, et al. 1981. Evaluating toxicity of immature compost[J]. Biocycle, 22(2): 54–57. |
| 周立祥. 2012. 污泥生物沥浸处理技术及其工程应用[J]. 南京农业大学学报, 2012, 35(5): 154–166. |
| 周立祥. 2007. 固体废物处理处置与资源化[M]. 北京: 中国农业出版社. |
| 朱南文. 2016. 土地填埋、干化焚烧、资源利用-我国城镇污水厂污泥处理处置技术应用的路线思考[J]. 净水技术, 2016, 35(5): 1–5. |
