调理剂投配比及粒径对污泥堆肥的影响研究

吴传栋，王 科，李伟光,2，吕龙义

(1.哈尔滨工业大学 市政环境工程学院，哈尔滨 150090；2.城市水资源开发利用<北方>国家工程研究中心,哈尔滨 150090)

随着我国城镇污水处理厂的大量建成，大量的脱水污泥随之产生.据统计，我国脱水污泥产量(含水率80%)已达3 000万t/a[1].根据我国国情，政府优先支持污泥土地利用，因此好氧发酵(堆肥)已成为国内污泥处理的主流工艺之一[2].

城镇污泥好氧发酵过程中通常会加入调理剂以调节物料孔隙率.目前常用的调理剂如秸秆、锯末、稻草等，存在收集、运输和存储成本高，损耗量大等问题.本文开发了一种新型可循环LWK调理剂，该调理剂具有稳定的物理化学结构、良好的孔隙率和含水率调节能力，而且该无机调理剂可通过筛分回收使用[3].

本文采用新型LWK调理剂和城市脱水污泥进行堆肥，研究了新型调理剂的使用配比及颗粒粒径对堆肥效果的影响，为该调理剂的应用提供理论基础.

1 试验材料与方法

1.1 试验材料

试验用污泥取自哈尔滨某市政污水处理厂，该厂采用A/O主体工艺，污泥由初沉池污泥和二沉池剩余污泥混合而成，经带式压滤机脱水后含水率降至80%左右，有机质质量分数在42%～45%.所采用LWK调理剂粒径在2～4 cm，平均密度0.39～0.49 g/cm3，孔隙率71.8%～81%，水分吸收率51%～72%.

1.2 试验设计

反应器(见图1)采用有效容积为30L的圆柱形有机玻璃发酵罐，底部设有穿孔板，布气均匀.发酵罐置于恒温水浴槽中，有温控器控制水浴温度.发酵罐由气泵供氧，气体流量计控制通风量.在堆肥过程的第1、3、5、7、9、11、13、17、21、25 d取污泥样，共10次.发酵系统各部分名称及作用如表1所示.图1中13,14#吸收瓶分别用来吸收发酵罐中产生的二氧化碳和氨气，以反映不同发酵条件下污泥好氧发酵速率和氨气释放速率.

图1 污泥堆肥反应器系统示意图

1.2.1 新型调理剂的使用比例

设置四个对照组，将污泥与LWK调理剂分别按质量比1∶1、1∶0.8、1∶0.6、1∶0.4充分混合，投入发酵罐中进行25 d好氧发酵，采用同样的通风速率，4组发酵罐置于相同温度的温控水浴箱中.

1.2.2 新型调理剂的使用粒径

设置三个对照组，分别采用三种不同粒径(20、30、40 mm)的调理剂与污泥混合，三组质量比均为1∶0.8，采用同样的通风速率，反应器至于的温控水浴箱中.

表1 反应器系统各部分名称及作用

1.3 测试项目与方法

发酵产生的CO2和NH3分别用4 mol/LKOH溶液和1 mol/LH3BO3溶液吸收，采用酸式滴定法测定两种气体的产生速率.取污泥鲜样5 g与50 mL水混合，搅拌30 min,滤后液用PHS-3C型精密酸度计测定pH值；另将污泥鲜样风干、粉碎、过200目筛，取筛下物2.5 g与50 mL蒸馏水混合，振荡24 h后，在4 000 r/min的转速下离心，取上清液过0.45 μm滤膜，由日本岛津公司TOC-VCPN分析仪测定物料浸提液中TOC质量浓度；另取筛下物由Vario EL元素分析仪，检测样品中N元素的百分含量.

2 结果与讨论

2.1 新型调理剂的使用比例

2.1.1 呼吸速率

堆肥过程是一个复杂的生化过程, 可通过监测堆肥过程和产品中的微生物呼吸活动对堆肥稳定度作出评价[4].本文采用二氧化碳产生速率来测定微生物的呼吸速率.确定最佳投配比例. 图2反映了发酵过程中调理剂投配比例对CO2产生速率的影响.堆肥初期污泥中易降解有机质含量较高，微生物呼吸作用产生大量CO2和H2O，同时产生热量，使得堆体温度升高.随着温度的升高，微生物活性增强，并大量繁殖，导致有机物降解速率显著提高，CO2释放速率加快.

图2 堆肥过程中各堆体CO2产生速率的变化

在堆肥初期(Ⅰ阶段)，各试验组CO2产生速率差异显著，C组升高的最快，第4天达到最大值12.44 mg/(kg污泥·d)，D组次之，均在第5 天达到最大值，分别为10.06、7.92 mg/(kg·VS·d)，A组无明显上升趋势.A、B组由于调理剂比例较低，物料内部自由空域较小，限制了物料内部氧气传质效率.由于D组调理剂投配比较高，增加物料内部自由空域，通风冷却作用阻碍了堆体温度上升，限制了微生物代谢速率的进一步提高.由此可见，在高温堆肥期物料投配比例1∶0.8(污泥：调理剂)条件下污泥好氧发酵效率最高.堆肥降温期(Ⅱ阶段)污泥中易降解有机物大部分微生物利用，剩下部分难降解有机物和新产生的腐殖质.底物含量的下降影响了微生物活性，促使CO2产生速率开始下降，各试验组二氧化碳释放速率差异不明显.

2.1.2 有机质变化

堆肥过程中污泥VS含量降低是有机质生物矿化的结果，因此样品VS含量变化可以反映污泥堆肥产品的生物矿化程度[5].堆肥第25 d污泥VS含量分别为27.87%、29.77%、26.3%、25.75%，分别下降27.04%、22.41%、31.62%、32.20%(表2).污泥和调理剂质量比1∶1和1∶0.8试验组中堆肥样品VS含量下降速率最快.

在堆肥过程中微生物不能直接利用物料中的固相成分, 而需要通过其分泌的胞外酶将物料大分子水解成水溶性成分后, 才能加以利用，因此样品DOC含量与有机质生物代谢进程关系密切[6-7].从图3可以看出，堆肥初期，四个堆体的DOC含量变化差别显著.除C组外，其余三组污泥中的DOC含量均都升高.整个发酵过程，C组污泥DOC含量均低于其他组.这可能是因为C组微生物降解作用强烈，微生物对水溶性有机质的利用速率大于对固态有机质是水解速率，这与CO2产生速率监测结果相一致.

图3 堆肥过程中各堆体污泥含DOC量的变化

2.1.3 氨气挥发速率

污泥堆肥中普遍存在氮素损失的问题，而氨气挥发是氮素损失的主要途径[8]微生物分解含氮有机物需要经历一个过程，先水解，后氨化，氨离子在溶液中不断积累，才会挥发到大气中[9].图3反映了调理剂投配比对氨气挥发速率的影响.堆肥初期，堆体温度迅速上升，有机氮分解产生大量氨气，各组氨气挥发速率随之升高，在第6 天，分别达到7.84、6.40、4.06、5.17 mg/(kg VS·d).整个高温期，C组的氨气挥发速率一直处于较低水平，因为适当的调理剂投配比改善了堆体的空间结构，提高了C组物料内部氧气传质效率，从而降低污泥堆肥过程中氨气挥发速率.见图4.

图4 堆肥过程中各堆体NH3挥发速率的变化

2.2 调理剂的使用粒径

调理剂粒径直接影响堆体内部空隙的大小.一方面大粒径调理剂会使堆肥物料自由空域大，有利于氧气扩散.另一方面粒径过大会使整个污泥颗粒的比表面积减小，不仅会影响氧气传质效率，还会造成颗粒间空气流通过快，带走大量热量，不利于堆体的保温效果.反之，调理剂粒径太小会使堆体的自由空域过小，造成物料内部厌氧区域的出现，影响微生物好氧代谢效率.见表2.

表2 堆肥过程中污泥样品特征参数的变化规律

2.2.1 氮素损失

图5反映了调理剂粒径对氨气挥发的影响，粒径20、40 mm所在堆体在堆肥前期，由于高温的作用，氨气挥发量迅速上升，第3 天达到最大值分别为2.64 mg/(kg·VS·d)和2.94 mg/(kg·VS·d).而粒径30 mm试验组在第5 天才达到最大值1.34 mg/(kg·VS·d).这可能由于粒径2所在堆体的堆体结构限制了微生物的氨化作用，使得氨气的挥发量减少.从表2可以看出，三试验组中污泥的氮素百分含量均有下降，氮素损失率分别为15.73%、6.90%、13.19%，可见采用粒径30 mm的调理剂可以有效减少堆肥过程中的氮素损失.另外试验2组中污泥的pH值较其他两堆体高，这可能是由于堆体2吸收并积累了更多的NH3，这从另一方面减少了氨气的挥发.

图5 不同粒径的调理剂对氨气挥发速率的影响

2.2.2 呼吸速率

堆肥初期，微生物优先利用污泥中的易降解有机物，CO2产生速率迅速升高，在第4 天达到最高峰，分为7.38 mg/(kg污泥·d)、8.06 mg/(L·d)、7.67 mg/(L·d)(图6).随着易降解有机物的迅速消耗和温度下降，CO2产生速率随之下降，并在11 d后达到稳定，由于缺少营养物质，微生物开始出现死亡，堆肥期间粒径30 mm试验组发酵罐CO2产生速率明显高于其余两组发酵试验.

图6 不同粒径的调理剂对呼吸速率的影响

3 结 语

研究表明，城市污泥与LWK调理剂按1∶0.8和1∶1(m污泥∶m调理剂)进行好氧堆肥时，均可以有效改善堆体结构，提高堆肥速率.从降低运行成本考虑，该采用该新型调理剂进行污泥好氧堆肥时物料投配比宜选用1∶0.8.调理剂粒径优化研究表明，粒径为30mm的调理剂能够明显改善堆体结构，促进氧气传质效率和堆体快速升温.而且该粒径条件可明显降低高温期堆体氨气挥发速率，提高污泥堆肥保氮效果.

参考文献：

[1] 邹宝华，王宏斌.污水污泥处理处置现状及研究进展[J].价值工程，2012(13)：30-31.

[2] 李伟光，王 科，邹锦林，等.污泥高温好氧发酵有机质降解动力学研究[J].中国给水排水，2011，27(17)：101-104.

[3] 魏源送，李承强，樊耀波，等.采用不同调理剂的污泥堆肥稳定度研究[J].中国给水排水，2002，18(2)：5-9.

[4] 岳 波，陈同斌，郑国砥，等.城市污泥堆肥过程中堆体表面沉降及减容率的研究[J]. 环境工程学报，2011， 5(12)：2849-2853.

[5] BERNAI M P, F’AREDES C, SBNCHEZ-MONEDERO M A. Maturity and stability parameters of composts prepared with a wide range of organic wastes[J]. Bioresour Technol, 1998, 3(1):91-99.

[6] 郑国砥，陈同斌，高 定，等.城市污泥堆肥过程中不同类型有机物的动态变化[J].中国给水排水，2009，25(11)：117-120.

[7] MARTINS O，DEWES T. Loss of nitrogenous compounds during composting of animal wastes[J]. Bioresour Technol, 1992, 42(2):103-111.

[8] 杨延梅，张相锋，杨志峰，等.厨余好氧堆肥中的氮素转化与氮素损失研究[J]. 环境科学与技术，2006，29(12)：54-56.

[9] 于振波，彭永瑧，彭赵旭，等.氮缺乏对活性污泥系统的影响[J].哈尔滨商业大学学报：自然科学版，2013，29(1)：27-31.