吳傳棟，王 科，李偉光,2，呂龍義

(1.哈爾濱工業(yè)大學 市政環(huán)境工程學院，哈爾濱 150090；2.城市水資源開發(fā)利用<北方>國家工程研究中心,哈爾濱 150090)

隨著我國城鎮(zhèn)污水處理廠的大量建成，大量的脫水污泥隨之產生.據統(tǒng)計，我國脫水污泥產量(含水率80%)已達3 000萬t/a[1].根據我國國情，政府優(yōu)先支持污泥土地利用，因此好氧發(fā)酵(堆肥)已成為國內污泥處理的主流工藝之一[2].

城鎮(zhèn)污泥好氧發(fā)酵過程中通常會加入調理劑以調節(jié)物料孔隙率.目前常用的調理劑如秸稈、鋸末、稻草等，存在收集、運輸和存儲成本高，損耗量大等問題.本文開發(fā)了一種新型可循環(huán)LWK調理劑，該調理劑具有穩(wěn)定的物理化學結構、良好的孔隙率和含水率調節(jié)能力，而且該無機調理劑可通過篩分回收使用[3].

本文采用新型LWK調理劑和城市脫水污泥進行堆肥，研究了新型調理劑的使用配比及顆粒粒徑對堆肥效果的影響，為該調理劑的應用提供理論基礎.

1 試驗材料與方法

1.1 試驗材料

試驗用污泥取自哈爾濱某市政污水處理廠，該廠采用A/O主體工藝，污泥由初沉池污泥和二沉池剩余污泥混合而成，經帶式壓濾機脫水后含水率降至80%左右，有機質質量分數在42%～45%.所采用LWK調理劑粒徑在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 試驗設計

反應器(見圖1)采用有效容積為30L的圓柱形有機玻璃發(fā)酵罐，底部設有穿孔板，布氣均勻.發(fā)酵罐置于恒溫水浴槽中，有溫控器控制水浴溫度.發(fā)酵罐由氣泵供氧，氣體流量計控制通風量.在堆肥過程的第1、3、5、7、9、11、13、17、21、25 d取污泥樣，共10次.發(fā)酵系統(tǒng)各部分名稱及作用如表1所示.圖1中13,14#吸收瓶分別用來吸收發(fā)酵罐中產生的二氧化碳和氨氣，以反映不同發(fā)酵條件下污泥好氧發(fā)酵速率和氨氣釋放速率.

圖1 污泥堆肥反應器系統(tǒng)示意圖

1.2.1 新型調理劑的使用比例

設置四個對照組，將污泥與LWK調理劑分別按質量比1∶1、1∶0.8、1∶0.6、1∶0.4充分混合，投入發(fā)酵罐中進行25 d好氧發(fā)酵，采用同樣的通風速率，4組發(fā)酵罐置于相同溫度的溫控水浴箱中.

1.2.2 新型調理劑的使用粒徑

設置三個對照組，分別采用三種不同粒徑(20、30、40 mm)的調理劑與污泥混合，三組質量比均為1∶0.8，采用同樣的通風速率，反應器至于的溫控水浴箱中.

表1 反應器系統(tǒng)各部分名稱及作用

1.3 測試項目與方法

發(fā)酵產生的CO2和NH3分別用4 mol/LKOH溶液和1 mol/LH3BO3溶液吸收，采用酸式滴定法測定兩種氣體的產生速率.取污泥鮮樣5 g與50 mL水混合，攪拌30 min,濾后液用PHS-3C型精密酸度計測定pH值；另將污泥鮮樣風干、粉碎、過200目篩，取篩下物2.5 g與50 mL蒸餾水混合，振蕩24 h后，在4 000 r/min的轉速下離心，取上清液過0.45 μm濾膜，由日本島津公司TOC-VCPN分析儀測定物料浸提液中TOC質量濃度；另取篩下物由Vario EL元素分析儀，檢測樣品中N元素的百分含量.

2 結果與討論

2.1 新型調理劑的使用比例

2.1.1 呼吸速率

堆肥過程是一個復雜的生化過程, 可通過監(jiān)測堆肥過程和產品中的微生物呼吸活動對堆肥穩(wěn)定度作出評價[4].本文采用二氧化碳產生速率來測定微生物的呼吸速率.確定最佳投配比例. 圖2反映了發(fā)酵過程中調理劑投配比例對CO2產生速率的影響.堆肥初期污泥中易降解有機質含量較高，微生物呼吸作用產生大量CO2和H2O，同時產生熱量，使得堆體溫度升高.隨著溫度的升高，微生物活性增強，并大量繁殖，導致有機物降解速率顯著提高，CO2釋放速率加快.

圖2 堆肥過程中各堆體CO2產生速率的變化

在堆肥初期(Ⅰ階段)，各試驗組CO2產生速率差異顯著，C組升高的最快，第4天達到最大值12.44 mg/(kg污泥·d)，D組次之，均在第5 天達到最大值，分別為10.06、7.92 mg/(kg·VS·d)，A組無明顯上升趨勢.A、B組由于調理劑比例較低，物料內部自由空域較小，限制了物料內部氧氣傳質效率.由于D組調理劑投配比較高，增加物料內部自由空域，通風冷卻作用阻礙了堆體溫度上升，限制了微生物代謝速率的進一步提高.由此可見，在高溫堆肥期物料投配比例1∶0.8(污泥：調理劑)條件下污泥好氧發(fā)酵效率最高.堆肥降溫期(Ⅱ階段)污泥中易降解有機物大部分微生物利用，剩下部分難降解有機物和新產生的腐殖質.底物含量的下降影響了微生物活性，促使CO2產生速率開始下降，各試驗組二氧化碳釋放速率差異不明顯.

2.1.2 有機質變化

堆肥過程中污泥VS含量降低是有機質生物礦化的結果，因此樣品VS含量變化可以反映污泥堆肥產品的生物礦化程度[5].堆肥第25 d污泥VS含量分別為27.87%、29.77%、26.3%、25.75%，分別下降27.04%、22.41%、31.62%、32.20%(表2).污泥和調理劑質量比1∶1和1∶0.8試驗組中堆肥樣品VS含量下降速率最快.

在堆肥過程中微生物不能直接利用物料中的固相成分, 而需要通過其分泌的胞外酶將物料大分子水解成水溶性成分后, 才能加以利用，因此樣品DOC含量與有機質生物代謝進程關系密切[6-7].從圖3可以看出，堆肥初期，四個堆體的DOC含量變化差別顯著.除C組外，其余三組污泥中的DOC含量均都升高.整個發(fā)酵過程，C組污泥DOC含量均低于其他組.這可能是因為C組微生物降解作用強烈，微生物對水溶性有機質的利用速率大于對固態(tài)有機質是水解速率，這與CO2產生速率監(jiān)測結果相一致.

圖3 堆肥過程中各堆體污泥含DOC量的變化

2.1.3 氨氣揮發(fā)速率

污泥堆肥中普遍存在氮素損失的問題，而氨氣揮發(fā)是氮素損失的主要途徑[8]微生物分解含氮有機物需要經歷一個過程，先水解，后氨化，氨離子在溶液中不斷積累，才會揮發(fā)到大氣中[9].圖3反映了調理劑投配比對氨氣揮發(fā)速率的影響.堆肥初期，堆體溫度迅速上升，有機氮分解產生大量氨氣，各組氨氣揮發(fā)速率隨之升高，在第6 天，分別達到7.84、6.40、4.06、5.17 mg/(kg VS·d).整個高溫期，C組的氨氣揮發(fā)速率一直處于較低水平，因為適當的調理劑投配比改善了堆體的空間結構，提高了C組物料內部氧氣傳質效率，從而降低污泥堆肥過程中氨氣揮發(fā)速率.見圖4.

圖4 堆肥過程中各堆體NH3揮發(fā)速率的變化

2.2 調理劑的使用粒徑

調理劑粒徑直接影響堆體內部空隙的大小.一方面大粒徑調理劑會使堆肥物料自由空域大，有利于氧氣擴散.另一方面粒徑過大會使整個污泥顆粒的比表面積減小，不僅會影響氧氣傳質效率，還會造成顆粒間空氣流通過快，帶走大量熱量，不利于堆體的保溫效果.反之，調理劑粒徑太小會使堆體的自由空域過小，造成物料內部厭氧區(qū)域的出現，影響微生物好氧代謝效率.見表2.

表2 堆肥過程中污泥樣品特征參數的變化規(guī)律

2.2.1 氮素損失

圖5反映了調理劑粒徑對氨氣揮發(fā)的影響，粒徑20、40 mm所在堆體在堆肥前期，由于高溫的作用，氨氣揮發(fā)量迅速上升，第3 天達到最大值分別為2.64 mg/(kg·VS·d)和2.94 mg/(kg·VS·d).而粒徑30 mm試驗組在第5 天才達到最大值1.34 mg/(kg·VS·d).這可能由于粒徑2所在堆體的堆體結構限制了微生物的氨化作用，使得氨氣的揮發(fā)量減少.從表2可以看出，三試驗組中污泥的氮素百分含量均有下降，氮素損失率分別為15.73%、6.90%、13.19%，可見采用粒徑30 mm的調理劑可以有效減少堆肥過程中的氮素損失.另外試驗2組中污泥的pH值較其他兩堆體高，這可能是由于堆體2吸收并積累了更多的NH3，這從另一方面減少了氨氣的揮發(fā).

圖5 不同粒徑的調理劑對氨氣揮發(fā)速率的影響

2.2.2 呼吸速率

堆肥初期，微生物優(yōu)先利用污泥中的易降解有機物，CO2產生速率迅速升高，在第4 天達到最高峰，分為7.38 mg/(kg污泥·d)、8.06 mg/(L·d)、7.67 mg/(L·d)(圖6).隨著易降解有機物的迅速消耗和溫度下降，CO2產生速率隨之下降，并在11 d后達到穩(wěn)定，由于缺少營養(yǎng)物質，微生物開始出現死亡，堆肥期間粒徑30 mm試驗組發(fā)酵罐CO2產生速率明顯高于其余兩組發(fā)酵試驗.

圖6 不同粒徑的調理劑對呼吸速率的影響

3 結 語

研究表明，城市污泥與LWK調理劑按1∶0.8和1∶1(m污泥∶m調理劑)進行好氧堆肥時，均可以有效改善堆體結構，提高堆肥速率.從降低運行成本考慮，該采用該新型調理劑進行污泥好氧堆肥時物料投配比宜選用1∶0.8.調理劑粒徑優(yōu)化研究表明，粒徑為30mm的調理劑能夠明顯改善堆體結構，促進氧氣傳質效率和堆體快速升溫.而且該粒徑條件可明顯降低高溫期堆體氨氣揮發(fā)速率，提高污泥堆肥保氮效果.

參考文獻：

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