陳桂華，曾環(huán)木，林芷君

(生態(tài)環(huán)境部華南環(huán)境科學(xué)研究所，廣州 510655)

近年來，國民經(jīng)濟和城鎮(zhèn)化進程的快速發(fā)展導(dǎo)致生活污泥的產(chǎn)量急劇增加，中國生活污泥年產(chǎn)量高達2.68×108t[1]。污泥的處理與處置約占污水廠總運行成本的20%～50%。因此污泥的處置直接關(guān)系到污水廠運行狀況。此外，污泥中含有多種有害成分如重金屬，有機污染物等，若處置不當(dāng)會造成水體，土壤及農(nóng)作物的二次污染[2]。研究表明污泥中含有有機質(zhì)和礦物元素，合理開發(fā)利用污泥能夠?qū)崿F(xiàn)廢物資源化與減量化[3]。

污泥堆肥被認(rèn)為是污泥資源化利用的一個重要途徑，污泥堆肥主要依賴污泥中的好氧微生物對污泥中易降解的有機質(zhì)分解轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)的過程[4]。傳統(tǒng)好氧堆肥過程中由于含氮物質(zhì)的釋放而產(chǎn)生氮損失，據(jù)報道但損失約為初始物料總氮的16%～76%，而氨揮發(fā)是主要的氮損失的主要貢獻者，此外，堆肥過程中會產(chǎn)生大量的溫室氣體(greenhouse gases，GHG)，這不僅造成了氮元素損失，堆肥產(chǎn)品質(zhì)量下降，而且加劇溫室效應(yīng)等問題[5]。如何有效減少污泥堆肥過程GHG(CH4及N2O)排放引起研究者的關(guān)注。N2O是痕量溫室氣體，期增溫勢約為甲烷的300倍。之前研究N2O的釋放多集中于土壤、農(nóng)田、污水處理廠等方面，而對微生物群落復(fù)雜的污泥堆肥過程中N2O的釋放研究較少[6]。這其中由于污泥堆肥過程中原料組成及工藝運行參數(shù)均對N2O的釋放產(chǎn)生影響。N2O的產(chǎn)生可以發(fā)生含氮化合物的硝化及反硝化過程。在硝化過程中，當(dāng)溶解氧含量受限時，硝化過程不徹底，硝化菌可以亞硝酸鹽為底物，氨氧化過程中產(chǎn)生的電子，通過異養(yǎng)還原的方式產(chǎn)生N2O或N2。在反硝化過程中，反硝化關(guān)鍵酶一氧化氮還原酶受pH或者溶解氧(dissolved oxygen, DO)等條件影響而受到抑制時會導(dǎo)致反硝化不完全，進而積累N2O。堆肥過程中某些運行工藝下，污泥堆肥釋放的N2O含量可超過NH3從而導(dǎo)致N2O排放量達到堆料總氮含量的6%，并成為主要的氮損失形式[7]。對含水率而言，當(dāng)含水率維持在60%～70%時，堆體反應(yīng)過程中產(chǎn)物多為N2從而較好地抑制N2O的產(chǎn)生。因此，在優(yōu)化堆肥工藝參數(shù)的同時開發(fā)減少氮元素損失的新技術(shù)已是研究的熱點。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

研究所采用的污泥取自廣州第一污水處理廠二沉池的脫水污泥。所采用的簡易堆箱為聚氯乙烯(PVC)材質(zhì)外殼及泡沫箱構(gòu)成，其有效尺寸為1.0 m(長)×1.0 m(寬)×1.0 m(高)，有效體積約為0.8 m3。在堆箱底部設(shè)有篩板，其開孔率為12%，篩板之下鋪設(shè)石子以增加孔隙率。實驗過程中采用鼓風(fēng)曝氣，曝氣速率約為80 L/min，通氣管采用分流模式，實驗期間采用強制通風(fēng)和人工翻動的方式，前三周每周翻動兩次，隨后每周翻動一次。

實驗中所用的小麥秸稈取自當(dāng)?shù)啬侈r(nóng)場，取回后的小麥秸稈經(jīng)粉碎機粉碎后2 cm左右的秸稈段。堆體選用80%的脫水污泥和20%的小麥秸稈(均按質(zhì)量分?jǐn)?shù)計算)混合，混合后的基本性質(zhì)：pH為 7.8±0.34，C/N為12.31±0.13，電導(dǎo)率(EC)為(1.35±0.12)mS/cm，密度為(562 ±26)kg/m3，含水率為75%±3.5%。

1.2 實驗設(shè)置

實驗在有效體積為50 L的高溫好氧發(fā)酵罐中進行，發(fā)酵罐的上方設(shè)有數(shù)據(jù)采集系統(tǒng)，洗氣瓶，集氣裝置。堆肥實驗設(shè)置4個反應(yīng)罐，反應(yīng)罐1#不添加CS為對照組(空白)，反應(yīng)罐2#～4#添加不同劑量的CS以控制其質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為1%(CS1)、3%(CS3)和5%(CS5)。實驗周期控制在30 d，實驗過程中進行定期翻堆，采用流量計控制通風(fēng)，流量約為0.3 m3/h。

1.3 檢測方法與計算

1.3.1 基本檢測手段

溫度采用數(shù)字溫度計測定，N2O的分析采用氣相色譜法，色譜儀型號為Shimaduz GC2010Plus，檢測器為ECD，色譜柱為PORAPAKQ(長度×內(nèi)徑×膜厚=30 m×0.53 mm×20 μm)，載氣采用高純度氮氣。進樣量約為每隔2 h收集堆體釋放量，分流比設(shè)定為15，檢測器、柱溫及進樣口的溫度分別設(shè)定為340、70、120 ℃。堆肥過程中樣品經(jīng)過固液為1/10的2 mol/L KCl浸提后測定氮類化合物(銨態(tài)，硝態(tài)及亞硝態(tài))。銨態(tài)氮采用納氏試劑法測定，硝態(tài)和亞硝態(tài)分別采用紫外分光光度法和可見光光度法測定。

1.3.2 微生物多樣性數(shù)據(jù)檢測

選取高溫期各工況下堆肥樣品進行微生物多樣品測定。微生物測定手段采用454高通量測序技術(shù)。

1.3.3 發(fā)芽指數(shù)(germination index，GI)測定

選用玉米種子。將購買的種子在10 mL水浸提液中于(25±1)℃震蕩培養(yǎng)箱中進行培養(yǎng)，并于48 h后測定發(fā)芽率及根長等指標(biāo)。

2 結(jié)果與討論

2.1 各工況下溫度及氧氣含量變化

堆肥質(zhì)量的一個重要指標(biāo)為溫度，溫度能夠反映堆體有機物降解的情況[12]。溫度高低直接影響堆體中致病微生物和害蟲卵的含量。圖1所示為各工況中溫度隨時間的變化。在反應(yīng)期間內(nèi)室溫維持在10～13 ℃。在反應(yīng)堆體中溫度呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，溫度升高與堆體內(nèi)有機物被嗜溫性細菌分解從而釋放出能量提高堆體的溫度，而堆肥反應(yīng)后期由于堆體中可利用的有機物含量下降，嗜溫性細菌分解有機物產(chǎn)能下降導(dǎo)致堆體溫度降低，從而進入腐熟期。在空白組溫度由初始由12 ℃逐漸升高至第6 d的56.5 ℃，說明堆體已進入高溫發(fā)酵期，隨后堆體溫度進一步升高至第9 d的71.2 ℃，并在隨后的時間內(nèi)逐漸下降，在12 d下降至 48.6 ℃。空白組堆體高溫期(大約50 ℃)約為6 d，在該時期內(nèi)堆體內(nèi)的致病蟲卵被殺死，以保證堆肥衛(wèi)生。而在CS添加組別中，堆體的溫度略有差異，并于CS的劑量有關(guān)。當(dāng)CS為1%時，堆體在第5 d溫度升高至52.3 ℃，較空白組早1 d進入高溫期，此外，CS1組別中，堆體的最高溫度為72.3 ℃，較空白組最高溫度高，并且高溫期持續(xù)約7 d，當(dāng)CS的劑量分別為2%和3%時，堆體進入高溫期的時間分別為第4、第6 d，高溫持續(xù)時間分別為7、6 d，說明污泥堆肥過中CS的存在提高了堆體溫度并延長了高溫時間。但當(dāng)CS的劑量為5%時，高溫持續(xù)時間短于CS為3%的組別，這可能與CS的添加量增加導(dǎo)致堆體pH下降，從而降低了嗜溫微生物的活性。Luo等[13]研究表明豬糞堆肥過程中過磷酸鈣的存在提高了堆體的溫度。

圖1 污泥堆肥過程中溫度的變化

圖2所示為CS存在對污泥堆肥過程中氧氣含量的影響。由圖2可知，氧氣含量與堆體溫度的升高具有一定的負關(guān)聯(lián)性，各堆體中氧氣含量隨時間先下降后逐漸恢復(fù)至環(huán)境空氣含量?？瞻捉M中氧氣含量最低為8.5%，出現(xiàn)在高溫期。當(dāng)CS添加至堆體中，氧氣含量較空白組略有下降，當(dāng)CS的含量由1%增加至5%時，氧氣的最低含有由8.3%下降至8.1%，統(tǒng)計分析表明各組別中最低含氧量相差不顯著(P>0.05)。當(dāng)堆體溫度低于50 ℃時，堆體中含氧量逐漸升高，在空白組中氧氣升高速率高于其他組別，這可能與CS存在組別中高溫期較長，微生物分解堆體有機物活動強烈從而導(dǎo)致氧氣含量低于空白組[14]。

圖2 污泥堆肥過程中含氧量的變化

2.2 污泥堆肥過程中甲烷、NH3及N2O的釋放規(guī)律比較

堆體中富集多功能的微生物，其中產(chǎn)甲烷古菌能利用酸化產(chǎn)物在輔酶F420的調(diào)控下合成溫室氣體甲烷[15]。圖3所示為不同工況下甲烷的排放速率，在污泥堆肥前期，有機物充足從而產(chǎn)甲烷古菌活性較強，甲烷釋放量大。在空白組中，高溫期微生物消耗了堆體中大量的氧氣，加上污泥顆粒致密，從而導(dǎo)致堆體內(nèi)部呈現(xiàn)厭氧環(huán)境，產(chǎn)甲烷古菌消耗有機物產(chǎn)生甲烷，在堆肥的后期，有機物消耗殆盡，微生物活性減弱，從而甲烷產(chǎn)率下降，該實驗結(jié)果與羅一鳴等[16]的研究結(jié)果相一致。

圖3 污泥堆肥過程甲烷排放速率的歷時變化

在污泥堆肥過程中同樣會產(chǎn)生NH3及N2O，如圖4所示，NH3的釋放規(guī)律與甲烷相似，均發(fā)生在高溫期，在該時期微生物活性較強分解含氮類有機物(如蛋白質(zhì)，核酸等)會釋放出大量的NH3?？瞻捉M中NH3的釋放周期為3～11 d，NH3的最大釋放速率出現(xiàn)在8 d，并且為0.74 g/(kg·d)，而當(dāng)CS添加至污泥堆肥體系后，NH3的釋放量較空白組有所減少。例如，當(dāng)CS的劑量為1%時，NH3的最大釋放量約為0.68 g/(kg·d)，而當(dāng)CS的劑量進一步升高至3%和5%時，NH3的最大釋放速率則進一步下降至0.52和0.35 g/(kg·d)，表明CS的存在同樣能抑制NH3的釋放。CS對NH3釋放速率減緩的主要原因在于CS導(dǎo)致污泥堆肥過程pH的下降，而NH3屬于堿性物質(zhì)極易溶解于酸化的環(huán)境。此外，研究表明CS中的磷酸鈣，石膏以及游離酸能將NH3轉(zhuǎn)化為結(jié)構(gòu)及性能較穩(wěn)定的(NH4)2SO4和(NH4)3PO4。

圖4 CS添加對污泥堆肥過程中NH3及N2O釋放速率的影響

N2O在由有機物堆肥過程中氨態(tài)氮的硝化及反硝化過中產(chǎn)生，兩個生化反應(yīng)過程對N2O的貢獻不一致。研究表明堆肥前期有機物充足，并且氧氣含量高，硝化細菌活性強從而導(dǎo)致N2O的釋放速率加快，該過程為N2O的主要貢獻[17]。CS對污泥堆肥過程中N2O的釋放速率影響如圖4(b)所示，空白組中，N2O的釋放主要出現(xiàn)在堆肥前6 d及腐熟期的15～19 d，該研究結(jié)果與陳是吏等[11]的研究結(jié)果相一致。空白組中兩個時期N2O的最大釋放速率分別為0.05、0.03 g/(kg·d)。當(dāng)CS存在與污泥堆肥體系時，N2O的釋放較空白組有所下降，如當(dāng)CS的劑量為1%時，污泥堆肥在前6 d的最大N2O釋放速率為0.03 g/(kg·d)，而在腐熟期最大N2O釋放速率為0.02 g/(kg·d)，兩者均顯著低于空白組同期的N2O釋放量。相似的實驗結(jié)果也在CS劑量為3%、5%的組別中發(fā)現(xiàn)。此外，在N2O的積累研究中發(fā)現(xiàn)，當(dāng)CS的劑量為1%、3%和5%時，與空白組相較N2O的最終減排率約為42.3%、56.8%和68.5%。實驗結(jié)果清晰地揭示CS能夠抑制污泥堆肥過程中減少N2O的釋放。CS能抑制污泥堆肥過程N2O的釋放并CS的劑量越高，N2O的釋放量越低。何勝洲[18]研究表明豬糞堆肥過程中CS(劑量為初始物料干重的4%～24%)能夠抑制N2O的釋放約為25.6%～37.3%。此外，Jiang等[19]在豬糞堆肥過程中同樣調(diào)價固氮劑雙氰胺聯(lián)，N2O的釋放量同樣呈現(xiàn)不同程度下降。

2.3 銨態(tài)氮與硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化比較

圖5 污泥堆肥過程中及含量的變化

2.4 CS對腐熟指標(biāo)的影響

表1所示為CS影響下污泥堆肥前后物理化學(xué)及腐熟指標(biāo)的影響。污泥堆肥前期由于和小麥秸稈共堆肥使得初始C/N為12.31/1，在堆肥末期各工況C/N均下降至8.12～9.54，并且CS的劑量越高C/N下降越明顯，產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因在于CS促進了污泥堆肥過程中有機質(zhì)的分解但同時起到保氮作用。CS劑量越高，有機物分解越徹底且保氮性越好。發(fā)芽指數(shù)是污泥腐熟的重要指標(biāo)也是評價腐熟污泥毒害性的重要參數(shù)，腐熟污泥用作農(nóng)田對植物無害需要GI大于80%。在四個組別中堆肥末期GI均大于80%，因此CS處理污泥堆肥后可用于農(nóng)田。當(dāng)CS含量為3%時，GI達到最大值123.6%，而空白組僅為102.5%，需要注意的是當(dāng)CS劑量為5%時，GI為108.9%，該指數(shù)高于空白組卻低于CS為3%的組別，過量CS的投加會致使部分磷酸鹽存在污泥堆肥體系從而降低pH。

表1 CS對污泥堆肥腐熟指標(biāo)的影響

污泥堆肥末期pH均呈現(xiàn)弱堿性，且CS存在組別中pH顯著高于空白組(P<0.05)。此外，電導(dǎo)率也是影響堆肥產(chǎn)品后續(xù)使用的重要指標(biāo)，一般而言，電導(dǎo)率低于4.0 mS/cm，說明CS存在組別中污泥堆肥樣品可用于農(nóng)田。各工況條件下E4/E6呈現(xiàn)下降趨勢，并且CS添加量越大，E4/E6下降越顯著，說明CS能有效提高污泥堆肥的腐殖化。

2.5 CS劑量對污泥堆肥過程中氮元素損失情況的影響

圖6 CS添加對污泥堆肥過程中氮元素損失和磷元素增加的影響

圖6為CS存在對污泥堆肥過程中氮元素損失及磷元素增加的影響。由圖6可知，CS的存在減少了氮元素的損失，并且CS的劑量越高，氮元素損失越小，卻當(dāng)CS劑量為5%時，氮元素損失為33.6%，約為空白組的79.4%。此外，CS中含有磷元素，CS的添加同樣會導(dǎo)致磷元素在堆體中的含量。如圖6所示，CS的添加提高了污泥堆肥樣品中磷含量。在空白組中，磷酸鹽的含量約占0.98%，當(dāng)CS的劑量由1%提高至5%時，磷元素的含量則由1.13%提高至1.89%。因此添加CS促進污泥堆肥過程中氮元素損失，同時還提高了磷元素的含量，最終提高堆肥樣品的肥效品質(zhì)。

2.6 CS對污泥堆肥過程中微生物

圖7 CS對脫水污泥堆肥過程中微生物群落豐度的影響

污泥堆肥過程主要由微生物調(diào)控(降解大分子有機物及硝化，反硝化過程)，在中選取不同CS劑量影響下堆肥樣品進行微生物生態(tài)學(xué)分析。如圖7所示，不動桿菌(Acinertobacter)和甲殼菌(Chitinophagaceae)是各工況下主要的微生物種群。Acinertobacter和Chitinophagaceae具有分解大分子有機物并轉(zhuǎn)化為小分子有機質(zhì)的功能。在空白組中，Acinertobacter和Chitinophagaceae的相對豐度分別為10.2%和21.3%。而CS添加組別中，Acinertobacter和Chitinophagaceae的相對分度顯著升高，例如當(dāng)CS劑量為3%時Acinertobacter和Chitinophagaceae的相對豐度分別升高至15.6%和26.5%。沃特氏菌(Wautersiella)能夠利用硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為氮氣，在空白組中Wautersiella的相對豐度為5.4%，而CS添加組別，Wautersiella的相對豐度卻下降，并且CS的劑量為3%時，Wautersiella的相對豐度為3.1%，顯著低于空白組(P>0.05)。CS的存在能夠促進Acinertobacter和Chitinophagaceae的相對豐度，而降低Wautersiella的相對豐度是導(dǎo)致脫水污泥堆肥加速分解但減少氮損失的重要原因。

3 結(jié)論

(1)脫水污泥堆肥過程中添加CS能夠有效提高堆肥腐熟，當(dāng)CS的劑量為3%時，甲烷，NH3的最大排放速率分別為0.05 和0.52 g/(kg·d)，顯著低于空白組。

(2)添加CS能提高脫水污泥堆肥品質(zhì)，當(dāng)CS的劑量為1%、3%、5%時，污泥堆肥發(fā)芽指數(shù)分別為112.3%、123.6%、108.9%，較高于空白組。CS存在減少了污泥堆肥過程中氮損失但同時增加了磷含量。

(3)當(dāng)CS劑量為3%時，分解大分子物質(zhì)有關(guān)的功能微生物Acinertobacter和Chitinophagaceae的相對豐度為15.6%和26.5%，而與氮損失有關(guān)的微生物Wautersiella的相對豐度為3.1%。