2018, Vol. 38
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2. 首都经济贸易大学, 北京 100070;
3. 中国科学院大学, 北京 100049
2. School of Safety and Environmental Engineering, Capital University of Economics and Business, Beijing 100070;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049
污水处理产生大量的剩余污泥, 以含水率80%计, 全国年污泥总产生量将达到3500×104 t, 预计到2020年污泥总产生量突破6000×104 t.据统计, 2013年我国城市污泥产生量达6.25×106 t(干重), 在2007—2013年间, 以13%的速率在增加(Yang et al., 2015).城市污水污泥含有病原微生物、重金属等对人体、环境有毒有害的物质, 同时又含有植物生长所必须的氮、磷、钾等元素(Zhang et al., 2016b).在去除污水污泥中有害成分的同时, 利用其有用成分, 是城市污水污泥处理与资源化研究的重点内容.
堆肥以其污染小、可以对土壤进行有效改良及充分实现污泥处置减量化、资源化、无害化利用等优点, 而被广泛用于污泥处置(Zhang et al., 2016a).其原理是利用微生物对污泥中有机物进行生物降解, 形成较稳定的腐殖质(李艳霞等, 1999).但在堆肥过程中, 会伴随温室气体(CO2、N2O、CH4)的排放, 此外, 有机氮的矿化和持续性氨的挥发及硝态氮的反硝化作用普遍存在氮素损失的现象(唐景春等, 2010), 有研究表明, 污泥堆肥过程中N的损失量可达68% (Zhang et al., 2016c).因此如何控制堆肥过程中的氮素损失及实现温室气体的减排, 对治理环境污染和提高堆肥产品的利用都有重要作用.此外, 氨气是堆肥过程中重要的臭味物质, 并已成为我国《恶臭污染物排放标准》(GB 14554-93)中明确规定的首要恶臭物质, 如何减少污泥堆肥过程中氨气的排放不仅能够实现氮素保存, 而且有利于生态环境保护和堆肥厂人畜健康的保证(赵晨阳等, 2014).
沸石具有硅酸盐四面体结构, 并且对阳离子如NH4+-N具有较高的吸附性能, 常被用作物理性吸附剂以降低堆肥过程中氮素的损失.如沸石粉作为畜禽粪便堆肥中重要的辅料在国内外的广泛使用(Bernal et al., 2009), 同时, 沸石粉也是水产养殖过程中重要的氨氮吸附剂, 而沸石粉是否能够实现污泥堆肥中的保氮, 值得探讨.硝化抑制剂(Nitrification inhibitors, NIs)是一类能够通过抑制土壤亚硝化细菌活性来抑制硝化反应过程, 从而减少土壤氮素流失的化学物质总称(杨剑波, 2012; 俞巧钢等, 2014), NIs不仅能够直接抑制亚硝化细菌及硝化细菌的生长, 而且能够改变土壤微环境、降低土壤pH值, 从而实现对亚硝化细菌的生长繁殖的抑制作用等(Zhang et al., 2016c).3, 4-二甲基吡唑磷酸盐(DMPP)是一种较为高效、安全且价格合适的的新型NIs (俞巧钢等, 2014), 可以有效抑制氨氧化细菌的数量和活性, 阻断和抑制铵态氮向硝态氮的转化, 延长了铵在土壤中的留存时间, 由此减少了硝态氮不能被土壤保存而出现的淋溶损失和发生反硝化作用而造成的氧化亚氮气体排放的损失(Florio et al., 2014; Yang et al., 2013; Yu et al., 2007; Zerulla et al., 2001).硝化抑制剂在欧洲国家的农业生产中, 已经推广应用, 实现了作物增产和土壤氮素流失的减少, 而NIs是否也能够实现污泥堆肥过程中的保氮, 减少温室气体排放, 也值得进一步研究.
因此, 本研究以脱水污泥为研究对象, 以污泥堆肥中氮素保存和温室气体减排为目标, 通过堆肥反应器试验, 考察沸石粉和硝化抑制剂DMPP投加对污泥堆肥过程中氨气和温室气体排放、有机物降解及氮素形态转化等的影响, 为优化污泥堆肥工艺参数提供科学依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试材料脱水污泥取自北京清河污水处理厂, 污水处理工艺主要包括A2/O, 倒置A2/O和A2/O-MBR, 蘑菇渣取自通州区某猪粪堆肥场.污泥(以干重污泥计)含水率约72.23%, 有机质为44.53%, C/N为8.12, 其中总氮含量为27.69 g·kg-1, 而蘑菇渣的含水率、有机质、C/N和总氮含量分比为26.19%、88.74%、18.92和26.34 g·kg-1.
2.2 污泥堆肥装置污泥堆肥装置如图 1所示, 由课题组自行设计, 并带有强制通风系统(齐鲁, 2015).堆肥试验装置为圆柱体型, 有效容积为47.4 L, 高和直径分别为718 mm和380 mm, 顶部设置有密封盖, 密封盖上设置有采样孔和通气孔, 通过空气压缩机进行强制通风曝气, 并实时监控堆体内温度变化.
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| 图 1 堆肥装置结构图(1.PLC控制箱; 2.流量计; 3.空压机; 4.出气口; 5.温度传感器; 6.气样采样口; 7.堆料; 8.穿孔板; 9.承托支架; 10.滤液取样管) Fig. 1 Sludge composting experimental setup(1.Programmable Logic Controller; 2.Flowmeter; 3. air compressor; 4.air outlet; 5. temperature sensor; 6.gas sampling port; 7.windrow; 8.perforated plate; 9. lifting bracket; 10.landfill sampling port) |
污泥与蘑菇渣按照质量比1：1混匀, 调节初始C/N比在15左右(Wei et al., 2000; Zhang et al., 2014), 混料比例约为V(污泥)：V(蘑菇渣)=1：3, 每个堆体总质量约为49 kg.试验设置有对照组、沸石粉添加组和硝化抑制剂(DMPP)添加组, 共3个处理：①污泥+蘑菇渣(对照组)；②试验组1(沸石粉添加组), 沸石粉添加量设置为物料湿重的1% (Bernal et al., 1993), 并均匀撒在堆料表面, 每次翻堆后添加, 总共4次；③试验组2(DMPP添加组), DMPP添加量设置为物料总氮(Total Nitrogen, TN)的1% (Zerulla et al., 2001), 添加方式：将DMPP储备液(25 g·L-1)均匀洒在堆料表面.翻堆频率设置为5 d·次-1, 分别在第7、12、17 d；曝气时间设置为：1~4 d, 每20 min曝气1 min；5~15 d, 每15 min曝气1 min；16~21 d, 每35 min曝气1 min；温度传感器设置为每30 min记录1次, 同步检测环境、堆体内部及罐体底层温度.曝气控制系统和信息采集系统通过西门子PLC可编程控制器S7-200CN进行整合.
2.4 样品采集与分析 2.4.1 气体样品温室气体(CH4、N2O)采用静态箱平衡法进行采集(齐鲁等, 2016), 采样时间设定为堆肥试验开始后的第1、3、7、10、13、15、17、21 d.气体采样方法为：每次采样, 在气体采样孔处, 每隔3 min用注射器采集60 mL, 共4次, 6 h内进行样品的测定.采取气相色谱法(Agilient 4890, USA), 采用FID (Flame Ionization Detector)和ECD(Electron Capture Detector)检测器检测CH4和N2O浓度.气体排放通量公式如下：
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(1) |
式中, fi为温室气体排放通量(mg·m-2·h-1)；h为堆体表层距气样采样口距离(m)；Δc/Δt为反应罐内温室气体摩尔浓度随时间的变化率(mol·L-1·min-1); M为每mol温室气体对应C或N元素摩尔质量；(T1+T2+T3+T4)/4为温度校验系数, T1~T4为采气时反应器内温度(赵晨阳等, 2014).
氨气样品的采集使用通气法(王朝辉等, 2002)：在两片厚度约为17 mm的海绵上浸润15 mL磷酸甘油溶液, 然后将海绵装配入PC材质塑料管(内部直径16 cm, 高15 cm)内, 一块海绵置于PC管顶部, 用于排除外界气体干扰, 一块放置距管底4 cm处用以吸收氨气.将该装置置于采样点1~2 h后, 取下下层海绵, 浸泡于1 mol·L-1的氯化钾溶液, 并振荡1 h, 采用纳氏试剂分光光度法测定浸提液中氨氮浓度.
氨气排放通量计算见公式(2):
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(2) |
式中, pNH3为氨气排放通量(mg·m-2·h-1)；A为样品溶液的吸光度；a为校准曲线截距；b为校准曲线斜率；Vi为样品吸收液总体积(mL)；V0为分析时所取吸收液体积(mL)；Vnd为所采气样标准体积(101.325 kPa, 273 K)(L)；H为堆体表层距气样采样口距离(m)；t为采集氨气时间0.1667 h (10 min); D为稀释倍数(Zhong et al., 2013).温室气体(CH4、N2O、NH3)累积排放量由式(3)计算.
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(3) |
式中, Q为累积排放量(mg)；S为堆体上表面积(m2)；fi为第i-1至第i次采样期间平均排放量(mg·m-2·h-1)；ti为第i-1至第i次采样间隔时间(h).
2.4.2 固体样品固体样品采样时间与气体样品相同, 即第1、3、7、10、13、15、17、21 d.为保证每次所取样品的代表性, 使用固体采样器每次采集5个点, 每个采样点均匀分布于堆体中心区域(距表层50 cm左右)堆料, 然后混合均匀, 采用四分法取得代表性样品.固体样品有机质测定采用焚烧法, 即取5.0 g左右鲜样, 烘箱内105 ℃烘24 h, 再在马弗炉内600 ℃下灼烧6 h, 测量有机质氮形态的测定(NO3--N、NO2--N、NH4+-N)采用KCl浸泡法, 然后NO3--N采用紫外分光光度法(220 nm & 275 nm), NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法(540 nm), 氨氮采用纳氏试剂分光光度法(420 nm)(Zhang et al., 2016c).
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 沸石粉和硝化抑制剂对堆肥过程中温度演替和有机质降解的影响温度是影响污泥堆肥过程的重要指标, 也是减少氮素损失和温室气体排放的重要控制指标(魏源送等, 2000).由图 2可以明显看出, 对照组、试验组1和试验组2的温度变化趋势存在显著差异, 但均呈现出典型的堆肥温度趋势-先升高后降低.并且每次翻堆均导致堆体温度大幅下降, 随后再度升高, 翻堆可以为有机物降解提供氧气, 加快堆体的腐熟, 但并不利于堆体温度的保持.堆肥前期, 大量易降解有机物被污泥中存在的大量微生物快速利用, 堆体温度快速上升.对照组和试验组1在堆肥开始的第5 d达到高温阶段, 温度≥55 ℃, 且维持1周, 满足堆肥的无害化要求.最高温度出现的时间节点略有差异：对照组, 最高温度58.41 ℃, 第9 d；试验组1, 最高温度59.54 ℃, 第11 d；试验组2最高温度, 47.03 ℃, 第9 d.随着堆肥的进行, 易降解有机物被充分利用, 难降解有机物缓慢被利用, 堆体温度开始逐渐下降, 在22 d后, 对照组与试验组1堆体温度均下降至环境温度, 堆肥进入后腐熟阶段.而有研究表明, 在后腐熟期, 沸石粉会堵塞堆体的气孔, 微生物对难降解有机物的降解无法获得足够的氧气, 导致堆体温度整体上比对照组略低(郑瑞生等, 2010).试验组2在堆肥开始后经历短暂温度上升阶段后, 从堆肥第10 d开始堆体温度维持在40 ℃左右, 直至对照组与试验组1反应至后腐熟阶段, 这主要是由于硝化抑制剂对堆体中微生物的抑制作用.硝化抑制剂能够抑制硝化作用相关微生物的生长, 而脱水污泥取自典型脱氮除磷工艺-A2/O工艺, 脱水污泥中含量大量的硝化相关微生物, 这些微生物活性受到抑制, 必然会导致堆体温度的降低.
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| 图 2 污泥堆肥过程中堆体温度的变化 Fig. 2 Changes of the pile temperature during sewage sludge composting |
堆肥过程中, 温度的变化主要是由于有机质的降解快慢所导致的, 有机质的组成是影响堆肥腐熟和温度的关键因子(张丰松等, 2011).在本研究中, 有机质在堆肥过程中的变化如图 3所示.脱水污泥中有机质含量较低约44.53%, 而辅料蘑菇渣中有机质含量高达88.74%, 二者混合后初始堆料有机质含量在73.5%~79.5%, 随着堆肥的进行, 有机质含量逐渐下降.而有机质含量下降的快慢能够反映出堆体温度的变化, 在堆肥前期(0~12 d), 对照组和试验组1堆体中, 有机质含量下降速度较快, 微生物活动剧烈, 大量消耗有机物, 导致堆体温度急剧上升, 至堆肥结束, 对照组有机质含量下降至69.5%, 试验组1下降至61.6%.而试验组2, 有机质含量下降比较平缓, 这同堆体温度是一致的, 最终有机质下降至66.2%.对照组、试验组1和试验组2有机质去除率分别为12.6%、19.5%和9.9%, 沸石粉的添加加快也加大了有机质的降解, 更有利于堆肥的腐熟, 增加了有机物的降解.而沸石粉添加对堆肥过程中有机物降解的促进作用在文献中也已被证实(Venglovsky et al., 2005).而硝化抑制剂DMPP的添加抑制了有机质的降解, 可能并不利于堆肥堆体的腐熟, 导致有机质去除率降低, 而其中的微生物机理, 有待进一步验证.
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| 图 3 不同处理组污泥堆肥过程中有机质含量的变化 Fig. 3 Changes of organic matter content during sludge composting in different treatments |
堆肥过程中氮素在不同时期的形态转化是影响氮素保存和温室气体排放的重要因素.对照组与试验组1的硝态氮与亚硝态氮整体变化趋势相同：随着堆肥的进行, 含量逐渐增加.堆肥结束时, 对照组与试验组1的亚硝态氮分别为4.29 μg·g-1和4.78 μg·g-1, 相对初始而言, 分别增加了3.0倍与2.9倍；而硝态氮在堆肥结束时分别为1.77 mg·g-1和2.37 mg·g-1, 整体为逐渐增加的趋势.试验组1中硝态氮含量略高, 这可能同沸石粉的投加有关, 有研究表明(Park et al., 2003), 沸石粉有利于堆体的硝化作用.对照组与试验组1堆体中氨氮的变化趋势同硝态氮和亚硝态氮相反, 初始含量较高, 分别为7.74 mg·g-1和9.19 mg·g-1, 堆肥结束时分别降低了62.4%和66.3%, 达2.91 mg·g-1和3.10 mg·g-1.堆肥前期氨氮含量较高, 而硝态氮和亚硝态氮含量较低, 主要是由于堆肥高温并不利于硝化细菌的生长, 并且高温期, 微生物代谢活动强导致堆体溶解氧含量低, 不利于硝化细菌的生长, 同时, 污泥中有机物的降解, 尤其是蛋白质等有机氮转化为氨氮, 这些因素综合导致高温期氨氮的富集(Roig et al., 2001).
DMPP的添加导致堆体中氨氮含量较高, 硝态氮和亚硝态氮氮含量相对对照组和沸石粉添加组而言, 大幅降低, 如图 4所示.堆肥结束时, 亚硝态氮、硝态氮和氨氮含量分别为4.08 μg·g-1、1.77 mg·g-1和4.55 mg·g-1.这说明硝化抑制剂在堆肥过程中影响到了氨氮到硝态氮和亚硝态氮的转化, 这也是硝化抑制剂的主要作用, 从而使氨氮保持较高水平, 而硝态氮和亚硝态氮保持较低水平, 从而减少了用于反硝化的氮源, 从而实现保氮.
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| 图 4 污泥堆肥过程不同处理组中氮素转化 Fig. 4 The nitrogen transformation during sludge composting in different treatments |
从图 5可以看出, 堆肥初期, 对照组、试验组1和试验组2的氨气排放通量分别为5.77、3.32和4.21 mg·m-2·h-1.在第7 d, 各试验组氨气排放同样达到了峰值：分别为65.81、38.84和63.26 mg·m-2·h-1.这主要是由于随着堆体温度的升高, 有机物的快速降解, 氨氮以氨气的形式大量释放, 随着堆体温度的降低和有机物降解速度放慢, 氨气排放通量随之降低, 在堆肥进行到第10 d均已降低至3 mg·m-2·h-1以下.对照组、试验组1和试验组2的氨气累积排放通量分别为1.057、0.663和1.396 g, 并且氨气的排放主要集中在污泥堆肥的高温期, 高温期各试验组的氨气累积排放量分别占总排放量的97%、98.5%和84.2%.沸石粉由于对氨氮的吸附作用, 从而减少了氨氮以氨气形式的排放(许俊香等, 2015), 而试验组2中, 由于DMPP的投加, 导致了氨氮在固相中的富集和积累, 从而导致氨气的累积排放通量显著高于空白组和试验组1 (俞巧钢等, 2014).这说明, 沸石粉的投加更加有利于堆肥过程中减少氨气的排放, 而DMPP的投加进一步恶化了堆肥中氨气的排放, 即从污泥堆肥过程中氨气减排的角度而言, 沸石粉投加优于硝化抑制剂DMPP.有研究表明, 天然沸石提供的碱性环境反而会促进氨氮的挥发, 对氨气没有吸附作用(张玉兰等, 2010).本研究的结果表明天然沸石粉对污泥堆肥中的氨具有一定的吸附作用, 这可能同天然沸石的颗粒形态及所处微环境的改变等有关, 本研究采用的是经过200目筛的天然沸石粉, 比表面积大, 并且污泥堆肥过程中pH波动较大, 尤其是在高温期, 处于酸化过程, 酸化过程能够改变天然沸石粉的碱性环境, 从而对氨气有一定吸附作用, 这也从另一方面解释了高温期天然沸石粉对氨气较好的吸收效果, 而在后腐熟期基本无变化.
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| 图 5 污泥堆肥过程中氨气排放特征及累积排放量 Fig. 5 Fluxes and accumulation of NH3 emissions during sludge composting |
CH4和N2O是污泥堆肥过程中排放的重要的温室气体, 尤其是N2O, 其温室效应是CO2的298倍以上(Zhang et al., 2017).本研究中, CH4和N2O的排放通量如图 6所示, 堆肥前期, 对照组、试验组1和试验组2的N2O排放通量(以N计, 下同)均较低, 分别为0.396、0.477和0.21 mg·m-2·h-1, 随着堆体温度的降低, 在第15 d以后, N2O排放通量急剧增加, 在堆肥结束时, 分别达到了2.936、2.792和1.724 mg·m-2·h-1.如图 7所示, 在整个污泥堆肥过程中, 对照组、试验组1和试验组2污泥堆肥全过程中N2O累积排放量分别达40.48、36.61和21.75 mg, 而在堆肥后期(第17~22 d), N2O累积排放量分别为25.11、22.91和13.38 mg, 分别占总体排放量的的62%、62.6%和61.5%.污泥堆肥过程中N2O的排放主要集中在污泥堆肥的后期.沸石粉投加略微减少了N2O的排放, 而DMPP的投加大幅削减了N2O的排放, 这说明DMPP的投加对污泥堆肥过程中N2O的排放要优于沸石粉投加.N2O的排放主要由硝化作用和反硝化作用产生, 在高温期, 硝化作用受到抑制, 从而减少了反硝化作用过程中氮的来源, 所以在高温期, N2O排放均较低.而随着硝化作用的进行, 反硝化作用的氮来源丰富, 导致了N2O的大量排放(Angnes et al., 2013; Czepiel et al., 1996; Hao et al., 2004; Wang et al., 2013).并且有研究表明, 堆体中NO2-N的富集是N2O大量排放的重要条件(李鑫等, 2008; Per, 2005), DMPP的投加减少了NO2-N的产生, 这同DMPP投加N2O排放通量降低是一致的.污泥堆肥过程中, 氨气累积排放通量远高于N2O累积排放量, 这说明从整体来说, 污泥堆肥中由氨气排放导致的氮素流失远高于N2O排放.
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| 图 6 污泥堆肥过程温室气体(N2O、CH4)排放特征 Fig. 6 Fluxes emissions of CH4 and N2O during sludge composting |
甲烷排放趋势同氨气的排放趋势是一致的, 均是先增加后降低, 高温期排放通量最大.对照组、试验组1和试验组2最大甲烷排放通量分别为104.8、85.02和207.8 mg· m-2·h-1(以C计, 下同).如图 7所示, 在整个污泥堆肥过程中, 对照组、试验组1和试验组2, 甲烷的累积排放量分别为1.841、1.712和4.771 g, 其中, 高温期甲烷累积排量分别为1.526、1.489和3.631 g, 分别占全过程累积排放量的83%、87%和76.1%.这说明高温期是污泥堆肥过程中甲烷排放的主要时期.在高温期, 微生物活动剧烈, 争夺堆体中溶解氧, 导致堆体处于厌氧状态, 甲烷大量释放.沸石粉投加对堆体中甲烷的排放影响较小, 而DMPP却导致堆体CH4排放大幅增加, 这可能是由于DMPP导致氨氮在堆体中的富集, 适当浓度含量的氨氮有利于产甲烷菌的生长, 导致甲烷排放量的升高(Tlustos et al., 1998).也有研究表明, DMPP可以抑制甲烷单加氧酶活性, 减少甲烷的氧化, 从而导致甲烷排放量通量的提高(Per, 2005).具体的微生物学机制值得进一步深入探讨.
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| 图 7 污泥堆肥过程中温室气体的累积排放量 Fig. 7 Accumulative emissions of CH4 and N2O during sludge composting |
为进一步对比沸石粉和DMPP添加对全球增温潜势的影响(Global Warming Potential, GWP), 本研究将CH4和N2O的排放累积量, 根据IPCC规定的温室气体GWP, 统一换算成CO2当量(eCO2).根据规定, 若把CO2的GWP设定为1, 则CH4和N2O的GWP值分别为23和296.基于此, 对照组、试验组1和试验组2的CO2当量分别为2.064、1.963和4.346 g·kg-1污泥.这表明, 沸石粉投加能够减少污泥堆肥过程中的GWP, 而DMPP的投加, 虽然减少了N2O的排放量, 但却大幅增加了CH4的排放量, 从整体而言, 加剧了污泥堆肥过程中的GWP.
4 结论(Conclusions)1) 沸石粉投加有利于污泥堆肥中有机物的降解, 而DMPP抑制了污泥堆肥过程中有机物的降解.
2) 污泥堆肥过程中, 沸石粉的投加可以减少5% GWP, 而硝化抑制剂DMPP的投加, 虽然减少了温室气体N2O的累积排放量, 但缺大幅增加了CH4的累积排放量, GWP相对对照组大幅增加, 不利于污泥堆肥中GWP的减控.
3) 沸石粉投加可以减少37%的氨气排放, 略微降低了CH4和N2O排放量, 从而实现了污泥堆肥过程中的保氮.
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