农村有机固废两段式好氧协同堆肥效果分析

王霄, 徐素, 詹俊, 马嘉伟, 刘俊新, 李琳, 郭雪松. 农村有机固废两段式好氧协同堆肥效果分析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1708-1715. doi: 10.12030/j.cjee.202012047
引用本文: 王霄, 徐素, 詹俊, 马嘉伟, 刘俊新, 李琳, 郭雪松. 农村有机固废两段式好氧协同堆肥效果分析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1708-1715. doi: 10.12030/j.cjee.202012047
WANG Xiao, XU Su, ZHAN Jun, MA Jiawei, LIU Junxin, LI Lin, GUO Xuesong. Effect analysis of two-stage aerobic co-composting of rural organic solid wastes[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1708-1715. doi: 10.12030/j.cjee.202012047
Citation: WANG Xiao, XU Su, ZHAN Jun, MA Jiawei, LIU Junxin, LI Lin, GUO Xuesong. Effect analysis of two-stage aerobic co-composting of rural organic solid wastes[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1708-1715. doi: 10.12030/j.cjee.202012047

农村有机固废两段式好氧协同堆肥效果分析

    作者简介: 王霄(1994—),女,硕士研究生。研究方向:农村有机固体废弃物资源化。E-mail:Saner1520@163.com
    通讯作者: 郭雪松(1976—),男,博士,副研究员。研究方向:水污染防治理论与技术。E-mail:gxs0122@rcees.ac.cn
  • 基金项目:
    水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07102004-002);国家自然科学基金资助项目(52041004)
  • 中图分类号: X712

Effect analysis of two-stage aerobic co-composting of rural organic solid wastes

    Corresponding author: GUO Xuesong, gxs0122@rcees.ac.cn
  • 摘要: 针对农村剩余污泥、厨余垃圾、农作物秸秆堆肥资源化效率低的问题,采用两段式好氧协同堆肥技术实现农村有机固废高效资源化,以提高好氧堆肥效率。通过两段式好氧协同堆肥技术,考察了堆肥的效果和设备利用率;通过添加生物炭的方式,探讨了生物炭对两段式好氧协同堆肥的影响。结果表明,两段式好氧协同堆肥产品31 d完成腐熟,堆体第1段发酵时间持续了12~14 d,堆体温度可高达63~68 ℃,能够满足《粪便无害化卫生要求》(GB 7959-2012)的要求,其主体设备利用率提高了50%以上;堆肥产品质量达到《有机肥标准》(NY 525-2012)、《生物有机肥标准》(NY 884-2004)以及《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(GB/T 23486-2009)的相关规定;生物炭的添加可使最高堆体温度提高5 ℃,高温期延长4 d,总氮、总钾和总磷的损失率分别降低了23%、16%和23%,胡富比(H/F)增加率提高了50%,腐殖质的损失率降低了10%,有机质降解率提高了17%,从而优化了堆肥过程和提高产品质量。该研究结果可为农村有机固废尤其是农村剩余污泥的就地资源化处理提供参考。
  • 市政污泥是城市污水处理过程中不可避免的副产物,其含水率高、有机质含量高、成分复杂,并且含有大量的寄生虫卵、病原微生物和一定量的重金属[1]。近年来,市政污泥的产量也在不断增加,预计2025年我国污泥年产量将突破9×107 t,污泥处理处置已成为一项亟待解决的难题[2]。污泥的主要处置方式包括卫生填埋、农业利用、干化焚烧、建筑材料利用等,我国较大部分污泥采用填埋方式,约占我国污泥总处置量的65%[3]

    由于我国早期污水处理厂存在着“重水轻泥”的现象,导致已填埋污泥的含水率过高,力学性质较差。而填埋场的库容有限,随着污泥产量的逐年增加,目前国内许多城市的填埋场,例如上海老港、成都长安、深圳下坪、杭州天子岭的填埋场的库容已经严重不足[4-5],为此,许多填埋场要求将填埋污泥的含水率从80%降低至60%以下,这样可以增加至少50%的填埋库容[6]。但是,由于污泥有机质含量高、结合水含量高、亲水性强,单一的机械处理很难将污泥含水率降低至60%以下,需结合一定的预处理方法将污泥的胞外聚合物(EPS)破解,释放出自由水后再进行脱水减量处理[7]。当前填埋污泥的深度脱水通常采用“化学调理+板框压滤”的方法[8],该方法需将污泥从填埋库中挖出,运输到指定场地后再进行处理,存在着成本高、易对环境造成二次污染的问题,因此,需寻找一种高效、环保的污泥原位处理方法。

    真空预压法具有施工工艺简单、成本低等优点,是软土地基原位处理的一种有效方法[9-11]。近年来,将化学预调理与真空预压相结合的工艺已逐渐被应用于填埋污泥原位处理[3,8,12-16],该工艺在一定程度上能够实现污泥的原位减量,但是仍存在易产生臭气污染、难以保证药剂调理均匀等问题。为了寻找更加环保高效的填埋污泥原位处理方法,有研究者提出了冻融联合真空预压填埋污泥原位处理技术[17-18]。冻融的原理是污泥被冷冻时,冷冻过程中不断生长的冰晶会破坏污泥细胞膜的完整性,使细胞脱水、收缩或溶解,使胞外聚合物释放到上清液中[19];同时,冻融后污泥中小颗粒团聚成大颗粒,能显著提高污泥的脱水性能,而且冻融循环可显著提高污泥的渗透系数[20-21]

    有研究表明,采用冻融联合真空预压法处理填埋污泥时,在出水量、出水速率、沉降量、减量比、含水率均优于药剂预调理方法[18],但其在实验过程中并没有使用实际真空预压过程中的塑料排水板;塑料排水板作为真空预压的负压传递通道和排水通道,其性能对真空固结效率和效果有着显著影响[22]。根据芯板与滤膜的复合方式不同,目前工程界常采用分离式和整体式2种塑料排水板,在普通土体真空预压中,已有这2种排水板类型的对比研究[10, 23-24]。但是,污泥作为一种胶体状生物固体,其工程性质显著不同于软土和吹填土,但目前鲜有考察不同排水板类型对填埋污泥真空固结效果的研究。

    本研究开展了不同排水板类型填埋污泥冻融-真空对比研究。首先,对填埋污泥进行冻融预处理;随后进行室内真空预压模型实验,分别设置分离式排水板(SPVD)与整体式排水板(IPVD)对照组;最后,通过对比出水量、减量比、含水率等数据,探究该法处理填埋污泥的宏观效果,并且通过压汞、电镜扫描等微观实验,探究冻融后污泥在真空预压过程中微观结构变化特性。

    供试污泥取自上海市某污泥填埋库区,污泥填埋龄期约为12 a,占用了大量土地和地下空间,亟需对填埋库中的污泥进行原位脱水减量处理。填埋污泥的基本物理性质如表1所示。可以看出,填埋污泥含水率高,有机质含量比新鲜污泥(60%左右)有所降低。这是因为,填埋污泥受填埋龄期及厌氧消化影响,发生了一定程度的降解。填埋污泥的液塑限较大,按照细粒土的分类应为高液限有机质粉土。

    表 1  污泥基本物理指标
    Table 1.  Basic physical indexes of sludge
    比重含水率/%密度/(g·cm−3)有机质/%液限/%塑限/%
    1.8861.1340184111
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    采用Mastersize2000激光粒度仪对原状填埋污泥及冻融后污泥进行了粒度分布测试,粒径分布曲线如图1所示。原状污泥d90为169.5 μm、d50为47.28 μm,而冻融后污泥d90为241.6 μm、d50为65.68 μm,经冻融后,污泥颗粒粒径显著增大。这主要是因为:在冻结过程中,污泥中的小颗粒被不断生长的冰晶推挤压密,污泥小颗粒团聚为大颗粒,显著提高了其脱水沉降能力。

    图 1  原状污泥与冻融后污泥颗粒粒径分布曲线
    Figure 1.  Particle size distribution curve of original sludge and sludge after freeze-thaw

    真空预压实验装置由真空泵、抽滤瓶、排水板和模型箱组成,具体如图2所示。模型箱由有机玻璃桶及密封盖组成,玻璃桶高500 mm、外径320 mm、内径300 mm,密封盖为20 mm厚的有机玻璃盖板。分别采用如图3所示的分离式排水板和整体式排水板,排水板通过土工布与排水管绑扎。分离式排水板属于分体式十字型塑料排水板,排水板滤膜包裹在塑料芯板的外侧,与芯板不黏接,滤膜被制作成略大于芯板尺寸的土工织布常套包裹于芯板四周,滤膜等效孔径为75 μm;整体式排水板芯板与滤膜通过热合紧贴在一起,两者间不可作相对移动,滤膜等效孔径为120 μm。

    图 2  径向真空预压模型箱示意图
    Figure 2.  Schematic diagram of radial vacuum preloading model box
    图 3  不同类型排水板实物图
    Figure 3.  Physical drawing of different types of plastic drainage boards

    采用冰柜对污泥进行冻融处理,冻结温度设置为−15 ℃,待达到冻结温度后将污泥取出于室温(22 ℃)融化。每个模型箱污泥用量为约16 kg。整个实验期间真空度保持在85 kPa左右,实验过程中对累计出水量、累计沉降量以及真空度进行监测记录,实验完成后对模型箱内污泥取样测定含水率及取样进行压汞、电镜扫描微观测试。

    由累计出水量变化曲线(图4)可以看出,分离式排水板和整体式排水板两者最终出水量差别不大。整体式排水板的最终出水量为8 830 mL,而分离式排水板的最终出水量为8640 mL,二者仅相差190 mL。在实验初期,分离式排水板与整体式排水板的出水速率都很高,在前4 h的出水量可达总出水量的70%以上。这可能是因为污泥经冻融后,污泥细胞内外不断生长的冰晶使得污泥细胞破裂,导致污泥细胞膜的完整性被破坏,EPS被破解,从而释放细胞内外的物质,导致污泥絮体结构被破坏,释放出大量的结合水和间隙水,进而大幅提高了污泥的脱水性能[19]。冻融后污泥中含有大量的自由水,这导致前期出水速率及出水量都很高。

    图 4  不同排水板类型累积出水量变化曲线
    Figure 4.  Change curve of cumulative water discharge of different PVD types

    在前4 h,分离式排水板的累计出水量达7 050 mL,占总出水量的81.5%,而后出水速率突然变缓,后139 h的出水量仅为1 590 mL;而整体式排水板在前4 h累计出水量为6 410 mL,后139 h的出水量为2 420 mL。造成后期出水量差异的可能原因为,分离式排水板的等效滤膜孔径为75 μm,而整体式排水板的滤膜孔径为120 μm,在真空排水固结前期,渗流通道尚未形成,污泥颗粒在真空负压及孔隙水压力的作用下不断向排水板附近运移,由于分离式排水板等效滤膜孔径过小,部分细小颗粒未能穿过滤膜,从而影响排水板附近的渗流通道的通畅性,造成一定的淤堵。这也与已有研究[10, 25]的结果一致。但由于冻融后污泥颗粒粒径增大,小颗粒含量少,只造成部分淤堵,大部分排水通道仍保持通畅,所以二者最终出水量差异不大。

    由累计沉降量变化曲线(图5)可以看出,冻融污泥原始高度为20.5 cm,分离式排水板的最终高度为7.8 cm,整体式排水板的最终高度为8.55 cm,二者均下降50%以上。污泥在冻融时,污泥颗粒被不断生长的冰晶推挤压密,污泥小颗粒得以团聚为大颗粒,并显著提高了大中孔隙的分布,在真空预压固结时显著提高了其渗透固结性,从而提高了污泥的固结度。与分离式排水板相比,整体式排水板的高度变化却相对较小。这可能是因为:本次实验高度测量仅取实验模型箱两侧高度变化平均值记录,而取样后发现,整体式排水板处理后污泥在侧壁附近发生了1 cm左右的径向收缩,若考虑径向收缩的变化来计算实验后污泥体积,则分离式排水板污泥的最终体积为5 510 cm3,而整体式排水板最终体积为5 262 cm3,相比分离式排水板体积变化更大,这也与累计出水量变化规律相互印证。而整体式排水板最终出现了径向收缩现象,径向收缩是因为在真空排水固结过程中,在排水板远端的土颗粒在水力梯度的作用下不断向排水板中心处运移[26]。这也说明采用整体式排水板后冻融污泥整体的排水固结效果较好,整体渗流通道顺畅,真空负压影响范围可覆盖到远端土体,污泥整体固结度较好。

    图 5  不同排水板类型累积沉降量变化曲线
    Figure 5.  Variation curve of cumulative settlement of different PVD types

    经计算,两种不同类型排水板的最终减量比均在60%以上,整体式排水板的减量比为63.6%,分离式排水板的减量比为61.9%。这表明整体式排水板减量比略优于分离式排水板,冻融联合真空预压法可有效实现填埋污泥的原位减量。

    实验结束后,从排水板中心处开始,沿径向在0、15、30 cm处取污泥上、中、下3个位置,每个位置取3个样对照,测定不同位置处的含水率,结果如图6所示。

    图 6  不同排水板类型含水率变化
    Figure 6.  Change of water content of different PVD types

    1) 原始污泥含水率为86%,经冻融联合真空预压处理后,其含水率大幅度下降,含水率最低可降至59.5%。

    2) 沿半径方向污泥整体含水率分布呈现出逐渐增加的变化规律。径向上的差异主要是由于:离开排水板中心的距离和水力梯度的差异,排水板附近水力梯度大,水更容易渗流排出,而距离排水板较远处水力梯度小,水不易排出,所以靠近排水板中心处含水率更低。

    3) 沿深度方向呈现出上部含水率低、底部含水率高的分布规律。这是因为:真空负压强度沿着排水板衰减,排水板周围土体水力梯度逐渐减小,对排水板的影响范围逐渐减小,影响范围沿着排水板呈现出倒锥形逐渐减小的趋势[24],这导致上部由于真空负压强度高,水力梯度大,水容易排出,而底部由于真空强度衰减,水力梯度减小,故形成底部含水率高、上部含水率低的分布规律。

    4) 整体式排水板上部含水率在60%左右分布,中部在65%左右分布,底部在70%左右分布;而分离式排水板的上、中、下部均在65%~70%左右分布。可见,整体式排水板的整体处理效果更好,且靠近上、中部含水率明显优于分离式排水板。这可能是因为:一方面,分离式排水板滤膜孔径较小,易造成小颗粒淤堵,从而影响排水固结效果;另一方面,由于分离式排水板芯板是内包于滤膜的,在土体压力下不可避免地出现滤膜“陷入”排水通道的情况,从而减少排水面积,而整体式排水板滤膜是胶结于芯板竖齿上的,滤膜始终是“紧绷”状态,在土体压力下变形较小[27],从而造成含水率分布的差异。

    实验结束后,分别在整体式排水板、分离式排水板模型箱中心位置处取样进行压汞(MIP)实验,分析不同冻结条件下冻融污泥径向真空排水的固结孔径的大小分布规律,结果如图7图8所示。

    图 7  不同排水板类型孔径分布变化曲线
    Figure 7.  Pore size distribution curves of different PVD types
    图 8  不同排水板类型孔径大小变化
    Figure 8.  Percentage change of pores with different sizes under different PVD types

    整体式排水板与分离式排水板孔径分布有明显差异:分离式排水板主要以小孔分布为主,即以团粒内孔隙分布为主;而整体式排水板主要以微孔和介孔分布为主,即以颗粒间孔隙为主。其原因是,在真空预压过程中,真空度不断向污泥深度处传递,并以排水板为中心的径向上形成真空负压梯度,在该真空负压梯度的作用下形成真空渗流场[28]。排板周围土体首先开始渗流出水,孔隙水在负压的作用下不断向排水板方向渗流,而此时污泥中的细小颗粒也在渗流力的作用下不断向排水板中心运移,使得排水板附近土体渗透系数不断降低,使排水板中心处的土体首先发生径向固结,土体发生压缩。

    污泥经冻融后,污泥大中孔隙数量分布大幅度提高,小、微孔隙数量减少;而在真空排水固结时,较大孔隙先被压缩成较小孔隙,较小孔隙后被压缩[29]。整体式排水板由于不易淤堵,在真空排水固结时渗流通道顺畅,固结程度高,大、中孔隙先不断被压缩为小孔隙,而后小孔隙被压缩为更小的介孔;而分离式排水板由于发生了部分淤堵,从而导致排水板中心处污泥固结程度对比整体式排水板低,主要以大、中孔隙压缩为小孔为主。这也与含水率分布规律互相印证,即整体式排水板由于固结程度高,在贴近排水板处污泥含水率低于分离式排水板。

    实验完成后,对不同排水板径向真空排水固结后靠近排水管中心处的污泥取微观样进行电镜扫描实验(SEM),观察其微观结构特性,如图9所示。可以看出,整体式排水板与分离式排水板真空排水固结后污泥整体结构致密均匀,呈现出有规律的网状结构。但整体式排水板对比分离式排水板结构更加致密,固结程度高,以颗粒间孔隙分布为主;而分离式排水板固结程度低,孔径相对更大,以团粒内孔隙为主。这也与MIP实验结果相印证。

    图 9  不同排水板类型电镜扫描图
    Figure 9.  SEM diagram of different PVD types

    1)分离式排水板和整体式排水板两者的最终出水量差别不大。两种不同类型排水板的最终减量比均在60%以上,整体式排水板的减量比为63.6%,分离式排水板的减量比为61.9%,整体式排水板减量比略优于分离式排水板。

    2)原始污泥含水率为86%,经冻融联合真空预压处理后,其含水率大幅度下降,含水率最低可降至59.5%,符合我国填埋污泥的规范要求;其中,整体式排水板的整体处理效果更好。沿半径方向,污泥整体含水率分布呈现出逐渐增加的变化规律;沿深度方向,呈现出上部含水率低,底部含水率高的分布规律。

    3)整体式排水板与分离式排水板孔径分布具有明显差异。分离式排水板主要以小孔分布为主,即以团粒内孔隙分布为主;而整体式排水板主要以微孔和介孔分布为主,即以颗粒间孔隙为主。整体式排水板对比分离式排水板结构更加致密,固结程度高,以颗粒间孔隙分布为主;而分离式排水板固结程度低,孔径相对更大,以团粒内孔隙为主。

  • 图 1  两段式好氧协同堆肥装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of two-stage aerobic co-composting device

    图 2  堆肥过程中堆体温度变化

    Figure 2.  Changes of pile temperature during composting

    图 3  堆肥过程中的有机质含量变化

    Figure 3.  Changes of organic matter content during composting

    图 4  堆肥过程中的总氮含量变化

    Figure 4.  Changes of total nitrogen during composting

    图 5  堆肥过程中总磷含量变化

    Figure 5.  Changes of total phosphorus content during composting

    图 6  堆肥过程中总钾含量变化

    Figure 6.  Changes of total potassium content during composting

    图 7  堆肥过程中腐殖质含量及胡富比变化

    Figure 7.  Changes of humus content & H/F ratio during composting

    表 1  堆肥原料基本理化性质及来源

    Table 1.  Basic physical and chemical properties and sources of composting raw materials

    堆肥原料含水率/%TC/(g·kg−1)TN/(g·kg−1)C/N来源
    剩余污泥49443.9032.0013.90农村污水处理设施剩余污泥
    厨余细渣34490.3751.609.51厨余垃圾除油后有机固形物
    秸秆10845.5015.6054.20农产品加工厂玉米秸秆
    堆肥原料含水率/%TC/(g·kg−1)TN/(g·kg−1)C/N来源
    剩余污泥49443.9032.0013.90农村污水处理设施剩余污泥
    厨余细渣34490.3751.609.51厨余垃圾除油后有机固形物
    秸秆10845.5015.6054.20农产品加工厂玉米秸秆
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    表 2  堆肥一次发酵阶段温度变化特征

    Table 2.  Temperature change characteristics in the primary fermentation stage

    组别最高温度/℃≥50 ℃时间/d≥60 ℃时间/d
    实验组68125
    对照组6383
    组别最高温度/℃≥50 ℃时间/d≥60 ℃时间/d
    实验组68125
    对照组6383
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    表 3  堆肥产品肥效与相关标准的对比

    Table 3.  Comparison of fertilizer efficiency of compost products and related standards

    堆肥产品及相关标准有机质(干基)/%总养分(TN+P2O5+K2O)(干重)/%pH电导率/(mS·cm−1)
    《有机肥标准》(NY 525-2012)[30]≥45≥5.05.5~8.5<5
    《生物有机肥标准》(NY 884-2004)[31]≥25≥5.05.5~8.5
    《有机无机复混肥标准》(GB 18877-2009)[32]≥20≥153.0~8.0
    《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(GB/T 23486-2009)[33]≥25≥36.5~8.55.5~7.8<20
    本研究实验组757.88.31.85
    本研究对照组806.68.41.83
    堆肥产品及相关标准有机质(干基)/%总养分(TN+P2O5+K2O)(干重)/%pH电导率/(mS·cm−1)
    《有机肥标准》(NY 525-2012)[30]≥45≥5.05.5~8.5<5
    《生物有机肥标准》(NY 884-2004)[31]≥25≥5.05.5~8.5
    《有机无机复混肥标准》(GB 18877-2009)[32]≥20≥153.0~8.0
    《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(GB/T 23486-2009)[33]≥25≥36.5~8.55.5~7.8<20
    本研究实验组757.88.31.85
    本研究对照组806.68.41.83
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-12-11
  • 录用日期:  2021-01-11
  • 刊出日期:  2021-05-10
王霄, 徐素, 詹俊, 马嘉伟, 刘俊新, 李琳, 郭雪松. 农村有机固废两段式好氧协同堆肥效果分析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1708-1715. doi: 10.12030/j.cjee.202012047
引用本文: 王霄, 徐素, 詹俊, 马嘉伟, 刘俊新, 李琳, 郭雪松. 农村有机固废两段式好氧协同堆肥效果分析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1708-1715. doi: 10.12030/j.cjee.202012047
WANG Xiao, XU Su, ZHAN Jun, MA Jiawei, LIU Junxin, LI Lin, GUO Xuesong. Effect analysis of two-stage aerobic co-composting of rural organic solid wastes[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1708-1715. doi: 10.12030/j.cjee.202012047
Citation: WANG Xiao, XU Su, ZHAN Jun, MA Jiawei, LIU Junxin, LI Lin, GUO Xuesong. Effect analysis of two-stage aerobic co-composting of rural organic solid wastes[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1708-1715. doi: 10.12030/j.cjee.202012047

农村有机固废两段式好氧协同堆肥效果分析

    通讯作者: 郭雪松(1976—),男,博士,副研究员。研究方向:水污染防治理论与技术。E-mail:gxs0122@rcees.ac.cn
    作者简介: 王霄(1994—),女,硕士研究生。研究方向:农村有机固体废弃物资源化。E-mail:Saner1520@163.com
  • 1. 中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京 100085
  • 2. 中国科学院大学,北京 100049
基金项目:
水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07102004-002);国家自然科学基金资助项目(52041004)

摘要: 针对农村剩余污泥、厨余垃圾、农作物秸秆堆肥资源化效率低的问题,采用两段式好氧协同堆肥技术实现农村有机固废高效资源化,以提高好氧堆肥效率。通过两段式好氧协同堆肥技术,考察了堆肥的效果和设备利用率;通过添加生物炭的方式,探讨了生物炭对两段式好氧协同堆肥的影响。结果表明,两段式好氧协同堆肥产品31 d完成腐熟,堆体第1段发酵时间持续了12~14 d,堆体温度可高达63~68 ℃,能够满足《粪便无害化卫生要求》(GB 7959-2012)的要求,其主体设备利用率提高了50%以上;堆肥产品质量达到《有机肥标准》(NY 525-2012)、《生物有机肥标准》(NY 884-2004)以及《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(GB/T 23486-2009)的相关规定;生物炭的添加可使最高堆体温度提高5 ℃,高温期延长4 d,总氮、总钾和总磷的损失率分别降低了23%、16%和23%,胡富比(H/F)增加率提高了50%,腐殖质的损失率降低了10%,有机质降解率提高了17%,从而优化了堆肥过程和提高产品质量。该研究结果可为农村有机固废尤其是农村剩余污泥的就地资源化处理提供参考。

English Abstract

  • 据统计,2018年我国农作物秸秆产量约为11.35×108 t[1],农村地区生活垃圾年产量约为2.5×108 t。2017年,我国农村污水排放量大约为214×108 t,随着污水设施数量的逐年增加,产生的剩余污泥已逐渐成为农村有机固废的一个重要组成部分[2-3]。2020年,我国农村剩余污泥总量约为1 400×104 t[4-5]。有机固废中含有大量的有机质及营养元素,以剩余污泥为例,除了含有大量有机质外,还富含氮磷钾等营养物质,若对其处理不当,不仅对环境和人群造成危害,也是对资源的浪费。因此,农村有机固体废物的处理处置已成为亟待解决的难题。

    近年来,好氧堆肥作为一种能使固体废物转化为稳定有机肥料的资源化技术,在有机固体废物的“减量化、无害化、资源化”处理方面已有诸多应用[6]。有研究表明,农村剩余污泥、有机垃圾和农作物秸秆在单独堆肥时,由于初始含水率及C/N等堆肥控制指标的影响,存在堆肥进程慢、肥效差的问题[7]。在对农村固体废物的研究中发现,农村剩余污泥、有机垃圾和农作物秸秆具有单个排放规模小、覆盖面大的特点,城镇大范围内有机固废集中处理的方式不适合经济技术欠发达的农村地区[8-9]。反应器式堆肥具有升温快、占地面积小、卫生性好、操作简便等优点,但仍存在设备利用率低、堆肥养分流失严重等问题[10-11]

    补充添加剂能有效改善堆肥环境,增强微生物活性,强化营养物质保留,提高肥效[12]。有研究发现,将生物炭作为堆肥补充添加剂,能够调节堆体结构、改善堆体环境、提高堆体中的微生物活性,对堆肥过程的优化有着重要的作用[13-14]

    因此,针对农村有机固废的排放特征、单一堆肥的局限性以及反应器式堆肥效率低下、养分元素流失严重等问题,结合农村地区的技术经济条件,宜就地或小区域集中对农村有机固废进行两段式好氧协同堆肥资源化处理。本研究以农村污水处理设施的剩余污泥、农作物秸秆、厨余垃圾为原料,以生物炭为添加剂,将好氧堆肥一次发酵和二次发酵单元独立进行对比实验,探讨两段式好氧协同堆肥技术的可行性以及添加生物炭对堆肥效果的影响,以期为我国农村有机固体废物的处理和资源化利用提供参考。

  • 堆肥实验在江苏省常熟市进行,原料基本性质及来源见表1。生物炭原料为玉米秸秆,来自南方某农产品加工厂,其制备步骤为:原料在105 ℃下烘干至恒重;之后,粉碎过40目筛;最后在管式炉内 550 ℃慢速热裂解。

  • 两段式好氧协同堆肥装置如图1所示,主要由一次发酵单元(PVC材质,有效容积135 L)、二次发酵单元(PVC材质,内部尺寸为2 m×1 m×1 m)、曝气单元等组成。

  • 本实验共设置2组不同堆肥处理,对照组不添加生物炭,实验组生物炭添加量为堆肥原料的12%[13],每组处理设置3个重复。堆肥混合原料初始含水率为60%,C/N为25。物料配比根据质量守恒定律计算,具体配比为:剩余污泥(7.73 kg)+厨余细渣(2.72 kg)+秸秆(6.98 kg)+水(12.57 kg)。对照组不添加生物炭,实验组添加3.6 kg生物炭。

    堆肥原料按配比混合均匀后,进料至一次发酵单元,采用间歇式曝气方式(曝气5 min,停曝20 min,曝气量设置为升温期4 L·min−1、高温期6~10 L·min−1)在一次发酵单元中完成高温发酵,翻堆频率为3~5 d·次−1;之后,再将一次发酵产物进料至二次发酵舱内,继续采用间歇式曝气方式(曝气5 min,停曝20 min,曝气量设置为4 L·min−1)进一步腐熟发酵,翻堆频率为7 d·次−1。整个堆肥过程中利用蒸馏水维持含水率在60%左右。分别在堆肥的第0、1、3、5、7、9、11、13、15、19、23、27、31天取样,每组实验每次取样量为50 g,取样后置于4 ℃冰箱冷藏待测。堆肥实验开始和结束时分别对堆料称重。

  • 温度采用温湿度记录仪(RC-4HA/RC-4HC,江苏省精创电气股份有限公司)实时监测堆心温度,记录间隔为1 h;有机质采用重量法[15]测定;总氮采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法[15]测定;总磷采用氢氧化钠熔融后钼锑抗分光光度法[15]测定;总钾采用常压消解后火焰原子吸收分光光度法[15]测定;腐殖质采用焦磷酸钠——氢氧化钠提取重铬酸钾氧化法容量法[16]测定;pH采用玻璃电极法[15]测定;电导率(EC)采用电极法[17]测定;含水率采用重量法[15]测定。

  • 堆肥过程中堆体温度变化如图2所示。从图2可以看出,在整个堆肥过程中,实验组和对照组一次发酵和二次发酵阶段温度差异较为明显,实验组一次发酵阶段为14 d;对照组一次发酵阶段为12 d。采用本研究的两段式好氧协同堆肥工艺,可降低堆料在一次发酵阶段设备中的停留时间,设备利用率提高了50%以上(对应31 d堆肥周期与为期12~14 d的一次发酵阶段)。同时,生物炭的添加亦加快了堆肥进程。其中,对照组仅5 d就进入高温期,最高堆温达到63 ℃,高温期持续8 d;实验组3 d进入高温期,最高堆温达到68 ℃,高温期持续12 d。相较对照组,实验组提前2 d进入高温期,最高堆温提高了5 ℃,高温期延长了4 d。可见,生物炭的添加使得堆体高温期延长,升温更为迅速。这可能是因为,生物炭为堆体中的微生物提供了良好的生存环境,提高了微生物活性,从而优化了堆肥过程[18-19]

  • 堆肥过程中有机质含量的变化如图3所示。从图3可以看出,对照组和实验组有机质含量均持续降低并在中后期趋于稳定。实验组和对照组有机质初始含量分别为98%和99%;实验结束时,实验组和对照组有机质有机质含量分别为75%和80%。实验组和对照组初始含水率均为60%,初始进料量分别为33.60和30.00 kg;堆肥结束时,实验组和对照组含水率分别为42.7%和43.3%,物料量分别为13.44和13.50 kg,分别减重60%和55%。因此,实验组和对照组初始有机质总量分别为13.17和11.88 kg,第31天时有机质总量分别为5.78和6.12 kg;实验组和对照组的有机质降解量分别为7.39和5.76 kg,降解率分别为56%和48%。可见,相较对照组,生物炭的添加,提高了堆肥过程中17%的有机质降解率。堆肥前期有机质含量丰富,被快速分解,但随着堆肥进程的推进,易降解有机物逐渐减少,因此有机质降解速率变缓,含量趋于稳定[20]

  • 1)总氮。堆肥过程中总氮含量变化如图4所示。从图4可以看出,在整个堆肥过程中,总氮浓度逐渐升高。实验组和对照组总氮初始含量分别为34.88和35.84 g·kg−1;到第31天时,实验组和对照组总氮浓度分别为48.87和41.78 g·kg−1。实验组和对照组初始总氮绝对量分别为468.79 和430.08 g,第31天时总氮绝对量分别为376.30和319.62 g。因此,实验组和对照组氮损失量分别为92.49和110.46 g,对照组和实验组的总氮损失率分别为26%和20%,可见,相较对照组,实验组的氮素损失率降低了23%。生物炭的添加有效减少了堆肥过程中氮素的损失。

    2)总磷。堆肥过程中总磷含量的变化如图5所示。从图5可以看出,2组处理在堆肥过程中的总磷含量总体均呈上升趋势,并且在堆肥后期含量逐渐稳定。实验组和对照组总磷初始含量分别为3.05和3.00 g·kg−1,到第31天时,实验组和对照组总磷含量分别为4.40和3.70 g·kg−1。实验组和对照组初始磷总量分别为41.00和36.00 g,第31天时磷总量分别为34.06和28.19 g,实验组和对照组整个堆肥过程磷总量分别减少6.94和7.81 g,损失率分别为17%和22%。总磷不会通过挥发而减少,因此,堆肥过程中其绝对量变化较小,磷的减少与堆肥过程中渗滤液的产生以及堆料的减重有关[21]。实验组的总磷损失率相较对照组降低了23%,这是因为,生物炭的添加有效减少了渗滤液的产生,从而降低了总磷的流失,促进了堆肥过程中养分物质的保留。

    3)总钾。堆肥过程中总钾含量的变化如图6所示。从图6可以看出,2组处理堆肥过程中的总磷含量总体均呈上升趋势。实验组和对照组初始总钾含量分别为14.05和14.95 g·kg−1,到第31天时,实验组和对照组总钾含量分别为20.51和19.10 g·kg−1。实验组和对照组初始钾总量分别为188.83 g 和179.40 g,第31天时钾总量分别为158.74和145.54 g,整个堆肥过程钾总量分别减少30.09和33.86 g,实验组和对照组的总钾损失率分别为16%和19%。可以看出,生物炭的添加减少了16%的总钾损失率,有效促进了堆肥过程中钾养分的保留。

  • 在堆肥过程中,腐殖质的合成主要是由于微生物对堆肥原料中有机质的不断分解,使得有机质转化为稳定的腐殖质[22]。富里酸和胡敏酸是腐殖质中的重要组成部分,其比值为胡富比(H/F),该指标能够有效表征堆肥的腐殖化程度[23-25]。堆肥过程中腐殖质含量的变化如图7(a)所示。由图7(a)可以看出,在整个堆肥过程中,腐殖质含量变化较小。对照组和实验组初始腐殖质含量分别为410.677和380.10 g·kg−1,总量分别为4.937和5.11 kg。随着堆肥的进行,腐殖质含量逐渐降低,到第31天时,对照组和实验组腐殖质含量分别为337.00和376.00 g·kg−1,总量分别为2.57和2.91 kg。可见,整个过程中对照组腐殖质总量减少了2.36 kg,实验组减少了2.20 kg,对照组和实验组的腐殖质损失率分别为48%和43%。这表明,生物炭的添加减少了10%的腐殖质损失率,促进了堆肥过程中腐殖质的转化和积累。

    堆肥过程中的胡富比变化如图7(b)所示。从图7(b)可以看出,2组处理的胡富比整个堆肥过程均大于1且呈上升趋势。实验组和对照组初始的H/F分别为1.38和1.48,第31天时,实验组和对照组H/F分别为4.75和3.40。可见,堆肥结束时实验组和对照组的H/F分别是初始H/F的3.44倍和2.30倍。这说明,在整个堆肥过程中,2组堆肥处理的腐殖化程度在不断增高。而且,实验组由于生物炭的添加,促进了胡敏酸的合成,提高了50%的H/F增加率,加快和优化了堆肥产品的腐殖化程度。

  • 1)无害化评价。有机固废中含有大量的致病菌、寄生虫和病毒等,会直接影响堆肥产品的安全性,进而抑制植物生长。堆肥高温期可以有效杀死大部分致病微生物,实现堆肥产品的无害化[26]。我国《粪便无害化卫生要求》(GB 7959-2012)[27]规定:人工堆肥的堆体高温期温度≥50 ℃的时间须至少持续10 d,≥60 ℃的时间须至少持续5 d;机械堆肥的堆体高温期温度≥50 ℃的时间须至少持续2 d。本研究的两段式好氧协同堆肥工艺为机械式堆肥。表2为堆肥实验一次发酵阶段段温度的变化特征。从表2可以看出,按照机械堆肥的要求,实验组和对照组均达到了无害化卫生要求。这说明,本研究的两段式高温好氧协同堆肥工艺实现了堆肥产品的无害化。实验组50 ℃以上的温度维持了12 d,60 ℃以上的温度维持了5 d,达到了无害化卫生要求;对照组50 ℃以上的温度维持了8 d,60 ℃以上的温度维持了3 d。可见,生物炭的添加促进了堆肥产品的无害化程度。

    2)堆肥产品肥效。有机质和氮磷钾作为堆肥产品的重要养分组成,能够有效提高土壤肥效,促进植物生长,因而是表征堆肥产品肥效、评价堆肥产品质量的重要指标。含水率、pH以及电导率作为堆肥过程中的重要影响因素,可直接或间接影响堆肥产品的土地利用效果[28]。目前,专门针对农村剩余污泥堆肥及堆肥相关产品质量的评价体系尚不健全,现有的堆肥相关产品标准以及技术标准以生活垃圾、农业废弃物以及畜禽粪便等为主[29]。本研究采用国内已有的《有机肥标准》(NY 525-2012)[30]、《生物有机肥标准》(NY 884-2004)[31]、《有机无机复混肥标准》(GB 18877-2009)[32]及《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(GB/T 23486-2009)[33]对堆肥的相关产品质量技术指标进行对比评价。

    表3为堆肥产品肥效与相关标准的对比结果。从表3可以看出,本研究所得的堆肥产品总养分含量(TN+P2O5+K2O)未达到《有机无机复混肥标准》(GB 18877-2009);pH未达到《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(GB/T 23486-2009)碱性土壤的使用标准。本实验研究得到的堆肥产品质量达到了《有机肥标准》(NY 525-2012)、《生物有机肥标准》(NY 884-2004)以及《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(GB/T 23486-2009)对相关技术指标的规定。

  • 1)两段式好氧协同堆肥工艺可实现农村污水处理设施剩余污泥和其他有机固体废弃物的堆肥资源化处理:实验组和对照组均31 d实现腐熟,堆体一次发酵阶段持续了12~14 d,最高温度达到63~68 ℃,提高了50%以上的设备利用率。

    2)堆肥过程达到了《粪便无害化卫生要求》(GB 7959-2012)对高温期温度和维持时间的规定,且生物炭的添加促进了堆肥产品的无害化程度。

    3)堆肥产品达到了部分标准对有机质、总养分、pH、电导率等相关技术指标的规定,产品肥效符合有机肥标准》(NY 525-2012)、《生物有机肥标准》(NY 884-2004)以及《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(GB/T 23486-2009)。

    4)生物炭的添加可强化堆肥工艺的优化。相较未添加生物炭的对照组,实验组提前进入高温期,提高了最高堆温并延长了高温期;提高了氮、磷、钾等养分元素的保留;促进了富里酸的降解以及胡敏酸的合成,促进了有机质的降解以及腐殖质的转化和积累。

参考文献 (33)

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