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　1 引言

　　截至2016年, 我國城鎮污水處理廠年產污泥超3200萬t(以含水率80%的常規脫水污泥計), 且仍以每年5%~10%的速度持續增長.由于具有高有機質、高養分的特點, 污泥高溫堆肥后土地利用是實現資源循環利用的較好途徑.但常規脫水污泥含水率在80%左右, 堆肥時須添加2~3倍于自身體積的輔料調節水分以滿足堆肥要求, 這無疑大大增加了運行成本和堆體占地面積, 降低了污泥堆肥的經濟效益.若能將污泥進行深度脫水, 使其含水率降至60%以下, 少加輔料, 則可極大地降低堆肥成本.
　　以添加石灰為主并配合添加FeCl3和PAM的化學調理-機械壓濾脫水工藝(以下簡稱“石灰調理法”)是現階段我國污水處理廠應用最多的污泥深度脫水方法, 但大量無機脫水劑的加入(通常為30%~50%)使其泥餅有機質和熱值大幅降低而pH較高, 堆肥困難, 后續處置仍以填埋為主.為使石灰調理污泥能多途徑利用, 一些污水處理廠已將石灰投加量降低至污泥干物質量的5%左右, 以提高泥餅熱值和有機質含量, 使其成為潛在的有機肥資源, 但目前尚無其堆肥處理的相關報道.另一方面, 以微生物法調理深度脫水為特征的生物瀝浸技術, 近年來已在無錫、寧波、哈爾濱、長春、鄭州、西安、汕頭、嘉興等10多個城鎮污水處理廠和工業企業投入運行, 日處理污泥量超過3000 t, 在我國成為繼化學法調理之外的第二大污泥深度機械脫水方法(以下簡稱“生物瀝浸法”).該工藝基于化能自養型硫桿菌大幅消減污泥胞外聚合物EPS從而促進污泥脫水的原理, 可將污泥一步壓濾脫水至含水率降至60%以下, 其脫水泥餅熱值和有機質高、養分損失少, 便于后續資源化利用.由于生物瀝浸工藝的工程化應用起步較晚, 對其脫水污泥堆肥的研究較少, 而降低石灰投加量之后的污泥餅能否堆肥?其堆肥效果如何?也鮮有報道.為此, 本試驗選取同一來源的石灰調理和生物瀝浸調理的兩種脫水污泥作為研究對象, 并以常規脫水污泥作為對照, 比較不同污泥餅堆肥效果及產品品質差異, 以期為解決污水處理廠不同方式產生的脫水污泥后續處置提供科學依據.
　　2 材料與方法 2.1 污泥及堆肥輔料來源與性質
　　污泥取自位于江蘇省無錫市的無錫蘆村污水處理廠.該廠一、二、三期采用A2O處理工藝, 日處理污水20萬t, 其污泥全部采用生物瀝浸法深度脫水, 每天產生深度脫水后的生物瀝浸污泥餅(Bioleached Sludge, BS)大約80 t.第四期日處理污水15萬t, 其污泥全部采用石灰/三氯化鐵/PAM化學調理隔膜廂式壓濾機深度脫水, 其中, 石灰投加量為干污泥質量的5%, 日產生石灰調理污泥餅(Lime-Conditioned Sludge, LS)大約70 t.含水率大約80%的常規脫水污泥(Conventional Sludge, CS)則是將污水處理廠中濃縮液態污泥加入聚丙烯酰胺(PAM)調理后, 采用帶式脫水機脫水而得.3種污泥餅的生產均在同一時間內進行, 且污泥來源基本一致.堆肥所用調理劑由稻殼與菇渣等體積混合而成.各物料基本性質如表 1所示.
 　　2.2 條垛式堆肥工藝設計
　　堆肥試驗地點位于無錫新利環保生物科技有限公司堆肥車間內.BS和LS分別用自卸車運至受料混料坑中破碎, 并按照m(污泥):m(輔料)=22:1混合均勻后由傳送帶運至堆肥區域;CS由運泥車直接運至堆肥區域, 按照m(CS): m(輔料)=2:1添加輔料, 用鏟車混合均勻.用行走式翻拋機將各堆體翻拋成高約1.2 m、底部寬約2.8 m、長約10 m的條垛.堆肥前兩周每3 d翻拋一次為微生物活動供氧, 此后每周翻拋一次.每次翻拋后于各堆體表面以下30 cm處隨機采集10份樣品, 充分混勻后用四分法采集足量樣品以供分析.
　　樣品采集后部分貯存于4 ℃冰箱并盡快測定其含水率、pH、水溶性有機碳(WSOC)、水溶性氮(WSN)、氨態氮、硝態氮和種子發芽指數(GI)等, 另一部分樣品風干后磨細過1 mm篩用于測定總氮、總磷、有機質等指標.堆肥期間, 每天9：00用電子溫度計原位監測堆體溫度(溫度計探頭伸入堆體表面以下40 cm處, 多點測量取平均值).堆肥前20 d定期測定堆體氨氣揮發速率.堆肥試驗共持續42 d直到堆體溫度接近室溫且翻堆后不再升高為止.
　　2.3 分析方法
　　風干樣品參照《土壤農化分析》分析其總有機碳、總氮、總磷、總鉀等.氨氣揮發速率采用酸吸收法測定, CO2釋放速率采用堿吸收法測定.鮮樣的水分采用烘干法測定.氨態氮與硝態氮則用2 mol·L-1 KCl溶液浸提樣品1 h, 浸提液過0.45 μm濾膜后分別用納氏比色法和紫外分光光度法測定.pH、WSOC和種子發芽指數測定時, 按堆肥:去離子水(m/V, g/mL)=1:10浸提1 h, 浸提液過0.45 μm濾膜后分別用pH計(Orion 902 ISE, Thermo)、TOC儀(TOC-L, Shimadzu)和參考文獻(Zucconi et al., 1981)描述的方法測定.
　　3 結果與討論 3.1 堆肥過程中溫度、pH和含水率的動態變化
　　污泥堆肥過程的溫度變化如圖 1a所示, 各堆體均經歷了升溫期、高溫期(T>55 ℃)和降溫期3個階段.在前兩個階段, BS堆體和LS堆體的溫度較為接近, 最高溫度都在60 ℃左右.而CS堆體升溫更為迅速, 且高溫期(4~22 d)溫度始終高出BS和LS堆體4 ℃以上, 最高溫度達72.9 ℃.原因是CS堆體中C/N比較高的輔料的添加量為BS或LS堆體的11倍, 而輔料中的大量易降解有機物可被微生物迅速利用, 促使堆體溫度急劇上升, 前期的研究也有類似發現.Eklind等(2000)證實, 堆肥過程中的最高溫度與物料總有機碳含量呈顯著正相關.高溫期時的溫度波動主要由機械翻拋造成：翻拋時堆體中積聚的熱量大量逸失, 溫度迅速降低;而翻拋后堆體重新混勻且充氧, 微生物活動再次活躍使堆體溫度回升.隨著易降解物質的減少, 各堆體溫度逐漸下降, BS堆體、LS堆體、CS堆體相繼進入降溫期.其中, BS堆體與LS堆體于36 d時溫度降至與室溫一致, 而CS堆體經翻拋后于第32 d時溫度回升至58.9 ℃, 此后逐漸下降, 至42 d時與室溫基本相同, 其原因亦可歸結為大量輔料的添加使其可降解物質含量較高, 需要更多時間進行消耗分解.本試驗中各堆體高溫期均達10 d以上, 堆肥溫度和高溫持續時間均已達到堆肥衛生標準(GB7959-2012), 堆體中的病原菌、寄生蟲和蛔蟲卵等有害微生物被有效殺滅.
 　　pH值可通過影響微生物活性從而影響堆肥的發酵過程, 適宜微生物生長繁殖的pH為6.0~8.5.由于BS泥餅的起始pH僅為5.45, 偏酸性, 低于Wong等提出的抑制堆肥限值(6.0), 但經輔料混合后, BS堆體起始pH上升至6.32, 堆肥進程并未受到明顯影響(圖 1b).堆肥起始階段, 大量含氮有機物的礦化引起銨態氮的積累, BS和LS堆體的pH均呈上升趨勢.其中, LS堆體因氨氣的大量揮發, pH上升幅度明顯大于BS堆體.而CS堆體的pH在前6 d呈下降趨勢, 原因是大量輔料的添加使其堆體中的多糖和蛋白質等水解產酸物質較多, 乙酸、丁酸等有機酸不能及時揮發或分解, 使堆體的pH短暫下降.堆體進入降溫階段后(22 d), 微生物活動逐漸減弱, 堆體pH波動變小并逐漸趨于穩定.至堆肥結束, BS、LS和CS的堆體pH分別為7.64、7.82和7.62, 均呈中性偏弱堿性.顯然, 在本試驗條件下, 無論堆肥主原料起始pH呈酸性(如pH低至5.5)還是呈堿性(如接近pH=8.0), 在堆肥腐熟后, pH都會趨近于一致, 大約在pH=7.6左右, 這與胡偉桐等的結果類似.
　　雖然在堆肥過程中為保持適宜的含水率, 第8 d對CS堆體補水一次, 第12 d對BS和LS堆體補水一次.但很明顯, 堆肥過程中各堆體的含水率會隨著水分蒸發和被微生物利用而不斷降低(圖 1c), BS、LS、CS的含水率由0 d時的58.56%、58.33%、52.97%下降至42 d時的33.02%、26.97%、23.19%.整個堆肥過程中, BS堆體的含水率始終為最高, 其次為LS堆體.而CS堆體由于其溫度高、結構疏松, 水分蒸發較快, 其含水率始終為三者最低.
　　3.2 堆肥過程中有機碳的變化
　　為能更準確地反映堆肥中生物可利用有機物的含量, 本試驗采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定各堆體堆肥前后的總有機碳含量變化, 結果如圖 2a所示.BS堆體經42 d堆肥后TOC降解率達31.07%;LS堆體初始TOC含量雖達到21.95%, 但因含有石灰、FeCl3等, 明顯影響到其微生物降解, 表現在42 d時降解率僅為17.04%;而由于大量具有較高C/N比輔料的添加, CS堆體堆肥前后的TOC含量最高, 降解率(31.17%)與BS處理相近.說明BS中有機物降解速率與CS相仿, 都明顯高于LS處理.
 　　堆體中水溶性物質WSOC可以表征物料中易被微生物利用的有機物含量.本試驗中, BS堆體和CS堆體中WSOC含量均呈升溫期(0~3 d)迅速上升、高溫期(3~28 d)快速下降、降溫期(28~42 d)緩慢下降的趨勢(圖 2b).LS堆體與前二者的差異在于其升溫期WSOC含量先略有降低, 在高溫階段的初期(3~9 d)則急劇上升, 說明其堆體中的不溶性有機物更易被嗜熱微生物分泌的胞外酶分解.堆肥是微生物將有機質不斷礦化的過程, 因此, 很多學者將WSOC含量作為判斷堆肥腐熟度的重要指標之一.堆肥結束時, BS、LS、CS堆體WSOC含量分別為6.0、9.1、8.4 mg·g-1(以干重計), 說明BS堆肥腐熟度最高, LS腐殖化程度相對較低.
　　3.3 堆肥過程中氮素的變化 3.3.1 堆肥過程中銨態氮和水溶性氮的變化
　　含氮有機物的降解是NH4+-N的主要來源, 而NH4+-N的氨揮發作用及微生物的氨同化作用、硝化作用等則引起NH4+-N含量的降低.圖 3表明, 0 d時, BS和CS堆體中的NH4+-N含量較為接近, 分別為3.31、3.57 mg·g-1(以干重計, 下同), 但經過9 d的發酵, BS堆體中的NH4+-N含量增加至8.29 mg·g-1, 為CS堆體的1.94倍, 其原因主要是BS堆體中易礦化態氮的含量顯著高于CS堆體.同期LS堆體的NH4+-N含量也從0 d時的2.32 mg·g-1迅速上升至9 d時的6.6 mg·g-1, 其原因是LS在脫水階段加入的石灰具有提高pH、水解放熱的作用, 可有效破壞細胞壁、胞外聚合物等以蛋白質為主體的難降解有機氮, 增加了污泥中易礦化氮的含量.隨著堆肥的進行, LS和CS堆體中的NH4+-N含量基本趨于穩定, 但BS堆體中的NH4+-N仍以一定速度積累.在堆肥42 d時, BS堆體中的NH4+-N含量達到11.91 mg·g-1, 分別為LS和CS堆體的1.69倍和2.80倍.水溶性總氮(WSN)變化趨勢與NH4+-N基本一致：BS堆體的最終WSN含量是LS堆體的1.41倍, 是CS堆體的2.02倍.WSN屬于速效性氮, 它的提高對堆肥產品當季養分的供應有較大助益.
 　　3.3.2 堆肥過程中各堆體的氨氣揮發情況
　　氨氣揮發不僅造成堆肥中氮素損失, 還會引起其他致臭氣體揮發, 嚴重影響周邊環境)研究發現, 低C/N、高NH4+-N含量及高pH(>7.5)會明顯促進氨氣揮發;EI Fels等指出, 高NH4+-N含量及高溫(>65 ℃)增加了氨氣的揮發量;王巖等發現, 適當增加物料含水率可使部分氨氣溶解在水中而被微生物重新固定, 從而降低氨氣的揮發量.在本試驗中, 各堆體的氨氣揮發情況呈截然不同的趨勢(圖 4).LS和CS堆體在0 d時已檢測到大量氨氣的揮發, 分別到達55.16、52.73 mg·m-3·h-1, 顯著高于BS堆體的3.01 mg·m-3·h-1, 其原因主要歸結為LS和CS堆體中性偏弱堿性的pH.在高溫期的初始階段(2~8 d), LS堆體的氨氣揮發速率急劇上升, 始終為BS堆體的15倍以上, 最多達34倍, 堆體周圍氨味明顯.在高溫、高pH、高NH4+-N及低含水率等因素共同作用下, LS堆體的最大氨氣揮發速率在8 d時達到380 mg·m-3·h-1, 遠超其他堆體.與此同時, CS堆體的氨氣揮發速率則略有降低, 原因為此時期堆體中酸性物質的積累使其pH降低, 有效減少了NH4+-N向氨氣的轉化量, 但其較高的溫度及較低的含水率仍使其氨氣揮發速率保持為BS堆體的3倍以上.而盡管BS堆體中的NH4+-N含量高于其余兩者, 但其氨氣揮發速率始終處于最低水平, 最終的累積氨氣揮發量僅為LS堆體的9.7%和CS堆體的31.7%, 其原因包括堆體在氨氣揮發高峰期時的較低的pH、溫度與較高的含水率;此外, BS堆體中微生物的氨同化作用及水溶性鐵離子的存在亦聯合抑制了氨氣的揮發.另外, 堆體BS中NH4+-N主要以(NH4)2SO4形式存在, 因為BS中由于硫桿菌對還原性硫的氧化會產生較多的硫酸根.而LS主要是通過投加石灰和三氯化鐵形成, NH4+-N主要以(NH4)2CO3和NH4Cl的形式存在, 而CS堆體則居于二者之間.與(NH4)2SO4相比, (NH4)2CO3和NH4Cl在高的pH、濕度和溫度條件下更不穩定, 易于分解釋放出氨.
 　　3.3.3 堆肥過程中總氮的變化
　　本試驗中引起堆體TN含量變化的因素主要包括含氮有機物的礦化作用、微生物的氨同化作用、氨氣的揮發作用及物料的濃縮效應.如圖 5所示, BS堆體在脫水過程中的養分損失較少, 堆肥所需的高C/N比輔料添加量僅為CS的9.1%, 其堆體初始TN含量最高, 達3.97%, 高于LS堆體(3.16%)和CS堆體(3.09%).堆肥開始后, 堆體中有機氮的礦化使NH4+-N不斷積累, 但由于堆體溫度和pH升高, 堆體中的氨大量揮發并引起堆體中TN含量迅速下降.此后, 隨著氨氣揮發高峰期的結束和有機質不斷分解引起的物料濃縮效應, 各堆體在進入降溫期后總氮含量逐漸上升.堆肥結束時, BS、LS、CS堆體的總氮含量分別為4.12%、2.82%、3.10%, 即BS堆肥產品總氮含量分別比LS、CS高出46%和33%.
　　3.4 堆肥產品質量評價
　　污泥堆肥產品最終將作為肥料或改良劑施用于土壤, 必須確保其腐熟、穩定, 對生物無毒害作用, 且應含有豐富的有機質及養分.CO2釋放速率和水溶性碳氮比均可反映堆肥產品的腐熟度, 且受堆肥原料性質的影響較小.3種污泥堆肥產品各性質如表 2所示.本試驗中, BS、LS、CS堆肥產品的CO2釋放速率相比堆肥前分別下降88.7%、92.9%、87.7%, WSOC/WSN則下降了48.9%、58.3%、47.5%, 說明堆肥進程均有效提高了3種污泥堆肥的腐熟度.此外, 種子發芽指數(Germination Index, GI)不僅能反映堆肥腐熟度, 更是評價堆肥植物毒性最直接而有效的指標之一.一般認為GI達到50%時堆肥基本腐熟, GI達到80%時堆肥完全腐熟, 對植物完全沒有毒性.顯然, 經42 d高溫好氧發酵后, BS和CS堆肥產品的腐熟度更好, GI分別達到86.85%和90.87%;而LS堆肥產品的GI僅為57.27%, 尚未達到國家標準(CJ248—2007).值得一提的是, BS、LS和CS的原始污泥餅的生物毒性也有很大區別, 其中, LS的原始污泥餅GI僅為21%, 有較大的生物毒性, 其他兩種污泥的GI都在60%左右, 毒性較小.

　　注：CO2釋放速率以每kg干物質每小時釋放的CO2計;a.《城鎮污水處理廠污泥處置—園林綠化用泥質》(上海市政工程設計研究總院等, 2007);b.在酸性土壤上要求pH為6.5~8.5, 在堿性土壤上要求pH為5.5~7.8;“-”表示對此項不做要求;總養分指N+P2O5+K2O.
有機質和養分(N+P2O5+K2O)直接反映了堆肥產品的肥力狀況.本試驗中的3種堆肥產品其有機質和養分指標均能滿足國家標準的最低限制值.其中, BS堆肥產品的總養分達總干物質的13.78%, 遠超過《有機肥料》(NY525-2012)中總養分不低于5%的標準, 總養分含量比LS和CS堆肥產品高1.29倍和1.73倍, 原因是BS污泥在脫水過程中N、P損失更少, 且其堆體堆肥過程中的氮損失最少.因此, 采用BS堆肥無論在減少堆肥成本(大幅度減少輔料的添加)、改善堆肥環境(堆肥期間氨味等惡臭氣體減少)、還是提高堆肥產品品質(總養分、有效性養分的提高及生物毒性的降低)等方面都比LS和CS堆肥具有更大的優勢.
　　4 結論
　　1) 利用BS和LS堆肥可顯著降低輔料添加量, 僅為CS堆肥所需輔料的9.1%, 其中，BS堆肥進程較快, 產品腐熟度更高.
　　2) 堆肥過程中, BS堆體氨氣揮發量僅分別為LS堆體和CS堆體的9.7%和31.7%, 惡臭氣體減少, 堆肥環境顯著改善.而且BS堆肥產品中的速效氮(WSN)含量達12.24 mg·g-1(以干重計), 分別是LS堆肥產品和CS堆肥產品的1.41倍和2.02倍, 其NH4+-N含量亦分別為LS堆肥產品的1.69倍和CS堆肥產品的2.80倍.
　　3) BS堆肥產品中總養分含量高達13.78%, 比LS和CS堆肥產品分別高28.5%和73.0%.從種子發芽指數(GI)看, BS堆肥產品和CS堆肥產品的GI達90%左右, 而LS堆肥產品的GI僅為57%.具體聯系污水寶或參見http://www.dowater.com更多相關技術文檔。
　　4) 盡管本文所采用的LS較目前常見的石灰調理深度脫水污泥工藝投加的石灰更少, 但堆肥過程中氨揮發、產品的生物毒性明顯比常規污泥堆肥和生物瀝浸污泥餅堆肥大得多.綜合考慮堆肥產品的質量、輔料投加量及堆肥過程中環境問題, 發現利用BS堆肥工藝生產有機肥具有明顯優勢;而LS雖然也可成功堆肥, 但其產品品質較差;CS堆肥時需添加大量輔料, 經濟效益較差, 不適合用于堆肥處理.