河道底泥好氧堆肥化处理研究进展
[卢珏
, 和苗苗* ]
, 和苗苗]
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卢珏, 和苗苗. 河道底泥好氧堆肥化处理研究进展[J]. 浙江农业科学, 2017,(8):1456-1461 
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河道底泥好氧堆肥化处理研究进展
作者简介:卢 珏(1992—),女,浙江金华人,硕士研究生,从事固体废弃物资源化利用研究工作,E-mail:lujue_0928@sina.com。
摘要
底泥是水体污染的潜在污染源,常见的底泥处理方法主要有物理修复法、化学修复法、生物修复法等,好氧堆肥化处理是生物修复法的衍生方法。文章阐述了底泥好氧堆肥化修复的机理和研究进展,总结了影响堆肥过程的主要因素,以及堆肥过程中微生物菌落、重金属等物质的转化,并提出研究展望,以期为相关研究及应用提供参考。
关键词:
底泥; 好氧堆肥; 调理剂; 物质转化
中图分类号:X705
文献标志码:A
文章编号:0528-9017(2017)08-1456-06
doi: 10.16178/j.issn.0528-9017.20170848
底泥是江河、湖泊、水库和海湾等水体底部长期积存的沉积物, 是水体多相生态系统的重要组成部分, 是环境污染物在广泛空间和长久时间内的聚集处[1]。底泥中含有大量的氮磷营养元素、重金属及难降解有机物, 当水体环境发生变化时, 底泥中的物质也会随之发生迁移, 进而影响上覆水体的水质, 形成二次污染[2]。底泥修复现已成为环境领域关注的热点之一, 好氧堆肥化修复是世界范围内处理有机固体废物广为采用的一种技术方法, 随着环境的改变以及科技的发展, 堆肥产业呈现持续发展态势[3]。底泥的好氧堆肥化处理是生物修复的衍生方法, 在堆肥过程中微生物利用自身的活动, 使污染性有机物降解成为无机物, 并释放出可供微生物生长活动所需的能量, 在物质结构不断改变的同时, 微生物自身不断繁殖, 从而产生更多的生物体[4]。
1 底泥的物理化学组成
1.1 底泥颗粒物结构
底泥颗粒物呈松散的粉末状, 通过原子力显微镜在放大1 500倍和8 000倍条件下观察, 发现底泥颗粒物表面具有多微孔、片层状皱折结构。用原子力显微镜AFM在1 μ m尺度内观察底泥颗粒物空隙的三维形貌, 发现底泥颗粒物空隙内具有片层状和凸凹不平的结构特征[5]。这类颗粒物具有不易因外界环境而发生腐化及流动性差的特点[6]。
1.2 底泥中的营养成分
底泥中的营养物质主要包括氮磷化合物以及多糖类物质。蛋白质主要来源于底泥菌胶团的菌细胞及底泥所吸附的各类污水及废水。死亡的微生物体, 以及生活污水和工业废水中的油脂使底泥中富集脂肪。多糖类物质则主要来源于底泥中的淀粉、纤维素、半纤维素及木质素等[7]。
底泥中的凯氏氮含量不高, 含氮化合物常氧化分解, NO3-N和NO2-N在厌氧细菌活动及反硝化过程中, 部分以N2、NO2和NO3等气态形式逸出水面而进入大气[8]。不同底泥中有机磷占总磷的比例差异较为明显, 有效磷的含量与总磷、无机磷相关性非常好, 相关系数达到0.963和0.960, 而与有机磷的相关性则很差, 相关系数只有0.262。与常用作堆肥原料的畜禽粪便相比, 鸡粪含氮量范围为0.60%~4.85%, 猪粪含氮量略高于鸡粪, 含量范围为0.20%~5.19%, 平均为2.28%, 而猪粪和鸡粪中磷含量较高, 氮磷比平均为1:1.7[9]。
底泥有机碳含量、总氮、总磷、CEC、电导率等与两岸耕地耕作层土壤相应理化性质不同, 同时表层底泥与深层底泥也不同。底泥的电导率范围为300~450 μ S· cm-1, 相对高于污泥, 可能是由于耕地耕作层土壤通气性好, 而底泥长期处于厌氧条件下, 因此, 两者的氧化还原电位和微生物活性明显不同[10]。
1.3 底泥中的污染物
重金属在地壳中属微量元素, 有一定的背景含量, 因此通常比照当地的背景丰度水平判断某地是否存在重金属污染或异常富集。底泥中的重金属背景较同地区的土壤背景值略高(除Hg外)[11]。重金属元素中, Zn、Cd、Cu的含量通常较高, 其中, 又以Zn的污染较为严重, 其最大值与背景值之比可达32.5[12]。在我国城市污泥中, Zn是平均含量较高的重金属元素, 其次是Cu, 再次是Cr, 而毒性较大的元素Hg、Cd、As含量相对较低, 通常在6~12 mg· kg-1范围内[13]。猪粪中的Cu以有机结合态为主, Zn和Mn以铁锰氧化物结合态为主, As则主要以生物有效性高的交换态存在, 并且含量超标率高达35%[14]。
多氯联苯和有机氯杀虫剂、氨基甲酸盐类杀虫剂和有机磷杀虫剂、除草剂、卤代脂肪烃和单环芳烃、酚、邻苯二甲酸酯、多氯苯并-P-二噁英、多环芳烃等在自然水系中都已发现, 这些有机污染物的主要自净机理是稀释作用和固相吸附作用, 对于降解周期长的有机污染物, 底泥系统的吸附是其迁移转化的主要作用[15]。二苯-P-二噁英和氧芴(PCDD/F)在河流沉积物中普遍存在, 它的主要同系物是八氯联苯-P-二噁英[16]。
2 底泥资源化处理技术
3 底泥堆肥过程及其影响因素
与传统的底泥处置方法相比, 好氧堆肥化是一种联合生物修复的方法, 该方法可以在较短时间内杀灭底泥中的病原菌, 避免二次污染, 并且还可以维护原有的生态平衡[21]。
与城市污泥堆肥、畜禽粪便堆肥等相比, 由于底泥中有机质成分种类多且含量相对较高, 堆肥过程中有许多不同种类的微生物参与[22]。在底泥堆肥腐熟过程中, 微生物通过本身的活动, 把一部分可吸收利用的有机物转化为简单的无机物, 而另一部分则用来合成新的细胞质, 使微生物不断的生产繁殖。但是由于原料和条件的变化, 各种微生物的数量也在不断发生变化。与城市污泥堆肥、畜禽粪便堆肥等相比, 底泥堆肥的这一特点使之须考虑更多的影响因素[23]。
3.1 底泥性质
底泥在好氧堆肥的过程中, 堆体的温度从环境温度逐步上升, 当处于微生物最适温度范围时, 有机物逐渐分解。在这一过程中影响参数主要包括肥料的含水率、通风条件、温度、C/N、pH值、辅料等[24]。
3.1.1 含水率
底泥的含水率一般都较高, 不适宜单独进行堆肥, 需要适当添加干燥的蓬松吸水材料以降低含水率, 保持适当的水分和孔隙率。一般来说, 适宜的含水量上限为50%~60%[25]。
3.1.2 堆料颗粒的大小
控制颗粒大小的目的在于为堆体的通风供氧创造条件。底泥堆肥需要的氧气从堆肥原料颗粒间隙获得[26], 间隙的大小主要取决于颗粒的结构和强度。颗粒间隙小, 导致空气容量减少, 会影响发酵过程氧的供应。若颗粒与水结合黏结成块, 在这些块体内甚至会发生厌氧发酵。一般来说, 底泥的颗粒细小, 需采用添加调理剂如秸秆、园林废弃物的办法提高堆体孔隙率, 提高通风供氧的效率和氧的吸收好氧率, 防止厌氧条件的发生[27]。
3.1.3 C/N
由于底泥长时间处于厌氧状态, 所以在质量相同的情况下, 底泥中的C、N含量相对低于畜禽粪便及污泥。在底泥堆肥过程中, 一般维持C/N在25~35比较合适[28]。当C/N过低时, 微生物的生长繁殖所必需的能量和营养物质受到限制, 导致发酵温度上升缓慢, 腐熟时间延长。与此同时, 过量的氮以氨气的形式释放, 从而造成有机氮的损失, 并且还会伴有恶臭的气味。当C/N过高时, 微生物生长所需要的氮素能源受到限制, 微生物繁殖速率低, 有机物分解速率变慢, 导致发酵时间过长, 得到的肥料施入土壤后, 还会造成土壤缺氮, 影响作物的发育和生长[29]。
Iranzo等[30]研究发现, 城市污泥C/N约为7, 加入一定量的稻壳后C/N调节至17~24, 此时进行堆肥, 微生物活动旺盛, 氧气消耗速率最大。而新鲜猪粪的C/N相对其他原料较高, 堆肥过程中使用调理剂的选择范围较广、添加量少。
3.1.4 pH值
一般情况下底泥呈中性及微碱性。堆肥初期, 酸性发酵期间pH值约下降至5~6; 随后, 由于有机酸的进一步降解, pH值开始上升, 堆肥发酵完成以前, 可上升至8.5~9.0; 腐熟化后pH值为7~8[31]。利用秸秆堆肥时, 秸秆在分解过程中会产生大量的有机酸, 可添加石灰中和; 用畜禽粪便作为氮源时, 产生的氨气会中和堆腐过程中的有机酸, 则无须调节pH[32]。
3.2 通风条件
底泥堆肥混合物氧的最佳体积浓度为5%~15%[33]。当氧气的体积浓度大于15%时, 说明空气供给量较大, 此时会因空气流动量大, 使堆肥温度下降; 当氧气浓度太低时, 会使好养发酵速度降低, 甚至变成厌氧状态, 产生硫化氢、硫醇等, 发生恶臭[34, 35]。在相同的堆肥条件下, 由于猪粪结构疏松, 颗粒间空隙大于城市污泥和底泥, 所以通气性相对较好。为了避免通气过程中热量的散失, 在城市污泥和猪粪堆肥过程中, 在满足需氧量的情况下应尽可能降低通气速率。
3.3 温度
研究表明, 在底泥堆肥过程中以中温菌群为主, 因此将温度调节到中温时有利于有机物的分解, 缩短堆肥周期[36]。一般情况下, 堆肥高温期一般维持5 d左右, 当温度达到55 ℃以上时, 在3 d或更少的时间内堆体中的大部分有害细菌和病毒就会被杀死[37, 38]。
3.4 底泥微生物种群
顾万通[39]研究表明, 底泥微生物群落结构在门分类水平上的优势物种分别为Proteobacteria(变形菌门)、Bacteroidetes(拟杆菌门)、Firmicutes(厚壁菌门)、Acidobacteria(酸杆菌门)、Cyanobacteria(蓝藻菌门)、Chloroflexi(绿弯菌门)、Actinobacteria(放线菌门), 其中, Proteobacteria与Bacteroidetes为优势菌门, Proteobacteria与总磷、有机质呈显著相关。底泥长期处于厌氧状态中, 其中的有机质含量比污泥和畜禽粪便低, 变形菌等可用来作为底泥有机污染物的指示微生物。在底泥堆肥过程中, Proteobacteria所占的比例从50%逐步升高到78%, 逐渐趋于稳定。在变形菌和蓝藻菌含量不断升高的同时, 酸杆菌的含量逐渐降低, 而堆体的腐熟度逐渐提高。Bacteroidetes与Cyanobacteria在群落组成中显现出此消彼长的趋势。
3.5 底泥堆肥调理剂
底泥本身颗粒细微、含水量高、黏性大、C/N低, 和其他堆肥化有机物料相比, 有如下问题:出现持水能力强, 水分不易蒸发, 含水量高; 易黏结成团, 碳源相对不足, 易造成氮的损失[40, 41]。因此, 底泥堆肥过程中, 为了保证系统具有合适的孔隙、水分、C/N、热值等, 通常会加入各种合适比例的调理剂。
3.5.1 C/N调理剂
底泥C/N比较低, 加入一定量的稻壳后C/N调节至17~24, 此时进行堆肥, 微生物活动旺盛, 氧气消耗速率大[42]。将锯末、作物秸秆、粉碎的园林废弃物等加入到通气性较差的底泥堆肥中亦能增大堆体的孔隙度, 有利于堆料中空气的流通[43]。常见有机调理剂的碳氮比如下[42, 43]:稻草、麦秆、稻壳, 70~100; 杂草, 12~19; 木屑, 200~1 700; 树皮, 100~350; 牛粪, 8~26; 猪粪, 7~15; 鸡粪, 5~10; 厨余, 20~25。
3.5.2 膨胀剂
膨胀剂主要用来保持堆肥基质的结构和通透性, 使堆体不致坍塌。膨胀剂也被称作“ 膨松剂” 或“ 蓬松颗粒” , 当这些物质形成细小的三维结构时, 通过颗粒间的相互联系可以使整个底泥堆体环境得到疏松。由于底泥的含水量在80%以上, 适当的膨胀剂不仅能调节堆肥过程中的水分, 还能增强整个堆肥环境的通气性, 使堆肥产品的孔隙率得以提高[44]。当添加有机膨胀剂时, 底泥混合物中的能量提高。常用的膨胀剂有刨花、秸秆、锯末、树叶、干草、团粒垃圾、秸秆、菌渣、中药渣、花生壳、炉渣等。对于含水率80%的脱水底泥来说, 膨胀剂与污泥最佳比例为1:13[45]。
3.5.3 接种剂
在底泥的堆肥反应过程中, 微生物扮演着重要的角色。微生物群落结构演替非常迅速。在这样一个微生物群体共同作用的动态变化过程中, 微生物不仅要适应所处的环境, 还要对一些有机物质起到分解作用[46]。接种剂可以使堆肥物料达到高温的时间变短, 并且遏制堆肥过程中恶臭气体的产生, 缩短堆肥腐熟进程, 有效杀灭病原体, 提高堆肥质量[47]。在实验室控制台式堆肥反应器条件下研究温度和接种菌剂的类型对生物降解能力的影响, 结果表明, 最适宜的降解温度是50 ℃, 而且不同菌剂的降解能力显著不同[48]。要注意的是, 接种量视接种剂质量分数而异, 多在0.05%~5%之间, 最高的可达8%~10%[49]。
3.5.4 重金属钝化剂
底泥中的重金属污染是底泥园林绿化利用的一大限制性因素。在底泥堆肥化过程中加入重金属钝化剂可以使重金属的形态发生变化, 从而使生物有效性降低。重金属的存在形态可分为水溶态、交换态、有机结合态、碳酸盐和硫化物结合态及残渣态等, 其中, 前3种形态重金属的生物有效性较高, 而后2种的生物有效性很低[50]。从对交换态重金属的钝化效果来看, 粉煤灰和磷矿粉是经济有效的钝化剂, 合适的投加比例分别是25%和20%[51]。
4 底泥堆肥过程中物质的演化
底泥好氧堆肥系统是充分利用天然条件, 同时在人工控制下运行的生物处理系统, 其中的微生物群落及原生动物、后生动物等, 形成了一个完整的生物链, 共同完成有机物和其他污染物的代谢和分解作用[52]。
4.1 微生物及酶的变化
底泥中的微生物主要来源于土壤、空气、动植物尸体、人和动物的排泄物、工业及生活污水等, 经过长期的积累沉淀, 大部分微生物处于厌氧环境中。在底泥堆肥初期, 由于厌氧菌数量居多, 同时芽孢杆菌产生较厚的孢子抵御堆肥反应过程中温度的升高, 所以底泥在堆肥过程中温度的上升速率相对畜禽粪便及污泥堆肥过程较慢[53]。真菌的含量在整个堆肥过程中保持着一定的水平, 这是由于真菌对底泥中的纤维素、半纤维素和木质素有很强的分解作用, 它们不仅能分泌胞外酶, 而且其菌丝具有机械穿插的作用, 可降解底泥中难降解的有机物(如纤维素和木质素)。在升温期, 随着有机物的不断分解, 堆体温度逐渐缓慢升高, 在一定的通风速率下, 好氧菌逐渐繁殖, 不耐高温的酵母菌、霉菌及硝化细菌等随之减少[54]。在堆肥高温期, 底泥含量中占比例较大的病原菌、蛔虫卵、寄生虫等孢子细菌和无性繁殖细胞, 都可在5~10 min内消灭。大量试验证明, 在温度60 ℃时, 持续30 min后, 大肠埃希菌和沙门氏菌可减少6个数量级, 而细胞热死部分, 是由于酶的灭活所致[55]。在堆肥降温期, 易分解的营养物质较少, 种群之间的竞争加剧, 可利用大分子纤维分泌抗生素的放线菌逐渐占据优势, 放线菌在群落结构组分中的含量上升[56]。
4.2 有机物的降解
底泥中的蛋白质、脂肪、多糖类物质以及污染物等, 通过微生物酶的作用, 由大分子分解为小分子, 最终分解成对植物无害及可被植物吸收的成分。蛋白质分子中的主要元素是C和N[57]。在堆肥化过程中, 蛋白质在酶的作用下, 分解成氨基酸, 一部分作为细菌的营养, 被用于微生物的生长, 另一部分分解为小分子的有机物和无机物。脂肪在分解过程中是放热反应, 是底泥堆肥中主要的热源[58]。降解过程主要是脂肪的水解及甘油、脂肪酸在细菌细胞内的氧化。多糖类物质的降解产物是葡萄糖, 但木质素极难降解, 污泥堆肥产生的腐殖质便主要是由木质素构成的[59]。
对于有机污染物质而言, 与上述蛋白质、脂肪及糖类的降解相类似, 也是通过微生物酶的作用, 逐步分解成对植物无害及可被植物吸收的成分[60]。
4.3 氮元素变化规律
堆肥中氮元素的含量是确定其肥效与价值的重要参数[61]。从表1可以看出, 由于原料、配方以及堆肥方式的不同, 堆肥过程中的氮素损失存在明显差异。
 | 表1 畜禽粪便堆肥过程中的氮素损失 |
在底泥的堆肥过程中, 影响氮素损失的主要因素如下:(1)堆体温度和pH值的不断升高, 使氮素以NH3的形式逸出; (2)水溶性的氮化合物通过渗滤液流出; (3)当整个环境处于厌氧状态时, 反硝化作用使硝态氮引起NOx的挥发[62]。
研究显示, 在底泥堆肥初始阶段, 由于氨的持续挥发和有机氮的矿化, 总氮含量呈快速下降趋势, 之后, 由于水分蒸发的作用加强, 总氮含量开始回升, 达到顶峰, 随后由于硝态氮的反硝化作用加强, 总氮含量再次缓慢降低[63]。
在底泥堆肥过程中, 氨态氮的含量变化同样可分为3个阶段:第一阶段, 在氨化细菌的作用下, 在有机氮主要以离子氨(NH4+)的形态存在的物料中, 由于微生物的新陈代谢活动受到抑制, 加上特定的堆肥环境, 离子氨不断挥发, 氨态氮含量不断降低; 第二阶段, 由于微生物硝化作用加强, 氨氮含量迅速减少; 第三阶段, 在堆肥后期, 各种环境条件(温度、氨氮浓度、氧含量等)适合的情况下, 硝化作用加强, 氨态氮含量迅速上升, 硝化反应表现为受氨态氮浓度控制[64]。
5 研究展望
河湖底泥的污染以及由此引起的水体污染是目前亟待解决的问题之一, 各种原位和异位的修复方法经过近几十年的发展也取得了许多进步。在生物联合修复技术中, 好氧堆肥化具有很大的发展空间, 在堆肥过程中各类好氧微生物协同作用, 可以实现较理想的修复效果。但底泥的含水率较高、碳素含量较低, 与污泥畜禽粪便堆肥相比方法还不成熟, 如何选择合适的调理剂与配比, 快速启动底泥堆肥过程等还需探讨。在今后的研究中, 应进一步优化处理过程中的各项指标, 提高处理实效, 同时减少二次污染的产生, 使底泥好氧堆肥化处理方法更趋成熟。
The authors have declared that no competing interests exist.
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