2.1 污泥的pH值和温度
对污泥样品处理前后的pH值、污泥比阻、w(PAM)、 w(H2O)、 臭味、粪大肠菌群值、TN、TP(以P2O5计)、TK和有机质成分指标进行分析,结果见表1. 试验过程平行操作6次,结果取平均值.
表1 剩余污泥处理前后性质变化(n=6)
Table 1 Different characteristics of activated sludge in treatment(n=6)
从表1可见,处理前剩余污泥的pH值为6.7,属弱酸性,经过草木灰的作用和碱性发酵后,污泥的pH值增至12.3. 因为草木灰的主要成分K2O 和K2CO3具有强烈的吸水特性,吸水后其主要成分为K2CO3和KOH,两者均为碱性物质.因此,剩余污泥加入草木灰混匀后,污泥的pH值由中性变为强碱性,经过添加耐热耐碱侧胞杆菌和EM菌污泥发酵后,污泥的性质变为碱性; 另外,由于发酵过程中发酵产热,温度由28.5 ℃升至45.0 ℃; 主导发酵的菌类是耐热耐碱侧胞菌属,故体系的发酵过程不会被破坏. 鉴于发酵后污泥属于偏碱性,因此可作为酸性土壤的改良剂使用,或是用氨基酸中和后作为有机肥使用[15].
2.2 污泥比阻
用污泥比阻评价污泥的脱水性能时, 一般认为,当污泥比阻大于 4.0 × 1012 m/kg时, 污泥属于难脱水污泥; 当污泥比阻小于 1.0 × 1012 m/kg时, 污泥属于易脱水污泥[16]. 从表1可以看出,经过该方法处理后,污泥脱水性能已由难脱水污泥(1.41× 1013 m/kg)变为易脱水污泥(6.85×1011 m/kg), 脱水性能显著改善.
2.3 污泥中的w(H2O)
从表1还可以看出,处理前污泥的w(H2O)为80.2%,处理后污泥的w(H2O)降为46.8%,已达到填埋处置(w(H2O)<60%)和焚烧处置(w(H2O)<50%)对污泥的要求. 结合上面污泥比阻的测定结果,说明含PAM的剩余污泥经该方法处理后,已转变为易脱水污泥,且污泥的w(H2O)已达到污泥填埋和焚烧处置的要求.
污泥脱水性能改善的主要机理如下:首先,草木灰与剩余污泥混合作用后,草木灰分散并降解高分子PAM,使大分子的PAM断裂为小分子结构,破坏了剩余污泥和PAM形成的凝胶结构(结合污泥结构电镜图可进一步说明),有利于污泥中自由水的脱除; 其次,草木灰颗粒进入污泥和微生物细胞周围空隙中,改变了污泥的结构,形成具有多孔的骨架结构,使污泥的压缩性能减小[17-18],利于水分的脱除[19]; Luo等[20]研究了制革污泥焚烧底渣联合PAM对污泥的调理脱水,结果表明,与PAM单独脱水相比,污泥焚烧底渣联合PAM能够明显提高污泥的脱水性能,说明底渣在机械脱水过程中能提供一个相对通透、非压缩性的污泥结构. 由此推断,本研究添加的草木灰在实现对PAM降解的同时,也能使剩余污泥产生一个相对通透非压缩性的结构[21]; 最后,碱性生物发酵使污泥体系温度升至45 ℃,破坏了部分污泥细胞的细胞膜[12],同时降解了胞外聚合物的有机成分,弱化了污泥颗粒的水化作用,使污泥颗粒的水化膜作用减弱,水分更易从污泥颗粒形成的坚实骨架结构中逸出,降低了污泥的含水率; 此外,草木灰吸水性强,通过化学反应转移到草木灰当中,也是污泥含水率下降的原因之一.
2.4 污泥中PAM质量分数
由表1可见,处理前剩余污泥中的w(PAM)为4.9 mg/g,处理后为0.2 mg/g,该方法对PAM的降解率为96%,说明对PAM的分散和降解有效,明显优于文献[22]中污泥高温堆肥对PAM降解率(48.8%)的结果. 这是因为PAM有极强的生物抗性,即使已经降解为小分子PAM,依然有这种特性[9, 23-24],在草木灰分散污泥的过程中通过前期加入草木灰并搅拌混合,对PAM起作用的是机械降解和化学降解,能同时为后续碱性条件下的生物发酵协同作用; 在生物发酵过程中,添加的EM菌是一种复合菌,与耐热耐碱侧胞杆菌共同对污泥中的PAM和有机质充分进行生物降解,获得了好的耦合降解效果. 所以,草木灰分散PAM结合碱性条件下生物发酵的方法是集物理、化学和生物多种作用的协同降解过程,更有利于PAM和其他有机质的同时降解[25-26].
2.5 污泥结构
图1(a)和(b)分别是污泥处理前后的结构电镜照. 在图1(a)中,剩余污泥含有PAM,絮凝的污泥结构明显是一个絮状胶凝的大整体,没有明显边界,说明污泥颗粒完全被PAM絮凝大分子所包围. 图1(b)是经过草木灰分散和碱性发酵后的污泥电镜图,可以看出,污泥絮凝整体的大污泥絮状结构已不存在,结构分散的污泥颗粒明显变小并有明显的分界,证明了PAM的大分子已被分散为短链的小分子. 结合污泥比阻和污泥w(H2O)数据表明,此时,污泥的比阻变小,被PAM絮凝起来的水分子容易释放出来,改善了污泥的脱水性能.
图1 含PAM剩余污泥处理前后污泥电镜照
Fig.1 SEM images of treated activated sludge contains PAM
2.6 污泥热重分析结果
对处理前后污泥进行热重(thermogravimetry, TG)和微商热重(differential thermogravimetric, DTG)分析,设定升温速率为10 K/min,结果分别见图2和图3,v为一阶微商.
图2 处理前污泥热重分析曲线
Fig.2 (Color online)TG and DTG curves of activated sludge
图3 处理后污泥热重分析曲线
Fig.3 (Color online)TG and DTG curves of treated activated sludge
从图2可以看出,含PAM的剩余污泥,TG曲线有1个明显的失重段,温度范围74～140 ℃,峰值温度107.36 ℃,对应DTG曲线上有一个阶段的失重峰,失重率75%,为污泥脱除的结合态的内部水和少部分吸附水,属于部分污泥中水分和污泥中有机物的分解所致; 在798.43 ℃时残留质量为11.3%.这与文献[27]的研究结果不同,文献[27]对含PAM的剩余污泥(w(H2O)约为80%)进行热重分析,发现对应TG 和DTG曲线有2个明显的失重段.
从图3可见,处理后污泥的TG 曲线有两个明显的失重段, 对应 DTG 曲线上有两个阶段的失重峰.第1阶段是 49.42～110 ℃,失重率为 39.09% 左右,为污泥脱除结合态的部分内部吸附水; 失重的第2阶段为污泥热解的主要阶段,温度范围为629～720 ℃,为污泥中有机物的碳化阶段,失重率为 9.07% 左右,污泥最终残留量为49.72%,与处理前失重结果相比,处理后污泥残留量增加,原因是与添加的草木灰有机质含量相对较低有关.与图2相比,处理前污泥脱水起始温度为74 ℃,处理后脱水起始温度为49.42 ℃,失重峰明显前移,这一结果与文献[27]研究结果相似,文献[27]给出絮凝剩余污泥深度脱水起始温度也有失重峰明显前移现象. 失重峰前移说明污泥中的水分更易被脱除. 处理后污泥的脱水性能改善,这与上述讨论的污泥比阻测定数据吻合.
2.7 污泥臭味去除
文献[13]认为,污泥中还原性硫化物和氨的释放是污泥臭味的主要来源.当污泥中加入石灰使污泥的pH>12,产生的强碱和释放出的大量热量能够杀死微生物,抑制还原性硫化物产生,使氨气释放加速,达到除臭效果.从表1可以看出,处理前污泥臭味强度为5级,属人类无法忍受的臭味级别,处理后污泥臭味强度降为1级,属轻微的臭味级别. 草木灰和石灰都属于碱性物质,草木灰产生的碱性环境和在碱性发酵过程中放出的热量能够杀死微生物,并抑制还原性硫化物产生. 由此推测,草木灰分散剩余污泥结合碱性生物发酵能够达到抑制恶臭的目的.
2.8 污泥病原微生物灭活效果
从表1可见,原污泥中粪大肠菌群值为6.9×107 MPN/g, 远高于我国《城镇污水处理厂污泥泥质》(CJ247—2007)及《粪便无害化卫生标准》(GB7959—87)规定的0.01 MPN/g 标准值; 污泥处理后,粪大肠菌群值降至0.08 MPN/g,略高于我国《城镇污水处理厂污泥泥质》(CJ247—2007)的规定限值(0.01 MPN/g). 表明草木灰分散污泥后,在耐热耐碱侧胞杆菌和EM菌作用下进行生物发酵,可使污泥的病原菌被灭活.这与污泥添加石灰对污泥病原菌杀灭作用研究结果[14]相近,草木灰和石灰都属于碱性物质,两者产生的碱性环境和发酵过程中放出的热能够杀死病原微生物.
2.9 污泥的营养成分
从表1还可见,处理后污泥中营养成分氮、磷、钾和有机质质量分数分别为3.4%、9.2%、5.7%和49.9%,与处理前结果相比,除钾质量分数增加外,氮和磷有机质质量分数降低,其原因是草木灰含钾较高,而有机质质量分数较低.
尽管如此,处理后污泥的营养成分中,氮、磷和钾的质量分数仍然达到有机肥料(NY525—2002)标准对氮、磷、钾和有机质的要求. 本研究中处理后污泥的总养分(TN+TP+TK)质量分数(干质量)为18.3%,而标准要求高于4.0%即可; 有机质质量分数为49.9%,而标准要求大于30%即可.故该方法对剩余污泥处理后可作为有机肥使用,尤其可以作为酸性土壤的改良剂使用.
