中藥渣與城市污泥好氧共堆肥的效能

隨著(zhù)我國城市化建設的發(fā)展，城市污水處理率逐年上升，“十二五”規劃明確指出：到2015年城市污水處理率至少達到85%.但在我國污水處理設施的建設過(guò)程中長(cháng)期存在著(zhù)“重水輕泥”的情況，目前進(jìn)行處置和資源化利用的污泥不足50%，而城市污泥若不采取妥善處置，必然會(huì )對環(huán)境帶來(lái)的威脅[1].當前國內外主要的污泥處理技術(shù)包括填埋、厭氧消化、焚燒與好氧堆肥等[2]，其中好氧堆肥即在特定的環(huán)境條件下微生物菌群分解轉化有機物，將污泥腐熟成穩定的腐殖質(zhì)，用于改善肥田或土壤，最終達到無(wú)害化、減量化與資源化的目的，因此好氧堆肥成為污泥處理領(lǐng)域的主流技術(shù)之一[3, 4].污泥堆肥過(guò)程中氮素損失嚴重是在實(shí)際應用中長(cháng)期未能妥善解決的重要問(wèn)題，研究表明在整個(gè)堆肥過(guò)程中，氮的損失最大可以達到60%以上.對于氮素損失，一方面會(huì )降低肥效，另一方面會(huì )產(chǎn)生臭氣，影響周邊的環(huán)境空氣質(zhì)量，因此對于氮素損失的控制成為制約污泥堆肥的一個(gè)瓶頸[5~8].國內外學(xué)者在堆肥中過(guò)程中添加金屬鹽類(lèi)，或者添加吸附劑，如沸石、浮石等，來(lái)控制氮素的損失，但受其經(jīng)濟條件的制約，難以廣泛采用.更多的是采用添加富含碳的物質(zhì)，如添加秸稈、稻草等，以調理劑形式存在的外加碳源在氮素損失控制中發(fā)揮了作用[8~10].

　　中醫藥作為我國傳統文化的珍寶，因其藥性溫和、副作用小等優(yōu)點(diǎn)，近些年來(lái)其發(fā)展更為迅速;隨著(zhù)各大中藥制藥企業(yè)的迅速發(fā)展，中藥渣排放量也與日俱增;中藥渣屬于典型的“放錯了地方的資源”，排放的藥渣含水率適宜、性質(zhì)均一、無(wú)雜質(zhì)，且含有纖維素、多糖等大量有機成分.中藥渣大部分被視為垃圾而排放掉，不僅僅會(huì )造成了資源的極大浪費，更嚴重的是給周?chē)�環(huán)境帶來(lái)污染.因此，中藥渣合理的處理處置成為中藥企業(yè)所要面臨的嚴峻問(wèn)題[11, 12].

　　鑒于此，本實(shí)驗以中藥渣作為調理劑與外加碳源，研究了中藥渣與污泥共堆肥的效能，重點(diǎn)探討了不同質(zhì)量配比以及中藥渣不同的投加時(shí)間對堆肥過(guò)程的影響，分析了堆肥過(guò)程中堆體溫度、有機質(zhì)、揮發(fā)氨、蛋白酶活性等理化指標的情況;同時(shí)利用紫外-可見(jiàn)光譜(UV-vis)、三維熒光光譜(EEM)、磷脂脂肪酸(PLFA)，探討了中藥渣投加對堆肥過(guò)程中DOM及微生物群落結構的影響，以期為解決中藥渣與污泥處理問(wèn)題提供新思路.

　　1 材料與方法

　　1.1 實(shí)驗材料

　　實(shí)驗所需原料為城市污水廠(chǎng)剩余污泥與中藥渣.污泥取自桂林市某污水處理廠(chǎng)脫水后的剩余污泥.中藥渣取自桂林市某醫院，并進(jìn)行一定的風(fēng)干，堆肥時(shí)將其粉碎.污泥與中藥渣的基本性質(zhì)參數如表 1所示.從中可知，污泥的有機物含量較低，而中藥渣含有較高的碳源，同時(shí)中藥渣的含水率較低.

　　表 1 堆肥物料部分性質(zhì)參數

　　1.2 實(shí)驗裝置與實(shí)驗過(guò)程

　　本實(shí)驗分為兩個(gè)周期進(jìn)行，每個(gè)周期大約進(jìn)行1個(gè)月.按照文獻[5]的方法，第一周期以中藥渣與污泥的不同質(zhì)量配比進(jìn)行設計實(shí)驗，研究其堆體的理化性質(zhì)以及有關(guān)酶活性的變化，共分為3個(gè)堆肥發(fā)酵罐，編號為1、 2、 3號瓶，配比分別是60 g(中藥渣)+300 g(污泥)、 120 g(中藥渣)+240 g(污泥)、 180 g(中藥渣)+180 g(污泥).通過(guò)第一周期的實(shí)驗得出一個(gè)效果較好的質(zhì)量配比，第二周期在中藥渣與污泥質(zhì)量配比相同的前提下，進(jìn)行不同的中藥渣投加時(shí)間的分析，分別編號為4、 5號瓶，4號瓶在實(shí)驗開(kāi)始階段即投加中藥渣，5號瓶在堆肥的第10 d投加中藥渣.在一、二周期均進(jìn)行對照組實(shí)驗，堆體全部為360 g污泥.

　　實(shí)驗用發(fā)酵罐尺寸：外徑為15 cm、高20 cm，7個(gè);實(shí)驗用150 mL的裝有20 g ·L-1硼酸溶液的錐形瓶吸收堆體所揮發(fā)的氨氣，7個(gè);自動(dòng)恒溫水浴鍋1臺;鼓氣泵1臺.實(shí)驗過(guò)程：將堆肥發(fā)酵罐置于恒溫水浴鍋中，水浴鍋溫度設置為30℃[13].每隔2 d測定堆肥發(fā)酵罐里堆體的溫度以及揮發(fā)的氨氣;每隔5 d測定堆體的有機質(zhì)以及蛋白酶.

　　1.3 分析方法

　　氨氮采用納氏試劑分光光度法進(jìn)行分析.蛋白酶采用茚三酮分光光度法進(jìn)行分析[10].有機質(zhì)的測定為取1~2 g堆體置于已稱(chēng)重的坩堝中，60℃下烘干12 h，稱(chēng)重，先計算其含水率;再將已烘干的堆體置于馬弗爐，在550℃烘2 h，稱(chēng)重，從而計算其有機質(zhì)含量.采用去離子水提取堆體的DOM，將堆肥樣品自然風(fēng)干后，稱(chēng)取1 g干物質(zhì)，加入20 mL去離子水，在200 r ·min-1振蕩24 h，然后3 000 r ·min-1下離心20 min，上清液過(guò)0.45 μm濾膜后，濾液即為堆肥DOM樣品[14];采用熒光光譜儀(HITACHI，F7000)對其進(jìn)行三維熒光掃描，繼而計算熒光指數(FI)與自生源指數(BIX)，具體計算方法為： FI為Ex=370 nm時(shí)，Em波長(cháng)分別為450和500 nm時(shí)的熒光強度比值;BIX為Ex=310 nm時(shí)，Em波長(cháng)分別為380和430 nm時(shí)的熒光強度比值[14];并且利用雙通道紫外可見(jiàn)分光光度計(島津，UV-2550)對DOM進(jìn)行掃描. PLFA分析參考SHERLOCK系統所提供的操作手冊，堆體樣品預處理需要經(jīng)過(guò)皂化、甲基化以及萃取過(guò)程，而后通過(guò)SHERLOCK微生物鑒定系統與安捷倫6890高效氣相色譜儀對其特征脂肪酸進(jìn)行分析鑒定.

　　2 結果與討論

　　2.1 溫度的變化情況

　　溫度與堆體中微生物的代謝活動(dòng)密不可分，可間接地表現微生物對有機質(zhì)的利用程度，亦從一定意義上可表征堆肥效應是否達到無(wú)害化，因此本實(shí)驗對兩個(gè)堆肥周期堆體溫度的變化進(jìn)行了分析，如圖 1所示.

　　圖 1 堆肥過(guò)程中溫度的變化情況

　　由圖 1第一周期的堆體溫度變化可知，堆肥各組在前10 d溫度呈上升的趨勢，實(shí)驗組1、 2、 3號瓶溫度在第10 d達到堆肥過(guò)程最高溫度，分別為55、 52、 50℃，對照組則只有43℃，實(shí)驗各組的升溫速度明顯比對照組快，同時(shí)1號高于2號與3號，表明中藥渣的投加有利于堆肥的進(jìn)行，但存在一個(gè)最佳的配比，由于中藥渣含有的纖維素較多，如投加得過(guò)多會(huì )造成有機質(zhì)降解速率慢，從而造成堆體溫度上升較慢.堆肥高溫期持續大概2~4 d左右，以后堆體溫度慢慢下降.堆肥高溫期時(shí)間短的原因可能一方面因為實(shí)驗在冬天進(jìn)行，環(huán)境溫度比較低，雖然有水浴但堆體并沒(méi)有全部浸沒(méi)在水浴鍋中，實(shí)驗本體受到一定制約;第二方面是堆體發(fā)酵罐體積較小，可提供的外源物質(zhì)較少，此時(shí)罐體內有機物的消耗逐漸減少，微生物的分解活動(dòng)就會(huì )慢下來(lái)，產(chǎn)熱量就會(huì )降低，導致了高溫期比較短[15].根據第一周期的實(shí)驗，確定第二周期中60 g中藥渣+300 g污泥進(jìn)行共堆肥，而由圖 1可知，第二周期堆體溫度大致趨勢和第一周期一致，在第10 d達到最高溫度，其中4、 5號瓶分別是54℃、 51℃，而對照組為46℃，中藥渣在堆肥的初期投加更為有效.整體而言，投加中藥渣后，有利于堆體溫度的提高，這對于堆肥過(guò)程中有機質(zhì)的轉化是有利的.

　　2.2 有機質(zhì)的變化情況

　　本實(shí)驗投加的中藥渣屬于外源有機物，即為微生物的能源物質(zhì)，堆肥效應其實(shí)就是有機質(zhì)不斷被分解的過(guò)程[16]，本實(shí)驗對共堆肥過(guò)程中堆體有機質(zhì)的變化情況進(jìn)行了分析，如圖 2所示.

　　圖 2 堆肥過(guò)程中有機質(zhì)的變化情況

　　由圖 2可知第一周期實(shí)驗組1、 2、 3號瓶在整個(gè)堆肥過(guò)程中，有機質(zhì)分別降低了31.1%、 26.1%、 26.9%，特別是1號瓶結束時(shí)有機質(zhì)含量為40.2%，而對照組有機質(zhì)由初始的60.1%降至堆肥結束的42.9%，降低了17.2%.同時(shí)實(shí)驗組4號瓶由初始的71.7%降至結束的40.6%，5號瓶由初始的72.6%降至結束的44.6%，而對照組堆肥結束后的有機質(zhì)含量為42.1%.從兩個(gè)周期的實(shí)驗數據可看出堆肥前期有機質(zhì)的分解速率比較高，堆肥后期的分解速率較低.前期分解速率較高主要因為有機質(zhì)充足，隨著(zhù)堆肥的進(jìn)行，堆體溫度逐漸升高適合微生物的增長(cháng)，此時(shí)微生物分泌一些胞外酶，把大分子有機物質(zhì)分解成小分子物質(zhì)，小分子物質(zhì)又被溶解為水溶性碳進(jìn)一步被微生物吸收利用;后期則是由于堆體溫度降低，微生物活性下降，有機質(zhì)分解減弱而致[17].整體而言，60 g中藥渣+300 g污泥的堆體，特別是在堆肥前期投加中藥渣的堆體，堆肥進(jìn)程較快，有機質(zhì)降解的更為充分，可以推測在此條件下，堆體中的微生物活性更好，其降解有機質(zhì)的能力更強.

　　2.3 累積揮發(fā)氨的變化情況

　　在堆肥過(guò)程中，會(huì )有部分有機氮被轉化為銨態(tài)氮以氨氣的形式存在，隨著(zhù)罐體溫度升高易大量散失到大氣中，造成氮元素的損失，直接影響了堆肥的效益，因此控制氮元素的損失是實(shí)現城市污泥資源化的一個(gè)非常重要的關(guān)鍵技術(shù)[18]，因此本實(shí)驗對共堆肥過(guò)程中堆體氨氮的揮發(fā)量進(jìn)行了分析，如圖 3所示.

　　圖 3 堆肥過(guò)程中揮發(fā)氨累積量變化情況

　　由圖 3可知，前6 d兩周期的揮發(fā)氨累積量沒(méi)有明顯的變化，但均呈現上升的趨勢，堆肥進(jìn)行第8 d到第18 d是氨氮損失量最大的區段，之后由于溫度降低，有機物的消耗以及微生物的活動(dòng)減弱，氨氮損失量變小，慢慢趨向穩定.未投加中藥渣時(shí)，對照組堆體的氨氮揮發(fā)累積量達到了206.5 mg ·L-1，而1號瓶(60 g中藥渣+300 g污泥)堆體的氨氮揮發(fā)累積量?jì)H為132.2 mg ·L-1，與對照組相比減少了35.9%，原因在于微生物的固氮是需要碳源的，但城市污泥中的C/N往往不足，因此微生物的固氮能力差，導致了氮的損失嚴重;而中藥渣富含碳源，可以調整堆體的C/N，從而使微生物能更好的發(fā)揮其固氮作用[19].

　　2.4 蛋白酶的變化情況

　　蛋白酶主要參與有機氮的分解和氨基酸、蛋白質(zhì)以及其他含氮化合物的轉化[20]，蛋白酶的主要功能是將有機氮分解催化為可用于微生物自身利用的氮元素，貯存在自身體內，有效地避免堆肥過(guò)程中氮素的損失，所以蛋白酶活性的高低影響著(zhù)堆肥效能的好壞，因此本實(shí)驗對共堆肥過(guò)程中堆體的蛋白酶活性進(jìn)行了分析，如圖 4所示.從中可知，第一周期的蛋白酶含量是先稍微地下降后上升，隨著(zhù)堆肥時(shí)間的推移，酶含量又慢慢降低，酶含量最高值出現在堆肥期間第15 d，此時(shí)對照組是19.25 U ·g-1，1~3號瓶分別為34.75、 32.0、 26.0 U ·g-1.堆肥期間，對照組的酶含量都少于實(shí)驗各組的酶含量，而1號瓶堆體的酶含量是所有實(shí)驗組在堆肥各個(gè)期間中最高的.第二周期各組蛋白酶的含量和第一周期的趨勢大致一樣，其中4號瓶的含量最高，最高含量值達到31.65 U ·g-1，因此在污泥堆肥的前期投加中藥渣，并且中藥渣與污泥的質(zhì)量比是1 :5時(shí)，蛋白酶的活性最高，更有利于固氮.

　　圖 4 堆肥過(guò)程中蛋白酶活性的情況

　　2.5 不同堆體DOM的光譜特征變化情況

　　堆肥過(guò)程中DOM的變化被認為是能靈敏反映堆肥腐熟狀況的重要指標，與堆肥的固相組分相比更具代表性，因此本實(shí)驗采用紫外-可見(jiàn)光譜共堆肥過(guò)程中DOM的光譜特征進(jìn)行了分析，而由前面的實(shí)驗結果可知，1號瓶的整體堆肥效果最佳，因此將1號瓶中的堆體與對照組進(jìn)行了分析，結果如圖 5所示.

　　圖 5 堆肥過(guò)程中DOM紫外可見(jiàn)光譜的變化情況

　　SUVA254是研究天然有機質(zhì)的重要特征參數，其大小可間接表征有機質(zhì)的芳香性程度，SUVA254越高，有機質(zhì)芳香度越高.由圖 5可知，對照組和添加中藥渣的實(shí)驗組隨堆肥時(shí)間進(jìn)行，其SUVA254值不斷增加，在第5 d、 15 d以及第25 d，對照度的SUVA254分別為0.172、 0.362和0.543，而添加中藥渣的SUVA254分別為0.217、 0.575和0.768，表明隨著(zhù)堆肥的進(jìn)行，污泥堆肥的腐熟度不斷增加，芳香性結構不斷增多;同時(shí)投加中藥渣的堆體高于對照組的SUVA254值，說(shuō)明了添加中藥渣的外源有機質(zhì)炭有利于提高城市污泥堆肥的腐熟度.而DOM在280 nm摩爾吸光系數(SUVA280nm)與相對分子質(zhì)量存在顯著(zhù)正相關(guān)[14].實(shí)驗組和對照組的SUVA280和SUVA254的變化趨勢一致，反映了不同處理堆肥過(guò)程中DOM芳香性增強可能與大分子物質(zhì)的增加有關(guān)[14].并且隨著(zhù)堆肥過(guò)程的進(jìn)行，紫外可見(jiàn)光譜出現了藍移，這同樣表明，DOM中的共軛結構與芳香結構增多，腐殖質(zhì)程度得到提高.

　　為了更全面地分析DOM，本實(shí)驗采用熒光分析儀對對照組與1號瓶堆體第10 d的DOM三維熒光光譜特征進(jìn)行了分析，如圖 6所示.在不同堆體中均出現了可見(jiàn)光區類(lèi)腐殖酸峰A(Ex/Em=310~360 nm/400~450 nm)，紫外光區類(lèi)腐殖酸峰B(Ex/Em=250~280 nm/420~450 nm)，類(lèi)蛋白熒光峰C(Ex/Em=250~280 nm/320~380 nm)及簡(jiǎn)單芳香蛋白熒光峰D(Ex/Em=220~250 nm/300~380 nm)[14, 21]，添加中藥渣的堆體，其類(lèi)腐殖酸峰更強，表明堆肥腐殖化程度更好，添加外源有機質(zhì)有利于提高堆肥的腐殖化程度.有研究認為BIX在0.6~0.7之間時(shí)，DOM主要為陸源輸入，外源輸入特征明顯，而本研究中BIX分別為0.73和0.80，證明了堆肥過(guò)程中DOM主要來(lái)源為自生源. FI是評價(jià)DOM來(lái)源的依據： FI < 1.4來(lái)源于陸地輸入，FI>1.4時(shí)來(lái)自于微生物分解，對照組和處理組FI為1.57和1.53，表明微生物對有機物的降解也是堆肥形成的主要原因.

　　圖 6 不同堆體DOM三維熒光光譜的情況

　　2.6 不同堆體微生物群落的情況

　　通過(guò)PLFA技術(shù)可獲得生態(tài)環(huán)境中微生物群落在數量與結構方面的信息，具有較高的準確性、穩定性與敏感性，因此被應用于堆肥樣品、土壤以及污泥等的微生物群落研究[22]. PLFA技術(shù)在對技術(shù)與儀器條件要求相對較低的情況下，可以確定土壤、污泥中微生物的生物量分布;更重要的是，從PLFA的組分中還可以得到較完整的“存活”微生物群落在數量與結構方面的信息[22, 23]，因此，本研究利用PLFA對第25 d對照組與1號瓶進(jìn)行了分析，結果如圖 7所示.

　　內環(huán)為對照組;外環(huán)為1號瓶 圖 7 不同堆體中微生物群落的情況

　　由圖 7可知，在對照組與1號瓶中，均是細菌占主要地位，Gram Positive(革蘭氏陽(yáng)性菌)所占比例分別為67.9%和47.9%，而Gram Negative(革蘭氏陰性菌)所占比例分別為24.9%和40.2%.投加中藥渣后，AM Fungi(AM真菌)的比例由原來(lái)的0.49%增加到1.58%，Fungi(真菌)的比例由原來(lái)的0.31%增加到1.68%，由于真菌對堆體中的纖維素、半纖維素有著(zhù)很好的降解作用，其菌絲具有機械穿插的作用，從而可促進(jìn)難降解的有機物的降解;同時(shí)Actinomycetes(放線(xiàn)菌)的比例由原來(lái)的2.30%增加到2.86%，放線(xiàn)性菌對木質(zhì)素的降解有著(zhù)非常好的作用[24, 25]，可見(jiàn)，加入中藥渣對污泥堆肥結束時(shí)，堆體中的微生物種群變化有較大影響，從而也影響了蛋白酶活性及氨揮發(fā)情況.

　　3 結論

　　(1)以中藥渣作為外加碳源與城市污泥進(jìn)行共堆肥時(shí)，質(zhì)量配比為60 g中藥渣與300 g污泥，在堆肥過(guò)程初始投加，會(huì )使污泥堆肥的進(jìn)程加快，同時(shí)堆體的氨氮揮發(fā)累積量減少35.9%，提高了堆肥的肥效.

　　(2)投加中藥渣后，堆體DOM中的共軛結構與芳香結構增多，且EEM光譜中類(lèi)腐殖酸峰更強，有利于提高城市污泥堆肥的腐熟度.

　　(3)添加中藥渣對污泥堆肥中微生物種群變化有一定的影響，特別是Fungi與Actinomycetes的比例與單獨的污泥堆肥相比有所增加.(來(lái)源與作者：廣西師范大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院 宿程遠、鄭鵬、阮祁華、覃菁菁、盧宇翔、李俊兵)