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                草木灰分散耦合生物發酵對剩余污泥深度脫水

                發布日期:2015-01-08 13:01:17

                固體廢物,資源化利用,草木灰分散,剩余污泥,深度脫水,生物發酵

                利用草木灰分散剩余污泥中高分子聚丙婦醜胺,固體廢物在耐熱耐減側胞菌和effective microorganisms (EM)復合菌作用下,對剩余污泥進行生物發酵、深度脫水和除臭等.研究結果表明,資源化利用添加草木灰(草木灰 與污泥體積比1:3)可分散絮凝剩余污泥(水質量分數約為80%)中的聚丙烯酰胺,并通過耦合生物發酵 對剩余污泥進行深度脫水和除臭.處理前后污泥的pH值由6. 7增至12. 3;污泥比阻(specific resistance to filtration, SRF)由 1. 41 x 1013 m/kg 降為 6. 85 x 1011 m/kg;污泥中水的質量分數由 80. 2% 降至 46. 8% ;草木灰分散污 泥中聚丙烯酰胺質量分數由4.9 mg/g降為0.2 mg/g;臭味強度由5級變為1級;糞大腸菌群值由6.9 xio7 MPN/g降為0. 08MPN/g,處理后污泥中的氮、磷(以P2O5計)、鉀(以K2O計)和有機質質量分數分別 為3.4%、9.2%、5. 7%和49. 9%.該方法可有效實現對絮凝剩余污泥的深度脫水,實現污泥的資源化.

                隨著我國城市化進程的加快,城市污水處理率 逐年提高,污水處理量越來越大,同時產生了大量 副產物一剩余污泥.目前,污泥的初級脫水普遍 米用加人高分子聚丙稀酰胺(polyacrylamide , PAM)作為絮凝劑,以提高絮凝效果,然后進行機 械壓濾或離心脫水處理,使剩余污泥中水的質量分 數(w(H2〇))降至80%左右。這類污泥再繼續深 度脫水十分困難.2020年,我國城市剩余污泥產生 量將達4.4xl07t/年(w(H2O) =80%〇[|].這些未 經深度脫水處理的剩余污泥將給生態環境和人類健 康帶來潛在威脅,同時也達不到污泥衛生填埋處置 (w(H2O) < 60%〇[2]和焚燒處置(w(H2O) < 50%〇[3]的要求.因此,含PAM的剩余污泥 (w(H2〇) = 80% )能否實現深度脫水處理已成為困 擾污水處理廠最嚴峻的現實問題之一[4—5].
                剩余污泥中存在的高分子PAM,既可起到污泥 脫水的敏化作用,又可對污泥穩定起到保護作用. 當污泥顆粒的吸附面全部被高分子PAM覆蓋后, PAM的保護作用將起主導,致使絮凝剩余污泥有很 好的壓縮性能,阻礙污泥的深度脫水[6],也影響后 續生物發酵對有機質的降解效果,以及厭氧消化后 污泥的脫水性能[7—8].由于PAM的生物抗性較強, 單一用生物發酵的方法,對污泥中的PAM降解效 果不理想[9—10].如果對含PAM的剩余污泥 (一耳0) = 80%)進行深度脫水,必須首先克服 PAM大分子的絮凝作用,使其斷裂為小分子,為后 續污泥深度脫水處理奠定基礎.
                草木灰是一種含鉀高,且偏堿性的廢物,廉價 易得,具有分散PAM、改善污泥結構、滅活病原微 生物和除臭的功能,適宜作為剩余污泥的脫水除臭 劑,與污泥混合作為土壤修復劑還可以鈍化重金 屬[11].利用堿性物質對污泥進行發酵、脫水、滅菌 和除臭研究已取得了一定效果[l2—l4].然而,有關利 用草木灰作為分散劑降解PAM,對污泥堿性發酵, 改善污泥深度脫水性能,同時滅菌和除臭的研究目 前鮮見報道.
                本研究利用草木灰作為分散劑,對剩余污泥中 的高分子PAM進行分散斷鏈,降解為小分子化合 物,然后在耐熱耐堿的側胞桿菌和EM菌(effective microorganisms)的作用下,對剩余污泥進行生物降 解,達到對污泥深度脫水、滅菌和除臭的效果.同 時利用熱重分析和電鏡等手段對污泥脫水特性進行 分析,對污泥結構進行表征,以期從機理上探討剩 余污泥深度脫水、滅菌和除臭的原因;此外,對污 泥中的營養物成分氮、磷、鉀和有機質含量進行分 析,為污泥的資源化利用提供基礎數據.
                1材料與方法
                1. 1試驗材料
                所用PAM的剩余污泥樣品取自南陽市污水凈 化中心,w(H2O)約為80%,沉淀過程中加人質量 分數為0.5%的陽離子PAM.草木灰取自南陽市某 生物質發電廠鍋爐灰,原料主要是小麥秸稈.復合 菌主要成分為耐熱耐堿的芽孢桿菌液和EM菌液. 1.2實驗操作
                將10 x 103 L剩余污泥與3. 3 x 103 L草木灰在
                自制的金屬反應倉內充分攪拌混合,密封放置4 h, 然后加人復合菌液80 L,經充分攪拌混勻后常溫密 封發酵48 h.發酵完成后,平鋪污泥自然晾干.然 后測定處理后污泥樣品的pH值、溫度、污泥比阻 (specific resistance to filtration, SRF)、 PAM 質量分
                數、臭味強度、w(H2〇)、病原菌指標、污泥結構和 熱重變化,并與處理前剩余污泥樣品相應指標進行 對比分析.結果由6次平行實驗得出.
                1.3分析方法
                采用《玻璃電極法》(GB6920—86)測量pH 值;用溫度計測溫;采用布氏漏斗法測量污泥比 阻;采用烘干法測量污泥中的w(H2〇);采用淀粉 -碘化隔光度法測量污泥中w(PAM);采用《發酵 法》(GB7959—87)測量糞大腸菌群菌值;采用 《三點比較式臭袋法》(GB/T14675—93)測量污泥 中惡臭;米用電子顯微鏡和Quanta 200型掃描電鏡 (scanning electron microscope, SEM)(荷蘭,FEI 公 司)觀察污泥結構變化;采用熱重分析儀 (NETZSCH FTA449F3)測量污泥熱重變化;采用 《半微量開氏法》(NY/T 53—1987)測量污泥全氮 (totle nitrogen, TN);米用《過硫酸鉀消解磷鉬藍 比色法》(NY/T 88—1988 )測量污泥全磷(totle phosphorus, TP);采用《氫氧化鈉熔融法》(NY/T 87—1988 )測定污泥全鉀(totle potassium, TK); 采用《重鉻酸鉀容量法》(NY/T 1121.6—2006) 測定污泥有機質.
                2結果與討論
                2.1污泥的pH值和溫度
                對污泥樣品處理前后的pH值、污泥比阻、 w(PAM)、w(H2O)、臭味、糞大腸菌群值、TN、 TP (以P2〇5計)、TK和有機質成分指標進行分析, 結果見表1.試驗過程平行操作6次,結果取平 均值. 
                表1剩余污泥處理前后性質變化(n =6)
                Table 1 Different characteristics of activated sludge in treatment (n =6)
                臭味糞大腸w (有機質)
                項目pH值t /SRFX10-"w (H2O)w(PAM)/強度菌群值/w (TN)w (TP)w (TK)
                /(in.kg-1 )/%(mg * g-')/級(MPN • g-1)/%/%/%/%
                處理前6.5?28 ?29130 ~79.4 ?4.8 ~55.8 X107 ?5.3?12.9 ?1.2?58.7 ~
                污泥6.815980. 65. 28.3 X1075. 813.41.460. 3
                均值6.728.514180. 24. 956.9 X1075. 613.11.359. 3
                處理后12.2 ~44 ?466.10~46.2 ~0.1?10.07 ~3. 1?8.7?5.6?48.6 ~
                污泥12.67. 4547.90. 30. 093. 59. 55. 949.3
                均值12.345.06. 8546.80. 210. 083. 49. 25. 749.9
                 
                從表1可見,處理前剩余污泥的pH值為6. 7 , 屬弱酸性,經過草木灰的作用和堿性發酵后,污泥 的pH值增至12. 3.因為草木灰的主要成分K2O和 K2CO3具有強烈的吸水特性,吸水后其主要成分為 K2CO3*KOH,兩者均為堿性物質.因此,剩余污 泥加人草木灰混勻后,污泥的pH值由中性變為強 堿性,經過添加耐熱耐堿側胞桿菌和EM菌污泥發 酵后,污泥的性質變為堿性;另外,由于發酵過程 中發酵產熱,溫度由28. 5丈升至45.0丈;主導發 酵的菌類是耐熱耐堿側胞菌屬,故體系的發酵過程 不會被破壞.鑒于發酵后污泥屬于偏堿性,因此可 作為酸性土壤的改良劑使用,或是用氨基酸中和后 作為有機肥使用[15].
                2.2污泥比阻
                用污泥比阻評價污泥的脫水性能時,一般認 為,當污泥比阻大于4.0 X 10l2m/kg時,污泥屬 于難脫水污泥;當污泥比阻小于1.0 X 10l2m/kg 時,污泥屬于易脫水污泥[16].從表1可以看出,經 過該方法處理后,污泥脫水性能已由難脫水污泥
                (1.41X 1013m/kg)變為易脫水污泥(6. 85X1011
                m/kg),脫水性能顯著改善.
                2.3污泥中的w(H2O)
                從表1還可以看出,處理前污泥的w(H2〇)為 80. 2% ,處理后污泥的w( H2O)降為46. 8% ,已達 到填埋處置(w(H2O)
                污泥脫水性能改善的主要機理如下:首先,草 木灰與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斷裂為小分子結構, 破壞了剩余污泥和PAM形成的凝膠結構(結合污 泥結構電鏡圖可進一步說明),有利于污泥中自由 水的脫除;其次,草木灰顆粒進人污泥和微生物細 胞周圍空隙中,改變了污泥的結構,形成具有多孔 的骨架結構,使污泥的壓縮性能減小[17-18],利于水 分的脫除[19] ; Luo等[20]研究了制革污泥焚燒底渣 聯合PAM對污泥的調理脫水,結果表明,與PAM 單獨脫水相比,污泥焚燒底渣聯合PAM能夠明顯 提高污泥的脫水性能,說明底渣在機械脫水過程中 能提供一個相對通透、非壓縮性的污泥結構.由此 推斷,本研究添加的草木灰在實現對PAM降解的 同時,也能使剩余污泥產生一個相對通透非壓縮性 的結構[21];最后,堿性生物發酵使污泥體系溫度 升至45 〇C,破壞了部分污泥細胞的細胞膜[12],同 時降解了胞外聚合物的有機成分,弱化了污泥顆粒 的水化作用,使污泥顆粒的水化膜作用減弱,水分 更易從污泥顆粒形成的堅實骨架結構中逸出,降低 了污泥的含水率;此外,草木灰吸水性強,通過化 學反應轉移到草木灰當中,也是污泥含水率下降的 原因之一-.
                2.4污泥中PAM質量分數
                由表1可見,處理前剩余污泥中的w (PAM)為 4. 9 mg/g,處理后為0. 2 mg/g,該方法對PAM的 降解率為96%,說明對PAM的分散和降解有效, 明顯優于文獻[22]中污泥高溫堆肥對PAM降解率 (48. 8%)的結果.這是因為PAM有極強的生物抗 性,即使已經降解為小分子PAM,依然有這種特 性[9,23-24],在草木灰分散污泥的過程中通過前期加 入草木灰并攪拌混合,對PAM起作用的是機械降 解和化學降解,能同時為后續堿性條件下的生物發 酵協同作用;在生物發酵過程中,添加的EM菌是 一種復合菌,與耐熱耐堿側胞桿菌共同對污泥中的 PAM和有機質充分進行生物降解,獲得了好的耦合 降解效果.所以,草木灰分散PAM結合堿性條件下 生物發酵的方法是集物理、化學和生物多種作用的 協同降解過程,更有利于PAM和其他有機質的同 時降解[25-26].
                2.5污泥結構
                圖1 (a)和(b)分別是污泥處理前后的結構電 鏡照.在圖1 (a)中,剩余污泥含有PAM,絮凝的 污泥結構明顯是一個絮狀膠凝的大整體,沒有明顯 邊界,說明污泥顆粒完全被PAM絮凝大分子所包 圍.圖1 (b)是經過草木灰分散和堿性發酵后的污 泥電鏡圖,可以看出,污泥絮凝整體的大污泥絮狀 結構已不存在,結構分散的污泥顆粒明顯變小并有 明顯的分界,證明了 PAM的大分子已被分散為短 鏈的小分子.結合污泥比阻和污泥w(H2〇)數據表 明,此時,污泥的比阻變小,被PAM絮凝起來的
                水分子容易釋放出來,改善了污泥的脫水性能.
                從圖3可見,處理后污泥的TG曲線有兩個明 顯的失重段,對應DTG曲線上有兩個階段的失重 峰.第1階段是49.42 ~110丈,失重率為39.09% 左右,為污泥脫除結合態的部分內部吸附水;失重 的第2階段為污泥熱解的主要階段,溫度范圍為 629?720丈,為污泥中有機物的碳化階段,失重 率為9. 07%左右,污泥最終殘留量為49. 72%,與 處理前失重結果相比,處理后污泥殘留量增加,原 因是與添加的草木灰有機質含量相對較低有關.與 圖2相比,處理前污泥脫水起始溫度為74丈,處 理后脫水起始溫度為49. 42丈,失重峰明顯前移, 這一結果與文獻[27]研究結果相似,文獻[27]給 出絮凝剩余污泥深度脫水起始溫度也有失重峰明顯 前移現象.失重峰前移說明污泥中的水分更易被脫 除.處理后污泥的脫水性能改善,這與上述討論的 污泥比阻測定數據吻合.
                2.7污泥臭味去除
                文獻[13]認為,污泥中還原性硫化物和氨的釋 放是污泥臭味的主要來源.當污泥中加人石灰使污 泥的pH >12,產生的強堿和釋放出的大量熱量能 夠殺死微生物,抑制還原性硫化物產生,使氨氣釋 放加速,達到除臭效果.從表1可以看出,處理前 污泥臭味強度為5級,屬人類無法忍受的臭味級 別,處理后污泥臭味強度降為1級,屬輕微的臭味 級別.草木灰和石灰都屬于堿性物質,草木灰產生 的堿性環境和在堿性發酵過程中放出的熱量能夠殺 死微生物,并抑制還原性硫化物產生.由此推測, 草木灰分散剩余污泥結合堿性生物發酵能夠達到抑 制惡臭的目的.
                2.8污泥病原微生物滅活效果
                從表1可見,原污泥中糞大腸菌群值為6. 9 x 107MPN/g,遠高于我國《城鎮污水處理廠污泥泥 質》(CJ247—2007)及《糞便無害化衛生標準》 (GB7959—87)規定的0. 01 MPN/g標準值;污泥處 理后,糞大腸菌群值降至0.08 MPN/g,略高于我 國《城鎮污水處理廠污泥泥質》(CJ247—2007)的 規定限值(0.01 MPN/g).表明草木灰分散污泥后, 在耐熱耐堿側胞桿菌和EM菌作用下進行生物發 酵,可使污泥的病原菌被滅活.這與污泥添加石灰 對污泥病原菌殺滅作用研究結果[14]相近,草木灰 和石灰都屬于堿性物質,兩者產生的堿性環境和發 酵過程中放出的熱能夠殺死病原微生物.
                2.9污泥的營養成分
                從表1還可見,處理后污泥中營養成分氮、 磷、鉀和有機質質量分數分別為3.4%、9.2%、 5. 7%和49. 9%,與處理前結果相比,除鉀質量分 數增加外,氮和磷有機質質量分數降低,其原因是 草木灰含鉀較高,而有機質質量分數較低.
                盡管如此,處理后污泥的營養成分中,氮、磷 和鉀的質量分數仍然達到有機肥料(NY525— 2002)標準對氮、磷、鉀和有機質的要求.本研究 中處理后污泥的總養分(TN+TP+TK)質量分數 (干質量)為18. 3%,而標準要求高于4.0%即可; 有機質質量分數為49. 9%,而標準要求大于30% 即可.故該方法對剩余污泥處理后可作為有機肥使 用,尤其可以作為酸性土壤的改良劑使用.
                結語
                利用草木灰物化分散結合生物發酵處理絮凝態 剩余污泥,可實現對污泥的深度脫水和資源化,并 有滅菌除臭的效果.對剩余污泥中PAM的降解率為 96%;脫水性能明顯改善;污泥中水的質量分數由 80. 2%降為46. 8% ;處理后污泥結構發生改變,絮 凝污泥大顆粒被分散為小顆粒,DTG曲線失重峰前 移;大腸菌群值由處理前的6. 9 x 107 MPN/g降為 0. 08MPN/g,接近標準要求的0.01 MPN/g;污泥 的臭味強度由處理前的5級降低到1級;污泥中總 養分(TN+TP+TK)質量分數(干質量)為 18.3%,有機質質量分數為48. 9%,可實現污泥的 資源化利用.
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