钢渣调理剂对污泥好氧堆肥的影响

2021-09-08张诗华葛瑞琦张新喜

安徽工业大学学报（自然科学版） 2021年3期

张诗华，葛瑞琦，程东，张新喜

(安徽工业大学a. 建筑工程学院；b. 生物膜法水质净化及利用技术教育部工程研究中心，安徽马鞍山 243032)

随着城镇化和经济发展需求，我国污水处理的附属产物污泥总产量呈急速上升趋势，据统计，在2020—2025年间，污泥年产量将超过6 000万t。污泥成分复杂，含有氮、磷、钾、有机质以及微量元素等营养物质，同时富集重金属、病原微生物等污染物。随意填埋未经处理的污泥，会导致土壤微生物结构及功能的改变，甚至会严重污染环境。如何合理处置污泥，解决污泥资源化、减量化和稳定化等问题成为当前研究重点之一。

目前，污泥的处理方式主要有厌氧消化、好氧堆肥和干化等。好氧堆肥是一种通过微生物转化堆体内有机废物的技术，可对有机废物进行有效消毒和生化稳定。在堆肥过程中污泥可减少约50%的体积和质量，且重金属和其他有害物质能够得到有效降解，同时堆肥产生的高温条件可破坏污泥中的病原微生物，使其最终形成稳定、无害、具有腐殖质的产物；产物中的有机质和养分可作为农业土壤、污染土壤及退化土壤改良剂或优质肥料。因此，污泥堆肥化土地利用是最有效的资源化处置方式之一。但污泥含水率高导致堆体透气性差等问题，对此一般通过添加调理剂如麦秸、木片、工业固体废物、粉煤灰等进行解决，其中工业固体废物由于易于获得且可实现资源利用而引起广泛关注。钢渣作为炼钢中的第二大固体废物，孔隙率较高、比表面积较大，能够优化堆体透气性，给微生物提供生长环境；含多种金属氧化物如FeO，MgO等，且含游离石灰f-CaO，具有较强的碱性及活性，被逐渐用于农业肥料与土壤改良剂中。Nishimoto 等研究表明，钢渣表面的Fe(III)氧化物可作为催化部位，增强腐殖质前体形成聚合物的活性，提升堆体质量；Qi 等研究显示，钢渣中Fe(III)和Mn(IV)的氧化物起到氧化剂作用，可促进堆体缩聚反应，稳定更多的有机质。但目前关于添加钢渣的污泥堆肥过程中环境因子变化和微生物群落演替的研究较少，鉴于此，探讨添加钢渣对污泥好氧堆肥过程中温度、含水率、有机质、铵态氮的影响，通过微生物高通量测序探究堆肥过程中细菌群落结构以及物种变化趋势。

1 实验材料与方法

1.1 实验材料

实验所用脱水污泥取自马鞍山市东部污水处理厂。钢渣取自马鞍山钢铁股份有限公司，为转炉渣，经破碎后用孔径为2.36 mm筛子筛分。污泥的理化性质及钢渣主要化学成分分别如表1，2。

表1 污泥的理化性质Tab.1 Physical and chemical properties of sludge

表2 钢渣的主要化学成分Tab.2 Main chemical composition of steel slag

1.2 实验方法

实验装置如图1。堆肥容器为1 000 mL 的玻璃瓶，以脱水污泥鲜重为基准，依次向堆肥体系中加入质量分数为5%，10%，15%的钢渣，具体配比如表3。设置两组平行实验，并设置脱水污泥单独好氧堆肥作为对照。将污泥与钢渣混匀后放入反应器，曝气速率为200 mL·min，用水浴控温方式模拟堆肥自升温过程，每天记录3 次堆体温度，保持水浴温度低于堆体内部温度1～2 ℃。根据实验进程在堆肥第1，3，6，9，12，15，19，23，27，30 d取样用于指标测定。

图1 试验装置示意图Fig.1 Schematic diagram of the test device

表3 污泥与钢渣添加量Tab.3 Addtion of sludge and steel slag

1.3 指标的测定

用数显电子温度计(TP101)检测堆体内部温度，每天检测记录3次；通过测量烘干前后污泥样品的质量计算污泥的含水率；将烘干后的污泥样品放入马弗炉，在550 ℃灼烧4 h取出，冷却至常温，根据前后质量差计算有机质含量；用2 mol·LKCl 溶液浸提污泥样品后，采用靛芬蓝比色法测定污泥中铵态氮(NH—N)含量；将污泥样品送至上海派森诺生物科技有限公司进行高通量测序，采用Illumina Mi Seq 平台对细菌群落DNA片段进行双端(Paired-end)测序。

2 实验结果与讨论

2.1 堆肥过程中温度的变化

图2为加入不同质量钢渣污泥样品在堆肥过程中的温度变化。由图2可看出：4个实验组的温度变化趋势相似，最高温度及高温维持时间存在一定差异；对照组CK 的堆体在第7 d达最高温度，57 ℃，在50 ℃以上停留6 d，在55 ℃以上停留3 d；T1，T2，T3组的堆体最高温度同步出现在第6 d，分别为58.1，60.1，58.2 ℃，在50 ℃以上停留7～8 d，在55 ℃以上停留5～6 d。由此表明，添加钢渣有利于提高堆体温度和延长高温阶段，添加质量分数为10%的钢渣效果最佳。这归因于钢渣的孔隙结构以及质地坚硬，钢渣能够反抗堆肥过程中的沉降压实，增大堆体自由空域(FAS)，从而确保氧气充足，进一步提升微生物活性，产生更多热量。与前人研究相比，实验各组高温维持时间普遍较短，主要是因为堆体体积较小，其含较少的热源物质供微生物消化和分解，但各组堆体温度均满足堆肥无害化的必要条件。

图2 污泥与钢渣好氧堆肥过程中温度变化Fig.2 Temperature variation during aerobic composting of sludge and steel slag

2.2 堆肥过程中含水率与有机质的变化

堆肥过程中水分为微生物新陈代谢、营养物质运输以及微生物迁移提供介质，有机质含量变化间接反映微生物对底物的降解能力，因此含水率与有机质含量为关键指标。添加不同质量钢渣污泥样品堆体的含水率与有机质含量变化如图3，4。

由图3 可知：4 组污泥样品在堆肥过程中含水率呈逐渐降低趋势；对照组CK 和T1，T2，T3 组含水率分别下降3.52%，5.83%，8.35%，9.28%，表明添加钢渣能够加快堆体含水率下降；在堆肥初中期的0～9 d，添加钢渣的堆体含水率下降速度较快，钢渣含量越大含水率下降越明显，这是由于堆体内钢渣越多，其孔隙率越高，堆体透气性得到优化，在温度与微生物活动作用下使水分被加速利用和蒸发；堆肥结束后，T1，T2，T3组含水率均下降至60%以下，一定程度上实现了污泥处理的减量化目的。

图3 污泥与钢渣好氧堆肥过程中含水率变化Fig. 3 Change of water content during aerobic composting of sludge and steel slag

由图4可知：4组污泥样品在堆肥过程中有机质含量均下降；在堆肥前12 d有机质降解迅速，表明堆体初期易降解的有机质丰富，特别是碳水化合物、氨基酸和低分子有机酸，且微生物活动剧烈；实验组CK，T1，T2，T3 的有机质质量分数分别为16.57%，14.18%，12.11%，12.24%，对应的降解率分别为13.87%，16.27%，18.34%，18.21%。T1，T2，T3 组有机质降解率均高于对照组CK，表明添加钢渣可改善有机质分解，主要是因为堆肥环境中足够的氧气含量和温度、湿度以及钢渣中含有的铁锰氧化物可作为酶促进剂刺激堆肥中的酶活性，增强微生物活性；同时f-CaO 等成分呈碱性，碱性物质能够促进有机质的分解。T2 组有机质降解速率大于T3组，表明过多的钢渣添加量对有机质降解产生不利影响，因堆体内水分蒸发过快，抑制了微生物活性。

图4 污泥与钢渣好氧堆肥过程中有机质变化Fig.4 Change of organic matter during aerobic composting of sludge and steel slag

2.3 堆肥过程中氨氮的变化

2.4 堆肥中细菌菌群分析

2.4.1 菌群多样性与丰富度

堆肥样品中细菌测序量统计见表4。对于12 个堆肥样品，共获得896 175 条高通量序列，去除嵌合体的高质量序列，对照组CK，T1，T2，T3的高质量序列分别为21 569，235 711，224 757，220 014条。在此基础上，利用α 多样性(又称生境内多样性)研究局域均匀生境的物种数量。应用Chao1 指数、Shannon 和Simpson 指数表征每种处理中细菌群落的相对丰度和多样性变化，结果如表5。由表5 可看出：各组相对丰度与多样性在高温阶段降低，此后增加到不同程度，这是由于高温环境对细菌进行了筛选，只有耐热细菌能够存活；T1，T2，T3组拥有更高的细菌群落丰富度和多样性，即添加钢渣能够增加堆体物种丰度，这源于钢渣较高的比表面积、孔隙率和Fe(III)和Mn(IV)等氧化物成分可加速微生物活动。此结果证实了钢渣与污泥混合堆肥能够增加细菌菌群的多样性和丰度。

图5 污泥与钢渣好氧堆肥过程中铵态氮含量变化Fig.5 Change of ammonium nitrogen content during aerobic composting of sludge and steel slag

表4 堆肥样本测序量统计Tab.4 Statistics of sequencing amount of compost samples

表5 堆肥样本中菌群微生物多样性指数Tab.5 Microbial diversity index of flora in compost samples

4 组堆肥样本的主成分分析(principal component analysis，PCA)结果如图6。由图6 可看出：PC1 和PC2(分别为第一和第二主要成分在堆肥三阶段中细菌群落变化比例)为54.9%，22.1%；堆肥不同阶段的细菌群落组成差异明显，表明温度在细菌群落的演替中起重要作用；堆肥样本在高温和降温阶段细菌群落组成也发生较大改变，表明添加钢渣能够影响和重塑微生物群落结构，这是因为钢渣的添加造成堆肥环境的差异，如氨氮、含水率、温度以及有机质等，这些外在条件影响细菌群落的活动以及选择。

图6 堆肥过程中细菌的主成分分析Fig.6 PCA analysis of bacteria during composting

2.4.2 菌群结构组成

图7 为4 组堆体在门水平上细菌群落的相对丰度。由图7 可看出：变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、厚壁菌门(Firmicutes)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、放线菌门(Actinobacteria)是5个主要的门，之和占各组细菌群落总量的90%以上；对照组CK 与T1，T2，T3 组中的厚壁菌门在堆肥高温时期占主导地位，占比分别为49.09%，41.31%，39.19%，24.51%。研究表明，厚壁菌门是堆肥中木质纤维素分解利用的主要菌群之一。T1，T2，T3组的厚壁菌门相对丰度低于对照组，这是因为添加钢渣导致堆体复合纤维素降解菌的原料丰度降低，这与Li等用松叶生物炭改善猪粪堆肥的研究结果相似。然而在堆肥后期，厚壁菌门在T1，T2，T3组中仍占比较大，其中T3组的优势菌群占比34.21%。放线菌、变形菌和拟杆菌分别有利于碳、氮的转化以及纤维素和木质纤维素的降解。放线菌门、拟杆菌门和变形菌门的相对丰度在堆肥高温期下降，然后逐渐上升至堆肥结束，表明在堆肥降温阶段，拟杆菌、变形菌和放线菌影响有机物的分解。在堆肥后期，T1，T2，T3 组的拟杆菌门(13.45%，18.13%，9.06%)和变形菌门(32.14%，35.80%，17.23%)丰度低于对照组CK(30.77%，41.73%)；T1，T2，T3组的放线菌丰度分别比对照组CK高3.93%，4.10%和3.05%。表明添加钢渣对堆肥降温期放线菌的繁殖生长有促进作用，放线菌能够产生各种抗生素抑制堆体内病原菌，其丰度的增多有利于提高最终堆肥产品的安全性。上述分析表明，堆肥中添加不同质量钢渣能够显著影响堆体内不同阶段细菌群落的多样性。

图7 细菌在门水平的分布与丰度变化示意图Fig.7 Schematic diagram of distribution and abundance change of bacteria at phylum level

2.4.3 环境因子与细菌群落之间的相关性

堆肥过程中的环境因子会影响堆体内细菌群落的新陈代谢，因此通过冗余分析(redundancy analysis，RDA)评估环境因子与细菌群落之间的相关性，结果如图8。

图8 堆肥过程中细菌群落理化特性的冗余分析Fig.8 RDA of physicochemical characteristics of bacterial community during composting

由图8 可看出，RDA1 和RDA2(分别为第一和第二主成分细菌群落结构的差异比例)为62.09%，23.61%。其中温度、有机质、含水率和铵态氮的

(环境因子与物种分布的决定系数)分别为0.619 0，0.626 5，0.118 5，0.452 3，表明环境因子显著影响细菌群落的物种分布和演替。PCA 分析显示T1，T2，T3 组的细菌群落结构与对照组CK 明显不同，钢渣的添加改善了堆肥环境各因素，从而影响堆体内细菌群落结构。绿弯菌门、芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)、酸杆菌门(Acidobacteria)、硝化螺旋菌门(Nitrospirae)和浮霉菌门(Planctomycetes)是堆肥升温期的优势菌种；变形菌门、厚壁菌门、拟杆菌门、放线菌门和髌杆菌门(Patescibacteria)分别是堆肥高温期和降温期的优势菌种。在5个主要门分类中，厚壁菌门和放线菌门与温度、铵态氮、pH呈显著正相关；由于钢渣的碱性，在堆肥后期T1，T2，T3组堆体内两种菌群含量较多，变形菌门和绿弯菌门与有机质、含水率呈显著正相关。