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生活污水污泥制备的生物质炭对红壤酸度的改良效果及其环境风险
更新时间:2017-01-04 来源:《环境科学》 作者:卢再亮,李九玉,姜军,徐仁扣

采用厌氧热解方法由采自南京市生活污水处理厂的2 种污泥分别在300、500 和700℃下制备生物质炭,测定了污泥和污泥生物质炭的性质和重金属含量,研究了污泥和污泥生物质炭对酸性红壤的改良效果,并探讨了污泥炭中重金属的环境风险,以考察污泥生物质炭在红壤地区农用的可行性. 结果表明,污泥和污泥炭中含有一定量的碱,添加污泥和污泥炭均可提高红壤的pH 值,但污泥中有机氮的矿化和铵态氮的硝化会引起红壤pH 波动. 90 d 培养实验结束时, 500 和700℃下制备的污泥炭的改良效果远高于污泥. 污泥和污泥炭中含有丰富盐基阳离子,添加污泥和污泥炭提高了土壤交换性钙、镁、钾和钠含量,降低了土壤交换性铝和交换性H+ 含量. 污泥制备成生物质炭后重金属含量有所增加,但除Zn 和Cd 外,Cu、Pb、Ni 和As 含量没有超过国家标准. 与污泥相比,城东污泥炭中有效态重金属含量显著降低,说明热解过程可以降低有毒重金属的活性.90 d 培养实验结束后,添加江心洲污泥和污泥炭处理之间土壤有效态重金属含量差异不显著; 添加城东污泥炭处理,土壤大部分重金属的有效态含量低于添加污泥处理.因此,污泥生物质炭可以用作酸性土壤改良剂,与直接添加污泥相比,污泥生物质炭没有增加土壤重金属的活性和生物有效性.

红壤是中国南方地区的主要土壤类型,是亚热带地区的重要土壤资源. 但红壤酸性强,其酸害和铝毒以及较低的肥力水平导致这类土壤上农作物生长不良或产量较低[1],因此土壤酸化使红壤在亚热带农林业中的作用不能得到充分的发挥. 施用石灰是改良酸性土壤传统而有效的方法[2],但由于石灰的溶解度很小,其改良效果主要局限于土壤表层,且大量使用石灰会消耗宝贵的矿产资源,因此寻找新型改良剂来替代传统改良方法一直是科技工作者努力的方向. 污泥农用已有很多的研究报道[3 ~ 7],生活污水污泥中含有植物所需的营养元素和有机物质,污泥应用于农林业是比较理想的处置方法[7].

但污泥中含有一定数量的有毒有害物质,如寄生虫卵、病原微生物、细菌、合成有机物及重金属等[3],如将污泥直接农用,污泥中的有害物质可能会对植物产生毒害,或进入食物链危害人类健康. 因此在污泥农用前,应先进行适当处理.

废弃的有机物质在厌氧条件下低温热解产生的固体物质称为生物质炭[8]. 生物质炭因其较高的孔隙度和较大的表面积而具有良好的吸附特性,可以用作土壤和水体中有机污染物和重金属的吸附剂[9 ~ 12]. 生物质炭具有很高的稳定性,在土壤中不易被微生物分解,所以施用生物质炭还可以增加土壤固炭量,减少CO2的排放. 生物质炭的另一重要特性是,一般呈碱性,具有较高的pH值,因此可以用来改良酸性土壤[13 ~ 16]. 研究表明,由农作物秸秆制备的生物质炭具有很好的改良酸性红壤的效果,向土壤中施用生物质炭可以有效降低酸度. 而且由于生物炭含有丰富的K、Ca、Mg 和P 等作物所需的营养物质及较高的阳离子交换量,生物质炭还可提高土壤的肥力水平[13].将污水污泥制备成生物质炭并用作土壤改良剂已有报道[17,18],但污泥生物质炭对土壤酸度的改良效果有待研究. 污泥生物质炭农用时,来自原料的有害物质如重金属可能造成的环境风险有待评估. 本研究以南京市江心洲污水处理厂和城东污水处理厂的脱水污泥为原料,分别在300、500 和700℃ 下制备生物质炭,测定污泥生物质炭的性质,分析污泥生物质炭对酸性红壤的改良效果,并与污泥直接应用进行比较,以期为污泥的资源化利用和酸性土壤的改良提供参考.

1 材料与方法

1. 1 土壤

土壤为采自安徽宣城市郎溪县的农田红壤,经自然风干后,研磨过1 mm 孔径筛供培养实验用,过0. 25 mm 孔径筛供土壤基本性质测定. 供试土壤的基本性质见表1.

1. 2 污泥及污泥制备的生物炭

污泥分别采自南京市江心洲污水处理厂和南京市城东污水处理厂. 江心洲污水处理厂采用好氧活性污泥法,实验采集的污泥是经过浓缩脱水后放在空旷室外风干的样品. 而城东污水处理厂采用生物滤池工艺,所采污泥为刚刚从板框压滤机所得的新鲜污泥. 污泥自然风干、研磨过0. 25 mm 筛之后备用. 分别在300、500 和700℃的温度条件下制备了6 种污泥生物质炭,详细制备步骤参见文献[9].

1. 3 污泥及污泥生物质炭性质的测定

污泥及污泥生物质炭按1 ∶ 5 的固/液比( 质量比) 制成悬液,然后用pH 复合电极法测定污泥和污泥生物质炭的pH[8]. 污泥和污泥生物质炭的含碱量采用酸滴定法测定,将污泥和污泥生物质炭按1∶ 5的固/液比( 质量比) 制成悬液,然后用0. 1 mol·L - 1HNO3将悬液pH 滴定至2. 0,用自动电位滴定仪指

示滴定终点[14]. 污泥和污泥生物质炭的总碳和总氮含量用碳/氮分析仪测定,铵态氮和硝态氮用2mol·L - 1氯化钾溶液浸提,提取液中的铵态氮和硝态氮用流动分析仪测定[13]. 污泥和污泥生物质炭中的可溶性盐基离子用去离子水提取,交换性盐基用乙酸铵溶液提取,提取液中钙和镁用原子吸收分光光度法测定,钾和钠用火焰光度法测定.污泥及污泥炭有效态重金属用DTPA 法提取,用盐酸-硝酸-高氯酸-氢氟酸消解法提取重金属全量[19],提取液中的重金属用电感耦合等离子体发射光谱法( ICPAES)测定.

1. 4 培养实验

将200 g 风干土与4 g 污泥或污泥生物质炭充分混合均匀后,按田间持水量的70% 加入去离子水,将混合物置于塑料杯中,用保鲜膜封口,并在保鲜膜中间留一小孔,以便气体交换并减少水分损失.将塑料杯置于25℃的恒温培养箱中在25℃下恒温培养,每隔3 d 补充水分以保持土壤含水量恒定.在培养实验开始后的第1、3、6、10、20、30、42、50、60、70、80 和90 d 取新鲜土样测定pH 值. 每个处理重复3 次,设不加污泥和污泥炭的处理作为对照. 培养实验持续90 d,实验结束后将土壤样品取出风干、研磨过0. 25 mm 孔径筛供土壤性质测定.

1. 5 土壤性质的测定

将土壤样品按1∶ 2. 5 的土/液比( 质量比) 与去离子水混合,放置30 min 后用复合pH 电极测定土壤pH. 土壤交换性酸用1 mol·L - 1 氯化钾溶液浸提,用碱滴定法测定[19]. 土壤交换性盐基用1mol·L - 1乙酸铵浸提,提取液中盐基离子测定方法与污泥炭盐基离子的测定方法相同. 土壤铵态氮和硝态氮的测定方法同污泥及污泥生物质炭的测定. 土壤有效态重金属含量采用盐酸浸提[19],提取液中重金属用ICP-AES 方法测定.

2 结果与讨论

2. 1 污泥及污泥生物质炭的性质

实验所用污泥和污泥生物质炭的基本性质列于表2 中. 2 种污泥炭的产率均随热解温度升高而下降,与秸秆生物质炭类似,但污泥生物质炭的产率远高于秸秆生物质炭[14],因为污泥的总碳含量低于秸秆. 江心洲污泥经过厌氧热解后,pH 有所上升,且随热解温度的升高而增加,生物质炭的含碱量也有相似的变化趋势. 城东污水处理厂的污泥经热解制备成生物质炭后,其pH 也有所上升,但不同温度下制备的炭的pH 差异不大,而生物质炭的含碱量则随制备温度的升高而减小. 2种生物质炭的总碳和总氮含量均随制备温度的升高而减小,说明污泥在热解过程中碳和氮存在烧失现象,与之前报道的秸秆炭相似[14]. 生物质炭中铵态氮和硝态氮也有相似的趋势,且比污泥中的低得多. 生物质炭中总磷和总钾含量随着热解温度的升高而增加,且高于污泥中的,说明热解过程中磷和钾发生富集.

2. 2 污泥及污泥生物质炭重金属元素的含量

2 种污泥及制备的生物质炭中重金属全量列于表3 中,结果表明生物质炭中Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr 和As 含量均高于对应的污泥中的,说明将污泥制备成生物质炭过程中,这些重金属发生富集. 这一现象也与文献中报道的由澳大利亚污水污泥制备的生物质炭的结果相似[18]. 污泥生物质炭中Hg 含量比污泥中的低得多,说明Hg 在热解过程中发生挥发损失. 污泥炭中Cu、Zn 和Cr 含量随热解温度升高而增加,Pb、Cd 和As 含量随热解温度的变化较小.

江心洲污泥炭中Ni 含量随热解温度的变化很小,但城东污泥炭中Ni 含量随温度升高显著增加.根据我国《农用污泥中污染物控制标准》( GB4284-84) 中酸性土壤的污泥施用标准( 表4) ,江心洲污泥炭中仅Zn 含量超过这一国家标准. 城东污泥炭中Zn 和Cd 含量超过污泥国家标准. 700℃下制备的城东污泥炭中Cu 含量也超标. Zn 是污泥中含量最高的重金属元素[3],容易发生超标现象.

污泥和污泥炭中有效态重金属的含量如表5 所示,结果表明城东污泥炭中有效态Cu、Zn、Pb、Cd和Ni 的含量均显著低于相应污泥中的,说明热解过程虽然导致这些重金属的总量有所提高,但这些重金属的有效性显著减小,环境风险降低. 对于江心洲污泥,热解后Zn 的有效性显著减小,Pb 和Cd 的有效性变化不大. 有效态Ni 在300℃和500℃两种热解条件下显著降低. 有效态Cu 在300℃ 热解条件下显著降低. 污泥经热解制备成生物质炭后有效态重金属含量下降,主要与热解过程中金属化合物的形态发生转化有关,特别是重金属的氢氧化物在加热时易脱水转化为金属氧化物,其溶解度显著减小,导致重金属活性下降.

2. 3 加入污泥及污泥生物质炭对土壤pH 值的影响

图1 结果表明,添加江心洲污泥和污泥生物质炭处理培养期间土壤pH 显著高于对照处理,这是由于污泥及污泥生物质炭本身含碱性物质,均具有中和土壤酸度能力( 表2) . 培养实验结束时, 500℃下制备的污泥生物质炭的改良效果最好,其次为700℃和300℃下制备的生物质炭,这与生物质炭碱含量大小一致( 表2) . 研究结果还表明所有处理培养过程中土壤pH 均随培养时间增加而升高,约在20 d 时达最大,随后逐渐减小. 这是由于培养开始后土壤中有机氮矿化产生铵态氮,这一过程消耗质子; 随后矿化产生铵态氮及土壤中残留的铵态氮发生硝化作用,这一过程释放质子,导致土壤pH 下降. 由于污泥中有机氮和铵态氮的含量要明显高于污泥生物质炭,添加污泥处理土壤pH 波动幅度大于添加生物质炭处理. 如江心洲污泥,在培养实验前期其对酸性土壤的改良效果好于污泥生物质炭,但培养50 d 后,添加污泥处理土壤pH 低于污泥炭处理,培养实验结束时,添加污泥生物质炭处理土壤pH 显著高于添加污泥处理. 这是因为污泥中含有很高浓度有机氮和铵态氮,在培养过程中铵态氮发生持续硝化反应,导致土壤pH 持续下降. 而当污泥热解制备成生物质炭后土壤有机氮和铵态氮含量显著减小,因此添加污泥炭处理土壤中硝化作用较弱,培养实验后期土壤pH 变幅较小. 秸秆生物质炭改良红壤酸度时也观察到类似现象[16]. 图3 中培养实验结束时土壤铵态氮和硝态氮含量证明了这一点,结果表明添加江心洲污泥处理土壤硝态氮高于对照和添加污泥炭处理.

图2 中添加城东污泥和污泥炭处理土壤pH 的变化趋势与图1 相似,不同的是: 添加300℃污泥炭和污泥处理均出现了前期土壤pH 显著增加,而后期明显降低的现象. 表2 结果表明, 300℃下制备的污泥炭虽然硝态氮和铵态氮含量明显低于污泥,但总氮含量仅略低于污泥,表明300℃下制备的污泥炭与污泥相似,均含有较高的有机态氮. 因此前期有机氮的矿化和后期铵态氮的硝化作用对pH 改变起了重要的作用.

图3 结果表明,添加污泥和300℃污泥炭处理,土壤硝态氮含量相似,且比添加500℃和700℃污泥炭处理高得多,也证明了这一点. 由于热解过程降低了300℃下制备的污泥炭的碱含量,因此其改良效果在整个培养期内均低于添加污泥处理. 由于500℃和700℃下制备的生物炭有机氮和铵态氮含量明显低于污泥和300℃ 下制备的污泥炭,因此添加这2 种炭处理培养实验后期土壤pH相对稳定,培养结束时700℃污泥炭的改良效果最好,其次为500℃ 制备的污泥炭. 虽然城东污泥和300℃污泥生物质炭的碱含量高于500℃和700℃下制备的污泥生物质炭,但硝化作用释放的质子抵消了污泥和300℃污泥生物质炭对土壤酸度的部分改良效果,导致它们对红壤的最终改良效果低于500℃和700℃下制备的污泥生物质炭. 虽然700℃下制备的城东污泥炭对红壤酸度的改良效果略高于500℃下制备的污泥炭,但700℃条件下污泥炭的制备成本高于500℃下的. 综合考虑,推荐500℃作为制备污泥生物质炭的最佳温度.

版权、出处:《环境科学》

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