2017, Vol. 38
随着我国农村生活污水处理进程的持续加快和对环保要求的逐渐提高，农村生活污水处理设施的数量和处理能力逐年增加，产生的剩余污泥量也日益增多. 加强农村生活污水和污泥的管理，是改善农村生态环境和防止农业面源污染的重要措施，而污泥有效、安全地处理和处置已成为影响农村污水处理设施正常运行和发展的瓶颈[1].
由于农村地区污水处理规模小，污泥产生量小，农用消耗快，添置专门的装置进行污泥处理处置是不现实的[2]. 而人工湿地处理污泥技术作为土地利用的一种，结合了垂直潜流人工湿地技术和污泥干化床技术[3]，充分利用植物、微生物、阳光和风等自然的力量，对污泥进行稳定化的同时，形成肥料产品，具有耗能低、运行费用低、处理效果佳等优点，尤其适用于农村地区[4, 5]. 该技术起源于欧洲，并在过去的30年中，在许多国家都取得了成功并不断得到改进，尤其在丹麦和法国[6, 7].
尽管人工湿地处理污泥技术在国外的应用已十分普遍，但还存在处理周期较长，污泥稳定化效果有限，回田利用率较低等问题. 为了提高农村污泥的农化性质，有研究提出蚯蚓堆肥的污泥处理技术[8, 9]，并获得了适合农用的堆肥产物，为村镇小型分散型污水厂的污泥处理提供了更实际有效的方法. 此技术目前的研究还停留在静态处理的阶段，因此，可以考虑将蚯蚓堆肥技术应用到污泥干化湿地中，实现动态连续处理污泥的完整系统. 由于蚯蚓对生存环境含水率的要求较高，因而通过分析蚯蚓人工湿地中表层污泥理化性质的变化，研究设计出一种强化污泥处理的蚯蚓人工湿地技术非常有必要.
1 材料与方法 1.1 实验装置本实验在实验室条件下进行，装置为矩形，尺寸(长×宽×高)为200 mm×100 mm×400 mm，有机玻璃材质，便于观察蚯蚓活动. 底层铺设粒径为0.5~2 mm的粗砂，厚度为10 cm. 运行期间反应器用塑料薄膜覆盖保湿，深色覆盖物避光. 装置分为栖息区和活动区两个部分，利用挡板隔开. 栖息区填有5 cm厚度的泥土，适宜蚯蚓的生长和繁殖，具体见图 1. 与传统的人工湿地装置不同，本实验装置内增加了一定高度的挡板，其主要目的是在进泥期间，为蚯蚓提供一个逃逸和临时栖息的空间，防止蚯蚓因高含水率的环境而产生不适应. 因此在正式开展实验之前，需要进行预实验以考察挡板的设置对蚯蚓生存的影响，从而判断挡板设置的必要性.
|
图 1 实验装置平面及A-A剖面示意 Fig. 1 Plane graph and A-A profiles of experimental device |
根据《上海市农村生活污水处理指南》，农村生活污水处理过程产生的污泥，按来源不同，主要可分为：化粪池污泥、腐殖污泥和氧化塘污泥等. 本实验采用的污泥取自上海曲阳水厂二沉池污泥，与腐殖活性污泥和氧化塘污泥性质相近，其进泥特性如下：平均pH 为6.7，含水率为99.2%，VS (%TS) 平均含量为71.0%±7.5%. 污泥渗滤液COD平均含量 (134±34) mg·L-1，氨氮平均含量 (12.47±4.00) mg·L-1，TN平均含量(22.11±10.09) mg·L-1，TP 平均含量(12.57±3.39) mg·L-1.
本实验所用蚯蚓购自江苏省句容市某蚯蚓养殖基地，品种为赤子爱胜蚓(Eisenia foetida). 此蚓种适应性强，繁殖率高，饲养广泛，适合生活在温度15~25℃、湿度70%~80%、pH值6.5~7.5的土壤环境中，国内外有关蚯蚓处理污泥的实验多采用此品种[10].
1.3 研究方法 1.3.1 实验方法本实验一共设置了8个工况，每个工况设置2个平行，均采用间歇式进泥方式. 进泥负荷根据Nielsen等[11]的研究，采用高、 中、 低：80、 65、 48 kg·(m2·a)-1这3种不同负荷；投放密度根据蚯蚓每天能消化自身重量一半的废物计算[12]，采用高、 中、 低：0.65、 0.54、 0.43 kg·m-2这3种不同密度. 相关研究发现，剩余污泥在投入湿地后的3 d内，含水率会迅速下降，达到70%左右[13]. 而蚯蚓的最佳生存环境正是在湿度70%~80%的土壤中，因此实验安排在首次投泥3 d后开始投加蚯蚓. 实验所用蚯蚓投入湿地装置前需要经过一个月的提前驯化，其驯化方法参考了Sonowal等[14]的研究.
各装置在平均室温为25℃的实验室条件下同时进行，自2016 年3 月1 日开始进泥，进泥周期为7 d，进泥体积根据进泥日总固体含量和进泥负荷计算确定. 为了方便对各影响因素单独比较分析，本研究按照控制变量法设计实验工况，其中1号工况为不投加蚯蚓的对照组，其余工况分别依据不同的污泥投加负荷、 蚯蚓投加密度以及进泥频率进行设计，各工况的参数条件具体见表 1.
|
表 1 各工况参数条件 Table 1 Parameters of each working condition |
1.3.2 样品采集与分析
实验时间为5个月，每两周对1 cm厚度的表层污泥取样一次，重复取3次后进行混合. 采集后的污泥样品分为两份，一部分鲜样直接测定含水率和VS含量，另一部分先进行冷冻干燥，再研磨过100目筛后用于测定脱氢酶活性. 实验进行时，同步测定环境温度和湿度. 含水率和VS采用CJT 221-2005《城市污水处理厂污泥检验方法》[15]中的重量法进行测定，脱氢酶活性采用TTC分光光度法测定[16].
本实验结果均用Origin 8.0 软件绘图，采用SPSS 17.0统计软件，One-Way ANOVO分析不同工况间的差异性，置信区间定为95%.
2 结果与讨论 2.1 挡板的设置对蚯蚓存活情况的影响通过预实验考察挡板设置的必要性并确定最合适的挡板入土深度. 该实验在中等负荷65 kg·(m2·a)-1下进行，共3套反应装置，分别研究了50、 30、 10 mm不同挡板入土深度下，装置运行结束前后蚯蚓生物量及数量的变化，具体统计结果见表 2，实验时间为一个月. 本研究发现，各装置内的蚯蚓数量基本未发生变化，按照挡板深度从大到小，蚯蚓生物量分别增长了41.39%、 22.72%和42.59%. 各装置中蚯蚓死亡率较低且蚯蚓平均体重均有不同程度的增长，说明蚯蚓能够适应在该实验装置中生存. 而挡板两侧蚯蚓数量分布的情况表明，挡板的入土深度对蚯蚓在两区域间的迁移有一定影响. 实验结束时，距离最后一次进泥已经有一周的时间，污泥平均含水率已达到80%以下，适合蚯蚓的生长环境. 理论上蚯蚓应该大部分集中在活动区，但50 mm和30 mm的挡板设置深度下，蚯蚓半数都还在栖息区. 通过已有的研究发现，赤子爱胜蚓属于表居型蚯蚓[17]，活动区域主要集中在土壤上层表面. 装置运行前期，蚯蚓在污泥层较薄的情况下进入了栖息区，而随着污泥厚度的增加导致蚯蚓进入栖息区后不再回到活动区处理新鲜污泥，因此大部分仍处于栖息区；而10 mm的挡板设置深度下，蚯蚓能够全部转移，并且蚯蚓增长量也最高，说明此条件下蚯蚓处理效率较高. 因此，选择10 mm作为最佳挡板入土深度应用于后续实验.
|
|
表 2 蚯蚓生物量及数量统计结果 Table 2 Statistical results of earthworm biomass and quantities |
2.2 进泥负荷对污泥性质的变化影响
2、 3和6号工况分别模拟了48、 65 、 80 kg·(m2·a)-1这3种污泥负荷下蚯蚓湿地的运行状况. 通过比较图 2中1、 2、 3、 6号工况下污泥含水率和VS含量随进泥周期的变化发现，随着运行周期的增加，表层污泥含水率和VS均呈现先逐渐增大后趋于稳定的变化规律. 这是因为初始阶段过滤基质渗透性能最好，污泥干化效果也最好. 但随着进泥周期的增长，污泥逐渐堆积，渗透层的厚度也在增长，干化效率随之降低[18]，最后与环境湿度达到一个平衡，趋于稳定. 同时，由于污泥中有机物的累积，VS含量也会升高，但在蚯蚓的作用下，污泥中的有机物会被分解，最终趋于稳定[19].
|
图 2 不同污泥负荷下含水率和VS的变化 Fig. 2 Changes of moisture content and VS under different sludge loading |
据图 3研究发现，1、 2、 3和6号工况表层污泥含水率和VS含量的平均值分别为87.9%±4.4%、 83.6%±8.9%、 86.0%±4.5%、 87.3%±1.3%和64.6%±6.8%、 56.4%±17.5%、 58.4%±12.8%、 59.9%±6.0%. 结果表明，不同污泥负荷对表层污泥的干化和稳定化效果存在显著差异(P<0.05). 随污泥负荷的增长，表层干化污泥含水率逐渐增高，VS含量也有所升高，这是因为高负荷下的污泥会引起堵塞并影响氧传递[20]. 同时研究发现，6号工况含水率和VS变化比较平稳，这是因为随着污泥负荷的增加，污泥干化和稳定化速率减慢，变化幅度减弱，从而含水率和VS长期处于一个较高的水平，因此高负荷下对应的污泥含水率和VS较高，并且变化幅度较小. 而1号对照工况在未投加蚯蚓且中等负荷条件下，其效果和高负荷工况相近. 张志剑等[21]的综述中提到，蚯蚓能够通过肠道消化分解作用，将废弃物基质转化为均匀且稳定的类腐殖质化合物. 因此说明1号工况由于缺少蚯蚓的分解作用，同等条件下表层污泥干化稳定化效果较差.
|
图 3 不同污泥负荷下含水率和VS的分布情况 Fig. 3 Distribution of moisture content and VS under different sludge loading |
脱氢酶活性(dehydrogenase activity，DHA)可以用来反映微生物活性大小，它是一种胞内酶，能参与有机物脱氢反应[22]. 图 4所示的是不同污泥负荷下，各工况表层污泥DHA在5个月内的平均值. 3种负荷下表层污泥DHA均存在显著差异(P<0.05)，其中，48 kg·(m2·a)-1的污泥负荷下，表层污泥DHA最低. 随着蚯蚓堆肥的进行，能够被微生物代谢的有机物越来越少，微生物活性也会减弱. 一般来说，DHA越低，说明处理体系越稳定[23]. 从而再次证明了随着污泥负荷的升高，蚯蚓人工湿地的污泥稳定化效果也会变差.
|
图 4 不同污泥负荷下DHA平均值 Fig. 4 Average value of dehydrogenase activity under different sludge loading |
1、 3、 4和5号工况分别模拟了不同蚯蚓投加密度下(0、 0.43、 0.54、 0.65 kg·m-2)蚯蚓湿地的运行状况. 同样地，通过比较图 5中各工况污泥的含水率和VS变化发现，随着运行周期的增加，表层污泥含水率和VS均呈现先逐渐增大后趋于稳定的变化规律. 根据图 6的结果，1、 3、 4和5号工况表层污泥含水率和VS含量的平均值分别为87.9%±4.4%、 86.0%±4.5%、 85.3%±4.0%、 86.1%±4.4%和64.6%±6.8%、 58.5%±12.8%、 58.7%±9.9%、 61.4%±7.2%. 其中，未投加蚯蚓的1号对照工况与其他工况组相比存在显著性差异(P<0.05)，含水率和VS均最高，且数据更为分散，变化波动较大，这是由于缺少蚯蚓的情况下，装置含水率主要受外部条件影响，随气温和空气湿度波动变化[24]. 而投加蚯蚓的装置含水率数据分布较为集中，蚯蚓处理污泥后产生的蚯蚓粪具有较好的持水性，减慢了水分的蒸发，为蚯蚓提供适宜的湿度环境[25].
|
图 5 不同蚯蚓密度下含水率和VS的变化 Fig. 5 Changes of moisture content and VS under different stocking densities |
|
图 6 不同蚯蚓密度下含水率和VS的分布情况 Fig. 6 Distribution of moisture content and VS under different stocking densities |
本实验发现，投加蚯蚓的工况表层污泥含水率和VS平均值与供试污泥相比，分别下降了15%和10%左右. 而在Iannelli等[26]关于人工湿地短期处理污泥的研究中，湿地上层0~15 cm厚度的污泥，其含水率和VS在2个月的处理时间内的变化值仅达到了5%和3%. 并且通过分析图 7中不同蚯蚓投放密度下装置内表层污泥的DHA发现， 1号工况表层污泥的DHA与其他工况组存在极显著差异(P<0.01)，其平均值甚至达到了其他各蚯蚓湿地装置的两倍多. 其中，5号工况表层污泥DHA最低，稳定性最好，此工况下蚯蚓放养密度为0.65kg·m-2. 结果表明，蚯蚓的加入能够有效改善人工湿地污泥干化和稳定化的效能，并且在0.65 kg·m-2的蚯蚓密度下，蚯蚓人工湿地的稳定化效果最好.
|
图 7 不同蚯蚓密度下DHA平均值 Fig. 7 Average value of dehydrogenase activity under different stocking densities |
3、 7和8号工况分别模拟了小时进泥、 单次进泥和双次进泥不同进泥频率下蚯蚓湿地的运行状况. 根据图 8和图 9分析发现，1、 3、 7和8号工况表层污泥含水率和VS含量的平均值分别为87.9%±4.4%、 86.0%±4.5%、 86.8%±3.0%、 86.4%±3.8%和64.6%±6.8%、 58.5%±12.9%、 60.7%±13.0%、 62.3%±11.0%.其中，3号为小时进泥工况，VS含量平均值最低，图 10中所示的DHA也最低，说明小时进泥方式下，蚯蚓人工湿地稳定化效果最好. 而7号和8号 VS含量则相对较高，因为瞬时污泥负荷较大而导致污泥干化速度的减慢，含水率下降速度减慢，从而影响到了蚯蚓的处理效果. 尤其7号装置数据分布更分散，说明单次进泥的方式对蚯蚓活动的影响较大，导致处理效果不够稳定，变化幅度较大. 但从含水率平均值来看，各进泥频率下表层污泥周期干化程度较为相似，差异不明显(P>0.05)，说明不同的进泥频率对表层污泥的干化影响较小. 1号作为未投加蚯蚓对照工况，进泥方式也为小时进泥条件下，其含水率和VS含量均为最高，且变化幅度较小，说明蚯蚓在其他装置中的作用较明显，显著提高了有机物的分解以及干化的速度.
|
图 8 不同进泥频率下含水率和VS的变化 Fig. 8 Changes of moisture content and VS under different loading frequencies |
|
图 9 不同进泥频率下含水率和VS的分布情况 Fig. 9 Distribution of moisture content and VS under different loading frequencies |
|
图 10 不同进泥频率下DHA平均值 Fig. 10 Average value of dehydrogenase activity under different loading frequencies |
(1) 通过对传统人工湿地处理污泥装置加以改造，得到一种可行的蚯蚓湿地污泥处理方法. 本研究发现通过设置入土深度为10mm的挡板，能够提供蚯蚓在进泥期间的栖身之所，保证蚯蚓湿地的正常运行.
(2) 蚯蚓的投加对表层污泥的处理效果有显著性差异(P<0.05)，蚯蚓的加入能够改善人工湿地污泥干化和稳定化的效能. 与未投加蚯蚓的模拟湿地相比，其表层污泥DHA更低，含水率和VS平均减少量分别能达到15%和10%左右；并且在0.65 kg·m-2的蚯蚓投加密度下，蚯蚓人工湿地的稳定化效果最好.
(3) 不同污泥负荷对表层污泥干化稳定化程度有显著差异(P<0.05)，随着污泥负荷的增加，蚯蚓湿地表层污泥干化和稳定化速率逐渐减慢；不同进泥频率对表层污泥周期干化程度无显著差异(P>0.05)，但小时进泥方式下污泥稳定化程度较好. 因此实际运行中，为了达到较好的污泥处理效果，设计污泥负荷应该控制在合理的范围内，并且应尽量提高进泥频率，减少单次进泥量.
| [1] | 彭智平, 李文英, 黄继川, 等. 农村城镇污泥处理和农用技术规程[J]. 广东农业科学, 2010, 37(11) : 83–84. |
| [2] | 李雄勇, 常文越, 张帆. 赤子爱胜蚓处理农村生活污水污泥的技术研究[J]. 科技创新导报, 2014, 11(4) : 35–37. |
| [3] | 杨小文, 杜英豪. 污泥处理与资源化利用方案选择[J]. 中国给水排水, 2002, 18(4) : 31–33. Yang X W, Du Y H. Options for sewage sludge treatment and reclamation for reuse[J]. China Water & Wastewater, 2002, 18(4) : 31–33. |
| [4] | 黄凌军, 杜红, 鲁承虎, 等. 欧洲污泥干化焚烧处理技术的应用与发展趋势[J]. 给水排水, 2003, 29(11) : 19–22. Huang L J, Du H, Lu C H, et al. Application and development of sludge drying and incineration in European[J]. Water & Wastewater Engineering, 2003, 29(11) : 19–22. |
| [5] | 崔玉波, 冉春秋, 王芳, 等. 干化床和芦苇床稳定污泥过程中的腐殖化特征[J]. 环境工程学报, 2014, 8(1) : 305–309. Cui Y B, Ran C Q, Wang F, et al. Humification characteristics of stabilized sewage sludge in sludge drying bed and reed bed[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014, 8(1) : 305–309. |
| [6] | Uggetti E, Ferrer I, Llorens E, et al. Sludge treatment wetlands:a review on the state of the art[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(9) : 2905–2912. DOI: 10.1016/j.biortech.2009.11.102 |
| [7] | Nielsen S, Bruun E W. Sludge quality after 10-20 years of treatment in reed bed systems[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014, 22(17) : 12885–12891. |
| [8] | 臧兰兰. 蚯蚓堆肥对城市污泥农化性质的影响[D]. 兰州:西北师范大学, 2014. Zang L L. Effect of earthworm on sewage sludge at agricultural chemical characteristics[D]. Lanzhou:Northwest Normal University, 2014. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10736-1014067724.htm |
| [9] | 陈学民, 王惠, 伏小勇, 等. 赤子爱胜蚓处理污泥对其性质变化的影响[J]. 环境工程学报, 2010, 4(6) : 1421–1425. Chen X M, Wang H, Fu X Y, et al. Effect of vermicomposting using Eisenia foetida on properties of sewage sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2010, 4(6) : 1421–1425. |
| [10] | Ali U, Sajid N, Khalid A, et al. A review on vermicomposting of organic wastes[J]. Environmental Progress & Sustainable Energy, 2015, 34(4) : 1050–1062. |
| [11] | Nielsen S. Sludge treatment in wetland systems[A]. In:Dias V, Vymazal J (Eds.). International Seminar on the use Aquatic Macrophytes for Wastewater Treatment in Treatment wetland[C]. Lisbon-Portugal, 2003. |
| [12] | Haimi J, Huhta V. Capacity of various organic residues to support adequate earthworm biomass for vermicomposting[J]. Biology and Fertility of Soils, 1986, 2(1) : 23–27. DOI: 10.1007/BF00638957 |
| [13] | Bianchi V, Peruzzi E, Masciandaro G, et al. Efficiency assessment of a reed bed pilot plant (Phragmites australis) for sludge stabilisation in Tuscany (Italy)[J]. Ecological Engineering, 2011, 37(5) : 779–785. DOI: 10.1016/j.ecoleng.2010.05.008 |
| [14] | Sonowal P, Khwairakpam M, Kalamdhad A S. Stability analysis of dewatered sludge of pulp and paper mill during vermicomposting[J]. Waste and Biomass Valorization, 2014, 5(1) : 19–26. DOI: 10.1007/s12649-013-9225-z |
| [15] | CJ/T 221-2005, 城市污水处理厂污泥检验方法[S]. |
| [16] | Huang K, Li F S, Wei Y F, et al. Effects of earthworms on physicochemical properties and microbial profiles during vermicomposting of fresh fruit and vegetable wastes[J]. Bioresource Technology, 2014, 170 : 45–52. DOI: 10.1016/j.biortech.2014.07.058 |
| [17] | 胡安, 朱维琴, 陈林, 等. 蚯蚓处理对土壤中重金属生物可利用性的影响[J]. 杭州师范大学学报(自然科学版), 2012, 11(4) : 369–373. Hu A, Zhu W Q, Chen L, et al. Effects of earthworm disposal on the bioavailability of heavy metals in soil[J]. Journal of Hangzhou Normal University (Natural Science Edition), 2012, 11(4) : 369–373. |
| [18] | Uggetti E, Argilaga A, FerrerI, et al. Dewatering model for optimal operation of sludge treatment wetlands[J]. Water Research, 2012, 46(2) : 335–344. DOI: 10.1016/j.watres.2011.10.040 |
| [19] | Khwairakpam M, Bhargava R. Vermitechnology for sewage sludge recycling[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 161(2-3) : 948–954. DOI: 10.1016/j.jhazmat.2008.04.088 |
| [20] | Vincent J, Forquet N, Molle P, et al. Mechanical and hydraulic properties of sludge deposit on sludge drying reed beds (SDRBs):influence of sludge characteristics and loading rates[J]. Bioresource Technology, 2012, 116 : 161–169. DOI: 10.1016/j.biortech.2012.04.023 |
| [21] | 张志剑, 刘萌, 朱军. 蚯蚓堆肥及蝇蛆生物转化技术在有机废弃物处理应用中的研究进展[J]. 环境科学, 2013, 34(5) : 1679–1686. Zhang Z J, Liu M, Zhu J. Organic waste treatment by earthworm vermicomposting and larvae bioconversion:review and perspective[J]. Environmental Science, 2013, 34(5) : 1679–1686. |
| [22] | 伏小勇, 崔广宇, 陈学民, 等. 蚯蚓处理对污泥中微生物碳量及脱氢酶活性的影响[J]. 环境科学学报, 2015, 35(1) : 252–256. Fu X Y, Cui G Y, Chen X M, et al. Effects of earthworms on the microbial biomass carbon and dehydrogenase activity in decomposition treatment of sewage sludge[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(1) : 252–256. |
| [23] | Fernández-Gómez M J, Romero E, Nogales R. Feasibility of vermicomposting for vegetable greenhouse waste recycling[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(24) : 9654–9660. DOI: 10.1016/j.biortech.2010.07.109 |
| [24] | Stefanakis A I, Tsihrintzis V A. Effect of various design and operation parameters on performance of pilot-scale Sludge Drying Reed Beds[J]. Ecological Engineering, 2012, 38(1) : 65–78. DOI: 10.1016/j.ecoleng.2011.10.003 |
| [25] | 袁绍春, 张智, 王敏, 等. 蚯蚓处理污水污泥制取土壤改良剂[J]. 环境工程学报, 2012, 6(6) : 2097–2103. Yuan S C, Zhang Z, Wang M, et al. Vermicomposting for conversion of sewage sludge to soil amendment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2012, 6(6) : 2097–2103. |
| [26] | Iannelli R, Nielsen S, Peruzzi E, et al. Short-term performance analysis of sludge treatment reed beds[J]. Water Science and Technology, 2013, 68(7) : 1520–1528. DOI: 10.2166/wst.2013.394 |