CN113636641A

CN113636641A - 一种减排二氧化碳污水处理方法使碳源高额转为活性污泥与生物质耦合固碳制备土壤改良剂

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Publication number: CN113636641A
Application number: CN202110992263.5A
Authority: CN
Inventors: 于晗; 于宏兵; 韩佳伟; 刘小红
Original assignee: Shenzhen Research Institute Of Nankai University
Current assignee: Shenzhen Research Institute Of Nankai University
Priority date: 2021-08-27
Filing date: 2021-08-27
Publication date: 2021-11-12
Anticipated expiration: 2041-08-27
Also published as: CN113636641B

Abstract

本发明提供了一种减排二氧化碳污水处理方法使碳源高额转为活性污泥与生物质耦合固碳制备土壤改良剂，涉及污水处理与固碳减排技术领域。本发明提供了一种减排、微排CO₂，同时增殖活性污泥固碳的污水处理新方法；同时利用生物质与上述过程产生的活性污泥耦合腐殖化生成腐殖酸制备土壤改良剂，实现污水处理过程中固碳和在土壤中长期储存碳的效果。本发明所述土壤改良剂对城市绿化用土、生态修复、沙化土壤、盐碱地等多类型待修复土壤具有生态修复作用，修复能力良好，同时能长期储存碳于被修复的土壤中，增长储存碳的时间。

Description

一种减排二氧化碳污水处理方法使碳源高额转为活性污泥与生物质耦合固碳制备土壤改良剂

技术领域

本发明属于污水处理与固碳减排技术领域，具体涉及一种减排二氧化碳污水处理方法使碳源高额转为活性污泥与生物质耦合固碳制备土壤改良剂。

背景技术

随着社会的进步，经济社会发展和生态环境问题之间的矛盾日益突出，生产和生活中如何减少碳排放、增大碳循环碳固定量对环境治理有着重大的意义。城镇污水厂所处理的污水中含有大量的有机物，根据美国污水生物处理专家麦金尼提出的微生物代谢活动的数量关系显示：在活性污泥微生物的作用下，可溶性有机物的1/3被微生物通过异化作用分解，好氧过程产生了CO₂造成了大量温室气体排放，造成温室效应。而通过内源呼吸作用，80％的细胞物质被分解为无机物质，20％为不能分解的残留物，若按照传统的活性污泥法实现净水功能，则可溶性有机物中86.67％的物质将转化为无机物，造成严重的碳排放，加剧温室效应。

发明内容

有鉴于此，本发明的目的在于提供了一种减排二氧化碳污水处理方法使碳源高额转为活性污泥与生物质耦合固碳制备土壤改良剂，所述污水生物处理方法能够减少碳排放，减缓温室效应，同时提高各类固体废弃物中碳的利用；以所述活性污泥为原料制备得到的土壤改良剂，对城市绿化用土、生态修复、沙化土壤、盐碱地等多类型待修复土壤具备良好修复能力，且能长期存储碳。

为了实现上述发明目的，本发明提供以下技术方案：

本发明提供了一种污水生物处理方法，包括以下步骤：调节经预处理的污水C/N为(4～5)/1，并置于固碳生物反应池进行固碳反应，将反应后的泥水混合物进行分离，得活性污泥和处理水；

所述固碳反应包括第一固碳和第二固碳，所述第一固碳的时间为7～8h，将反应后的泥水混合物进行分离，处理水进行第二固碳，合并第一固碳和第二固碳得到的活性污泥；

所述第一固碳包括用膜曝气调节所述固碳生物反应池的第一段中的溶解氧含量为1.0～1.2mg/L，pH值调节为6.5～8.5，温度调节为15～35℃；

所述第二固碳包括调节所述固碳生物反应池的第二段中的溶解氧含量为0.8～1.0mg/L，pH值调节为6.5～8.5，温度调节为15～35℃。

优选的，所述固碳生物反应池的第一段中活性污泥微生物的含量为7000～12000mg/L，且所述污水中有机物的重量与活性污泥微生物的重量比为1.6～2.5kgBOD/(kgMLSS·d)；

所述固碳生物反应池的第二段中活性污泥微生物含量为1000～1500mg/L。

优选的，所述固碳生物反应池中活性污泥微生物的世代时间为30～50min。

优选的，所述预处理包括将污水管网的污水依次通过格栅和液体化反应池。

本发明还提供了根据上述方法制备得到的活性污泥。

本发明还提供了一种土壤改良剂，所述土壤改良剂的制备原料包括上述活性污泥、生物质和腐殖菌剂。

本发明还提供了上述土壤改良剂的制备方法，包括以下步骤：将上述活性污泥脱水至含水率60～85％，与干燥粉碎的生物质按照1:3～3:1的体积比混合，接种腐殖菌剂，好氧发酵30～40d，干燥得所述土壤改良剂。

优选的，所述腐殖菌剂的接种体积百分含量为0.1～0.5％。

优选的，所述腐殖菌剂的制备方法，包括：将枯草芽孢杆菌、环状芽孢杆菌和嗜热脂肪芽孢杆菌分别进行培养和放大，进行复配，将复配菌液与腐殖土按照1：(10～15)的质量比混合。

本发明还提供了上述方法或上述活性污泥或上述土壤改良剂在固碳减排和改良土壤中的应用。

有益效果：本发明提供了一种污水生物处理方法及得到的活性污泥，在固碳生物反应池中通过抑制活性污泥微生物的内源呼吸，同时强化活性污泥微生物对有机物的同化作用，降低可溶性有机物矿化作用，减少CO₂的产生，从而实现减排、微排CO₂。并使有机物更多的合成为活性污泥细胞物质，将生活污水中的碳固定在活性污泥中。经本发明处理后的活性污泥较传统活性污泥法固碳能力提高75％左右。处理水中溶解性有机物含量为进水的98％以上。

本发明利用生物质与上述过程产生的活性污泥耦合腐殖化生成腐殖酸制备土壤改良剂，研发了一种对城市绿化用土、生态修复、沙化土壤、盐碱地等多类型待修复土壤的与生态改良剂，具备良好修复能力同时还能长期储存碳于被修复的土壤中，增长了储存碳的时间。本发明利用所述土壤改良剂对盐碱土、沙土和建筑垃圾土进行修复，可以大幅提升盐碱土的土壤肥力，腐殖质量以及微生物量等；大幅改善沙土的土壤环境，有效提高沙土的各项土壤指标，对促进植物生长具有重大作用，能有效提高沙地的植物覆盖率；降低建筑垃圾土的土粒密度和土壤容重，并提高孔隙度、含水量、有机物以及氮、磷和钾的含量。

附图说明

图1为本发明的工艺流程简图；

图2为不同添加比例的土壤改良剂中碱解氮含量的变化图；

图3为不同添加比例的土壤改良剂中有效磷含量的变化图；

图4为不同添加比例的土壤改良剂中速效钾含量的变化图；

图5为胡敏酸(HA)的分子结构图；

图6为富里酸(FA)的分子结构图；

图7为不同添加比例的生态修复剂样品中FA和HA含量变化图；

图8为本发明制备得到的土壤改良剂实物图；

图9为实施例3中碱解氮含量的变化图；

图10为实施例3中有效磷含量的变化图；

图11为实施例3中速效钾含量的变化图；

图12为实施例3中碳含量和氮含量的变化图；

图13为实施例3中修复后盐碱地种植小白菜效果图；

图14为实施例4中沙地修复前后对比图；

图15为实施例4中沙地修复前后各项指标比；

图16为实施例5中垃圾土修复前后各项指标比；

图17为枯草芽孢杆菌，环状芽孢杆菌，嗜热脂肪芽孢杆菌参照图，从左到右，从上到下依次为枯草芽孢杆菌，环状芽孢杆菌，嗜热脂肪芽孢杆菌。

具体实施方式

本发明对所述污水进行预处理，所述预处理优选包括将污水管网的污水依次通过格栅和液体化反应池，所述格栅可去除较大的不溶性悬浮物，在所述液体化反应池中进行水解酸化处理，水解酸化处理方法是厌氧处理的前期阶段。根据产甲烷菌与水解产酸菌生长条件的不同，将厌氧处理控制在含有大量水解细菌、酸化菌的条件下，利用水解菌、酸化菌将水中不溶性有机物水解为溶解性有机物，将难生物降解的大分子物质转化为易生物降解的小分子物质的过程，从而改善废水的可生化性，为后续生化处理提供良好的水质环境。

本发明所述固碳生物反应池优选包括两段，调节C/N为(4～5)/1，在此C/N下，固碳生物反应池第一段中活性污泥微生物不进入内源呼吸期。本发明优选调节C/N为(5×12)/14，约为4.3/1，以保证充足的氮源。本发明优选利用无机盐调节C/N，更优选利用NH₄Cl进行调节。

本发明所述固碳生物反应池第一段中，富含活性菌胶团，菌胶团实际上是一个微观的生态系统，里面有可以吸收降解水中有机物的微生物菌群(细菌、真菌、原生动物等)，在溶解氧含量保持1.0～1.2mg/L，溶解性有机营养物质长期处于较高水平的条件下(及溶解氧含量仅能维持微生物基本生理活动的条件下)长期培养驯化，形成异化作用弱，同化作用强的菌胶团，菌胶团中包含产碱杆菌属、芽孢杆菌属、黄杆菌属、动胶杆菌属、假单胞菌属和丛毛单细菌属优势菌种，可使可溶性有机物更多的增殖为活性污泥微生物细胞物质或新细胞，减少异化作用产生的CO₂的排放，实现减排、微排CO₂与固碳作用的功能，并通过在固碳生物反应池中不断地驯化，使活性污泥微生物的功能得到强化。

本发明所述固碳生物反应池第一段能够抑制内源呼吸，为使污泥增殖速度保持较高水平，需维持活性污泥微生物浓度(MLSS)为7000～12000mg/L，因生活污水中有机物浓度为300mg/L左右，污泥浓度过高，会导致营养物质补给不足，活性污泥微生物进入内源呼吸期，细胞物质分解产生大量CO₂；活性污泥微生物浓度过高会影响曝气与布水的均匀性。本发明所述固碳生物反应池第一段中的水力停留时间(HRT)优选根据生活污水中有机物浓度来确定，但HRT至少要大于活性污泥微生物的世代时间，优选为7～8h，更优选为8h。在本发明中，参与活性污泥处理的微生物，多属嗜温菌，一般将活性污泥处理的温度范围控制在15～35℃，为多数活性污泥微生物的最适温度，在此温度下，微生物的生理活动强劲、旺盛，表现在增殖方面则是裂殖速度快，世代时间短，有利于缩短HRT。在本发明中，由于微生物的生理活动与环境的酸碱度(氢离子浓度)关系密切，只有在适宜的酸碱环境下，活性污泥微生物才能进行正常的生理活动；脱离最适pH范围，活性污泥微生物虽能够成活，但生理活动微弱，易于死亡，增殖速率降低；一般最佳的pH值范围为6.5～8.5之间。在本发明中，污水中有机物量与活性污泥量的比值F/M(污泥负荷)是决定有机物降解速度、活性污泥增长速度最重要的因素。本发明采用高额的污泥负荷，将加快有机污染物的降解速度与活性污泥增长速度，故控制F/M值在2.0kgBOD/(kgMLSS·d)。

式中Q——污水流量，m³/d；

S_a——污水中有机物浓度，mg/L；

V——曝气池容积，m³；

X——混合液MLSS浓度，mg/L。

本发明进水采用连续进水+完全混合式旨在维持反应池第一段内营养物质长期保持较高浓度，使F/M值处于较高水平，营养物质不成为活性污泥微生物生长的控制因素，从而可以使活性污泥微生物长期处于对数增长期；且连续进水，能使反应器第一段内污水处于均质状态，使活性污泥与可溶性有机物充分接触在这种情况下，活性污泥微生物的增殖速率仅由微生物本身的最小世代时间控制，微生物以最高速度摄取营养物质，也以最高速度增殖，保证活性污泥微生物细胞数按几何级数增加。

在本发明中，无机盐类对于活性污泥微生物来说需求量很少，但必不可少。及时添加磷、钾、镁、钙、铁、硫等无机盐，维持溶液中各无机盐浓度处于0.0001～0.001mol/L即可，因为他们参与细胞结构的组成、能量的转移和控制原生质的胶态，对菌胶团形成有较大作用。钠在微生物细胞中可调节细胞与污水之间的渗透压，还具有调节微生物代谢活动的功能，因此也必不可少。

本发明优选维持反应池第一段内溶解氧量为1～1.2mg/L，此溶解氧浓度可满足活性污泥微生物的基本生理活动；溶解氧浓度高，营养物质供给量难以满足，必将会导致部分活性污泥微生物进入内源呼吸期，造成大量CO₂排放；提高反应池内溶解氧含量，耗能过量，在经济上也不适宜。

本发明优选曝气供氧方式为膜曝气，膜曝气采用中空纤维膜，一方面中空纤维膜具有高比表面积，十分适合微生物的附着；另一方面中空纤维膜微孔分布均匀，可以有效提高氧气传质效率。空气或者纯氧由中空纤维膜内部进入并扩散透过膜孔，以无泡曝气的方式进入水体，提高溶解氧的扩散通量，使得氧的利用率明显挺高，供给的气体可以近乎100％的被微生物利用，降低曝气能耗，并且还可避免将废水中的挥发性污染气体带出污染环境。同时中空纤维膜供氧方式规避普通曝气所产生的吹脱效应，最大限度的减少曝气过程对微生物种群结构的扰动，将功能菌留在反应器中，提升污泥沉降性能，使得反应池内处于稳定状态。此外因为中空纤维膜十分适合微生物附着，所以可在反应池内竖置一些中空纤维膜，在中空纤维膜上会形成一层生物膜，降低氧气供给效率，使得氧气从纤维膜向外扩散的同时由于氧气扩散的原因形成氧气浓度梯度，纤维膜附近可以同时出现好氧区、兼性区与厌氧区，可以实现硝化与反硝化作用，达到单级脱氮效果。

本发明优选将经过上述固碳生物反应池第一段处理后的水经泥水分离后，上清液进入固碳生物反应池第二段，在固碳生物反应池第二段进行剩余可溶性有机物的去除。本发明所述固碳生物反应池第二段的反应参数包括：活性污泥微生物浓度保持在1000～1500mg/L，溶解氧含量需保持到0.8mg/L～1.0mg/L，pH值为6.0～8.0，温度为15～35℃，水力停留时间(HRT)为2～3h，C/N为10:1～15:1，无机盐营养物质含量同第一段，且反应池第二段容积为第一段的1/3～1/2，这是因为HRT缩短，所需容积大大减小。

在本发明中，由于经第一段处理的污水中可溶性有机物已经被大量去除，本段作为第一段的补充，仅需少量的活性污泥微生物进行可溶性有机物分解；溶解氧含量需保持到0.8mg/L～1.0mg/L，这是因为本段中活性污泥微生物浓度低，在该范围内的溶解氧含量可使活性污泥微生物活性处于最佳状态。溶解氧含量也不宜过高，溶解氧含量过高，有机物分解速率加快，而第二段进水中可溶性有机物含量较低，过快的有机物分解速率会使活性污泥微生物进入内源呼吸期，增大CO₂的排放。此外溶解氧含量过高，能耗加大，经济上也不适宜。由于本段进水中可溶性有机物含量较低，营养物质不足以满足微生物维持在对数增殖期，成为影响微生物增殖的主要因素，因此活性污泥微生物对进水中的可溶性有机物摄取速度较快，因此水力停留时间较短。本段中无法使活性污泥微生物维持在对数增殖期，必然有部分活性污泥微生物通过内源代谢实现氮循环，因此氮的需求量降低。经第二段处理后的污水，再次进行泥水分离，处理水直接排放，活性污泥与第一段活性污泥可混合堆放储存。经第二段处理后，可溶性有机物去除率可达98％，且仍有活性污泥生成，实现碳的固定，更低的溶解氧含量，也可使曝气耗能降低。

本发明将反应后的泥水混合物进行分离，得活性污泥和处理水。本发明优选根据活性污泥微生物增长速率来确定排泥频率，维持反应池内活性污泥微生物浓度恒定，以保证活性污泥微生物持续快速增殖。在固碳生物反应池满足以上参数的条件下，可抑制活性污泥微生物的内源呼吸作用，减少CO₂排放，减缓温室效应；并且通过及时排泥，达到固碳目的。本发明优选利用泥水分离设备(MYDL201叠螺污泥脱水机，江苏博一环保科技有限公司)对反应后的泥水混合物进行分离，并设置参数为：处理量0.9m³/h，DS(干污泥)处理量：10～20kg/h；长宽高＝2510mm×900mm×1300mm。

本发明所述方法的污泥增殖量ΔX＝ASr，式II；

Sr＝Sa-Se，式III；

式中A：经培养驯化后菌胶团中活性污泥微生物对有机物的污泥转换率；Sr：在活性污泥微生物作用下，被降解、去除的有机污染物量，kg/d；Sa：进入曝气池污水含有的有机污染物量，kg/d；Se：处理水中残留的有机污染物量，kg/d。经本发明处理后的活性污泥较传统活性污泥法固碳能力提高75％左右，处理水中溶解性有机物含量去除率为进水的98％以上。

本发明还提供了根据上述方法制备得到的活性污泥。

本发明所述活性污泥的理化性质如表1所示，且活性污泥中含有丰富的有效态的C、N、P、K等营养物质，肥效较长且稳定，活性污泥中含有的大量腐殖质类物质及微生物，对提高土壤肥力具有重要作用。

本发明还提供了一种土壤改良剂，所述土壤改良剂的制备原料包括上述活性污泥、生物质和腐殖菌剂。本发明所述土壤改良剂如图8和表1所示。

表1活性污泥和土壤改良剂的理化性质

在本发明中，优选将上述活性污泥脱水，将污泥含水量降至60～85％后，干燥、磨细(150微米，100目)置于密封袋中备用。本发明所述生物质优选包括农业生物质、林业生物质、城市绿化生物质等生物质废物。本发明优选将生物质废弃物洗净，干燥后打成小块，或者直接粉碎为小颗粒(0.5cm，约等于4目)即可备用。

本发明所述腐殖菌剂的接种量优选为0.1～0.5％。本发明所述腐殖菌剂的制备方法，优选包括：将枯草芽孢杆菌、环状芽孢杆菌和嗜热脂肪芽孢杆菌(图17)分别进行培养和放大，而后按照(0.8～1.2)：(0.8～1.2)：(0.8～1.2)的体积比进行复配，将复配菌液与腐殖土按照1：(10～15)的质量比混合。本发明所述培养的培养基优选包括：20g/L葡萄糖、15g/L蛋白胨、5g/L氯化钠、0.5g/L牛肉膏和20g/L琼脂，所述培养的温度为30～37℃，pH值为6.5～7.5。本发明优选在所述混合后，调节混合物的含水率至55～75％，搅拌均匀后放置在好氧腐殖化环境中，并对其进行保暖处理，防止腐殖化过程中热量过度损失；每隔7d进行翻堆一次，以调节整个堆体温度均衡，并适当补充的水分，腐殖化时间为30～40天。经过腐殖化后，污泥和生物质在微生物菌剂的作用下经过发酵处理，形成含有大量由木质纤维和菌体蛋白形成的黑色或褐色的腐殖质，将其自然风干后，进行分量装袋，即形成土壤改良剂。

本发明所述土壤改良剂具有良好的生态修复和土壤改良效果，所述土壤改良剂富含的腐殖质成分对土壤胶体具有胶联作用，能够有效增加土壤团粒结构，增加土壤保水、保肥能力，提高土壤的物理结构性，化学营养性和生物活性，改善土壤结构，创造出适宜植物生长的土壤环境。本发明能够最优化和高效化利用城乡生物质废物和上一阶段碳固定活性污泥，既能解决碳排放量大、碳固定碳循环困难的问题，又能解决资源短缺和生态环境的问题，处理工艺简单，处理成本低，无二次污染，大幅减少温室气体排放，减缓温室效应，有效提高了固体废物中的碳循环与土壤中碳固定的效率，在市场上具有很强的竞争力和发展空间。

下面结合实施例对本发明提供的一种减排二氧化碳污水处理方法使碳源高额转为活性污泥与生物质耦合固碳制备土壤改良剂进行详细的说明，但是不能把它们理解为对本发明保护范围的限定。

实施例1

利用图1所示流程进行活性污泥和土壤改良剂的制备；

固碳生物反应器试验：进水采用某污水处理厂经格栅与液体化反应池后的污水，所用污水中已去除不溶性悬浮物，且污水中有机物全部转化为可溶性有机物，污水中COD含量为312mg/L。

通过添加氯化铵调节污水的C/N为4.5/1。使用该污水在容积为25cm*30cm*20cm的第一段固碳生物反应池内培养与驯化活性污泥。活性污泥来源于该污水厂好氧池，通过沉降浓缩后，提取高浓度活性污泥，初始活性污泥浓度(MLSS)为5614mg/L，调节溶解氧为1.1±0.05mg/L，pH为7.2±0.3，温度为25±1℃，采用膜曝气来提供溶解氧，减少活性污泥微生物结构的扰动，并通过下部进水使活性污泥整体上托，在反应池中形成一层活性污泥层，上部污泥在重力作用下沉降，在上部形成澄清区，污水由下端进入，通过活性污泥层净化后由上端排出。泥水分离后，经第一段处理后的污水进入第二段固碳生物反应池(25cm*15cm*15cm)内培养与驯化活性污泥微生物，活性污泥来源于该污水厂好氧池，使用一定量营养液(COD含量50mg/L)将其稀释至活性污泥浓度为1300±50mg/L，调节溶解氧为0.8±0.05mg/L，pH为7.2±0.3，温度为25±1℃，第二段采用气泵曝气来提供溶解氧，并通过气泡使活性污泥活动，使泥水充分混合。

经过4天时间培养，第一段活性污泥浓度达到9320mg/L，上部澄清区消失，出水中包含活性污泥。第二段活性污泥浓度为1400mg/L，连续5天测试第一段出水COD、每日新增污泥量和反应池内活性污泥浓度与第二段出水COD。

第一段固碳生物反应池五天出水COD依次为：42.3mg/L、44.2mg/L、43.6mg/L、42.8mg/L、41.6mg/L。COD去除率为86.44％、85.83％、86.03％、86.28％、86.67％。反应池内活性污泥浓度：9223mg/L、9378mg/L、9290mg/L、9331mg/L、9352mg/L。每日新增污泥量：6.86g、6.92g、7.01g、6.96g、6.93g。第二段固碳生物反应池五天出水COD依次为：10mg/L、9mg/L、12mg/L、9mg/L、10mg/L。总COD去除率为：96.79％、97.12％、96.15％、97.12％、96.79％。

与传统活性污泥法(参照《排水工程》第五版(张自杰)174页(普通活性污泥工艺系统))相比，传统活性污泥法污泥浓度为3000mg/L时，同进水条件下，COD去除率大于90％，污泥日产量为3.915g。本反应器COD总去除率平均为96.79％，高于传统活性污泥法，且固碳生物反应池第一段污泥增殖量就比传统活性污泥法多平均3.02g，增值率平均提高77.16％，最高提高了79.05％。再加上反应池第二段生成的活性污泥，更多的碳转化为活性污泥微生物被固定下来，活性污泥增殖率可提高至80％以上，那么CO₂的排放量也就下降约80％，即可实现减排、微排CO₂同时增殖污泥固碳，并且可实现降低耗能。

传统活性污泥法污泥增殖量：

ΔX＝aSr-bX，式IV；

Sr＝Sa-Se，式III；

式中，ΔX：活性污泥微生物的净增殖量，kg/d；Sr：在活性污泥微生物作用下，被降解、去除的有机污染物量，kg/d；Sa：进入曝气池污水含有的有机污染物量，kg/d；Se：处理水中残留的有机污染物量，kg/d；a：微生物同化作用的污泥转换率，即污泥产率；b：微生物内源呼吸的自身氧化率，一般在0.07～0.075之间；X：曝气池混合液内活性污泥量，即污泥浓度×曝气池体积，kg。

经计算，部分有机物在传统活性污泥法的污泥转换率如表1所示。

表1部分有机物在传统活性污泥法的污泥转换率

实施例2

根据活性污泥与生物质的不同配比共设置5组实验，每组实验都添加相同量的微生物菌剂(10g)，具体配比见表2。将混合均匀后的样品，放入通风透气的条形板框(35×45×55cm)，调节含水率至65％左右，进行好氧发酵，板框外贴一层保温棉，防止在发酵过程中热量过度损失而影响发酵进程。板框内放入小型增氧机(ACO-9601/02)，加强通风。每隔3d强制通风一次，每隔7d人工翻堆一次，并补充适当的水分，同时每隔7d左右进行多点采样并混合均匀，每次采样500g，测定相关指标，采用先取样后翻堆的方式，堆肥时间为41d。

表2不同物料比堆肥实验设计

C1-C5最终pH值分别为6.79、6.54、6.29、6.81和6.84，除C3外，其余均在最佳pH(6.5～7.5)范围内。

1、各处理堆体C1、C2、C3、C4、C5最终EC值分别为2.62ms/cm、2.36ms/cm、1.91ms/cm、2.55ms/cm、3.37ms/cm均满足堆肥产品的腐熟要求(EC＜4mS/cm)，施加土壤中不会对植物产生毒害作用。

2、TOC变化

在最终堆肥产品C1-C5中，其有机碳含量分别是302.6g/kg、308.9g/kg、328.6g/kg、292.9g/kg、280.2g/kg

3、速效养分变化

(1)碱解氮含量变化

结果如图2所示，不同处理C1-C5最终碱解氮含量分别为4822mg/kg、4471mg/kg、3548mg/kg、4831mg/kg及4367mg/kg。

(2)有效磷含量变化

结果如图3所示，C1-C5腐熟堆体有效磷含量分别为2124.59mg/kg、1864.87mg/kg、1597.46mg/kg、2255.03mg/kg、2166.95mg/kg，

(3)速效钾含量变化

结果如图4所示，C1-C5速效钾含量为1162.98mg/kg、1095.59mg/kg、907.12mg/kg、1121.34mg/kg和1027.70mg/kg，

4、腐殖质组分含量变化

(1)胡敏酸(HA，图5)含量变化

结果如图7所示，最终C1-C5胡敏酸含量分别为49.18g/kg、46.42g/kg、51.80g/kg、48.56g/kg、44.43g/kg，分别较初始含量增加了66.33％、62.03％、62.94％、80.11％、99.49％。

(2)富里酸(FA，图6)含量变化

结果如图7所示，最终C1-C5富里酸的含量分别为40.62g/kg、42.78gkg、34.87g/kg、42.07g/kg、49.62g/kg，与初始堆肥富里酸含量相比较，降解率分别为28.60％、26.84％、31.08％、28.26％、22.97％。

(3)HA/FA的变化

5最终不同处理C1-C5的DP值分别为1.21、1.09、1.49、1.15、0.90。

实施例3

盐碱土修复实验所用容器为聚乙烯塑料花盆，盆顶内径17.5cm，盆高11cm，盆容积约1.5L，每盆装2.0kg混合基质(干重)，添加的土壤改良剂量分别为0、70、60、50、40、30、20g，标号依次标为H1、H2、H3、H4、H5、H6。盆栽每3天浇水一次，湿度控制在60％左右，50天后对土壤进行表征。结果如图9～图12及表3所示(HA胡敏酸，结构式如图5；FA富里酸，结构式如图6；Hu胡敏素；PQ为HA/(HA+FA))，添加生态修复剂的量为60～70g/2kg左右时，土壤修复剂对土壤的修复效果最佳，能大幅提升土壤肥力，腐殖质量以及微生物量等。

同时开垦一片盐碱地进行土壤田间修复试验，并在其上种植小白菜，生长良好，修复后土壤状况如图13所示，可以看出盐碱地经过修复后十分适合作物生长。

表3不同处理土壤中腐殖质组分含量变化

实施例4

“沙漠土壤修复试验中心”选择25亩沙地作为项目的试验基地；土壤改良剂添加量为沙漠土质量的30％。

连续三年的试验结果表明分区内的植物生长良好，生物量，沙地结构孔隙率和保水性能显著提高；沙地有机质和N、P、K等营养元素较原来沙地明显上升，初步形成了土壤的三相“固相、液相、气相”特征，为植物生长创造了理想基础条件，为沙地“固沙、防沙、生态修复”提供了技术支持。图14为生态修复剂施入前后沙地对比图。

图15显示，修复前沙土中土粒密度、土壤容重、孔隙度分别为2.6g/cm³、1.36g/cm³、47.6％，含水率、有机物含量分别为9.3％、0％，总氮、总磷、总钾含量分别为4.02、0.07、2.05g/kg；生态修复剂中土粒密度，土壤容重、孔隙度分别为2.62g/cm³、0.81g/cm³、47％，含水率、有机物含量分别为80.3％、66.4％，总氮、总磷、总钾含量分别为35.84、14.13、2.27g/kg。在修复后沙土(修复剂30％添加比)中土粒密度、土壤容重、孔隙度分别为2.15g/cm³、0.81g/cm³、62.1％，含水率、有机物含量分别为28.3％、5％，总氮、总磷、总钾含量分别为15.36、1.86、2.08g/kg。

根据土壤数据指标以及所施行沙土修复实验可知，添加生态修复剂后沙土的土壤环境得到的大幅改善，有效提高了沙土的各项土壤指标，对促进植物生长具有重大作用，能有效提高沙地的植物覆盖率，本生态修复剂在沙土修复上具备广泛的应用前景。

实施例5

建筑垃圾土修复实验所用容器为聚乙烯塑料花盆，盆顶内径17.5cm，盆高11cm，盆容积约1.5L，每盆装2.0kg混合基质(干重)，添加的生态修复剂量为50g。盆栽每3天浇水一次，湿度控制在60％左右，50天后对土壤进行表征。

图16显示修复前建筑垃圾土中土粒密度、土壤容重、孔隙度分别为3.1g/cm³、1.52g/cm³、30.1％，含水率、有机物含量分别为5.6％、0％，总氮、总磷、总钾含量分别为2.51、0.06、0.8g/kg；生态修复剂中土粒密度，土壤容重、孔隙度分别为2.62g/cm³、0.81g/cm³、47％，含水率、有机物含量分别为80.3％、66.4％，总氮、总磷、总钾含量分别为35.84、14.13、2.27g/kg。在修复后建筑垃圾土中土粒密度、土壤容重、孔隙度分别为2.56g/cm³、0.81g/cm³、50.8％，含水率、有机物含量分别为30.2％、6％，总氮、总磷、总钾含量分别为16.38、1.52、1.94g/kg。

以上所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明原理的前提下，还可以做出若干改进和润饰，这些改进和润饰也应视为本发明的保护范围。

Claims

1.一种污水生物处理方法，其特征在于，包括以下步骤：调节经预处理的污水C/N为(4～5)/1，并置于固碳生物反应池进行固碳反应，将反应后的泥水混合物进行分离，得活性污泥和处理水；

2.根据权利要求1所述方法，其特征在于，所述固碳生物反应池的第一段中活性污泥微生物的含量为7000～12000mg/L，且所述污水中有机物的重量与活性污泥微生物的重量比为1.6～2.5kgBOD/(kgMLSS·d)；

3.根据权利要求1所述方法，其特征在于，所述固碳生物反应池中活性污泥微生物的世代时间为30～50min。

4.根据权利要求1所述方法，其特征在于，所述预处理包括将污水管网的污水依次通过格栅和液体化反应池。

5.根据权利要求1～4任一项所述方法制备得到的活性污泥。

6.一种土壤改良剂，其特征在于，所述土壤改良剂的制备原料包括权利要求5所述活性污泥、生物质和腐殖菌剂。

7.权利要求6所述土壤改良剂的制备方法，其特征在于，包括以下步骤：将权利要求5所述活性污泥脱水至含水率60～85％，与干燥粉碎的生物质按照1:3～3:1的体积比混合，接种腐殖菌剂，好氧发酵30～40d，干燥得所述土壤改良剂。

8.根据权利要求7所述制备方法，其特征在于，所述腐殖菌剂的接种体积百分含量为0.1～0.5％。

9.根据权利要求7或8所述制备方法，其特征在于，所述腐殖菌剂的制备方法，包括：将枯草芽孢杆菌、环状芽孢杆菌和嗜热脂肪芽孢杆菌分别进行培养和放大，进行复配，将复配菌液与腐殖土按照1：(10～15)的质量比混合。

10.权利要求1～4任一项所述方法或权利要求5所述活性污泥或权利要求6所述土壤改良剂在固碳减排和改良土壤中的应用。