薛兆駿,周國亞,俞肖峰,王洪春,王耀元,鄭大為,賈方旭,黃 宇,王淑瑩,彭永臻*(.北京工業(yè)大學,國家工程實驗室,北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京 004；.鵬鷂環(huán)保股份有限公司,江蘇 宜興 405)

固體廢物

超高溫自發(fā)熱好氧堆肥工藝處理剩余污泥

薛兆駿1,周國亞2,俞肖峰2,王洪春2,王耀元2,鄭大為2,賈方旭1,黃 宇1,王淑瑩1,彭永臻1*(1.北京工業(yè)大學,國家工程實驗室,北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京 100124；2.鵬鷂環(huán)保股份有限公司,江蘇 宜興 214205)

對超高溫(～80℃)自發(fā)熱好氧堆肥工藝進行了研究,重點考察了堆肥過程中溫度、含水率、氨氮濃度、氨氣濃度、細菌豐度、污泥中可揮發(fā)性固體(VS)、種子發(fā)芽率(GI)的變化情況.并利用高通量測序考察了堆肥前后物料中微生物種群結構的變化情況.結果表明:堆肥過程中平均溫度始終保持在 70℃以上,峰值在 82℃.含水率,VS隨堆肥進行逐漸下降,最終含水率從 44.17%降至 31.94%,VS從 45.08%降至40.25%.發(fā)酵最終減容40.95%,減量50.23%.細菌豐度在第一個周期中迅速減少,然后趨于穩(wěn)定.NH4+-N在8.80～11.66mg/g干污泥內變化.浸提液稀釋75倍時對種子發(fā)芽有明顯促進作用.高通量測序分析顯示:堆肥結束后,剩余污泥中的微生物93%以上裂解死亡.功能菌中主要為Firmicutes門中的Saccharomonospora屬、Bacillus屬、Geobacillus屬、Oceanobacillus屬,以及Actinobacteria門中的Actinomadura屬、Thermobifida屬,總量達83.09%.最終堆肥產品穩(wěn)定無異味.

超高溫；好氧堆肥；剩余污泥；減容減量；穩(wěn)定化

截至2015年9月,全國城鎮(zhèn)累計建成污水處理廠3830座,污水處理能力已達1.62億m3/d,隨之產生的剩余污泥已經突破 3000萬 t/a.而且2010年有 55.7%的污泥未經任何穩(wěn)定化處理,2015年仍有 44%的污泥未經無害化處理,污泥處理發(fā)展緩慢[1-2].

污泥中含有大量的有機物,易腐敗產生臭氣,同時根據污水廠進水水質的不同,剩余污泥中也可能含有重金屬及其他有毒有害物質.大量的污泥不經處理隨意堆放,極容易造成二次污染,成為威脅環(huán)境安全的巨大隱患.大量剩余污泥亟待處理,但目前常用的處理工藝都有各種各樣的問題,各工藝優(yōu)缺點分析見表1.

在此背景下,為探索污泥處理的新出路,并實現資源的回收利用,本實驗對污泥超高溫自發(fā)熱好氧堆肥技術進行了研究和分析.主要對本工藝堆肥過程中的溫度、含水率、pH等指標的變化情況進行研究,并考察堆肥減容減量的效果和減容減量的途徑,以及本工藝能否實現污泥處理的穩(wěn)定化和資源化.

表1 各污泥處理工藝優(yōu)缺點分析Table 1 Characteristics of different sludge treatment process

1 材料與方法

1.1 材料來源與性質

實驗菌種取自長春鵬鷂環(huán)保有限公司,污泥取自長春東南污水處理廠、長春西郊污水處理廠、長春北郊污水處理廠.菌種及污泥的性質及用量見表2.

表2 試驗用泥泥質Table 2 Characteristics of sludge

1.2 實驗裝置圖1為實驗裝置平面示意圖,圖2為現場實驗裝置圖.實驗裝置為混凝土槽體,槽體內側尺寸為11m×9.7m×3m,槽兩側墻高3m,后部擋墻 3.5m,墻體厚 0.25m.槽體底部設 4根內徑10cm曝氣管,曝氣管間距2.5m,兩側曝氣管與墻體間距1.1m,曝氣管置于寬20cm的溝槽內,曝氣管底部每隔36cm設一個直徑8mm氣孔.1.3工藝流程 Haug[14]、Jimenez等[15]通過研究發(fā)現堆肥起始含水率一般為 50%～60%比較合適,美國環(huán)保局規(guī)定[16]:無論什么堆肥系統(tǒng),水分均不應小于 40%.綜合考慮將菌種與剩余污泥以重量比2:1進行混合拌勻,控制含水率在43%～ 45%.然后堆入槽體,圖2為閑置槽體,堆肥時堆滿開始曝氣進行堆肥反應.堆體如圖 2中深色邊界,上邊長7m,底邊長10m,寬9.7m,堆高2.5m.堆肥過程中每7d為一個周期,每7d進行1次翻堆,7個周期后堆肥結束,總反應時間 49d.曝氣采取正壓溝槽加管式[17],隨周期進行曝氣量呈規(guī)律性變化,結合研究文獻[18]與實驗地點溫度低的特點,確定 7d的鼓風風量分別為:0.0003、0.0006、0.0006、0.0006、0.0006、0.0012、0.0003m3/ (m3·min).

圖1 超高溫自發(fā)熱好氧堆肥工藝反應槽示意Fig.1 Schematic diagram of theultra hightemperature aerobic composting process

圖2 超高溫自發(fā)熱好氧堆肥工藝反應槽Fig.2 Picture of theultra hightemperature aerobic composting reactor

1.3 測定項目與方法

1.3.1 取樣 每周期翻堆時取樣,翻堆由鏟車進行,先將槽中物料倒出,然后在倒回槽體.在倒回過程中沿程取樣,混合均勻.

1.3.2 含水率測量方法 用坩堝稱取 8～12g樣品,置于 105℃烘箱中 10h,取出置于干燥器中冷卻至室溫,稱量,樣品減少的重量與樣品的重量之比即為含水率.

1.3.3 VS測量方法 記錄烘干樣品的重量,然后將樣品置于 550℃馬弗爐中 8h,取出置于烘箱中降溫,然后置于冷卻皿中冷卻至室溫,稱量,樣品減少的重量與烘干樣品的重量之比即為VS.

1.3.4 蒸餾水浸提液提取 測量出物料的含水率后,稱取含10g干污泥的新鮮污泥,然后用去離子水與污泥以10:1(V:W)的比例在25℃水浴中振蕩1h,取振蕩液在4000r/min離心機中離心15min,得到上清液,取出用 pH計(Multi-340i多參數測定儀及 pH檢測探頭,WTW)測 pH,用電導率儀(CM-31P,DKK)測電導率(EC).

1.3.5 游離氨浸提液提取 測量出物料的含水率后,稱取含 5g干污泥的新鮮污泥,然后用2mol/L氯化鉀溶液與污泥以10:1(V:W)的比例在25℃水浴中振蕩1h,取振蕩液在4000r/min離心機中離心 15min,得到上清液,取出用納氏試劑光度法測氨氮濃度.

1.3.6 溫度采集方法 在堆體上均勻取5個點,每個點設1m、1.5m水銀溫度計各一根,每d 9:00, 13:00,16:00各記錄一次數據.

1.3.7 細菌豐度測定 取1mL浸提液以無菌水稀釋,用倍比稀釋法以10的倍數進行8次稀釋,稀釋完后取0.1mL用涂布棒均勻涂布,置于37℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng),培養(yǎng)24h后取出統(tǒng)計菌落數.

1.3.8 氨氣采集方法 隨機取3個點,持便攜氨氣測量計(APBX-NH3,杭州艾普儀器設備有限公司)置于堆體表面,至讀數不再變化.每 d 09:00, 13:00,16:00各記錄一次數據.

1.3.9 種子發(fā)芽率 取浸提液,用蒸餾水分別稀釋10倍、20倍、50倍、75倍、100倍、125倍.在9cm培養(yǎng)皿底部鋪一張濾紙,取20粒油菜籽均勻分散在培養(yǎng)皿中,分別注入浸提液和不同稀釋液 10mL,每個樣品做 3次平行實驗,并以 10mL蒸餾水做空白,同樣做3個平行.然后置于30℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng) 48h,培養(yǎng)結束后統(tǒng)計發(fā)芽率和發(fā)芽根長.種子發(fā)芽率(GI)以公式(1)計算[19]:

1.4 DNA提取及高通量測序

取初始菌種和反應結束后污泥樣品.樣品通過冷凍干燥處理后保存,利用Fast DNA Spin Kit for Soil(QBIOgen Inc., Carlsba, CA, 美國)DNA提取試劑盒提取反應器活性污泥樣品的總DNA.擴增污泥樣品16S rRNA基因 V3和V4區(qū)[20],所用引物為 338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCA)和 806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT). PCR擴增的20μL體系配置如下:4μL 5×FastPfu Buffer、2μL dNTPs、0.4μL前/后引物、0.4μL FastPfu Primer、10ng 樣品DNA并用ddH2O補齊 20μL.反應條件為:預加熱 95℃ 2min;隨后進行 25周期擴增反應(變性 95℃ 30s,退火 55℃30s,延伸 72℃ 40s);終止延伸 72℃ 10min.DNA擴增樣品利用Illumina MiSeq測序儀進行測序.

2 結果與討論

2.1 堆肥過程中堆體溫度、含水率的變化

堆肥菌種是上批次堆肥成品,仍有余溫,與發(fā)酵原料污泥混合均勻后入槽,溫度變化如圖 3,入槽后溫度為 34℃.堆肥開始后溫度急速上升,實驗溫度在發(fā)酵第3天峰值達到82℃,平均溫度達到77.67℃,并且在49d堆肥過程中,平均溫度75℃以上天數達17d,平均溫度 70℃以上的天數達29d.相比傳統(tǒng)堆肥工藝,溫度高并且穩(wěn)定維持時間長,能殺死大部分致病菌、病毒[21-22],達到污泥處理無害化的要求.石文軍等[19]對全程高溫好氧堆肥處理城市生活垃圾進行了相關研究,結果顯示全程高溫好氧堆肥可以有效提高堆肥效率,并且能有效殺死致病菌,堆肥成品也更穩(wěn)定.但研究中全程高溫好氧堆肥熱源由外部提供,而本工藝在無保溫措施的工況下,不但堆肥溫度更高,而且無需外部熱源.這部分熱源由微生物代謝提供,堆體中的溶解性有機物透過微生物的細胞壁和細胞膜而為微生物所吸收,固體和膠體的有機物質先附著在微生物體外,由微生物所分泌的胞外酶分解為溶解性物質,再滲入細胞.微生物通過自身的生命活動:氧化、還原、合成等過程,把一部分被吸收的有機物氧化成簡單的無機物,并放出生物生長活動所需要的能量.把另一部分有機物轉化為生物體所必需的營養(yǎng)物質,合成新的細胞物質,并生長繁殖[23].

圖3 堆肥過程中溫度和含水率的變化Fig.3 Variation of temperature and moisture during composting progress

堆肥過程中物料含水率的變化見圖 3.混合物料的含水率為 44.17%.隨堆肥進行,含水率在以每周期 2%左右的速率下降,到堆肥結束含水率下降了 12.23%,達到 31.94%,水分去除主要通過兩個方式去除.一是在堆肥期間,由于高溫蒸發(fā)的作用,使水分從底部向上部擴散,最后從堆體表面蒸發(fā).第二個方式是翻堆過程中水分的去除,翻堆由鏟車進行,翻堆時物料被舉到 2.5m高,然后拋下,在翻堆過程中由于高溫以及物料與空氣的接觸面擴大,大量水分被蒸發(fā)去除.傳統(tǒng)堆肥中,水分一般在重力的作用下,向下部滲出,導致堆層中、上層水分少,下層水分多[21],本工藝由于高溫條件,水分從底部蒸發(fā)擴散至表層,沒有底部滲濾液的問題.水分對微生物的代謝活動有重要影響,一般認為含水率低于 40%,微生物的代謝活動會受抑制[21-22].本工藝由于菌種的特性,在含水率低于40%時仍能正常進行代謝繁殖,在第3個周期后,含水率低于 40%,堆肥溫度仍達到 80℃,并能穩(wěn)定維持,從而進一步降低含水率.

2.2 堆肥過程中游離氨與氨氣的變化

堆肥成品中游離氨含量為10.32mg/g干污泥,剩余污泥中游離氨含量為0.55～1.72mg/g干污泥,混合物料中游離氨含量為9.91mg/g干污泥,隨堆肥進行,大量污泥中的微生物在高溫環(huán)境下裂解,含氨基的有機質經脫氨基作用產生大量游離氨,因此堆肥初期堆體游離氨濃度略有上升.隨堆肥持續(xù)進行,大量游離氨在高溫作用下?lián)]發(fā),所以堆體的游離氨含量略有下降,最后保持動態(tài)平衡,在8.80～11.66mg/g干污泥的范圍內變化,見圖4.

圖4 堆肥過程中游離氨和氨氣的變化Fig.4 Variation of NH4+-N and NH3during composting progress

堆肥中氨氣的揮發(fā)量與游離氨含量相關,見圖 4,峰值均出現在第一個周期末,隨堆肥進行逐漸下降.主要原因是第一個周期內第4d堆體平均溫度達到 77.56℃,并穩(wěn)定維持,大量微生物裂解死亡,在極端嗜高溫菌種代謝作用下,有機物被降解利用,產生大量游離氨,堆體中游離氨達到峰值.氨氣揮發(fā)在第一周期第6d達到峰值,在高溫作用下,大量游離氨揮發(fā),堆體表面溢出氨氣達到峰值,隨后隨堆肥過程逐漸下降.在第6、7周期又略有上升.李赟等[24]研究發(fā)現添加秸稈、稻殼、鋸末、菌糠作為堆肥輔料對NH3減排效果明顯,輔料對本工藝的影響需進行深入研究探討.

2.3 堆肥過程中pH與EC的變化

入槽混合物料pH值為8.19,呈弱堿性.在堆肥過程中,pH在8.03～8.52范圍內變化,見圖5.隨堆肥進行,大量剩余污泥中的微生物裂解死亡,殘體通過脫氨基作用產生了更多游離氨,由于堆肥過程中有大量氨氣揮發(fā),所以堆肥 pH不會持續(xù)升高,在一定范圍內變化,對菌種的代謝活動沒有明顯影響.

堆肥過程中EC變化見圖5,混合物料EC為12.39ms/cm,隨堆肥進行最低下降至 9.84ms/cm,堆肥結束時又趨于穩(wěn)定,達到 12.13ms/cm.初始EC很高是由于菌種中含大量原反應過程中累積的無機離子,堆肥結束后未繼續(xù)升高,沒有出現明顯的濃縮效應.而吳春芳[25]的研究中 EC從初始的2.81ms/cm上升至5.93ms/cm,本實驗雖未出現明顯濃縮效應,但由于高溫環(huán)境,剩余污泥中微生物裂解程度高,堆體中有機物降解產生的無機離子含量高[26],所以相對傳統(tǒng)好氧堆肥,本工藝 EC偏高.

圖5 堆肥過程中pH和EC的變化Fig.5 Variation of pH and EC during composting progress

2.4 堆肥過程中微生物種群結構、細菌豐度及VS的變化

從圖 6中的門水平上看,泥樣中主要包含Firmicutes門和Actinobacteria門,樣品圖6中1#是最初引進菌種,2#是堆肥后的成品,2個樣品中Firmicutes門、Actinobacteria門含量有所變化,但主要菌門未有變化.張羽[27]對長春市污水廠剩余污泥進行的高通量測序結果顯示剩余污泥中的菌門有26種,相對豐度在1%以上的有12種,其中 Firmicutes門為 1.93%,Actinobacteria門為4.13%,總和在 6.06%以下.而本工藝進泥為污水廠剩余污泥,成品中 Firmicutes門豐度達44.08%,Actinobacteria 門豐度達 55.77%,而其他菌門所占比例從93.93%下降至0.15%.

圖6 堆肥過程中菌門的變化Fig.6 Variation of Phylum during composting progress

從屬水平上看,堆肥前后的菌種種類變化很小,見圖 7,但不同菌屬的比例有不同程度的變化.Saccharomonospora屬含量從堆肥前 10.10%上升至 27.79%,Actinomadura屬含量從堆肥前5.84%上升至 11.75%,Bacillus屬含量從堆肥前6.46%上升至 10.97%,Thermobifida屬含量從堆肥前0.90%上升至 12.75%,Geobacillu屬含量從堆肥前4.89%上升至6.44%,Oceanobacillus屬含量沒有明顯變化,堆肥前含量 13.40%,堆肥后含量 13.39%.堆肥中耐高溫,并在高溫環(huán)境中能降解利用有機物代謝繁殖的菌種是堆肥中功能菌種,結合高通量結果分析和文獻中的細菌特性, Saccharomonospora屬[28]、Actinomadura屬[29]、Bacillus屬[30]、Thermobifida屬[29]、Geobacillus屬[31]、Oceanobacillus屬[30]總含量從堆肥前41.59%上升至堆肥后83.09%,是堆肥中的主要功能菌種.歐陽建新[32]研究中認為高效外源菌劑可以加速堆肥過程,本工藝堆肥前后主要功能菌種未發(fā)生變化,堆肥成品可以作為高效外源菌劑.

初始混合物料的細菌數為1.26×1011個/g干污泥,相比生活垃圾中1.27×109個/g干物質,污泥中具有更大的細菌數量.一個周期后降為 7.23× 1010個/g干污泥,隨堆肥進行,數量逐步下降,堆肥結束時數量在5.73×1010個/g干污泥,降幅為2.20倍,馮明謙研究中降低4～5個數量級[33].結合門和屬層面的高通量結果分析,細菌豐度下降的主要原因是,大量剩余污泥中的微生物在第一個周期內由于超高溫環(huán)境裂解死亡,剩余微生物為菌種中耐高溫微生物,總數量波動不大.混合物料中菌種的VS含量為46.13%,待處理污泥來自不同污水處理廠,VS含量從41.99%到50.70%不等,混合后VS含量為45.08%.隨好氧堆肥的進行,VS含量逐漸下降,下降部分主要是剩余污泥中微生物裂解產生的有機物被菌種利用代謝放熱及繁殖.最后成品VS含量為40.25%.結合高通量結果和細菌豐度分析,VS減少的部分是剩余污泥中的微生物及有機物.93%以上的細菌裂解,產生的有機物被菌種降解用于代謝繁殖.

圖7 堆肥過程中菌屬的變化Fig.7 Variation of genus during composting progress

圖8 堆肥過程中細菌豐度和VS的變化Fig.8 Variation of bacterial abundance and VS during composting progress

2.5 堆肥減容減量、穩(wěn)定化及資源化效果

堆肥物料中,原泥重量70.77t,體積67.4m3,菌種重量121.32t,體積124.8m3,初始混合物料重量共計192.09t,體積共計202.2m3.堆肥結束后,剩余物料總重 149.18t,總體積 174.6m3.重量共減少42.91t,體積共減少27.6m3.

初始菌種 121.32t,含水率 27.81%,VS含量46.13%,計算得菌種中VS含量40.40t,堆肥結束時成品物料總重149.18t,成品含水率31.94%,VS含量40.25%,計算得成品中VS含量40.87t.堆肥前菌種總量與堆肥后物料中菌種總量相當,結合高通量分析結果,堆肥前后菌種菌門種類變化很小,所以考察污泥減量效果時,堆肥中菌種以穩(wěn)定狀態(tài)考慮,重量體積均不變,單獨考察污泥重量、體積變化.由于堆肥前后物料含水率有變化,菌種含固率視為不變,部分水份視為從污泥中轉移至菌種中,轉移水分7.36t.

堆肥完成后,減容率達 40.95%,減量率達50.23%,SS去除率達 39.16%,VS去除率達88.46%.堆肥成品無異味,放置數周無液體滲出,外觀無明顯變化.

圖9 堆肥過程中GI的變化Fig.9 Variation of GI during composting progress

堆肥資源化效果以GI值考察,超高溫自發(fā)熱好氧堆肥工藝與傳統(tǒng)堆肥工藝不同,靠循環(huán)菌種處理剩余污泥,菌種中離子濃度高,EC 達20ms/cm,種子發(fā)芽率測試不能以傳統(tǒng)的方式直接以浸提液考察,成品可以作為腐殖質肥料,施用時也要考慮投配比.本實驗對浸提液的不同稀釋濃度溶液進行了種子發(fā)芽率測試,稀釋倍數分別為 1、10、20、50、75、100、125倍.結果如圖9,結果顯示在稀釋倍數為75倍時效果最好,氨氮濃度約為13mg/L,GI值達1.17,稀釋倍數的上升對 GI值影響不大.與魏敏研究結果較為一致,但魏敏認為8mg/L的氨氮濃度是臨界值,由于本實驗用種子為油菜籽,不同植物的特性不同,所以結果略有差異[34].

3 結論

3.1 超高溫自發(fā)熱好氧堆肥工藝將產品作為菌種,循環(huán)進行堆肥,相比傳統(tǒng)堆肥工藝,能不借助外熱源達到超高的溫度.

3.2 堆肥的減容減量效果主要通過在持續(xù)高溫環(huán)境下,蒸發(fā)去除水分實現.最終減容 40.95%,減量50.23%.

3.3 從堆肥細菌數量變化以及高通量測序結果來看,本工藝通過高溫殺死剩余污泥中的土著微生物,以及細菌和病毒,裂解產生的有機質被菌種利用,用以繁殖和代謝放熱維持堆體溫度.堆肥成品放置數周無異味、無明顯變化.達到了無害化、穩(wěn)定化.

3.4 堆肥成品中含有約 10mg/g的氨氮,并且通過種子發(fā)芽實驗可以證實產品可作為肥料,達到了資源化的要求.但施用時要根據不同作物進行不同投配比的實驗,以確定最佳施用量.

3.5 從高通量結果來看,堆肥成品中主要微生物與菌種相同,可以作為菌種繼續(xù)處理污泥.

[1]何 強,吉芳英,李家杰.污泥處理處置及資源化途徑與新技術[J]. 給水排水, 2016,42(2):2-4.

[2]許曉萍.我國市政污泥處理現狀與發(fā)展探析 [J]. 江西化工, 2010,(3):24-32.

[3]甄廣印,趙由才,宋 玉,等.城市污泥處理處置技術研究 [J]. 有色冶金設計與研究, 2010,31(5):41-45.

[4]陳湘靜.污泥處置仍在泥濘中跋涉 [N]. 中國環(huán)境報, 2016-01-12(10).

[5]胡維杰.污水廠污泥消化處理系統(tǒng)關鍵的幾個技術問題 [J].中國市政工程, 2013,(6):55-57.

[6]康 軍.城市污泥好氧堆肥技術的研究現狀及展望 [J]. 科技創(chuàng)新導報, 2013,(21):125-126.

[7]劉海燕,張 璐.城市污水廠污泥處理技術進展 [J]. 水工業(yè)市場, 2009,(4):29-32.

[8]王雅婷.城市污水廠污泥的處理處置與綜合利用 [J]. 環(huán)境科學與管理, 2011,36(1):90-94.

[9]彭 琦,孫志堅.國內污泥處理與綜合利用現狀及發(fā)展 [J]. 能源工程, 2008,(5):47-50.

[10]戴曉虎.我國城鎮(zhèn)污泥處理處置現狀及思考 [J]. 給水排水, 2012,38(2):1-5.

[11]張 勇.我國污泥處理處置現狀及發(fā)展前景 [J]. 中國資源綜合利用, 2014,32(10):23-26.

[12]曹秀芹,杜金海.污泥處理處置技術發(fā)展現狀及分析 [J]. 環(huán)境工程, 2013,31(S1):561-564.

[13]付融冰,楊海真,甘明強.中國城市污水廠污泥處理現狀及其進展 [J]. 環(huán)境科學與技術, 2004,27(5):108-110.

[14]Haug R T. Engineering principles of sludge composting [J]. J Water Pollut Control Fed, 1979,51:2189-2206.

[15]Jimenez E I, Garcia V P. Composting of domestic refuse and sewage sludge. I. evalution of temperature, pH, C/N ratio and cation-exchange capacity [J]. Resources, Conservation and Recycling, 1991,6:45-60.

[16]Design Manual Number 44: Composting of Municipal Wastewater Sludge [S]. WWBLDM44, US EPA 625/4-85/014, August, 1985.

[17]麥 行.污泥(好氧)發(fā)酵的曝氣方式和結構探討 [J]. 廣東化工, 2014,41(13):137-138.

[18]PIAOC X. The characteristics of novel aerobic ultra high temperature fermented compost [D]. Tokyo: The University of Tokyo, 2012.

[19]石文軍.全程高溫好氧堆肥快速降解城市生活垃圾及其腐熟度判定 [D]. 湖南:湖南大學, 2010.

[20]Dennis K L, Wang Y, Blatner N R, et al. Adenomatous polyps are driven by microbe-instigated focal inflammation and are controlled by IL-10-producing T cells [J]. Cancer Research, 2013, 73(19):5905-5913.

[21]呂吉華.城市污水處理廠污泥好氧堆肥技術研究 [D]. 貴州:貴州大學, 2007.

[22]張幸濤.城市污泥的減量化和資源化研究 [D]. 重慶:重慶大學, 2005.

[23]楊 戀.城市生活垃圾好氧堆肥實驗及嗜熱微生物群落研究[D]. 長沙:湖南大學, 2008.

[24]李 赟,袁 京,李國學,等.輔料添加對廚余垃圾快速堆肥腐熟度和臭氣排放的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(3):1031-1039.

[25]吳春芳.白龍港污泥高溫好氧堆肥腐熟度指標的探討 [D]. 上海:同濟大學, 2007.

[26]朱 剛.城鎮(zhèn)污水廠剩余污泥好氧堆肥控制技術研究 [D]. 吉林:吉林建筑大學, 2014.

[27]張 羽.污水廠剩余污泥好氧堆肥控制因素及微生物特性的研究 [D]. 吉林:吉林建筑大學, 2015.

[28]楊 暖.綠色糖單孢菌木素過氧化物酶發(fā)酵工藝、純化及酶學性質研究 [D]. 北京:北京林業(yè)大學, 2009.

[29]鄧 輝,王 成,呂豪豪,等.堆肥過程放線菌演替及其木質纖維素降解研究進展 [J]. 應用與環(huán)境生物學報, 2013,19(4):581-586.

[30]崔 瑩.三種熱帶生境土壤芽胞桿菌資源分離與多樣性分析[D]. 海南:海南大學, 2013.

[31]張燕新.嗜熱菌的分離與一株高溫放線菌新種的多相分類鑒定[D]. 江蘇:南京農業(yè)大學, 2006.

[32]歐陽建新,施 周,崔凱龍,等.微生物復合菌劑對污泥好氧堆肥過程的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2011,31(2):253-258.

[33]馮明謙,劉德明.滾筒式高溫堆肥中微生物種類數量的研究 [J].中國環(huán)境科學, 1999,19(6):490-492.

[34]魏 敏.水體氨氮濃度對苦草種子萌發(fā)及幼苗生長的影響 [J].中國衛(wèi)生產業(yè), 2011,41(33):14.

Ultra high temperature aerobic composting processin treating municipal sludge.

XUE Zhao-jun, ZHOU Guo-ya, YU Xiao-feng, WANG Hong-chun, WANG Yao-yuan, ZHENG Da-wei, JIA Fang-xu, HUANGYu, WANG Shu-ying, PENG yong-zhen*(1.National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.Penyao Environmental Protection Co. Ltd., Yixing 214205, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3399～3406

The dynamic law of temperature, moisture, ammonium ion, ammonia, bacteria abundance, volatile solid(VS) and seed germination index(GI) was studied during the ultra high temperature (～80℃) aerobic composting process. Meanwhile, the translocation of microbial community structure was revealed by high-throughput sequencing technology. The results showed that the average temperature in composting process remained above 70℃ and the maximum value was 82℃. Moisture and VS were decreasing from 44.17% to 31.94% and 45.08% to 40.25% during composting process, respectively. Noticeable volume (40.95%) and mass (50.23%) reduction was acquired. The abundance of total bacteria has declined dramatically in the first cycle and then maintained a stable level. The concentration of NH4+-N was varied between 8.80 and 11.66mg/gSS. The obvious facilitation of seed germination was verified at 75 times diluted liquid extract. High-throughput sequencing results showed that above 93% of bacterial cells were lysed after composting process. The functional bacteria was belonged to phyla of Firmicutes (genera of Saccharomonospora, Bacillus, Geobacillus and Oceanobacillus) and Actinobacteria (genera of Actinomaduraand Thermobifida), which account for 83.09% of the total bacteria abundance. Finally, the stable and odorlesscompost product was achieved.

ultra high temperature；aerobic compost；municipal sludge；sludge reduction；stabilization

X705

A

1000-6923(2017)09-3399-08

2016-12-26

國家重點研發(fā)計劃課題(2016YFC0401102);北京市教委資助項目

* 責任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn

薛兆駿(1990-),男,河北廊坊人,北京工業(yè)大學碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應用研究.