梁曉輝, 司洪宇 , 趙玉曉, 華棟梁*, 唐春紅, 李瑞國

(1.齊魯工業(yè)大學(山東省科學院)山東省科學院能源研究所 山東省生物質氣化技術重點實驗室，山東 濟南 250014；2.重慶工商大學 環(huán)境與資源學院，重慶 400067；3青島特利爾環(huán)保集團股份有限公司，山東 青島 266071)

隨著我國城鎮(zhèn)化進程的加快和環(huán)境質量標準的提高，污水處理量逐年上升。剩余污泥作為城市污水處理過程中的副產物，其生成量也在迅速增加[1]。目前我國大量剩余污泥未能得到有效的處理處置，造成了嚴重的二次污染，社會矛盾日益凸顯。城市污水廠剩余污泥處理處置問題已經十分突出，其減量化、無害化及資源化處理引起我國環(huán)保部門的高度重視。市政污泥因含有大量的有機質，其資源化應用潛力較大，可用于燃燒、氣化、提取微生物蛋白、堆肥、制備緩釋劑和黏結劑的原料[2]。

在發(fā)達國家，污泥處理處置投資約占污水處理廠總投資的50%～70%。在我國現(xiàn)有污水處理設施中，有污泥穩(wěn)定處理設施的還不到25%，處理工藝和配套設備較為完善的還不到10%，其中能夠正常運行的為數(shù)不多，特別是在城市化水平較高的大城市與地區(qū)，污泥處理處置問題已經迫在眉睫[3]。由于市政污泥中含有大量的水分(80%左右)，不易脫水，有機物含量多，性質不穩(wěn)定，必須經過脫水、干化等過程才能進一步處理處置。目前污泥脫水主要采取熱干化技術，設備成本很高，且必須利用外加熱源才能正常運行，故其能耗極高。污泥生物干化技術是利用微生物高溫好氧發(fā)酵過程中有機物降解所產生的生物熱能，將污泥中的水分快速蒸發(fā)去除，從而實現(xiàn)污泥無害化、穩(wěn)定化和減量化的目的[4]。該技術具有能耗低、成本低、適應范圍廣等優(yōu)點，符合我國國情，在處置市政污泥方面具有重要的推廣價值。

生物干化技術主要依賴于好氧發(fā)酵過程中產生的熱量使水分蒸發(fā)，故基質的特性對于生物干化效果至關重要[5-7]。因此，對污泥進行預處理是獲得良好干化效果的關鍵步驟。污泥預處理主要調節(jié)基質的生物可及性、顆粒度、濕度、孔隙度、滲透性以及機械強度等，經過處理的污泥可以更好地被微生物利用，從而可以加快升溫過程、縮短處理時間。目前污泥的預處理技術尚不成熟，需要在研究中發(fā)現(xiàn)和建立實用性較強的處理技術。另一方面，我國市政剩余污泥生物干化處理技術尚處于起步階段，主要集中在污泥生物干化工藝及設備開發(fā)方面，而對其處理過程中的微生物群落動態(tài)變化過程尚無深入報道。本研究采用CaO結合生物干化的方式研究了其污泥處理的效果，實驗結果表明添加低濃度CaO對市政剩余污泥的生物干化過程有一定促進作用。初步闡明了堿處理污泥生物干化過程中細菌群落的種類分布及變化規(guī)律，對生物干化工藝的改進與優(yōu)化具有重要的理論參考價值。

1 材料與方法

1.1 材料

市政剩余污泥，采集自濟南市污水處理廠，系經過壓濾后的脫水污泥，含水量(質量分數(shù))為78.6%；干物質中總有機質質量分數(shù)為39.3%，總氮質量分數(shù)為0.62%，碳氮比為6∶1，pH為7.38。

1.2 方法

市政剩余污泥的CaO預處理及可溶蛋白含量測定，按照100 g污泥CaO添加量為0、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.2 g的比例進行處理，攪拌均勻后處理時間為144 h，每天取樣分析其中胞外可溶蛋白的含量。經處理的污泥經充分混合后稱取1.00 g，加入20 mL蒸餾水，連續(xù)攪拌1 h后離心(10 000 g，15 min)，吸取上清液測定其中的可溶蛋白含量[8-9]。每個樣品重復測定3次，實驗樣品表見表1。

表1 實驗樣品表

生物干化實驗所用容器為小泡沫箱子(規(guī)格為33.5 cm×26 cm×28.5 cm，泡沫厚度3.5 cm)，裝物料量為4 kg污泥(利用干污泥調整含水量為60%)，每日取樣測定并翻料一次。

細菌群落分析以含水量60%的污泥作為對照，在第1 d、5 d和9 d分別在實驗組中的上、中、下3個位置取樣混合均勻后，由華大基因股份有限公司進行細菌群落分析。

2 結果與討論

2.1 CaO對污泥可溶蛋白釋放量的影響

按照100 g污泥中CaO粉末為0、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.2 g的添加量，在處理不同時間后測定污泥中可溶蛋白的量，其結果如表2所示。

由表2可見，CaO對污泥可溶蛋白釋放量有著明顯的處理效果，其可溶蛋白含量效果隨著CaO濃度的上升而增加。在每100 g污泥CaO添加量為為0.6～1.2 g時，可溶蛋白釋放量為初始值2倍以上。可溶蛋白釋放量在處理初期增加量較快，96 h之后則變慢。根據實驗結果，在利用CaO對污泥進行處理時，每100 g污泥CaO添加量為0.6～0.8 g，處理時間控制在96 h。鄧文義等[10]向脫水污泥中添加1%～5%的CaO，發(fā)現(xiàn)污泥上清液中有機質含量上升，常溫處理下其上清液中蛋白含量為3 mg/g左右，與本研究結果相近。由于本研究需考慮污泥的pH對微生物活性的影響，故CaO的添加量較低。

表2 不同CaO添加量對污泥可溶蛋白釋放量的影響

2.2 生物干化過程分析

2.2.1 pH變化

污泥在生物干化過程中的pH變化情況如圖1所示。

圖1 CaO處理污泥生物干化過程中pH變化

從圖1中可以看出，經過CaO處理的污泥基質pH均在72 h內迅速下降到8左右，之后又有上升趨勢。這表明污泥具有較強的pH緩沖能力，在處理過程中釋放的胞內溶物屬于酸性物質，且微生物在活動過程中產生的有機酸也可以中和部分CaO；此外，CaO在與空氣接觸時可以部分形成CaCO3，這對pH也具有一定的緩沖作用，且可以降低CaO的堿性。之后pH的上升趨勢表明在生物干化過程中隨著水分散失，污泥發(fā)酵基質的含水量相對下降，從而提高了pH。對照組(CK)pH在整個好氧處理過程中呈上升趨勢，可能是由于污泥中的蛋白經微生物分解后產生的氨可提高基質的pH。總體而言，加入CaO后，經過72 h后污泥基質pH可以降低到微生物適宜的條件，這表明低濃度堿處理可以用于生物干化。

2.2.2 溫度變化曲線

由圖2可見，每100 g污泥CaO添加量為0.6 g時，對生物干化溫度升高有著促進作用，而每100 g污泥CaO添加量為1.2 g時則抑制了生物干化過程，導致升溫效果不如對照組。其中以每100 g污泥CaO添加量為0.6 g處理48 h效果最好，在實驗中出現(xiàn)了最高溫度43.1 ℃，高于環(huán)境溫度13.5 ℃，可以認為該組的CaO添加量優(yōu)于其他實驗組。由于污泥中可有效利用有機質含量較低，且未添加輔料導致透氣性較差，故發(fā)酵溫度總體較低。

圖2 CaO處理污泥生物干化過程中溫度變化

2.2.3 含水量變化曲線

從含水量變化曲線(圖3)可以看出，每100 g污泥CaO添加量為0.6 g的處理組對污泥的生物脫水有著較好的效果，基質含水量從最初的55%降低到了49%。每100 g污泥CaO添加量為1.2 g處理組效果最差，這可能是由于污泥中添加CaO濃度較高，影響了生物干化效率。由于污泥結塊嚴重，透氣性差，發(fā)酵溫度較低，故水分去除率總體較低。

圖3 CaO處理污泥生物干化過程中含水量變化

2.3 細菌群落變化分析

2.3.1 細菌種類及豐度

生物干化過程中細菌群落變化情況見表3。從表中可以看出，該過程中豐度較高的菌群為Bacteroidia、Bacteroidetes、Bacteria、Bacilli、Clostridia、Alphaproteobacteria、Gammaproteobacteria等，其中以Bacteroidia和Bacteria占種群比例較大，且變化較為劇烈，表明其在生物干化過程中起著重要作用。

表3 細菌種群在污泥生物干化過程中的分布及豐度變化

李昂等[11]研究發(fā)現(xiàn)，在污泥高溫好氧堆肥前中期細菌活動占主導作用,且在整個堆肥期間豐度較高，細菌的比例增長主要集中在堆肥反應中溫度較高的時期。Wu等[12]研究發(fā)現(xiàn)，生物干化過程中變形菌門細菌占優(yōu)勢。本研究也顯示了相似的規(guī)律，其中變形菌門(Alphaproteobacteria、Betaproteobacteria、Deltaproteobacteria、Epsilonproteobacteria、Gammaproteobacteria)細菌豐度從初期的27.1%(L1)提高到40%以上(L8和L9)。然而因本研究中發(fā)酵基質透氣性不好且未通風，故厭氧性菌群Clostridia含量也較高。堿性環(huán)境對種群有一定影響，如Bacteroidia和Bacilli在堿性環(huán)境污泥基質中比例較高，表明其對堿性條件下生物干化升溫過程有一定促進作用，Clostridia和Gammaproteobacteria也表現(xiàn)出類似的趨勢。變形菌中的Alphaproteobacteria對堿性環(huán)境及高溫環(huán)境適應性較差，在干化過程中比例呈降低趨勢。魏煒等[6-7]認為，高效通風和溫度是使生物干化基質中菌群從嗜溫微生物菌群快速轉變?yōu)槭葻嵛⑸?如嗜熱芽孢桿菌)菌群結構變化的主要因素。較之物料配比、通風、溫度的影響，pH對微生物群落的影響較小。由于污泥營養(yǎng)成分較低，微生物活力較差，故生物干化過程中整體發(fā)酵溫度較低，無論是對照組還是實驗組，發(fā)酵溫度均處于50 ℃以下，故嗜熱菌的豐度不高。因此，后續(xù)實驗中需考慮加入部分輔料并進行通風提高發(fā)酵溫度和生物干化效率。

2.3.2 主坐標分析

細菌群落的主坐標分析如圖4所示。由圖中可以看出，空白組污泥樣品L1，取樣時間為第1 d實驗組的L2、L3、L4，取樣時間為第5 d實驗組的L5、L6、L7和取樣時間為第9 d實驗組的L7、L8、L10分布距離較近，說明在本研究所涉及的CaO處理濃度內，生物干化時間是影響細菌菌群種類變化的主要因素，而CaO的濃度對菌群中微生物種類的影響較小。在本研究的pH范圍內，生物干化過程中細菌菌群種類的變化有著相似的規(guī)律。

圖4 生物干化樣品中細菌群落的主坐標分析

3 結論

本文采用CaO作為堿處理劑對市政剩余污泥進行了處理和生物干化實驗，結果表明低濃度CaO(每100 g污泥CaO添加量為0.6 g)可大幅提升污泥可溶蛋白的釋放量，并能在一定程度上提高生物干化溫度及脫水效果。對市政剩余污泥CaO處理及生物干化過程中的溫度、pH、含水量等進行了研究，并與未經CaO處理的市政剩余污泥進行了對比分析，發(fā)現(xiàn)市政剩余污泥具有良好的pH緩沖能力，且CaO處理可以在一定程度上提高市政剩余污泥生物干化溫度，但在無其他輔料存在的情況下發(fā)酵溫度仍然較低。在此基礎上，對經CaO處理和未處理兩種條件下的市政剩余污泥生物干化過程中的細菌群落變化進行了分析，結果表明不同處理方式以及生物干化時間對污泥基質中細菌群落的影響較為明顯。本研究結果為進一步闡明市政剩余污泥好氧生物干化的微生物群落更替規(guī)律奠定了初步基礎。