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随着经济发展和城市化进程的加快，我国城镇生活污水排放量急剧增加。截至2017年底，全国城镇生活污水排放总量为600×108 t，并以6%的速度逐年递增[1]。剩余污泥是污水处理的副产物，产量大且对环境造成二次污染。国家 “十三五”规划明确提出，到2020年底，地级及以上城市污泥无害化处置率达到90%以上[2]，这对污泥处理处置将是巨大挑战。剩余污泥中含有大量水分(含水率约为99.7%~99.1%)，脱水是污泥减量化、无害化、资源化最关键的一步[3]。目前，城镇污水处理厂污泥脱水工艺主要为简单的机械脱水与化学絮凝工艺，很难满足目前的脱水要求。经大量研究发现，污泥絮体结构和水分存在形式复杂，其中含有部分较难去除的结合水[4]，这成为污泥脱水的瓶颈问题。
近10多年来，经过大量的实践证明，破坏污泥絮体结构使其胞内物质和部分结合水释放，可有效缓解污泥脱水困难的问题[5]。高级氧化技术由于其二次污染小、反应快、易操作等特点逐渐成为污泥调理脱水性能的研究热点。过硫酸盐氧化法属于高级氧化技术的一种方法，已在剩余污泥脱水处理方面取得诸多应用，有研究[6-8]表明，过硫酸盐调理剩余污泥可改善污泥脱水性能。宋秀兰等[9]发现Fe2+活化过硫酸盐可提高污泥的脱水效果。ZHEN等[10]指出硫酸根自由基的强氧化性可对污泥絮体中EPS和微生物细胞产生显著的破坏作用。徐文迪等[11]研究了Fe2+与
S2O2−8 投加比对污泥脱水效果的影响，发现Fe2+和S2O2−8 的最佳投加摩尔比为1:1。这些研究均表明Fe2+活化过硫酸盐调理可提高污泥的脱水效果。然而，由于污泥的特性及脱水过程的复杂性，过硫酸盐改善污泥脱水性能及其相关机理的认识仍不全面。基于此，本研究采用亚铁离子(Fe2+)活化过硫酸钾，分析了过硫酸钾、硫酸亚铁、反应时间和pH对污泥脱水效果的影响，并探究了不同过硫酸钾投加量条件下污泥中胞外聚合物(EPS，主要包括蛋白质和多糖)和调理污泥上清液中SCOD的分布状况；探讨了过硫酸钾调理污泥的机理，为污泥的强化脱水及资源化处理提供技术参考。
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剩余污泥取自西安市第三污水处理厂浓缩池，该水厂的处理规模为5×104 m3·d−1，采用改良型底曝氧化沟与滤布滤池组合工艺。剩余污泥基本特征：含水率 97.3%，pH 8.01~8.07，总固体含量 26.2 g·L−1，COD 4 738.7 mg·L−1，总氮 8.8 mg·L−1，总磷 18.7 mg·L−1。
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六轴联合搅拌器(JJ-4，常州智博瑞仪器制造有限公司)；紫外-可见分光光度计(DR5000，美国哈希公司)；电子天平(CP213，奥豪斯仪器有限公司)；污泥比阻测定装置(TG-250，上海同广科教仪器有限公司)。
过硫酸钾(K2S2O8)、七水合硫酸亚铁(FeSO4·7H2O)、氢氧化钠(NaOH)、蒽酮(C14H10O)、浓硫酸(H2SO4)、重铬酸钾(K2Cr2O7)均为分析纯。
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采用布氏漏斗法[12]测定污泥比阻；采用重量法[13]测定污泥含水率；采用碱性过硫酸钾高压消解紫外分光光度法测定总氮[14]；采用过硫酸钾消解钼酸铵分光光度法测定总磷[15]；采用修正的Folin-Lowry法[16]和蒽酮-硫酸法[17]测定污泥调理前后EPS中蛋白质和多糖的浓度变化；采用重铬酸钾法[18]测定SCOD浓度变化。
EPS是微生物在一定条件下分泌于体外的一些高分子聚合物[19]，按分布形式可分为溶解型EPS(SL-EPS)、松散型EPS(LB-EPS)和紧密型EPS(TB-EPS)[20]。EPS的提取采用热提取法[21]。
利用SPSS 24.0软件进行Pearson相关性分析，研究过硫酸钾不同投加量时与调理污泥上清液中SCOD含量的相关关系。P<0.001表示数据间极显著相关，P<0.01表示数据间显著相关，P<0.05表示数据间相关。
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取100 mL实验原泥于烧杯中，投加药剂后，置于六联搅拌器上进行污泥脱水实验研究。本研究中实验参数的选择参照徐鑫[22]和宋秀兰等[9]的研究，具体实验参数如表1所示。
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过硫酸钾投加量和Fe2+对污泥含水率和污泥比阻的影响结果如图1所示。由图1可以看出，随着过硫酸钾投加量的增加，污泥比阻和污泥含水率均表现为先降低后升高的趋势；Fe2+的投加提高了过硫酸钾调理剩余污泥脱水效果；与未投加亚铁离子和过硫酸钾的污泥含水率(97.30%)和污泥比阻(4.51×1012 m·kg−1)相比，过硫酸钾显著降低了污泥含水率和污泥比阻，从而改善了污泥的脱水效果。
在投加Fe2+离子时，过硫酸钾投加量从9 mmol·L−1增加到15 mmol·L−1，污泥含水率由84.36%降低到82.87%，污泥比阻由1.06×1012 m·kg−1降低到0.83 ×1012 m·kg−1；而过硫酸钾投加量从15 mmol·L−1增加到21 mmol·L−1，污泥含水率和污泥比阻均呈上升的趋势。这说明过硫酸钾投加量为15 mmol·L−1时，污泥脱水效果最佳。未投加Fe2+离子的污泥含水率和污泥比阻变化趋势与投加Fe2+基本一致，且相同条件下污泥含水率和污泥比阻值显著高于投加Fe2+的结果。这说明Fe2+离子投加对污泥脱水起到促进作用。在投加Fe2+离子时，对不同过硫酸钾投加量下污泥含水率在置信区间为95%条件下进行显著性分析，得P=0.012<0.05，表明了不同条件下含水率间有显著性差异。常温下，如式(1)所示，Fe2+能够活化
S2O2−8 产生SO−4⋅ ，SO−4⋅ 破坏污泥絮体结构，促进污泥脱水[23]；然而当pH为3~5时，如式(2)所示，过量的Fe2+会与SO−4⋅ 发生自我消除反应，消耗SO−4⋅ 生成SO2−4 [24]。降低了活化基团SO−4 ·的含量，从而降低污泥脱水效果。 -
不同硫酸亚铁投加量条件下污泥含水率和污泥比阻的分布结果见图2。由图2可见，硫酸亚铁投加量对污泥含水率及比阻有较大的影响。随着硫酸亚铁投加量的增加，污泥含水率和污泥比阻呈现先降低后增加的趋势，在投加量为18 mmol·L−1时污泥含水率和污泥比阻最低，污泥脱水效果最佳。硫酸亚铁投加量由15 mmol·L−1增加到18 mmol·L−1时，含水率和污泥比阻值分别由79.06%和0.62×1012 m·kg−1降低至78.89%和0.30×1012 m·kg−1；当硫酸亚铁由18 mmol·L−1增加至27 mmol·L−1时，污泥含水率和污泥比阻逐渐增加，污泥脱水效果变差。Fe2+与
S2O2−8 的投加比影响了硫酸根自由基的活化效果，进而影响其对污泥絮体的氧化性能。在合适的Fe2+投加量条件下，可使S2O2−8 活化达到最佳效果，从而提高污泥脱水效果。当S2O2−8 浓度为18 mmol·L−1，Fe2+投加量为15 mmol·L−1 (即Fe2+与S2O2−8 投加比例为1.2∶1)时，含水率和污泥比阻降低，可达到较佳的脱水效果，该结果与宋秀兰等[9]的研究结果相似。也有研究[11, 22]表明，两者的最佳投加比例为1∶1时，硫酸根自由基含量较高，对污泥絮体破坏程度较大，其脱水效果较好。过量Fe2+与硫酸根自由基发生反应被氧化为Fe3+，消耗一部分硫酸根自由基，进而影响硫酸根自由基对污泥絮体的氧化，絮体结构破坏程度降低，污泥比阻和含水率增大。此外，根据已有研究[25-26]可知，通过化学调理，将污泥含水率降至80.00%左右后，通过板框压滤机进行深度脱水，可将污泥含水率降至53.80%，通过超高压压滤技术可将污泥含水率降低至36.85%。因此，本研究结果在实际工程中具有一定的应用潜力。不同反应时间条件下污泥含水率和污泥比阻分布结果见图3。由图3可见，随着时间的增加，污泥含水率与污泥比阻呈现先降低后基本保持恒定的趋势，当反应时间≤20 min时，污泥含水率和污泥比阻随时间的增加逐渐降低；在反应时间为20 min时，污泥含水率和污泥比阻最低，分别为80.37%和0.47×1012 m·kg−1，污泥脱水效果最佳；当反应时间>20 min时，污泥含水率和污泥比阻基本保持恒定。这主要由于
SO−4 ·具有较高的氧化性，污泥在反应前20 min内迅速被氧化破解，但随反应时间的增加，污泥胞内有机物中较为容易氧化的物质逐渐减少，使得在20 min后，污泥脱水效果基本保持恒定[22]。不同pH条件下污泥含水率和污泥比阻的分布情况如图4所示。由图4可见，pH对污泥含水率和污泥比阻影响较大，中性条件下污泥含水率和污泥比阻较低，污泥脱水效果较佳，该结果与相关研究结果[21]一致。当pH为3~7.5时，污泥含水率和污泥比阻呈现下降趋势；在pH为7.5时，污泥含水率和污泥比阻值均达到最低，分别为80.33%和0.68×1012 m·kg−1；当pH大于7.5时，污泥含水率和污泥比阻呈现上升趋势。过硫酸钾在不同pH条件下产生自由基的浓度不同，主要机理[27]参考式(3)~式(7)，在酸性条件下，催化反应会加速自由基的形成，而自由基浓度较高时，会发生自我消除反应，导致与污泥作用的自由基浓度较小，对污泥絮体的改善不足。该过程参考式(2)~式(5)，随着pH的增大，自由基生成速度降低，自由基浓度未达到自我消除的浓度范围，生成的自由基均用于调理污泥，破坏污泥絮体结构；当pH增大到碱性条件时，由于Fe2+会与OH−生成氢氧化物沉淀[28]，导致激发硫酸根自由基的能力降低，对污泥絮体的破坏能力较小，反应见式(6)。因此，Fe2+活化过硫酸钾的最佳反应pH为7.5。
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过硫酸钾、硫酸亚铁、反应时间和pH对污泥脱水效果的影响表明：过硫酸钾调理污泥的关键机制是严格控制Fe2+离子与过硫酸钾的摩尔比，确保硫酸根自由基的高生成率，以达到提高污泥脱水效果的目的。为进一步研究硫酸根自由基的生成率与污泥絮体结构组分变化的关系，研究了过硫酸钾投加量对SCOD和污泥EPS组分的影响，结果如图5和图6所示。过硫酸钾投加量对SCOD含量的影响结果如图5所示。由图5可见，随着过硫酸钾投加量的增加，SCOD含量逐渐增加。图5(a)为投加Fe2+离子时SCOD的变化情况。SCOD含量与过硫酸钾投加量呈显著正相关关系(r=0.964，P=0.01)，在过硫酸钾为最大投加量时，SCOD含量可达到峰值。图5(b)是未投加Fe2+离子时SCOD的变化情况。与投加Fe2+离子相比，未投加Fe2+离子时SCOD含量变化趋势基本相同，其与过硫酸钾投加量呈显著正相关关系(r=0.972，P=0.01)。其原因为，污泥脱水过程中过硫酸钾氧化促使污泥细胞及絮体稳定性破坏，导致絮体间的有机物和细胞内的有机物释放到上清液，SCOD的含量增加。SCOD值可用于表征污泥絮体的破坏程度和溶出效应[29]，SCOD含量增加，表明污泥絮体破解，胞内物质溶出，有利于结合水的释放，从而降低污泥含水率。
过硫酸钾投加量对EPS不同组分分布的影响结果如图6所示。由图6可见，过硫酸钾投加量对EPS不同组分含量分布有较大影响。图6(a)和图6(c)分别是投加Fe2+时，蛋白质和多糖含量的变化情况。随着过硫酸钾投加量的增加，SL-EPS和LB-EPS中蛋白质和多糖浓度均呈先升高后降低的变化趋势，在15 mmol·L−1时达到最大值；而TB-EPS中蛋白质和多糖浓度呈现相反趋势，在15 mmol·L−1时达到最小值。图6(b)和图6(d)分别是未投加Fe2+时蛋白质和多糖含量的变化情况。与投加Fe2+离子相比，未投加Fe2+离子时，EPS不同组分含量变化趋势大致相同。由于过硫酸根离子未被活化，氧化性较低，不同类型EPS不同组分的含量均偏高。有研究[30]表明，SL-EPS和LB-EPS中蛋白质和多糖含量与污泥脱水性能呈正相关关系；相反，TB-EPS中蛋白质和多糖含量的增加对污泥脱水起抑制作用。TB-EPS中含有较少的结合水，但其对污泥絮体、微生物细胞以及结合水具有较大的黏附和附着作用，导致污泥脱水困难[31]。硫酸根自由基能够氧化TB-EPS，从而分解污泥基质；同时使得附着的微生物细胞被氧化，促使污泥絮体中的自由水释放，达到污泥脱水的目的。该结果与MO等[32]研究一致。
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1) Fe2+活化过硫酸钾调理剩余污泥可显著改善污泥脱水性能。K2S2O8和Fe2+离子投加量、反应时间与pH均对过硫酸钾改善污泥脱水性能具有显著影响。
2)污泥脱水性能最佳反应条件为pH=7.5，过硫酸钾和Fe2+投加量分别为15 mmol·L−1和18 mmol·L−1时，在最佳反应条件下含水率为78.89%、污泥比阻值为3.04×1011 m·kg−1。
3)过硫酸钾投加量与污泥上清液中SCOD呈现显著正相关关系，且影响污泥不同类型EPS含量的分布，其中TB-EPS的减少使得污泥絮体解体，释放部分胞内水，从而改善污泥的脱水性能。
Fe(II)活化过硫酸盐改善污泥脱水性能
Improvement of sludge dewatering performance by Fe(II)-activated persulfate
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摘要: 针对污水处理厂剩余污泥脱水困难的问题，采用Fe2+活化过硫酸钾高级氧化法提高剩余污泥脱水性能，使用污泥含水率和污泥比阻对调理前后污泥脱水效果进行分析；研究了过硫酸钾投加量、Fe2+投加量、pH和反应时间对污泥调理效果的影响；探究了过硫酸盐调理污泥过程中溶解性有机物质和胞外聚合物(extracellular polymeric substance，EPS)的变化特性。结果表明：过硫酸钾调理的最佳反应条件为pH=7.5，反应时间为20 min，过硫酸钾和Fe2+的最佳投加量分别为15 mmol·L−1和18 mmol·L−1，在此条件下，污泥含水率和污泥比阻值分别可达78.89%和0.3×1012 m·kg−1；污泥含水率和比阻的变化可能与污泥调理后絮体结构形态变化有关；调理污泥后，上清液中溶解性有机物质含量与过硫酸钾投加量呈显著正相关关系，而EPS不同组分中蛋白质和多糖含量在Fe2+投加后均减少，表明Fe2+的投加可以破坏污泥絮体，分解胞内物质；利用Fe2+激活过硫酸钾所生成的硫酸根自由基可极大改善污泥的脱水性能。Abstract: Aimed at the difficult dewatering of excess sludge in sewage treatment plants, the dewatering performance of excess sludge was improved by the advanced oxidation method of Fe2+-activated potassium persulfate in this study, and the sludge dewatering effect before/after conditioning were characterized by sludge moisture content and sludge specific resistance to filtration (SRF). The effects of potassium persulfate dosage, Fe2+ dosage, pH and reaction time on sludge conditioning performance were studied. The changes of dissolved organic matter and extracellular polymers during the persulfate conditioning process were investigated. The experimental results showed that the optimal reaction conditions for potassium persulfate conditioning were following: pH=7.5, the reaction time of 20 min, potassium persulfate dosage of 15 mmol· L−1 and Fe2+ dosage of 18 mmol· L−1. Under this condition, the sludge moisture content and sludge specific resistance to filtration could reach 78.89% and 0.3×1012 m·kg−1, respectively. The changes in sludge water content and specific resistance may be related to the change of flocs structure and morphology after sludge conditioning. For the conditioned sludge, there was a significant positive correlation between the content of soluble organic matter in the supernatant and the amount of potassium persulfate, the content of protein and polysaccharide in EPS decreased after Fe2+ addition, indicating that the intracellular substance and part of the bound water in the sludge flocs were released. The sulfate radicals produced by Fe2+-activated potassium persulfate can greatly improve the sludge dewaterbility.
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受控生态生保系统(controlled ecological life support system，CELSS)通过对大气控制、温湿度控制、食物供应、水再循环和废物处理等技术整合，可保障航天员在地外环境中健康生活和有效工作，是未来地外星球基地长期稳定运行的必要保证[1]。CELSS依据地球生态圈的基本原理，在有限的密闭空间内构建了“人-植物-微生物-环境”自循环式闭路生态系统[1]。其中，植物作为关键功能部件，能够为航天员提供新鲜食物和氧气、吸收二氧化碳和净化水质。在CELSS中，通常选择小麦作为主要的粮食作物，不可避免地会产生大量的植物不可食部分，这部分固废的积累不仅会造成占用舱体空间、发酵腐败等安全卫生问题，还会造成大量资源(如水分、碳元素、氮元素、无机盐等)的浪费。如何高效处理并回收利用这类固体废物，维持CELSS中较高的物质循环利用率与闭合度，已成为CELSS中迫切需要解决的问题。
针对CELSS中小麦秸秆等固废资源化处理问题，美国和俄罗斯等国采用焚烧[2]和湿式氧化[3]等物化技术进行处理。物化技术稳定可靠、反应速率快，但存在着对设备要求高、能耗高、对系统瞬时冲击负荷大、产生氮氧化物而限制元素循环等缺点。生化处理技术则具有能耗低、反应过程温和以及能够有效实现各元素再生循环等优势。CHYNOWETH等[4]采用干式厌氧发酵工艺处理水稻秸秆、废纸和狗粮(模拟成员粪便)混合物，运行时间为23 d，有机物降解率达到了81.2%；并提出针对固废的预处理、后处理(沼渣好氧堆肥)和营养液植物栽培等方面的研究应作为未来研究的方向之一。欧洲太空局采用湿式厌氧消化工艺[5]将反应控制在水解酸化阶段而抑制产甲烷阶段，将有机底物转化为VFAs、氨氮和CO2用于后续的藻类系统和硝化系统使用。WHITAKER等[6]研制了固体高温好氧反应器用于处理志愿者产生的废物，包括粪便、厕纸、食物残渣和卫生废水等，操作温度为55~70 ℃，总固体降解率可达到74%。TIKHOMIROV等[7]通过蘑菇(真菌)培养和蚯蚓等腐生动物对植物不可食部分进行好氧堆肥处理，得到了类土壤基质并用于作物栽培。上述生化处理技术虽可一定程度上实现固废的稳定减容和资源回收，但也面临着设备尺寸较大、反应周期较长或仍需后续的好氧发酵等无害化处理的局限。而好氧堆肥技术作为无害化和资源化的处理方式，对碳氮等养分有较好的保全，可将固废转化为腐殖质，施用后能对植物生长起到促进作用，符合CELSS中物质循环再生的要求，因而受到广泛关注和研究。好氧堆肥技术是通过多种微生物的协同作用来完成物料的降解，因此，微生物的配比是影响好氧堆肥过程的关键因素[8]。有研究[9]表明，堆肥中接种微生物菌剂能使堆温快速升高，有效杀灭堆肥物料中的病原菌和杂草种子，显著促进堆肥腐熟，提高堆肥质量。另外，在CELSS内，由于微生物受到严格的控制和防护，其主要来自航天员体表和体内，种类及数量都无法满足堆肥启动要求。因此，添加一定的功能菌剂对于启动堆肥反应、促进堆肥腐熟和缩短堆制周期至关重要。目前，以微生物菌剂接种用于禽畜粪便和市政污泥相关方面的研究较多[9-10]，通常添加秸秆、木屑等物质起到平衡含水率、调节C/N和通气性等作用[11]，市面上也有多种针对这类固废的商业菌剂。然而，针对农业固废小麦秸秆降解处理的商用菌剂并不常见，且对于菌剂接种用于小麦秸秆堆肥降解效果的研究较少。
为实现CELSS中小麦秸秆等固废的资源化处理，提高系统物质闭合度，本研究以小麦秸秆为主要处理对象，添加厨余垃圾作为调整物料C/N比的营养调节剂，选取3种商业菌剂开展小试反应器强制通风好氧堆肥试验，探究接种菌剂对小麦秸秆好氧堆肥一次发酵阶段降解效果的影响；考察堆肥过程中各项参数变化，分析比较3种菌剂对小麦秸秆的处理效果，探讨不同菌剂在小麦秸秆好氧堆肥各个阶段的降解作用，以期为筛选研制高效降解小麦秸秆的微生物菌剂提供理论基础。
1. 材料与方法
1.1 实验原料
小麦秸秆购自江苏某农场，经机械粉碎后选取粒径为0.3~0.5 cm的麦秸待用；厨余垃圾取自某单位食堂，将其中的骨头、卫生纸、塑料袋、玉米棒芯等拣出，用粉碎机将厨余垃圾粉碎至浆糊状。堆肥所用物料的基本性质见表1。
表 1 堆肥原料的理化性质Table 1. Physical and chemical properties of the composting materials堆肥原料 含水率/% 全碳含量/% 全氮含量/% C/N比 小麦秸秆 10.11±0.01 41.54±0.38 0.93±0.03 44.67 厨余垃圾 81.09±0.11 52.64±0.46 3.69±0.08 14.27 | Show Table
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1.2 微生物菌剂
针对小麦秸秆特性，选用3种适用于秸秆腐熟的商业菌剂，代号分别为QD、DH、VT。其中，QD菌剂呈液体状，有效活菌数≥109 CFU·mL−1，主要为乳酸菌、木霉菌和芽孢杆菌等；DH菌剂呈固体粉末状，有效活菌数≥5×108 CFU·g−1，主要为枯草芽孢杆菌、米根霉、毕赤酵母菌和戊糖片球菌等；VT菌剂呈固体粉末状，有效活菌数≥5×108 CFU·g−1，主要为酵母菌、乳酸菌和芽孢杆菌等。
1.3 实验装置
本实验采用的堆肥装置如图1所示，主要由带盖塑料桶(桶有效容积为19 L，桶外壁包裹有2层保温棉，桶顶部放置有温度计，桶底部设置有物料托盘)、温度控制系统和通气系统3部分组成。
1.4 实验方法
有别于陆地生态系统，CELSS内没有自然界广泛分布的细菌、放线菌和真菌等微生物，因此，为启动堆肥反应和促进底物腐熟，接种一定的有益菌群是必须的。本实验主要考察不同菌剂对小麦秸秆堆肥过程中一次发酵阶段的降解处理效果，故未设不加菌剂的对照组实验。
实验共分为3组，分别为QD组、DH组和VT组。每组均用小麦秸秆和厨余垃圾按二者干基质量比为4:1的比例均匀混合，混合物料的C/N比控制在30∶1，并调节混合物料的水分含量在65%。接种菌剂时按物料总重的0.5%添加，即QD菌剂接种100 mL，DH菌剂和VT菌剂各接种52 g。每组混合均匀的物料等分装入3个堆肥桶内，每个堆肥桶内均含物料3.50 kg，每组设置3个重复实验。通风量设置为1 L·min−1，持续通风至堆肥结束，堆肥周期设定为30 d。
堆肥开始后分别于第1、5、9、14、19、24和29 d取样，取样前需翻堆，使物料混合均匀。采样时按照5点采样法的原则分别在堆体的上、中、下层采集鲜样共30 g，混合均匀后置于−20 ℃冰箱保存，用于各项指标的测定。
1.5 分析方法
温度采用温度计测定。将温度计插入物料中间及周围3点20 cm处测定温度，取4点温度的平均值作为最终结果，温度每隔24 h测定1次；含水率采用烘干法[12]测定。
浸提液理化性质测定。将5 g鲜样与蒸馏水按质量比1∶10混合并振荡120 min，然后在10 000 r·min−1下离心5 min，过0.45 μm滤膜后，将滤液用塑料小瓶贮存于4 ℃冰箱待用。pH用便携式pH计测定；电导率(EC)用便携式电导率仪测定；在465 nm(E4)和665 nm(E6)下的波长用紫外分光光度计[13]测定。
VS含量和C/N比分别采用灼烧法和元素分析仪法[13]测定。
2. 结果与讨论
2.1 菌剂处理下物料温度的变化特性
3种菌剂处理下物料的温度变化如图2所示。堆肥前3 d，物料中易降解的有机物如可溶性小分子有机物、多糖和脂类等开始降解，该阶段嗜温菌的活性较强，热量快速累积，温度迅速上升至50 ℃以上。3~10 d为高温期，可溶性的中间产物被继续分解转化，耐高温的放线菌数量增加，物料中有机物如淀粉、蛋白质、半纤维素和纤维素等逐步分解。QD、DH和VT处理下的最高温度分别达到了58.2、54.7和53.7 ℃，高温期分别维持了9、6和6 d。第10天后，堆体温度逐渐下降，嗜温细菌和真菌变得活跃，对残留的较难分解的有机物(如木质素)进行分解，物料表面变得疏松且颜色逐渐变为黑褐色，开始形成了腐殖酸等物质[14]。堆肥过程中分别于第5、9、14、19、24和29天对物料进行翻堆，翻堆后物料重新混合均匀，堆体温度稍有上升[15]。最终3组处理下物料的温度均稳定在31 ℃左右，与伴热带温度(发酵环境温度)趋于一致。
图 2 不同堆肥处理物料温度的变化Figure 2. Changes of temperature with different microbial agents during composting3种菌剂处理下的物料均经历了升温、高温和降温期。在高温期维持时间的长短方面表现为QD>DH>VT，只有QD组堆体的高温期维持时间超过了7 d。在温度峰值的高低方面表现为QD>DH>VT，只有QD组堆体的最高温度超过了55 ℃，满足堆肥无害化的要求[16]。综合3组物料温度的变化情况可知，QD菌剂在堆肥过程中能使堆体温度达到55 ℃以上，在高温期持续时间较长，这说明QD菌剂中的微生物可能更多为嗜温菌和高温菌，在升温和高温期的活性更强，对堆体在前期热量的迅速增长和积累有良好的促进作用。
2.2 菌剂处理下物料含水率的变化特性
3种菌剂处理下物料含水率的变化如图3所示。堆肥物料的含水率过高或过低都会影响堆肥的质量，含水率过高会导致堆体局部厌氧，过低会导致微生物活性下降[14]。由图3可知，3组处理下物料含水率总体上均呈现先上升后下降的变化趋势。在升温-高温期物料温度迅速上升，微生物活动剧烈，物料中的有机物被强烈分解，微生物代谢产水的速率大于水分蒸发的速率，导致物料的含水率上升。QD、DH和VT处理下物料的含水率分别在第9、14和9 d达到了最高值，分别为(75.6±1.14)%、(78.9±0.93)%和(79.5±1.55)%。10 d之后，物料的温度下降，微生物活动逐渐减弱，再加上持续的通气及翻堆，物料中的水分被持续带走，微生物代谢产水的速率小于水分蒸发的速率，物料含水率逐渐降低。最终，3组处理下物料的含水率分别降至(59.73±0.13)%、(56.61±2.19)%和(57.42±0.93)%，而有机肥料腐熟的标准要求堆体含水率低于30%[16]，这说明3组物料均达到了初步腐熟，完成了好氧堆肥的一次发酵阶段。后续仍需要进行二次发酵，即温度维持在中温，使物料进一步稳定，最终达到深度腐熟。
图 3 不同堆肥处理物料含水率的变化Figure 3. Changes of water content with different microbial agents during composting2.3 菌剂处理下物料浸提液理化性质的变化特性
3组处理下物料浸提液理化性质的变化如图4所示。EC可以表征有机废物发酵产品中的可溶性盐含量；pH可以反映堆体所处的酸碱性环境；E4/E6可表征堆肥过程中腐殖酸的缩合度和芳构化程度[17]。由图4(a)和图4(b)可知，堆肥前期EC逐渐上升，这是由于堆体中可被微生物直接利用的物质较多，物料中易降解的物质如糖类、脂肪等被断链降解产生了VFAs和大量的无机盐离子，如
HCO−3 NO−3 NH+4 
图 4 不同堆肥处理物料浸提液理化性质的变化Figure 4. Changes of physicochemical properties of the composting extracts with different microbial agents during composting2.4 菌剂处理下物料VS含量的变化特性
VS含量的变化反映了堆肥过程中物料有机物的降解速度和效率。3组处理下物料的VS含量变化如图5所示。由图5可知，3组处理下物料的VS含量均表现为逐渐降低的趋势，物料的初始VS含量(干基)为90%左右。在升温-高温期时，物料的温度迅速上升，微生物生命活动旺盛，物料中易降解的有机物被大量分解，碳元素主要以CO2的形式被释放，物料的VS含量迅速下降。在降温期时，物料的温度下降，此时物料内的有机物主要为难降解的木质纤维素等，有机物的降解速率变小。最终，QD、DH和VT处理下物料的VS含量分别稳定在(71.96±0.89)%、(65.84±1.19)%和(68.16±0.93)%。
3种菌剂处理下物料VS含量的减少情况如表2所示。3组处理下物料中有机物的降解效率表现为DH>VT>QD；QD、DH和VT处理下物料VS的减少量分别为(18.87±0.89)%、(24.48±1.60)%和(22.08±0.72)%。升温-高温期时，QD、DH和VT处理下物料的VS减少含量分别为(15.04±0.42)%、(10.99±1.28)%和(15.54±0.71)%，分别占VS减少总量的79.7%、45.2%和70.4%。VS含量的减少情况表明，QD和VT处理下物料中有机物的降解主要发生在升温-高温期，而DH处理下物料有机物的降解主要发生在降温期。这是因为，QD和VT菌剂中的乳酸菌和酵母菌等对糖类等物质有较强的利用能力，而DH菌剂中的枯草芽孢杆菌和米根霉能分泌纤维素酶从而对物料中的木质纤维素有着较好的降解作用[21]，这说明3种菌剂对物料中有机物降解效果的差异性与菌剂中微生物的组成配比密不可分。
表 2 堆肥前后VS含量的减少情况Table 2. Reduction of VS content before and after composting% 处理组 初始VS含量 终点VS含量 升温-高温期VS减少量 VS减少总量 QD 90.83±0.18 71.96±0.89 15.04±0.42 18.87±0.89 DH 90.12±0.44 65.84±1.19 10.99±1.28 24.48±1.60 VT 90.24±0.26 68.16±0.93 15.54±0.71 22.08±0.72 | Show TableDownLoad:
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2.5 菌剂处理下物料C/N比的变化特性
C/N比的变化可以反映堆肥过程中物料有机物矿质化和腐殖化的进程[22]。有研究[23]表明，适合微生物生长的物料C/N比范围为25∶1~30∶1。3组处理下物料C/N比的变化如图6所示，可见，3组物料的C/N比均呈现下降的趋势，变化曲线的斜率随堆肥过程的持续而逐渐降低，这与VS含量的变化情况一致。物料的初始C/N比均在30∶1左右，是适宜微生物生长的环境。堆肥前10 d堆体温度上升，微生物迅速生长繁殖。其中，易分解的含C有机物被微生物分解吸收利用，并通过呼吸作用变为CO2等气体排出堆肥系统，因而C含量逐渐变低。N素被微生物利用会以NH3的形式散失，但其下降幅度低于有机物总干物质的下降幅度，故干物质中全N含量会相对增加[22]，总体则表现为C/N比迅速降低。10 d之后，物料的温度降低，微生物生命活动减弱，物料达到初步稳定腐熟，C/N比下降趋势变缓并趋于稳定。3组处理下物料的C/N比均由初始的30∶1降至12∶1以下，分别为11.71±0.16、11.67±0.20和11.45±0.16，终点C/N比与初始C/N比的比值分别为0.39、0.38和0.37，尽管满足堆肥腐熟时终点C/N比与初始C/N比的比值不超过0.5的要求[24]，然而在实际应用中应该参照其他指标，如生物活性和植物毒性等，对堆肥的腐熟程度进行综合评价。
3. 结论
1) QD菌剂可以提高堆肥温度至58.2 ℃，堆体的高温期为9 d，满足堆肥无害化要求；DH菌剂可以促进物料中有机物的降解，降解率可达24.48%；3种菌剂对堆肥中腐殖质的形成和积累均有一定的促进作用。
2) 3组处理下的堆体进入降温期后均开始形成腐殖质，物料达到初步腐熟，即完成了一次发酵。后续仍需要进行二次发酵处理，使堆体达到完全腐熟，即可作为土壤改良剂或有机肥施用。
3)微生物配比不同是导致小麦秸秆好氧堆肥降解效果存在差异的重要因素。后续需分析堆肥过程中的微生物种群，进一步明确功能菌群和功能基因，考察微生物在小麦秸秆堆腐过程中的作用机理。
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图 1 过硫酸钾对污泥含水率和污泥比阻的影响
Figure 1. Effect of potassium persulfate on sludge moisture content and sludge specific resistance
图 2 不同硫酸亚铁投加量条件下污泥脱水效果
Figure 2. Sludge dewatering performance at different ferrous sulfate dosage
图 3 不同反应时间条件下污泥脱水效果
Figure 3. Sludge dewatering performance at different reaction time
图 5 过硫酸钾投加量对SCOD分布的影响
Figure 5. Influence of potassium persulfate dosage on SCOD distribution
图 6 过硫酸钾投加量对EPS分布的影响
Figure 6. Influence of potassium persulfate dosage on EPS distribution
表 1 实验参数
Table 1. Experimental parameters
实验编号 过硫酸钾/(mmol·L−1) Fe2+/(mmol·L−1) pH 快搅反应时间/min 慢搅反应时间/min 1# 9~21 0 8 10 0 2# 9~21 18 8 10 20 3# 15 15~27 8 10 20 4# 15 18 3~9 10 20 5# 15 18 8 10 5~60 注：所有实验在20 ℃条件下进行；加入K2S2O8后快速搅拌；加入Fe2+后慢速搅拌。
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[1] 杨航, 俞雅乖. 中国水环境治理的成本-收益测度及影响因素分析[J]. 科技与管理, 2018, 20(5): 57-65. [2] 新华社. 年底前直辖市省会城市建成区要基本消除黑臭水体[J]. 北方建筑, 2017, 2(2): 76. [3] 唐建国, 吴炜, 周振, 等. 污泥脱水性能测定对污泥调理与脱水的重要性分析[J]. 给水排水, 2017, 53(12): 11-16. doi: 10.3969/j.issn.1002-8471.2017.12.002 [4] 汤连生, 张龙舰, 罗珍贵. 污泥中水分布形式划分及脱水性能研究[J]. 生态环境学报, 2017, 26(2): 309-314. [5] 吴岸峰. 超声破解技术在污水污泥处理中的应用研究[D]. 重庆: 重庆大学, 2008. [6] ZHOU X, WANG Q, JIANG G, et al. A novel conditioning process for enhancing dewaterability of waste activated sludge by combination of zero-valent iron and persulfate[J]. Bioresource Technology, 2015, 185: 416-420. doi: 10.1016/j.biortech.2015.02.088 [7] LEE K M, KIM M S, LEE C. Oxidative treatment of waste activated sludge by different activated persulfate systems for enhancing sludge dewaterability[J]. Sustainable Environment Research, 2016, 26(4): 177-183. doi: 10.1016/j.serj.2015.10.005 [8] ZHEN G Y, LU X Q, LI Y Y, et al. Innovative combination of electrolysis and Fe(II)-activated persulfate oxidation for improving the dewaterability of waste activated sludge[J]. Bioresource Technology, 2013, 136(3): 654-663. [9] 宋秀兰, 石杰, 吴丽雅. 过硫酸盐氧化法对污泥脱水性能的影响[J]. 环境工程学报, 2015, 9(11): 5585-5590. doi: 10.12030/j.cjee.20151172 [10] ZHEN G Y, LU X Q, LI Y Y, et al. Novel insights into enhanced dewaterability of waste activated sludge by Fe(II)-activated persulfate oxidation[J]. Bioresource Technology, 2012, 119(9): 7-14. [11] 徐文迪, 常沙, 明铁山, 等. 基于硫酸根自由基( SO−4⋅ )的污泥预处理技术[J]. 环境工程学报, 2018, 12(5): 1528-1535.[12] 俞庭康, 刘涛, 沈洪. 污泥比阻实验中几个问题的探讨[J]. 实验室研究与探讨, 2009, 28(1): 68-70. [13] 中华人民共和国建设部. 城市污水处理厂污泥检测方法: CJ/T 221-2005[S]. 北京: 中国标准出版社, 2005. [14] 陈杰, 吴亦红. 碱性过硫酸钾消解测定城市污泥中总氮[J]. 环境监测管理与技术, 2005(1): 35-36. doi: 10.3969/j.issn.1006-2009.2005.01.013 [15] 孙伟香, 李淑栋, 李慧. 城镇污泥中总磷测定条件的优化选择: 过硫酸钾消解后钼酸铵分光光度法[J]. 环境科学导刊, 2018, 37(2): 94-97. [16] 刘翔, 黄映恩, 刘燕, 等. 活性污泥和生物膜的胞外聚合物提取方法比较[J]. 复旦学报(自然科学版), 2011, 50(5): 556-562. [17] 夏晨娇. 剩余活性污泥脱水的高级处理方法研究[D]. 南京: 南京理工大学, 2009. [18] 张小玲, 赵艳红, 李正群, 等. 曝气及搅拌强化超声预处理污泥试验研究[J]. 安全与环境学报, 2018, 18(2): 755-760. [19] 袁冬琴, 王毅力. 活性污泥胞外聚合物(EPS)的分层组分及其理化性质的变化特征研究[J]. 环境科学, 2012, 33(10): 3522-3528. [20] MAHMOUD A, OLIVIER J, VAXELAIRE J, et al. Electro-dewatering of wastewater sludge: Influence of the operating conditions and their interactions effects[J]. Water Research, 2011, 45(9): 2795-2810. doi: 10.1016/j.watres.2011.02.029 [21] 任杰辉, 程文, 万甜, 等. 缓冲液盐度对热提取活性污泥胞外聚合物的影响[J]. 环境科学学报, 2018, 38(8): 3054-3060. [22] 徐鑫. 过硫酸盐与烷基糖苷用于污泥调理及脱水机理研究[D]. 武汉: 华中科技大学, 2013. [23] HUANG C, PAN J R, FU C G, et al. Effects of surfactant addition on dewatering of alum sludges[J]. Journal of Environmental Engineering, 2002, 128(12): 1121-1127. doi: 10.1061/(ASCE)0733-9372(2002)128:12(1121) [24] 戴永康. 短期中温厌氧消化预处理联合芬顿氧化与氧化钙对污泥深度脱水性能影响的研究[D]. 广州: 广东工业大学, 2017. [25] 梁嘉林. 芬顿氧化联合氧化钙对五种市政污泥深度脱水性能影响的研究[D]. 广州: 广东工业大学, 2016. [26] LIU H, YANG J K, ZHU N R, et al. A comprehensive insight into the combined effects of Fenton’s reagent and skeleton builders on sludge deep dewatering performance[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 258-259: 144-150. doi: 10.1016/j.jhazmat.2013.04.036 [27] WANG C W, LIANG C. Oxidative degradation of TMAH solution with UV persulfate activation[J]. Chemical Engineering Journal, 2014, 254: 472-478. doi: 10.1016/j.cej.2014.05.116 [28] RASTOGI A, Al-ABED S R, DIONYSIOS D. Sulfate radical-based ferrous–peroxymonosulfate oxidative system for PCBs degradation in aqueous and sediment systems[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2008, 85(3): 171-179. [29] 李丹熠, 桑稳姣, 张倩, 等. 2 450 MHz电磁波污泥脱水过程中的温度效应[J]. 中国环境科学, 2018, 38(11): 4147-4152. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2018.11.020 [30] 邢奕, 王志强, 洪晨, 等. 不同pH值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含量的影响[J]. 工程科学学报, 2015, 37(10): 1387-1395. [31] KEKE X, WAN Y S, YUN C, et al. Effects of thermal-Fe (II) activated oxone treatment on sludge dewaterability[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 322: 463-471. doi: 10.1016/j.cej.2017.04.055 [32] MO R S, HUANG S S, DAI W C, et al. A rapid Fenton treatment technique for sewage sludge dewatering[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 269: 391-398. doi: 10.1016/j.cej.2015.02.001 -
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