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我国污水排放量增长导致污泥产量不断提升，污泥沿江城市“厂网河 (湖) 岸”全要素水环境治理工作的开展也导致市政污泥量大大增加[1]。据《2020年城乡建设统计年鉴》[2]统计，2020年我国含水率80%的污泥产量已经超过6 600×104 t，预计在2025年突破9 000×104 t[3]。“重水轻泥”观念导致我国污泥无害化、资源化仍处于较低水平[4]。目前，我国污泥无害化处置率达73.5%[5]，而资源化利用率不足30%[6]。由于市政污泥产量大、存在二次污染风险[7-8]，其安全处置问题是许多研究者长期以来关注的重点。“十四五”计划中明确，到2035年全面实现污泥无害化处置，污泥资源化利用水平显著提升。目前，立足于“双碳”战略[9]，我国污泥资源化主流路线为土地利用以及建材利用[10-11]，以满足污泥的减量化、资源化要求。
然而，成本和价格机制是横亘在我国污泥资源化道路上不可忽视的现实问题。目前我国污泥处理处置仍存在着主体不一，企业分散，成本高、难以协同；价格机制未落实，政府负担重，不可持续；污泥行业缺乏可持续的价格机制等问题[12]。由于土地利用路径在前处理环节的能耗、加工成本较高，其污泥产品溢价能力有限，和相对同类产品的市场竞争力不足，呈现“长远利好、现实看空”的局面[13]；另一方面，污泥土地利用消纳存在季节性波动，无法稳定作为污泥消纳出口。而对于建材利用路线，以污泥为原料生产建材产品存在运输距离远、成本高、售价低等不足，如果没有政府优惠政策扶持，建材生产企业在污泥产品经济性没有明显优势的情况下，易出现盈利不够而失去污泥建材利用的积极性的情况[14]；同时，建材本身存在生产规律，水泥窑企业也存在生产波动，建材利用同样存在消纳不稳定的问题。综上，污泥土地和建材利用的价格机制不成熟以及无法稳定消纳等问题造成了污泥处理处置成本核算的复杂性，直接导致了市场动态定价策略不明晰。因此，有必要开展市政污泥处理处置技术经济性分析的研究。
董峙标等[15]对大连市夏家河污泥处理厂污泥“厌氧消化+脱水”工艺成本进行分析，得到其处理成本约为135元，投资成本约为2.5×105元·t−1 (以含水率80%计) 。单连斌等[16]以我国北方城市沈阳为样本,通过成本折算法得到污泥处理成本为308.9元·tDT−1，外运处置成本为387.5元·tDT−1。侯晓峰等[17]通过简单的定量法对市政污泥土地利用的效益-成本进行分析，认为污泥土地利用符合我国国情，但很难获得人们的支付意愿。可以看出目前针对我国市政污泥处理处置技术路线经济性分析的研究较多，但缺乏标准化方法。而生命周期成本 (LCC) 评价是系统评估产品或过程中经济影响的标准化方法，已被广泛应用于污水和固废处理领域[18-19]，但其在我国污泥处理处置领域的研究仍不够充分。LI等[20]利用混合生命周期评价对不同有机质含量下的污泥焚烧进行了环境影响和经济评估，结果表明厌氧消化和水泥窑联合焚烧是处理高有机污泥的最优选择。XU等[21]构建了生命周期环境与经济集成模型，对不同的污泥处理处置路线的评估结果显示重力浓缩、厌氧消化、脱水以及焚烧是适合当时中国污泥处理处置的方式。而LCC评价方法目前的问题，一是面对我国众多污泥处理处置技术路线，缺乏全链条成本评价，二是随着我国相关政策不断更新，相关研究也亟待更新。
因此，本研究通过LCC评价方法对市政污泥处理处置各技术路线进行评价分析，并结合敏感性分析以探究产业布局、土地利用季节性、建材产业生产波动与污泥处理处置成本的动态响应机制，以期为市政污泥处理处置技术路线选择、成本评估和产业布局优化提供参考，并帮助决策者权衡不同污泥处理处置全工艺链条的选择。
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1)分析方法。利用LCC评价方法对其所从事活动全过程的成本进行评价，综合考虑各污泥处理处置路线，将构建的模型应用到典型污泥处理处置路线差异化成本核算中，以投资成本、运行成本和运输成本量化典型污泥处理处置路径的内部成本，分析典型市政污泥处理处置路径的经济性。
市政污泥处理处置成本主要由污泥处理处置阶段发生的投资成本、运行成本、污泥运输成本3个部分构成，具体见式(1)~式(3)。
式中：C为单位成本， (元·t−1) ；Ci为单位投资成本， (元·t−1) ；Cr为单位运行成本， (元·t−1) ；Ct为单位运输成本， (元·t−1) 。
式中：I为污泥投资成本， (元·t−1) ；i为折旧率 (4%) ；n为预计使用寿命 (20 a) 。
式中：T为单位距离运输成本， (元· (t·km) −1) ；S为运输路程， (km) 。
污泥为特殊固体废物，需特殊箱体货车运送，含水率为80%的污泥运输价格取0.65元· (t·km) −1。一般地，从污水处理厂到污泥处理中心的运输距离为50 km。
2)数据质量评估。数据质量评估主要从6个维度对其进行分析，分别是数据获取方法、数据提供者的独立性、数据代表性、数据时效性、地理关联度、技术关联度。数据质量的评估矩阵如表1所示。表中分数越低代表数据质量越高，反之，分数越高代表数据质量越低。
3)功能单位。将1 t湿污泥 (含水率80%) 作为功能单位。
4)系统边界。市政污泥土地利用和建材利用典型处理处置路线 (R1-R7) 和市政污泥处理处置生命周期核算边界如图1所示。R1-R4为土地利用路线，其中，R1为餐厨协同厌氧消化-林地利用路线，R2为餐厨协同厌氧消化-园林利用路线，R3为好氧发酵-林地利用路线，R4为好氧发酵-园林利用路线；R5-R6为建材利用路线，其中，R5为砖窑协同制砖路线，R6为水泥窑协同制水泥路线；R7为传统热干化-焚烧路线。
5)市政污泥性质。市政污泥是污水处理的副产物，除含有大量水分之外，还富集了污水中的重金属、有机污染物等有害物质以及有机质、N、P等营养物质，既对环境有危害性，也具备资源化利用的潜力。与发达国家不同，我国的市政污泥产量大、低有机质、高含沙量，具体性质见表2。
6)生命周期清单。生命周期清单数据基于以下数据和假设。
厌氧消化：工艺流程为高温热水解-餐厨协同厌氧消化-深度脱水，参考镇江餐厨协同厌氧消化一期项目。
焚烧：单独焚烧过程中污泥焚烧产生的热量可以使其自持燃烧，不需添加额外燃料。
土地利用：污泥土地利用路线包含污泥产品从污泥处置中心运输到土地的过程，假设污泥处置中心运输到林地距离为50 km，污泥处置中心运输到园林距离为25 km。典型市政污泥处理处置生命周期清单见表3。
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利用敏感性分析方法，以产业布局、土地利用季节性及建材产业生产波动作为关键因素，计算其变化对污泥处理处置的影响程度，并其与污泥处理处置成本的动态响应机制。敏感度计算具体见式(4)。
式中：Om为第m种未达标的生命周期成本结果指标值；In为第n种过程清单数据值 (或原始数据值) 。当In变化时，Om也相应地变化，Smn即为In对Om的敏感度。Smn越大，即敏感性系数越高，项目成本对该不确定因素敏感程度越高。
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1)工艺单元成本。结合文献[23-29]和实地调研，并利用式(2)和式(3)计算得到了市政污泥各工艺单元的成本，见表4。
污泥处理处置各工艺单元成本的数据质量评估结果见表5。数据质量评估结果显示，各数据的平均值为1.33~2，数据质量较好。
2)经济效益。餐厨协同厌氧消化-土地利用：以镇江市餐厨废弃物及生活污泥协同处理项目一期为例，该项目生物碳土产生量41 t·d−1，碳土、苗木每年收入200×104元，折合每吨污泥21元。产沼气1×104 m3·d−1，每日可向市政燃气管网输送成品天然气2 800 m3，天然气营业收入24元·t−1。油脂销售收入2 000×104元·a−1，折合210元·t−1。产生经济效益合计255元·t−1。
好氧发酵-土地利用：经过好氧发酵后，每吨污泥可以产生0.5 t基质土，产生效益100元·t−1。
砖窑协同处置：每吨污泥干化焚烧后可以制造砖120块，售价78元。
水泥窑协同处置：污泥在水泥窑焚烧后灰渣直接作为无机原料用于生产水泥，每吨污泥大约可生产水泥0.06 t，售价24元·t−1 (1 t湿污泥产生灰渣0.06 t) 。市政污泥处置经济效益见表6。
3)成本分析。市政污泥处理处置各路径成本见图2。从图2可以看出，污泥协同制砖 (R5) 的生命周期成本最低，为123元·t−1。餐厨协同厌氧消化-林地利用 (R1) 的生命周期成本最高，为523元·t−1。这是由于污泥厌氧消化工艺较复杂，导致前期投资成本及运行成本都较高，且餐厨垃圾的协同处置进一步提高了该路径的生命周期成本。同时，厌氧消化-土地利用路线的经济效益也最高，为255元·t−1。这主要由于污泥厌氧消化路线的产品多样，与其他固体废弃物如餐厨垃圾协同，不仅增加了路线的稳定性、容错性，也提高了产品产量和经济效益[30]。单独焚烧无经济效益，其次为水泥窑协同处置，为24元·t−1。
综合来看，土地利用路线成本高效益高，同时具有容错性较高、有能量回收单元和环境友好的优点，而建材利用成本低效益也低。综合考虑成本、经济效益以及环境友好原则，市政污泥处理处置建议土地利用为主，建材利用为辅。但具体应用到城市，还是需要因地制宜，在已有设施和产业情况的基础上进行处理处置路线制定。
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1)产业布局敏感性。基于敏感性分析方法，对产业布局以及土地利用季节性、建材产业生产波动等关键因素进行了市政污泥生命周期成本敏感性分析。
产业布局敏感性分析路线见图3。产业布局主要受运输成本和处理处置成本影响。运输成本由污泥运载量和运输距离决定，污泥含水率是污泥处理处置的一个关键指标。因此，有必要分析污泥含水率和运输距离对污泥处理处置成本的影响趋势。
以合肥某污泥厌氧消化项目为例分析污泥含水率和运输距离对污泥处理处置成本的影响趋势。该项目投资成本为1.5×108元，城市污泥日处理量约为600 t，经过厌氧消化产生沼渣约300 t，离心脱水后的湿沼渣含水率约为78%，进一步经干化后形成的干沼渣含水率可降至5%。以含水率80%污泥计，污泥干化的热耗为2 940~4 200 kJ·kg−1，电耗为0.04~0.90 (kW·h) ·kg−1。若以每吨蒸汽价格190元计，每降低1%含水量，需要蒸汽0.016 t，每吨蒸汽190元，折合污泥干化运行成本3.04元·t−1。干化后含水率上限取决于各污泥利用路线含水率限值，见表7。
对于土地利用路线，假设污水处理厂到污水处理处置中心的距离为S1，污水处置中心到土地的距离为S2。假设园林利用时S1+S2=50 km，林地利用时S1+S2=100 km。对于建材利用路线，假设污水处理厂到污水处理处置中心的距离为S1，S1≤50 km。生命周期成本计算具体见式(5)~式(7)。
式中：C为单位成本， (元·t−1) ；C’为未考虑干化运行成本和污泥运输成本的单位成本，元·t−1。
式中：R为湿污泥干化运行成本， (元·t−1) ；M为污水处理厂处理后污泥含水率，%。
式中：Ct1为污水处理厂到污泥处理处置中心的运输成本， (元·t−1) ；Ct2为污泥处理处置中心到土地的运输成本， 元·t−1。
各处置路线产业布局敏感性分析结果如图4所示。综合来看，污泥处置阶段脱水程度越低，则污泥的处置成本越低。对于土地利用路线，在湿污泥总量相同的情况下，虽然脱水程度越低意味着更大的运载量及更高的运输成本，但并不会影响总成本随脱水程度变化的趋势。对于建材利用路线，由于只有污水处理厂到污泥处置处置中心这一段运输距离，在污泥含水率一定的情况下，二者距离越近成本越低。
总的来说，在保证污泥处置含水率达标的前提下，污泥含水率越高，则成本越低；在总运输距离一定的情况下，污泥处理处置中心离污水处理厂越近，则成本越低。
2)土地利用季节性、建材产业生产波动敏感性分析。由于污泥土地利用消纳量随季节波动、建材利用消纳量随建材市场需求量波动，污泥产品需要在销售淡季进行临时储存，这主要影响了项目前期设计占地及厂房建设部分的费用，从而导致项目初始投资成本增加。投资成本与污泥产品临时储存量关系具体见式(8)~式(9)。
式中：
Ci 为单位投资成本，元·t−1；Ci1 为项目投资成本，元；Ci2 为污泥产品临时储存投资成本，元；N1为污泥处置规模，t。式中：N2为污泥产品临时储存仓库面积，m2；M为单位面积仓库建设成本， 元·m−2。
以镇江市餐厨污泥协同处理一期项目、九江市餐厨污泥协同处理项目、重庆万州污泥无害化处理及资源化利用项目、日照市超高温好氧发酵项目、曲阜中联水泥窑无害化协同处置污泥项目以及广州市珠江水泥有限公司污泥干化协同处置工程为例[35]，探究了污泥土地利用季节性、建材产业生产波动导致的污泥处置成本波动趋势。
镇江市餐厨污泥协同处理一期项目的污泥处理处置方式为餐厨协同厌氧消化，项目总投资1.65×108元，日处理综合有机废弃物共计260 t，其中餐厨垃圾140 t、城市污泥120 t，主要污泥产品为沼气、液体有机肥以及生物炭土等。重庆市丰都县规模化生物能源工程的污泥处理处置方式为厌氧消化，项目总投资1.01×108元，日处理综合有机废弃物共计500 t，其中餐厨垃圾100 t、城市污泥100 t，主要产品为沼气、液体有机肥以及固体有机肥，1年污泥固、液体产品约6×104 t。重庆市万州污泥无害化处理及资源化利用项目的污泥处理处置方式为高温好氧发酵，项目投资7 200×104元，处理规模200 t·d−1湿污泥 (含水率80%) ，1年污泥产品约5×104 t。日照市超高温好氧发酵项目总投资3 000×104元，日处理能力120 t·d−1湿污泥 (含水率80%) ，主要污泥产品为有机肥。曲阜中联水泥窑无害化协同处置污泥项目总投资1.62×107元，设计利用曲阜中联2条日产2 500 t旋窑生产线处理污泥，现阶段共接纳曲阜市2座污水处理厂的污泥，日处理量为40~50 t·d−1。广州市珠江水泥有限公司污泥干化协同处置工程投资约3 000×104元，依托熟料生产线规模为5 000 t·d−1，污泥处理设计规模为300 t·d−1。考虑到水泥易受潮变质，干燥环境下保质期一般为2~3个月，潮湿环境下一般不超过15 d，敏感度计算中水泥临时储存量按2个月计。6个项目污泥处置成本对污泥临时储存量的敏感度见图5及表8。
综合来看，水泥窑协同处置路线的成本对污泥产品临时储存量的敏感度最低。主要原因是由于水泥特性易受潮，不宜长期储存，其临时储存时间不应超过3个月，并且与土地利用产品 (有机肥等) 相比水泥产品密度较大，因此大幅降低了临时储存厂房建设的投资成本。同时，对比两个水泥窑协同处置项目，发现成本和敏感度变化较大。这是由于原水泥窑生产线和协同处置工艺不同，水泥窑协同处置工程的投资成本和处置规模会有较大波动。曲阜中联水泥窑无害化协同处置污泥项目工艺流程为含水率80%的污泥直接进入水泥窑焚烧，焚烧后灰渣直接作为无机原料用于生产水泥，导致污泥处理规模小，设计规模100 t·d−1，实际仅有50 t·d−1。而广州市珠江水泥有限公司污泥干化协同处置工程采用深度脱水-电热干化-水泥窑技术路线，污泥处理规模可达300 t·d−1，降低了成本和敏感度。因此，对于建材利用路径，污泥处置规模较小的工程无法全量处置整座城市的污泥，一般是作为污泥处置项目的补充，可以不设置临时储存厂房；而污泥处置规模较大的工程可以考虑设置产品临时储存厂房，但受到产品储存时间限制，面积不宜设置过大。
对于土地利用路线，厌氧消化项目污泥对污泥产品临时储存量较不敏感。这可能由于厌氧消化项目产品丰富且沼气产品占比较大，固液体产物占比较小，因此所需储存空间少，从而导致污泥处置成本对污泥产品临时储存量较不敏感。重庆市厌氧消化项目处置成本在4个污泥处置项目中最低，这可能由于重庆市丰都县规模化生物天然气工程是一个综合性生物质能源工程，综合处理有机废弃物包括餐厨垃圾、城市污泥以及尾菜、畜禽粪污、秸秆等有机垃圾，处理规模大，降低了每吨污泥的处置成本。而2个好氧发酵项目处置成本较高，虽然两者总投资成本均显著低于厌氧消化项目，但污泥处置规模小，无法综合协同处理多种有机废弃物 (例如餐厨垃圾、污泥协同处置) ，导致污泥单位处置成本升高。并且由于好氧发酵项目处置废弃物类型单一，污泥产品中有机肥料占比大，好氧发酵项目成本对污泥产品临时储存量敏感。一旦污泥产品消纳端产生需求波动，污泥产品临时储存量也会迅速波动。因此，对于好氧发酵项目，污泥产品临时储存仓库的设置虽然增加了项目前期的投资成本，但有一定必要性。
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1)典型市政污泥的处理处置路径中，土地利用路径生命周期成本为310~523元·t−1，经济效益为100~255元·t−1，具有成本与效益并存、容错性较高、有能量回收单元和环境友好的特点；建材利用的生命周期成本为123~238元·t−1，经济效益为24~78元·t−1。
2)综合考虑成本、经济效益以及环境友好原则，市政污泥处理处置路线建议以土地利用为主，建材利用为辅。但落实到具体城市时需要因地制宜，在已有设施和产业情况的基础上进行处理处置路线制定。
3)在保证污泥处置含水率达标的前提下，污泥含水率越高，成本越低；在总运输距离一定的情况下，污泥处理处置中心离污水处理厂越近，成本越低。
4)水泥窑协同处置项目和厌氧消化-土地利用项目的污泥处置成本对污泥产品临时储存量的敏感度较低，为11.6%~28.6%，故不建议设置较大的储存仓库；好氧发酵-土地利用项目的污泥处置成本对污泥产品临时储存量的敏感度较高，超过30%，故有必要设置储存仓库以稳定成本波动。
市政污泥处理处置技术经济性分析与评价
Economic analysis and evaluation of municipal sludge treatment and disposal technology
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摘要: 针对由污泥处理处置成本核算复杂导致的技术路线抉择困难的问题，从经济性角度对市政污泥土地、建材2类资源化利用路径典型技术路线进行评估，以帮助决策者权衡污泥处理处置全工艺链条的选择。通过生命周期成本评价方法评价了市政污泥处理处置典型技术路线，并利用敏感性分析方法对产业布局、土地利用季节性、建材产业生产波动与污泥处理处置成本的动态响应机制进行了探究。生命周期成本评价结果表明，土地利用路径生命周期成本为310~523元·t−1，经济效益为100~255元·t−1；建材利用的生命周期成本为123~238元·t−1，经济效益为24~78元·t−1。综合生命周期成本、经济效益以及绿色低碳原则，市政污泥处理处置路线应以土地利用为主、建材利用为辅。敏感性分析结果表明，在保证污泥处置含水率达标的前提下，降低污泥脱水率、缩短污水处理厂到污泥处理处置中心的运输距离有利于减少成本；好氧发酵-土地利用路线的污泥处置成本对污泥产品临时储存量的敏感度最高，超过30%，故有必要设置储存仓库以稳定成本波动。本研究结果可为市政污泥资源化利用路径选择、成本评估和产业布局优化有参考意义。Abstract: Aiming at the problem of difficult choice of technology routes due to the complexity of sludge treatment and disposal costing, different technology routes of municipal sludge land and building materials resource utilization paths are evaluated from an economic perspective, in order to help decision makers weigh the choice of different sludge treatment and disposal whole process chains. Typical technical routes for municipal sludge treatment and disposal were evaluated through the life cycle cost method, and the dynamic response mechanism of industrial layout, land use seasonality, production fluctuation of building materials industry and sludge treatment and disposal cost was explored by sensitivity analysis method. The results of the life cycle cost evaluation show that the life cycle cost of the land use route is 310 CNY·t−1~523 CNY·t−1, and the economic benefit is 100 CNY·t-1~255 CNY·t−1. The life cycle cost of the building material application is 123 CNY·t−1~238 CNY·t−1, and the economic benefit is 24 CNY·t−1~78 CNY·t−1. Comprehensive life-cycle cost, economic benefit and green low-carbon principle, the municipal sludge treatment and disposal route should be mainly land use and building material use. The results of sensitivity analysis show that, on the premise of ensuring the water content of sludge disposal to meet the standard, reducing the sludge dewatering rate and shortening the transportation distance from sewage treatment plant to sludge treatment and disposal center are beneficial to reduce the cost. The sludge disposal cost of the aerobic fermentation-land use project has the highest sensitivity of over 30% to the temporary storage volume of sludge products, making it necessary to set up storage warehouses to stabilize the cost fluctuation. The study has reference significance for optimizing the path of municipal sludge resource utilization and industrial layout.
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Key words:
- municipal sludge /
- treatment and disposal /
- economic evaluation /
- life cycle cost /
- sensitivity analysis
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随着工农业的迅速发展，氯代烃类有机物作为生产原料和溶剂被人类广泛地应用在工业生产、农药、干洗和医疗等行业[1]，造成了一系列环境问题。氯代烃类在环境中随着雨水、径流等渗滤到土壤中[2]，被土壤吸附一部分后渗漏到地下含水层，导致地下水污染[3]，其中地下水中四氯乙烯、三氯乙烯及四氯化碳等污染尤为普遍[4-6]。本研究中选取一种典型氯代烃PCE作为研究对象，该物质是在常温下易挥发、非易燃的重质非水溶相液体(dense non-aqueous phase liquids，DNAPLs)，化学性质稳定，且有很强的生物毒性和潜在的生物累积性，并具有刺激性、致敏性、致突变性、致畸性、致癌性等特性，已被较多国家列为优先控制污染物[7]。一旦PCE通过各种途径进入地下环境，会下渗到地下水深层，严重污染地下水资源，对生态环境和人体健康产生极大的危害[8]。1999年北京市地下水有机污染调查结果表明，北京地区有2处氯代烃污染区域面积超过10 km2，主要污染物为TCE和PCE，最高浓度分别为487.6 μg∙L−1和63.74 μg∙L−1，其中PCE的检出率较高[9]。为了保护生态环境及促进可持续发展，地下水中氯代烃污染问题亟待解决，地下水水质保护和污染修复刻不容缓[10]。
考虑到微生物修复技术具有易于原位修复、处理成本低、无二次污染且可以实现无害化等优点，故进一步研究微生物群落对PCE的降解非常必要[11]。近年来，国内外研究人员对氯代烃的生物降解进行了大量探索和研究[12-19]。在厌氧条件下，氯代烯烃可以作为某些细菌的终端电子受体，通过厌氧微生物作用发生还原脱氯，生成次级产物，最终达到无害化的修复目的，而加入一些有机质进行共代谢可以提高其降解速率[12-14]。有研究[15]发现，将厌氧细菌Y51株和好氧性混合株P. pseudocalcaligenes KF707-D3株综合运用可以将难生物降解的PCE完全分解。实际上，单一的厌氧菌或好氧菌很难彻底快速降解PCE[16]。迄今为止，仅发现Dehalococcoides mccartyi属的菌株能使PCE完全脱氯[17]，且该属菌株对碳源要求较高，一般需要醋酸盐作为碳源[18]，生长条件较为苛刻。然而，多种常见微生物如脱硫单胞菌，硫磺菌等可以协同合作将PCE还原脱氯[19]。
目前，对微生物修复氯代烃的研究主要集中在单一好氧菌株以及厌氧菌株的运用。因此，有必要研究地下水环境中微生物群落降解氯代烃的特性，从而进一步探索提高氯代烃生物降解速率的可行方法。尽管有很多学者研究某类共代谢基质条件下微生物菌株是否能够成功脱氯，但很少有学者针对微生物群落在不同共代谢基质条件下的脱氯能力开展相关研究[20]。因此，根据现阶段氯代烃修复的研究经验，本研究选取一种典型氯代烃PCE，旨在评估模拟地下水环境下降解菌群的共代谢脱氯能力。本研究采用振荡培养法[21]来筛选并鉴定出PCE优势降解菌群，对环境因素开展实验并对其进行了条件优化，探索了不同共代谢基质条件下PCE降解的规律，建立了反应动力学模型，比较了不同共代谢基质条件下微生物的脱氯能力。
1. 材料与方法
1.1 实验原料
四氯乙烯(C2Cl4)和甲醇(CH3OH)为色谱纯，酵母浸膏和维生素B12为生物试剂，乙醇(CH3CH2OH)、三水合磷酸氢二钾(K2HPO4∙3H2O)、七水合硫酸亚铁(FeSO4∙7H2O)、一水合磷酸二氢钠(NaH2PO4∙H2O)、氯化铵(NH4Cl)、七水合硫酸镁(MgSO4∙7H2O)、七水合硫酸锰(MnSO4∙7H2O)、七水合硫酸锌(ZnSO4∙7H2O)、乳酸钠(dl-C3H5O3Na)、葡萄糖(C6H12O6)、六水合氯化钴(CoCl2∙6H2O)、一水合次氮基三乙酸三钠(N(CH2CO2Na)3∙H2O)均为分析纯。
1.2 实验装置
实验过程中使用的仪器设备：恒温振荡箱(MQL-621R，上海旻泉仪器有限公司)、厌氧培养箱(YQX-Ⅱ型，上海新苗医疗器械制造有限公司)、立式压力蒸汽灭菌锅(YM30型，上海三申医疗器械有限公司)、紫外可见分光光度计(TU-1810，北京普析通用仪器有限责任公司)、氮吹仪器(ANPEL DC12，上海安谱实验科技股份有限公司)、气相色谱仪(Agilent7820A，安捷伦科技有限公司)、Illumina Mi Seq平台(微基生物科技(上海)有限公司)。驯化实验采用厌氧瓶密封操作，实验装置见图1，可定期使用注射器采样。
图 1 驯化实验装置示意图Figure 1. Schematic diagram of experimental device for culture enrichment1.3 实验方法
PCE降解菌群的驯化筛选。以南京某污水处理厂的厌氧活性污泥为菌种来源，采用图1的实验装置对厌氧活性污泥进行驯化培养，整个实验操作过程在厌氧培养箱中完成。实验配制无机盐培养基来模拟地下水[22]，其组成成分为：K2HPO4∙3H2O 1.05 g∙L−1、NaH2PO4∙H2O 0.25 g∙L−1、NH4Cl 0.49 g∙L−1、N(CH2CO2Na)3∙H2O 0.03 g∙L−1、dl-C3H5O3Na 0.112 g∙L−1、MgSO4∙7H2O 0.05 g∙L−1、FeSO4∙7H2O 3 mg∙L−1、MnSO4∙7H2O 0.74 mg∙L−1、ZnSO4∙7H2O 0.74 mg∙L−1、CoCl2∙6H2O 0.25 mg∙L−1、维生素B12 0.05 mg∙L−1[23]。PCE降解菌群的驯化采用梯度驯化法[24]，按PCE浓度由低到高进行，先将200 mL活性污泥接种到700 mL除氧灭菌后的无机盐培养基中(除非特殊说明，pH均在6.80~7.25)，随后采用聚四氟乙烯瓶塞和铝卷曲盖密封血清瓶，并采用无菌注射器加入PCE溶液。PCE溶液浓度初次设定为0.5 mg∙L−1，然后放置于30 ℃、转速为30 r∙min−1的恒温振荡培养箱中进行培养驯化7 d，之后更新培养基并将浓度依次递增为1、2、3、4、5 mg∙L−1[22]，每个阶段均培养7 d。
PCE降解特性研究。将100 mL无机盐培养基置于血清瓶中，所有培养基在使用前均利用氮气吹扫30 min，然后用高压灭菌锅在121 ℃下灭菌30 min，最后放入厌氧培养箱中冷却备用。将经过梯度驯化后获得的菌液按5%投加量接入含有100 mL无机盐培养基的血清瓶中，随后采用特氟隆表面橡胶隔膜(美国安捷伦公司)和铝卷曲盖密封血清瓶，PCE初始投加量设定为1 mg∙L−1，随后置于30 ℃、30 r∙min−1条件下恒温振荡器中培养。实验过程中每隔24 h采样1次，测定培养基中残留PCE的浓度以及吸光度，分析驯化所得菌群的PCE降解特性及菌群生长曲线。
环境因素对微生物群落降解PCE的影响。在保持与降解特性实验相应条件不变的前提下，分别研究不同温度(10、20、30 ℃)、不同pH(6、7、8)、不同PCE初始浓度(0.5、1、1.5、2、2.5 mg∙L−1)等条件对菌群降解PCE的影响。在相同的实验条件下，不接种菌液作对照，每组实验重复做3个平行样，取平均值。每隔24 h采样1次，测定培养基中残留PCE的浓度，采样结束后使用硅胶填缝密封盖上留下的针孔以防止PCE挥发。
不同共代谢基质对微生物群落降解PCE的影响。为了探索各种共代谢基质对降解菌群性能的影响，将培养所得菌液按5%接种量加入100 mL的无机盐培养液，PCE初始投加量设定为1 mg∙L−1，再分别加入甲醇、乙醇、葡萄糖、酵母浸膏、乳酸钠[25]。其中，葡萄糖以及酵母浸膏浓度为1 g∙L−1、甲醇浓度为0.6 g∙L−1、乙醇浓度为20 mg∙L−1、乳酸钠浓度为0.77 g∙L-1[26]。在30 ℃、30 r∙min−1条件下振荡培养，每24 h采样检测，并利用实验结果建立动力学模型。
1.4 分析方法
实验中PCE浓度采用顶空气相色谱仪[27](Agilent 7820A，美国Agilent公司)及DB-624色谱柱测量。
实验中菌群浓度采用分光光度法[25]测定，取适量实验样品放入1 cm的比色皿中，利用紫外分光光度计测量其在600 nm处的吸光度(A600)。
实验中PCE降解菌群群落结构分析采用16S rDNA[28]来分析，按照柱式细菌基因组抽提试剂盒的使用操作说明，对混合培养体的菌液中的DNA进行提取[29]，将纯化后的样品利用Illumina Mi Seq平台进行高通量测序。
2. 结果与讨论
2.1 菌群对PCE降解特性研究
驯化期后PCE降解曲线及菌群生长曲线见图2。由图2(a)可知，PCE能得到高效降解并且去除率已明显高于90%。由图2(b)可知：降解初期(0~2 d)，菌群在PCE存在条件下能以较快速度生长；随着采样时间的推移，中期(2~4 d)达到静止期，OD值缓慢下降；后期(4~5 d)，由于PCE含量不足，菌群活性被抑制，OD值下降较快。筛选得到的菌群能够高效降解PCE，可以进行菌种鉴定以及环境因素影响实验。
图 2 PCE的降解率曲线以及降解菌群的生长曲线Figure 2. PCE degradation efficiency and the growth curve of acclimated microbial consortium2.2 PCE降解菌群的结构组成
种水平下的样本群落结构组成分布见图3，菌种鉴定结果表明PCE的降解菌群群落结构复杂多样。该菌群中共有16个高于0.50%的种，分别为Clostridium sp. FCB45、Methylotrophic bacterium RS-X3、Rhodocyclales bacterium TP139、Bacterium B3C1-6、Clostridium sp. 6-44、Desulfovibrio sp. Mlhm、Sinorhodobacter ferrireducens、Veillonellaceae bacterium 6-15、Bacteroidetes bacterium 4F6B、Geobacter lovleyi、Treponema sp. HM、Paracoccus kocurii、Thermomarinilinea lacunifontana、Riemerella sp. Lo3、Chlorobi bacterium feline oral taxon 101及Rhizobium selenitireducens。其中，梭状芽孢杆菌(Clostridium sp. FCB45)含量最高，占总量的44.49%，成为优势菌种。这一结果证实了DAVID[12]在微生态研究中推测Clostridium属这种活性较高的梭状菌可以成为降解PCE的潜在微生物的结论。然而，因为这是由普通污水厂的厌氧污泥驯化而来的，故与LOFFLER等[30]在被PCE长期污染的沉积物中所观察到的Desulfuromonas和Dehalococcoides是PCE的优势降解菌有所不同。Methylotrophic bacterium RS-X3含量为17.34%，作为甲基营养菌不仅可以在氯化甲烷上生长[31]，并且其被证实含有脱氯酶基因[32]，因此，可推测在本研究中Methylotrophic bacterium RS-X3可以促进PCE的生物降解。而占总量7.39%的Rhodocyclales bacterium TP139作为能够利用多种有机化合物生长的多功能细菌的代表[33]，首次在PCE降解菌群中被发现并检测到。
图 3 种水平下的菌群群落结构组成Figure 3. Composition of acclimated microbial consortium at species level有研究表明，脱硫弧菌属(Desulfovibrio sp. Mlhm)可以参与几种氯代污染物的脱氯和硫酸盐还原，包括1, 2-二氯乙烷[34]、1-三氯乙烷[35]和氯仿[36]，Treponema属(Treponema sp. HM)能够通过添加醋酸盐将五氯苯酚脱氯成氢气、二氧化碳和甲酸盐[37]，Bacteroides属(Bacteroidetes bacterium 4F6B)可降解甲基叔丁基醚[38]，Sinorhodobacter ferrireducens能利用肌醇、L-丙氨酸、4-羟基苯甲酸和L-脯氨酸作为碳源[39]，Thermomarinilinea属(Thermomarinilinea lacunifontana)能在多种有机物存在时生长(包括明胶、甲壳素、谷氨酸等)[40]。这些菌株也在该菌群中被检测到，其含量分别为2.61%、0.85%、0.97%、1.99%和0.80%，其中Desulfovibrio、Treponema属为潜在PCE降解菌。
2.3 环境因素对降解的影响
环境因素对PCE降解效果的影响见图4。由图4(a)可知温度对PCE降解率的影响不显著。数据显示3个温度梯度下去除率均高于80%，表明该菌群整体代谢活性较高，具有较宽的温度生态幅，适应不同温度的环境能力较强。在实验初期(0~3 d)，菌群在10 ℃以及 20 ℃下对PCE的降解速率相比30 ℃较慢；在后期(4 d后)，菌群在10 ℃和20 ℃时对PCE的降解率与其在30 ℃下的降解率相当。ZHANG等[41]也得出TCE去除率随温度的升高(从20 ℃上升到30 ℃)而增加的类似结论。SHARMA等[42]认为，低温下微生物需要更多的时间来矿化疏水性物质。因此，生物反应与化学反应都会减慢速率，而较高的温度会导致生物降解增加。一般地下水的平均温度约为15 ℃(我国西北地区冬季地下水水温仍处于10 ℃左右)[43-45]，可以达到该菌群生长的适宜温度范围。
图 4 环境因素对PCE降解率的影响Figure 4. Effect of environmental factors on degradation efficiency of PCE由图4(b)可知：菌群在降解PCE的过程中受非极端pH的影响不显著。在初始pH 6~8时，PCE的降解速率随着初始pH的变化呈现出一定的波动性，但在总体上体系中的微生物群落均能够实现PCE的有效降解。初始pH 7.0为PCE降解的最适值，因为弱酸以及弱碱性的条件不会对降解菌群活性产生抑制，所以在非极端pH的地下水环境中，此菌群也可以发挥作用。
由图4(c)可知：菌群在降解PCE的过程中受PCE初始浓度的影响不显著，但其降解速率存在一定波动性。在此PCE初始投加范围内，该菌群活性没有受到明显抑制，此浓度下的PCE毒性没有破坏菌群体内的酶、核酸以及DNA等的结构，所以菌群能正常进行新陈代谢，但当PCE初始浓度过低时，与酶结合的底物浓度偏低，会使微生物的活性降低，从而导致PCE降解速率下降[46]。
2.4 不同共代谢基质对降解的影响
不同共代谢基质对PCE降解效果的影响见图5，其中，酵母浸膏作为共代谢基质时降解效果最好。为了比较不同共代谢基质对微生物脱氯能力的影响，需要建立动力学模型进行比较。一般情况下，反应的动力学方程见式(1)，对应一级动力学模型[47]见式(2)。
图 5 不同共代谢基质情况下降解菌群对PCE的降解率Figure 5. PCE Degradation efficiency by acclimated microbial consortium using different co-substratesdc/dt=−kcp(1) c=c0e−k(t−t0)(2) 式中：c为PCE浓度，mg·L−1；p为反应级数；k为反应速率常数，d−1；t为反应时间，d；c0为初始PCE浓度，mg·L−1；t0为初始反应时间，d。
PCE反应动力学模型见图6，根据一级反应动力学拟合方程得到的相关参数见表1。由图6和表1可知，共代谢基质强化的微生物降解过程全部符合一级反应动力学，R2均在0.928以上，除无共代谢对照组只有0.884外，整体拟合效果较好。根据表1进一步可得出，添加了酵母浸膏后实验的半衰期比不添加共代谢基质时减少了0.838 d，并且降解反应速率常数由0.327 d−1降至0.098 d−1，其他共代谢基质（除乙醇外）添加后降解反应速率常数均有提高。上述结果表明，这些共代谢基质的添加均提高了菌群的降解速率。添加不同共代谢基质后的PCE降解反应速率常数有以下关系：酵母浸膏>葡萄糖≈甲醇>乳酸钠>无共代谢基质>乙醇。以酵母浸膏为共代谢基质时，降解反应速率常数最大为0.327 d−1，半衰期为1.571 d，大于其他共代谢基质，所以在此实验条件下，酵母浸膏为最佳的共代谢基质。这可能是因为酵母浸膏含有丰富的维生素、各种氨基酸及核酸降解物等，可以作为促进微生物生长的氮素营养源[22]。乙醇作为共代谢基质时四氯乙烯的降解反应速率常数最小，还小于没有共代谢条件下的降解速率，这可能是因为乙醇对该菌群产生了活性抑制。乙醇因为其特殊的理化性质，会对简单节杆菌中的细胞色素酶等产生抑制作用，使降解菌的降解效率降低[48]，乙醇还会改变乳酸杆菌细胞膜的通透性从而影响菌体的代谢活力[49]。因此，可推断同为革兰氏阳性[50]菌的Clostridium sp. FCB45(优势菌种)会出现相似的活性抑制，从而影响PCE降解速率。
图 6 不同共代谢基质情况下PCE的反应动力学模型Figure 6. Kinetic models for PCE degradation using different co-substrates表 1 不同共代谢基质对应的PCE的反应动力学模型方程及相关参数Table 1. Reaction kinetics equations and parameters of PCE degradation using different co-substrates共代谢基质 动力学模型 R2 反应速率常数k/d−1 半衰期t1/2/d 甲醇 c=1.39e−t7.02−0.682 
0.972 0.142 1.665 乙醇 c=4.38e−t27.23−3.67 
0.928 0.037 2.296 葡萄糖 c=1.62e−t6.875−0.792 
0.963 0.145 2.095 酵母浸膏 c=1.11e−t3.055−0.223 
0.988 0.327 1.571 乳酸钠 c=1.895e−t8.906−1.106 
0.955 0.112 2.161 无共代谢基质 c=1.746e−t10.155−1.061 
0.884 0.098 2.409 | Show Table
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3. 结论
1)利用梯度驯化法获得可将PCE高效降解的菌群，此菌群可以在PCE长期选择压力下生存繁殖。菌种鉴定结果显示：在种水平上，梭状芽孢杆菌Clostridium sp. FCB45含量最高，成为群落中的优势菌种。该群落多样性高，组成复杂，群落稳定性高，易于管理。
2)当温度为30 ℃、pH为中性、PCE初始浓度为1 mg∙L−1和共代谢基质为酵母浸膏时，PCE降解效率最高可达96.75%。此群落可以在不同环境条件下(pH、温度等)表现出较高的降解率，该微生物群落有较宽的生态幅，在非极端环境条件下该群落均能发挥作用。
3)添加共代谢基质强化的微生物实验结果表明，反应模型均符合一级反应动力学，拟合度良好，降解反应速率常数由大到小顺序依次是：酵母浸膏>葡萄糖≈甲醇>乳酸钠>无共代谢基质>乙醇。该菌群在利用酵母浸膏作为共代谢基质时，降解速率常数最大可达0.327 d−1。本研究中酵母浸膏最大程度地提高了四氯乙烯的降解速率。
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图 2 市政污泥处理处置各路径成本
Figure 2. Costs for each path of municipal sludge treatment and disposal
表 1 数据质量评估矩阵
Table 1. Data quality assessment matrix
指标 分数 获取方法 数据提供者的 独立性 数据代表性 数据时效性 地理关联度 技术关联度 1 实测数据 公共部门的 认证数据 来自长时期内足量样本的代表性数据 3年内 研究区域内的数据 来自同一公司、同一技术、 同一材料的数据 2 基于实测数据的 计算数据 专业企业的 认证数据 来自长时期内小量样本的代表性数据 5年内 主要研究区域内的 平均数据 来自不同公司、同一技术、 同一材料的数据 3 部分基于假设的 计算数据 来自行业的非认证数据 (独立源) 来自短时期内足量样本的代表性数据 10年内 相似生产情况的 地区数据 来自不同技术、同一材料的 数据 4 行业专家的 专业估测 来自行业的非认证 数据 (非独立源) 来自短时期内足量样本的 普通数据 20年内 部分相似生产情况的 地区数据 同一技术、相关材料的数据 5 非专业评估 专业企业的非 认证数据 来自短时期或小量样本的不完整数据 未知年份或 超过20年 未知区域数据或生产 情况差异大的地区数据 不同技术、相关材料的数据
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成分 组成 含量范围/ (g·kg−1) 重金属 Zn、Cu、Cr、Pb等 0~30.1 有机污染物 抗生素、邻苯二甲酸酯等 0~33.8 C — 321.3~355.7 N — 7.4~54.9 P — 2.2~48.3
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表 3 典型市政污泥处理处置生命周期清单
Table 3. Life cycle list of typical municipal sludge treatment and disposal
工艺 原材料消耗 药耗/kg 电耗/ (kW·h) 油耗/L 厌氧消化 1 35 0 好氧发酵 0 34 0 林地利用 0 0 115 园林利用 0 0 58 制砖 0 24 0 制水泥 0 60 0 单独焚烧 0 55 9
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表 5 污泥处理处置成本数据质量评估结果
Table 5. Sludge treatment and disposal cost data quality assessment results
工艺单元 数据质量评分 获取 方法 数据提供者 的独立性 数据 代表性 数据 时效性 地理 关联度 技术 关联度 平均值 餐厨协同厌氧消化 2 2 2 1 1 1 1.33 好氧发酵 2 2 2 2 1 2 1.83 热干化 3 1 2 2 1 2 1.83 林地利用 2 1 2 2 1 2 1.67 园林利用 2 1 2 2 1 2 1.67 制砖 3 1 2 2 1 2 1.83 制水泥 2 2 2 1 1 1 1.33 焚烧 3 1 2 2 1 2 1.83
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表 6 市政污泥处置经济效益
Table 6. Economic benefits of municipal sludge disposal
处置方式 经济效益/ (元·t−1) 餐厨协同厌氧-土地利用 255 好氧-土地利用 100 砖窑协同处置 78 水泥窑协同处置 24
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污泥处置工艺 含水率限值/% 林地利用 ≤60 园林利用 ≤40 制砖 ≤40 制水泥 ≤35
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表 8 污泥产品临时储存量敏感度
Table 8. Sensitivity of temporary storage volume of sludge products
污泥处置项目 敏感度/% 厌氧消化-镇江 28.6 厌氧消化-重庆 24.8 好氧发酵-重庆 31.8 好氧发酵-山东 57.8 水泥窑协同-曲阜 21.4 水泥窑协同-广州 11.6
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