随着我国城市化建设的发展，城市污水处理率逐年上升，“十二五”规划明确指出：到2015年城市污水处理率至少达到85%。但在我国污水处理设施的建设过程中长期存在着“重水轻泥”的情况，目前进行处置和资源化利用的污泥不足50%，而城市污泥若不采取妥善处置，必然会对环境带来的威胁。当前国内外主要的污泥处理技术包括填埋、厌氧消化、焚烧与好氧堆肥等，其中好氧堆肥即在特定的环境条件下微生物菌群分解转化有机物，将污泥腐熟成稳定的腐殖质，用于改善肥田或土壤，最终达到无害化、减量化与资源化的目的，因此好氧堆肥成为污泥处理领域的主流技术之一。
污泥堆肥过程中氮素损失严重是在实际应用中长期未能妥善解决的重要问题，研究表明在整个堆肥过程中，氮的损失最大可以达到60%以上。对于氮素损失，一方面会降低肥效，另一方面会产生臭气，影响周边的环境空气质量，因此对于氮素损失的控制成为制约污泥堆肥的一个瓶颈。国内外学者在堆肥中过程中添加金属盐类，或者添加吸附剂，如沸石、浮石等，来控制氮素的损失，但受其经济条件的制约，难以广泛采用。更多的是采用添加富含碳的物质，如添加秸秆、稻草等，以调理剂形式存在的外加碳源在氮素损失控制中发挥了作用。
中医药作为我国传统文化的珍宝，因其药性温和、副作用小等优点，近些年来其发展更为迅速;随着各大中药制药企业的迅速发展，中药渣排放量也与日俱增;中药渣属于典型的“放错了地方的资源”，排放的药渣含水率适宜、性质均一、无杂质，且含有纤维素、多糖等大量有机成分。中药渣大部分被视为垃圾而排放掉，不仅仅会造成了资源的极大浪费，更严重的是给周围环境带来污染。因此，中药渣合理的处理处置成为中药企业所要面临的严峻问题。
鉴于此，本实验以中药渣作为调理剂与外加碳源，研究了中药渣与污泥共堆肥的效能，重点探讨了不同质量配比以及中药渣不同的投加时间对堆肥过程的影响，分析了堆肥过程中堆体温度、有机质、挥发氨、蛋白酶活性等理化指标的情况;同时利用紫外-可见光谱(UV-vis)、三维荧光光谱(EEM)、磷脂脂肪酸(PLFA)，探讨了中药渣投加对堆肥过程中DOM及微生物群落结构的影响，以期为解决中药渣与污泥处理问题提供新思路。
1、材料与方法
1.1实验材料
实验所需原料为城市污水厂剩余污泥与中药渣。污泥取自桂林市某污水处理厂脱水后的剩余污泥。中药渣取自桂林市某医院，并进行一定的风干，堆肥时将其粉碎。污泥与中药渣的基本性质参数如表1所示。从中可知，污泥的有机物含量较低，而中药渣含有较高的碳源，同时中药渣的含水率较低。
表1堆肥物料部分性质参数
1.2实验装置与实验过程
本实验分为两个周期进行，每个周期大约进行1个月。按照文献的方法，第一周期以中药渣与污泥的不同质量配比进行设计实验，研究其堆体的理化性质以及有关酶活性的变化，共分为3个堆肥发酵罐，编号为1、2、3号瓶，配比分别是60g(中药渣)+300g(污泥)、120g(中药渣)+240g(污泥)、180g(中药渣)+180g(污泥)。通过第一周期的实验得出一个效果较好的质量配比，第二周期在中药渣与污泥质量配比相同的前提下，进行不同的中药渣投加时间的分析，分别编号为4、5号瓶，4号瓶在实验开始阶段即投加中药渣，5号瓶在堆肥的第10d投加中药渣。在一、二周期均进行对照组实验，堆体全部为360g污泥。
实验用发酵罐尺寸：外径为15cm、高20cm，7个;实验用150mL的装有20g˙L-1硼酸溶液的锥形瓶吸收堆体所挥发的氨气，7个;自动恒温水浴锅1台;鼓气泵1台。实验过程：将堆肥发酵罐置于恒温水浴锅中，水浴锅温度设置为30℃。每隔2d测定堆肥发酵罐里堆体的温度以及挥发的氨气;每隔5d测定堆体的有机质以及蛋白酶。
1.3分析方法
氨氮采用纳氏试剂分光光度法进行分析。蛋白酶采用茚三酮分光光度法进行分析。有机质的测定为取1~2g堆体置于已称重的坩埚中，60℃下烘干12h，称重，先计算其含水率;再将已烘干的堆体置于马弗炉，在550℃烘2h，称重，从而计算其有机质含量。采用去离子水提取堆体的DOM，将堆肥样品自然风干后，称取1g干物质，加入20mL去离子水，在200r˙min-1振荡24h，然后3000r˙min-1下离心20min，上清液过0.45μm滤膜后，滤液即为堆肥DOM样品;采用荧光光谱仪(HITACHI，F7000)对其进行三维荧光扫描，继而计算荧光指数(FI)与自生源指数(BIX)，具体计算方法为：FI为Ex=370nm时，Em波长分别为450和500nm时的荧光强度比值;BIX为Ex=310nm时，Em波长分别为380和430nm时的荧光强度比值;并且利用双通道紫外可见分光光度计(岛津，UV-2550)对DOM进行扫描。PLFA分析参考SHERLOCK系统所提供的操作手册，堆体样品预处理需要经过皂化、甲基化以及萃取过程，而后通过SHERLOCK微生物鉴定系统与安捷伦6890高效气相色谱仪对其特征脂肪酸进行分析鉴定。
2、结果与讨论
2.1温度的变化情况
温度与堆体中微生物的代谢活动密不可分，可间接地表现微生物对有机质的利用程度，亦从一定意义上可表征堆肥效应是否达到无害化，因此本实验对两个堆肥周期堆体温度的变化进行了分析，如图1所示。
图1堆肥过程中温度的变化情况
由图1第一周期的堆体温度变化可知，堆肥各组在前10d温度呈上升的趋势，实验组1、2、3号瓶温度在第10d达到堆肥过程最高温度，分别为55、52、50℃，对照组则只有43℃，实验各组的升温速度明显比对照组快，同时1号高于2号与3号，表明中药渣的投加有利于堆肥的进行，但存在一个最佳的配比，由于中药渣含有的纤维素较多，如投加得过多会造成有机质降解速率慢，从而造成堆体温度上升较慢。堆肥高温期持续大概2~4d左右，以后堆体温度慢慢下降。堆肥高温期时间短的原因可能一方面因为实验在冬天进行，环境温度比较低，虽然有水浴但堆体并没有全部浸没在水浴锅中，实验本体受到一定制约;第二方面是堆体发酵罐体积较小，可提供的外源物质较少，此时罐体内有机物的消耗逐渐减少，微生物的分解活动就会慢下来，产热量就会降低，导致了高温期比较短。根据第一周期的实验，确定第二周期中60g中药渣+300g污泥进行共堆肥，而由图1可知，第二周期堆体温度大致趋势和第一周期一致，在第10d达到最高温度，其中4、5号瓶分别是54℃、51℃，而对照组为46℃，中药渣在堆肥的初期投加更为有效。整体而言，投加中药渣后，有利于堆体温度的提高，这对于堆肥过程中有机质的转化是有利的。
2.2有机质的变化情况
本实验投加的中药渣属于外源有机物，即为微生物的能源物质，堆肥效应其实就是有机质不断被分解的过程，本实验对共堆肥过程中堆体有机质的变化情况进行了分析，如图2所示。
图2堆肥过程中有机质的变化情况
由图2可知第一周期实验组1、2、3号瓶在整个堆肥过程中，有机质分别降低了31.1%、26.1%、26.9%，特别是1号瓶结束时有机质含量为40.2%，而对照组有机质由初始的60。1%降至堆肥结束的42.9%，降低了17.2%。同时实验组4号瓶由初始的71。7%降至结束的40.6%，5号瓶由初始的72.6%降至结束的44.6%，而对照组堆肥结束后的有机质含量为42.1%。从两个周期的实验数据可看出堆肥前期有机质的分解速率比较高，堆肥后期的分解速率较低。前期分解速率较高主要因为有机质充足，随着堆肥的进行，堆体温度逐渐升高适合微生物的增长，此时微生物分泌一些胞外酶，把大分子有机物质分解成小分子物质，小分子物质又被溶解为水溶性碳进一步被微生物吸收利用;后期则是由于堆体温度降低，微生物活性下降，有机质分解减弱而致。整体而言，60g中药渣+300g污泥的堆体，特别是在堆肥前期投加中药渣的堆体，堆肥进程较快，有机质降解的更为充分，可以推测在此条件下，堆体中的微生物活性更好，其降解有机质的能力更强。
2.3累积挥发氨的变化情况
在堆肥过程中，会有部分有机氮被转化为铵态氮以氨气的形式存在，随着罐体温度升高易大量散失到大气中，造成氮元素的损失，直接影响了堆肥的效益，因此控制氮元素的损失是实现城市污泥资源化的一个非常重要的关键技术，因此本实验对共堆肥过程中堆体氨氮的挥发量进行了分析，如图3所示。
图3堆肥过程中挥发氨累积量变化情况
由图3可知，前6d两周期的挥发氨累积量没有明显的变化，但均呈现上升的趋势，堆肥进行第8d到第18d是氨氮损失量最大的区段，之后由于温度降低，有机物的消耗以及微生物的活动减弱，氨氮损失量变小，慢慢趋向稳定。未投加中药渣时，对照组堆体的氨氮挥发累积量达到了206.5mg˙L-1，而1号瓶(60g中药渣+300g污泥)堆体的氨氮挥发累积量仅为132.2mg˙L-1，与对照组相比减少了35.9%，原因在于微生物的固氮是需要碳源的，但城市污泥中的C/N往往不足，因此微生物的固氮能力差，导致了氮的损失严重;而中药渣富含碳源，可以调整堆体的C/N，从而使微生物能更好的发挥其固氮作用。
2.4蛋白酶的变化情况
蛋白酶主要参与有机氮的分解和氨基酸、蛋白质以及其他含氮化合物的转化，蛋白酶的主要功能是将有机氮分解催化为可用于微生物自身利用的氮元素，贮存在自身体内，有效地避免堆肥过程中氮素的损失，所以蛋白酶活性的高低影响着堆肥效能的好坏，因此本实验对共堆肥过程中堆体的蛋白酶活性进行了分析，如图4所示。从中可知，第一周期的蛋白酶含量是先稍微地下降后上升，随着堆肥时间的推移，酶含量又慢慢降低，酶含量最高值出现在堆肥期间第15d，此时对照组是19.25U˙g-1，1~3号瓶分别为34.75、32.0、26.0U˙g-1。堆肥期间，对照组的酶含量都少于实验各组的酶含量，而1号瓶堆体的酶含量是所有实验组在堆肥各个期间中最高的。第二周期各组蛋白酶的含量和第一周期的趋势大致一样，其中4号瓶的含量最高，最高含量值达到31.65U˙g-1，因此在污泥堆肥的前期投加中药渣，并且中药渣与污泥的质量比是1:5时，蛋白酶的活性最高，更有利于固氮。
图4堆肥过程中蛋白酶活性的情况
2.5不同堆体DOM的光谱特征变化情况
堆肥过程中DOM的变化被认为是能灵敏反映堆肥腐熟状况的重要指标，与堆肥的固相组分相比更具代表性，因此本实验采用紫外-可见光谱共堆肥过程中DOM的光谱特征进行了分析，而由前面的实验结果可知，1号瓶的整体堆肥效果最佳，因此将1号瓶中的堆体与对照组进行了分析，结果如图5所示。
图5堆肥过程中DOM紫外可见光谱的变化情况
SUVA254是研究天然有机质的重要特征参数，其大小可间接表征有机质的芳香性程度，SUVA254越高，有机质芳香度越高。由图5可知，对照组和添加中药渣的实验组随堆肥时间进行，其SUVA254值不断增加，在第5d、15d以及第25d，对照度的SUVA254分别为0.172、0.362和0.543，而添加中药渣的SUVA254分别为0.217、0.575和0.768，表明随着堆肥的进行，污泥堆肥的腐熟度不断增加，芳香性结构不断增多;同时投加中药渣的堆体高于对照组的SUVA254值，说明了添加中药渣的外源有机质炭有利于提高城市污泥堆肥的腐熟度。而DOM在280nm摩尔吸光系数(SUVA280nm)与相对分子质量存在显著正相关。实验组和对照组的SUVA280和SUVA254的变化趋势一致，反映了不同处理堆肥过程中DOM芳香性增强可能与大分子物质的增加有关。并且随着堆肥过程的进行，紫外可见光谱出现了蓝移，这同样表明，DOM中的共轭结构与芳香结构增多，腐殖质程度得到提高。
为了更全面地分析DOM，本实验采用荧光分析仪对对照组与1号瓶堆体第10d的DOM三维荧光光谱特征进行了分析，如图6所示。在不同堆体中均出现了可见光区类腐殖酸峰A(Ex/Em=310~360nm/400~450nm)，紫外光区类腐殖酸峰B(Ex/Em=250~280nm/420~450nm)，类蛋白荧光峰C(Ex/Em=250~280nm/320~380nm)及简单芳香蛋白荧光峰D(Ex/Em=220~250nm/300~380nm)，添加中药渣的堆体，其类腐殖酸峰更强，表明堆肥腐殖化程度更好，添加外源有机质有利于提高堆肥的腐殖化程度。有研究认为BIX在0.6~0.7之间时，DOM主要为陆源输入，外源输入特征明显，而本研究中BIX分别为0.73和0.80，证明了堆肥过程中DOM主要来源为自生源。FI是评价DOM来源的依据：FI<1.4来源于陆地输入，FI>1.4时来自于微生物分解，对照组和处理组FI为1.57和1.53，表明微生物对有机物的降解也是堆肥形成的主要原因。
图6不同堆体DOM三维荧光光谱的情况
2.6不同堆体微生物群落的情况
通过PLFA技术可获得生态环境中微生物群落在数量与结构方面的信息，具有较高的准确性、稳定性与敏感性，因此被应用于堆肥样品、土壤以及污泥等的微生物群落研究。PLFA技术在对技术与仪器条件要求相对较低的情况下，可以确定土壤、污泥中微生物的生物量分布;更重要的是，从PLFA的组分中还可以得到较完整的“存活”微生物群落在数量与结构方面的信息，因此，本研究利用PLFA对第25d对照组与1号瓶进行了分析，结果如图7所示。
内环为对照组;外环为1号瓶
图7不同堆体中微生物群落的情况
由图7可知，在对照组与1号瓶中，均是细菌占主要地位，GramPositive(革兰氏阳性菌)所占比例分别为67.9%和47.9%，而GramNegative(革兰氏阴性菌)所占比例分别为24.9%和40.2%。投加中药渣后，AMFungi(AM真菌)的比例由原来的0.49%增加到1.58%，Fungi(真菌)的比例由原来的0.31%增加到1.68%，由于真菌对堆体中的纤维素、半纤维素有着很好的降解作用，其菌丝具有机械穿插的作用，从而可促进难降解的有机物的降解;同时Actinomycetes(放线菌)的比例由原来的2.30%增加到2.86%，放线性菌对木质素的降解有着非常好的作用，可见，加入中药渣对污泥堆肥结束时，堆体中的微生物种群变化有较大影响，从而也影响了蛋白酶活性及氨挥发情况。
3、结论
(1)以中药渣作为外加碳源与城市污泥进行共堆肥时，质量配比为60g中药渣与300g污泥，在堆肥过程初始投加，会使污泥堆肥的进程加快，同时堆体的氨氮挥发累积量减少35.9%，提高了堆肥的肥效。
(2)投加中药渣后，堆体DOM中的共轭结构与芳香结构增多，且EEM光谱中类腐殖酸峰更强，有利于提高城市污泥堆肥的腐熟度。
(3)添加中药渣对污泥堆肥中微生物种群变化有一定的影响，特别是Fungi与Actinomycetes的比例与单独的污泥堆肥相比有所增加。
原标题：中药渣与城市污泥好氧共堆肥的效能
