从昆明地区3个污水处理厂 (W1、W2、W3) 采集二沉池脱水污泥开展系列实验，其中W2污水处理厂在好氧池投加了化学药剂聚合氯化铝PAC以强化除磷效果。二沉池外排剩余污泥时定量添加聚丙烯酰胺PAM，之后采用带式压滤机进行脱水处理，脱水污泥含水率通常为80%左右，挥发性固体物质VS与总固体物质TS的比例通常为51.6%~55.2%，W1等3类污泥典型物化指标如表1所示。

污泥生物干化装置如图1所示。仓式反应装置长35 cm、宽28 cm、高45 cm，厢体外壁包覆3 cm厚保温材料以减少热量散失，装置底部设置近1 cm高的陶粒作为承托层。承托层下部隔空层铺设有环形微孔曝气管，承托层上部即为待干化处理的污泥混合料，其装填质量为16~17 kg，置于温室大棚内开展对比实验。

1) 初始含水率与通风方式对污泥干化升温及水分去除影响。利用W1污水处理厂脱水污泥 (含水率81.1%) 与前期污泥干化后的晾晒产物 (含水率约12%) 均匀混合并将含水率分别调至70%、65%、60%和55%，再按混合料质量的8%加入花生壳作为填充剂，后将其装填至污泥干化装置中，启动曝气或抽风系统。通过脱水污泥与污泥干化后晾晒产物2者添加比例调配混合物料初始含水率，通风方式设置为底部间歇曝气+顶部间歇抽气。之后，在优化的初始含水率条件下，按照间歇或连续运行模式设置底部曝气、顶部抽气或2者组合的通风方式，考察污泥干化进程中水分去除、堆体温度变化等指标变化情况。间歇通风操作时，采取白天曝气/抽气12 h而晚上停止12 h的交替运行模式。结合垃圾堆肥强制通风^[11]以及污泥干化前期预实验，采用底部曝气、顶部抽气或2者组合的通风方式，底部曝气强度为35 L·(h·kg)⁻¹，顶部抽气强度为60 L·(h·kg)⁻¹。

2) 污泥成分对干化升温及水分去除影响。取W1、W2污水厂的新鲜脱水污泥以及W3污水厂脱水污泥堆存120 d后的污泥样本开展对比实验，湿污泥与污泥干化后的晾晒产物按11∶3比例混合，之后添加混合料质量8%的花生壳填充剂，制备成初始含水率65%±3%的待处理物料，分别装填至R1~R3污泥干化装置中。同样，将W1污水厂新鲜脱水污泥与W3污水厂脱水污泥堆存120 d的厌氧发酵污泥按1∶1混合，再按本方案相同方法添加污泥干化晾晒产物及花生壳，制备的污泥混合料装填至R4生物干化装置中。R1~R4干化装置均采用底部曝气+顶部抽气相组合的运行方式，间歇通风操作，曝气/抽气的强度分别为35、60 L·(h·kg)⁻¹。

干化处理进程中，每天早、中、晚3次测定反应装置内堆体温度及环境温度。每隔24 h采集不同位置污泥样本，混合均匀后测定物料水分、VS、TS、pH、短链挥发性脂肪酸 (SCFAs) 等指标。参照《生活垃圾化学特性通用检测方法》 (CJ/T 96-2013) ^[12]测定污泥样本中有机物质量分数。将污泥样本风干，并进行硝酸浸溶处理^[13]，之后采用ICP仪 (Iris-Advangtage1000，美国) 测定重金属质量浓度。参照《城镇污水处理厂污泥处置 园林绿化用泥质》 (GB/T 23486-2009) ^[14]测定污泥干化产物的种子发芽指数GI，其结果可由(1)所示。

式中：A₁为堆肥浸提液中种子的发芽率；A₂为堆肥浸提液培养的种子的平均根长，mm；B₁为去离子水中种子的发芽率；B₁为去离子水培养的种子的平均根长，mm。

按1∶10质量比将污泥样本添加至蒸馏水中，利用水浴摇床振荡并混合1 h，于12 000 g条件下离心处理5 min，所得上清液经0.45 µm滤膜过滤处理并收集滤液用于后续测试。按照《水与废水监测分析方法》^[13]测定pH、可溶性磷酸盐等常规指标；采用TOC仪 (CD–800S，杭州启鲲科技公司) 及气相色谱仪 (GC 9790 Plus，浙江福立仪器公司) 分别检测溶解性有机碳 (DOC) 与SCFAs^[15]，测定的乙酸、丙酸等SCFAs组分相应折算为COD当量质量分数。

将0.8 g污泥样本置于2 mL离心管中，加入3 µL由SYTO 9荧光核酸染料和碘化丙啶组成的混合物，再加入磷酸盐缓冲液浸泡，于4 ℃条件下避光染色15 min。用包埋液包埋染色后的样品，将其置于冷冻切片机 (Cyrotome E，英国赛默飞公司) 进行-20 ℃冷冻处理，待样品完全冻硬，再以20 µm的厚度对包埋样品进行切片，将切片样品置于激光共聚焦显微镜 (TCSSP2，德国徕卡公司) 载玻片上，使用20倍物镜观察活菌和死菌的原位分布^[16]，使用Image-Pro Plus 6.0软件进行-像的形态学参数分析。

利用W1污水处理厂脱水污泥 (含水率81.1%) 与前期污泥干化后的晾晒产物 (含水率约12%) 均匀混合并将含水率分别调至70.8%、65.4%、60.3%、55.6%。由图2(a)可知，尽管环境温度波动较大且日平均气温差达到12~15 ℃，但堆体温度仍会在24~36 h时期自热升温至较高温度，之后因有机质质量分数下降而呈现温度回落。初始含水率为70.8%时，污泥混合料最高温度不超过32.1 ℃；干化处理120 h后，其含水率仍维持在64.7%较高水平。而初始含水率为65.4%时，体系自热升温达到59.2 ℃，其温度维持在45 ℃以上的高温期时间长达38 h；干化处理120 h后，堆体含水率下降至48.3% (图2(b)) ，含水率降低17.1%，水分去除效果明显优于其他干化体系。污泥生物干化处理时，含水率太高将导致堆体内部过于致密，影响氧气供给进而阻碍有氧代谢进程及自热升温；含水率太低时，微生物难以充分利用污泥中的溶解性有机质，有氧代谢进程受到抑制。综合分析堆体温度、水分变化，混合物料初始含水率65%左右时有利于污泥生物干化处理。

本研究进一步考察了底部曝气与顶部抽气、间歇曝气与连续曝气等不同通风方式对干化进程中升温与水分去除的影响。由图2(c)和图2(d)可知，连续曝气或抽风条件下堆体的温度通常相对较低，底部间歇曝气、顶部间歇抽风或将2者相结合时，堆体最高温度可达63.2 ℃，45 ℃以上的高温期持续时间均不低于32 h，最长可达45 h；从污泥物料含水率来看，底部间歇曝气+顶部间歇抽风是最适宜的通风方式，干化处理120 h后，含水率从最初的65.4%下降至48.4% (图2(d)) ，水分净去除量均高于其他通气方式。采用底部连续曝气+顶部连续抽风时，堆体中的水汽被及时带出干化装置^[7]，其含水率在120 h后也下降至49.7%；然而此条件下干化体系热量散失更快，堆体最高温度只能达到49.3 ℃，且45 ℃以上的高温期持续时间只有16 h，不利于污泥中病原微生物的有效杀灭。

有机废物生物干化处理一般会经历升温、高温和降温3个典型阶段^[17]，物料含水率、堆体温度及高温持续时间是衡量湿有机质生物干化效果的重要指标。由图3(a)所示，混合物料生物干化处理120 h后，R1体系含水率从最初的64.3%下降至48.3%，含水率下降16.0%；尽管日均环境温度不高于14 ℃，且最低气温有时低至7 ℃，R1反应器仍可自热升温至59.2 ℃，堆体温度维持45 ℃以上的高温期时间达25 h(图3(b))。相比而言，R2与R3体系最高温度均低于36 ℃，其物料含水率在干化处理120 h后分别为65.1%、61.9%，净下降值分别为1.0%、0.6%。很明显，投加PAC实现强化除磷的脱水污泥 (W2污水厂) 以及脱水污泥 (W3污水厂) 较长时间堆存均不利于污泥生物干化处理。前者因混合物料中铝质量浓度已高达78.3 g·kg⁻¹而抑制微生物活性^[18]，后者因待处理污泥料中易降解有机质质量分数流失严重而导致堆体无法自热升温，无法促使水分从物料内部随气流带出。R4体系启动时，W1污水厂脱水污泥与W3污水厂堆存120 d的湿污泥按1∶1混合，干化过程中其自热升温达到50.8 ℃，高温期持续时间为12.5 h；干化处理120 h后，该体系含水率下降至56.3%。可见，污泥生物干化处理时，维持较高的有机质甚为必要。而在干化后期，有机质有氧代谢产热效果不再明显，堆体温度受外界环境温度变化影响明显。

以R1~R3典型体系为对象，将不同时期的污泥样本与蒸馏水按1∶10比例混合并进行浸提处理。R1体系中，其初始pH为7.7，其在干化处理48 h时上升至9.0 (图3(c)) ，这与该时期堆体温度甚高而导致常温微生物快速衰亡并引起蛋白水解、氨气释放密切关联。干化末期，R1体系pH仍维持在8.7的碱性条件。R3混合物料的浸出液pH达到9.0，这一较高水平碱性环境对微生物的生理活动及底物代谢产生不利影响，加之污泥长期堆存导致易降解有机质质量分数偏低，其堆体温度难以实现自热升温，水分去除率也就不明显。另外，R2混合物料的浸出液pH从初始的7.9逐步降低至7.0，该体系含水率净降低值仅为0.6%，反映出混合物料铝质量浓度较高不利于污泥生物干化体系的水分去除。

本研究中，R3混合物料的VS/TS低至48.3%，反映出R3体系可利用的有机底物相对不足。干化处理120 h后，R1~R3体系中的VS/TS分别下降至45.4%、50.1%、46.8% (图3(d)) ，被利用的有机质总质量分别为1.29、0.33、0.25 kg。综合污泥干化过程中堆体温度、物料含水率以及VS/TS分析，当待干化处理物料中有机质更为丰富时，其有氧代谢释放热量的潜力更大，堆体升温更快、高温期维持时间更长，水分去除也就更为明显；但当干化体系受到不利因素干扰如混合料中铝质量浓度明显偏高时，微生物的有氧代谢受到抑制，堆体难以快速升温并维持高温状态，水分去除率明显偏低。

1) 含碳组分迁移转化。采用混合物料中浸出液溶解性有机碳DOC以及短链挥发性脂肪酸SCFAs来反映生物干化进程有机质的代谢及迁移转化。干化进程中，R1~R3混合物料的浸出液DOC质量浓度均呈逐步下降趋势，120 h后分别为360、418、332 mg·L⁻¹，分别下降了57.2%、57.0%、53.5% (图4(a)) 。R3较R1体系相比，由于其污泥已堆存较长时间，初始污泥混合料中DOC相对较低，这与该体系堆体最高温度未超过30 ℃、水分净去除率低于1%这一实验结果直接相关。污泥干化处理时，一方面，堆体中有机质在胞外酶作用下发生水解而转化为水溶性有机质^[8]；另一方面，水溶性小分子有机质被微生物吸收利用并代谢产热，而水溶性大分子物质除降解生成水溶性小分子物质外，还会经过复杂的生化反应历程生成水溶性差的腐殖酸类物质。整体来看，生物干化进程DOC均呈降低趋势，这与湿有机质生物干化和堆肥处理的研究结论较为一致^{[16, 19]}。

生物干化前期，污泥中底物的有氧代谢促使堆体温度上升，常温或中温微生物溶胞进程逐步增强^[19]，进而导致堆体中可溶性有机质质量分数升高，受既定供气速率以及高温代谢耗氧量大的影响，堆体中极易生成并累积SCFAs (图4(b)) 。R1体系污泥生物干化效果最为突出，在不同时期均会累积丙酸、异丁酸这类短链脂肪酸组分。R2体系混合物料初始VS/TS虽然也能达到52.2%，但120 h后有机物去除总量并不特别明显，该体系SCFAs累积量通常低于R1体系。对污泥生物干化处理体系而言，混合物料浸出液中是否累积SCFAs，不仅与其产生量相关，还受到生化代谢进程的明显影响。SCFAs组分及其质量浓度变化能很好反映湿物料干化进程中有机质降解情况，与堆体升温、水分去除具有内在密切联系。

2) 微生物活性。以R1体系为典型代表，采用多重荧光标记结合CLSM观察污泥干化进程不同温度阶段活菌和死菌分布情况 (图5) 。污泥生物干化系统启动时，R1体系活菌和死菌的荧光强度分别为90.5、255(表2)。当R1体系在31 h自热升温至最高温59.2 ℃时，尽管Ureibacillus、Sphinggobacterium、Pseudoxanthomonas嗜热菌 (此处未列出微生物种群丰度测试数据) 快速发展成为优势种群，但常温与中温微生物开始衰亡、溶胞并释放胞内有机质，高温阶段活菌与死菌荧光强度均有所下降，嗜热活菌所占比例上升至52.5%。生物干化末期，温度回落至近室温，污泥干化产物中活菌的荧光强度又显著上升至54.2，是死菌荧光强度的1.54倍，这表明嗜温微生物开始再次繁殖。综上可知，污泥生物干化进程随着堆体温度的变化，常温、中温或嗜热微生物会发生明显更替，具有活性的微生物类型存在明显差异。

1) 可溶性磷酸盐及其他营养元素。本研究选取R1~R3典型体系，评价污泥生物干化产物后续土地利用潜力。R1~R3体系中，可溶性磷酸盐质量浓度均呈现前期波动中上升、后期回落的趋势 (图6) ，这一变化与堆体温度先升高后回落并趋于稳定密切相关。常温微生物随堆体温度升高而溶胞并释放胞内有机质，导致浸出液中磷酸盐质量浓度上升。干化后期，堆体温度已较为稳定，持续的间歇曝气使得微生物重新利用前期溶出的磷酸盐进行有氧代谢并将磷转移至生物体内，浸出液中磷酸盐因而有所下降。由于W2污水厂投加PAC以强化除磷，导致R2初始混合料及干化产物浸出液中磷酸盐明显低于R1体系。对R3体系而言，W3污水厂脱水污泥已经堆存120 d，厌氧发酵释放磷使其初始可溶性磷酸盐质量浓度相对较高。干化处理120 h后，R1体系水分下降至48.3%，浸出液中可溶性磷酸盐质量浓度为6.9 mg·L⁻¹。与此同时，干化产物中氨态氮与硝态氮质量分数分别为325、10.6 mg·kg⁻¹，钾质量分数达到2.7 g·kg⁻¹。可见，R1体系生物干化产物营养元素较为丰富，具备不错的土地利用潜力。

2) 干化产物重金属。测定R1~R3典型体系中污泥干化产物As、Cr、Cd等重金属质量浓度，如表3所示。从R1体系来看，干化产物中Cr、Cu、Zn、Pb、Ni质量浓度分别为306、198、888、52.6、44.7 mg·m⁻³，均低于《农用污泥污染物控制标准》 (GB4284-2018) ^[20]A级标准限值；As、Cd、Hg质量浓度分别为61.7、14.6、3.7 mg·m⁻³，高于GB4284-2018 A级标准限值但低于B级标准限值。虽然R2与R3体系中重金属质量浓度均低于R1体系，但干化产物中As分别达到36.1、47.9 mg·m⁻³，仅能满足GB4284-2018 B级污泥要求，所以干化产物仅能在园地、牧草地、不种植食用农作物的耕地使用。

3) 种子发芽指数。种子发芽指数 (GI) 综合反映堆肥的植物毒性，被认为是最敏感、最可靠的堆肥腐熟度评价指标。由图7可知，R1~R3体系中初始混合物料GI分别为66.2%、58.2%、58.7%，干化产物的GI在24 h时分别快速上升至215%、134%、148%，此后GI有所下降并呈现适度波动的趋势，3个体系最终干化产物的GI分别为91.3%、61.3%、76.8%。在间歇通风条件下采用生物技术干化处理污泥时，混合物料中有机酸、多酚类物质随着堆体温度的升高而不断氧化分解或转化，从而减缓了该类物质对作物生长的抑制作用，GI因而明显较高；生物干化后期，堆体中容易利用的有机质质量分数逐步降低，温度明显回落，某些不利于作物生长的代谢产物重新累积并导致GI有所下降，但仍高于未经生物干化处理的初始混合物料。特别针对R1体系，污泥生物干化进程具有堆体温度高、高温期持续时间长、水分去除总量大等特征，且最终产物GI明显高于《城镇污水处理厂污泥处置 园林绿化用泥质》 (GB/T 23486-2009) ^[14]规定的污泥园林绿化利用时种子发芽指数应大于70%这一限值要求。综上分析，该类污泥干化产物在园林绿化、矿山修复以及荒漠化治理等方面具有良好的应用前景。

1) 采用污水厂新鲜脱水污泥进行生物干化处理时，堆体升温更快，高温期持续时间更长，混合物料中水分去除效果更明显。污泥堆存较长时间或者铝质量浓度偏高时，明显不利于生物干化进程。

2) 污泥生物干化处理以混合物料初始含水率65%左右较为适宜，采用底部间歇曝气+顶部间歇抽风的通风方式，混合物料含水率可降低至50%以下。

3) 污泥混合物料生物干化处理120 h后，干化产物中可溶性磷酸盐质量浓度为6.9 mg·L⁻¹，钾质量分数达到2.7 g·kg⁻¹，干化产物营养元素较为丰富。重金属Cd、As、Hg满足GB4284-2018 B级标准限值，Cr、Cu、Zn、Pb、Ni满足A级标准限值，种子发芽指数GI值高达90%，污泥干化产物在园林绿化、矿山修复以及沙漠化土壤改良等方面具有良好的应用前景。