不同環境溫度條件對脫水污泥堆肥效果的影響研究

常會慶，鄭彩杰，張建宇，鄧瓊

1. 河南科技大學資源環境科學系，河南 洛陽 471003；2. 山西師范大學，山西 臨汾 041004

不同環境溫度條件對脫水污泥堆肥效果的影響研究

常會慶1*，鄭彩杰1，張建宇1，鄧瓊2

1. 河南科技大學資源環境科學系，河南 洛陽 471003；2. 山西師范大學，山西 臨汾 041004

為明確不同環境溫度對脫水污泥堆肥效果的影響，試驗采用雙層反應器進行水浴保溫模擬不同環境溫度，分別設置10 ℃（CT10）和25 ℃（CT25）兩個處理并運行30 d，通過分析污泥堆肥過程中溫度、pH、總氮、C/N比值、腐殖酸含量等指標變化特征，比較兩個處理的污泥腐熟效果。結果表明：CT25堆肥處理進入55 ℃高溫期并維持8 d，較CT10處理提前3 d達到高溫期并多維持3 d；兩個處理堆體的pH值變化范圍為7.10～7.91，呈先升后降趨勢，且CT25處理pH值的升高、降低幅度更大；兩種堆肥處理有機質和總氮含量呈降低趨勢，且同一時期CT25處理低于CT10，其中18 d取樣時兩處理有機質含量呈顯著性差異（P＜0.05），兩處理總氮在堆肥各時期沒有呈現顯著差異（P＜0.05）；整個運行期間，堆體腐殖酸含量呈增加趨勢，堆肥結束時，CT25處理的腐殖質含量達24.18%，較CT10處理提高5.52%；通過T值（T=(C/N)終/(C/N)始＜0.6）判斷兩處理的污泥腐熟程度，結果顯示，第18天時CT25處理的T值為0.59，堆體達到腐熟，CT10處理在第30天時才達到腐熟。上述結果表明，利用該反應器進行脫水污泥堆肥，較高溫度啟動可以實現污泥更快速、充分腐熟。通過對脫水污泥堆肥反應器啟動溫度的控制，可為低溫條件下脫水污泥的快速腐熟控制提供參考。

環境溫度；脫水污泥；堆肥；反應器

隨著污水處理規模的不斷擴大，污泥產量也隨之逐年劇增。截至 2016年底，中國年產脫水污泥量高達4000多萬噸，預計2020年污泥產量翻一番（余亞偉等，2017；韓鵬等，2017）。污泥被認為是一種生物資源，其含有的大量有機質和氮、磷、鉀等元素可以作為農作物的養分資源。然而，不同國家污泥農用比例差別較大，例如美國污泥農用的比例超過40%，比利時、丹麥、西班牙、法國、愛爾蘭和英國的農用比例也超過了 50%（Malgorzata et al.，2017；曹秀芹等，2013），中國目前污泥農用比例約為 20%～30%。污泥農用是一種消納污泥的有效途徑，隨著中國污泥農用的規范和標準逐漸完善，污泥農用的比例可能會逐漸提高。

污泥堆肥是污泥農用的重要手段，通過好氧污泥發酵基本上可以殺死污泥中的有害細菌，增加和穩定其中的腐殖質，降低污泥中重金屬和有機污染物的毒害等作用（Nogueira et al.，2017；張盛華等，2014；Sadef et al.，2104）。污泥腐熟的快慢受到污泥堆體特征、反應裝置運行條件等的影響（先元華，2015），不同輔料及其配比對污泥堆肥效果也有明顯的影響（Meng et al.，2017；陳鎮新等，2017；Zhao et al.，2016），添加分離篩選的微生物發酵劑以提高污泥堆肥速率（萬利利，2014），另外通過特殊的物理處理手段，如微波處理，也可以促使污泥快速腐熟（俞強，2010）。

已有研究表明，露天堆肥過程中的環境溫度是影響污泥快速穩定化的主要影響因素之一（易建婷等，2016；Margesin et al.，2006），環境溫度低，堆肥高溫持續時間相對較短且溫度低（楊朝暉等，2007），另外堆體溫度較低時，堆體內外空氣流動壓差，不利于氧氣擴散導致升溫較慢（趙晨陽等，2014），在20～30 ℃下開展堆肥是較為合適的環境溫度（Tiquia et al.，2002）。利用密閉反應器進行污泥堆肥的研究主要集中在填料配比對污泥腐熟效果的影響（袁京等，2016；居玉坤等，2014）。另外，在反應器中添加微生物制劑也可以起到快速腐熟作用（張晶等，2015）。能否通過控制環境溫度影響污泥堆肥效果值得研究。因此，本研究在保持其他堆肥條件一致情況下，通過控制反應器的啟動溫度，比較不同啟動溫度反應器污泥堆肥效果，旨在為低溫條件下污泥快速腐熟反應器控制提供參考方案。

1 材料與方法

1.1 供試污泥和秸稈

供試污泥取自洛陽市某縣郊污水處理廠，該污水處理廠采用 A2/O處理工藝，污泥主要理化特征見表 1。秸稈為小麥秸稈，由于小麥秸稈的碳氮比較高，可以用于改善污泥的碳氮比和通氣性，其中秸稈N含量為0.86%，C含量為44.15%。污泥和秸稈配比比例為1∶1（體積比）。

表1 污泥的主要理化特征Table 1 The main physical and chemical characteristics of sludge

1.2 試驗設計

本試驗在自制的污泥堆肥反應器中進行，該反應器分為內外兩層，夾層通過水浴進行環境溫度控制。裝置底部設置有通風口和循環水進口，側面設置3個取樣口，所取樣品作為3次重復。裝置頂部為設置溫度、水分和 pH傳感器和氣體溢流口，裝置的有效直徑為50 cm，高度為40 cm（圖1）。

1.3 啟動堆肥反應器

堆肥污泥混合基質水分調節至60%，然后將上述基質裝入反應器，連接水浴鍋、水泵、氣體流量計、溫度計和pH計等。采用間歇曝氣方式，曝氣量為60 mL?min-1，曝氣持續時間為1 h，前10 d間歇期為1 h，后20 d的間歇期為2 h。試驗共設置10 ℃處理（CT10）和 25 ℃處理（CT25）兩個控制溫度，當堆體溫度與環境溫度相當時試驗結束，周期為30 d，堆肥階段每天9:00、16:00、22:00 3次記錄反應室內的溫度，取平均值作為其每日的堆體溫度，采樣時間為試驗開始后第 1、5、8、18、30天，分別在堆體的上中下3個位置取樣后自然風干，研磨過篩后進行樣品測定。

1.4 取樣測定

所取樣品的有機質、腐殖質、總氮、pH值等指標測定方法參照鮑士旦《土壤農化分析》，運用SPSS 11.0進行數據統計分析。

2 結果與分析

2.1 堆體溫度變化

圖1 試驗裝置示意圖Fig. 1 Schematic diagram of experiment

一般認為，堆體溫度在 55 ℃條件下保持 3 d以上（或50 ℃以上保持5～7 d），可以殺滅堆料中所含的病原菌，滿足堆肥衛生學指標和堆肥腐熟的要求（吳珍珍等，2015）。當反應器在CT10條件下啟動時，堆體的溫度變化范圍在 10.0～59.5 ℃之間（圖 2），第 6～10天堆體溫度超過 55 ℃，最高溫度出現在前8天，此后溫度開始降低。反應器在CT25條件下啟動時，同期溫度都高于CT10，堆體溫度維持在25.0～65.7 ℃之間，并且第3～10天溫度都超過55 ℃，在第5天其最高溫度為65.9 ℃，此后溫度開始降低，在降溫階段和腐熟階段溫度變化較小，而且接近環境溫度（Fialho et al.，2018）。可見，通過反應器堆體啟動溫度控制，可以影響堆體溫度的變化，而溫度直接反映堆肥中微生物的運動狀況（Wery et al.，2008），故本反應器在較高的溫度條件下啟動有利于微生物降解有機質，加快污泥腐熟進程。

圖2 堆體溫度變化Fig. 2 Temperature change of compost

2.2 堆體pH值變化

在整個堆肥過程中，pH值始終維持在7.0～8.0之間（圖3），堆體CT25處理pH值變化幅度較CT10大，這與高溫會加速微生物分解含氮化合物或氨化揮發有關。同一時期，兩個處理pH差異沒有達到顯著水平（P＜0.05），且均以第8天的pH值為最高。堆肥過程中pH值的變化趨勢與堆體溫度的變化趨勢較為相似（金芬等，2015）。堆肥初期CT10和CT25的pH值迅速增大，主要是由于微生物分解含氮化合物產生的大量氨氣使得pH值升高，而在堆肥后期由于氮的氨化揮發作用減弱而硝化作用增強使得pH值下降，同時有機物在分解過程中產生的有機酸也是造成pH值下降的重要原因（蔣建國等，2010）。

圖3 堆體pH變化Fig. 3 pH change of compost

2.3 堆體有機質變化

堆肥期間CT10和CT25處理有機質含量都呈下降趨勢（圖4）。在堆肥結束時CT10和CT25有機質的含量分別為(240.93±25.00) g?kg-1，(212.34±7.11) g?kg-1，降幅分別為57.51%和62.55%，主要由于微生物活性隨著堆肥溫度的增加而增加，高溫加快了有機質的降解速度。除CT25最后兩個時期有機質的含量差異不顯著外，各處理有機質含量呈顯著差異（P＜0.05），并且兩個處理有機質含量在第8天和第18天呈現顯著差異（P＜0.05）。在堆肥過程中，有機物的轉變包括降解和腐殖化兩個過程（Fornes et al.，2012），由于堆肥過程是放熱好氧過程，有機物所含的碳被微生物降解或碳化成CO2。因此，有機物通常在堆肥過程中呈降低趨勢（Fialho et al.，2010）。

圖4 堆體有機質變化Fig. 4 Organic matter change of compost

2.4 堆體總氮變化

堆肥的 pH、溫度、供氧水平、調理劑的吸附性能以及微生物種類等，都會影響堆肥過程中氮素的轉化和遷移。CT10和CT25運行下總氮含量都呈現下降趨勢，試驗結束時兩處理總氮含量分別為(12.21±2.00) g?kg-1和(11.41±1.70) g?kg-1。同一時期，兩處理總氮含量變化差異不顯著（P＜0.05）（圖5），但CT10總氮降幅小于CT25，堆肥中N含量是確定其農用價值最重要的參數之一，然而，污泥堆肥化過程會造成氮素的損失（程紹明等，2009）。堆肥的氮素主要由于pH值升高和堆體溫度較高造成NH3揮發；另外在缺氧條件下，硝態氮反硝化會出現NOx揮發。有研究表明，污泥堆肥過程中氨態氮的揮發和硝態氮的反硝化造成的氮素損失達43%～70%（李云蓓等，2014）。

圖5 堆體總氮變化Fig. 5 TN change of compost

2.5 堆體C/N比變化

堆體 C/N比的變化可以直接反映堆體腐熟程度，隨著堆肥的進行，兩處理堆體的C/N比都有所降低，并且CT25處理有利于提高礦化效率并導致C/N比的快速降低。(C/N)終/(C/N)始比值可用來表示堆體的腐熟程度，用 T表示（趙建榮等，2011）。如圖6所示，除第5天外，其他時期CT25的T值均低于CT10，但兩個處理T值在相同時期沒有顯著差異（P＜0.05）。CT10和CT25的T值在第18天和第30天時分別為0.67和0.60，0.59和0.55，可見CT25條件下運行堆肥反應器更有利于堆體的腐熟，在第18天時達到腐熟的程度，而CT10處理第30天時才能達到腐熟。

圖6 反應器堆體C/N變化Fig. 6 C/N change of compost

2.6 堆體腐殖質變化

本研究CT25條件下腐殖質的含量較CT10增加得快，說明高溫期有利于腐殖質的形成，后期堆體中腐殖質含量增幅降低，新形成的腐殖質的量較小，堆體基本處于穩定狀態（圖7）。運行30 d時，兩處理腐殖質由堆肥開始時的 15.67%±0.58%分別上升到22.91%±1.15%和24.18%±0.57%，但兩個處理同一時期腐殖質含量沒有達到顯著差異（P＜0.05）。堆肥過程使腐殖質分子量增大，并在腐熟過程中形成穩定的腐殖質物質，其中一部分腐殖質是由堆肥原料中原有的腐殖質逐漸演化形成的（Bernal et al.，2009）。關于堆肥過程中腐殖質含量的變化存在不同的結論：研究發現，經過堆肥后的污泥，腐殖質含量較原料增加了2倍多（張雪英等，2004），而將雞糞和牛糞混合堆腐后發現，腐殖質總量呈下降趨勢（李吉進等，2004）。

圖7 堆體腐殖酸變化Fig. 7 Humus change of compost

3 討論

本研究著重分析了不同啟動溫度對脫水污泥堆肥過程中溫度、pH、總氮、有機質，腐殖質、T值等指標變化的影響，上述指標是判斷污泥堆肥效果和堆肥狀態的重要參考（Krystyna et al.，2014；孫先鋒等，2015）。其中，堆體的溫度變化決定污泥腐熟各階段的進程，也是判斷堆肥是否達到無害化要求的重要指標（Bustamante et al.，2008）。由于各研究條件不同，堆體達到高溫期的時間和持續時間并不相同。本研究中，CT25條件下堆體達到55 ℃高溫期的持續時間為8 d，張蔓等（2014）利用反應器進行污污泥堆肥的高溫持續時間為 7 d。利用反應器堆肥與露天堆肥相比，露天堆肥由于堆體體積較大故高溫持續時間段可能更長（岳波等，2005）。

采用密閉反應器進行污泥堆肥雖然可以起到快速腐熟的作用，但同露天堆肥相比，啟動溫度同樣會成為影響污泥快速穩定化的主要因素（易建婷等，2016；Margesin et al.，2006；楊朝暉等，2007趙晨陽等，2014）。由于該試驗反應器的容積相對較小，堆體表面積較大，散熱作用明顯。因此，通過溫度的控制啟動會對污泥的腐熟產生相對較大的影響，較高的溫度可快速提高堆體的礦化效率，對較大反應器開展上述研究能否得到類似的結論同樣值得驗證。此外，污泥堆肥化過程中，堆體溫度受諸多因素的影響，如原料種類、水分和有機質含量、pH值、C/N比、通氣量、容重、孔隙率、環境溫度、通（鼓）風方式及時間、翻堆次數等（Rodríguez-Rodríguez et al.，2012；Wang et al.，2013；李承強等，2001）。本研究只設置了單一C/N比等堆肥條件，因此，環境溫度與其他堆肥條件的耦合效果仍需進一步研究。

4 結論

（1）利用反應器對脫水污泥進行堆肥時，不同環境溫度啟動對脫水污泥堆肥過程中各參數的影響不同，高溫環境啟動可以使堆體快速進入高溫期并維持較長時間，同時在堆肥結束時可增加腐殖質含量；低溫環境下啟動堆肥反應器，污泥腐熟時間較長，但有利于脫水污泥有機質和總氮等養分指標的保持。

（2）本研究通過對脫水污泥堆肥反應器啟動溫度的控制，得出較高的啟動溫度有利于實現污泥快速腐熟的結論。由于使用密閉反應器可以更加容易地實現環境溫度控制，因此當外界氣溫較低時可以通過反應器溫度的控制實現污泥快速腐熟的目的。

BERNAL M P, ALBURQUERQUE J A, MORAL R. 2009. Composting of animal manures and chemical criteria for compost maturity assessment.A review [J]. Bioresource Technology, 100: 5444-5453.

BUSTAMANTE M A, MORAL R, PAREDES C, et al. 2008. Evolution of the pathogen content during co-composting of winery and distillery wastes [J]. Bioresoure Technology, 99(15): 299-306.

FIALHO L L, LOPES-DA-SILVA W T, MILORI D M, et al. 2010.Characterization of organic matter from composting of different residues by physicochemical and spectroscopic methods [J].Bioresource Technology, 101: 1927-1934.

FORNES F, MENDOZA-HERNDEZ D, GARCIA-DE-LA-FUENTE R, et al. 2012. Composting versus vermicomposting: A comparative study of organic matter volution through straight and combined processes [J].Bioresource Technology, 118: 296-305.

KRYSTYNA M, MAGDALENA Z S, JACEK D. 2014. Effects of biochar amendmnt on ammonia emission during composting of sewage sludge[J]. Ecological Engineering, 71: 474-478.

MALGORZATA K, EWA N, KRZYSZTOF F. 2017. Sewage sludge disposal strategies for sustainable development [J]. Environmental Research, 156: 39-46.

MARGESIN R, CIMADOM J, SCHINNER F. 2016. Biological activity during composting of sewage sludge at low temperatures [J].International Biodeterioration & Biodegradation, 57(2): 88-92.

MENG L Q, LI W G, ZHANG S M. 2017. Feasibility of co-composting of sewage sludge, spent mushroom substrate and wheat straw [J].Bioresource Technology, 226: 39-45.

NOGUEIRA A R, FERNANDES D M, GANGA A. 2017. Composted sewage sludge and steel mill slag as potential amendments for urban soils involved in afforestation programs [J]. Urban Forestry & Urban Greening, 22: 93-104.

RODRíGUEZ-RODRíGUEZ C E, JELI? A, PEREIRA M A, et al. 2012 Bioaugmentation of sewage sludge with Trametes versicolor in solid-phase biopiles produces degradation of pharmaceuticals and affects microbial communities [J]. Environmental Science Technoloy,46(21): 120-1128.

SADEFf Y, POULSEN T G, BESTER K. 2014. Impact of compost process temperature on organic micro-pollutant degradation [J]. Science of the Total Environment, 494-495: 306-312.

TIQUIA S M, WAN J H C, TAM N F Y. 2002a. Microbial population dynamics and enzyme activities during composting [J]. Compost Scienceand Utilization, 10(2): 150-161.

TIQUIA S M, WAN J H C, TAN N F Y. 2002b. Dynamics of yard trimmings composting as determined by dehydrogenase activity, ATP content,arginine ammonification, and nitrification potential [J]. Process Biochemistry, 37(10): 1057-1065.

WANG K, LI W G, LI Y B. 2013. The modelling of combined strategies to achieve thermophilic composting of sludge in cold region [J].International Biodeterioration & Biodegradation, 85: 608-616.

WERY N, LHOUTELLIER C, DUCRAY F, et al. 2008. Behaviour of pathogenic and indicator bacteria during urban wastewater treatment and sludge composting, as revealed by quantitative PCR [J]. Water Resource, 42(1-2): 53-62.

ZHAO X L, LI B Q, NI J P, et al. 2016. Effect of four crop straws on transformation of organic matter during sewage sludge composting [J].Journal of Integrative Agriculture, 15(1): 232-240.

曹秀芹, 杜金海. 2013. 污泥處理處置技術發展現狀及分析[J]. 環境工程, 31(增刊): 561-564.

陳鎮新, 檀笑, 解啟來, 等. 2017. 不同輔料配比對城市污泥堆肥效果及重金屬形態轉化的影響[J]. 江蘇農業科學, 45(1): 227-234.

程紹明, 馬楊琿, 姜雄暉. 2009. 不同木屑含量對豬糞好氧堆肥過程的影響研究[J]. 江西農業大學學報, 31(5): 833-836.

韓鵬, 劉和, 丁春華, 等. 2017. 蒸汽爆破對城市污泥預處理和厭氧發酵產酸的影響[J]. 中國環境科學, 37(1): 238-244.

蔣建國, 楊勇, 賈瑩, 等. 2010. 調理劑和通風方式對污泥生物干化效果的影響[J].環境工程學報, 5(4): 1167-1170.

金芬, 孫先鋒, 高自文, 等. 2015. 不同調理劑對城市污泥好氧堆肥的影響[J]. 西安工程大學學報, 29(1): 62-67.

居玉坤, 趙衛兵, 王鶴立, 等. 2014. 不同添加劑下污泥堆肥化處理氮素變化研究[J]. 環境工程學報, 8(11): 4897-4901.

李承強, 魏源送, 樊耀波. 2001. 不同填充料污泥好氧堆肥的性質變化及腐熟度[J]. 環境科學, 22(3): 60-65.

李吉進, 郝晉珉, 鄒國元, 等. 2004. 高溫堆肥碳氮循環及腐殖質變化特征研究[J]. 生態環境, 13(3): 332-334.

李云蓓, 李偉光. 2014. 不同類型的外加碳源對污泥堆肥過程氮素損失的影響[J]. 土木建筑與環境工程, 36(2): 104-109.

孫先鋒, 楊波波, 朱欣潔. 2015. 生物強化技術在污泥堆肥處理中的效果[J]. 中國土壤與肥料, 19(5): 104-107.

萬利利. 2014. 微生物菌劑接種對城市污泥堆肥過程的影響研究[D]. 長沙: 中南大學: 73.

吳珍珍, 舒增年, 黃健. 2015. 以菇渣和豬糞為調理劑的城市污泥堆肥效果研究[J]. 浙江農業學報, 27(12): 2171-2176.

先元華. 2015. 屠宰場污泥堆肥效果及其影響因素實驗研究[J]. 環境工程, 33(1): 112-116.

楊朝暉, 劉有勝, 曾光明. 2007. 廚余垃圾高溫堆肥中嗜熱細菌種群結構分析[J]. 中國環境科學, 27(6): 733-737.

易建婷, 楊雨浛, 張成, 等. 2016. 冬季污泥堆肥過程溫室氣體排放特征[J]. 環境科學, 37(7): 2738-2744.

余亞偉, 楊雨浛, 張成易, 等. 2017. 施用污泥堆肥品對土壤和植物總汞及甲基汞的影響[J]. 環境科學, 28(1): 405-411.

俞強. 2010. 城市污泥微波快速高溫好氧堆肥的機理研究[D]. 廣州: 中山大學: 15-20.

袁京, 何勝洲, 李國學, 等. 2016. 添加不同輔料對污泥堆肥腐熟度及氣體排放的影響[J]. 農業工程學報, 32(增刊2): 241-246.

岳波, 陳同斌, 黃澤春, 等. 2005. 城市污泥堆肥過程中氣溫對堆體溫度影響的模擬[J]. 環境科學學報, 25(11): 1476-1483.

張晶, 魯鵑, 孫學成, 等. 2015. 接種白腐菌對城市污泥堆肥效果的影響[J]. 湖北農業科學, 54(11): 2601-2605.

張蔓, 魏明寶, 馬闖, 等. 2014. 不同調理劑對污泥好氧堆肥的影響[J].河南農業科學, 43(1): 48-53.

張盛華, 鄭凱琪, 薛紅波, 等. 2014. 城市污泥堆肥過程中腐殖酸及重金屬形態的變化[J]. 江蘇農業學報, 30(6): 1350-1354.

張雪英, 周順桂, 周立祥, 等. 2004. 堆肥處理對污泥腐殖物質形態及其重金屬分配的影響[J]. 生態學雜志, 23(1): 30-33.

趙晨陽, 李洪枚, 魏源送, 等. 2014. 翻堆頻率對豬糞條垛堆肥過程溫室氣體和氨氣排放的影響[J]. 環境科學, 35(2): 533-540.

趙建榮, 高德才, 汪建飛, 等. 2011. 不同C/N下雞糞麥秸高溫堆肥腐熟過程研究[J]. 農業環境科學學報, 30(5): 1014-1020.

Effects of Different Environmental Temperature on Dewatered Sludge Composting

CHANG Huiqing1, ZHENG Caijie1, ZHANG Jianyu1, DENG Qiong2
1. Department of Environment and Resource Henan University of Science and Technology, Luoyang 471023, China;
2. Shanxi Normal University, Linfen 041004, China

In order to clarify the effects of different ambient temperature conditions on dewatered sludge composting. Temperature of bioreactor was controlled by water bath, and experiment operated at 10 ℃ (CT10) and 25 ℃ (CT25) respectively for 30 days.Temperature, pH, TN, C/N and humic acid were analyzed during composting process. The results showed that temperature of compost achieved above 55 ℃ and maintained for 8 days at condition CT25, and temperature achieved to 55 ℃ for 3 days in advance and maintained more than 3 days compared with CT10; the range of variation of pH value between 7.10 to 7.91, and rised first and falled later, and the pH change of CT25 was faster than CT10 during the composting; organic matter and total nitrogen content was reduced during composting process, compared with CT10, the contents of above two indexs of CT25 were lower at the same sampling time, organic matter content showed a significant difference between the two treatments on 18th day sampling time(P＜0.05), but the total nitrogen content of different treatments showed no significant difference (P＜0.05). Humic acid content showed an increasing trend during composting process, although there was no significant difference between the two treatments at the same sampling time (P＜0.05), but by the end of operation, humic acid content of CT25 was 24.8%, and 5.52% more than CT10,Through the T value (T=[(C/N)end/(C/N)start＜0.6)] to determine the sludge maturity degree of two treatments showed that eighteenth days CT25 treatment T value was 0.59, the compost reached maturity, CT10 treatment in thirtieth day until maturity. These above results showed that the higher start-up temperature was in favour of sludge composting. Therefore, the control of start-up temperature can be used to speed the sludge composting, especially at low temperature.

environmental temperature; dehydrated sludge; compost; reactor

10.16258/j.cnki.1674-5906.2017.10.015

X52

A

1674-5906（2017）10-1755-06

常會慶, 鄭彩杰, 張建宇, 鄧瓊. 2017. 不同環境溫度條件對脫水污泥堆肥效果的影響研究[J]. 生態環境學報,26(10): 1755-1760.

CHANG Huiqing, ZHENG Caijie, ZHANG Jianyu, DENG Qiong. 2017. Effects of different environmental temperature on dewatered sludge composting [J]. Ecology and Environmental Sciences, 26(10): 1755-1760.

國家自然科學基金面上項目（41571319）；國家重點研發計劃（2017YFD0801300）；河南省科技公關項目（172102310181）

常會慶（1974年生），男，副教授，博士。E-mail: hqchang@126.com

*通信作者

2017-07-06