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随着城市污水处理厂的污水处理量逐年增加，污泥产量亦随之攀升，预计至2025年，我国剩余污泥年产量将达到9×107 t (80%含水率) [1]。污泥资源化利用已成为城市污水处理厂低碳发展的重要内容。污泥中有机物含量约占总固体的50%~70%，主要为蛋白质、碳水化合物和脂质等，且含有有机污染物和病原菌等[2-3]。好氧发酵是一种常见污泥处理技术，通过微生物的代谢作用促进有机物的分解转化产生高质量的腐熟产物，可在实现污泥的无害化处理的同时实现污泥有机质资源化利用[4]。
污泥好氧发酵过程主要包括矿化过程和腐殖化过程，微生物可将基质中不稳定的有机化合物 (例如碳水化合物、蛋白质和脂肪等) 转化为稳定的腐殖酸 (humic substances，HS) ，包括富里酸 (fulvic acids，FA) 和胡敏酸 (humic acids，HA) [5-6]。腐殖化过程产生的腐殖质具有促进植物生长、减少植物病害并增加土壤固碳的作用。促进腐殖化过程已然成为提升好氧发酵处理效果的重要手段[7]。多酚-蛋白质、多酚自缩合和木质素-蛋白质理论等多种途径被用于描述自然界的腐殖化过程，而上述途径可能并存于好氧发酵过程[8-9]。已有研究指出，腐殖酸前体物的形成和聚合受污泥和园林废弃物进料比例的影响 (如蛋白质和纤维素等) [10]。同时，提高原料中污泥比例亦可提升养分含量，从而强化菌群之间的相互作用，进而加速矿化和腐殖化过程[11]。好氧发酵过程中的有机物矿化过程主要以产热为主，而高温会促进难降解有机质 (如纤维素等) 的分解为腐殖化过程提供前体物。蛋白质作为污泥好氧发酵升温及高温阶段的主要产热来源，研究其分解调控策略对延长高温持续时间以强化腐殖化过程具有重要意义。
本研究旨在阐明污泥好氧发酵过程中升温阶段的蛋白质分解特性，分析蛋白质分解对好氧发酵升温过程的贡献，并探讨污泥在好氧发酵过程中蛋白质分解调控策略；通过全周期试验探究调控前后污泥好氧发酵过程中理化性质、腐殖化过程及微生物群落的变化差异，为污泥好氧发酵技术的工程应用提供理论支撑。
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试验污泥取自西安市某污水处理厂的脱水污泥 (由剩余污泥和初沉污泥组成) 。木屑采购于某木材加工厂，粒径小于5 mm，作为污泥好氧发酵的调理剂，用于调节堆体的含水率和碳氮比 (C/N) 。腐熟堆肥作为微生物返混料，取自陕西省汉中市某污水处理厂，包含酵母菌、乳酸菌等。原料的基本理化性质见表1。
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污泥好氧发酵装置主要由好氧发酵箱、控温装置和曝气系统组成(图1)。好氧发酵箱是由不锈钢制成的正方体加盖箱体，且设有进出气孔，有效容积为27 L；控温装置为恒温培养箱，可通过调节恒温培养箱温度改变好氧发酵箱外部环境温度；曝气装置由气体流量计和曝气泵组成，通过好氧发酵箱底部布气板实现均匀曝气；出气管连接臭气处理装置。
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本试验分为2部分：第一部分为探究升温阶段不同温度条件对蛋白质分解的影响而进行的批次实验。按照10∶3∶3的湿基比例 (参照陕西环保集团有机固废处置中心的污泥好氧发酵工程运行参数) 将污泥、木屑和腐熟堆肥混合均匀，初始含水率为60%~65%，曝气量为1.5 L·min−1，总质量为8 kg。为得到不同温度条件下的蛋白质降解速率，通过调控环境温度形成不同的升温曲线，据此分为A~D，4组实验 (A组的环境温度与堆体温度相差0~2 ℃；B组的环境温度比堆体温度低2~4 ℃；C组的环境温度比堆体温度低4~6 ℃；D组的环境温度比堆体温度低6~8 ℃) 。第二部分为探究调控后的条件对好氧发酵过程的影响而进行的全周期试验。将污泥、木屑和腐熟堆肥以初始湿基比例10∶3∶3混合均匀后作为对照组，经第一部分实验结果得出的湿基比例13∶3∶3作为调控组。总质量为8 kg，曝气量为1.5 L·min−1，调整环境温度比堆体温度低1.5 ℃。堆体温度≥70 ℃时或每隔3 d翻堆1次，好氧发酵时间共计35 d。翻堆完成后在堆体顶部、中部和底部取样并混合均匀。
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温度采用电子温度计于每天上午、下午和晚上记录3次，取平均值；含水率和有机质含量测定采用重量法 (CJ/T 221-2005) ；将鲜样与去离子水按1∶10进行混合，放入25 ℃水浴摇床180 r·min−1振荡2 h，过0.45 μm滤膜，使用pH计 (PHS-3C，上海精科仪器有限公司) 测定pH值；蛋白质采用改良Lowry法测定[12]；总有机碳用重铬酸钾氧化-分光光度法测定 (HJ 615-2011) ；总氮用硫酸-过氧化氢消解，取部分消解液稀释后用凯氏定氮仪滴定[13]。
积温T：堆体的累计温度可作为判定好氧发酵稳定化的指标。积温方程如式(1)所示。
式中：Ti为i时刻的堆体温度， ℃；T0为好氧发酵微生物大量繁殖时的起始温度，参考陈同斌等[14]研究取值15 ℃；Δt为单位时间，h。
腐殖质的提取和测定：取风干粉碎过100目筛的样品1 g，加入0.1 mol·L−1 NaOH和0.1 mol·L−1 Na2P2O7的混合液 (1∶1，v/v) 30 mL搅拌均匀，在70 ℃恒温水浴振荡器上提取1 h，3 500 r·min−1离心15 min，用0.45 μm滤膜过滤，重复多次至上清液无色，将滤液混合后即为腐殖酸溶液。吸取部分腐殖酸溶液，用0.5 mol·L−1的H2SO4溶液将其pH调至1.0~1.5，静置过夜，次日在10 000 r·min−1条件下离心10 min，上清液即为富里酸。用0.05 mol·L−1的NaOH将沉淀溶解后即为胡敏酸。腐殖酸、胡敏酸和富里酸含量通过重铬酸钾氧化-分光光度法进行测定。
细菌群落分析：污泥好氧发酵样品按照E.Z.N.A.® soil DNA Kit (MJYH，上海美吉逾华生物医药科技有限公司) 说明书抽提DNA，然后对16S的V3-V4区域 (引物序列338F：5'-ACTCCTAGGGGAGGCAGCAG-3'和806R：5'-GGACTACHVGGGTWTATAAT-3') 进行PCR扩增，利用Illumina PE250平台进行测序，在美吉生物云平台进行分析。
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好氧发酵过程中，维持适宜的温度对于增强微生物活性和提高有机质降解速率至关重要[15]。在不同的环境温度条件下4个处理组的升温曲线具有明显差异 (如图2(a)) 。从环境温度和堆体温度变化曲线可以看出，A、B、C、D，4个实验组升温阶段持续时间 (堆体温度上升至50 ℃所需的时间) 分别为27.0、40.0、10.5、69.5 h。从环境温度和堆体温度变化曲线可以看出，B和D组升温阶段持续时间较长，主要是因为环境温度明显要低于其他两组。总蛋白质的含量呈现明显下降趋势 (图2(b)) 。升温阶段的蛋白质降解率随升温阶段持续时间的延长而增加，分别为12.31%、36.52%、23.53%和66.06%。D组的蛋白质降解率最高，可能是其初始蛋白质浓度较高，具有较高的初始降解速率。这与WANG等[16]的研究一致，即可溶性底物的初始浓度较高可能导致更快的降解速率。
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目前，对好氧发酵中有机质降解进行数据拟合的动力学模型主要有：一阶动力学模型、Monod模型和经验模型。其中，一级动力学模型建立需要的参数较少，模型求解简单，拟合分析效果相对较好。通过对升温阶段的总蛋白质浓度变化进行分析得出，升温阶段的可降解蛋白质浓度与升温阶段持续时间和初始蛋白质浓度呈线性关系 (式(2)) ，对3者进行线性拟合得出k=0.016 8 (R2=0.912) 。
式中：C为可降解蛋白质浓度，mg·g−1干物质；t为升温阶段持续时间 (T<50 ℃) ，h；C0为初始蛋白质浓度，mg·g−1干物质。
根据一阶动力学方程可计算得到升温阶段的可降解蛋白质含量变化 (式(3)) 。
式中：C为污泥好氧发酵t时刻的可降解蛋白质浓度，g·g−1干物质；k为降解速率常数，h−1；kT为温度对可降解蛋白质降解速率的修正系数。
反应速率受到温度、含水率和pH等条件的影响，其中温度对反应速率的影响最为显著，而在升温阶段中含水率和pH等条件变化不大。因此，本研究将温度作为反应速率的主要影响因素，温度对可降解蛋白质降解速率的修正系数kT由式(4)计算。
式中：x为温度系数；T为堆体温度。
将式(4)带入到式(3)中，并选取批次实验中得到的可降解蛋白质浓度及对应的时间 (图3) ，带入公式中用Matlab进行拟合得出降解速率常数k为0.111 4，温度系数x为0.953 0。在已有研究中，很少有关于好氧发酵过程中蛋白质降解的动力学数据，但大多数关于有机质降解动力学的研究均表明有机质的降解遵循一阶动力学。有机质可以简单的分为可降解部分和不可降解部分[17]。例如，TREMIER等[18]的好氧发酵模型将基质分为可直接生物降解、可水解和惰性部分。还有研究提出了更为复杂的分类方法，如将基质分成碳水化合物、脂类、蛋白质、半纤维素、木质素，有时还分成特定的化学种类，以及以生物或化学需氧量分类[19]。因此，在此基础上可以假设蛋白质的降解是符合一阶动力学的。本研究中的数据拟合与辅料、污泥品质及实验条件等影响因素有关。
污泥好氧发酵系统的热量平衡可以表达为Q积累=Q输入-Q输出+Q产生，上述方程是好氧发酵过程能量平衡模拟的理论基础。本研究的热量平衡计算基于可降解蛋白质含量的变化，考虑到蛋白质分解并不是完全氧化的过程，所以对热量平衡方程进行一定的修正。在此基础上建立的好氧发酵热量平衡拟合分析公式见式(5)和式(6)。
式中：m为堆体质量，kg；c堆体为堆体的比热容，kJ·(kg· ℃)−1；Qi为堆体残留热量，kJ；G为进出口空气流量，kg·h−1；c空气为空气比热容，kJ·(kg· ℃)−1，取1.004 4；H为蛋白质降解产热量，kJ·kg−1，取20 458.5；a为热量输入修正系数；b为热量输出修正系数；c为蛋白质降解产热修正系数。
通过Nash-Sutcliffe系数 (nash-sutcliffe efficiency，NSE) 对数据拟合分析结果的准确度进行表征，当a、b和c分别取0.15、11和0.2时，升温曲线和可降解蛋白质的试验值与拟合效果吻合最优 (图3(a)和3(b)所示) 。4组实验的温度曲线拟合结果的NSE值为0.19~0.82；可降解蛋白质拟合结果的NSE值0.72~0.92。拟合结果的NSE值均大于0，因此认为拟合结果准确度可信。
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在污泥好氧发酵过程中，升温阶段的蛋白质等易降解有机物分解产生热量使堆体升温进入到高温阶段。而腐殖质的形成则需要好氧发酵过程不同阶段的有机物分解产物作为前体物质，所以在升温阶段结束时较高的有机质残留会促进腐殖质的形成。
基于好氧发酵升温阶段的可降解蛋白质降解情况和热量平衡的数据拟合结果对不同的可降解蛋白质浓度 (0.030~0.046 g·g−1干物质) 和不同的散热条件 (调整环境温度比堆体的温度低0.5~3.0 ℃) 进行计算，得出升温阶段不同条件下的升温速率及蛋白质残留率，如图4(a)和4(b)所示。升温速率和蛋白质残留率均与温差呈负相关，与可降解蛋白质浓度呈正相关。好氧发酵初期，污泥中的初始蛋白质含量的升高会为堆体提供更多的热量，将有利于提高升温速率，进而缩短升温阶段的持续时间。为缩短升温阶段时间，可通过改变污泥质量占比达到增加蛋白质浓度的目的，但同时也需要考虑含水率 (60%~70%) 、碳氮比 (20~30∶1) 等影响因素。MASON等探究了小试规模升温调控反应器堆肥、恒温调控的反应器堆肥与自然堆肥的差异，反应器式堆肥存在散热量大的问题，与实际工程堆肥存在较大差异，为更好的模拟好氧发酵工艺，可采用升温调控的方式，通常采用温差为1~2 ℃的条件[20]。含水率高于70%会形成厌氧环境，不利于好氧发酵过程的进行[21]。因此，后续研究将采用环境温度比堆体温度低1.5 ℃的温度条件、污泥质量占比为68% (含水率70%左右) 的条件进行全周期试验。
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全周期好氧发酵过程中理化性质的变化如图5所示。温度能够反映出好氧发酵过程中的微生物活性，同样也可作为判断堆体是否满足无害化标准的间接指标[15]。由图5(a)可知，对照组和调控组的温度均在第2 d达到峰值，分别为60.15和65.15 ℃，高温阶段 (≥50 ℃) 分别持续6和10 d，满足无害化标准。事实上，污泥质量占比的增加提供了更多的易降解有机物，这是调控组升温速度快、高温持续时间长的主要原因。以15 ℃对2组的有效积温进行计算，对照组的有效积温为1.77×104 ℃·h，调控组的有效积温为2.03×104 ℃·h，调控组的积温相较对照组高出14.39%，表明适当的调控污泥质量占比可缩短污泥好氧发酵周期。
含水率会影响氧气的传递和微生物的活性，同时可以调控堆体温度，是影响污泥好氧发酵过程的主要因素之一。对照组和调控组的初始含水率分别为63.43%和69.05% (图5(b)) 。较高含水率有利于小分子有机物于好氧发酵体系内传递，促进微生物对有机物的利用，从而促进污泥好氧发酵过程[22]。由于堆体温度的变化各组含水率均呈现下降趋势。在经过35 d的好氧发酵后，对照组和调控组的含水率分别为47.36%和45.89%，水分去除率分别为25.34%和33.54%。调控组的水分去除率高于对照组，说明适当提高污泥质量占比所带来的热量可促进堆体的减量化效果。
2个处理组的pH值变化规律基本一致 (图5(c)) 。在好氧发酵初期，小分子有机酸积累导致pH值有所下降。进入高温阶段后，2组的pH值均快速增加至8.5以上，呈弱碱性，这主要是由于此阶段中大量含氮有机物分解导致的。值得注意的是高温和高pH值的环境会促进NH4+-N以氨气的形式散逸至大气中，造成环境污染。随着氨气的挥发及硝化作用的加强，两组的pH值逐渐下降至7.5左右。在整个好氧发酵过程中，调控组的pH值略高于对照组，这可能缘于污泥质量占比变化造成调控组中由含氮有机物分解产生的NH4+-N增加。
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腐殖化过程反映了微生物分解代谢和合成代谢之间的平衡，这主要受到污泥好氧发酵的环境和前体物的影响[23]。HS和HA浓度在好氧发酵初期有明显的下降趋势，然后逐渐升高 (图6(a)和6(b)) ，而FA呈下降趋势 (图6(c)) 。污泥中有机物分解转化为HS前体物，形成不稳定的HS，而在高温阶段不稳定的HS可在部分微生物的代谢作用下被分解[24]。在进入降温及腐熟阶段后，2组的HS含量逐渐上升且调控组的HS含量明显高于对照组，最终调控组的HS含量高出对照组8.76%。
经过35 d的好氧发酵后，对照组和调控组中HA浓度分别由24.69和23.24 g·kg−1增加到28.88和36.56 g·kg−1，相比于初始值上升16.97%和57.31%。调控组的HA含量要高出对照组26.59%，这可能是调控组中污泥含量较高，而污泥所含蛋白质等有机物可为HA形成提供前体物所致，这与ZHANG等[25]的研究结果一致。与HA相比，FA作为不稳定的腐殖质组分，可被微生物直接利用[8]。在好氧发酵过程中，腐殖质会向更稳定状态进行转化，且有研究表明FA可以聚合成更稳定的HA[26]。对照组和调控组的FA浓度分别下降7.05%和21.53%，这可能是因为污泥质量占比的改变延长了高温持续时间，促进了纤维素等难降解物质的分解，进而促进了FA向HA的转化。HA/FA可反映堆体的腐殖化程度，结果见图6(d)。对照组和调控组的HA/FA分别由初始的0.56和0.49上升至0.7和0.97。在第35 d时，调控组的HA/FA比值要比对照组高出38.57%，表明调控组的腐殖化效果明显优于对照组。综上所述，提高污泥质量占比以调控好氧发酵升温阶段蛋白质降解可以促进腐殖化过程，同时有利于有机碳的稳定化。
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采用PCoA方法分析了污泥好氧发酵过程中门水平中细菌群落的差异性 (图7) 。PCoA的PC1和PC2轴分别解释了细菌群落结构差异的55.61%和23.13%。细菌群落结构从开始阶段 (第0 d) 到高温阶段 (第3 d) ，再到腐熟阶段 (35 d) 差异显著。此外，污泥质量占比的改变也显著影响细菌群落的演替，从而影响好氧发酵性能。
在门的水平上对细菌群落组成进一步分析表明，优势菌门分别为Firmicutes、Actinobacteriota、Chloroflexi、Proteobacteria、Planctomycetes、Bacteroidota、Gemmatimon-adota、Acidobacteriota及Patescibacteria，相对丰度总和达到80%以上 (图7) 。随着温度的升高，Firmicutes和Actinobacteriota的相对丰度总和达到75%以上，这是由于它们具有较强的耐热性，并且它们能够将木质纤维素等难降解物质分解为生成HA的前体物，从而促进腐殖化过程[27]。此外，有研究表明Actinobacteriota的菌丝能够破坏细胞壁的木质素结构[28]。Bacteroidota和Proteobacteria可将大分子化合物 (如纤维素) 分解为小分子前体物，从而促进腐殖化过程，但因其对抑制生命活动的温度较为敏感，所以其相对丰度呈现先下降而后上升的趋势[29]。在污泥好氧发酵后期，调控组中Bacteroidota和Proteobacteria的相对丰度相对于对照组有明显，分别由2.13%和4.60%增加至8.67%和18.02%。因此，两个处理组的腐殖酸含量在好氧发酵后期都有所回升，且调控组的腐殖酸含量上升幅度更大。
在属水平上，相对丰度前20的细菌变化如图8所示。在好氧发酵初期，对照组和调控组主要菌属均为norank_c_KD4-96、Propioniciclava、Microtrichales和Saprospiraceae，并无明显差异，但是由于原料占比的改变导致相对丰度有所不同。在进入高温阶段后 (第3 d) ，Brevibacillus、Thermobispora、Bacillus和Symbiobacterium相对丰度增高，相对丰度总和到达40%以上。对照组中Brevibacillus的相对丰度逐渐增加，可能是因为该环境中有机质含量高有利于它的生长。而调控组因高温阶段的延长使得有机质减少，导致Brevibacillus的生长受限，因此其相对丰度下降。Bacillus可在高温环境下有效地降解木质纤维素[30]，而调控组高温时间的延长会进一步加强其对木质纤维素的降解。随着好氧发酵的进行，对照组和调控组的Bacillus的相对丰度均呈现增加趋势，有利于污泥好氧发酵的稳定化。Ureibacillus可利用可溶性有机物，同时产生胞外水解酶，分解纤维素等难降解有机物为腐殖化过程提供前体物[31]。在第35 d，Ureibacillus在调控组中相对丰度为4.43%，而在对照组中仅为1.14%，说明污泥质量占比的增加可能利于Ureibacillus的生长。污泥质量占比的增加不仅延长高温的持续时间，还使Bacillus等菌属的活性增强，从而加强好氧发酵后期的腐殖化过程。
基于腐熟度指标及属水平的细菌群落进行了RDA分析，结果如图9所示。由图可知，RDA前2个排序轴可以解释细菌群落信息的79.94%。在环境因子中，含水率、pH、T、HA及FA对堆体中细菌的群落组成影响较大，其中T和pH对细菌群落相关性最高。根据堆体的环境因子、腐熟指标及细菌群落的分散情况可知：Symbiobacterium、Ureibacillus和Thermobispora与T、pH相关性较强，norank_c_KD4-96与含水率相关性较强，Saprospiraceae与FA相关性较强，Niabella、Roseiflexaceae与HA相关性较强。对照组和调控组可分为3个阶段，在升温阶段与Saprospiraceae等相关性较强；调控组和对照组在高温阶段的菌群相似度较高与Symbiobacterium和Thermobispora等嗜热菌相关性较强；调控组在腐熟阶段Niabella等及HA相关度较高。RDA分析进一步说明，本试验中污泥好氧发酵过程中群落演替存在不同阶段，升温阶段Saprospiraceae等会促进易降解有机物分解，有利与堆体快速升温；高温阶段Symbiobacterium和Thermobispora会加速有机质的降解；腐熟阶段Niabella等会对难降解有机物进行分解，促进FA向HA的转化。调控组在好氧发酵前期提高了蛋白质等有机物的含量，堆体快速升温，从而延长了高温持续时间，同时促进了高温阶段至腐熟阶段的过度及相应菌群的演替。
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1) 对污泥好氧发酵升温阶段蛋白质降解特性进行分析，升温阶段污泥中的可降解蛋白质含量可通过初始蛋白质浓度和升温阶段持续时间进行拟合分析。将污泥质量占比从62%调整至68%来增加初始蛋白质的含量，以缩短升温阶段所需时间和和提高蛋白质残留率。
2) 全周期试验表明，通过对升温阶段蛋白质降解进行调控，有效积温高于对照组14.39%，好氧发酵结束时调控组的HA含量相较于初始含量提高了57.31%，高出对照组26.59%，腐殖质聚合程度 (HA/FA) 比对照组提高38.57%。提高初始蛋白质含量可以缩短污泥好氧发酵周期，促进腐殖化过程且有利于有机碳的稳定化。
3) 通过对污泥好氧发酵过程中蛋白质降解进行调控，污泥质量占比的改变有利于好氧发酵后期富集Bacteroidota和Proteobacteria等具有纤维素降解功能的细菌，其相对丰度相较于对照组提升了3倍，促进了HA的合成，提高腐殖化程度。高温阶段的延长有利于Bacillus等嗜热菌群，加速对纤维素的分解，进而促进腐熟细菌的生长和腐殖酸的生成。
基于升温阶段蛋白质降解调控对污泥好氧发酵的影响
Influence of protein degradation regulation on the mesophilic phase of aerobic fermentation of sludge
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摘要: 在分析升温阶段蛋白质分解特性基础上，提出蛋白质降解调控策略并探讨其对腐殖化过程及微生物群落的影响。以污泥、木屑和腐熟堆肥为原料进行批次实验，结果表明升温阶段的可降解蛋白质浓度变化可通过初始蛋白质浓度和升温阶段持续时间进行拟合分析；采用一阶动力学方程和热量平衡模型对升温阶段蛋白质含量及温度变化进行拟合分析，发现升温速率和蛋白质残留率随初始蛋白质含量的增加而升高。全周期试验中将污泥质量占比由62%提升至68%，调控组能使堆体提前升温，且高温持续时间由6 d延长至10 d，有效积温高于控制组14.39%。调控后的腐殖化效果改善明显，胡敏酸含量较控制组提升26.59%，腐殖质聚合程度提高38.57%。高温阶段Bacillus为优势菌属，腐熟阶段调控组的Ureibacillus和Niabella相对丰度提高。污泥质量占比的提高有利于Bacillus等嗜热菌群的生长，增强了它们对有机质的分解能力，进而促进污泥好氧发酵中的腐殖化过程。Abstract: Based on analyzing characteristics of protein decomposition during the mesophilic phase, the study proposed strategies for regulating protein degradation and further investigated the impact of these regulatory measures on humification and the structure of microbial communities. After conducting batch experiments using sewage sludge, sawdust, and mature compost as raw materials, it was found that the changes in concentration of degradable proteins during the mesophilic phase could be analyzed by the initial protein concentration and the duration of mesophilic phase. After analyzing the content of degradable proteins and temperature changes during the mesophilic phase using the first-order kinetic equation and the heat balance equation, it was found that both the rate of temperature increase and the residual protein rate rose with the increase in initial protein content. After increasing the proportion of sludge mass from 62% to 68%, the duration of thermophilic phase for the treatment group was extended from 6 days to 10 days. Compared to the control group, the treatment group showed an increase in effective accumulated temperature by 14.39%, humic acid content by 26.59%, and the degree of humification by 38.57%. Bacillus was the dominant genus during the thermophilic phase, Niabella and Ureibacillu was the relatively dominant genus during the maturation phase. Increasing the proportion of sludge was beneficial for the growth of thermophilic bacterial communities such as Bacillus, promoting the ability to consumption of organic matter, and thereby promoting the humification process during aerobic fermentation of sludge.
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Key words:
- aerobic fermentation /
- sewage sludge /
- protein degradation /
- humification /
- microbial communities
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图 4 不同条件对升温速率和蛋白质残留率的影响
Figure 4. Effects of different conditions on heating rate and protein residue rate
图 7 细菌群落的β多样性和在门水平上的相对丰度
Figure 7. β diversity of bacterial community and relative abundance of phylum level
图 8 细菌群落在属水平上的相对丰度变化
Figure 8. Variations in the relative abundance of bacterial at the genus level
图 9 好氧发酵指标与微生物的RDA分析
Figure 9. RDA analysis of aerobic fermentation index and microorganisms
表 1 原料的理化性质
Table 1. Physicochemical properties of raw materials
物料 含水率/% 有机质/% 总有机碳/% 总氮/% C/N 污泥a-A 83.79±1.70 61.70±0.59 38.26±0.20 4.37±0.19 8.76 污泥a-B 83.47±0.84 64.70±1.29 36.56±0.51 4.65±0.12 7.86 污泥a-C 82.12±1.01 58.27±0.80 37.00±0.55 4.76±0.19 7.77 污泥a-D 83.02±0.33 61.81±1.41 36.66±0.35 5.11±0.11 7.17 污泥b 83.73±0.23 46.65±0.41 17.66±0.11 3.00±0.05 5.89 木屑a 19.08±1.07 94.22±1.72 41.35±1.87 0.58±0.01 71.29 木屑b 19.72±1.02 96.41±0.76 42.60±0.36 0.36±0.01 118.30 腐熟堆肥a 34.94±5.51 70.23±0.52 25.27±0.92 1.12±0.07 22.56 腐熟堆肥b 42.03±1.74 66.99±1.30 20.05±0.37 1.56±0.03 12.85 注：a为批次试验取样物料；b为全周期试验取样物料。 
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