王潔潔，楊金艷，2，陳步漲，姚 波，裴建川，2，李 梅，2，鐘 鈴，方宇斐

（1. 浙江農(nóng)林大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，浙江 杭州 311300；2. 浙江農(nóng)林大學(xué) 水污染防治研究所，浙江 杭州 311300）

城市污水處理過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生大量剩余污泥，若不妥善處理，對(duì)環(huán)境危害較大。目前，衛(wèi)生填埋仍是城市污泥處理的重要方式[1]。部分城市在早期建有簡(jiǎn)易污泥填埋池，隨著使用年限增加，污泥池環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)增加，需對(duì)污泥池污泥進(jìn)行安全處理。污泥池加固穩(wěn)定化處理的常用方法有拋石擠淤法、固化法[2]、外運(yùn)等。其中外運(yùn)挖出的污泥可采用資源化處置[3-4]。近年來(lái)，好氧發(fā)酵技術(shù)在污泥處理中有著極大的應(yīng)用潛力，能顯著提升污泥中速效態(tài)營(yíng)養(yǎng)成分的含量以及降低污泥中的重金屬的生物有效性。王舜和等[5]研究發(fā)現(xiàn)：對(duì)污水處理廠剩余污泥進(jìn)行好氧發(fā)酵處理能有效提高污泥速效氮磷鉀含量，污泥中速效鉀含量在好氧發(fā)酵處理后提高了13%，而且該研究也闡述了發(fā)酵后的污泥可作為速效肥與園林土混合應(yīng)用于園林綠化。劉瑩等[6]通過(guò)添加外源菌劑(食苯芽孢桿菌Bacillus benzoevorans和惡臭假單胞菌Pseudomonas putida)對(duì)脫水污泥進(jìn)行好氧發(fā)酵處理，發(fā)現(xiàn)經(jīng)好氧發(fā)酵處理后，污泥樣品鉻、砷、鉛的酸可交換態(tài)百分含量下降，表明污泥好氧發(fā)酵過(guò)程對(duì)降低重金屬的生物有效性是有利的。鑒于碳氮比(C/N)是好氧發(fā)酵過(guò)程中影響微生物活性的重要因素之一[7-8]，通過(guò)外加調(diào)理劑優(yōu)化污泥好氧發(fā)酵過(guò)程中的C/N，有望調(diào)控發(fā)酵后的污泥中的速效氮磷鉀含量及其重金屬的可交換態(tài)百分含量，進(jìn)而提升發(fā)酵后的污泥應(yīng)用于園林綠化的前景。木屑為林業(yè)廢棄物，不但具有價(jià)格低廉、易于獲取等優(yōu)點(diǎn)，而且疏松保水，是發(fā)酵常用的配料。本研究以木屑為主要調(diào)理劑，配置不同C/N填埋污泥，研究不同木屑添加量對(duì)填埋污泥發(fā)酵過(guò)程中污泥營(yíng)養(yǎng)元素及重金屬形態(tài)的影響，以期為實(shí)際資源化應(yīng)用提供技術(shù)參考。

1 材料與方法

1.1 材料

發(fā)酵污泥為杭州市臨安區(qū)某城市污水處理廠污泥，平均堆放年限為7 a。木屑購(gòu)買于杭州某木材交易市場(chǎng)的松樹(shù)木刨花，基本性狀見(jiàn)表1。菌劑為購(gòu)買于益加益直銷店的有益微生物(EM菌)，主要包含枯草芽孢桿菌B. subtilis、地衣芽孢桿菌B. licheniformis等有益菌群。

1.2 污泥好氧發(fā)酵實(shí)驗(yàn)

污泥好氧發(fā)酵實(shí)驗(yàn)在自行設(shè)計(jì)的發(fā)酵反應(yīng)器(圖1)中進(jìn)行。發(fā)酵反應(yīng)器由泡沫箱制成，規(guī)格為 70 cm×40 cm×40 cm，壁厚 3 cm，配頂蓋。將表 1 所示物料分別按照污泥∶木屑質(zhì)量比為 3.54∶1.00(T1，C/N20)，2.49∶1.00(T2，C/N25)，1.91∶1.00(T3，C/N30)比例配置。各組添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 2‰的活性菌(拌100 g玉米淀粉)，混合均勻后采用機(jī)械強(qiáng)制通風(fēng)，每天分別在9:00、14:00、18:00通風(fēng)3次，風(fēng)速 0.045 m3·min-1·m-3，每次 30 min。每天 20:00 記錄堆體溫度，并于第0、3、8、14、54天 9:00取樣，每組重復(fù)3次。

圖1 發(fā)酵反應(yīng)器示意圖Figure 1 Sketch map of static fermentation reactor

表1 發(fā)酵污泥及木屑基本性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties of composting materials

1.3 分析方法

采用探針式溫度計(jì)多點(diǎn)測(cè)量法測(cè)量堆體溫度。將鮮樣與超純水按質(zhì)量體積比1∶10混合，震蕩離心過(guò)濾，分別用pH計(jì)和電導(dǎo)率儀測(cè)定pH和電導(dǎo)率。含水率采用重量法測(cè)定。有機(jī)質(zhì)采用差重法[9]測(cè)定。總碳、總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)由元素分析儀(S20091640 Vario max CN，德國(guó))測(cè)定，銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定采用氯化鉀浸提靛酚藍(lán)比色法，硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定采用氯化鉀浸提紫外分光光度法，總磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定采用氫氧化鈉熔融后鉬銻抗分光光度法[10]，有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定采用雙酸浸提法，總鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定采用氫氧化鈉熔融火焰光度計(jì)法[10]，有效性鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定采用冷的2 mol·L-1硝酸溶液浸提法[10]。重金屬各級(jí)形態(tài)測(cè)定采用歐洲共同體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局 (European Community Bureau of Reference，BCR)四步提取法[11]，重金屬全量測(cè)定采用樣品經(jīng)高氯酸-硝酸 (HClO4-HNO3)消煮后[12]，電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-OES，Prodigy 7，Leeman，美國(guó))測(cè)定。種子發(fā)芽指數(shù)測(cè)定采用鮮樣與超純水按質(zhì)量體積比1∶3，震蕩1 h后離心，取5 mL浸提液于鋪有濾紙并放有20粒小白菜Brassica campestris種子的培養(yǎng)皿中，25 ℃避光培養(yǎng)48 h[13]。相關(guān)公式：①各速效營(yíng)養(yǎng)占比=各速效營(yíng)養(yǎng)質(zhì)量分?jǐn)?shù)×100%/各營(yíng)養(yǎng)元素總質(zhì)量分?jǐn)?shù)；②種子發(fā)芽指數(shù)IG=(浸提液種子發(fā)芽率×根長(zhǎng))×100%/(對(duì)照組種子發(fā)芽率×根長(zhǎng))；③各形態(tài)重金屬分配率=各形態(tài)重金屬×100%/重金屬全量，生物可利用態(tài)重金屬分配率=醋酸溶解態(tài)重金屬分配率+可還原態(tài)重金屬分配率。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2020和SPSS 26.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和分析，采用Origin 2018 進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 發(fā)酵過(guò)程堆體溫度、pH、電導(dǎo)率的變化

適宜的溫度是促進(jìn)微生物生長(zhǎng)的重要保障[11]。如圖2A所示：T1、T2、T3發(fā)酵過(guò)程溫度變化均呈現(xiàn)3個(gè)階段：升溫階段、中溫階段和降溫階段，所能達(dá)到的最高溫度分別為32.69、33.71、31.68 ℃。這與新鮮污泥經(jīng)3～5 d發(fā)酵后，溫度快速升至45 ℃以上的高溫發(fā)酵(45～ 60 ℃)不同，本次發(fā)酵為典型的中溫發(fā)酵?？赡艿脑?yàn)樘盥裎勰嘣谀嗫又斜灰欢ǔ潭鹊V化，可生化有機(jī)物被大量消耗，不利于高溫好氧微生物大量繁殖。同時(shí)T1、T2、T3發(fā)酵溫度均在第9 天達(dá)30 ℃以上，保持的時(shí)間分別為6、6、4 d，其中以T2達(dá)到的溫度最高，T1次之。相關(guān)性比較顯示，3組發(fā)酵溫度均呈現(xiàn)顯著差異(P＜0.05)，然而不同堆體間最高溫度與有效發(fā)酵維持時(shí)間不存在顯著差異(P＞0.05)。這說(shuō)明不同木屑添加量對(duì)污泥中溫好氧發(fā)酵影響顯著，但對(duì)有效發(fā)酵(30～45 ℃)過(guò)程影響較小。

YUAN等[12]研究表明：發(fā)酵過(guò)程pH的變化會(huì)影響發(fā)酵后污泥性質(zhì)及用途。如圖2B：各處理pH呈現(xiàn)先升高后降低。發(fā)酵過(guò)程中通過(guò)補(bǔ)充超純水保持污泥含水率為50%，因此排除稀釋作用，而極大原因是由于發(fā)酵前期好氧分解對(duì)有機(jī)氮礦化[13]，產(chǎn)生一定量的銨態(tài)氮致pH增大。可隨著發(fā)酵的深入，有機(jī)物被分解生成有機(jī)酸和二氧化碳，硝化作用也產(chǎn)生部分H+[14]，引起系統(tǒng)pH降低。木屑不同添加量的污泥發(fā)酵過(guò)程pH變化顯著(=0.02、=0.04、=0.01)。至發(fā)酵54 d結(jié)束，T1、T2、T3的pH分別降低至6.04、5.95和5.79，符合GB/T 23486—2009《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處理 園林綠化用泥質(zhì)》堿性土壤理化指標(biāo)。

圖2 不同木屑添加量下發(fā)酵溫度、pH 及電導(dǎo)率Figure 2 Temperature， pH values and electrical conductance values during sludge composting process with different amount of sawdust

過(guò)高的電導(dǎo)率不利于微生物發(fā)酵與作物生長(zhǎng)[15-17]。如圖2C所示：與初始值相比，發(fā)酵結(jié)束后，T1、T2、T3電導(dǎo)率增長(zhǎng)率分別為12%、14%、19%，增至1.42、1.15、1.21 mS·cm-1，均可滿足GB/T 23486—2009 耐鹽植物標(biāo)準(zhǔn)限值 2.0 mS·cm-1。

2.2 發(fā)酵過(guò)程營(yíng)養(yǎng)元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化

2.2.1 銨態(tài)氮、硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化 由圖3A可知：銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)降低—升高—降低的變化趨勢(shì)。0～8 d銨態(tài)氮降低，可能是由于發(fā)酵堆體曝氣和升溫導(dǎo)致氨揮發(fā)，造成銨態(tài)氮流失。隨著有機(jī)氮被微生物不斷降解，銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸回升。至發(fā)酵14 d后，硝化細(xì)菌逐漸成為發(fā)酵優(yōu)勢(shì)菌，銨態(tài)氮經(jīng)硝化細(xì)菌作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，其質(zhì)量分?jǐn)?shù)緩慢下降。這種變化受木屑添加量的影響，3組數(shù)據(jù)之間銨態(tài)氮差異顯著(=0.03、=0.05、=0.06)表明：木屑添加量及差值越大差異越顯著。至發(fā)酵結(jié)束，T1、T2、T3質(zhì)量分?jǐn)?shù)銨態(tài)氮分別為0.28、0.21、0.26 g·kg-1，相比較堆肥初期，損失率分別為30%、47%、42%。銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低被認(rèn)為是堆體腐熟的標(biāo)志之一[18]，pH也相應(yīng)降低[19]。這與堆體溫度和pH變化趨勢(shì)相一致。

如圖3B所示：硝態(tài)氮變化呈增加趨勢(shì)。發(fā)酵結(jié)束后，T1、T2、T3硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別增至1.85、1.60、1.26 g·kg-1，是發(fā)酵原始物料的8.25、6.27、3.85倍。主要原因?yàn)殡S著發(fā)酵的進(jìn)行，物料進(jìn)入腐熟期，硝化作用逐漸增強(qiáng)，促進(jìn)銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化[14]。木屑不同添加量對(duì)發(fā)酵污泥硝態(tài)氮有顯著的影響(P＜0.05)，木屑添加量越小硝態(tài)氮增量越大。

圖3 不同木屑添加量下銨態(tài)氮和硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)Figure 3 Nitrogen contents during sludge composting process with different amount of sawdust

銨態(tài)氮、硝態(tài)氮是園林植物氮素的主要利用形式[20]，可以直觀表示氮素養(yǎng)分。0 d時(shí)，T3銨態(tài)氮和硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)較T1和T2高，可能的原因?yàn)槟拘汲仕嵝郧覍?duì)銨態(tài)氮和硝態(tài)氮具有較好的吸附作用，污泥與木屑混合過(guò)程，增加了單位質(zhì)量銨態(tài)氮和硝態(tài)氮，且與木屑添加量成正比，這與0 d 時(shí)三者中T3pH最低及木屑添加量最高相對(duì)應(yīng)。然而經(jīng)過(guò)54 d發(fā)酵，T1銨態(tài)氮、硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)之和顯著高于T2、T3，氮素營(yíng)養(yǎng)價(jià)值較高，各處理間均存在顯著差異(=0、=0.01、=0.02)。分析認(rèn)為：污泥含氮量遠(yuǎn)高于木屑，在C/N較低的情況下，污泥相比木屑比例高，轉(zhuǎn)化為速效營(yíng)養(yǎng)的潛力更大。說(shuō)明木屑添加量對(duì)污泥發(fā)酵后氮素質(zhì)量分?jǐn)?shù)有直接顯著影響，同時(shí)因?yàn)榘l(fā)酵過(guò)程存在濃縮效應(yīng)，實(shí)際影響大于此結(jié)果。

2.2.2 總磷和有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化 由圖4A可知：發(fā)酵過(guò)程總磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)有一定程度增加，與初始質(zhì)量分?jǐn)?shù)相比分別增加了7.0%、11.8%、10.8%，但木屑不同添加量之間總磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化不存在顯著性差異(=0.10、=0.21、=0.38)。可能的原因?yàn)榱姿剌^為穩(wěn)定，無(wú)揮發(fā)形式逸出，因此總磷在整個(gè)發(fā)酵過(guò)程中脫離反應(yīng)系統(tǒng)的途徑極少[21]，反而因濃縮效應(yīng)，有一定程度的增加。

有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)是衡量發(fā)酵污泥磷素養(yǎng)分高低的指標(biāo)之一。如圖4B所示：發(fā)酵過(guò)程中有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)整體呈增加趨勢(shì)。經(jīng)過(guò)54 d發(fā)酵，T1、T2、T3分別增至2.01、1.94、1.86 g·kg-1，分別占總磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的18%、22%、25%，與發(fā)酵原料相比分別增加8%、9%、9%。顯著性檢驗(yàn)表明差異不顯著(=0.16、=0.20、=0.29)，證明此發(fā)酵過(guò)程有效磷變化受木屑添加量影響較小。

圖4 不同木屑添加量下磷元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)Figure 4 Phosphorus contents during sludge composting process with different amount of sawdust

2.2.3 總鉀和有效鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化 發(fā)酵過(guò)程中總鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化趨勢(shì)如圖5A所示。隨著發(fā)酵的進(jìn)行，物料體積及質(zhì)量不斷減小，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)等元素不斷被濃縮，與磷相同，鉀無(wú)逸出形式，因此總鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)也在不斷增加。發(fā)酵后T1、T2、T3總鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別由初始16.17、14.07、13.04 g·kg-1增加至發(fā)酵結(jié)束后的20.72、19.19、18.83 g·kg-1，其中T1總鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化與T2呈顯著差異(=0)?？傗涃|(zhì)量分?jǐn)?shù)增加量T3最大，T2次之，T1最小，因此3組處理中木屑添加量越高，濃縮效應(yīng)越明顯。

圖5 不同木屑添加量下鉀元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)Figure 5 Potassium contents during sludge composting process with different amount of sawdust

圖5 B所示：T1、T2、T3的有效鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì)，這與唐淦海[22]的研究實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致。至發(fā)酵結(jié)束，T1、T2、T3有效鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別增至2.35、1.21、1.35 g·kg-1，相比發(fā)酵原料分別增加40%、13%、24%，除與堆體濃縮效應(yīng)有關(guān)外還與微生物活動(dòng)將含鉀物質(zhì)中的鉀轉(zhuǎn)化為可溶性鉀鹽有關(guān)[13，23]，但木屑添加量對(duì)有效鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加幅度的影響不顯著 (P＞0.05)。

2.3 重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)與形態(tài)變化

分別對(duì)添加不同量木屑的污泥樣品中的銅、鋅等2種重金屬元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)進(jìn)行分析，結(jié)果如表2。未經(jīng)調(diào)理的污泥中，銅、鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于GB/T 23486—2009《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置 園林綠化用泥質(zhì)》中堿性土壤污染物限值，其中銅質(zhì)量分?jǐn)?shù)超標(biāo)19.5%。經(jīng)木屑調(diào)理發(fā)酵后，因物料濃縮作用，銅、鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)較發(fā)酵前均有增加，但仍在標(biāo)準(zhǔn)范圍內(nèi)。重金屬總量與木屑添加量呈正相關(guān)。

表2 木屑不同添加量發(fā)酵后污泥銅鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 2 Cu and Zn contents after fermentation with different amount of sawdust

重金屬在污泥中一般以醋酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)等4種形態(tài)存在[24]，其中由醋酸溶解態(tài)、可還原態(tài)組成的生物有效態(tài)與重金屬的生物有效性密切相關(guān)[18]。由圖6可知：在發(fā)酵初始階段，銅以可氧化態(tài)為主，其生物可利用態(tài)分配率不足50%。發(fā)酵處理后，銅的可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)分配率逐漸降低，醋酸溶解態(tài)和可還原態(tài)分配率逐漸增加，即生物有效態(tài)增加。T1、T2、T3中，生物有效態(tài)銅分別從初始的32%、38%、40%增加至72%、74%、74%。這主要由微生物將絡(luò)合態(tài)銅轉(zhuǎn)化為生物可利用態(tài)[19]。

圖6 不同木屑添加量下銅、鋅化學(xué)形態(tài)分配率Figure 6 Distribution of Cu and Zn during composting process with different amount of sawdust

從圖6可知：污泥中的各形態(tài)鋅所占比例從大到小依次為醋酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)，表明鋅的生物可利用態(tài)占比較大。這可能是鋅與有機(jī)質(zhì)親和性較弱[25]。發(fā)酵初期，T1、T2、T3生物可利用態(tài)分配率分別為84%、85%、86%。發(fā)酵過(guò)程中鋅的可還原態(tài)和可氧化態(tài)分配率降低，醋酸溶解態(tài)分配率增加，增加幅度高于可還原態(tài)的降低幅度。發(fā)酵結(jié)束后，處理T1、T2、T3的生物可利用態(tài)鋅分配率分別為96%、98%、97%，表明發(fā)酵使鋅向易于生物利用的形態(tài)轉(zhuǎn)化。這與岳建芝等[21]、曾正中等[26]的研究結(jié)果相一致。

木屑添加量對(duì)發(fā)酵過(guò)程銅、鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化幅度的影響如表3所示。可見(jiàn)木屑添加量對(duì)發(fā)酵污泥銅、鋅金屬各形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)均有一定影響。其中對(duì)醋酸溶解態(tài)銅、可氧化態(tài)銅和可氧化態(tài)鋅影響顯著(P＜0.05)。對(duì)于生物可利用態(tài)銅有顯著影響(P＜0.05)，木屑添加量高可降低污泥中銅質(zhì)量分?jǐn)?shù)。鋅穩(wěn)定態(tài)受木屑添加量影響顯著，實(shí)際應(yīng)用過(guò)程應(yīng)對(duì)這種影響予以考慮。

表3 木屑不同添加量對(duì)銅鋅化學(xué)形態(tài)分配率變化的影響(單變量方差分析)Table 3 Effects of different amount of sawdust on distribution of Cu and Zn during composting process(univariate)

2.4 種子發(fā)芽指數(shù) (IG)

種子發(fā)芽指數(shù)是表征經(jīng)發(fā)酵后的污泥對(duì)植物的毒害作用指標(biāo)之一。當(dāng)污泥用作園林用泥基質(zhì)時(shí)，IG值應(yīng)大于70%[25]。本研究污泥原樣IG為34.7%，對(duì)種子發(fā)芽抑制作用較強(qiáng)。T1、T2、T3發(fā)酵過(guò)程中，IG統(tǒng)計(jì)如表4所示。0 d時(shí)T1、T2、T3的IG均超過(guò)70%。發(fā)酵初始階段，IG短暫上升后出現(xiàn)抑制期，經(jīng)過(guò)抑制期后回升。分析認(rèn)為，在第8天時(shí)，堆體中有機(jī)物降解產(chǎn)生大量有機(jī)酸、多酚、醛類等毒性物質(zhì)，對(duì)植物生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用。隨著發(fā)酵的進(jìn)行，毒性物質(zhì)分解轉(zhuǎn)化，可利用營(yíng)養(yǎng)元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，對(duì)植物生長(zhǎng)的毒害作用減弱，促進(jìn)作用增強(qiáng)[27]。發(fā)酵結(jié)束后，處理T1、T2、T3的IG值分別為164.2%、186.4%、160.2%，顯示T2對(duì)種子毒性最小，而且后兩者IG降低呈現(xiàn)顯著差異 (P=0.04)，說(shuō)明種子發(fā)芽指數(shù)受木屑添加量影響大。

表4 發(fā)酵過(guò)程中種子發(fā)芽指數(shù) (IG)值統(tǒng)計(jì)Table 4 Statistics of different amount of sawdust on seed germination index (IG) during composting process

3 結(jié)論

好氧發(fā)酵可分為升溫階段、中溫階段和降溫階段等3個(gè)階段，木屑添加量對(duì)發(fā)酵溫度、pH、氮、鉀、可生物利用態(tài)銅、穩(wěn)定態(tài)鋅及IG均有顯著性影響(P＜0.05)。

不同木屑添加量處理的填埋污泥，經(jīng)發(fā)酵后pH、電導(dǎo)率、重金屬銅和鋅及IG均符合GB/T 23486—2009《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處理 園林綠化用泥質(zhì)》堿性土壤用泥標(biāo)準(zhǔn)，且氮、磷、鉀等營(yíng)養(yǎng)元素的總量及其速效營(yíng)養(yǎng)質(zhì)量分?jǐn)?shù)均有不同程度增加，木屑添加量在C/N為20時(shí)營(yíng)養(yǎng)潛力最高，為填埋污泥中溫好氧發(fā)酵制作園林綠化堿性土壤調(diào)理劑提供了數(shù)據(jù)參考。

木屑添加量控制在C/N為25的T2，在發(fā)酵前后pH、電導(dǎo)率波動(dòng)變化幅度小，有效重金屬銅降幅大，種子發(fā)芽指數(shù)最高，實(shí)際應(yīng)用時(shí)對(duì)木屑添加量控制最具參考價(jià)值。