本发明涉及污泥堆肥发酵处理技术领域，具体涉及一种使用微生物降低污泥堆肥中重金属生物活性的方法。
背景技术：
我国污水处理量逐年上升，污泥的产量也在逐年增加。首先，污泥是伴随着污水处理过程产生的，污泥富集了大量不易分解的有机物、重金属和病原微生物等。其次，城市污泥是一种组分复杂的混合物，污泥里富含植物生长所需的有机质、无机盐等营养物质。未经处理的污泥会造成一定的环境风险，而处置过的污泥可作为肥料或退化土壤的改良剂，有助于城市污泥的资源化，实现良好的环境效益。因此，如何绿色安全地进行污泥处理，在降低成本的同时，减少二次污染的发生，实现污泥的无害化和资源化，是整个社会急需面对的问题。
污泥土地利用综合了污泥资源化和环境保护等优点，是当前最佳的污泥处理方式。污泥堆肥技术是利用自然界广泛存在的细菌、放线菌、真菌等微生物，有控制地促进固体废物中可生物降解的有机物向稳定的类腐殖质生化转化的微生物学过程，在一定温度、湿度和ph值条件下，使有机物发生生物化学降解，形成一种类似腐殖质土壤的物质。在堆肥过程中，微生物分解有机质是一个放热过程，使得堆体温度升高，可以杀死污泥中大部分病原菌和寄生虫，达到无害化的目的。堆体升温还有助于堆体水分的散失，减小堆体体积，达到减量化的目的。另外，堆肥成品中的速效养分更有利于农作物吸收，同时堆肥成品中的腐殖质能改良土壤，使得污泥堆肥达到资源化。但污泥中的重金属由于具有难迁移、易富集、危害大等特点，一直是限制污泥农业利用的最主要因素，制约着污泥资源化利用。
从20世纪70年代开始,环境科学家开始认识到重金属的生物有效性和生物毒性不仅与其总量有关,更大程度上由其形态分布决定,不同的形态产生不同的环境效应，即重金属的生物活性、迁移性及毒性很大程度上取决于其存在的形态。堆肥化处理通常会改变污泥中的重金属形态分布。
技术实现要素：
本发明的目的在于提供一种使用微生物降低污泥堆肥中重金属生物活性的方法。
为实现上述发明目的，本发明的技术方案具体如下：
一种使用微生物降低污泥堆肥中重金属生物活性的方法，包括步骤：
s1：将污泥风干后备用；
s2：将食苯芽孢杆菌菌剂和发酵辅料加入污泥中，混合均匀；
s3：将混匀后的污泥装入发酵罐中，发酵罐外层具有夹层，夹层与温控系统相通，发酵罐底部与鼓风曝气系统相通；
s4：开启温控系统和鼓风曝气系统进行好氧发酵。
进一步的，步骤s1中的污泥为污水处理厂的脱水污泥。
进一步的，发酵辅料为玉米面、麦麸和锯末，脱水污泥、玉米面、麦麸与锯末的质量比为1000：33：33：17。
进一步的，温控系统为水循环温控系统。
进一步的，s2中的菌剂培养液od值为1。
进一步的，步骤s2中按每千克污泥20ml菌剂的比例进行菌剂的添加。
进一步的，步骤s4中温控系统控制的发酵温度为20℃-30℃，鼓风曝气系统的通气频率为每隔1小时通气30分钟，总发酵时间为12-30天。
与现有技术相比，本发明的有益效果：
本发明的一种使用微生物降低污泥堆肥中重金属生物活性的方法，通过向污泥中加入食苯芽孢杆菌进行好氧发酵，在控制发酵环境温度为20℃时，发酵后，添加食苯芽孢杆菌的污泥中，锌、镍、铜、镉、铬、砷、铅等7种重金属的生物有效性均低于不添加外源菌剂的对照组，重金属汞的生物有效性在发酵前后均为0；在控制发酵环境温度为30℃时，发酵后，添加食苯芽孢杆菌的污泥中，除镉的生物有效性高于不添加外源菌剂的对照组外，其余重金属的生物有效性均低于不添加外源菌剂的对照组，可普遍降低污泥堆肥中的重金属生物有效性。
具体实施方式：
下面将结合本发明实施例对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
实施例1
一种使用微生物降低污泥堆肥中重金属生物活性的方法
(1)实验所用的城市脱水污泥均来自徐州某大型污水处理厂，脱水污泥含水率约为75％～80％。取来后在实验室内避光通风处自然干燥两三天，降低含水率。
(2)脱水污泥本身碳氮比含量较低，不能为好氧发酵过程中微生物的生长提供良好的营养环境。本发明中将污泥与辅料(玉米面、麦麸、锯末)按质量1000：33：33：17的比例混和均匀，混合后碳氮比约为20。
(3)污泥分两组，一组不添加外源菌剂，为对照组，另一组添加食苯芽孢杆菌cgmcc1.3665(bacillusbenzoevorans)微生物菌剂。食苯芽孢杆菌微生物菌剂购买于中科院环境微生物研究所。菌株为冻干菌粉，使用前进行活化培养，使菌剂培养液od值约为1。然后按每千克污泥中添加培养好的菌液20ml的比例添加食苯芽孢杆菌，混匀。取污泥样品，一部分放入烘箱干燥，测含水率；另一部分放入冰箱冷冻，作为发酵前样品，留待后面测重金属的形态。
(4)将污泥样品装入自制小型发酵罐(已申请专利，zl201520051798.2)，自制小型发酵罐外层有夹层，可通入循环水控制温度；罐体底部有均匀的气孔，采用空气压缩机鼓风，通气频率为通气30min、停60min，为发酵体系提供充足的氧气。
(5)开启恒温水浴装置，分别控制夹层水温为20℃和30℃进行发酵。发酵时间为30天，发酵过程定期取泥样放入冰箱冷冻。
(6)冷冻污泥放入低温冷冻干燥机干燥后，磨细过100目尼龙筛，用bcr法测定污泥中重金属的形态。
bcr法对污泥中重金属的各形态提取步骤如下：
①酸可交换态提取
称取约2.0g干污泥样品放于100ml聚乙烯离心管，加入40ml0.1mo/l的醋酸后，放入恒温振荡器中室温振荡16h。震荡结束后，放入转速为4000r/min的离心机中离心20分钟。上层清液用定量滤纸过滤，滤液移入50ml聚乙烯离心管中，加入0.4ml浓硝酸，定容至45ml。残留物用10ml去离子水冲洗，在转速为4000r/min离心机中离心20min后，倒掉洗涤液。
②易还原态提取
于上一级残渣中加入40ml0.1mol/l经0.1mol/lhno3酸化后ph值为2的盐酸羟胺，室温下震荡16h。其它步骤同前。
③可氧化态提取
将上一级残渣移入锥形瓶中，加入10ml体积分数为30％的8.8mol/l的双氧水，置于25℃的电热恒温水浴锅中水浴加热1h，再向其中加入10ml8.8mol/l的双氧水，于85℃水浴中1h，蒸发至近干后取出冷却至室温。然后再加入50ml1mol/l经硝酸酸化后ph值为2的醋酸铵，室温下振荡16h，其它步骤同前。
④残渣态提取
将上一级残渣移入100ml烧杯中，放入烘箱烘干后称取0.2g污泥于聚四氟乙烯密封微波消解罐中，加入2ml盐酸、8ml氢氟酸和10ml硝酸，静置20分钟后拧紧外盖并放入微波消解仪的转盘上。在120℃下消解5min，180℃下消解30min，120℃消解5min，消解结束后，取出并冷却30min。然后在通风柜中赶酸20分钟，用体积分数2％的硝酸洗涤消解罐3次，将消解液和洗涤液合并于100ml离心管，在4000r/min离心机中离心30min后再用定量滤纸过滤残渣，滤液移至50ml离心管，用2％硝酸溶液定容至45ml。
(7)提取结束后，用原子吸收分光光度法测量重金属zn、ni、cu、cr、cd各个形态的含量，用原子荧光分光光度法测量hg、as、pb各个形态的含量。总量等于各个形态含量之和，酸可交换态含量与总量的比值即为重金属的生物有效性。
实施例2
在实施例1的基础上，控制夹层水温为20℃，鼓风通气，除发酵前(第0天)取样外，分别在发酵中(第12天、第24天)和发酵后(第30天)取泥样冷冻干燥，磨细过筛后，用bcr法测定重金属的形态，计算出有效态质量分数，即生物有效性。实验结果列于表1。
表120℃发酵过程中各重金属的生物有效性
由实验数据可知：在控制发酵罐外层夹层循环水温度为20℃时，随着发酵天数的增加，添加食苯芽孢杆菌组中，锌、镍、铜、镉的生物有效性均先升后降，但发酵后它们的生物有效性均低于不添加外源菌剂的对照组。铬、砷、铅的生物有效性呈下降趋势，且发酵后低于对照组。发酵前后重金属汞的有效性为0。可见，食苯芽孢杆菌能普遍降低重金属的生物有效性。
实施例3
在实施例1的基础上，控制夹层水温为30℃，鼓风通气，除发酵前(第0天)取样外，分别在发酵中(第12天、第24天)和发酵后(第30天)取泥样冷冻干燥，磨细过筛后，用bcr法测定重金属的形态，计算出有效态质量分数，即生物有效性。实验结果列于表2。
表230℃发酵过程中各重金属的生物有效性
由实验数据可知：在控制发酵罐外层夹层循环水温度为30℃时，添加食苯芽孢杆菌组中，除重金属镉的生物有效性高于不添加外源菌剂的对照组外，其余重金属的生物有效性变化趋势虽不一致，但发酵后它们的生物有效性均低于不添加外源菌剂的对照组。可见，食苯芽孢杆菌能普遍降低重金属的生物有效性。