矿化垃圾对剩余污泥厌氧水解、酸化的影响

邓永超,赵建伟,李小明*,杨 麒,徐秋翔,刘 军,王利群,易开心



矿化垃圾对剩余污泥厌氧水解、酸化的影响

邓永超1,2,赵建伟1,2,李小明1,2*,杨 麒1,2,徐秋翔1,2,刘 军1,2,王利群1,2,易开心1,2

(1.湖南大学环境科学与工程学院,湖南 长沙 410082；2.湖南大学环境生物与控制教育部重点实验室,湖南 长沙 410082)

通过向剩余污泥发酵系统中加入不同剂量的矿化垃圾的方法,探究了矿化垃圾对剩余污泥厌氧水解、酸化过程的影响.结果表明,添加1/3g/g TSS(总悬浮固体)剂量以内的矿化垃圾能显著提高WAS的水解、酸化过程,且矿化垃圾的最佳投加量为1/3g/g TSS,在此条件下,试验组SCOD/TCOD以及最大产酸量(183.45mg COD/g VSS,发酵时间为6d)均高于空白组(79.45mg COD/g VSS,发酵时间为10d).机理研究表明,矿化垃圾能够促进污泥的溶解、蛋白质和多糖的水解以及氨基酸和葡萄糖的酸化.在投加矿化垃圾的反应体系中与水解、酸化有关酶的活性也均高于空白试验组,进一步证实了矿化垃圾能够强化污泥厌氧发酵的水解酸化反应.

剩余污泥；矿化垃圾；水解；酸化；短链挥发性脂肪酸

应用剩余污泥厌氧发酵得到学者的广泛关注,一方面能得到有价值的副产物(短链挥发性脂肪酸,氢气等),另一方面能够实现污泥的减量化与资源化[1-2].污泥厌氧发酵过程通常包含了水解、酸化和甲烷化3个连续反应,水解是污泥厌氧发酵的限速步骤,直接影响了厌氧发酵后续阶段反应中目标产物的获取,如:短链脂肪酸的积累或氢气、甲烷的富集.

为了提高污泥厌氧发酵水解的速率,机械、化学药剂、生物等预处理方法被应用于污泥发酵系统.姜苏等[4]研究显示,添加表面活性剂SDBS能促进剩余污泥水解酸化;赵建伟等[2]研究发现游离亚硝酸(FNA)联合碱性发酵(即pH=10)可有效促进剩余污泥溶解从而提高剩余污泥的产酸量及其产酸效率;外加酶[5-6]等也被研究报道可以促进剩余污泥的水解酸化.然而上述预处理方式需要大量的能量输入或者化学试剂消耗[7],所以亟待研发一种高效且能量消耗低的促进方式.

矿化垃圾是指填埋场达到稳定化状态时的填埋垃圾,矿化垃圾含有大量的降解性微生物(尤其是厌氧微生物菌群),同时还含有丰富的酶类,如能促进有机质水解的脲酶[8].应用矿化垃圾中富含的微生物及酶实现了生活污水、垃圾渗滤液等废水的良好处理[10].曹先艳等[11]利用矿化垃圾与剩余污泥联合作用有效提高了餐厨垃圾发酵产氢的速率与产量.Li等[12]通过投加10g矿化垃圾、20g餐厨垃圾与4.9g剩余污泥的发酵体系中实现了最大产氢浓度达到26.6%,相比空白组的6.37%氢气浓度提高了近3倍.上述研究发现利用矿化垃圾能够明显提高厌氧发酵体系微生物的活性,促进厌氧体系发酵产氢.矿化垃圾含有的益微生物群与剩余污泥中微生物的协同作用、矿化垃圾自身所含腐殖质对厌氧发酵的积极作用等是有效促进餐厨垃圾发酵产氢主要原因.鉴于矿化垃圾特有的属性,利用矿化垃圾处理剩余污泥提高厌氧水解和酸化速率的研究至今尚未见有报道.

本文研究了矿化垃圾对剩余污泥厌氧水解、酸化的影响.首先探究了不同矿化垃圾的投加量对污泥水解、酸化速率的影响.再者,探究了矿化垃圾作用下剩余污泥厌氧水解酸化的机理,旨在为提高剩余污泥厌氧发酵的速率以及后续阶段产物量提供一种低耗高效的方法与一定理论依据,同时为矿化垃圾的开采利用实现“以废治废”提供新思路.

1 材料与方法

1.1 实验材料

实验所用剩余污泥取自长沙市第二污水处理厂回流污泥泵房,取回的剩余污泥先过筛,筛除一些大体积的杂物;然后放置于4℃下沉淀24h后,排除上清液待用.沉淀后污泥主要性质如下:pH值6.8±0.1,总化学需氧量(TCOD)(12998± 53)mg/L,可溶解性化学需氧量(SCOD)(174± 13)mg/,总蛋白质浓度(8399±45)mg COD/,总糖浓度(1256±23)mg COD/,总悬浮固体(TSS) (12692±49)mg/L,挥发性固体(VSS)(10045± 45)mg/L.

表1 剩余污泥、矿化垃圾重金属含量(mg/g)Table 1 The concentrations (mg/g, dry weight) of heavy metals in WAS and aged refuse (mg/g)

实验所用矿化垃圾取自山西省太原市某垃圾填埋厂(填埋方式山谷型)填埋年龄为8年以上的矿化垃圾,取回的矿化垃圾先过筛,筛除大体积的木块、塑料、玻璃等无机杂物.然后过2mm的筛,以筛下物做实验投加物.矿化垃圾pH值7.3±0.2,含水率(10.02±0.35)%,有机质质量分数(9.54±0.22)%.总固体(TS)(0.896±0.012)g/g,挥发性固体(VS)(0.098±0.005)g/g,总氮(TN)质量分数(0.78±0.15)%,Mn(锰)(0.5527±0.0005)mg/g.

1.2 实验方法

研究就矿化垃圾投加对剩余污泥厌氧发酵水解酸化阶段的影响方面做相关探索,将矿化垃圾按一定梯度比例投入剩余污泥中,在(20± 0.1)℃下厌氧发酵15d,对矿化垃圾作用下剩余污泥厌氧发酵水解酸化做进一步探索与研究,以期为后续投入污水厂联合垃圾填埋厂的实际应用提供一定的理论及数据支持.

批次实验:首先在7个有效工作容积为2L的厌氧反应器中等量加入剩余污泥,按照矿化垃圾:污泥中总悬浮固体质量为1:4、1:3、1:2、1:1.5、1:1向前5个反应器中投加一定量的矿化垃圾;一个反应器不添加矿化垃圾,该反应器作为空白对照组;最后一个反应器投加12.69g矿化垃圾和1000mL蒸馏水作为排异实验组.再者,为探究与论证矿化垃圾中微生物以及其他因素对剩余污泥厌氧水解酸化的影响,实验将矿化垃圾在160℃高温下灭活2h后按上述批次实验的比例投加量加入1000mL剩余污泥中于另外同样大小的厌氧反应器中.上述厌氧反应器内置搅拌器,反应过程中搅拌器均匀转动,转速为120r/ min.反应初始向各反应器中投加2mol/L HCl或2mol/L NaOH调至相同的pH值10±0.1.再向反应器中通入氮气5min以驱除残余的空气,保证厌氧环境.最后将反应器放置于(20±0.1恒温生化培养箱中厌氧发酵并.

模拟水解实验:采用人工配水,以剩余污泥为接种物.在人工配水与接种污泥构成的泥水混合中蛋白质浓度和碳水化合物浓度与实验污泥中总蛋白质浓度,碳水化合物浓度相同情况下,研究最佳矿化垃圾投加量下,矿化垃圾对污泥厌氧发酵中水解,酸化阶段的影响(考虑矿化垃圾投加量以剩余污泥中TSS为参照指标,模拟水解实验中接种污泥与水的比例改进为3:7)

模拟水解阶段探究:将含有3.94g牛血清蛋白(BSA)与0.83g左旋糖苷(Dextran)的700mL蒸馏水与300mL接种污泥构成人工泥水混合物装进2L的反应器中,然后向该容器中加入最佳的矿化垃圾投加量进行厌氧发酵,按一定发酵时间测定容器中BSA、Dextran的浓度,求得对应降解率大小即可模拟表征该发酵时间下污泥的水解程度.同时按以上步骤设置不加矿化垃圾的空白对照组

模拟酸化阶段探究:方法同水解阶段探究,将上述实验中3.94g牛血清蛋白(BSA)与0.83g左旋糖苷(Dextran)改换为3.94g L-丙氨酸(L- alanine)与0.83g葡萄糖(Glucose),其余步骤方法同上.求得L-丙氨酸与葡萄糖在一定发酵时间的降解率即可模拟表征该发酵时间下污泥的酸化程度.同时按以上步骤设置不加矿化垃圾的空白对照组

矿化垃圾中重金属对剩余污泥厌氧水解酸化的影响实验,配制表1中几类合适浓度重金属盐与锰盐溶液,按上述批次实验投加矿化垃圾中重金属含量加入1000mL剩余污泥与厌氧发酵装置于同等条件发酵15d并按一定时间计划抽取样品测定相关指标.

1.3 分析项目及检测方法

TSS,VSS,SCOD,TCOD按照标准检测方法进行检测[13].蛋白质采用Folin-酚法测定,以牛血清蛋白为标准物[14];多糖采用苯酚-硫酸比色法进行测定,以葡萄糖为标准物[15];SCFA采用Agilent 7890气相色谱仪测定,测定时采用FFAP色谱柱[1];重金属的测定采用国标法(火焰原子分光光度法),有机质采用灼烧重量法,蛋白酶活力采用3.5-二硝基水杨酸比色法测定[16-17].α-葡萄糖苷酶等与SCFA有关酶活性检测详见相关文献[18-19].微生物群落种类及多样性采用(PCR- DGGE)变性梯度凝胶电泳技术.

2 结果与讨论

2.1 矿化垃圾投加量对污泥水解的影响

污泥厌氧发酵首先经过溶解-水解反应,将颗粒状的有机物变成水溶性的物质.图1为矿化垃圾投加量对SCOD/TCOD随发酵时间变化的影响反映水解程度[20-21](误差棒代表3次实验的标准偏差).

如图1所示,在矿化垃圾存在的反应体系中,SCOD/TCOD呈现先急剧升高后逐渐下降的趋势.而空白试验组中SCOD/TCOD呈现逐渐上升后下降的趋势.在矿化垃圾投加量为1/4、1/3、1/1.5g/g TSS时,SCOD/TCOD在发酵第5d到达最大值分别为30.42%、、20.27%,当矿化垃圾投加量为1/2、1/1g/g TSS时,SCOD/TCOD分别在第6d和第4d到达最大值26.46%、.而在空白试验组中,SCOD/TCOD在第10d达到最大值仅为.矿化垃圾单独发酵的排异实验组SCOD/TCOD值很低且变化不大,因此可以排除矿化垃圾水解提供发酵体系溶解性蛋白质,糖浓度增加的可能.

此外,如图1所示,当矿化垃圾的投加量在0g/g TSS到1/3g/g TSS时,水解程度与投加量呈现正相关,然而当投加量大于1/3g/g TSS时,随着矿化垃圾投加量的增加,水解程度逐渐下降.并当矿化垃圾投加量在1/1g/g TSS时,污泥的水解受到一定的抑制.0g/g TSS到1/3g/g TSS剂量范围矿化垃圾投加促进剩余污泥水解的原因可能是矿化垃圾在填埋期间经过了长期的厌氧消化阶段,形成了种类丰富、数量繁多的厌氧微生物菌群,将矿化垃圾投入剩余污泥中,增加了污泥厌氧发酵体系中厌氧种群的种类和数量,矿化垃圾中的微生物与污泥中本身具有的微生物群体形成协同作用,形成更好的厌氧发酵微生物链,提高污泥中厌氧微生物的活性,从而加快了污泥厌氧发酵过程,提高了污泥中固相有机物的水解速率,从而使SCOD/TCOD值增加.此外,矿化垃圾中还含有种类繁多,数量巨大的各类降解酶和水解酶,如:脲酶,蛋白酶,淀粉酶,纤维素酶等.将矿化垃圾加入剩余污泥中,即相当于向污泥中加入了一定量的降解型和水解型酶类,在酶的催化作用下,污泥中的胞外聚合物和固相有机物中会不断溶出溶解有机质,有机质的主要成分蛋白质及碳水化合物会被水解为相应的小分子物质[22](蛋白质水解生成多肽,氨基酸等,氨基酸又经过脱氨作用水解成低分子的有机酸,氨及二氧化碳[23];碳水化合物则水解为多糖及单糖),也会使污泥中SCOD/ TCOD值增加.图中1/1g/g TSS高剂量矿化垃圾表现出明显抑制水解使SCOD/TCOD值减小可能是矿化垃圾中重金属及毒性物质积累到一定浓度对厌氧体系中的微生物产生了毒害作用.

综上所述,矿化垃圾在一定的投加范围内对污泥的厌氧水解具有一定的促进作用,且矿化垃圾的最佳投加量为1/3g/g TSS.

污泥外部包裹着大量的胞外聚合物(EPS), EPS的主要成分为蛋白质及多糖[18].EPS的存在严重限制了胞内物质的释放及利用.矿化垃圾中富含的厌氧微生物群落及酶能够分解污泥外包裹的EPS,使得颗粒状的物质转变为溶解性物质以便后续反应的利用.在矿化垃圾投加量为1/3g/g TSS时,溶解性的蛋白质及多糖的量在相同的发酵时间均高于其他组,这也说明矿化垃圾能够促进污泥的水解,且矿化垃圾的最佳投加量为1/3g/g TSS.

2.2 矿化垃圾的投加对污泥酸化,产酸的影响

矿化垃圾投加量与发酵时间对剩余污泥产生的总SCFAs浓度的影响如图4所示,不同矿化垃圾投加量1/4,1/3,1/2,1/1.5,1/1g/g TSS下,剩余污泥产生的SCFAs的最大浓度依次分别为158.43, 183.45,147.57,111.77,且最大浓度分别出现在第7d,第6d,或第5d,空白组则是在第10d达到最大SCFAs浓度79.45mg COD/g VSS.由此可见,相比空白组, 1/4g/g TSS至1/1.5g/g TSS范围剂量的矿化垃圾的投加显著的提高了剩余污泥SCFAs产量,且有效的缩短了最佳产酸时间.

矿化垃圾投加量由1/4g/g TSS增加至1/3g/g TSS,SCFAs增加量与矿化垃圾的投加量呈正相关,且最佳产酸时间也逐渐减少.其中在矿化垃圾为1/3g/g TSS时,反应体系中产酸量最大,且最佳反应时间为第6d;矿化垃圾投加量从1/3g/g TSS增加到1/1g/g TSS时,SCFAs增加量随矿化垃圾的增加而减小.因此,合适范围剂量的矿化垃圾可以促进污泥水解酸化,加快水解产物的酸化过程,提高污泥发酵的最大产酸量.发生这一现象的主要可能原因是:适量矿化垃圾的投加提高了污泥厌氧体系的微生物种类和数量,提高了污泥厌氧体系的微生物活性与相应水解酶、酸化产酸酶的相对酶活,使污泥的水解,酸化反应速度加快从而使污泥水解酸化效率提高;另外矿化垃圾中种类丰富、数量繁多的腐殖酸也是提高和加快污泥酸化产酸的原因,Liu等[24]在此方面有相关研究.比较实验组数据可以看出最优矿化垃圾投加量为1/3g/g TSS,污泥在该浓度下产酸量最大且酸化时间较短.矿化垃圾投加过多(如实验组1/1g/g TSS)出现酸化抑制可能是由于其中的重金属及其毒性物质对厌氧微生物体系协同作用的破坏导致.单独矿化垃圾厌氧发酵的实验组总SCFAs浓度较低且变化较小,即可忽略矿化垃圾添加对实验组SCFAs产生的影响.

总SCFAs主要由乙酸、丙酸、异丁酸、丁酸、异戊酸、戊酸六种短链挥发性性脂肪酸组成.SCFA的组分对于其后期利用至关重要[25], 研究表明乙酸有利于生物脱氮,丙酸更有利于生物除磷[26-27].

如图5所示,各反应器中乙酸与丙酸的所占的比例最大,其次为丁酸和异丁酸所占比例较大.随着矿化垃圾投加量的增加,乙酸、丙酸、丁酸以及异丁酸所占总酸的比例有所增加,其中丁酸及异丁酸增加较为明显,丁酸+异丁酸占总酸的比例从空白组的17.23%,随着矿化垃圾投加量的增加依次提高到26.79%、31.37%、30.24%、28.33%、32.06%.相对长链的戊酸,异戊酸所占总SCFA百分比逐渐减小.其中,投加量为1/1.5g/g TSS的实验组达到最大SCFAs浓度时,戊酸所占百分比为0,投加量为1/1g/g TSS的实验组SCFAs浓度达到最大时,戊酸、异戊酸所占百分比为0;实验组中丁酸、异丁酸所占百分比随矿化垃圾投加量的增加而增大;这可以说明矿化垃圾的投加可以有效促进污泥酸化过程中较短链脂肪酸,尤其是丁酸、异丁酸的形成,减少短链脂肪酸中相对长链的脂肪酸(戊酸,异戊酸)生成.

2.3 矿化垃圾强化剩余污泥水解、酸化的机理研究

表2 矿化垃圾对模拟物质的降解率的影响Table 2 Effect of aged refuse on the degradation rate of model compounds

从表2可以看出,最佳矿化垃圾1/3g/g TSS投加量下,模拟水解实验中的BSA、Dextran降解率从发酵第1d的15.87%、27.34%增加到产酸量最大的第6d的54.45%、65.16%,均明显高于空白组BSAn降解率在发酵第1d的7.23%、8.45%增加到第6d的18.84%、26.44%.同时,模拟水解实验中最佳矿化垃圾1/3g/g TSS投加量下-alanine、Glucose降解率从发酵第1d到最大产酸量第6d同样均高于空白组中L-alanine、Glucose降解率,且直至产酸量最大的第6d,空白组与实验组间降解率的差距有所增加.上述模拟实验结果与图1的分析完全吻合,主要原因可能是矿化垃圾的投加增加了污泥厌氧发酵体系中厌氧种群的种类与数量,提高了污泥厌氧体系的微生物活性,从而增加了体系中相应水解酶与酸化酶浓度与酶活,有效促进了污泥的水解、酸化.

蛋白酶、α-葡萄苷酶是污泥水解蛋白质和多糖的关键酶类[17],磷酸转乙酰酶(PTA)、磷酸转丁酸酶(PTB) 是污泥发酵过程中与SCFA的产生有密切关系的相关酶[19].酶的活性能够直接反应污泥的水解酸化程度.图6所示为最佳矿化垃圾投加量与空白对照组在溶解性碳水化合物浓度最大时的α-葡萄糖苷酶、溶解性蛋白质浓度最大时的蛋白酶、以及最大产酸量时的PTA、PTB酶相对酶活比较(表3为实测酶活).由图6可知,1/3g/g TSS矿化投加量的实验组在SCFA浓度最大时的蛋白酶相对酶活为242%,α-葡萄苷酶相对酶活为189%,两者的相对活性均高于空白对照组.由此可直观的表明,矿化垃圾的投加能够促进有机物的溶出,强化污泥的水解反应.与此同时,矿化垃圾投加实验组,PTA及PTB的活性也均高于空白组,这也说明矿化垃圾的投加能够提高污泥的酸化过程,这一实验结果与表2的模拟反应能够很好的吻合,论证了表2模拟实验分析.酶活是表征微生物活性的指标之一,上述结果进一步论证了一定剂量(1/3g/g TSS)矿化垃圾的投加可增加污泥厌氧体系中的相应微生物种类与活性,促进污泥水解、酸化.矿化垃圾能够促进污泥的溶解,进而释放污泥中固有的水解、酸化酶.水解、酸化酶活性剂数量的增加能够显著提高污泥厌氧水解和酸化过程.

表3 与SCFA产生有关酶的活性Table 3 Specifics activities of key enzymes involved in SCFAs production

利用PCR-DGGE分子生物技术对原污泥、投加1/3g/g TSS矿化垃圾的污泥以及单独矿化垃圾发酵过程中微生物种类及多样性分析,将不同的序列间的相似性高于97%定义为一个OTU(operational taxonomic units),每个OTU对应一个不同的16S rRNA,即是每个OTU对应一个不同的微生物种类,通过OTU分析,得到不同厌氧发酵体系中微生物种类及多样性.图7为上述3个厌氧发酵体系中微生物分类到门类的OTU数量比例,纵坐标代表门类OTU所占比例.由图7可知,投加1/3g/g TSS矿化垃圾的剩余污泥厌氧系统中、Bacteriodetes、Fimicutes、Acidobateria门类的OTU百分含量均高于空白组污泥发酵系统.有文献研究报道 Proteobacteria、Bacteriodetes、Fimicutes、Acidobateria等菌群数量的增加有助于厌氧过程中水解和酸化反应的进行[28-29].这一实验结果跟有关水解,酸化酶活增强的现象很好的吻合,上述实验结果很好的阐明了矿化垃圾的投加能够强化WAS厌氧水解和酸化过程.

由图8可知,灭活的矿化垃圾在1/3g/g TSS投加量下,污泥中SCOD、SCFAs值略高于空白实验组但相差不大.当灭活矿化垃圾投加量增加至1/1时污泥中SCOD、SCFAs值相对空白实验组减少较为明显,且差值变大.由此看出当剩余污泥中添加无厌氧菌群及相应酶活的矿化垃圾时不能促进剩余污泥的水解酸化,相反在一定程度上抑制了其厌氧发酵过程.这也说明矿化垃圾中的厌氧微生物群落及相关酶类是促进剩余污泥水解酸化的主要原因.此外,矿化垃圾中的铅、镍、镉、铜较相同质量TSS的剩余污泥中的含量高,其中每克矿化垃圾中所含的镍含量、铅含量分别约是是每克剩余污泥的11倍、3倍;因此随着矿化垃圾的投加,污泥发酵系统的重金属含量增加,尤其是铅、镍、镉、锰等的含量增加,重金属的总量随之增加,这可能会影响污泥中微生物的活性对其厌氧发酵产生一定的抑制作用.从图8可以看出,当投加重金属种类及含量与1/3g/g TSS矿化垃圾中所含重金属种类与含量相同时,污泥中SCOD、SCFAs与空白实验组基本相同,相差较小.但当投加重金属量增加至与矿化垃圾中重金属量相同时,污泥中SCOD、SCFAs量明显低于空白组.这与1/3g/g TSS、1/1g/g TSS灭活矿化垃圾投加量下污泥中SCOD、SCFAs变化趋势相同.由上述分析及表1可知,重金属增加到一定剂量时会对污泥的水解酸化有一定抑制作用.高剂量矿化垃圾抑制剩余污泥水解酸化与矿化垃圾中的重金属及其他有毒物质过量累积有关.

综合上述分析,矿化垃圾的投加在一定程度上增加了污泥厌氧系统中厌氧微生物菌群种类与数量,提高了厌氧体系中微生物的活性,增加了厌氧系统中各类水解酶、酸化产酸等其他酶类的酶活,加上矿化垃圾中厌氧微生物与污泥厌氧系统中的厌氧菌群的协同作用共同促进了污泥厌氧发酵的水解与酸化.另矿化垃圾中含有种类繁多的腐殖酸,可能对污泥水解酸化也有一定的积极作用.高于或等于1/1g/g TSS矿化垃圾的投加对污泥水解酸化的抑制可能是由于矿化垃圾中重金属或有毒物质的累积毒害与抑制作用.

3 结论

3.1 适量矿化垃圾的投加能够显著提高污泥厌氧发酵的水解,酸化反应,且矿化垃圾的最佳投加量为1/3g/g TSS.

3.2 当矿化垃圾投加量为1/3g/g TSS时,SCFA的最大产量为183.45mgCOD/g VSS,最大产酸时间较空白组提前4d.

3.3 较高剂量矿化垃圾的投加(如1/1g/g TSS)能够抑制污泥的水解酸化过程,这与矿化垃圾中有毒物质及重金属的过量积累有关.

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* 责任作者, 教授, xmli@hnu.edu.cn

Effect of aged refuse on hydrolysis-acidification of waste activated sludge anaerobic fermentation

DENG Yong-chao1,2, ZHAO Jian-wei1,2, LI Xiao-ming1,2*, YANG Qi1,2, XU Qiu-xiang1,2, LIU Jun1,2, WANG Li-qun1,2, YI Kai-xin1,2

(1.College of Environmental Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, China；2.Key Laboratory of Environmental Biology and Pollution Control, Ministry of Education, Hunan University, Changsha 410082, China)., 2016,36(5)：1491~1499

This paper investigated the effects of aged refuse on the hydrolysis and acidification processes of waste activated sludge (WAS) anaerobic fermentation by adding different dosages of aged refuse. Experimental results showed that significant improvements of hydrolysis and acidification of WAS anaerobic fermentation were achieved within the dosage of 1/3g/g TSS (total suspended solid) and the optimum dosage of aged refuse was 1/3g/g TSS. The ratio of SCOD/TCOD and the short chain fatty acids (SCFAs) production (183.45mg COD/g VSS, 6d) in the presence of aged refuse were largely higher than those in the blank (79.45mg COD/g VSS, 10d). Mechanism study showed that the appropriate inoculation quantity of aged refuse could enhance sludge solubilization, hydrolysis of protein and polysaccharide, acidification of glucose and amino acid. In addition, the key enzymes relevant to hydrolysis and acidification in the presence of aged refuse were much higher than those in blank, which further confirmed that aged refuse could improve hydrolysis and acidification of WAS anaerobic fermentation.

waste activated sludge；aged refuse；hydrolysis；acidification；short chain fatty acid

X705

A

1000-6923(2016)05-1491-09

邓永超(1992-),女,贵州遵义人,湖南大学硕士研究生,研究方向为剩余污泥发酵、废水处理方向.发表论文1篇.

2015-10-25

国家自然科学基金(51378188,51478170)