不同发酵方式对污泥厌氧发酵性能的影响及其发酵液利用

金宝丹,王淑莹,邢立群,彭永臻



不同发酵方式对污泥厌氧发酵性能的影响及其发酵液利用

金宝丹,王淑莹*,邢立群,彭永臻

(北京工业大学,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京 100124)

为了研究不同发酵方式对剩余污泥厌氧发酵性能影响及微生物对其发酵液的利用情况,将剩余污泥分别在Ca(OH)2(pH=10±0.2),Ca(OH)2+NaCl(pH=10±0.2),游离亚硝酸盐(FNA) (pH=5.5±0.2),单过硫酸氢钾复合盐(PMS),十二烷基苯磺酸钠(SDBS)及自然条件下进行发酵,发酵后期将发酵液用于生物脱氮研究,分别对发酵系统内的剩余污泥溶液化(SCOD)、溶解性蛋白质、溶解性多糖、可挥发性短链脂肪酸(SCFAs)和关键酶(水解酶和辅酶420)、NO3--N等指标进行分析.结果表明,6个发酵系统中,剩余污泥的水解酸化性能及发酵液利用具有显著的差别,其中Ca(OH)2+NaCl 发酵系统中SCOD、SCFAs、水解酶、污泥减量效果等最佳,Ca(OH)2发酵系统次之,自然条件发酵系统最弱.同时发现,FNA发酵系统中蛋白质和多糖含量较高,但是由于水解酶活性较低,F420活性最高,导致较低的SCFAs积累量.发酵液作为碳源进行生物脱氮试验研究表明,以Ca(OH)2及Ca(OH)2+NaCl发酵系统中的发酵液作为碳源具有良好的脱氮效果,与乙酸钠做为碳源效果相似,同时出现NO2--N积累现象,但是FNA, PMS, SDBS发酵系统的发酵液由于存在大量的消毒剂等化学物质导致生物利用性较差.

剩余污泥；厌氧发酵；水解酸化；发酵液；碳源；生物脱氮

剩余污泥中含有大量的蛋白质和多糖等有机物质,厌氧发酵不仅能将污泥中的有机物质释放到发酵系统中,同时能够将其进一步转化成生物处理过程的优质碳源,如可挥发性短链脂肪酸(SCFAs)[1-2].剩余污泥厌氧发酵可分为水解、酸化和产甲烷3个阶段,其中水解是剩余污泥发酵的限制性步骤[3-4],同时产甲烷菌消耗酸化产物生成CH4,因此,如何提高污泥水解和抑制产甲烷菌活性是提高污泥发酵性能和污泥发酵产酸的关键.研究发现,通过物理、化学、加热或者生物处理等方法能够有效的促进污泥水解和降低产甲烷菌活性[5-8],

碱性发酵已经被公认为污泥厌氧发酵产酸及污泥减量的有效方法[9-10].游离亚硝酸钠(FNA)和十二烷基苯磺酸钠(SDBS)作为工业活动副产物,由于其对微生物特有的杀毒抑制作用被学者用于污泥厌氧发酵研究[11-12].NaCl作为生活和工业的常用药剂,对微生物具有显著的影响,目前大多数学者关于NaCl对污水处理过程中脱氮除磷的影响进行大量的研究[13-15],同时NaCl也应用于污泥厌氧发酵产甲烷或者产氢研究[16-17],然而关于盐度对污泥厌氧发酵产酸研究较少[18].单过硫酸氢钾复合盐又称过一硫酸氢钾复合盐(PMS)被消毒液业誉为“水王子”,其化学式为2KHSO5·KHSO4·K2SO4,主要有效成分为KHSO5. PMS作为水处理消毒剂具有很强的氧化能力,可以杀灭水中微生物, 去除污水中的有机物,代谢产物仅使水中的K+、SO42-有少许增加,不会对人类和环境带来影响[19-20].然而,研究者仅对PMS在生活用水消毒领域进行大量的研究及应用,但是PMS对污泥厌氧发酵的影响鲜有报道.而且关于不同发酵方式下发酵液利用的情况也鲜有报道,因此本研究针对pH值、盐度、FNA、PMS、SDBS对剩余污泥厌氧发酵性能的特有影响,结合前期学者研究,直接采用其最佳发酵条件进行厌氧发酵,研究不同发酵方式对污泥厌氧发酵性能的影响,同时以发酵液为碳源进行生物脱氮研究,探讨不同发酵系统中发酵液的可利用性.

1 材料与方法

1.1 污泥来源及实验装置

本试验使用的污泥来自SBR工艺中试剩余污泥(总体积:8.8m3,有效体积:6.2m3),该污泥在使用前用自来水清洗3次,并浓缩控制污泥浓度,试验污泥性质如表1所示.

表1 试验污泥性质 Table 1 Sludge properties of test

试验反应器材料为有机玻璃,总体积为2.5L,有效容积为2.0L,内设置转子及pH值探头,采用磁力搅拌器进行匀速搅拌,转速为750r/min,反应温度为(30±2)℃.该装置采用密封圈密封,以阻止外界空气进入,保证厌氧环境,同时在装置顶部设置取样.

1.2 试验方法

1.2.1 剩余污泥厌氧发酵试验 从SBR工艺中试取得剩余污泥并且进行清洗浓缩,清洗后污泥及水溶液性质如表1,分别取2L浓缩后剩余污泥投加至1号、2号、3号、4号、5号、6号反应器,分别向1~5号反应投加Ca(OH)2(pH=10±0.2)、Ca(OH)2+NaCl(1.5mg NaCl/mgSS, pH=10±0.2)、单过硫酸氢钾(2KHSO5·KHSO4·K2SO4,PMS, 0.04mg/mgSS)、NaNO2(2.04mgFNA/L, pH=5.5±0.2)、SDBS (0.2mg/mgSS),6号反应器为自然发酵即未投加任何药剂及调节pH值.其中NaCl[18]及PMS投加量根据前期试验总结,FNA和SDBS投加量根据前者研究所得[11-21].控制搅拌速度为750r/min,在室温条件即(30±2)℃下进行发酵试验,每2d取样一次.发酵试验所用的化学药剂均为分析纯.

1.2.2 发酵液作为碳源生物脱氮试验 取SBR工艺全程脱氮除磷剩余污泥,取出后并清洗,控制污泥浓度(3000±245)mg/L,投加至1~6号1.5L反应器中.同时从相应的发酵系统中取发酵混合物,离心取上清液,投加至1号~5号实验组中,控制实验组中COD为300mg/L左右,6号实验组作为空白对照,即仅投加乙酸钠作为碳源.同时向1~6号反应器中投加NaNO3,控制NO3--N浓度为30mgN/L,开启磁力搅拌器350r/min,1min后取原样,然后每隔20min取样.样品过滤后进行分析.

1.3 分析方法

化学需氧量(COD),悬浮污泥浓度(MLSS)及可挥发性污泥浓度(MLVSS)、NH4+-N、PO43--P、NO3--N及NO2--N等根据国标方法测定[22].可挥发性短链脂肪酸(SCFAs)采用Agilent 6890DB- MAXETR气相色谱仪测定[10].多糖采用硫酸-蒽酮分光光光度法测定[23],蛋白质采用Lowry-folin试剂分光光度法测定[24].蛋白酶采用偶氮酪蛋白分光光度计方法测定,α-葡萄糖苷酶采用对硝基-a-d-吡喃葡萄糖苷分光光度计法测定[25-26].辅酶420采用异丙醇提取法测定[27].DNA由NanoDrop1000风光光度计测定.pH值采用oxi/340i WTW测定.毛细吸水时间(CST)由毛细吸水测定仪(304M型,Triton Electronics)测定.DNA采用Nano Drop 1000 spectrophotometer测定.

污泥的溶液化(SCOD)和污泥的分解(DDCOD)计算方程式如下[28-29].

SCOD = (CODs− CODs0)/CODp0× 100% (1)

DDCOD = (CODs− CODs0)/(CODNaOH−

CODs0)×100% (2)

式中:CODs为溶解性COD; CODs0为原始溶液中溶解性COD; CODp0为污泥原始颗粒COD; CODNaOH为试验温度下,1mol/L NaOH处理剩余污泥24h后产生的COD.

2 结果与讨论

2.1 不同发酵方式对污泥厌氧发酵水解的影响

2.1.1 对污泥溶液化的影响 污泥溶液化(SCOD)和污泥分解(DDCOD)是污泥破碎并释放可溶性有机物质的过程,并伴随部分脱氧核糖核酸(DNA)释放,同时发酵系统pH值显著影响污泥的溶液化,因此, SCOD及DDCOD能够从宏观上表征剩余污泥厌氧发酵效果,同时发酵过程中释放的DNA在一定程度上可以表征细胞的溶解程度.

由图1(a)及图1(b)可知,不同的发酵方式对污泥有机物质溶出(COD)、污泥溶液化(SCOD)及污泥分解(DDCOD)具有显著的差别,其中COD、SCOD、DDCD均为Ca(OH)+NaCl> Ca(OH)>PMS>SDBS³FNA>自然发酵.最大值为5599.23mg/L、56.98%、71.07% (Ca(OH)2+NaCl),最小值为526.5mg/L、3.78%、4.72% (自然发酵).可见,碱性条件、NaCl、FNA、PMS以及SDBS均能有效的促进污泥中有机物质的溶出,而且含盐碱性发酵性能最佳.作者在前期研究也发现,含盐碱性发酵能有效强化污泥碱性发酵系统中污泥溶解[30].6个发酵系统中pH值存在显著差异,pH值分别在4~10之间,Ca(OH)2及Ca(OH)2+ NaCl发酵系统中pH值控制在pH=10±0.2,高pH条件不仅能够破坏微生物的细胞壁及细胞膜,导致细胞裂解,使胞外聚合物(EPS)中蛋白质和多糖有效溶解并释放至系统中.同时NaCl的存在使微生物细胞内外渗透压失衡,进一步强化了污泥的融胞作用[31-32].

PMS发酵系统属于中性发酵系统,但是PMS溶解于水后能够产生大量高能量、高活性的小分子自由基、活性氧等过氧化氢衍生物,破坏微生物细胞膜的通透性屏障,使细胞内容物流失,并且可与核酸中金属离子如钙、铁等结合产生自由基,作用于核酸的磷酸二酯键而导致其断裂,杀灭微生物[20],同时对RNA有类似的破坏作用[33],从而导致剩余污泥有效溶解.作者在前期研究[34]也发现PMS能有效促进污泥溶解,当PMS为0.04mg/mgSS时COD、SCOD和DDCOD分别为2774.44mg/L、29.75%、37.0%,略低于本次研究,这个可能与反应温度有关.

FNA发酵系统属于弱酸性(pH=5.5±0.2)发酵系统,在FNA形成过程中存在大量的衍生物,如NO,NO2及N2O3,而且NO2和N2O3能够破坏,阻碍细菌DNA的合成,导致细胞裂解死亡[35-36],所以6个发酵系统中,FNA发酵系统DNA含量最大. SDBS作为一种阴离子表面活性剂能够溶解吸附在污泥表面的可溶性蛋白质和多糖,促进蛋白质和多糖释放[37-38].综上诉述,碱性发酵系统中OH-、Na+及Cl-作用于污泥表面,使污泥有效裂解,细胞质溶出.虽然PMS也有类似功能但是其作用力小于OH-,FNA仅作用于细胞内部DNA及蛋白质合成,使细胞直接死亡,细胞质溶出略少. SDBS仅溶出污泥表面吸附的可溶性蛋白质和多糖物质.因此,与其他发酵系统相比,含盐碱性发酵系统污泥溶液化、污泥分解性能最佳.同时从图1(b)也可发现,DNA与COD、SCOD及DDCOD趋势有明显的不同,其含量为157.80,121.19,213.23,62.13,122.89,6.72mg/L,可见FNA剩余污泥厌氧发酵系统中DNA含量最大,自然发酵系统中DNA含量最低.

2.1.2 对可溶性蛋白质和多糖的影响 研究发现,剩余污泥中含有大量的胞外聚合物(EPS),而蛋白质和多糖是EPS的主要组成部分[39-40],总量约占EPS的80%左右[41].水解酶将蛋白质和多糖分解成氨基酸和单糖等物质,酸化菌则利用氨基酸和单糖等物质生成SCFAs,因此溶解性蛋白质和多糖是污泥发酵产酸的关键物质[42-43].

由图2可知,不同发酵系统中可溶性蛋白质和多糖具有显著的差别,实验至第8d后,各发酵系统中可溶性蛋白质平均值分别为702.93, 624.86, 477.297,268.30,259.75,169.63mg/L,多糖平均值183.89,160.01,209.31,66.95,122.80,53.17mg/L,释放的蛋白质是自然发酵系统的4.14、3.68、2.81、1.58及1.53倍,释放的多糖是自然发酵系统的3.46、3.01、3.94、1.25及2.30倍.可见碱剂、盐、表面活性剂、消毒剂等能够有效的促进污泥厌氧发酵过程中可溶性蛋白质和多糖的释放.碱性、含盐碱性和FNA发酵系统中的蛋白质和多糖溶出量高于其他发酵系统.这是因为碱性条件能够解离EPS,增强EPS中蛋白质和多糖的释放率[44].同时研究发现,可溶性蛋白质和和多糖由产生,细菌为了在含盐环境中生存,在细胞表面合成大量的蛋白质等物质[40]并且随着盐度的增加而增大[45],这些均导致碱性发酵中蛋白质和多糖大量溶出,且含盐碱性发酵系统的溶出量更为显著.实验结果表明,FNA发酵系统中蛋白质和多糖含量较碱性发酵及含盐碱性发酵相似,而且多糖含量高于其他发酵系统,这是因为FNA发酵系统中pH值为5.5呈弱酸性,使系统中蛋白质和多糖含量高于呈中性的SDBS及自然发酵系统.同时由试验结果可知,FNA发酵系统中蛋白质含量却低于Ca(OH)2和Ca(OH)2+NaCl发酵系统,这是因为FNA对发酵系统的中微生物具有强大的杀伤功能,通过与EPS中的脂类、蛋白质、多糖等化学反应,破坏其生物功能,导致细胞死亡[35,46],又因为FNA与PMS相似,不仅具有消毒灭菌功能,同时能够氧化蛋白质中的酪氨酸和色氨酸[47],进而减少系统中的蛋白质物质,所以使发酵系统中多糖含量较其他发酵系统高.

2.2 不同发酵方式对污泥厌氧发酵产酸的影响

2.2.1 对SCFAs产量及关键酶酶活性的影响 SCFAs是污泥厌氧发酵过程中的酸化产物,是酸化菌利用水解产物而生成.不同发酵系统中可溶性蛋白质和多糖含量不同,同时水解酶及辅酶420活性具有显著差别,导致发酵系统中SCFAs产量不同.

由图3可知,与图2中可溶性蛋白质和多糖产量不同,不同发酵条件下,SCFAs积累量为Ca(OH)2+ NaCl(3015.28mg/L)>Ca(OH)2(2376.86mg/L)>PMS (1327.13mg/L)>SDBS(387.92mg/L)>FNA(80.16mg/L)>自然发酵系统(30.36mg/L),可见,碱性发酵、含盐碱性发酵、PMS、FNA及SDBS发酵系统与自然发酵系统相比均能提高污泥发酵产酸量.其中投加NaCl的碱性发酵系统中SCFAs产量最高,这是因为适当的盐度能有促进细胞合成蛋白质和多糖等物质,且碱性条件下解离的OH-能够使微生物的EPS物质荷负电,破坏微生物细胞结构,加速污泥水解速率,为酸化菌提供丰富的反应基质,同时含盐及高pH(10)能够有效的抑制产甲烷菌活性,降低产甲烷菌对SCFAs的消耗,所以含盐碱性发酵系统的SCFAs产量最高.同时分析实验结果发现,碱性发酵及含盐碱性发酵系统的水解酶(蛋白酶和α-葡萄糖苷酶)活性均大于其他发酵系统,α-葡萄糖苷酶破坏麦芽糖内的α-1,4糖苷键并释放葡萄糖,蛋白酶则可通过破坏大分子蛋白质的肽链,进而达到水解蛋白质的目的[25],因此,通过蛋白酶和α-葡萄糖苷酶的生物作用将蛋白质和多糖水解成可被酸化菌利用的氨基酸和单糖等小分子物质,所以碱性和含盐碱性发酵系统中SCFAs产量最高.由图3可知,PMS发酵系统中SCFAs产量仅次于碱性发酵,说明适量的PMS能够促进污泥发酵产酸.这是因为PMS发酵系统含有丰富的可溶性蛋白质和多糖,而且系统中pH值为6.8~7.0左右,较适合微生物生长.同时研究发现,PMS能够有效的抑制产甲烷菌活性[48],所以PMS发酵系统中发生大量SCFAs积累现象,作者在前期研究中也有所发现[34].

由图2和图3可知,FNA发酵系统中可溶性蛋白质和多糖含量较高,但是SCFAs产量仍较低,这是因为FNA发酵系统中水解酶活性较低,这与以前学者发现相同[49],同时实验发现,FNA系统中辅酶420活性较高,SCFAs消耗较大,导致FNA发酵系统SCFAs积累量较低,Wu等[50]同样发现,当FNA为2.13mg/L时甲烷产量远大于1.76mg/L,而且污泥水解速率有所降低.Ma等[51]研究不同剂量FNA条件下脱氮系统中SCFAs的产量,SCFAs产量远小于本研究.

实验结果表明,SDBS发酵系统中可溶蛋白质和多糖与PMS发酵系统相近,但是该系统中SCFAs产量明显低于FNA发酵系统,这是因为SDBS对发酵过程中的酶活性具有显著的影响.研究发现,当SDBS投加量从0.05增加至0.2g/g SS时,蛋白酶和碱性磷酸酶活性增加,淀粉酶和酸性磷酸酶活性降低,过量的SDBS明显抑制淀粉酶和酸性磷酸酶活性[37].正如本实验所得,SDBS发酵系统中淀粉酶低于碱性发酵系统及PMS发酵系统,而淀粉酶却高于其他发酵系统,但是SDBS发酵系统中可溶性多糖含量低于蛋白质含量,所以淀粉酶可分解的多糖含量不足,导致SDBS发酵系统中SCFAs产量较低.

在6个发酵实验组中,蛋白酶活性高于α-葡萄糖苷酶活性,这是因为酶与其反应底物同时位于微生物细胞体内,当反应底物从细胞内向细胞外转移时,相关酶也随着向外转移[52],即向外转移底物越多,相关酶活性就越高.由图3a和图3b可知,发酵液中的蛋白质含量显著高于多糖含量,因此导致蛋白酶活性高于α-葡萄糖苷酶活性.同时该现象与Cadoret等[53]研究相同, Cadoret发现在污泥絮体EPS部分含有23%的蛋白酶和5%的α-葡萄糖苷酶,而剩余水解酶则位于球体层内,溶液中蛋白酶活性远高于α-葡萄糖苷酶活性.

2.2.2 对NH4+-N、PO43--P的影响 有机氮和有机磷是胞外聚合物(EPS)的主要物质,在污泥发酵过程中主要以NH4+-N和PO32--P的形式释放,所以NH4+-N和PO32--P能够在一定程度上表征污泥厌氧发酵的效果.

由图4可知,不同化学试剂对剩余污泥发酵系统中NH-N和PO43--P的释放量具有显著差别,与SCFAs产量趋势相似.NH4+-N含量分别为271.00(Ca(OH)2),322.52(Ca(OH)2+NaCl),65.60(FNA),178.18(PMS),237.45(SDBS)及49.61mg/L(自然发酵).同时发现,系统中PO43--P含量与NH4+-N含量具有明显差别,其含量分别为SDBS (128.38)>FNA(100.33)>PMS(45.79)>自然发酵(5.93)>Ca(OH)2(2.27)>Ca(OH)2+NaCl (0.72mg/ L),可见碱性发酵和含盐碱性发酵系统中NH4+-N含量最高.但是PO43--P含量最低.这是因为碱性及含盐碱性发酵系统中具有较高的污泥水解酸化性能,故而酸化副产物NH4+-N较高,但是该发酵系统中Ca2+、OH-、Mg2+、NH4+-N和PO43--P发生化学反应,合成鸟粪石(NH4Mg(H2O)6PO4),进而碱性及含盐碱性发酵系统PO43--P含量较低.同时发现,除了FNA和PMS发酵系统外,其他发酵系统中NH4+-N浓度显著高于PO43--P浓度,与Banister等[54]报道相同,这是因为NH4+-N是由蛋白质和尿素等有机氮物质分解而成,PO43--P 是由磷脂双分子层和多磷酸颗粒分解而成,而且磷脂双分子层和多磷酸颗粒含量显著小于蛋白质和尿素等有机氮物质,所以污泥厌氧发酵过程中NH4+-N浓度显著高于PO43--P浓度.然而在FNA和PMS发酵系统中存在的化学物质能与系统的蛋白质发生反应,使蛋白质不能被充分分解,所以系统中NH4+-N含量较PO43--P低.由于自然发酵系统水解酸化性能较差,所以NH4+-N和PO43--P浓度较其他发酵系统低.

2.3 不同发酵方式对发酵污泥性质的影响

2.3.1 对污泥减量的影响 剩余污泥含有大量的有机物质,在剩余污泥厌氧发酵过程中水解酸化菌通过对有机物质的代谢达到污泥减量的目的,所以剩余污泥减量效果与剩余污泥水解酸化效果直接相关,而且污泥脱水性直接影响发酵液的利用.

由图5(a)可知,与SCFAs变化相同,各发酵系统发酵后剩余污泥浓度及污泥减量率分别为8273、37.39%(Ca(OH)2),8054,39.05%(Ca(OH)2+ NaCl),9993、24.38%(FNA),8523、35.49%(PMS), 11903、9.88%(SDBS)及11831、10.46%(自然发酵),可见剩余污泥厌氧发酵产酸性能越强,发酵后可挥发性污泥浓度越小,污泥减量效果越好.所以在碱性发酵系统和PMS发酵系统,污泥发酵后均能到达较好的污泥减量效果,而且略高于好氧工艺的污泥减量效果(25%~28%)[55-56].SDBS和FNA发酵系统中,虽然污泥水解性能较好,释放较多的蛋白质和多糖,但是由于产酸受到抑制,系统中含有大量的小分子有机物质,所以FNA和SDBS发酵系统污泥减量效果较差.而空白发酵系统中,由于污泥水解酸化性能较弱,所以污泥减量效果较差.

2.3.2 对污泥脱水性的影响 污泥脱水性能是污泥处理重要影响因素,同时也影响发酵液的使用.污泥脱水性常用毛细吸水时间CST表示,CST越短,表示污泥脱水性好;CST越长,表示污泥脱水性越差,不利于污泥处理及发酵液利用.

由图5(b)可知,研究发现,污泥粒径和有机物质含量对污泥脱水性具有重要的影响,而且污泥厌氧发酵过程中污泥粒径均较小,所以发酵系统中可溶性有机物质对污泥脱水性影响更为显著.实验发现,与COD产量相似,投加化学药剂的发酵系统中发酵污泥脱水性明显低于自然发酵系统,这是因为对比发酵实验组中污泥发酵性能较差,系统中可溶性蛋白质和多糖较少,同时SCFAs产量较低,粘性较小,所以脱水性较好.同时发现,FNA及SDBS发酵组中SCFAs产量明显低于碱性发酵及PMS发酵系统,但是由于该2组发酵系统中蛋白质和多糖较高,所以CST与含盐碱性发酵系统相似,同时纯碱碱性发酵系统中形成鸟粪石沉淀,改善了污泥脱水性,使CST较低,易于实现泥液分离.

2.4 发酵液作为碳源用于生物脱氮研究

剩余污泥厌氧发酵过程中,发酵液中含有大量的有机物,如COD、可溶性蛋白质、可溶性多糖、SCFAs(乙酸、丙酸、异丁酸、正丁酸、异戊酸及正戊酸)、脂类以及其他有机物.然而微生物对其利用情况是不同的,微生物更加倾向利用SCFAs中的乙酸、丙酸和丁酸等短链酸,但是当碳源短缺时可溶性蛋白质和多糖也可作为碳源被微生物利用.

分析图6可知,生物脱氮试验中COD约为250~450mg/L, SCFAs约为40~120mgCOD/L,其他有机物约为70~400mg/L.由图6(a)~6(c)发现, COD、SCFAs及其他有机物在脱氮过程中消耗量具有显著差别,其中乙酸钠试验组中COD、SCFAs及其他有机物消耗量最多,分别为352.28mg/L,308.38mgCOD/L及43.90mg/L,其次是FNA发酵液实验组(207.99mg/L, 27.78mgCOD/L, 180.21mg/L),纯碱碱性发酵、含盐碱性发酵及PMS、SDBS实验组COD、SCFAs及其他有机物均有所不同程度下降,说明微生物对于发酵液均有一定的利用能力.然而由图6(d)~图6(h)发现,在脱氮过程中脱氮效果具有显著的差别.由图6(e)可知,反应末期6个脱氮试验组中NO3--N含量分别为0.27,0.33,44.80,15.21, 3.77,0.32mg/L,结果发现乙酸钠实验组、碱性发酵均有良好的脱氮效果, PMS及SDBS发酵脱氮效果较差,同时FNA试验组NO3--N未下降.说明微生物对碱性发酵及含盐碱性发酵液利用效果及脱氮效果与乙酸相似,但是微生物对PMS及SDBS发酵液利用效果较差,而对于FNA发酵液微生物基本不能被利用.因为碱性发酵液中含有大量的SCFAs物质,而且少量的OH-、Cl-及Na+对微生物的抑制作用较小,所以碱性发酵液及含盐碱性发酵液能够被微生物有效的利用并进行脱氮活动.然而FNA,PMS及SDBS发酵液含有一定量的SCFAs,但是该发酵液中含有大量的消毒剂及表面抑制剂对微生物新陈代谢具有显著的抑制作用,发酵液中的有机物只是单纯的吸附在污泥表面,造成系统中COD大量降低现象,然而微生物并不能将吸附在污泥表面的COD进一步利用而进行脱氮反应,所以FNA,PMS及SDBS实验组中脱氮效果较差.

同时,由图6(h)发现,在脱氮试验初期出现不同程度的NO2-N积累现象,其中乙酸钠实验组NO2--N积累量最大为18.86mg/L,其次为Ca(OH)2及Ca(OH)2+NaCl实验组为22.09, 21.14mg/L,但是PMS及FNA实验组均未发现NO2-N积累现象.可见碱性发酵液实验组对NO2--N具有明显的积累作用,这可能与脱氮试验中pH值有关,有图6(d)可知,碱性发酵液脱氮实验组pH值始终保持在8.45~8.81,而乙酸实验组pH值呈现先上升(8.034~9.215)后降低趋势(9.215~8.995),NO2--N仅在试验前期积累,反应末期NO2--N迅速降低完成脱氮反应.Galss等[57]也发现,当pH值从7.5升至8.5时,反硝化过程出现大量NO2--N积累现象.由图6(e)和6(f)发现,由于发酵液中存在NH4+-N和PO43--P,但是在实验过程中未出现NH-N降低及PO43--P的释放现象,这是因为该污泥为全程污泥,不存在厌氧氨氧化菌,所以NH4+-N未降低.由于聚磷菌对于碳源及反应条件极为苛刻,所以在碱性条件及存在消毒剂或者表面抑制剂的环境下,未出现释磷现象.乙酸钠为微生物最佳利用碳源及该反应环境较好,造成该条件下大量磷酸盐的释放.

3 结论

3.1 碱性发酵、含盐碱性发酵、FNA、PMS及SDBS型污泥发酵均能促进污泥水解,但是由于FNA发酵系统中水解酶活性较低,且辅酶420活性较高,导致FNA发酵系统中虽然蛋白质和多糖含量较高,但是SCFAs积累量较低.碱性 发酵及含盐碱性发酵系统中含有较丰富的蛋白质和多糖物质,且水解酶活性较高,辅酶420活性较低,所以酸化效果较好,SCFAs积累量较高.

3.2 碱性发酵、含盐碱性发酵、FNA、PMS及SDBS发酵系统中均具有较好的污泥减量效果,且含盐碱性发酵系统中污泥减量效果最佳.碱性发酵系统的脱水性均优于其他类型污泥发酵系统.

3.3 碱性发酵及含盐碱性发酵系统中的发酵液能够被反硝化菌用于生物脱氮,同时出现大量的NO2--N积累现象.因除磷菌对碳源及生存环境的严格要求,使发酵液不能被除磷菌利用进行释磷反应.

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* 责任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

The effect of different fermentation methods on the sludge anaerobic fermentation performance and the utilization of fermentation liquor

JIN Bao-dan, WANG Shu-ying*, XING Li-qun, PENG Yong-zhen

(Engineering Research Center of Beijing,Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2016,36(7)：2079~2089

In order to study the effect of different fermentation styles on the waste activated sludge (WAS) anaerobic fermentation performance and the utilization of fermentation liquor by microorganism. The WAS were fermented in the Ca(OH)2(pH=10±0.2),Ca(OH)2+NaCl(pH=10±0.2), FNA(pH=5.5±0.2), PMS, SDBS and naturally fermentation system, and the fermentation liquor was used to de-nitrification of biology. Different indicators were analyzed respectively such as dissolution of organic matters (SCOD), short chain volatile fatty acids (SCFAs), soluble protein, soluble polysaccharide, key enzyme (hydrolase and coenzyme420) and NO3--N. The results showed that the hydrolytic acidification performance and fermented liquid utilization of six fermentation systems had significant difference. The maximal values of SCOD, SCFAs, hydrolase activity and sludge reduction appeared at Ca(OH)2+NaCl fermentation system, and Ca(OH)2fermentation system was followed, but the naturally fermentation system was minimum. Although the protein and polysaccharide was abundant in the FNA fermentation system as same as Ca(OH)2+NaCl fermentation system, but lower hydrolase and higher F420 activity led to the lower SCFAs accumulation. The de-nitrification tests showed that the fermented liquid from Ca(OH)2and Ca(OH)2+NaCl fermentation systems had a remarkable de-nitrification effect and large of NO2--N accumulation which was similar to sodium acetate, but the fermented liquid from FNA, PMS and SDBS fermentation systems could not be well used by microorganism because of large of poisonous substance.

waste activated sludge；anaerobic fermentation；hydrolytic acidification；fermentation liquor；carbon source；biological de-nitrification

X703

A

1000-6923(2016)07-2079-11

金宝丹(1985-),女,吉林长春人,北京工业大学博士研究生,主要从事污水处理及水污染控制研究.发表论文7篇.

2015-12-25

国家自然科学基金(51178007);北京市教委资助项目