不同發酵方式對污泥厭氧發酵性能的影響及其發酵液利用

金寶丹,王淑瑩,邢立群,彭永臻

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不同發酵方式對污泥厭氧發酵性能的影響及其發酵液利用

金寶丹,王淑瑩*,邢立群,彭永臻

(北京工業大學,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京 100124)

為了研究不同發酵方式對剩余污泥厭氧發酵性能影響及微生物對其發酵液的利用情況,將剩余污泥分別在Ca(OH)2(pH=10±0.2),Ca(OH)2+NaCl(pH=10±0.2),游離亞硝酸鹽(FNA) (pH=5.5±0.2),單過硫酸氫鉀復合鹽(PMS),十二烷基苯磺酸鈉(SDBS)及自然條件下進行發酵,發酵后期將發酵液用于生物脫氮研究,分別對發酵系統內的剩余污泥溶液化(SCOD)、溶解性蛋白質、溶解性多糖、可揮發性短鏈脂肪酸(SCFAs)和關鍵酶(水解酶和輔酶420)、NO3--N等指標進行分析.結果表明,6個發酵系統中,剩余污泥的水解酸化性能及發酵液利用具有顯著的差別,其中Ca(OH)2+NaCl 發酵系統中SCOD、SCFAs、水解酶、污泥減量效果等最佳,Ca(OH)2發酵系統次之,自然條件發酵系統最弱.同時發現,FNA發酵系統中蛋白質和多糖含量較高,但是由于水解酶活性較低,F420活性最高,導致較低的SCFAs積累量.發酵液作為碳源進行生物脫氮試驗研究表明,以Ca(OH)2及Ca(OH)2+NaCl發酵系統中的發酵液作為碳源具有良好的脫氮效果,與乙酸鈉做為碳源效果相似,同時出現NO2--N積累現象,但是FNA, PMS, SDBS發酵系統的發酵液由于存在大量的消毒劑等化學物質導致生物利用性較差.

剩余污泥；厭氧發酵；水解酸化；發酵液；碳源；生物脫氮

剩余污泥中含有大量的蛋白質和多糖等有機物質,厭氧發酵不僅能將污泥中的有機物質釋放到發酵系統中,同時能夠將其進一步轉化成生物處理過程的優質碳源,如可揮發性短鏈脂肪酸(SCFAs)[1-2].剩余污泥厭氧發酵可分為水解、酸化和產甲烷3個階段,其中水解是剩余污泥發酵的限制性步驟[3-4],同時產甲烷菌消耗酸化產物生成CH4,因此,如何提高污泥水解和抑制產甲烷菌活性是提高污泥發酵性能和污泥發酵產酸的關鍵.研究發現,通過物理、化學、加熱或者生物處理等方法能夠有效的促進污泥水解和降低產甲烷菌活性[5-8],

堿性發酵已經被公認為污泥厭氧發酵產酸及污泥減量的有效方法[9-10].游離亞硝酸鈉(FNA)和十二烷基苯磺酸鈉(SDBS)作為工業活動副產物,由于其對微生物特有的殺毒抑制作用被學者用于污泥厭氧發酵研究[11-12].NaCl作為生活和工業的常用藥劑,對微生物具有顯著的影響,目前大多數學者關于NaCl對污水處理過程中脫氮除磷的影響進行大量的研究[13-15],同時NaCl也應用于污泥厭氧發酵產甲烷或者產氫研究[16-17],然而關于鹽度對污泥厭氧發酵產酸研究較少[18].單過硫酸氫鉀復合鹽又稱過一硫酸氫鉀復合鹽(PMS)被消毒液業譽為“水王子”,其化學式為2KHSO5·KHSO4·K2SO4,主要有效成分為KHSO5. PMS作為水處理消毒劑具有很強的氧化能力,可以殺滅水中微生物, 去除污水中的有機物,代謝產物僅使水中的K+、SO42-有少許增加,不會對人類和環境帶來影響[19-20].然而,研究者僅對PMS在生活用水消毒領域進行大量的研究及應用,但是PMS對污泥厭氧發酵的影響鮮有報道.而且關于不同發酵方式下發酵液利用的情況也鮮有報道,因此本研究針對pH值、鹽度、FNA、PMS、SDBS對剩余污泥厭氧發酵性能的特有影響,結合前期學者研究,直接采用其最佳發酵條件進行厭氧發酵,研究不同發酵方式對污泥厭氧發酵性能的影響,同時以發酵液為碳源進行生物脫氮研究,探討不同發酵系統中發酵液的可利用性.

1 材料與方法

1.1 污泥來源及實驗裝置

本試驗使用的污泥來自SBR工藝中試剩余污泥(總體積:8.8m3,有效體積:6.2m3),該污泥在使用前用自來水清洗3次,并濃縮控制污泥濃度,試驗污泥性質如表1所示.

表1 試驗污泥性質 Table 1 Sludge properties of test

試驗反應器材料為有機玻璃,總體積為2.5L,有效容積為2.0L,內設置轉子及pH值探頭,采用磁力攪拌器進行勻速攪拌,轉速為750r/min,反應溫度為(30±2)℃.該裝置采用密封圈密封,以阻止外界空氣進入,保證厭氧環境,同時在裝置頂部設置取樣.

1.2 試驗方法

1.2.1 剩余污泥厭氧發酵試驗 從SBR工藝中試取得剩余污泥并且進行清洗濃縮,清洗后污泥及水溶液性質如表1,分別取2L濃縮后剩余污泥投加至1號、2號、3號、4號、5號、6號反應器,分別向1~5號反應投加Ca(OH)2(pH=10±0.2)、Ca(OH)2+NaCl(1.5mg NaCl/mgSS, pH=10±0.2)、單過硫酸氫鉀(2KHSO5·KHSO4·K2SO4,PMS, 0.04mg/mgSS)、NaNO2(2.04mgFNA/L, pH=5.5±0.2)、SDBS (0.2mg/mgSS),6號反應器為自然發酵即未投加任何藥劑及調節pH值.其中NaCl[18]及PMS投加量根據前期試驗總結,FNA和SDBS投加量根據前者研究所得[11-21].控制攪拌速度為750r/min,在室溫條件即(30±2)℃下進行發酵試驗,每2d取樣一次.發酵試驗所用的化學藥劑均為分析純.

1.2.2 發酵液作為碳源生物脫氮試驗 取SBR工藝全程脫氮除磷剩余污泥,取出后并清洗,控制污泥濃度(3000±245)mg/L,投加至1~6號1.5L反應器中.同時從相應的發酵系統中取發酵混合物,離心取上清液,投加至1號~5號實驗組中,控制實驗組中COD為300mg/L左右,6號實驗組作為空白對照,即僅投加乙酸鈉作為碳源.同時向1~6號反應器中投加NaNO3,控制NO3--N濃度為30mgN/L,開啟磁力攪拌器350r/min,1min后取原樣,然后每隔20min取樣.樣品過濾后進行分析.

1.3 分析方法

化學需氧量(COD),懸浮污泥濃度(MLSS)及可揮發性污泥濃度(MLVSS)、NH4+-N、PO43--P、NO3--N及NO2--N等根據國標方法測定[22].可揮發性短鏈脂肪酸(SCFAs)采用Agilent 6890DB- MAXETR氣相色譜儀測定[10].多糖采用硫酸-蒽酮分光光光度法測定[23],蛋白質采用Lowry-folin試劑分光光度法測定[24].蛋白酶采用偶氮酪蛋白分光光度計方法測定,α-葡萄糖苷酶采用對硝基-a-d-吡喃葡萄糖苷分光光度計法測定[25-26].輔酶420采用異丙醇提取法測定[27].DNA由NanoDrop1000風光光度計測定.pH值采用oxi/340i WTW測定.毛細吸水時間(CST)由毛細吸水測定儀(304M型,Triton Electronics)測定.DNA采用Nano Drop 1000 spectrophotometer測定.

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

SCOD = (CODs? CODs0)/CODp0× 100% (1)

DDCOD = (CODs? CODs0)/(CODNaOH?

CODs0)×100% (2)

式中:CODs為溶解性COD; CODs0為原始溶液中溶解性COD; CODp0為污泥原始顆粒COD; CODNaOH為試驗溫度下,1mol/L NaOH處理剩余污泥24h后產生的COD.

2 結果與討論

2.1 不同發酵方式對污泥厭氧發酵水解的影響

2.1.1 對污泥溶液化的影響 污泥溶液化(SCOD)和污泥分解(DDCOD)是污泥破碎并釋放可溶性有機物質的過程,并伴隨部分脫氧核糖核酸(DNA)釋放,同時發酵系統pH值顯著影響污泥的溶液化,因此, SCOD及DDCOD能夠從宏觀上表征剩余污泥厭氧發酵效果,同時發酵過程中釋放的DNA在一定程度上可以表征細胞的溶解程度.

由圖1(a)及圖1(b)可知,不同的發酵方式對污泥有機物質溶出(COD)、污泥溶液化(SCOD)及污泥分解(DDCOD)具有顯著的差別,其中COD、SCOD、DDCD均為Ca(OH)+NaCl> Ca(OH)>PMS>SDBS3FNA>自然發酵.最大值為5599.23mg/L、56.98%、71.07% (Ca(OH)2+NaCl),最小值為526.5mg/L、3.78%、4.72% (自然發酵).可見,堿性條件、NaCl、FNA、PMS以及SDBS均能有效的促進污泥中有機物質的溶出,而且含鹽堿性發酵性能最佳.作者在前期研究也發現,含鹽堿性發酵能有效強化污泥堿性發酵系統中污泥溶解[30].6個發酵系統中pH值存在顯著差異,pH值分別在4~10之間,Ca(OH)2及Ca(OH)2+ NaCl發酵系統中pH值控制在pH=10±0.2,高pH條件不僅能夠破壞微生物的細胞壁及細胞膜,導致細胞裂解,使胞外聚合物(EPS)中蛋白質和多糖有效溶解并釋放至系統中.同時NaCl的存在使微生物細胞內外滲透壓失衡,進一步強化了污泥的融胞作用[31-32].

PMS發酵系統屬于中性發酵系統,但是PMS溶解于水后能夠產生大量高能量、高活性的小分子自由基、活性氧等過氧化氫衍生物,破壞微生物細胞膜的通透性屏障,使細胞內容物流失,并且可與核酸中金屬離子如鈣、鐵等結合產生自由基,作用于核酸的磷酸二酯鍵而導致其斷裂,殺滅微生物[20],同時對RNA有類似的破壞作用[33],從而導致剩余污泥有效溶解.作者在前期研究[34]也發現PMS能有效促進污泥溶解,當PMS為0.04mg/mgSS時COD、SCOD和DDCOD分別為2774.44mg/L、29.75%、37.0%,略低于本次研究,這個可能與反應溫度有關.

FNA發酵系統屬于弱酸性(pH=5.5±0.2)發酵系統,在FNA形成過程中存在大量的衍生物,如NO,NO2及N2O3,而且NO2和N2O3能夠破壞,阻礙細菌DNA的合成,導致細胞裂解死亡[35-36],所以6個發酵系統中,FNA發酵系統DNA含量最大. SDBS作為一種陰離子表面活性劑能夠溶解吸附在污泥表面的可溶性蛋白質和多糖,促進蛋白質和多糖釋放[37-38].綜上訴述,堿性發酵系統中OH-、Na+及Cl-作用于污泥表面,使污泥有效裂解,細胞質溶出.雖然PMS也有類似功能但是其作用力小于OH-,FNA僅作用于細胞內部DNA及蛋白質合成,使細胞直接死亡,細胞質溶出略少. SDBS僅溶出污泥表面吸附的可溶性蛋白質和多糖物質.因此,與其他發酵系統相比,含鹽堿性發酵系統污泥溶液化、污泥分解性能最佳.同時從圖1(b)也可發現,DNA與COD、SCOD及DDCOD趨勢有明顯的不同,其含量為157.80,121.19,213.23,62.13,122.89,6.72mg/L,可見FNA剩余污泥厭氧發酵系統中DNA含量最大,自然發酵系統中DNA含量最低.

2.1.2 對可溶性蛋白質和多糖的影響 研究發現,剩余污泥中含有大量的胞外聚合物(EPS),而蛋白質和多糖是EPS的主要組成部分[39-40],總量約占EPS的80%左右[41].水解酶將蛋白質和多糖分解成氨基酸和單糖等物質,酸化菌則利用氨基酸和單糖等物質生成SCFAs,因此溶解性蛋白質和多糖是污泥發酵產酸的關鍵物質[42-43].

由圖2可知,不同發酵系統中可溶性蛋白質和多糖具有顯著的差別,實驗至第8d后,各發酵系統中可溶性蛋白質平均值分別為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,釋放的蛋白質是自然發酵系統的4.14、3.68、2.81、1.58及1.53倍,釋放的多糖是自然發酵系統的3.46、3.01、3.94、1.25及2.30倍.可見堿劑、鹽、表面活性劑、消毒劑等能夠有效的促進污泥厭氧發酵過程中可溶性蛋白質和多糖的釋放.堿性、含鹽堿性和FNA發酵系統中的蛋白質和多糖溶出量高于其他發酵系統.這是因為堿性條件能夠解離EPS,增強EPS中蛋白質和多糖的釋放率[44].同時研究發現,可溶性蛋白質和和多糖由產生,細菌為了在含鹽環境中生存,在細胞表面合成大量的蛋白質等物質[40]并且隨著鹽度的增加而增大[45],這些均導致堿性發酵中蛋白質和多糖大量溶出,且含鹽堿性發酵系統的溶出量更為顯著.實驗結果表明,FNA發酵系統中蛋白質和多糖含量較堿性發酵及含鹽堿性發酵相似,而且多糖含量高于其他發酵系統,這是因為FNA發酵系統中pH值為5.5呈弱酸性,使系統中蛋白質和多糖含量高于呈中性的SDBS及自然發酵系統.同時由試驗結果可知,FNA發酵系統中蛋白質含量卻低于Ca(OH)2和Ca(OH)2+NaCl發酵系統,這是因為FNA對發酵系統的中微生物具有強大的殺傷功能,通過與EPS中的脂類、蛋白質、多糖等化學反應,破壞其生物功能,導致細胞死亡[35,46],又因為FNA與PMS相似,不僅具有消毒滅菌功能,同時能夠氧化蛋白質中的酪氨酸和色氨酸[47],進而減少系統中的蛋白質物質,所以使發酵系統中多糖含量較其他發酵系統高.

2.2 不同發酵方式對污泥厭氧發酵產酸的影響

2.2.1 對SCFAs產量及關鍵酶酶活性的影響 SCFAs是污泥厭氧發酵過程中的酸化產物,是酸化菌利用水解產物而生成.不同發酵系統中可溶性蛋白質和多糖含量不同,同時水解酶及輔酶420活性具有顯著差別,導致發酵系統中SCFAs產量不同.

由圖3可知,與圖2中可溶性蛋白質和多糖產量不同,不同發酵條件下,SCFAs積累量為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)>自然發酵系統(30.36mg/L),可見,堿性發酵、含鹽堿性發酵、PMS、FNA及SDBS發酵系統與自然發酵系統相比均能提高污泥發酵產酸量.其中投加NaCl的堿性發酵系統中SCFAs產量最高,這是因為適當的鹽度能有促進細胞合成蛋白質和多糖等物質,且堿性條件下解離的OH-能夠使微生物的EPS物質荷負電,破壞微生物細胞結構,加速污泥水解速率,為酸化菌提供豐富的反應基質,同時含鹽及高pH(10)能夠有效的抑制產甲烷菌活性,降低產甲烷菌對SCFAs的消耗,所以含鹽堿性發酵系統的SCFAs產量最高.同時分析實驗結果發現,堿性發酵及含鹽堿性發酵系統的水解酶(蛋白酶和α-葡萄糖苷酶)活性均大于其他發酵系統,α-葡萄糖苷酶破壞麥芽糖內的α-1,4糖苷鍵并釋放葡萄糖,蛋白酶則可通過破壞大分子蛋白質的肽鏈,進而達到水解蛋白質的目的[25],因此,通過蛋白酶和α-葡萄糖苷酶的生物作用將蛋白質和多糖水解成可被酸化菌利用的氨基酸和單糖等小分子物質,所以堿性和含鹽堿性發酵系統中SCFAs產量最高.由圖3可知,PMS發酵系統中SCFAs產量僅次于堿性發酵,說明適量的PMS能夠促進污泥發酵產酸.這是因為PMS發酵系統含有豐富的可溶性蛋白質和多糖,而且系統中pH值為6.8~7.0左右,較適合微生物生長.同時研究發現,PMS能夠有效的抑制產甲烷菌活性[48],所以PMS發酵系統中發生大量SCFAs積累現象,作者在前期研究中也有所發現[34].

由圖2和圖3可知,FNA發酵系統中可溶性蛋白質和多糖含量較高,但是SCFAs產量仍較低,這是因為FNA發酵系統中水解酶活性較低,這與以前學者發現相同[49],同時實驗發現,FNA系統中輔酶420活性較高,SCFAs消耗較大,導致FNA發酵系統SCFAs積累量較低,Wu等[50]同樣發現,當FNA為2.13mg/L時甲烷產量遠大于1.76mg/L,而且污泥水解速率有所降低.Ma等[51]研究不同劑量FNA條件下脫氮系統中SCFAs的產量,SCFAs產量遠小于本研究.

實驗結果表明,SDBS發酵系統中可溶蛋白質和多糖與PMS發酵系統相近,但是該系統中SCFAs產量明顯低于FNA發酵系統,這是因為SDBS對發酵過程中的酶活性具有顯著的影響.研究發現,當SDBS投加量從0.05增加至0.2g/g SS時,蛋白酶和堿性磷酸酶活性增加,淀粉酶和酸性磷酸酶活性降低,過量的SDBS明顯抑制淀粉酶和酸性磷酸酶活性[37].正如本實驗所得,SDBS發酵系統中淀粉酶低于堿性發酵系統及PMS發酵系統,而淀粉酶卻高于其他發酵系統,但是SDBS發酵系統中可溶性多糖含量低于蛋白質含量,所以淀粉酶可分解的多糖含量不足,導致SDBS發酵系統中SCFAs產量較低.

在6個發酵實驗組中,蛋白酶活性高于α-葡萄糖苷酶活性,這是因為酶與其反應底物同時位于微生物細胞體內,當反應底物從細胞內向細胞外轉移時,相關酶也隨著向外轉移[52],即向外轉移底物越多,相關酶活性就越高.由圖3a和圖3b可知,發酵液中的蛋白質含量顯著高于多糖含量,因此導致蛋白酶活性高于α-葡萄糖苷酶活性.同時該現象與Cadoret等[53]研究相同, Cadoret發現在污泥絮體EPS部分含有23%的蛋白酶和5%的α-葡萄糖苷酶,而剩余水解酶則位于球體層內,溶液中蛋白酶活性遠高于α-葡萄糖苷酶活性.

2.2.2 對NH4+-N、PO43--P的影響 有機氮和有機磷是胞外聚合物(EPS)的主要物質,在污泥發酵過程中主要以NH4+-N和PO32--P的形式釋放,所以NH4+-N和PO32--P能夠在一定程度上表征污泥厭氧發酵的效果.

由圖4可知,不同化學試劑對剩余污泥發酵系統中NH-N和PO43--P的釋放量具有顯著差別,與SCFAs產量趨勢相似.NH4+-N含量分別為271.00(Ca(OH)2),322.52(Ca(OH)2+NaCl),65.60(FNA),178.18(PMS),237.45(SDBS)及49.61mg/L(自然發酵).同時發現,系統中PO43--P含量與NH4+-N含量具有明顯差別,其含量分別為SDBS (128.38)>FNA(100.33)>PMS(45.79)>自然發酵(5.93)>Ca(OH)2(2.27)>Ca(OH)2+NaCl (0.72mg/ L),可見堿性發酵和含鹽堿性發酵系統中NH4+-N含量最高.但是PO43--P含量最低.這是因為堿性及含鹽堿性發酵系統中具有較高的污泥水解酸化性能,故而酸化副產物NH4+-N較高,但是該發酵系統中Ca2+、OH-、Mg2+、NH4+-N和PO43--P發生化學反應,合成鳥糞石(NH4Mg(H2O)6PO4),進而堿性及含鹽堿性發酵系統PO43--P含量較低.同時發現,除了FNA和PMS發酵系統外,其他發酵系統中NH4+-N濃度顯著高于PO43--P濃度,與Banister等[54]報道相同,這是因為NH4+-N是由蛋白質和尿素等有機氮物質分解而成,PO43--P 是由磷脂雙分子層和多磷酸顆粒分解而成,而且磷脂雙分子層和多磷酸顆粒含量顯著小于蛋白質和尿素等有機氮物質,所以污泥厭氧發酵過程中NH4+-N濃度顯著高于PO43--P濃度.然而在FNA和PMS發酵系統中存在的化學物質能與系統的蛋白質發生反應,使蛋白質不能被充分分解,所以系統中NH4+-N含量較PO43--P低.由于自然發酵系統水解酸化性能較差,所以NH4+-N和PO43--P濃度較其他發酵系統低.

2.3 不同發酵方式對發酵污泥性質的影響

2.3.1 對污泥減量的影響 剩余污泥含有大量的有機物質,在剩余污泥厭氧發酵過程中水解酸化菌通過對有機物質的代謝達到污泥減量的目的,所以剩余污泥減量效果與剩余污泥水解酸化效果直接相關,而且污泥脫水性直接影響發酵液的利用.

由圖5(a)可知,與SCFAs變化相同,各發酵系統發酵后剩余污泥濃度及污泥減量率分別為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%(自然發酵),可見剩余污泥厭氧發酵產酸性能越強,發酵后可揮發性污泥濃度越小,污泥減量效果越好.所以在堿性發酵系統和PMS發酵系統,污泥發酵后均能到達較好的污泥減量效果,而且略高于好氧工藝的污泥減量效果(25%~28%)[55-56].SDBS和FNA發酵系統中,雖然污泥水解性能較好,釋放較多的蛋白質和多糖,但是由于產酸受到抑制,系統中含有大量的小分子有機物質,所以FNA和SDBS發酵系統污泥減量效果較差.而空白發酵系統中,由于污泥水解酸化性能較弱,所以污泥減量效果較差.

2.3.2 對污泥脫水性的影響 污泥脫水性能是污泥處理重要影響因素,同時也影響發酵液的使用.污泥脫水性常用毛細吸水時間CST表示,CST越短,表示污泥脫水性好;CST越長,表示污泥脫水性越差,不利于污泥處理及發酵液利用.

由圖5(b)可知,研究發現,污泥粒徑和有機物質含量對污泥脫水性具有重要的影響,而且污泥厭氧發酵過程中污泥粒徑均較小,所以發酵系統中可溶性有機物質對污泥脫水性影響更為顯著.實驗發現,與COD產量相似,投加化學藥劑的發酵系統中發酵污泥脫水性明顯低于自然發酵系統,這是因為對比發酵實驗組中污泥發酵性能較差,系統中可溶性蛋白質和多糖較少,同時SCFAs產量較低,粘性較小,所以脫水性較好.同時發現,FNA及SDBS發酵組中SCFAs產量明顯低于堿性發酵及PMS發酵系統,但是由于該2組發酵系統中蛋白質和多糖較高,所以CST與含鹽堿性發酵系統相似,同時純堿堿性發酵系統中形成鳥糞石沉淀,改善了污泥脫水性,使CST較低,易于實現泥液分離.

2.4 發酵液作為碳源用于生物脫氮研究

剩余污泥厭氧發酵過程中,發酵液中含有大量的有機物,如COD、可溶性蛋白質、可溶性多糖、SCFAs(乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸及正戊酸)、脂類以及其他有機物.然而微生物對其利用情況是不同的,微生物更加傾向利用SCFAs中的乙酸、丙酸和丁酸等短鏈酸,但是當碳源短缺時可溶性蛋白質和多糖也可作為碳源被微生物利用.

分析圖6可知,生物脫氮試驗中COD約為250~450mg/L, SCFAs約為40~120mgCOD/L,其他有機物約為70~400mg/L.由圖6(a)~6(c)發現, COD、SCFAs及其他有機物在脫氮過程中消耗量具有顯著差別,其中乙酸鈉試驗組中COD、SCFAs及其他有機物消耗量最多,分別為352.28mg/L,308.38mgCOD/L及43.90mg/L,其次是FNA發酵液實驗組(207.99mg/L, 27.78mgCOD/L, 180.21mg/L),純堿堿性發酵、含鹽堿性發酵及PMS、SDBS實驗組COD、SCFAs及其他有機物均有所不同程度下降,說明微生物對于發酵液均有一定的利用能力.然而由圖6(d)~圖6(h)發現,在脫氮過程中脫氮效果具有顯著的差別.由圖6(e)可知,反應末期6個脫氮試驗組中NO3--N含量分別為0.27,0.33,44.80,15.21, 3.77,0.32mg/L,結果發現乙酸鈉實驗組、堿性發酵均有良好的脫氮效果, PMS及SDBS發酵脫氮效果較差,同時FNA試驗組NO3--N未下降.說明微生物對堿性發酵及含鹽堿性發酵液利用效果及脫氮效果與乙酸相似,但是微生物對PMS及SDBS發酵液利用效果較差,而對于FNA發酵液微生物基本不能被利用.因為堿性發酵液中含有大量的SCFAs物質,而且少量的OH-、Cl-及Na+對微生物的抑制作用較小,所以堿性發酵液及含鹽堿性發酵液能夠被微生物有效的利用并進行脫氮活動.然而FNA,PMS及SDBS發酵液含有一定量的SCFAs,但是該發酵液中含有大量的消毒劑及表面抑制劑對微生物新陳代謝具有顯著的抑制作用,發酵液中的有機物只是單純的吸附在污泥表面,造成系統中COD大量降低現象,然而微生物并不能將吸附在污泥表面的COD進一步利用而進行脫氮反應,所以FNA,PMS及SDBS實驗組中脫氮效果較差.

同時,由圖6(h)發現,在脫氮試驗初期出現不同程度的NO2-N積累現象,其中乙酸鈉實驗組NO2--N積累量最大為18.86mg/L,其次為Ca(OH)2及Ca(OH)2+NaCl實驗組為22.09, 21.14mg/L,但是PMS及FNA實驗組均未發現NO2-N積累現象.可見堿性發酵液實驗組對NO2--N具有明顯的積累作用,這可能與脫氮試驗中pH值有關,有圖6(d)可知,堿性發酵液脫氮實驗組pH值始終保持在8.45~8.81,而乙酸實驗組pH值呈現先上升(8.034~9.215)后降低趨勢(9.215~8.995),NO2--N僅在試驗前期積累,反應末期NO2--N迅速降低完成脫氮反應.Galss等[57]也發現,當pH值從7.5升至8.5時,反硝化過程出現大量NO2--N積累現象.由圖6(e)和6(f)發現,由于發酵液中存在NH4+-N和PO43--P,但是在實驗過程中未出現NH-N降低及PO43--P的釋放現象,這是因為該污泥為全程污泥,不存在厭氧氨氧化菌,所以NH4+-N未降低.由于聚磷菌對于碳源及反應條件極為苛刻,所以在堿性條件及存在消毒劑或者表面抑制劑的環境下,未出現釋磷現象.乙酸鈉為微生物最佳利用碳源及該反應環境較好,造成該條件下大量磷酸鹽的釋放.

3 結論

3.1 堿性發酵、含鹽堿性發酵、FNA、PMS及SDBS型污泥發酵均能促進污泥水解,但是由于FNA發酵系統中水解酶活性較低,且輔酶420活性較高,導致FNA發酵系統中雖然蛋白質和多糖含量較高,但是SCFAs積累量較低.堿性 發酵及含鹽堿性發酵系統中含有較豐富的蛋白質和多糖物質,且水解酶活性較高,輔酶420活性較低,所以酸化效果較好,SCFAs積累量較高.

3.2 堿性發酵、含鹽堿性發酵、FNA、PMS及SDBS發酵系統中均具有較好的污泥減量效果,且含鹽堿性發酵系統中污泥減量效果最佳.堿性發酵系統的脫水性均優于其他類型污泥發酵系統.

3.3 堿性發酵及含鹽堿性發酵系統中的發酵液能夠被反硝化菌用于生物脫氮,同時出現大量的NO2--N積累現象.因除磷菌對碳源及生存環境的嚴格要求,使發酵液不能被除磷菌利用進行釋磷反應.

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* 責任作者, 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

金寶丹(1985-),女,吉林長春人,北京工業大學博士研究生,主要從事污水處理及水污染控制研究.發表論文7篇.

2015-12-25

國家自然科學基金(51178007);北京市教委資助項目