強(qiáng)堿預(yù)處理和堿性強(qiáng)度對(duì)剩余污泥發(fā)酵的影響

彭永臻，邢立群，金寶丹，王淑瑩

（北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)試驗(yàn)室

北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京 100124）

強(qiáng)堿預(yù)處理和堿性強(qiáng)度對(duì)剩余污泥發(fā)酵的影響

彭永臻，邢立群，金寶丹，王淑瑩

（北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)試驗(yàn)室

北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京 100124）

為改善污泥發(fā)酵性能，提高發(fā)酵的產(chǎn)酸量，在25℃條件下，研究了不同堿度（堿性（pH=10）、強(qiáng)堿性（pH=12）和強(qiáng)堿預(yù)處理（pH=12）-堿性（pH=10）對(duì)剩余污泥水解酸化的影響.結(jié)果表明:在25℃條件下，相比于堿性發(fā)酵，強(qiáng)堿性發(fā)酵和強(qiáng)堿預(yù)處理-堿性發(fā)酵均提高了SCOD、DNA、蛋白質(zhì)和多糖的產(chǎn)量，從而為產(chǎn)酸菌提供了更多的產(chǎn)酸基質(zhì).同時(shí)發(fā)現(xiàn)，強(qiáng)堿性發(fā)酵抑制了產(chǎn)酸菌的活性，導(dǎo)致其產(chǎn)酸量遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于堿性發(fā)酵，但是在強(qiáng)堿預(yù)處理-堿性發(fā)酵過程中，短鏈脂肪酸（SCFAs）和乙酸的產(chǎn)量均得到大幅度提高，較堿性發(fā)酵分別提高了20.00%和23.00%.顯然，強(qiáng)堿預(yù)處理-堿性發(fā)酵更有利于剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸.

剩余污泥；短鏈脂肪酸；厭氧發(fā)酵；堿性強(qiáng)度

我國(guó)大部分城市污水處理廠主要采用活性污泥法工藝，而采用活性污泥法工藝存在以下2方面的問題:一方面，活性污泥法工藝在運(yùn)行過程中會(huì)產(chǎn)生大量剩余污泥，其成分比較復(fù)雜，含有大量的有毒有害物質(zhì)，處理、處置比較困難［1-2］，處理費(fèi)用高［3］；另一方面，我國(guó)城市生活污水普遍存在碳源不足、ρ（C）/ρ（N）比較低的問題，導(dǎo)致生物處理過程中的脫氮除磷效果較差［2，4］，污水處理廠往往需要通過外加碳源（乙酸鈉和甲醇等）改善污水的ρ（C）/ρ（N），提高脫氮除磷效率［5］，從而增加污水處理廠的處理成本.剩余污泥中有機(jī)物質(zhì)含量較高，經(jīng)厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的短鏈脂肪酸（short-chain fatty acids，SCFAs）可作為強(qiáng)化生物脫氮除磷的碳源，在減少或者避免外碳源投加的同時(shí)降低剩余污泥的處理費(fèi)用，從而節(jié)約污水處理廠的運(yùn)行成本.

水解過程是剩余污泥厭氧發(fā)酵的限速步驟［6-8］，機(jī)械處理法［9］、熱處理法［10］、酸堿處理法［6］等預(yù)處理方法均可促進(jìn)污泥的水解過程，進(jìn)而提高污泥的酸化性能.pH是影響剩余污泥厭氧發(fā)酵的重要因素之一.Chen等［11］在室溫條件下研究了不同pH值對(duì)剩余污泥發(fā)酵的影響，結(jié)果表明:剩余污泥在堿性條件下更容易水解，產(chǎn)酸量高于酸性和中性條件.袁光環(huán)等［12］研究了酸-堿處理對(duì)剩余污泥水解酸化的影響，研究發(fā)現(xiàn):酸-堿處理、堿-酸處理和單獨(dú)堿處理均可大幅提高發(fā)酵過程中SCOD和SCFAs的產(chǎn)量，且單獨(dú)堿處理SCOD溶出量大于酸堿聯(lián)合處理.肖本益等［13］對(duì)污水處理系統(tǒng)剩余污泥堿處理融胞效果進(jìn)行研究時(shí)發(fā)現(xiàn):SCOD濃度隨pH的升高而增加.同時(shí)Jiang等［14］研究發(fā)現(xiàn)堿處理的發(fā)酵成本較低，因此以堿劑為污泥發(fā)酵處理藥劑具有較大的發(fā)展空間.但是，目前剩余污泥堿性發(fā)酵多以pH=10為主，而對(duì)于剩余污泥經(jīng)強(qiáng)堿（pH=12）預(yù)處理后再進(jìn)行堿性（pH=10）發(fā)酵的研究較少.為進(jìn)一步提高剩余污泥發(fā)酵的產(chǎn)酸量，本文分別研究了單純堿性發(fā)酵（pH=10）、單純強(qiáng)堿性發(fā)酵（pH=12）及先強(qiáng)堿（pH=12）預(yù)處理后堿性（pH=10）發(fā)酵對(duì)剩余污泥發(fā)酵產(chǎn)酸的影響.

1　試驗(yàn)材料和方法

1.1試驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

本試驗(yàn)采用的反應(yīng)裝置如圖1所示，反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，設(shè)有轉(zhuǎn)子、pH探頭、取樣口及加藥口，有效體積為1.5 L.試驗(yàn)在恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行，反應(yīng)溫度設(shè)定為25℃，在試驗(yàn)過程中使用4 mol/L的氫氧化鈉溶液和12%的鹽酸溶液調(diào)節(jié)發(fā)酵液的pH.

1.1.1強(qiáng)堿預(yù)處理時(shí)間試驗(yàn)設(shè)計(jì)

分別向2個(gè)反應(yīng)器（1#、2#）中添加1.2 L經(jīng)淘洗過的剩余污泥，2個(gè)反應(yīng)器在曝氮?dú)? min去除溶解氧后密封放入恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行恒溫厭氧發(fā)酵. 1#反應(yīng)組第1天pH維持在12±0.1，第2天下調(diào)pH并維持在10±0.1，2#反應(yīng)組前2 d pH維持在12± 0.1，第3天下調(diào)pH并維持在10±0.1.試驗(yàn)過程中采用磁力攪拌器進(jìn)行攪拌，設(shè)定轉(zhuǎn)速為500 r/ min，反應(yīng)周期為14 d，前4 d每天取樣一次，之后每2 d取樣一次.

1.1.2強(qiáng)堿預(yù)處理和堿性強(qiáng)度試驗(yàn)設(shè)計(jì)

分別向3個(gè)反應(yīng)器（1#～3#）中添加1.2 L經(jīng)淘洗過的剩余污泥，3個(gè)反應(yīng)器在曝氮?dú)? min去除溶解氧后密封放入恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行恒溫厭氧發(fā)酵.發(fā)酵過程中各反應(yīng)組的pH條件控制如下:1#反應(yīng)組pH維持在10±0.1，2#反應(yīng)組第1天pH維持在12±0.1，第2天下調(diào)pH并維持在10±0.1，3#反應(yīng)組pH維持在12±0.1.試驗(yàn)過程中采用磁力攪拌器進(jìn)行攪拌，設(shè)定轉(zhuǎn)速為500 r/min，反應(yīng)周期為14 d，前4 d每天取樣一次，之后每2 d取樣一次.

1.2污泥來源和性質(zhì)

試驗(yàn)使用的剩余污泥取自本實(shí)驗(yàn)室中試規(guī)模SBR短程脫氮工藝的排泥（中試SBR總體積:8.80 m3，有效體積:6.20 m3），剩余污泥取回后用自來水淘洗3次，淘洗后的剩余污泥性質(zhì)如表1所示.

1.3檢測(cè)方法

取出的樣品在轉(zhuǎn)速4 000 r/min下離心15 min，離心后的上清液經(jīng)0.45 μm的微孔纖維濾膜過濾，濾液用于指標(biāo)分析.SCOD采用連華科技5B-1型COD快速測(cè)定儀測(cè)定；MLSS和MLVSS采用質(zhì)量法測(cè)定；pH采用德國(guó)WTW pH3310監(jiān)測(cè)，蛋白質(zhì)采用Lowry-folin分光光度法［15］測(cè)定；多糖采用硫酸-蒽酮分光光度法［16］測(cè)定；NH4+-N和PO34--P采用美國(guó)LACHAT公司Quik Chem8500 Series2流動(dòng)注射全自動(dòng)分析儀測(cè)定；DNA采用二苯胺分光光度法測(cè)定；SCFAs采用 Agilent 6890DB-MAXETR氣相色譜儀［17］測(cè)定；活死細(xì)胞鑒定采用 Live/Dead baclight bacterial viability kit（Moleculer Probes，L-7012）［18］測(cè)定.后文中涉及的蛋白質(zhì)、多糖、SCFAs、乙酸和乙酸鈉等質(zhì)量濃度均以COD計(jì).

表1　剩余污泥性質(zhì)Table 1 Properties of WAS　mg·L-1

2　結(jié)果與討論

2.1強(qiáng)堿預(yù)處理時(shí)間對(duì)剩余污泥水解產(chǎn)酸的影響

剩余污泥發(fā)酵的水解過程可以用發(fā)酵液中SCOD濃度變化表征［19］，圖2表示發(fā)酵后期發(fā)酵液中SCOD和SCFAs的質(zhì)量濃度隨發(fā)酵時(shí)間的變化情況.由圖2可知，強(qiáng)堿預(yù)處理1 d和強(qiáng)堿預(yù)處理2 d的效果相似，但2#反應(yīng)組的SCOD、蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度均略大于1#反應(yīng)組，而1#反應(yīng)組的SCFAs質(zhì)量濃度略大于2#反應(yīng)組.

因此，強(qiáng)堿預(yù)處理2 d相對(duì)于強(qiáng)堿預(yù)處理1 d剩余污泥的水解，效果沒有得到較大的提升，而SCFAs的產(chǎn)量則出現(xiàn)下降，因此強(qiáng)堿預(yù)處理1 d即能達(dá)到理想效果.

2.2強(qiáng)堿預(yù)處理和堿性強(qiáng)度對(duì)剩余污泥發(fā)酵的影響

2.2.1不同堿性強(qiáng)度對(duì)剩余污泥水解的影響

不同堿性發(fā)酵條件下，各反應(yīng)組的SCOD質(zhì)量濃度隨發(fā)酵時(shí)間的變化情況如圖3所示.由圖3可知，1#反應(yīng)組的SCOD質(zhì)量濃度在發(fā)酵前期不斷增大，并在發(fā)酵的第8天達(dá)到最大值（4 250.16 mg/L）后逐漸下降；2#反應(yīng)組剩余污泥在強(qiáng)堿預(yù)處理1 d后，SCOD質(zhì)量濃度迅速增加至較大值，在pH調(diào)節(jié)為10后，SCOD的質(zhì)量濃度先慢速增加后保持基本不變（5 000.00 mg/L）；3#反應(yīng)組的SCOD質(zhì)量濃度在發(fā)酵初期隨發(fā)酵時(shí)間快速增加，然后增速變緩，發(fā)酵后期其質(zhì)量濃度維持穩(wěn)定（6 500.00 mg/L）.

由此發(fā)現(xiàn)，強(qiáng)堿性條件促進(jìn)了剩余污泥發(fā)酵的水解過程，各反應(yīng)組SCOD質(zhì)量濃度的大小關(guān)系始終為3#＞2#＞1#.原因在于以下2方面:一方面，較低pH條件只能破壞污泥的絮體結(jié)構(gòu)，而不能破壞微生物的細(xì)胞結(jié)構(gòu)；而較高pH條件不僅能破壞污泥的絮體結(jié)構(gòu)，而且能使污泥細(xì)胞破裂，在促進(jìn)污泥胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）釋放［20］的同時(shí)，導(dǎo)致原來細(xì)胞內(nèi)的有機(jī)物質(zhì)釋放到發(fā)酵液中，從而增加了污泥發(fā)酵液中SCOD的質(zhì)量濃度.另一方面，隨著pH的增加，細(xì)菌表面的負(fù)電荷增多，靜電排斥力增大，從而促進(jìn)胞外物質(zhì)的釋放［21］.因此，1#反應(yīng)組pH相對(duì)較低，僅能破壞污泥的絮體結(jié)構(gòu)，釋放的SCOD較少；3#反應(yīng)組pH一直穩(wěn)定在較高水平，污泥的絮體結(jié)構(gòu)和微生物細(xì)胞結(jié)構(gòu)均遭到破壞，釋放的SCOD最多；2#反應(yīng)組經(jīng)過強(qiáng)堿預(yù)處理1 d后，污泥的絮體結(jié)構(gòu)和微生物細(xì)胞結(jié)構(gòu)均遭到一定程度的破壞，從而導(dǎo)致SCOD的釋放量大于1#反應(yīng)組.

剩余污泥中脫氧核糖核酸（deoxyribonucleic acid，DNA）主要位于微生物細(xì)胞內(nèi)部，因此發(fā)酵液中的DNA質(zhì)量濃度在一定程度上反映了微生物細(xì)胞的破碎情況［21］，即發(fā)酵液中的DNA質(zhì)量濃度越高，微生物細(xì)胞的融胞效果越好.反應(yīng)過程中發(fā)酵液的DNA質(zhì)量濃度變化情況如圖3所示.

由圖3可知，1#和3#反應(yīng)組發(fā)酵液中DNA質(zhì)量濃度變化規(guī)律基本一致，即隨發(fā)酵時(shí)間不斷增加，并均在發(fā)酵的第14天達(dá)到最大值（82.70 mg/L和369.08 mg/L）.2#反應(yīng)組DNA質(zhì)量濃度在強(qiáng)堿預(yù)處理1 d后急速增加，并在第2天—第4天維持較高水平（185.77 mg/L），4 d后其質(zhì)量濃度迅速下降至較低水平并保持基本穩(wěn)定（105.98 mg/L）.3#反應(yīng)組DNA質(zhì)量濃度不斷增加，且維持在較高水平，遠(yuǎn)大于1#和2#反應(yīng)組，表明強(qiáng)堿條件破壞了污泥的細(xì)胞結(jié)構(gòu)，從而釋放出更多的DNA.同時(shí)發(fā)現(xiàn)，3#反應(yīng)組與1#和2#反應(yīng)組相比，反應(yīng)后期DNA質(zhì)量濃度出現(xiàn)明顯的積累現(xiàn)象，原因在于強(qiáng)堿性環(huán)境抑制了厭氧微生物對(duì)DNA的降解.2#反應(yīng)組污泥經(jīng)過強(qiáng)堿預(yù)處理1 d后其DNA含量是1#反應(yīng)組的15倍，將pH調(diào)為10后，部分厭氧菌經(jīng)過2 d時(shí)間逐漸適應(yīng)環(huán)境后活性恢復(fù)，進(jìn)而分解大量 DNA，因此DNA質(zhì)量濃度急速下降，之后DNA的產(chǎn)生和消耗達(dá)到平衡，質(zhì)量濃度保持穩(wěn)定.

為進(jìn)一步驗(yàn)證強(qiáng)堿預(yù)處理后可以達(dá)到很好的溶胞效果，分別對(duì)發(fā)酵前剩余污泥（原泥）、強(qiáng)堿預(yù)處理1 d和堿性發(fā)酵1 d后的污泥做了活死細(xì)胞鑒定.結(jié)果如圖4所示，原泥、1#和2#反應(yīng)組中死亡細(xì)胞數(shù)量占總細(xì)胞數(shù)量的百分比分別為 26.36%、32.50%和42.25%.以上研究表明剩余污泥經(jīng)過強(qiáng)堿預(yù)處理后可以達(dá)到很好的溶胞效果，從而增加了發(fā)酵液中SCOD的質(zhì)量濃度，為產(chǎn)酸菌提供大量的基質(zhì)進(jìn)行產(chǎn)酸.

2.2.2不同堿性強(qiáng)度對(duì)溶解性蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度影響

研究表明，蛋白質(zhì)、多糖和脂類是剩余污泥EPS的主要成分［22］，但是剩余污泥中脂類物質(zhì)含量較少，且溶解性的蛋白質(zhì)和多糖是污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的主要底物；因此考察了不同堿性強(qiáng)度條件下發(fā)酵液中的溶解性蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度隨發(fā)酵時(shí)間的變化情況，結(jié)果如圖5所示.

由圖5可知，各反應(yīng)組發(fā)酵液中溶解性蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度變化趨勢(shì)基本一致.1#反應(yīng)組的溶解性蛋白質(zhì)質(zhì)量濃度在發(fā)酵前期隨發(fā)酵時(shí)間逐漸增大，并在發(fā)酵的第4天達(dá)到最大值1 398.54 mg/L，隨后其質(zhì)量濃度基本保持不變；溶解性多糖的質(zhì)量濃度則是在前3 d快速增加，而后其質(zhì)量濃度基本不變，其最大質(zhì)量濃度為138.79 mg/L；這與目前研究堿性條件下剩余污泥發(fā)酵的結(jié)果基本一致［2，11］.發(fā)酵后期發(fā)酵液中溶解性蛋白質(zhì)和多糖的質(zhì)量濃度出現(xiàn)輕微的上下波動(dòng)，這是由于發(fā)酵液中溶解性蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度均存在產(chǎn)生和消耗之間的平衡，即當(dāng)生成速率大于消耗速率時(shí)，溶解性蛋白質(zhì)和多糖的質(zhì)量濃度增加，反之則減少.

2#反應(yīng)組污泥經(jīng)過強(qiáng)堿預(yù)處理1 d后，剩余污泥中大部分微生物的生長(zhǎng)和代謝受到抑制［23］，污泥的絮體結(jié)構(gòu)和微生物的細(xì)胞結(jié)構(gòu)均被破壞，發(fā)酵液中溶解性蛋白質(zhì)和多糖的質(zhì)量濃度均急劇增加；調(diào)節(jié)發(fā)酵液pH=10后的第1天，由于微生物的生長(zhǎng)和代謝活性仍然較低，導(dǎo)致蛋白質(zhì)的生成速率大于消耗速率，溶解性蛋白質(zhì)的質(zhì)量濃度繼續(xù)增加并于發(fā)酵的第3天達(dá)到最大值2 478.55 mg/L，之后2 d微生物的活性恢復(fù)，產(chǎn)酸菌利用蛋白質(zhì)進(jìn)行發(fā)酵產(chǎn)酸反應(yīng)，導(dǎo)致蛋白質(zhì)質(zhì)量濃度下降；相對(duì)于蛋白質(zhì)，產(chǎn)酸菌優(yōu)先利用多糖為底物進(jìn)行發(fā)酵產(chǎn)酸［24-25］，調(diào)節(jié)發(fā)酵液pH=10后活性較低的產(chǎn)酸菌優(yōu)先利用多糖進(jìn)行發(fā)酵產(chǎn)酸，導(dǎo)致發(fā)酵液中多糖的質(zhì)量濃度快速減少.同時(shí)發(fā)現(xiàn)，在反應(yīng)3～4 d后，蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度基本不變，這是因?yàn)榘l(fā)酵3～4 d后系統(tǒng)中產(chǎn)酸菌的活性迅速恢復(fù)，蛋白質(zhì)和多糖達(dá)到產(chǎn)消平衡.

3#反應(yīng)組的溶解性蛋白質(zhì)質(zhì)量濃度在反應(yīng)前期快速增加，并在第4天達(dá)到最大值3 219.12 mg/L，4 d后其質(zhì)量濃度穩(wěn)定在較高水平，其多糖質(zhì)量濃度則在發(fā)酵的前10 d不斷增大，之后維持穩(wěn)定，其最大質(zhì)量濃度為572.58 mg/L.楊雪［23］在研究堿性條件下不同初始pH對(duì)剩余污泥中溶解性蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度的影響時(shí)得出相似的結(jié)論，其測(cè)得剩余污泥釋放的最大蛋白質(zhì)質(zhì)量濃度為2 500.00 mg/L，最大多糖質(zhì)量濃度為562.20 mg/L；本試驗(yàn)溶解性蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度最大值與其不同的原因可能是:楊雪等在試驗(yàn)中調(diào)節(jié)初始的pH=12，而本試驗(yàn)過程中一直維持發(fā)酵液中的pH=12.在整個(gè)發(fā)酵過程中3#反應(yīng)組的溶解性蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量濃度均遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于1#和2#反應(yīng)組，原因在于以下2點(diǎn):1）強(qiáng)堿性條件更有利于促進(jìn)蛋白質(zhì)和多糖等有機(jī)物與生物體剝離［26］，在pH=12的極端強(qiáng)堿條件下，污泥的絮體結(jié)構(gòu)和微生物的細(xì)胞結(jié)構(gòu)均被破壞，而pH= 10的條件僅能破壞污泥的絮體結(jié)構(gòu)，不能破壞微生物的細(xì)胞結(jié)構(gòu)［20］，導(dǎo)致3#反應(yīng)組溶解性蛋白質(zhì)和多糖的生成量大于1#反應(yīng)組；2）3#反應(yīng)組的SCFAs未出現(xiàn)明顯的積累，1#和2#反應(yīng)組的SCFAs出現(xiàn)積累（見圖6），即pH=12的條件下，產(chǎn)酸過程受到了嚴(yán)重的抑制，蛋白質(zhì)和多糖的消耗量很少，pH=10的條件下產(chǎn)酸過程沒有受到明顯的抑制，導(dǎo)致1#和2#反應(yīng)組蛋白質(zhì)和多糖的大量消耗；因此3#反應(yīng)組發(fā)酵液中蛋白質(zhì)和多糖積累量明顯高于1#和2#反應(yīng)組.

由此可知，在整個(gè)發(fā)酵過程中，發(fā)酵液中溶解性蛋白質(zhì)和多糖的質(zhì)量濃度大小關(guān)系均為3#＞2#＞1#，相比于堿性（pH=10）條件，強(qiáng)堿性（pH=12）條件對(duì)蛋白質(zhì)和多糖釋放的促進(jìn)作用更強(qiáng)，蛋白質(zhì)和多糖的釋放量均顯著增加，且剩余污泥經(jīng)強(qiáng)堿預(yù)處理1 d也促進(jìn)了污泥的水解過程，蛋白質(zhì)和多糖釋放量高于單純堿性發(fā)酵.

2.2.3不同堿性強(qiáng)度對(duì)剩余污泥酸化的影響

圖6為3種不同堿性強(qiáng)度下，剩余污泥在發(fā)酵過程中SCFAs質(zhì)量濃度、乙酸質(zhì)量濃度及ρ（乙酸）/ρ（SCFAs）隨發(fā)酵時(shí)間的變化情況.由圖6可看出，1#、2#和3#反應(yīng)組中SCFAs的質(zhì)量濃度有較大的差別.發(fā)酵前期1#和2#反應(yīng)組SCFAs質(zhì)量濃度隨發(fā)酵時(shí)間逐漸增大，但是3#反應(yīng)組SCFAs質(zhì)量濃度增幅較小.其中1#反應(yīng)組在發(fā)酵的第8天達(dá)到最大值（1 680.09 mg/L）后逐漸下降，這與目前大多數(shù)研究剩余污泥堿性發(fā)酵產(chǎn)酸的結(jié)果相似［1，27］.試驗(yàn)后期SCFAs質(zhì)量濃度出現(xiàn)下降，原因在于:1）試驗(yàn)使用剩余污泥為一次性投加，在發(fā)酵后期產(chǎn)酸菌可利用的產(chǎn)酸基質(zhì)減少，導(dǎo)致SCFAs的生成量減少；2）大部分產(chǎn)甲烷菌只能在中性條件下生存，但仍有一部分產(chǎn)甲烷菌能適應(yīng)酸性或堿性條件［28-29］，從而造成SCFAs的消耗量增大.

2#反應(yīng)組SCFAs質(zhì)量濃度在發(fā)酵8 d后保持基本不變，其最大質(zhì)量濃度值為2 008.60 mg/L，較1#反應(yīng)組提高了20%.在發(fā)酵的前6 d，2#反應(yīng)組的SCFAs質(zhì)量濃度小于1#反應(yīng)組，原因可能是2#反應(yīng)組污泥經(jīng)過強(qiáng)堿預(yù)處理1 d后，大部分微生物的生長(zhǎng)和代謝受到抑制［23］，產(chǎn)酸菌的產(chǎn)酸作用較弱，當(dāng)pH調(diào)到10后，產(chǎn)酸菌活性緩慢恢復(fù)，但是由于前期1#反應(yīng)組SCFAs的不斷積累，造成1#和2#反應(yīng)組的SCFAs初始值相差較大，因此發(fā)酵前期2#反應(yīng)組的SCFAs質(zhì)量濃度較1#反應(yīng)組低.發(fā)酵6 d后，2#反應(yīng)組的SCFAs質(zhì)量濃度超過1#反應(yīng)組，且發(fā)酵后期2#反應(yīng)組的SCFAs質(zhì)量濃度保持基本不變，這是因?yàn)楫a(chǎn)酸菌活性得到恢復(fù)，利用產(chǎn)酸基質(zhì)合成大量的SCFAs，同時(shí)強(qiáng)堿性條件抑制了產(chǎn)甲烷菌的活性，導(dǎo)致SCFAs的消耗量較少，所以在反應(yīng)后期2#反應(yīng)組SCFAs含量顯著大于1#反應(yīng)組.

3#反應(yīng)組SCFAs質(zhì)量濃度值很小，最大質(zhì)量濃度僅為313.35 mg/L，遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于1#和2#反應(yīng)組的SCFAs質(zhì)量濃度，原因在于過高的pH值對(duì)微生物的活性產(chǎn)生抑制，破壞了微生物的生存環(huán)境［30］，不但使產(chǎn)酸菌的生長(zhǎng)繁殖受到抑制，而且其數(shù)量上也受到影響［23］，造成產(chǎn)酸菌的產(chǎn)酸作用較弱，導(dǎo)致產(chǎn)酸量較少.由此發(fā)現(xiàn)，強(qiáng)堿預(yù)處理后堿性發(fā)酵更加有利于SCFAs的積累.

研究發(fā)現(xiàn)，反硝化過程中優(yōu)先利用乙酸作為碳源，其次是丁酸和丙酸［31］，因此考察了不同堿性強(qiáng)度發(fā)酵對(duì)乙酸質(zhì)量濃度的影響.由圖6可知，乙酸的變化規(guī)律和SCFAs變化規(guī)律基本一致.1#反應(yīng)組乙酸質(zhì)量濃度隨發(fā)酵時(shí)間先增大后減少，在發(fā)酵第6天達(dá)到最大值692.80 mg/L.2#反應(yīng)組乙酸質(zhì)量濃度隨發(fā)酵時(shí)間先增大后保持基本不變，其最大質(zhì)量濃度為853.14 mg/L，較1#反應(yīng)組乙酸質(zhì)量濃度提高23%.3#反應(yīng)組的乙酸質(zhì)量濃度雖然不斷增大，但其實(shí)際值很低，最大值為141.18 mg/L，僅是1#反應(yīng)組的20.37%.發(fā)酵后期，各反應(yīng)組的ρ（乙酸）/ρ（SCFAs）大小關(guān)系為:3#＞2#＞1#，即強(qiáng)堿條件提高了SCFAs中乙酸的百分比，但3#反應(yīng)組的SCFAs和乙酸產(chǎn)量均很低，研究其 ρ（乙酸）/ρ（SCFAs）的意義不大.發(fā)酵后期2#反應(yīng)組ρ（乙酸）/ρ（SCFAs）大于1#反應(yīng)組，原因可能在于:一方面強(qiáng)堿預(yù)處理1 d促進(jìn)了污泥的水解過程，蛋白質(zhì)和多糖的釋放量增加，為產(chǎn)酸菌提供了更多的產(chǎn)酸基質(zhì)；另一方面可能是強(qiáng)堿預(yù)處理1 d促進(jìn)了發(fā)酵過程中二碳以上的有機(jī)酸向乙酸的轉(zhuǎn)化.

為驗(yàn)證強(qiáng)堿性條件（pH=12）抑制了產(chǎn)甲烷菌的活性，發(fā)酵結(jié)束后，對(duì)發(fā)酵后污泥中的微生物進(jìn)行了乙酸鈉消耗試驗(yàn)，結(jié)果如圖7所示.在6 h的反應(yīng)時(shí)間內(nèi)，3#反應(yīng)組的乙酸鈉質(zhì)量濃度基本保持不變，表明3#反應(yīng)組中產(chǎn)甲烷菌活性基本喪失.1#和2#反應(yīng)組乙酸鈉的消耗量與反應(yīng)時(shí)間均表現(xiàn)出很好的線性關(guān)系（R2＞0.98），但1#反應(yīng)組的乙酸消耗速率是2#反應(yīng)組的2.69倍，可知2#反應(yīng)組的剩余污泥經(jīng)過強(qiáng)堿處理1 d后，產(chǎn)甲烷菌的活性受到了很大的抑制，對(duì)乙酸的消耗速率減弱.

3　結(jié)論

1）相比單純堿性發(fā)酵，單純強(qiáng)堿性發(fā)酵和先強(qiáng)堿（pH=12）預(yù)處理1 d再堿性（pH=10）發(fā)酵對(duì)剩余污泥水解過程的促進(jìn)作用更顯著，強(qiáng)化了微生物融胞作用，SCOD、DNA、蛋白質(zhì)和多糖釋放量均顯著高于單純堿性發(fā)酵.

2）與單純強(qiáng)堿發(fā)酵和單純堿性發(fā)酵相比，強(qiáng)堿（pH=12）預(yù)處理1 d后再堿性（pH=10）發(fā)酵不僅為產(chǎn)酸菌提供豐富的酸化基質(zhì)進(jìn)行產(chǎn)酸，保證酸化菌的活性，同時(shí)對(duì)產(chǎn)甲烷菌也起到一定的抑制作用，因此提高了發(fā)酵系統(tǒng)中SCFAs的積累量.

3）與單純強(qiáng)堿發(fā)酵和單純堿性發(fā)酵相比，強(qiáng)堿（pH=12）預(yù)處理1 d后再堿性（pH=10）發(fā)酵不僅提高了發(fā)酵液SCFAs中的乙酸含量，同時(shí)增加了SCFAs中乙酸的百分比.

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（責(zé)任編輯 張 蕾）

Effect of Super-alkali Pretreatment and Alkaline Intensity on the Waste Activated Sludge Fermentation

PENG Yongzhen，XING Liqun，JIN Baodan，WANG Shuying
（Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering，Engineering Research Center of Beijing for Nitrogen and Phosphorus Removal and Process Control，Beijing University of Technology，Beijing 100124，China）

In order to improve the sludge fermentation performance and increase the short chain fatty acid （SCFAs）production，the influence of different basicity（alkaline pH=10，super-alkaline pH=12 and super-alkali pretreatment pH=12 alkaline pH=10）on WAS hydrolysis acidification was studied at 25℃.The results showed that the super-alkaline fermentation and super-alkali pretreatment-alkali fermentation could improve the production of SCOD，DNA，protein and polysaccharide compared with alkaline fermentation，which provided abundant acidification substance for acidification bacteria.It also found that the activity of acidification bacteria was inhibited in the super-alkaline fermentation，which led to the lower SCFAs production than other conditions.However，the SCFAs and acetic acid were enhanced significantly in the super-alkali pretreatment alkali fermentation，which increased by 20.00%and 23.00%respectively compared with the alkaline fermentation.Obviously，the super-alkali pretreatment alkali fermentation was more conducive to WAS anaerobic fermentation to producing acid.

waste activated sludge；short chain fatty acids；anaerobic fermentation；alkaline intensity

X 703

A

0254-0037（2016）02-0277-08

10.11936/bjutxb2015050070

2015-05-24

住建部2014年科學(xué)技術(shù)項(xiàng)目計(jì)劃（2014-k7-022）

彭永臻（1949—），男，教授，主要從事污水處理與過程控制、脫氮除磷方面的研究，E-mail:pyz@bjut.edu.cn