草本植物添加對(duì)脂肽強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)短鏈揮發(fā)性脂肪酸的影響*

江興龍

(蕪湖機(jī)械工程學(xué)校,安徽 蕪湖 241200)

草本植物添加對(duì)脂肽強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)短鏈揮發(fā)性脂肪酸的影響*

江興龍

(蕪湖機(jī)械工程學(xué)校,安徽 蕪湖 241200)

脂肽可以強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)短鏈揮發(fā)性脂肪酸(SCFA)，但污泥本身固有C/N過低限制了SCFA的產(chǎn)生量。向污泥厭氧發(fā)酵體系中添加草本植物以提高發(fā)酵基質(zhì)的C/N，結(jié)果表明草本植物的添加有助于強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵的水解和酸化過程，發(fā)酵基質(zhì)最佳C/N為20∶1(質(zhì)量比)，此時(shí)厭氧發(fā)酵體系溶解性化學(xué)需氧量(SCOD)最大值為6 564mg/L，SCFA的最大積累量為423mg/g(以單位干質(zhì)量揮發(fā)性懸浮顆粒物中的COD質(zhì)量計(jì)，下同)，顯著高于污泥單獨(dú)厭氧發(fā)酵體系(SCOD最大值為1 352mg/L，SCFA的最大積累量為248mg/g)。機(jī)制分析表明，適宜的C/N可以為厭氧微生物提供良好的生長(zhǎng)環(huán)境進(jìn)而促進(jìn)蛋白質(zhì)和多糖的溶出，強(qiáng)化酸化過程中關(guān)鍵酶的活性，但對(duì)甲烷累積產(chǎn)量卻沒有明顯影響，因此有助于SCFA的積累。

厭氧 微生物 草本植物 短鏈揮發(fā)性脂肪酸

Abstract: Lipopeptide can enhance the production of short chain volatile fatty acids (SCFA) from anaerobic fermentation of sludge,but the inherent C/N ratio of sludge limits the amount of produced SCFA. Herbal plant was added into sludge fermentation system to improve the C/N ratio of fermentation substrate. The results showed the addition of herbal plant could help to enhance the hydrolysis and acidification processes of sludge anaerobic fermentation,and the optimum C/N ratio of fermentation substrate was 20∶1 (mass ratio). At this time,the maximum soluble chemical oxygen demand (SCOD) of the anaerobic fermentation system was 6 564 mg/L,and the maximum accumulation of SCFA was 423 mg/g (COD in mass per unit dry mass volatile suspended solids),which were significantly higher than those (SCOD maximum of 1 352 mg/L,SCFA maximum accumulation of 248 mg/g) from sludge anaerobic fermentation system alone. The mechanism analysis showed that the suitable C/N ratio could provide a good growth environment for anaerobic microorganisms and promote the dissolution of proteins and polysaccharides,strengthen the activity of key enzymes in the acidification process,but had no significant impact on the cumulative yield of methane,thus contributing to the accumulation of SCFA.

Keywords: anaerobic; microorganism; herbal plants; short chain volatile fatty acid

污水生物除磷技術(shù)是控制水體富營(yíng)養(yǎng)化的有效措施，該工藝主要依賴污泥中富集的聚磷菌在厭氧期釋放磷酸鹽并吸收水體中短鏈揮發(fā)性脂肪酸(SCFA)，在隨后的好氧期超量吸收磷酸鹽并通過排泥的方式實(shí)現(xiàn)污水生物除磷[1-2]。水體中碳源含量是影響生物除磷的關(guān)鍵因素，據(jù)報(bào)道去除1 mg磷酸鹽需要6～9 mg SCFA，然而污水處理廠進(jìn)水中SCFA嚴(yán)重不足，影響生物除磷效率[3]。

污水處理過程中會(huì)產(chǎn)生大量污泥，污泥中含有豐富的有機(jī)物，如蛋白質(zhì)和多糖等[4-5]，將污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)SCFA不僅可實(shí)現(xiàn)污泥的減量化、資源化，還可解決污水處理廠進(jìn)水SCFA不足的問題[6]。污泥厭氧發(fā)酵一般由3個(gè)連續(xù)的生物化學(xué)反應(yīng)(水解、酸化和甲烷化)組成。微生物表面富集的胞外聚合物(EPS)和細(xì)胞壁嚴(yán)重限制了胞內(nèi)有機(jī)物的釋放和利用，進(jìn)而水解階段是污泥厭氧發(fā)酵的限速步驟[7-8]。因此，很多預(yù)處理手段如超聲、微波、臭氧氧化、添加表面活性劑等被用于強(qiáng)化污泥EPS的破碎和細(xì)胞的溶解，其中生物表面活性劑由于強(qiáng)化效率高，對(duì)環(huán)境無污染等特性而備受研究學(xué)者的關(guān)注。脂肽是生物表面活性劑中的一種，脂肽能夠促進(jìn)污泥絮體的溶解并且能夠有效抑制產(chǎn)甲烷古菌的活性，進(jìn)而促進(jìn)SCFA的積累[9-11]。

表1 污泥的基本性質(zhì)

污泥中的主要成分為蛋白質(zhì)和碳水化合物，其C/N(質(zhì)量比，下同)約為7∶1，而適合厭氧發(fā)酵微生物的C/N一般在20∶1～30∶1[12]。鑒于污泥固有C/N過低，污泥單獨(dú)厭氧發(fā)酵的殘余中還存在大量蛋白質(zhì)，因此向污泥發(fā)酵體系中添加含碳量較高的有機(jī)質(zhì)是促進(jìn)污泥厭氧發(fā)酵的一種可行方法。餐廚垃圾常被用于強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵，然而餐廚垃圾中含有的高鹽度和高油脂會(huì)嚴(yán)重抑制厭氧微生物的生長(zhǎng)速率和關(guān)鍵酶的活性。草本植物是一種富含碳的物質(zhì)，在季節(jié)性收割后被認(rèn)為是一種生物固體廢物[13]，應(yīng)用草本植物調(diào)質(zhì)污泥以強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)SCFA的研究目前未見報(bào)道。因此，本研究在序批式反應(yīng)器中探究了草本植物對(duì)污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)SCFA的影響，并探究了其影響機(jī)制。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

本研究中所采用的污泥為當(dāng)?shù)啬澄鬯幚韽S初沉池和二沉池的混合污泥，該污水處理廠所采用的工藝為氧化溝工藝。污泥取回后在實(shí)驗(yàn)室首先過篩(0.6 mm×0.6 mm)，去掉大顆粒無機(jī)物后的污泥放置在4 ℃的冰箱內(nèi)貯存24 h，去掉上清液，污泥的基本性質(zhì)如表1所示。

脂肽購(gòu)上海某生物制藥有限公司，呈粉末狀，易溶于水。

本研究中草本植物為牛尾巴草，秋季收割牛尾巴草后將其曬干用粉碎機(jī)粉碎至直徑小于1 mm的粉末狀。單位干質(zhì)量草本植物中的基本組成如下：纖維素41.0%±3.2%(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)，半纖維素19.0%±1.8%，木質(zhì)素17.0%±2.1%。

1.2 草本植物對(duì)污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)SCFA的影響

在5個(gè)有效體積為1.0 L的厭氧反應(yīng)器(記為1#～5#)中進(jìn)行污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)SCFA實(shí)驗(yàn)。先向1#反應(yīng)器中投加0.8 L污泥，向2#～4#反應(yīng)器中投加不同比例的污泥和草本植物混合漿液0.8 L，控制混合漿中C/N分別為10∶1、20∶1、30∶1，向5#反應(yīng)器中投加草本植物與蒸餾水(質(zhì)量比為2∶1)的混合漿液0.8 L。然后向1#～4#反應(yīng)器中投加0.2 g/L脂肽以強(qiáng)化污泥的水解過程。通過人工添加2.0 mol/L NaOH或2.0 mol/L HCl的方式控制各反應(yīng)器初始pH為7.0，反應(yīng)過程不再控制pH。反應(yīng)過程中攪拌器的轉(zhuǎn)速為150 r/min，待發(fā)酵基質(zhì)投加完畢后，充氮?dú)?5 min排出反應(yīng)器內(nèi)的空氣，保證嚴(yán)格厭氧環(huán)境，反應(yīng)溫度控制在中溫環(huán)境下(32 ℃)。

1.3 分析方法

TSS、VSS、溶解性COD(SCOD)的測(cè)定參照文獻(xiàn)[14]；纖維素和半纖維素的檢測(cè)方法詳見文獻(xiàn)[15]；蛋白質(zhì)采用Lowry試劑法測(cè)定[16]；碳水化合物采用苯酚硫酸法測(cè)定[17]，分別以牛血清白蛋白(BSA)、葡萄糖為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)；pH采用Multi340i型便攜式多功能水質(zhì)分析儀測(cè)定(德國(guó)WTW)；相關(guān)酶活性的測(cè)定詳見文獻(xiàn)[18]。SCFA采用7890氣相色譜(GC)儀測(cè)定(美國(guó)Agilent)，操作條件：高純H2作為載氣；進(jìn)樣口氣化溫度為250 ℃，采用分流模式進(jìn)樣，分流比為1∶1；初始爐溫70 ℃，維持0 min，然后以25 ℃/min的速度升溫至170 ℃，停留2 min；FID檢測(cè)器溫度300 ℃，載氣流量為45 mL/min，空氣流量為450 mL/min。實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)均為3次平行測(cè)定的平均值。

2 結(jié)果與討論

2.1 草本植物對(duì)水解過程的影響

污泥厭氧發(fā)酵首先要經(jīng)過有機(jī)物的水解過程，水解反應(yīng)是污泥厭氧消化過程的限速步驟，污泥外包裹的EPS和細(xì)胞壁限制了胞內(nèi)有機(jī)質(zhì)的釋放。有機(jī)物的水解反應(yīng)一般可以包括2個(gè)方面：(1)固態(tài)有機(jī)物逐步轉(zhuǎn)為液態(tài)，提高了SCOD的含量，進(jìn)而為后續(xù)污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸提高發(fā)酵基質(zhì)；(2)液態(tài)中大分子有機(jī)物逐漸轉(zhuǎn)化為小分子有機(jī)物，如大分子的蛋白質(zhì)轉(zhuǎn)化為多肽、二肽以及氨基酸，碳水化合物轉(zhuǎn)化為多糖或單糖等。為考查草本植物對(duì)水解過程的影響，對(duì)各反應(yīng)器厭氧發(fā)酵過程中SCOD含量進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果見圖1。

由圖1可見，5個(gè)反應(yīng)器中SCOD的含量隨發(fā)酵時(shí)間的延長(zhǎng)呈現(xiàn)出先上升后下降的趨勢(shì)，1#反應(yīng)器為污泥單獨(dú)發(fā)酵，SCOD的最大值出現(xiàn)在第5天，為1 352 mg/L。當(dāng)草本植物添加到污泥中后，污泥厭氧發(fā)酵過程中SCOD含量顯著提高。2#反應(yīng)器、3#反應(yīng)器SCOD的最大值分別提高到4 956、6 564 mg/L。然而繼續(xù)提高草本植物添加量，SCOD含量開始下降。4#反應(yīng)器中SCOD的最大值下降至5 510 mg/L，5#反應(yīng)器中SCOD的最大值不足2 000 mg/L。可見，適當(dāng)提高發(fā)酵基質(zhì)中C/N有助于強(qiáng)化水解過程，C/N升高能夠?yàn)閰捬跷⑸锾峁┻m宜的生存環(huán)境進(jìn)而提高了微生物的生長(zhǎng)速率和活性，但過高的C/N易造成系統(tǒng)崩潰，導(dǎo)致厭氧發(fā)酵過程中SCOD的含量降低。

圖1 厭氧發(fā)酵過程中SCOD的變化Fig.1 Variation of SCOD during anaerobic fermentation process

2.2 草本植物對(duì)溶解蛋白質(zhì)和溶解性多糖的影響

溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖是污泥中重要的有機(jī)質(zhì)，其含量變化同樣能夠反映污泥的水解過程。表2為各反應(yīng)器厭氧發(fā)酵過程中溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖的變化。由表2可見，各反應(yīng)器中溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖均呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)，這是因?yàn)閰捬醢l(fā)酵初期，污泥和草本植物中的蛋白

質(zhì)和多糖逐漸被溶解，使體系內(nèi)溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖含量增加，而在后期的發(fā)酵過程中，體系內(nèi)的溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖被利用生成了SCFA，含量逐漸下降。1#反應(yīng)器污泥單獨(dú)發(fā)酵時(shí)，溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖在第5天的質(zhì)量濃度最高，分別為(692±19)、(269±9) mg/L，而當(dāng)草本植物添加到厭氧發(fā)酵體系后，溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖的含量顯著上升。2#反應(yīng)器、3#反應(yīng)器、4#反應(yīng)器中溶解性蛋白質(zhì)的最大值分別為(2 361±235)、(2 514±264)、(2 397±214) mg/L，分別是1#反應(yīng)器的3.4、3.6、3.5倍。5#反應(yīng)器溶解性蛋白質(zhì)的最大值僅為(591±13) mg/L，說明沒有微生物作用下，草本植物單獨(dú)厭氧發(fā)酵的水解程度較弱。溶解性多糖在厭氧發(fā)酵過程中也呈現(xiàn)出相同的變化趨勢(shì)。上述實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，草本植物的添加強(qiáng)化了蛋白質(zhì)和多糖的溶解過程，溶解性有機(jī)物含量的升高為后續(xù)產(chǎn)酸菌提供了更多的發(fā)酵基質(zhì)。適宜的C/N有助于提高水解細(xì)菌活性，釋放水解酶進(jìn)而促進(jìn)顆粒狀蛋白質(zhì)和多糖向溶解狀態(tài)轉(zhuǎn)化。

2.3 草本植物對(duì)SCFA積累量的影響

各反應(yīng)器厭氧發(fā)酵過程中SCFA的積累情況如圖2所示。由圖2可見，C/N對(duì)SCFA的積累具有較大影響，1#反應(yīng)器污泥單獨(dú)發(fā)酵時(shí)，SCFA積累量呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)，并且在第8天達(dá)到最大值248 mg/g(以單位干質(zhì)量VSS中的COD質(zhì)量計(jì))。5#反應(yīng)器草本植物單獨(dú)發(fā)酵時(shí)，SCFA的積累量較小，最大積累量出現(xiàn)在第6天，為150 mg/g。2#反應(yīng)器、3#反應(yīng)器、4#反應(yīng)器的SCFA最大積累量分別為341、423、382 mg/g，顯著高于污泥和草本植物單獨(dú)發(fā)酵時(shí)SCFA的積累量。上述實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，添加草本植物能夠提高污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)SCFA，且發(fā)酵底物最佳C/N為20∶1。URBANIEC等[19]研究表明，C/N在20∶1至30∶1內(nèi)有助于產(chǎn)酸菌生長(zhǎng)并能夠提高酸化細(xì)菌的活性。本研究表明在脂肽的作用下，C/N為20∶1時(shí)酸化效果更好，產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因可能是由于過高碳含量限制了酸化細(xì)菌對(duì)發(fā)酵底物的利用。

表2 厭氧發(fā)酵過程中溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖的變化

圖2 厭氧發(fā)酵過程中的SCFA積累量Fig.2 SCFA accumulation during anaerobic fermentation process

發(fā)酵時(shí)間是實(shí)際工程運(yùn)行中的一個(gè)重要參數(shù)，污泥單獨(dú)發(fā)酵達(dá)到最大SCFA積累量時(shí)的發(fā)酵時(shí)間為8 d，而投加草本植物后，最佳發(fā)酵時(shí)間均縮減到6 d，可見草本植物有助于提高混合發(fā)酵厭氧產(chǎn)酸的效率，而在實(shí)際工程中有助于縮小反應(yīng)容器體積，減少設(shè)備投資。

2.4 草本植物對(duì)SCFA組分的影響

本研究中SCFA主要包含乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸和正戊酸6種小分子有機(jī)酸。SCFA的組分對(duì)SCFA的后續(xù)利用有直接關(guān)系。研究表明，乙酸有助于生物脫氮，而丙酸有助于生物除磷。圖3為各反應(yīng)器厭氧發(fā)酵過程中SCFA組分的變化。由圖3可見，各反應(yīng)器中均為乙酸和丙酸含量最大。1#反應(yīng)器污泥單獨(dú)發(fā)酵時(shí)，乙酸占SCFA的質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá)45%，這與ZHAO等[20]研究結(jié)果相似。當(dāng)草本植物投加至反應(yīng)體系后，乙酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)略有下降而丙酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸提高。2#反應(yīng)器、3#反應(yīng)器、4#反應(yīng)器中，丙酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為34%、36%、39%。5#反應(yīng)器草本植物單獨(dú)發(fā)酵時(shí)，丙酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)最大?？梢?，草本植物添加量對(duì)污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的SCFA組分具有一定影響。

圖3 厭氧發(fā)酵后的SCFA組分Fig.3 Composition of SCFA after anaerobic fermentation process

2.5 草本植物對(duì)產(chǎn)甲烷過程的影響

在污泥厭氧發(fā)酵過程中，酸化積累的SCFA會(huì)被產(chǎn)甲烷古菌進(jìn)一步利用消耗產(chǎn)生甲烷，草本植物添加到污泥中將提高發(fā)酵基質(zhì)中含碳量，故對(duì)甲烷產(chǎn)量也有一定影響。草本植物投加量對(duì)污泥厭氧發(fā)酵甲烷積累量的影響見圖4。

圖4 草本植物投加量對(duì)污泥厭氧發(fā)酵甲烷積累量的影響Fig.4 Effect of herb dosage on methane accumulation during anaerobic fermentation of sludge

由圖4可見，1#反應(yīng)器污泥單獨(dú)發(fā)酵時(shí)，發(fā)酵結(jié)束后甲烷的積累量為236 mL，2#反應(yīng)器、3#反應(yīng)器、4#反應(yīng)器中增加了不同比例的草本植物，發(fā)酵基質(zhì)的C/N分別提高到10∶1、20∶1、30∶1，而發(fā)酵結(jié)束后甲烷積累量分別為245、265、278 mL，與1#反應(yīng)器相比甲烷積累量稍有提高但提高不顯著。分析原因，可能與1#～4#反應(yīng)器中投加0.2 g/L脂肽有關(guān)，脂肽對(duì)產(chǎn)甲烷古菌的活性具有一定的抑制作用，可以避免SCFA的消耗。

2.6 關(guān)鍵酶活性檢測(cè)

污泥厭氧發(fā)酵是生物化學(xué)作用，整個(gè)發(fā)酵過程由幾種關(guān)鍵酶調(diào)控。其中，蛋白酶和α-葡萄糖苷酶與蛋白質(zhì)和多糖的水解及乙酸的生成密切相關(guān)，乙酸激酶及磷酸轉(zhuǎn)乙酰酶與乙酸的生成有關(guān)。以1#反應(yīng)器污泥單獨(dú)發(fā)酵時(shí)各種酶的活性為基準(zhǔn)，其他厭氧發(fā)酵體系中各種關(guān)鍵酶活性與其對(duì)應(yīng)的比例為相對(duì)活性，各反應(yīng)器厭氧發(fā)酵過程中關(guān)鍵酶的相對(duì)活性計(jì)算結(jié)果見圖5。

圖5 各反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)期關(guān)鍵酶活性的比較Fig.5 Comparison of the key enzyme activities during the stable operation of each reactor

由圖5可見，草本植物的添加有助于污泥厭氧發(fā)酵體系中關(guān)鍵酶活性的提高，2#反應(yīng)器、3#反應(yīng)器、4#反應(yīng)器中各種關(guān)鍵酶的相對(duì)活性均大于100%，其中3#反應(yīng)器幾種關(guān)鍵酶的相對(duì)活性均為最高，與圖2中SCFA積累量結(jié)果相一致，說明污泥厭氧發(fā)酵體系基質(zhì)C/N宜為20∶1。

3 結(jié) 論

草本植物的添加有助于提高污泥厭氧發(fā)酵機(jī)制的C/N，從而在脂肽強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵過程中促進(jìn)水解和酸化過程，發(fā)酵基質(zhì)最佳C/N為20∶1，此時(shí)厭氧發(fā)酵體系SCOD最大值為6 564 mg/L，SCFA的最大積累量為423 mg/g，顯著高于污泥單獨(dú)厭氧發(fā)酵體系(SCOD最大值為1 352 mg/L，SCFA的最大積累量為248 mg/g)。機(jī)制分析表明，適宜的C/N可以為厭氧微生物提供良好的生長(zhǎng)環(huán)境進(jìn)而促進(jìn)蛋白質(zhì)和多糖的溶出，強(qiáng)化酸化過程中關(guān)鍵酶的活性，但對(duì)甲烷累積產(chǎn)量卻沒有明顯影響，因此有助于SCFA的積累。

[1] MINO T,VAN LOOSDRECHT M C M,HEIJNEN J J.Microbiology and biochemistry of the enhanced biological phosphate removal process[J].Water Research,1998,32(11):3193-3207.

[2] CHEN Y G,RANDALL A A,MCCUE T.The efficiency of enhanced biological phosphorus removal from real wastewater affected by different ratios of acetic to propionic acid[J].Water Research,2004,38(1):27-36.

[3] PITMAN A R,L?TTER L H,ALEXANDER W V,et al.Fermentation of raw sludge and elutriation of resultant fatty acids to promote excess biological phosphorus removal[J].Water Science and Technology,1992,25(4/5):185-194.

[4] 傅木星,張礪彥,蘇泱洲,等.不同預(yù)處理方法對(duì)剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)氫的影響[J].安全與環(huán)境學(xué)報(bào),2015,15(1):45-50.

[5] 程偉鳳,李慧,楊艷琴,等.城市污泥厭氧發(fā)酵殘?jiān)鼰峤庵苽渖锾考捌涞孜窖芯縖J].化工學(xué)報(bào),2016,67(4):1541-1548.

[6] 劉曄,王淑瑩,袁悅,等.剩余污泥厭氧發(fā)酵混合物提高低C/N污水處理效果[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2016,32(8):206-211.

[7] WONG Y M,WU T Y,JUAN J C.A review of sustainable hydrogen production using seed sludge via dark fermentation[J].Renewable and Sustainable Energy Reviews,2014,34:471-482.

[8] LEE W S,CHUA A S M,YEOH H K,et al.A review of the production and applications of waste-derived volatile fatty acids[J].Chemical Engineering Journal,2014,235:83-99.

[9] 王慧琴,李鳳麗.脂肽強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)短鏈揮發(fā)性脂肪酸的研究[J].環(huán)境污染與防治,2016,38(4):51-55.

[10] 吳至成,吳琳.pH對(duì)生物表面活性劑脂肽強(qiáng)化剩余污泥厭氧水解酸化的影響[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào),2016,10(7):3830-3834.

[11] VECINO X,RODRGUEZ LPEZ L,CRUZ J M,et al.Sewage sludge polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) decontamination technique based on the utilization of a lipopeptide biosurfactant extracted from corn steep liquor[J].Journal of Agricultural and Food Chemistry,2015,63(32):7143-7150.

[12] WU Q L,GUO W Q,ZHENG H S,et al.Enhancement of volatile fatty acid production by co-fermentation of food waste and excess sludge without pH control: the mechanism and microbial community analyses[J].Bioresource Technology,2016,216:653-660.

[13] DAI X H,LI X S,ZHANG D,et al.Simultaneous enhancement of methane production and methane content in biogas from waste activated sludge and perennial ryegrass anaerobic co-digestion: the effects of pH and C/N ratio[J].Bioresource Technology,2016,216:323-330.

[14] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》編委會(huì).水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M].4版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,2002.

[15] MA Z Q,CHEN D Y,GU J,et al.Determination of pyrolysis characteristics and kinetics of palm kernel shell using TGA-FTIR and model-free integral methods[J].Energy Conversion and Management,2015,89:251-259.

[16] LOWRY O H,ROSEBROUGH N J,FARR A L,et al.Protein measurement with the Folin phenol reagent[J].Journal of Biological Chemistry,1951,193(1):265-275.

[17] MASUKO T,MINAMI A,IWASAKI N,et al.Carbohydrate analysis by a phenol-sulfuric acid method in microplate format[J].Analytical Biochemistry,2005,339(1):69-72.

[18] L?TTER L H,VAN DER MERWE E H M.The activities of some fermentation enzymes in activated sludge and their relationship to enhanced phosphorus removal[J].Water Research,1987,21(11):1307-1310.

[19] URBANIEC K,BAKKER R R.Biomass residues as raw material for dark hydrogen fermentation - a review[J].International Journal of Hydrogen Energy,2015,40(9):3648-3658.

[20] ZHAO J W,WANG D B,LI X M,et al.Free nitrous acid serving as a pretreatment method for alkaline fermentation to enhance short-chain fatty acid production from waste activated sludge[J].Water Research,2015,78:111-120.

Effectsofherbalplantsadditionontheproductionofshortchainvolatilefattyacidsfromsludgeanaerobicfermentationenhancedbylipopeptide

JIANGXinglong.

(WuhuMachineEngineeringSchool,WuhuAnhui241200)

*全國(guó)農(nóng)業(yè)職業(yè)教育“十三五”科研課題(No.2016-135-Y-181)。

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.09.018

2016-12-26)

作者：江興龍，男，1964年生，本科，副教授，主要從事新農(nóng)村建設(shè)、農(nóng)村環(huán)境污染防治工作。