基質投加方式對污泥堿性發酵性能的影響

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）

基質投加方式對污泥堿性發酵性能的影響

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）

為了研究低溫條件（15±2）℃下投加方式對剩余污泥堿性發酵的影響，將剩余污泥分別在NaOH、KOH、Ca（OH）2和混合堿（Ca（OH）2和KOH） 4種堿性（pH=10±0.2）系統中進行發酵，并在系統穩定后依次改變污泥投加方式（1次投加污泥、平均2次投加和平均3次投加），分別對發酵體系的剩余污泥溶液化、溶解性蛋白質、溶解性多糖、揮發性脂肪酸（SCFAs）和關鍵酶（水解酶和輔酶420（F420））進行研究.研究發現，4種堿性發酵體系中，不同投加方式對剩余污泥的水解和酸化性能具有顯著的影響，其中SCOD隨著污泥投加次數的增加略有減小，但是發酵液中可溶性的蛋白質和多糖有增加趨勢.水解酶活性隨著污泥投加次數的增加而降低，但是在NaOH和KOH發酵體系中，輔酶420隨著投加次數的增加而增大，混合堿發酵體系中其活性基本不變，而在Ca（OH）2發酵體系中其活性則降低.NaOH、KOH和混合堿發酵體系產酸能力隨投加次數的增加而下降，但是Ca（OH）2發酵體系酸化能力則先增大后少量降低，由此發現，Ca（OH）2發酵體系水解及產酸能力較為穩定，同時該體系中乙酸/SCFAs最大，高于其他發酵體系的10%左右.

堿性發酵；投加方式；水解酶；輔酶420；堿類型

碳源短缺是當前城市污水處理廠亟待解決的關鍵問題之一，低C/N污水導致以活性污泥工藝為主的城市污水處理廠脫氮除磷效果較差，而且同時產生大量較難處理處置的剩余污泥，兩者長期困擾著城市污水處理廠的運行.據統計，日本的工業材料中剩余污泥約占47%［1］，而在城市污水處理廠中，剩余污泥處理費用占污水處理廠的25%～60%［2］，剩余污泥中含有大量的有機物質（蛋白質和多糖等），厭氧發酵能將剩余污泥中的大量的有機物質釋放到發酵液中，進一步將其轉化為可揮發性短鏈脂肪酸（SCFAs）［3］.SCFAs是生物處理過程的優質碳源，特別是乙酸和丙酸［4］.通過污泥厭氧發酵不僅可解決污水處理廠碳源短缺問題，同時能夠解決污泥處理處置問題.污泥發酵分為水解、酸化和產甲烷3個階段，其中水解是污泥發酵的限制性步驟［5-6］，同時產甲烷菌能夠利用酸化產物進行產甲烷反應［7］，因此，如何促進污泥水解及抑制產甲烷菌生長是污泥發酵產酸的關鍵.研究發現，堿性條件下污泥厭氧發酵能夠大幅度的增大污泥水解速率和抑制產甲烷菌生長［8］，適當提高溫度能夠促進剩余污泥發酵產酸［9］，其中NaOH、KOH、Ca（OH）2等堿類型的污泥發酵研究較多［9-10］，但均以中溫及一次性投加基質方式為主，而實際污水處理工藝中運行溫度和剩余污泥產量是不同的，因此僅以一次投加基質為污泥發酵方式是不全面的.

本文研究低溫條件下（15℃）污泥投加方式對剩余污泥堿性發酵的影響，采用NaOH、KOH、Ca（OH）2及混合堿（KOH；Ca（OH）2=0.3：0.7）調節pH值，同時在發酵系統啟動成功后改變污泥投加方式，探討不同投加方式對污泥厭氧發酵水解酸化性能及關鍵酶（水解酶和F420）活性的影響.

1 材料與方法

1.1 污泥來源及試驗裝置

本試驗使用的發酵污泥來自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.

試驗反應器材料為有機玻璃，總體積為3.5L，有效容積為3.0L，內設置轉子及pH值探頭，采用磁力攪拌器進行勻速攪拌，控制轉速為750r/min，反應溫度為（15±2）℃.該裝置采用密封圈密封，以保證厭氧環境，同時在裝置頂部設置取樣口、加藥口及加泥口，中部設置排泥口，底部設置放空口.

1.2 試驗方法

污泥及水溶液性質如表1，分別取3L濃縮后剩余污泥投加至1號、2號、3號、4號反應器中，同時分別向1～4號反應投加NaOH（4mol/L）、KOH（4mol/L）、Ca（OH）2（2mol/L）及混合堿（KOH：Ca（OH）2=3：7， 2mol/L）調節pH值，控制調節pH=10±0.2，每2～3d取樣一次.

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

1.3 系統運行方式

表2 發酵系統運行方式Table 2 The operation mode of fermentation system

該反應器采用半連續流運行方式.啟動初期根據反應器中SCFAs含量變化來確定污泥齡，當SCFAs產量達到最大后，確定發酵系統中發酵污泥的污泥齡.為了保證4個發酵系統同步運行，以最大污泥齡為準，即SRT為10d，此時視為啟動成功.因此在發酵至第10d時開始每天排出適當成熟發酵污泥，同時投加等量的新鮮剩余污泥，并且維持pH值10±0.2（投加污泥及調節pH均在取樣測量后進行）.前一次投加污泥方式運行穩定后，則改變污泥投加方式，即前一次運行方式結束時間為下一次運行方式開始時間，該實驗共計41d，具體運行方式及條件如表2所示.

1.4 分析方法

SCOD、污泥濃度及可揮發性污泥濃度根據國標方法測定［11］.SCFAs采用Agilent 6890（色譜柱：DB-MAXETR）氣相色譜儀測定［12］.多糖采用硫酸-蒽酮分光光光度法測定［13］，蛋白質采用Lowry-folin試劑分光光度法測定［14］.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［15-16］，輔酶420采用異丙醇提取法測定［17］.

2 結果與討論

2.1 投加方式對污泥厭氧發酵水解的影響

2.1．1 投加方式對污泥厭氧發酵污泥溶液化的影響 污泥溶液化是污泥溶解、破碎并且釋放可溶性物質的過程，通常以SCOD含量作為衡量指標［18］.

由圖1可知，4個反應體系中污泥發酵產生的SCOD在反應初期迅速增長，以NaOH和KOH為堿劑（為強堿體系）的污泥發酵系統中SCOD產生量均在發酵5～7d達到最大值，而以Ca（OH）2和混合堿為堿劑（為中強堿體系）的污泥發酵系統中SCOD最大值則出現在9～10d，由此可見，低溫條件下中強堿體系污泥厭氧發酵的污泥齡大于中強堿發酵體系污泥齡，而且SCOD產生量遠小于強堿發酵體系.

同時由圖1發現，發酵系統穩定后，3種污泥投加方式下4種堿性（NaOH， KOH， Ca（OH）2，混合堿）發酵系統中平均SCOD濃度分別為Run1：473.20，496.96，353.82，392.85mg/gVSS；Run2：439. 14，417.96，287.69，360.07mg/gVSS；Run3：450.11，4 60.21，300.12，400.31mg/gVSS，由此可知，隨著投加次數的增加，發酵系統中SCOD略有減少.這是因為，隨著污泥投加次數的增加，剩余污泥在反應器內的堿作用時間及水解酸化時間變短，系統酸化性能降低或耗酸性增強，所以SCOD隨著投加次數的增加出現降低現象.3種投加方式中，NaOH、KOH、Ca（OH）2和混合堿發酵系統SCOD產量大小關系依次為NaOH＞KOH＞混合堿＞Ca（OH）2，這是因為二價堿條件作用下剩余污泥的水解能力小于一價堿條件［19］，而且在混合堿中由于Ca2+與蛋白質發生再絮凝反應，使細胞外的EPS結構更加穩定［20］，不利于細胞質的溶出，所以NaOH和KOH發酵系統中SCOD的產量顯著高于Ca（OH）2和混合堿發酵系統，由于混合堿中KOH的存在，使其發酵體系中SCOD的產量高于Ca（OH）2發酵體系.

圖1 投加方式對厭氧發酵污泥溶液化的影響Fig.1 The effect of adding method on the fermented sludge solubilization

2.1．2 投加方式對污泥厭氧發酵溶解性蛋白質和多糖釋放的影響 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［21-22］，總量約占EPS的80%左右［8］.同時研究發現，堿性條件能夠解離EPS中酸基基團，使其帶負電荷基團同電荷相斥，從而增強EPS中蛋白質和多糖的釋放率［23］.水解菌通過水解酶將蛋白質和多糖分解成氨基酸和單糖等物質，酸化菌則利用水解產物生成SCFAs，因此溶解性蛋白質和多糖是污泥厭氧酸化的關鍵物質［24-25］，由此也可知，水解是污泥厭氧發酵的限制步驟［7］.

圖2 投加方式對發酵系統中溶解性蛋白質和多糖的影響Fig.2 The effect of adding method on soluble protein and polysaccharide

由圖2a和圖2b可知，可溶性蛋白質和多糖變化與SCOD相似，發酵系統穩定后，3種投加方式下4種堿性系統中的蛋白質平均含量分別為：112.80， 124.26， 118.77mgCOD/gVSS（NaOH）；103.82， 114.61， 135.85mgCOD/gVSS（KOH）； 64.47，75.59， 58.97mgCOD/gVSS（Ca（OH）2）； 80.93，86.85， 106.45mgCOD/gVSS（混合堿）.多糖平均含量分別為：13.04， 13.28， 18.24mgCOD/gVSS（NaOH）； 10.69， 14.59， 23.07mgCOD/gVSS（KOH）；2.77， 4.33， 6.27mgCOD/gVSS（Ca（OH）2）； 6.49，10.34， 15.59mgCOD/gVSS（混合堿）.2次投加方式和3次投加方式較一次投加相比，蛋白質含量分別提高10.16%、5.28%（NaOH），10.38%、30.84%（KOH）， 17.25%、-8.53%%（Ca（OH）2），7.32%、31.53%（混合堿），多糖含量分別增加1.81%、39.80% （NaOH）， 36.42%、115.73% （KOH），56.48%、126.41% （Ca（OH）2）， 59.28%、140.22%（混合堿）.分析發現， NaOH、KOH和混合堿3種堿性發酵系統的可溶性蛋白質和多糖隨著投加次數的增加明顯增加，而Ca（OH）2發酵系統中的可溶性蛋白質和多糖均增加不明顯，這是因為隨著污泥投加次數的增加，發酵系統內的污泥齡縮短，長期短污泥齡淘洗使酸化菌數量較少和活性降低，從而利用可溶性蛋白質和多糖的能力降低，所以NaOH、KOH、Ca（OH）2及混合堿發酵系統中可溶性蛋白質和多糖含量隨著投加次數的增加而提高.NaOH和KOH污泥發酵系統產生的可溶性蛋白質和多糖含量均高于Ca（OH）2和混合堿條件，這是由于Na+和K+能夠與EPS的高價離子進行交換，從而使EPS結構變得疏松，有利于EPS的溶出［19］，但是Ca2+與EPS中的蛋白質再絮凝，使EPS結構更加穩定，不利于蛋白質和多糖的溶出［10］，所以在3種投加方式下可溶性蛋白質和多糖含量均為： NaOH＞KOH＞混合堿＞Ca（OH）2.

2.1．3 投加方式對水解酶活性的影響 蛋白質和多糖是剩余污泥中的主要成分，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［15］，因此，蛋白酶和α-葡萄糖苷酶可分別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，所以蛋白酶和α-葡萄糖苷酶在污泥厭氧發酵過程中起著重要作用.

由表3可知，隨著投加次數的增加，蛋白酶與α-葡萄糖苷酶活性降低，2次投加和3次投加與1次投加相比分別降低10%～20%，1%～2%.同時發現，在3種投加方式下，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［26］，即向外轉移底物越多，相關酶活性就越高.由圖2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.與Cadoret等［27］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.其他研究發現，干式厭氧發酵系統嗜中溫和嗜熱條件下的α-葡萄糖苷酶活性與蛋白酶活性有著顯著的差別［28］，由此發現，溫度對于水解酶活性具有顯著影響，特別是低溫條件下α-葡萄糖苷酶與蛋白酶活性差別更為明顯.4種發酵系統中，α-葡萄糖苷酶和蛋白酶含量有顯著地差別，NaOH、KOH和混合堿發酵系統中的α-葡萄糖苷酶和蛋白酶活性均高于Ca（OH）2發酵系統，由此可知強堿發酵系統中的水解酶活性高于中強堿發酵系統.強堿型發酵系統中較高的酶活性可能與底物相關，因為強堿條件下底物從污泥絮體內部向外轉移活動增強，從而促進酶的轉移，但是在中強堿系統中底物轉移活動相對較弱，所以NaOH和KOH條件下水解酶的活性均大于Ca（OH）2和混合堿條件.

表3 投加方式對發酵系統中水解酶活性的影響Table 3 The effect of adding method on hydrolase in the fermentation system

2.2 投加方式對污泥厭氧發酵產酸的影響

2.2．1 投加方式對SCFAs的影響 SCFAs是污泥厭氧發酵過程中酸化的終端產物，同時SCFAs作為生物處理工藝中的優質碳源受到廣泛關注.

圖3 投加方式對發酵系統中SCFAs的影響Fig.3 The effect of adding method on SCFAs

由圖3可知，不同投加方式條件下產生的SCFAs含量有明顯區別，而且SCFAs含量與堿類型也有密切的關系.NaOH， KOH， Ca（OH）2，混合堿4個發酵系統中SCFAs分別為Run1：350.50，273.85，174.70，191.94mgCOD/gVSS；Run2：293.16，261.79，223.21，171.45mgCOD/gVSS；Run3：210.44，215.59，183.87，175.04mgCOD/gVSS，由此發現，SCFAs產量隨著投加次數增加而降低，而且1次投加方式中SCFAs產量NaOH＞KOH＞混合堿＞Ca（OH）2，但是2次投加方式中SCFAs產量NaOH＞KOH＞Ca（OH）2＞混合堿，而且在3次投加方式下4個發酵系統中的SCFAs含量相近.2次投加和3次投加較1次投加相比，產酸變化分別為：-11.03%、-36.14%（NaOH），-4.39%、-21.28%（KOH），28.05%、5.48%（Ca（OH）2），-10.67%、-8.80%（混合堿）， NaOH、KOH和混合堿條件下SCFAs降低幅度較大，但是Ca（OH）2條件下均有增加，其中2次投加方式增加幅度最大為28.05%.在NaOH和KOH發酵系統中，分次投加產酸量降低的原因可能是：一方面，投加次數增加使系統內酸化菌的數量及活性降低，不利于SCFAs的生成；另一方面，發酵系統存在部分適堿環境的產甲烷菌［29］，由于頻繁的污泥投加使發酵系統內厭氧環境改變，，堿作用時間縮短，從而使產甲烷菌活性有所提高，如表3所示，進而加大SCFAs的消耗；第3方面，發酵系統中水解酶活性的降低，使酸化菌可用的酸化底物減少，從而導致SCFAs含量降低.相對于中強發酵系統，投加次數對于強堿發酵系統影響更為明顯，這可能是因為Ca2+具有一定緩沖作用，弱化了反應時間縮短對酸化菌數量和水解酶活性的影響.

2.2．2 投加方式對F420的影響 在污泥發酵系統中，產甲烷菌消耗酸化產物SCFAs生成CH4，導致產酸量下降，而堿性條件能夠明顯抑制產甲烷菌的生長［8］，但是仍有部分產甲烷菌能夠適應酸性或堿性［29-30］環境，所以雖然堿性發酵系統中產甲烷菌較少且活性較低，但是對于發酵系統中SCFAs產量的變化仍具有一定的研究意義.因此本研究以F420表征產甲烷菌活性，對于不同投加方式下4種發酵系統中F420進行研究.

表4 投加方式對發酵系統中F420活性的影響（×10-5μg/gVSS）Table 4 The effect of adding method on coenzyme 420 in the fermentation system （×10-5μg/gVSS）

圖4 投加方式對發酵系統中乙酸及乙酸/SCFAs比例的影響Fig.4 The effect of adding method on acetic acid and the proportion of acetic acid in SCFAs

由表4可知，在3種投加方式中，NaOH、KOH及混合堿發酵系統中F420的活性隨著投加方式的增加而增大，這可能與微生物的厭氧環境及堿作用時間有關.但是Ca（OH）2發酵系統中F420的活性隨著投加次數的增大而減小，這是因為：Ca2+是產甲烷菌生長的必要因素［31］，同時對于微生物之間的聚集也有顯著作用［32-33］，過量的Ca2+導致厭氧微生物降解有機物質時必要營養元素和緩沖能力的損失，增大其他生物量但減少產甲烷菌等特定物種的數量和活性［34-36］.研究發現，4種金屬離子中產甲烷菌最優生長濃度分別為：Ca2+約為200mg/L［37］，K+約為400mg/L［38］，Na+約為100～350mg/L［39-40］，產甲烷菌對Ca2+更加敏感，當Ca2+濃度在2500～4000mg/L時將對污泥厭氧消化產生影響［37］.而在此項研究中pH為10的情況下，Ca2+濃度約為400～600mg/L［41］明顯高于產甲烷菌最適生長濃度，因此Ca（OH）2發酵系統能夠更加有效的抑制產甲烷菌生長，但同時增大了發酵系統中其他微生物的數量，其中包括水解酸化菌.

2.2．3 投加方式對乙酸的影響 研究發現，反硝化過程中優先利用乙酸，其次是丁酸、丙酸和戊酸［42］.Chen［4］也發現乙酸和丙酸適宜作為脫氮除磷的有機碳源，因為發酵系統中丙酸和丁酸含量相對較低，所以本試驗著重研究投加方式對乙酸的影響.

由圖4可知，隨著投加次數的增加，乙酸的含量降低，可能有以下2方面原因；一方面，隨著投加次數的增加，系統的水解能力下降，酸化基質短缺，乙酸生成量減少；另一方面，乙酸是產甲烷菌最易利用碳源，而發酵系統中存在部分適應堿環境的產甲烷菌，使乙酸的消耗量增加.同時分析圖5可知， 3種投加方式條件下隨著投加次數增加乙酸占SCFAs比例略有提高，而且Ca（OH）2條件下發酵系統中乙酸在SCFAs中百分比大于其他條件下約為10%左右，可見Ca2+是有利于污泥堿性發酵系統中乙酸的積累.

3 結論

3.1 SCOD隨著投加次數的增加而略有減少；發酵液中的可溶性蛋白質和多糖隨著投加次數的增加而增大；SCFAs隨著投加次數增加而顯著降低，但是Ca（OH）2條件下卻有少量的增加.

3.2 NaOH， KOH，混合堿條件下水解酶活性均隨著投加次數的增加而減小，而且蛋白酶含量顯著大于α-葡萄糖苷酶含量.F420則隨著投加次數的增加而增大，而Ca（OH）2發酵系統中的水解酶變化不明顯，但是F420隨著投加次數的增加而減小.

3.3 SCFAs中乙酸含量隨著投加次數的增加而降低，但是SCFAs中乙酸的百分比增加，而且Ca（OH）2體系中乙酸百分比明顯高于其他發酵體系，說明Ca（OH）2發酵體系有利于乙酸的積累.

［1］Yoshida H， Tokumoto H， Ishii K， et al. Efficient， high-speed methane fermentation for sewage sludge using subcritical water hydrolysis as pretreatment ［J］. Bioresource Technology， 2009，100：2933-2939.

［2］Yan S， Miyanaga K， Xing X-H， et al. Succession of bacterial community and enzymatic activities of activated sludge by heat-treatment for reduction of excess sludge ［J］. Biochemical Engineering Journal， 2008，39：598-603.

［3］Batstone D J， Keller J， Angelidaki I， et al. Anaerobic digestion model no. 1 （ADM1） ［M］. IWA publishing， 2002.

［4］Chen Y， 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，2004，38：27-36.

［5］Feng L， Yan Y， Chen Y. Kinetic analysis of waste activated sludge hydrolysis and short-chain fatty acids production at pH 10 ［J］. Journal of Environmental Sciences， 2009，21：589-594.

［6］Yu G H， He P J， Shao L M， et al. Extracellular proteins，polysaccharides and enzymes impact on sludge aerobic digestion after ultrasonic pretreatment ［J］. Water Research， 2008，42：1925-1934.

［7］Eastman J A， Ferguson J F. Solubilization of particulate organic carbon during the acid phase of anaerobic digestion ［J］. Journal（Water Pollution Control Federation）， 1981：352-366.

［8］Chen Y， Jiang S， Yuan H Q， et al. Hydrolysis and acidification of waste activated sludge at different pHs ［J］. Water Research，2007，41：683-689.

［9］Li X， Peng Y， Ren N， et al. Effect of temperature on short chain fatty acids （SCFAs） accumulation and microbiological transformation in sludge alkaline fermentation with Ca （OH）2adjustment ［J］. Water Research， 2014，61：34-45.

［10］蘇高強，霍明昕，汪傳新，等.堿的類型對剩余污泥堿性發酵及脫水性能的影響 ［J］. 土木建筑與環境工程， 2013：140-146.

［11］Clesceri L S， Greenberg A E， Eaton A D. Standard methods for the examination of water and wastewater ［M］. American Public Health Association， Washington， DC， 1998.

［12］Yuan H， Chen Y， Zhang H， et al. Improved bioproduction of short-chain fatty acids （SCFAs） from excess sludge under alkaline conditions ［J］. Environmental Science and Technology，2006，40：2025-2029.

［13］Herbert D， Philipps P， Strange R. Carbohydrate analysis ［J］. Methods Enzymol. B， 1971，5：265-277.

［14］Classics Lowry O， Rosebrough N， Farr A， et al. Protein measurement with the Folin phenol reagent ［J］. J. boil. Chem.，1951，193：265-275.

［15］Goel R， Mino T， Satoh H， et al. Enzyme activities under anaerobic and aerobic conditions in activated sludge sequencing batch reactor ［J］. Water Research， 1998，32：2081-2088.

［16］Mu H， Chen Y. Long-term effect of ZnO nanoparticles on waste activated sludge anaerobic digestion ［J］. Water Research， 2011，45：5612-5620.

［17］俞毓馨，吳國慶.孟憲庭環境工程微生物檢測手冊 ［M］. 北京：中國環境科學出版社， 1990.

［18］Andreasen K， Petersen G， Thomsen H， et al. Reduction of nutrient emission by sludge hydrolysis ［J］. Water Science and Technology，1997，35：79-85.

［19］Stuckey D C， McCarty P L. The effect of thermal pretreatment on the anaerobic biodegradability and toxicity of waste activated sludge ［J］. Water Research， 1984，18：1343-1353.

［20］Higgins M J， Novak J T. The effect of cations on the settling and dewatering of activated sludges： Laboratory results ［J］. Water Environment Research， 1997，69：215-224.

［21］Tanaka S， Kobayashi T， Kamiyama K， et al. Effects of thermochemical pretreatment on the anaerobic digestion of waste activated sludge ［J］. Water Science and Technology， 1997，35：209-215.

［22］Wang Z， Gao M， Wang Z， et al. Effect of salinity on extracellular polymeric substances of activated sludge from an anoxic-aerobic sequencing batch reactor ［J］. Chemosphere， 2013，93：2789-2795.

［23］Wingender J， Neu T R， Flemming H-C. Microbial extracellular polymeric substances： characterization， structure， and function ［J］. Springer Science and Business Media， 1999.

［24］Sutherland I W. Biofilm exopolysaccharides： a strong and sticky framework ［J］. Microbiology， 2001，147：3-9.

［25］Feng L， Chen Y， Zheng X. Enhancement of Waste Activated Sludge Protein Conversion and Volatile Fatty Acids Accumulation during Waste Activated Sludge Anaerobic Fermentation by Carbohydrate Substrate Addition： The Effect of pH ［J］. Environmental Science and Technology， 2009：4373-4380.

［26］Yu G -H， He P -J， Shao L -M， et al. Enzyme activities in activated sludge flocs ［J］. Appl. Microbiol. Biotechnol.， 2007，77：605-612.

［27］Cadoret A， Conrad A， Block J-C. Availability of low and high molecular weight substrates to extracellular enzymes in whole and dispersed activated sludges ［J］. Enzyme and Microbial Technology， 2002，31：179-186.

［28］Lu S-g， Imai T， Ukita M， et al. Start-up performances of dry anaerobic mesophilic and thermophilic digestions of organic solid wastes ［J］. Journal of Environmental Sciences， 2007，19：416-420.

［29］Zhilina T N， Zavarzin G A. Alkaliphilic anaerobic community at pH 10 ［J］. Current Microbiology， 1994，29：109-112.

［30］Br?uer S L， Cadillo-Quiroz H， Yashiro E， et al. Isolation of a novel acidiphilic methanogen from an acidic peat bog ［J］. Nature，2006，442：192-194.

［31］Murray P A， Zinder S H. Nutritional requirements of Methanosarcina sp. strain TM-1 ［J］. Applied and environmental microbiology， 1985，50：49-55.

［32］Thiele J H， Wu W M， Jain M K， et al. Ecoengineering high rate anaerobic digestion systems： analysis of improved syntrophic biomethanation catalysts ［J］. Biotechnology and bioengineering，1990，35：990-999.

［33］Huang J， Pinder K. Effects of calcium on development of anaerobic acidogenic biofilms ［J］. Biotechnology and bioengineering， 1995，45：212-218.

［34］Keenan P J， Iza J， Switzenbaum M S. Inorganic solids development in a pilot-scale anaerobic reactor treating municipal solid waste landfill leachate ［J］. Water environment research，1993：181-188.

［35］Van Langerak E， Gonzalez-Gil G， Van Aelst A， et al. Effects of high calcium concentrations on the development of methanogenic sludge in upflow anaerobic sludge bed （UASB） reactors ［J］. Water Research， 198，32：1255-1263.

［36］El-Mamouni R， Guiot S， Mercier P， et al. Liming impact on granules activity of the multiplate anaerobic reactor （MPAR） treating whey permeate ［J］. Bioprocess Engineering， 1995，12：47-53.

［37］Kugelman I J， McCarty P L. Cation toxicity and stimulation in anaerobic waste treatment ［J］. Water Pollution Control Federation，1965：97-116.

［38］Chen Y， Cheng J J， Creamer K S. Inhibition of anaerobic digestion process： A review ［J］. Bioresource Technology， 2008，99：4044-4064.

［39］McCarty P L. Anaerobic waste treatment fundamentals ［J］. Public works， 1964，95：107-112.

［40］Patel G， Roth L. Effect of sodium chloride on growth and methane production of methanogens ［J］. Canadian journal of microbiology， 1977，23：893-897.

［41］Su G， Huo M， Yuan Z， et al. Hydrolysis， acidification and dewaterability of waste activated sludge under alkaline conditions：Combined effects of NaOH and Ca（OH）2［J］. Bioresource Technology， 2013，136：237-243.

［42］Elefsiniotis P， Wareham D， Smith M. Use of volatile fatty acids from an acid-phase digester for denitrification ［J］. Journal of biotechnology， 2004，114：289-297.

The effect of substrate adding method on performance of sludge alkaline fermentation.

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）. China Environmental Science， 2015，35（10）：3010～3017

In order to study the effect of adding method on the waste activated sludge（WAS） alkaline fermentation in the low temperature （15±2）℃. The WAS were fermented in the NaOH， KOH， Ca（OH）2and mixed alkalis fermentation systems （pH=10±0.2）， and changed the dosing method of WAS after the fermentation system stability（a dosing， average two dosing， average three dosing）. Dissolution of organic matters， short volatile fatty acids （SCFAs）， soluble protein，soluble polysaccharide and key enzyme （hydrolase and coenzyme 420） were analyzed during sludge anaerobic fermentation process. The acetic acid in the SCFAs was also observed. The batch-mode results showed that the dosing method had a significant impact on performance of the hydrolysis and acidification. The soluble chemical oxygen demand（SCOD） decreased with WAS dosing times， where soluble protein and polysaccharide increased. The hydrolytic enzyme decreased with WAS dosing times. However， the coenzyme420 increased in the NaOH and KOH conditions， remained about the same in the mixed alkali condition， declined in the Ca（OH）2condition. The activity of acidification declined with WAS dosing times in NaOH and KOH conditions， but the SCFAs increased in average two dosing and decreased in the average three dosing in the Ca（OH）2condition. Acidification performance was stable relatively in the Ca（OH）2condition and the proportion of acetic acid in SCFAs was the optimal which was higher 10% comparing with other conditions.

alkaline fermentation；dosing method；hydrolytic enzyme；coenzyme 420；alkali type

X703

A

1000-6923（2015）10-3010-08

金寶丹（1985-），女，吉林長春人，博士，主要從事污水處理及水污染控制研究.

2015-03-16

國家自然科學基金（51178007）；北京市教委資助項目；第十三屆研究生科技基金資助項目（ykj-2014-10608）

* 責任作者， 教授， wsy@bjut.edu.cn