礦化垃圾對剩余污泥厭氧水解、酸化的影響

鄧永超,趙建偉,李小明*,楊 麒,徐秋翔,劉 軍,王利群,易開心

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礦化垃圾對剩余污泥厭氧水解、酸化的影響

鄧永超1,2,趙建偉1,2,李小明1,2*,楊 麒1,2,徐秋翔1,2,劉 軍1,2,王利群1,2,易開心1,2

(1.湖南大學環境科學與工程學院,湖南 長沙 410082；2.湖南大學環境生物與控制教育部重點實驗室,湖南 長沙 410082)

通過向剩余污泥發酵系統中加入不同劑量的礦化垃圾的方法,探究了礦化垃圾對剩余污泥厭氧水解、酸化過程的影響.結果表明,添加1/3g/g TSS(總懸浮固體)劑量以內的礦化垃圾能顯著提高WAS的水解、酸化過程,且礦化垃圾的最佳投加量為1/3g/g TSS,在此條件下,試驗組SCOD/TCOD以及最大產酸量(183.45mg COD/g VSS,發酵時間為6d)均高于空白組(79.45mg COD/g VSS,發酵時間為10d).機理研究表明,礦化垃圾能夠促進污泥的溶解、蛋白質和多糖的水解以及氨基酸和葡萄糖的酸化.在投加礦化垃圾的反應體系中與水解、酸化有關酶的活性也均高于空白試驗組,進一步證實了礦化垃圾能夠強化污泥厭氧發酵的水解酸化反應.

剩余污泥；礦化垃圾；水解；酸化；短鏈揮發性脂肪酸

應用剩余污泥厭氧發酵得到學者的廣泛關注,一方面能得到有價值的副產物(短鏈揮發性脂肪酸,氫氣等),另一方面能夠實現污泥的減量化與資源化[1-2].污泥厭氧發酵過程通常包含了水解、酸化和甲烷化3個連續反應,水解是污泥厭氧發酵的限速步驟,直接影響了厭氧發酵后續階段反應中目標產物的獲取,如:短鏈脂肪酸的積累或氫氣、甲烷的富集.

為了提高污泥厭氧發酵水解的速率,機械、化學藥劑、生物等預處理方法被應用于污泥發酵系統.姜蘇等[4]研究顯示,添加表面活性劑SDBS能促進剩余污泥水解酸化;趙建偉等[2]研究發現游離亞硝酸(FNA)聯合堿性發酵(即pH=10)可有效促進剩余污泥溶解從而提高剩余污泥的產酸量及其產酸效率;外加酶[5-6]等也被研究報道可以促進剩余污泥的水解酸化.然而上述預處理方式需要大量的能量輸入或者化學試劑消耗[7],所以亟待研發一種高效且能量消耗低的促進方式.

礦化垃圾是指填埋場達到穩定化狀態時的填埋垃圾,礦化垃圾含有大量的降解性微生物(尤其是厭氧微生物菌群),同時還含有豐富的酶類,如能促進有機質水解的脲酶[8].應用礦化垃圾中富含的微生物及酶實現了生活污水、垃圾滲濾液等廢水的良好處理[10].曹先艷等[11]利用礦化垃圾與剩余污泥聯合作用有效提高了餐廚垃圾發酵產氫的速率與產量.Li等[12]通過投加10g礦化垃圾、20g餐廚垃圾與4.9g剩余污泥的發酵體系中實現了最大產氫濃度達到26.6%,相比空白組的6.37%氫氣濃度提高了近3倍.上述研究發現利用礦化垃圾能夠明顯提高厭氧發酵體系微生物的活性,促進厭氧體系發酵產氫.礦化垃圾含有的益微生物群與剩余污泥中微生物的協同作用、礦化垃圾自身所含腐殖質對厭氧發酵的積極作用等是有效促進餐廚垃圾發酵產氫主要原因.鑒于礦化垃圾特有的屬性,利用礦化垃圾處理剩余污泥提高厭氧水解和酸化速率的研究至今尚未見有報道.

本文研究了礦化垃圾對剩余污泥厭氧水解、酸化的影響.首先探究了不同礦化垃圾的投加量對污泥水解、酸化速率的影響.再者,探究了礦化垃圾作用下剩余污泥厭氧水解酸化的機理,旨在為提高剩余污泥厭氧發酵的速率以及后續階段產物量提供一種低耗高效的方法與一定理論依據,同時為礦化垃圾的開采利用實現“以廢治廢”提供新思路.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗所用剩余污泥取自長沙市第二污水處理廠回流污泥泵房,取回的剩余污泥先過篩,篩除一些大體積的雜物;然后放置于4℃下沉淀24h后,排除上清液待用.沉淀后污泥主要性質如下:pH值6.8±0.1,總化學需氧量(TCOD)(12998± 53)mg/L,可溶解性化學需氧量(SCOD)(174± 13)mg/,總蛋白質濃度(8399±45)mg COD/,總糖濃度(1256±23)mg COD/,總懸浮固體(TSS) (12692±49)mg/L,揮發性固體(VSS)(10045± 45)mg/L.

表1 剩余污泥、礦化垃圾重金屬含量(mg/g)Table 1 The concentrations (mg/g, dry weight) of heavy metals in WAS and aged refuse (mg/g)

實驗所用礦化垃圾取自山西省太原市某垃圾填埋廠(填埋方式山谷型)填埋年齡為8年以上的礦化垃圾,取回的礦化垃圾先過篩,篩除大體積的木塊、塑料、玻璃等無機雜物.然后過2mm的篩,以篩下物做實驗投加物.礦化垃圾pH值7.3±0.2,含水率(10.02±0.35)%,有機質質量分數(9.54±0.22)%.總固體(TS)(0.896±0.012)g/g,揮發性固體(VS)(0.098±0.005)g/g,總氮(TN)質量分數(0.78±0.15)%,Mn(錳)(0.5527±0.0005)mg/g.

1.2 實驗方法

研究就礦化垃圾投加對剩余污泥厭氧發酵水解酸化階段的影響方面做相關探索,將礦化垃圾按一定梯度比例投入剩余污泥中,在(20± 0.1)℃下厭氧發酵15d,對礦化垃圾作用下剩余污泥厭氧發酵水解酸化做進一步探索與研究,以期為后續投入污水廠聯合垃圾填埋廠的實際應用提供一定的理論及數據支持.

批次實驗:首先在7個有效工作容積為2L的厭氧反應器中等量加入剩余污泥,按照礦化垃圾:污泥中總懸浮固體質量為1:4、1:3、1:2、1:1.5、1:1向前5個反應器中投加一定量的礦化垃圾;一個反應器不添加礦化垃圾,該反應器作為空白對照組;最后一個反應器投加12.69g礦化垃圾和1000mL蒸餾水作為排異實驗組.再者,為探究與論證礦化垃圾中微生物以及其他因素對剩余污泥厭氧水解酸化的影響,實驗將礦化垃圾在160℃高溫下滅活2h后按上述批次實驗的比例投加量加入1000mL剩余污泥中于另外同樣大小的厭氧反應器中.上述厭氧反應器內置攪拌器,反應過程中攪拌器均勻轉動,轉速為120r/ min.反應初始向各反應器中投加2mol/L HCl或2mol/L NaOH調至相同的pH值10±0.1.再向反應器中通入氮氣5min以驅除殘余的空氣,保證厭氧環境.最后將反應器放置于(20±0.1恒溫生化培養箱中厭氧發酵并.

模擬水解實驗:采用人工配水,以剩余污泥為接種物.在人工配水與接種污泥構成的泥水混合中蛋白質濃度和碳水化合物濃度與實驗污泥中總蛋白質濃度,碳水化合物濃度相同情況下,研究最佳礦化垃圾投加量下,礦化垃圾對污泥厭氧發酵中水解,酸化階段的影響(考慮礦化垃圾投加量以剩余污泥中TSS為參照指標,模擬水解實驗中接種污泥與水的比例改進為3:7)

模擬水解階段探究:將含有3.94g牛血清蛋白(BSA)與0.83g左旋糖苷(Dextran)的700mL蒸餾水與300mL接種污泥構成人工泥水混合物裝進2L的反應器中,然后向該容器中加入最佳的礦化垃圾投加量進行厭氧發酵,按一定發酵時間測定容器中BSA、Dextran的濃度,求得對應降解率大小即可模擬表征該發酵時間下污泥的水解程度.同時按以上步驟設置不加礦化垃圾的空白對照組

模擬酸化階段探究:方法同水解階段探究,將上述實驗中3.94g牛血清蛋白(BSA)與0.83g左旋糖苷(Dextran)改換為3.94g L-丙氨酸(L- alanine)與0.83g葡萄糖(Glucose),其余步驟方法同上.求得L-丙氨酸與葡萄糖在一定發酵時間的降解率即可模擬表征該發酵時間下污泥的酸化程度.同時按以上步驟設置不加礦化垃圾的空白對照組

礦化垃圾中重金屬對剩余污泥厭氧水解酸化的影響實驗,配制表1中幾類合適濃度重金屬鹽與錳鹽溶液,按上述批次實驗投加礦化垃圾中重金屬含量加入1000mL剩余污泥與厭氧發酵裝置于同等條件發酵15d并按一定時間計劃抽取樣品測定相關指標.

1.3 分析項目及檢測方法

TSS,VSS,SCOD,TCOD按照標準檢測方法進行檢測[13].蛋白質采用Folin-酚法測定,以牛血清蛋白為標準物[14];多糖采用苯酚-硫酸比色法進行測定,以葡萄糖為標準物[15];SCFA采用Agilent 7890氣相色譜儀測定,測定時采用FFAP色譜柱[1];重金屬的測定采用國標法(火焰原子分光光度法),有機質采用灼燒重量法,蛋白酶活力采用3.5-二硝基水楊酸比色法測定[16-17].α-葡萄糖苷酶等與SCFA有關酶活性檢測詳見相關文獻[18-19].微生物群落種類及多樣性采用(PCR- DGGE)變性梯度凝膠電泳技術.

2 結果與討論

2.1 礦化垃圾投加量對污泥水解的影響

污泥厭氧發酵首先經過溶解-水解反應,將顆粒狀的有機物變成水溶性的物質.圖1為礦化垃圾投加量對SCOD/TCOD隨發酵時間變化的影響反映水解程度[20-21](誤差棒代表3次實驗的標準偏差).

如圖1所示,在礦化垃圾存在的反應體系中,SCOD/TCOD呈現先急劇升高后逐漸下降的趨勢.而空白試驗組中SCOD/TCOD呈現逐漸上升后下降的趨勢.在礦化垃圾投加量為1/4、1/3、1/1.5g/g TSS時,SCOD/TCOD在發酵第5d到達最大值分別為30.42%、、20.27%,當礦化垃圾投加量為1/2、1/1g/g TSS時,SCOD/TCOD分別在第6d和第4d到達最大值26.46%、.而在空白試驗組中,SCOD/TCOD在第10d達到最大值僅為.礦化垃圾單獨發酵的排異實驗組SCOD/TCOD值很低且變化不大,因此可以排除礦化垃圾水解提供發酵體系溶解性蛋白質,糖濃度增加的可能.

此外,如圖1所示,當礦化垃圾的投加量在0g/g TSS到1/3g/g TSS時,水解程度與投加量呈現正相關,然而當投加量大于1/3g/g TSS時,隨著礦化垃圾投加量的增加,水解程度逐漸下降.并當礦化垃圾投加量在1/1g/g TSS時,污泥的水解受到一定的抑制.0g/g TSS到1/3g/g TSS劑量范圍礦化垃圾投加促進剩余污泥水解的原因可能是礦化垃圾在填埋期間經過了長期的厭氧消化階段,形成了種類豐富、數量繁多的厭氧微生物菌群,將礦化垃圾投入剩余污泥中,增加了污泥厭氧發酵體系中厭氧種群的種類和數量,礦化垃圾中的微生物與污泥中本身具有的微生物群體形成協同作用,形成更好的厭氧發酵微生物鏈,提高污泥中厭氧微生物的活性,從而加快了污泥厭氧發酵過程,提高了污泥中固相有機物的水解速率,從而使SCOD/TCOD值增加.此外,礦化垃圾中還含有種類繁多,數量巨大的各類降解酶和水解酶,如:脲酶,蛋白酶,淀粉酶,纖維素酶等.將礦化垃圾加入剩余污泥中,即相當于向污泥中加入了一定量的降解型和水解型酶類,在酶的催化作用下,污泥中的胞外聚合物和固相有機物中會不斷溶出溶解有機質,有機質的主要成分蛋白質及碳水化合物會被水解為相應的小分子物質[22](蛋白質水解生成多肽,氨基酸等,氨基酸又經過脫氨作用水解成低分子的有機酸,氨及二氧化碳[23];碳水化合物則水解為多糖及單糖),也會使污泥中SCOD/ TCOD值增加.圖中1/1g/g TSS高劑量礦化垃圾表現出明顯抑制水解使SCOD/TCOD值減小可能是礦化垃圾中重金屬及毒性物質積累到一定濃度對厭氧體系中的微生物產生了毒害作用.

綜上所述,礦化垃圾在一定的投加范圍內對污泥的厭氧水解具有一定的促進作用,且礦化垃圾的最佳投加量為1/3g/g TSS.

污泥外部包裹著大量的胞外聚合物(EPS), EPS的主要成分為蛋白質及多糖[18].EPS的存在嚴重限制了胞內物質的釋放及利用.礦化垃圾中富含的厭氧微生物群落及酶能夠分解污泥外包裹的EPS,使得顆粒狀的物質轉變為溶解性物質以便后續反應的利用.在礦化垃圾投加量為1/3g/g TSS時,溶解性的蛋白質及多糖的量在相同的發酵時間均高于其他組,這也說明礦化垃圾能夠促進污泥的水解,且礦化垃圾的最佳投加量為1/3g/g TSS.

2.2 礦化垃圾的投加對污泥酸化,產酸的影響

礦化垃圾投加量與發酵時間對剩余污泥產生的總SCFAs濃度的影響如圖4所示,不同礦化垃圾投加量1/4,1/3,1/2,1/1.5,1/1g/g TSS下,剩余污泥產生的SCFAs的最大濃度依次分別為158.43, 183.45,147.57,111.77,且最大濃度分別出現在第7d,第6d,或第5d,空白組則是在第10d達到最大SCFAs濃度79.45mg COD/g VSS.由此可見,相比空白組, 1/4g/g TSS至1/1.5g/g TSS范圍劑量的礦化垃圾的投加顯著的提高了剩余污泥SCFAs產量,且有效的縮短了最佳產酸時間.

礦化垃圾投加量由1/4g/g TSS增加至1/3g/g TSS,SCFAs增加量與礦化垃圾的投加量呈正相關,且最佳產酸時間也逐漸減少.其中在礦化垃圾為1/3g/g TSS時,反應體系中產酸量最大,且最佳反應時間為第6d;礦化垃圾投加量從1/3g/g TSS增加到1/1g/g TSS時,SCFAs增加量隨礦化垃圾的增加而減小.因此,合適范圍劑量的礦化垃圾可以促進污泥水解酸化,加快水解產物的酸化過程,提高污泥發酵的最大產酸量.發生這一現象的主要可能原因是:適量礦化垃圾的投加提高了污泥厭氧體系的微生物種類和數量,提高了污泥厭氧體系的微生物活性與相應水解酶、酸化產酸酶的相對酶活,使污泥的水解,酸化反應速度加快從而使污泥水解酸化效率提高;另外礦化垃圾中種類豐富、數量繁多的腐殖酸也是提高和加快污泥酸化產酸的原因,Liu等[24]在此方面有相關研究.比較實驗組數據可以看出最優礦化垃圾投加量為1/3g/g TSS,污泥在該濃度下產酸量最大且酸化時間較短.礦化垃圾投加過多(如實驗組1/1g/g TSS)出現酸化抑制可能是由于其中的重金屬及其毒性物質對厭氧微生物體系協同作用的破壞導致.單獨礦化垃圾厭氧發酵的實驗組總SCFAs濃度較低且變化較小,即可忽略礦化垃圾添加對實驗組SCFAs產生的影響.

總SCFAs主要由乙酸、丙酸、異丁酸、丁酸、異戊酸、戊酸六種短鏈揮發性性脂肪酸組成.SCFA的組分對于其后期利用至關重要[25], 研究表明乙酸有利于生物脫氮,丙酸更有利于生物除磷[26-27].

如圖5所示,各反應器中乙酸與丙酸的所占的比例最大,其次為丁酸和異丁酸所占比例較大.隨著礦化垃圾投加量的增加,乙酸、丙酸、丁酸以及異丁酸所占總酸的比例有所增加,其中丁酸及異丁酸增加較為明顯,丁酸+異丁酸占總酸的比例從空白組的17.23%,隨著礦化垃圾投加量的增加依次提高到26.79%、31.37%、30.24%、28.33%、32.06%.相對長鏈的戊酸,異戊酸所占總SCFA百分比逐漸減小.其中,投加量為1/1.5g/g TSS的實驗組達到最大SCFAs濃度時,戊酸所占百分比為0,投加量為1/1g/g TSS的實驗組SCFAs濃度達到最大時,戊酸、異戊酸所占百分比為0;實驗組中丁酸、異丁酸所占百分比隨礦化垃圾投加量的增加而增大;這可以說明礦化垃圾的投加可以有效促進污泥酸化過程中較短鏈脂肪酸,尤其是丁酸、異丁酸的形成,減少短鏈脂肪酸中相對長鏈的脂肪酸(戊酸,異戊酸)生成.

2.3 礦化垃圾強化剩余污泥水解、酸化的機理研究

表2 礦化垃圾對模擬物質的降解率的影響Table 2 Effect of aged refuse on the degradation rate of model compounds

從表2可以看出,最佳礦化垃圾1/3g/g TSS投加量下,模擬水解實驗中的BSA、Dextran降解率從發酵第1d的15.87%、27.34%增加到產酸量最大的第6d的54.45%、65.16%,均明顯高于空白組BSAn降解率在發酵第1d的7.23%、8.45%增加到第6d的18.84%、26.44%.同時,模擬水解實驗中最佳礦化垃圾1/3g/g TSS投加量下-alanine、Glucose降解率從發酵第1d到最大產酸量第6d同樣均高于空白組中L-alanine、Glucose降解率,且直至產酸量最大的第6d,空白組與實驗組間降解率的差距有所增加.上述模擬實驗結果與圖1的分析完全吻合,主要原因可能是礦化垃圾的投加增加了污泥厭氧發酵體系中厭氧種群的種類與數量,提高了污泥厭氧體系的微生物活性,從而增加了體系中相應水解酶與酸化酶濃度與酶活,有效促進了污泥的水解、酸化.

蛋白酶、α-葡萄苷酶是污泥水解蛋白質和多糖的關鍵酶類[17],磷酸轉乙酰酶(PTA)、磷酸轉丁酸酶(PTB) 是污泥發酵過程中與SCFA的產生有密切關系的相關酶[19].酶的活性能夠直接反應污泥的水解酸化程度.圖6所示為最佳礦化垃圾投加量與空白對照組在溶解性碳水化合物濃度最大時的α-葡萄糖苷酶、溶解性蛋白質濃度最大時的蛋白酶、以及最大產酸量時的PTA、PTB酶相對酶活比較(表3為實測酶活).由圖6可知,1/3g/g TSS礦化投加量的實驗組在SCFA濃度最大時的蛋白酶相對酶活為242%,α-葡萄苷酶相對酶活為189%,兩者的相對活性均高于空白對照組.由此可直觀的表明,礦化垃圾的投加能夠促進有機物的溶出,強化污泥的水解反應.與此同時,礦化垃圾投加實驗組,PTA及PTB的活性也均高于空白組,這也說明礦化垃圾的投加能夠提高污泥的酸化過程,這一實驗結果與表2的模擬反應能夠很好的吻合,論證了表2模擬實驗分析.酶活是表征微生物活性的指標之一,上述結果進一步論證了一定劑量(1/3g/g TSS)礦化垃圾的投加可增加污泥厭氧體系中的相應微生物種類與活性,促進污泥水解、酸化.礦化垃圾能夠促進污泥的溶解,進而釋放污泥中固有的水解、酸化酶.水解、酸化酶活性劑數量的增加能夠顯著提高污泥厭氧水解和酸化過程.

表3 與SCFA產生有關酶的活性Table 3 Specifics activities of key enzymes involved in SCFAs production

利用PCR-DGGE分子生物技術對原污泥、投加1/3g/g TSS礦化垃圾的污泥以及單獨礦化垃圾發酵過程中微生物種類及多樣性分析,將不同的序列間的相似性高于97%定義為一個OTU(operational taxonomic units),每個OTU對應一個不同的16S rRNA,即是每個OTU對應一個不同的微生物種類,通過OTU分析,得到不同厭氧發酵體系中微生物種類及多樣性.圖7為上述3個厭氧發酵體系中微生物分類到門類的OTU數量比例,縱坐標代表門類OTU所占比例.由圖7可知,投加1/3g/g TSS礦化垃圾的剩余污泥厭氧系統中、Bacteriodetes、Fimicutes、Acidobateria門類的OTU百分含量均高于空白組污泥發酵系統.有文獻研究報道 Proteobacteria、Bacteriodetes、Fimicutes、Acidobateria等菌群數量的增加有助于厭氧過程中水解和酸化反應的進行[28-29].這一實驗結果跟有關水解,酸化酶活增強的現象很好的吻合,上述實驗結果很好的闡明了礦化垃圾的投加能夠強化WAS厭氧水解和酸化過程.

由圖8可知,滅活的礦化垃圾在1/3g/g TSS投加量下,污泥中SCOD、SCFAs值略高于空白實驗組但相差不大.當滅活礦化垃圾投加量增加至1/1時污泥中SCOD、SCFAs值相對空白實驗組減少較為明顯,且差值變大.由此看出當剩余污泥中添加無厭氧菌群及相應酶活的礦化垃圾時不能促進剩余污泥的水解酸化,相反在一定程度上抑制了其厭氧發酵過程.這也說明礦化垃圾中的厭氧微生物群落及相關酶類是促進剩余污泥水解酸化的主要原因.此外,礦化垃圾中的鉛、鎳、鎘、銅較相同質量TSS的剩余污泥中的含量高,其中每克礦化垃圾中所含的鎳含量、鉛含量分別約是是每克剩余污泥的11倍、3倍;因此隨著礦化垃圾的投加,污泥發酵系統的重金屬含量增加,尤其是鉛、鎳、鎘、錳等的含量增加,重金屬的總量隨之增加,這可能會影響污泥中微生物的活性對其厭氧發酵產生一定的抑制作用.從圖8可以看出,當投加重金屬種類及含量與1/3g/g TSS礦化垃圾中所含重金屬種類與含量相同時,污泥中SCOD、SCFAs與空白實驗組基本相同,相差較小.但當投加重金屬量增加至與礦化垃圾中重金屬量相同時,污泥中SCOD、SCFAs量明顯低于空白組.這與1/3g/g TSS、1/1g/g TSS滅活礦化垃圾投加量下污泥中SCOD、SCFAs變化趨勢相同.由上述分析及表1可知,重金屬增加到一定劑量時會對污泥的水解酸化有一定抑制作用.高劑量礦化垃圾抑制剩余污泥水解酸化與礦化垃圾中的重金屬及其他有毒物質過量累積有關.

綜合上述分析,礦化垃圾的投加在一定程度上增加了污泥厭氧系統中厭氧微生物菌群種類與數量,提高了厭氧體系中微生物的活性,增加了厭氧系統中各類水解酶、酸化產酸等其他酶類的酶活,加上礦化垃圾中厭氧微生物與污泥厭氧系統中的厭氧菌群的協同作用共同促進了污泥厭氧發酵的水解與酸化.另礦化垃圾中含有種類繁多的腐殖酸,可能對污泥水解酸化也有一定的積極作用.高于或等于1/1g/g TSS礦化垃圾的投加對污泥水解酸化的抑制可能是由于礦化垃圾中重金屬或有毒物質的累積毒害與抑制作用.

3 結論

3.1 適量礦化垃圾的投加能夠顯著提高污泥厭氧發酵的水解,酸化反應,且礦化垃圾的最佳投加量為1/3g/g TSS.

3.2 當礦化垃圾投加量為1/3g/g TSS時,SCFA的最大產量為183.45mgCOD/g VSS,最大產酸時間較空白組提前4d.

3.3 較高劑量礦化垃圾的投加(如1/1g/g TSS)能夠抑制污泥的水解酸化過程,這與礦化垃圾中有毒物質及重金屬的過量積累有關.

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* 責任作者, 教授, xmli@hnu.edu.cn

Effect of aged refuse on hydrolysis-acidification of waste activated sludge anaerobic fermentation

DENG Yong-chao1,2, ZHAO Jian-wei1,2, LI Xiao-ming1,2*, YANG Qi1,2, XU Qiu-xiang1,2, LIU Jun1,2, WANG Li-qun1,2, YI Kai-xin1,2

(1.College of Environmental Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, China；2.Key Laboratory of Environmental Biology and Pollution Control, Ministry of Education, Hunan University, Changsha 410082, China)., 2016,36(5)：1491~1499

This paper investigated the effects of aged refuse on the hydrolysis and acidification processes of waste activated sludge (WAS) anaerobic fermentation by adding different dosages of aged refuse. Experimental results showed that significant improvements of hydrolysis and acidification of WAS anaerobic fermentation were achieved within the dosage of 1/3g/g TSS (total suspended solid) and the optimum dosage of aged refuse was 1/3g/g TSS. The ratio of SCOD/TCOD and the short chain fatty acids (SCFAs) production (183.45mg COD/g VSS, 6d) in the presence of aged refuse were largely higher than those in the blank (79.45mg COD/g VSS, 10d). Mechanism study showed that the appropriate inoculation quantity of aged refuse could enhance sludge solubilization, hydrolysis of protein and polysaccharide, acidification of glucose and amino acid. In addition, the key enzymes relevant to hydrolysis and acidification in the presence of aged refuse were much higher than those in blank, which further confirmed that aged refuse could improve hydrolysis and acidification of WAS anaerobic fermentation.

waste activated sludge；aged refuse；hydrolysis；acidification；short chain fatty acid

X705

A

1000-6923(2016)05-1491-09

鄧永超(1992-),女,貴州遵義人,湖南大學碩士研究生,研究方向為剩余污泥發酵、廢水處理方向.發表論文1篇.

2015-10-25

國家自然科學基金(51378188,51478170)