CaO₂對城市污水處理中剩余污泥厭氧發酵產酸性能與生物酶活性的影響

鈕勁濤 金寶丹 周萍 牛佳慧 張局 張鐘方 陶泓帆 馬志剛 代菁雯 李諾楠

摘要：將CaO2添加至城市污水處理剩余污泥厭氧發酵系統中，研究CaO2添加量對剩余污泥水解酸化和厭氧發酵性能的影響，結果表明：CaO2的添加能夠促進污泥溶液化和分解，提高污泥水解性能，發酵系統中的蛋白質和多糖質量濃度隨著CaO2添加量的增加而增大;適當添加CaO2能夠促進污泥厭氧發酵產酸，且產酸過程具有延遲性，也能促進蛋白酶、α-葡萄糖苷酶和脫氫酶的活性，但會嚴重抑制堿性磷酸酶和酸性磷酸酶的活性;隨著CaO2添加量的增加，NH4+-N釋放量先增大后降低，而PO43--P釋放量則呈降低趨勢.從機理角度分析，CaO2溶于水后生成OH-，O2-，H2O2等強氧化物質，能夠有效破壞微生物細胞壁，強化污泥水解，OH-形成的堿性環境可抑制產甲烷菌的活性，降低SCFAs的消耗，OH-，Ca2+與發酵系統中的NH4+-N和PO43--P形成鳥糞石沉淀，有利于氮和磷物質的有效回收.

Abstract：The different dose CaO2 was added into the waste activated sludge anaerobic fermentation system which studied the effect of CaO2 on the WAS anaerobic fermentation performance.The results showed that CaO2 could enhance the WAS solubilization and sludge decomposition，and increase the WAS hydrolysis performance，the mass concentration of protein and polysaccharide increased with the CaO2 addition.At the same time，appropriate concentration of CaO2 could promote sludge anaerobic fermentation to produce acid and it was delayed，and also could

promote the activity of protease，α|glucosidase and dehydrogenase，but suppressed alkaline phosphatase and acid phosphatase.The release amountof NH4+|N increased first then declinedwith the increase of CaO2 addition，but the release amount of PO43-|P declined with the increase of CaO2 addition.From the analysis of mechanism perspective，CaO2 dissolved in water to form strong oxidizing substances such as OH-， O2-， H2O2， which could effectively destroy the microbial cell wall and strengthen the hydrolysis of sludge. The alkaline environment formed by OH- inhibited the activity of methanogens and reduced the consumption of SCFAs， a struvite precipitate was formed by the action of OH- and Ca2+with NH4+|N and PO43-|P in the fermentation system， which was beneficial to the effective recovery of nitrogen and phosphorus substances.

關鍵詞：剩余污泥;厭氧發酵;CaO2;水解酸化;短鏈脂肪酸;生物酶活性

Key words：waste activated sludge;anaerobic fermentation;Calcium peroxide;hydrolytic acidification;short volatile fatty acids;biological enzyme activity

中圖分類號：X703文獻標識碼：ADOI：10.3969/j.issn.2096-1553.2019.04.010

文章編號：2096-1553（2019）04-0064-10

0 引言

目前，活性污泥法是應用最廣泛的污水處理方法，具有處理效果好、成本低等特點.然而運用活性污泥法處理城市污水會產生大量副產物——剩余污泥，其處理問題成為當前污水處理工作面臨的新挑戰.據統計，至2017年，我國城市污泥年產生量約為7000萬噸，而且污水處理廠約60%的運行費用于污泥處理[1].污泥中含有豐富的有機資源（如蛋白質、糖類、脂類等）和無機資源（如氮、磷等），可回收利用，但其中還含有大量的病菌、病毒等微生物，如果不能妥善處理，將造成環境污染，嚴重影響環境安全.

污泥厭氧發酵是目前高效且低成本的一種污泥處理技術，其處理過程分為水解、酸化和產甲烷3個階段：污泥水解將微生物體內蛋白質和多糖釋放至發酵系統，水解酶能夠將蛋白質和多糖分解成氨基酸、單糖等小分子物質;酸化菌則利用水解產物生成可揮發性短鏈脂肪酸（SCFAs）;產甲烷菌再利用SCFAs生成甲烷.污泥水解是污泥厭氧發酵的關鍵步驟，而產生于酸化階段的SCFAs是污水生物處理過程的優質碳源[2]，SCFAs中的乙酸、丙酸、異丁酸等也是重要的工業生產原料，因此污泥厭氧發酵產酸研究受到了廣泛關注.研究發現，在NaOH，KOH，Ca（OH）2等堿性條件下，產甲烷菌活性受到抑制，水解酸化菌將污泥中大部分有機物轉化為SCFAs，蛋白質，多糖等，其中Ca（OH）2型發酵系統中乙酸含量最高[3].劉常青等[4]發現，用Ca（OH）2，CaCl2等聯合熱水解法預處理污泥有助于有機物的溶出.由此可見，鈣制品化學藥劑對于污泥厭氧發酵有較好的促進作用，但是經Ca（OH）2處理的發酵污泥中仍含有大量的有機物未提取、未利用.

CaO2是一種安全、多功能的氧化劑，有“固體”雙氧水之稱，溶于水后能夠生成·OH，H2O2，Ca（OH）2等[5]，已廣泛用于水產養殖業、農業、制藥業和水處理行業.近期研究發現，CaO2能夠提高污泥脫水性[6]，與游離氨聯合可提高污泥厭氧發酵產酸性能[7]，但是對于其作用機理研究不夠深入.鑒于此，本文擬以CaO2作為剩余污泥處理藥劑，研究不同添加量的CaO2對剩余污泥水解酸化性能的影響，考察其對污泥厭氧發酵系統中生物酶活性的影響，探索CaO2在污泥厭氧發酵過程中的作用機理，以期為污水處理廠剩余污泥資源化研究提供參考.

1 材料與方法

1.1 污泥來源與實驗裝置

本實驗使用的污泥取自鄭州市某城市污水處理廠的曝氣池，將其用自來水清洗3次后進行濃縮，得實驗用污泥，即后文稱剩余污泥，其性質如表1所示.

實驗反應器材質為有機玻璃，總體積為2.5 L，有效容積為2.0 L，采用磁力攪拌器進行勻速攪拌.

主要試劑：CaO2，濃H2SO4，CuSO4，酒石酸鉀鈉，天津市大茂化學試劑廠產;吡喃葡萄糖苷、硝基-a-d-吡喃葡萄糖苷、對硝基苯磷酸二鈉、碘硝基四唑紫、Folin試劑，阿拉丁試劑有限公司產.以上試劑均為分析純.

主要儀器：754紫外-可見分光光度計，FA2004電子天平，上海舜宇恒平科學儀器有限公司產;TG16-WS離心機，湘儀離心機儀器有限公司產;5B-1F（V8）COD快速檢測儀，連華科技有限公司產;GC6890B氣相色譜儀，安捷倫科技有限公司產;PHS-25雷磁水質測定儀，上海儀電科學儀器股份有限公司產.

1.2 取樣方法

分別取2 L剩余污泥投加至1#—4#反應器，再向反應器中投加CaO2，控制其添加量分別為0.1 mg/mg SS（該單位指每mg懸浮污泥中添加CaO2的質量，下同），0.2 mg/mg SS，0.3 mg/mg SS，0.4 mg/mg SS.啟動磁力攪拌器，隔天取樣測定理化指標.

1.3 測定方法

化學需氧量（COD），懸浮污泥質量濃度（MLSS）和可揮發性污泥質量濃度（MLVSS）根據國標方法測定[8];DNA質量濃度用分光光度計測定;pH值用雷磁水質測定儀測定.

在污泥發酵過程中部分有機氮和有機磷以NH4+-N和PO43--P的形式釋放，其釋放量是表征污泥厭氧發酵效果的指標之一，根據國標方法測定[8].

污泥在厭氧發酵過程中釋放大量的蛋白質、多糖等物質，但是酸化菌不能直接利用這些物質進行產酸活動.水解菌先利用自身水解酶（如蛋白酶）和α-葡萄糖苷酶將大分子的蛋白質和多糖水解生成氨基酸、單糖等[9]，而酸化菌則利用水解產物生成SCFAs.所以，蛋白酶和 α-葡萄糖苷酶，在污泥厭氧發酵過程中有重要作用.SCFAs的產量用氣相色譜儀測定[10]，發酵系統中的多糖和蛋白質質量濃度采用分光光度法測定[8-9]，蛋白酶和α-葡萄糖苷酶含量采用分光光度法測定[10-11].

剩余污泥發酵系統中含有大量的有機磷，堿性磷酸酶（ALP）和酸性磷酸酶（ACP）可以將其水解成無機磷（PO43--P）并隨著有機物的水解酸化而釋放，ALP和ACP活性采用分光光度法測定[10-11].

乳酸脫氫酶（LDH）是脫氫酶（DH）的一種，是催化乳酸與丙酮酸之間氧化還原反應的重要生物酶.因此，DH可以代表發酵過程中的LDH.與LDH一樣，由于膜的損傷，DH也可能被釋放[11-12].因此，可利用DH研究微生物細胞膜與不同添加量CaO2的相互作用，揭示CaO2在厭氧發酵過程中可能存在的毒性機制，DH的活性采用分光光度法測定[10-11].

1.4 計算方法

污泥厭氧發酵的過程，是污泥中微生物解體、有機物釋放的過程，而污泥溶液化率（SCOD）和污泥分解性率（DDCOD）可表征污泥中微生物解體程度，計算公式分別如下[13-14]：

2 結果與討論

2.1 CaO2對污泥水解性能的影響

2.1.1 不同添加量的CaO2對污泥溶解的影響

圖1為不同添加量的CaO2對剩余污泥厭氧發酵系統中pH值、DNA質量濃度、SCOD值和DDCOD值的影響.

由圖1可以看出，CaO2對系統中SCOD值和DDCOD值均具有顯著影響，兩者均隨著CaO2添加量的增加而增大，SCOD值由8.84%增至41.37%，DDCOD值由11.84%增至 55.42%.其中，0.4 mg/mg SS發酵系統中的SCOD值和DDCOD值是0.1 mg/mg SS發酵系統的 4～5倍.該結果與X.Li等[15]研究的污泥堿性發酵過程中SCOD值的變化（23.2%～53.8%，15～55 ℃）相似，但是高于Naddeo超聲破碎處理污泥中SCOD值的變化（22%，19 000 kJ/kg）[16]，這說明CaO2能夠有效地促進污泥溶液化和分解.這是因為CaO2溶于水后生成的OH-能夠破壞微生物細胞壁，促進有機質釋放[17]，隨著CaO2添加量的增加，系統內pH值升高至12（如圖1a）所示），直接破壞了微生物細胞壁.同時CaO2作用發酵系統后生成大量的活性物質如H2O2，·OH和·O2-等，這些活性物質能夠破壞微生物細胞膜，使細胞內容物流失[18]，從而使剩余污泥有效溶解.在溶解過程中，DNA隨著細胞質的溶出而釋放（如圖1b）所示），DNA質量濃度隨著CaO2添加量的增加而增大，發酵末期（17 d）其值為 8.5～193.3 mg/L.

2.1.2 不同添加量的CaO2對可溶性蛋白質和多糖質量濃度的影響

不同添加量的CaO2對剩余污泥厭氧發酵過程中蛋白質和多糖質量濃度的影響如圖2所示.

由圖2可以看出，發酵過程中蛋白質和多糖質量濃度均隨著CaO2添加量的增加而增大，發酵后期蛋白質質量濃度顯著下降，而多糖質量濃度相對較為穩定.反應至第5～6 d時，0.4 mg/mgSS發酵系統中蛋白質和多糖質量濃度最大，分別為931.12 mg/L和343.62 mg/L，是0.1 mg/mg SS發酵系統（150.83 mg/L和34.56 mg/L）的6.17倍和9.94倍，即使發酵末期蛋白質和多糖質量濃度（514.47 mg/L和392.44 mg/L）下降，仍為0.1 mg/mg SS發酵系統（55.03 mg/L和15.95 mg/L）的9.35倍和24.60倍，說明CaO2能夠有效提高剩余污泥的水解性能.同時還發現，

發酵末期0.4 mg/mg SS發酵系統中

蛋白質質量濃度是多糖質量濃度的1.31倍，低于其他堿性發酵（NaOH，KOH，Ca（OH）2）方式[3]，但是高于單過硫酸氫鉀、高鐵酸鉀等發酵方式[19-20].CaO2溶于水后形成大量的OH-，這些OH-和CaO2對細胞壁均有破壞作用，使大量的蛋白質和多糖類釋放至系統，但是其水解過程中形成的H2O2，·OH，·O2-能夠氧化蛋白質，減少系統中蛋白質的質量濃度.由于CaO2氧化性低于·SO4-（單過硫酸氫鉀溶于水后的產物），因此，該發酵過程產生的蛋白質和多糖的比例高于單過硫酸氫鉀發酵方式.

2.2 不同添加量的CaO2對污泥酸化的影響

圖3為不同添加量的CaO2對剩余污泥厭氧發酵過程中污泥酸化的影響.

由圖3a）可以看出，系統中SCFAs的產量隨著CaO2添加量的增加基本呈先增大后降低的趨勢，發酵至第5 d時，0.2 mg/mg SS發酵系統中SCFAs產量最大（876.12 mg/L），是0.1 mg/mg SS發酵系統（35.00 mg/L）的25.03倍;發酵至第9 d時，0.3 mg/mgSS發酵系統中 SCFAs的產量迅速增至最大，但是0.2 mg/mg SS發酵系統中SCFAs產量迅速下降.該結果表明，當CaO2添加量為0.3 mg/mg SS時，能夠顯著提高發酵系統中SCFAs的產量，這是因為該發酵系統中含有豐富的蛋白質和多糖等物質，且系統pH值為9～10（見圖1a）），該環境下較適合產酸菌的生長，但嚴重抑制產甲烷菌活性.在0.3 mg/mg SS發酵系統中，隨著發酵時間的延長，SCFAs產量升高，其原因可能是，在發酵后期，系統內的pH值下降，產酸菌活性得到恢復，能夠有效利用系統內豐富的蛋白質和多糖生成SCFAs.而發酵后期0.2 mg/mgSS發酵系統中SCFAs產量迅速降低是因為系統中pH值迅速下降至7～8，導致系統中產甲烷菌活性恢復，SCFAs被大量消耗.由圖3b）可以看出，在0.4 mg/mg SS發酵系統中，蛋白質和多糖的質量濃度較其他發酵系統均升高，但當發酵系統中pH值增至12，不僅抑制產甲烷菌生長，同時也影響產酸菌的活性.邢立群等[21]也發現，發酵系統經強堿（pH=10～12）處理后，產酸菌活性受到嚴重抑制，SCFAs產量顯著下降.而且CaO2發酵系統中較高的·OH，·O2-等強氧化物質對系統內微生物的生長存在抑制作用，所以，CaO2添加量過高時不利于剩余污泥厭氧發酵產酸.

表2為不同添加量的CaO2對剩余污泥厭氧發酵系統中酸成分的影響.由表2可以看出，發酵系統中SCFAs乙酸占比差別較顯著，隨著CaO2添加量的增加呈先增大后降低的趨勢，分別為52.85%，66.96%，63.94%和48.72%.高于作者前期研究的Ca（OH）2污泥厭氧發酵系統中的乙酸占比（62.27%）[3]，但是低于單過硫酸鉀氫鉀污泥厭氧發酵系統中的乙酸占比（75.55%）[19-22].可見，CaO2，Ca（OH）2與單過硫酸氫鉀在污泥發酵過程中的化學性質相似，其水解過程中釋放的高氧化物質會強化乙酸的積累.SCFAs中的丙酸占比隨著CaO2添加量的增加而降低，分別為7.41%，5.09%，5.18%和 3.63%，均低于Ca（OH）2型污泥發酵系統的丙酸占比（10%～15%）[3]和單過硫酸氫鉀發酵系統的丙酸占比（3.42%～11.29%）[22].這說明CaO2能夠提高微生物對丙酸的利用率，進而提高發酵系統中乙酸占比.此外，系統中可能含有大量的Erysipelothrix，Tissierella，Peptostreptococcaceaeincertae_sedis等產乙酸微生物[3].在系統中，SCFAs中正丁酸和正戊酸的占比與丙酸相似，均隨著CaO2添加量的增大而降低;異丁酸的占比隨著CaO2添加量的增加先降低后升高;異戊酸的占比隨著CaO2添加量的增加先增加后降低.這是因為，正丁酸和正戊酸屬于直鏈酸，更容易被微生物利用，故二者在系統中的占比低于異丁酸和異戊酸.

2.3 不同添加量的CaO2對NH4+-N和PO43--P釋放量的影響

圖4為不同添加量的CaO2對剩余污泥厭氧發酵系統中NH4+-N和PO43--P釋放量的影響.

由圖4可以看出， CaO2對剩余污泥發酵系統中NH4+-N和PO43--P的釋放量具有顯著的影響.NH4+-N釋放量隨著CaO2添加量的增加先增大后降低，反應末期各系統中NH4+-N釋放量分別為211.91 mg/L（0.1 mg/mg SS），344.26 mg/L（0.2 mg/mg SS），294.48 mg/L（0.3 mg/mg SS），190.78 mg/L（0.4 mg/mg SS），在添加量較高的CaO2污泥厭氧發酵系統中，NH4+-N的釋放量最低.然而PO43--P釋放量隨著CaO2添加量的增加而降低，反應末期各系統中PO43--P釋放量分別為13.37 mg/L（0.1 mg/mg SS），11.71 mg/L（0.2 mg/mg SS），5.08 mg/L（0.3 mg/mg SS），1.60 mg/L（0.4 mg/mg SS）.這與SCFAs產量變化趨勢基本相同，高添加量的CaO2雖然強化了污泥水解，但是抑制了污泥產酸，影響了有機質中NH4+-N和PO43--P的釋放.同時CaO2發酵系統中含有大量的Ca2+和OH-，能夠形成Ca（NH4）PO4·6H2O沉淀，因此系統中的PO43--P釋放量隨著CaO2添加量的增加而降低.

2.4 不同添加量的CaO2對剩余污泥厭氧發酵系統中生物酶活性的影響

萄糖苷酶的活性隨著CaO2添加量的增加呈先升高后降低趨勢，其中在0.2 mg/mg SS發酵系統中二者的活性最大，分別為 69.84 EU/mg VSS（該單位指每mg可揮發性污泥中生物酶的活性，下同）和0.005 1 EU/mg VSS，是0.1 mg/mg SS發酵系統（24.81 EU/mg VSS和0.001 2 EU/mg VSS）中的2.81倍和4.25倍.雖然在0.4 mg/mg SS發酵系統中，蛋白酶和α-葡萄糖苷酶的活性均有所降低，但是仍高于0.1 mg/mg SS系統，這說明適當添加CaO2能夠提高蛋白酶和 α-葡萄糖苷酶活性.同時發現，蛋白酶活性顯著高于α-葡萄糖苷酶活性，這與其在微生物細胞內的位置有關，胞外聚合物（EPS）中含有約23%的蛋白酶和僅為5%的α-葡萄糖苷酶，而大部分水解酶位于球體層[23]，當底物和酶同時向外轉移時，蛋白酶的轉移快于α-葡萄糖苷酶，從而使溶液中的蛋白酶活性遠高于α-葡萄糖苷酶活性.

由圖5c）和d）可以看出，ALP和ACP的活性均隨著CaO2添加量的增加而降低，在0.1 mg/mg SS系統中，二者的活性最高，分別為0.11 EU/mg VSS，0.20 EU/mg VSS;在0.4 mg/mg SS系統中，二者的活性最低，分別為0.07 EU/mg VSS和0.06 EU/mg VSS.這說明堿性且含有氧化物質的發酵環境嚴重抑制了ALP和ACP的活性.同時發現，ALP和ACP的活性變化趨勢與PO43--P釋放量變化不相符，可能因為有機磷分布在活體微生物和碎屑中，如核苷酸-p，脂質-p，核酸-p，蛋白質-p，其分解需要不同種類的磷酸酶作用[24].

由圖5e）可以看出，DH的活性隨著CaO2添加量的增加呈先升高后降低趨勢，其活性分別為0.01 EU/mg VSS，0.51 EU/mg VSS，0.40 EU/mgVSS和 0.25 EU/mg VSS.DH活性較高時，發酵系統中丙酮酸會快速降解生成SCFAs，但是CaO2釋放的活性物質如·OH，OH-，HO2·和·O2-不僅破壞生物膜，同時也使DH活性受損，所以高添加量的CaO2會使DH活性降低，阻礙丙酮酸的快速轉化.

2.5 CaO2在污泥發酵系統中的作用機理分析

作為二價鹽，CaO2不僅具有較強的氧化能力，水解后還能產生Ca（OH）2，H2O2和O2，H2O2繼續水解成為·OH，OH-，HO2·和·O2-，其反應方程式如下：

其中，OH-的存在使發酵環境成為堿性，較高的pH值不僅破壞微生物的細胞壁，加速污泥溶解，同時會抑制產甲烷菌的活性.而且CaO2溶于水后生成的·OH，HO2·和·O2-具有較高的氧化還原電位，分別為2.4 V（·OH），1.77 V（HO2·），2.07 V（O2-），這些氧化物質破壞微生物細胞膜的通透性屏障，使細胞內容物流失，損傷RNA，干擾微生物新生代謝活動，最后導致微生物死亡溶解.高活性物質會氧化蛋白質，使系統中多糖占比升高，從而使微生物更加趨向利用多糖生成SCFAs，更易生成乙酸.適當地添加CaO2及其衍生物，能夠提高水解酶及其脫氫酶活性，促進發酵系統中的產酸活動.發酵系統的Ca2+與NH4+-N和PO43--P在堿性條件下合成鳥糞石沉淀，可降低發酵系統中的氮負荷，減少發酵液中NH4+-N和PO43--P的釋放量，為發酵液的再利用提供保障.

3 結論

本文以CaO2作為城市污水處理中剩余污泥處理藥劑，研究了不同添加量的CaO2對剩余污泥厭氧發酵性能的影響，并探索了CaO2在剩余污泥厭氧發酵過程中的作用機理，得到了如下結論：

1）CaO2能夠顯著促進厭氧發酵系統中污泥的溶解和分解，提高剩余污泥厭氧發酵水解性能，SCOD值、DDCOD值、可溶性蛋白質和多糖質量濃度均隨著CaO2添加量的增加而增大.

2）適當添加CaO2能夠提高剩余污泥厭氧發酵產酸能力，優化產酸類型，提高乙酸占比，最高可達63.94%，降低丙酸占比，最低可達3.63%.0.2 mg/mg SS和0.3 mg/mg SS發酵系統中最佳產酸時間分別為第5 d和第9 d，產酸過程具有延遲性.

3）CaO2對剩余污泥發酵系統中NH4+-N和PO43--P的釋放量具有顯著的影響，NH4+-N的釋放量隨著CaO2添加量的增加先增大后降低，PO43--P的釋放量隨著CaO2添加量的增加而降低.

4）適當添加CaO2能夠促進剩余污泥發酵系統中蛋白酶、α-葡萄糖苷酶和脫氫酶的活性，其最佳添加量為0.2 mg/mg SS，但CaO2中的氧化物質嚴重抑制堿性磷酸酶和酸性磷酸酶的活性.

5）CaO2溶于水后生成OH-，O2-，H2O2等強氧化物質，能夠有效破壞微生物細胞壁，強化污泥水解，OH-形成的堿性環境抑制產甲烷菌活性，降低SCFAs的消耗，OH-，Ca2+與發酵系統中的NH4+-N和PO43--P形成鳥糞石沉淀，有利于氮和磷物質的有效回收.

利用CaO2溶于水后產生的大量活性物質和OH-，可調控剩余污泥發酵系統中的pH值，改變微生物的生存環境，從而促進剩余污泥水解酸化性能，并抑制產甲烷菌的活性，使SCFAs得到優化積累和富集，且從生物酶角度深入探討發酵機理，為后續進一步提高剩余污泥發酵產酸性能提供理論基礎.

參考文獻：

[1] JIN B，WANG S，XING L，et al.The effect of salinityon waste activated sludge alkaline fermentation and kinetic analysis[J].Journal of Environmental Sciences，2016，43：80.

[2] CHEN Y，RANDALL A A，MCCUE T.The efficiency of enhanced biological phosphorus removalfrom real wastewater affected by different ratios of acetic to propionic acid[J].Water Research，2004，38：27.

[3] JIN B，WANG S，XING L，et al.Long term effect of alkali types on waste activated sludge hydrolytic acidification and microbial community at low temperature[J].Bioresource Technology，2016，200：587.

[4] 劉常青，王玉蘭，林鴻，等.低有機質污泥投加藥劑聯合低溫熱水解及后續厭氧發酵研究[J].化工學報，2017，68 （4）：1608.

[5] LI Y，WANG J，ZHANG A，et al.Enhancing the quantity and quality of short|chain fatty acids production from waste activated sludge using CaO2 as an additive[J].Water Research，2015，83：84.

[6] 白潤英，陳湛，張偉軍，等.過氧化鈣預處理對活性污泥脫水性能的影響機制[J].環境科學，2017，38（3）：1151.

[7] 帥昆.過氧化鈣聯合游離氨預處理技術提高污泥厭氧發酵產短鏈脂肪酸的研究[D].長沙：湖南大學，2018.

[8] GREENBERG A E，ClESCREIL S，EATON A D.Standard methods for the examination of waterand wastewater[J].Am J Public Health NationsHealth，1966，56（3）：387.

[9] GOEL R，MINO T，SATOH H，et al.Enzyme activitiesunder anaerobic and aerobic conditions in activated sludge sequencing batch reactor[J].Water Research，1998 （32）： 2081.

[10]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 & Technology，2006，40（6）：2025.

[11]BUNTHOF C，VAN S，MEIJER W，et al.Fluorescent method for monitoring cheese starter permeabilization and lysis[J].Applied & Environmental Microbiology，2001，67（9）：4264.

[12]LEGRAND C，BOUR J M，JACOB C，et al.Lactate dehydrogenase （LDH） activity of the number of dead cells in the medium of cultured eukaryoticcells as marker[J].Journal of Biotechnology，1992，25（3）：231.

[13]BOUGRIER C，CARRERE H，DELGENES J.Solubilisation of waste|activated sludge by ultrasonictreatment[J].Chemical Engineering Journal，2005，106（2）：163.

[14]MüLLER J，PELLETIER L.Désintégration mécanique des boues activées[J].Leau，Lindustrie Les Nuisances，1998，217：61.

[15]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）2 adjustment[J].Water Research，2014，61：34.

[16]NADDEO V，BELGIORNO V，LANDI M，et al .Effect of sonolysis on waste activated sludge solubilisation and anaerobic biodegradability[J].Desalination，2009，249（2）：762.

[17]MOHAPATRA D，BRAR S，TYAGI R，et al.Degradation of endocrine disrupting bisphenol a during pre|treatment and biotransformation of wastewater sludge[J].Chemical Engineering Journal，2010，163（3）：273.

[18]俞曉鋒，涂瀛，劉萍，等.過氧化氫對白色念珠菌的超微結構及酸性磷酸酶的影響[J].中國消毒學雜志，1987，4（4）：183.

[19]JIN B，NIU J，DAI J，et al.New insights into the enhancement of biochemical degradation potential from waste activated sludge with low organic content by Potassium Monopersulfate treatment[J].Bioresource Technology，2018，265：8.

[20]LI L，HE J，XIN X，et al.Enhanced bioproduction of short|chain fatty acids from waste activated sludge by potassium ferrate pretreatment[J].Chemical Engineering Journal，2018，332：456.

[21]彭永臻，邢立群，金寶丹，等.強堿預處理和堿性強度對剩余污泥發酵的影響[J].北京工業大學學報，2016，42（2）：277.

[22]金寶丹，王淑瑩，邢立群，等.單過硫酸氫鉀復合鹽對剩余污泥厭氧發酵的影響[J].東南大學學報（自然科學版），2016，46（2）：434.

[23]CADORET A，CONRAD A，BLOCK J.Availability of low and high molecular weight substrates to extracellular enzymes in whole and dispersed activated sludges[J].Enzyme & MicrobialTechnology，2002，31（1/2）：179.

[24]VAN O，GEESEY G.Localization and identification of populations of phosphatase|active bacterial cells associated with activated sludge flocs[J].Microbial Ecology，1999，38（3）：201.