2016, Vol. 37
2. 住房和城乡建设部村镇建设司农村生活垃圾处理技术研究与培训中心, 上海 200092
2. Centre for the Technology Research and Training on Household Waste in Small Towns & Rural Area, Ministry of Housing Urban-Rural Development, Shanghai 200092, China
厌氧消化是污泥处理的主要工艺之一，该工艺过程既可以实现污泥减量化、 稳定化、 无害化的目的，又可以产生沼气作为燃料. 然而，污泥厌氧消化也存在停留时间长(20~30 d)、 有机物降解率低(30%~50%)等问题，这些限制因素通常与污泥水解这一限速步骤有关[1, 2]. 微生物细胞体占剩余污泥的70%左右，这些细胞会分泌一些由多聚糖、 蛋白质、 脂肪等聚合物组成的胞外多聚物(extracellular polymer substances，EPS)，EPS的存在使污泥絮体处于稳定状态，并降低水解速率，同时也影响了污泥的脱水性能[3]. 因此，打破EPS的裹附、 破坏污泥胶团结构使其发生解聚，并裂解裹附其中的微生物细胞体，是提高污泥中有机物降解率和污泥消化效率、 改善污泥脱水性能的关键. 常用的预处理方法，包括物理法[4]、 化学法[5]、 生物法[6]或几种方法组合[7, 8]，可以破除EPS裹附，改善厌氧消化性能； 其中，低能耗、 低污染、 更安全的生物预处理方法越来越受到重视. 生物预处理方法，主要包括向污泥中投加生物菌剂和直接投加水解酶制剂两种类型. 生物菌剂分泌的酶或其它来源的水解酶，能使污泥絮体裂解，且可将难以降解的大分子有机物水解为小分子物质，提高污泥的可生化性[9]. 多种水解酶制剂，如蛋白酶、 淀粉酶、 纤维素酶、 脂肪酶等[10~12]，已被应用于污泥生物预处理过程的研究中. 由于生物菌剂比水解酶制剂耐受性更强，且能够持续分泌出多种水解酶，因此，投加生物菌剂的方法在实际应用中更具潜能. Lü等[13]通过添加可水解纤维素的嗜氢菌Clostridium thermocellum预处理微藻，甲烷产量提高了17%~24%，同时促进了细胞的裂解和氢气的产生； Zhang等[14]通过接种乙酸营养型菌剂Acetobacteroides hydrogenigenes处理玉米秸秆，甲烷产量提高了19%~23%，同时提高了纤维素和半纤维素的去除率. 上述研究表明，投加生物菌剂能改善生物质的厌氧消化产沼效率，但有关生物菌剂预处理与污泥脱水性能和厌氧消化性能的相关性研究，特别是脱水性能的研究还很有限. 鉴于蛋白质是污泥EPS的主要组分[9]，能分泌蛋白酶的生物菌剂是进行污泥生物预处理的首选. 嗜热型厌氧解蛋白菌剂Coprothermobacter proteolyticus[15]已应用到改善污泥沼渣的厌氧消化性能研究中，嗜热型Bacillus licheniformis[16, 17]也被发现对于污泥有一定的液化作用. 但是，由于高温条件本身会对污泥细胞造成破坏[9, 15]，改善污泥的消化性能，而且高温增加了预处理成本. 因此，还有待评估生物菌剂常温下的单独作用效果. 本文通过添加具有较强蛋白酶活性的好氧生物菌剂——地衣芽孢杆菌(Bacillus licheniformis)，进行生物预处理，研究不同接种比条件下，生物菌剂预处理对后续污泥消化和脱水性能的影响规律.
1 材料与方法 1.1 生物菌剂——地衣芽孢杆菌本实验所用的地衣芽孢杆菌(Bacillus licheniformis DSMZ 13)由广东微生物研究所分离纯化保存. 地衣芽孢杆菌为革兰氏阳性需氧菌，最适生长温度大约为50℃，酶分泌的最适温度为37℃. 在不良环境下会形成芽孢，以抵抗恶劣环境[18]. 在生长过程中，地衣芽孢杆菌可分泌大量蛋白酶等多种胞外酶.
在进行接种之前，生物菌剂需要活化和扩大培养，选择最适菌种进行接种. 首先，用浓度为75%的酒精棉擦拭装有纯菌种的安瓿管； 然后，将安瓿管封口处置于酒精灯火焰上烧热10~20 s； 随后，立即滴一滴无菌水于封口处将安瓿管前端炸开，用无菌吸管吸取部分已灭菌的液体培养基(培养基成分: 蛋白胨5 g·L-1，牛肉膏3 g·L-1，NaCl 5 g·L-1，MnSO4·H2O 5mg·L-1)，将安瓿管内的冻干粉全部溶解； 再将其吸出接种到灭菌后的液体培养基中，过火后塞上棉花塞，置于振荡摇床上培养. 培养温度为35℃，培养时间为18~24 h，振荡摇床转速150 r·min-1. 继代培养2~3代后开始进行扩大培养.
扩大培养期间，将地衣芽孢杆菌按2%的体积接种比接种于相同成分的液体培养基中，置于35℃恒温振荡摇床上培养，培养温度为35℃，培养时间为18~24 h. 培养期间，每隔一段时间取样，采用分光光度法测定D580值[19]和蛋白酶浓度，蛋白酶浓度是根据荧光蛋白酶浓度测试试剂包(G-biosciences公司)提供的测试方法测定. 该试剂包采用异硫氰酸荧光素荧光标记的酪蛋白作为底物，样品中蛋白酶水解酪蛋白释放含有荧光标记的小分子肽类物质，在激发波长485 nm和发射波长535 nm条件下检测荧光强度. 根据地衣芽孢杆菌培养和蛋白酶浓度测试的预实验结果，确定接种的地衣芽孢杆菌为扩大培养29 h后的菌种，此时菌体总数和胞外蛋白酶浓度均达到最大值.
对确定接种的菌液进行离心，在5 000 r·min-1下离心15 min，弃去上清液，再将沉淀的菌体用0.5%的氯化钠溶液重新悬浮，去除菌种培养基本底值的影响，得到配置菌液.
1.2 剩余污泥本实验所用的剩余污泥取自上海市某污水处理厂的污泥浓缩池，该厂废水处理采用A2/O工艺. 污泥取回后，先经过30 min静置沉淀，弃去上清液，再经过1mm×1 mm的筛网过滤去除杂质，随后，再将剩余污泥在4 270 r·min-1下离心10 min[20]，弃去上清液，将沉淀物置于0.5%的氯化钠溶液中重新悬浮制成配制剩余污泥. 该配制过程的目的，是去除剩余污泥上清液本底的溶解性有机物，而以蛋白质为主的EPS并不会在配制过程中被彻底清洗掉. 对该配制剩余污泥进行化学性质测定和元素分析，结果如表 1所示.
|
表 1 配制剩余污泥化学性质和元素分析结果 Table 1 Characteristics and elemental analysis results of the tested sludge |
1.3 实验设计
剩余污泥中温好氧消化预处理装置如图 1所示. 实验设计反应器为玻璃制成的容积为1 L的锥形瓶，反应器内盛有800 mL污泥和地衣芽孢杆菌的混合液. 底部磁力搅拌器和曝气装置保证反应器内溶液混合均匀. 锥形瓶口由橡胶塞封住，橡胶塞上固定有两根通气管，一根为出气管，管口接有0.45μm针孔过滤器防止空气中的气溶胶掉落在反应体系中； 另一个为进气管，连有空气泵，经过0.45μm针孔过滤器滤掉空气中的气溶胶等杂质，然后由流量计控制和监测进气量. 实验过程中的供气流量为1.5mL·min-1，溶液的溶解氧浓度为5mg·L-1左右.
|
图 1 剩余污泥中温好氧消化预处理装置示意 Fig. 1 Schematic of reactor for the pretreatment of sewage sludge |
本实验共设置5个工况，每个工况设置3个平行样. 工况WAS0为对照工况，未接种地衣芽孢杆菌. 工况WAS1、 WAS2、 WAS3和WAS4分别接种了不同比例的地衣芽孢杆菌配制菌液，接种比(ri/s，菌剂与剩余污泥的总固体之比)分别为: 0.17%、 0.66%、 1.16%和1.65%.
1.4 测试方法在消化过程中，实验初期为每隔12 h取样一次，中期为每隔24 h取样一次，后期为每隔48 h取样一次. 污泥样品取出后，直接测定其pH值(pHS-25数显pH计，上海精科仪器有限公司)，随后，采用减重法测定总固体(TS)和挥发性固体(VS)，TS和VS测定温度分别为105℃和600℃； 氨氮和凯式氮采用Kjeltiec8400A凯式定氮仪(丹麦FOSS公司)测定. 污泥样品经0.45μm滤膜过滤后，分别测定溶解性有机碳(DOC)、 溶解性氮(DN)(TOC-Vcpn，日本Shimadzu公司)、 氨氮(Kjeltiec8400A凯式定氮仪，丹麦FOSS公司)，进行三维荧光光谱(excitation-emission matrix，EEM)分析(F-4500型三维荧光光谱仪，日本Hitachi公司). 本实验采用模化CST(capillary suction time，毛细吸水时间)来衡量污泥的脱水性能. 污泥的毛细吸水时间CST是指污泥中的毛细水在滤纸上渗透1cm所需要的时间，可通过CST测定仪进行测定. 同时，考虑到受污泥含固率的影响[21]，将测定的CST值除以同一样品的TS值以得到模化CST值，来衡量污泥的脱水性能.
2 结果与讨论 2.1 预实验结果在进行生物预水解之前，需要通过菌种的活化和扩大培养，以选择最适菌种进行接种.
首先，根据测定的菌种活化后得到的菌种浓度，分别稀释相应的倍数测定其D580值，绘制D580菌种浓度标准曲线. 其次，根据扩大培养菌种时测得的D580值，得到相应的菌种浓度，并绘制出地衣芽孢杆菌生长曲线，如图 2所示. 同时，根据荧光蛋白酶浓度测试试剂包可制作荧光-蛋白酶浓度标准曲线，然后，利用菌种扩大培养时所监测的蛋白酶荧光强度，求得扩大培养时培养基中的蛋白酶浓度，进而得到蛋白酶浓度变化曲线(图 2).
|
图 2 地衣芽孢杆菌生长曲线和蛋白酶浓度变化曲线 Fig. 2 Growth curve of Bacillus licheniformis and protease concentration variation curve |
如图 2所示，地衣芽孢杆菌在接种后0~8 h内，处于细菌生长的迟滞期，菌体总量没有明显增加. 在接种后8~25 h内，菌体总量呈几何级数增加，处于细菌生长的对数期. 接种后25~33 h内，菌体总数变化量很小，处于细菌生长的稳定期. 而在接种33 h后，菌体总数逐渐下降，该种地衣芽孢杆菌的生长进入衰退期.
同时，由图 2显示，在接种后0~10 h内，培养基中的蛋白酶浓度一直维持在较低水平，表明在迟滞期内，该菌种几乎不分泌胞外蛋白酶. 在接种后10~33 h内，培养基中的蛋白酶浓度不断增加，表明该菌种在对数期和稳定期会不断分泌胞外蛋白酶. 在接种33 h后，培养基中的蛋白酶浓度迅速下降. 可见，培养基中蛋白酶浓度变化曲线与地衣芽孢杆菌生长曲线的变化趋势基本相似.
因此，在本实验中，接种的地衣芽孢杆菌即为扩大培养29 h后的菌种，此时菌体总数和胞外蛋白酶浓度均达到最大值.
2.2 实验结果 2.2.1 污泥液相DOC的变化液相DOC反映了地衣芽孢杆菌对污泥中有机物水解程度影响. 如图 3所示，5个工况的污泥液相DOC值均呈现先下降后上升的趋势. 在培养初期的20 h内，DOC值呈下降趋势，这主要是由于培养初期，添加的地衣芽孢杆菌并未适应环境，在与污泥自身的土著微生物的竞争中没有优势，因而大分子有机物首先被土著微生物水解利用，有机物溶出速率降低，加之实验中的充分曝气使污泥中的部分挥发性有机物被吹脱出来，因而导致DOC浓度降低. 培养20 h后，5个工况的污泥上清液DOC均呈逐步上升趋势，这时地衣芽孢杆菌已逐渐适应环境，呈现出竞争优势，胞内有机物溶出速率加快. 与对照工况相比，其余4个工况的DOC值均高于对照工况，可见投加生物菌剂有助于有机物的溶出.
|
图 3 不同生物菌剂接种比下污泥液相DOC随时间的变化趋势 Fig. 3 Temporal evolution of DOC concentrations in the liquid phase under different inoculation ratios |
同时，工况WAS1、 WAS2和WAS3的液相DOC值，随接种生物菌剂量的增加而依次增大. 培养到129 h时，工况WAS1、 WAS2和WAS3的液相DOC值比对照工况WAS0的液相DOC值分别增加了28%、 25%和153%. 但对于工况WAS4，液相DOC值却比工况WAS3低，培养到129 h时，工况WAS4的液相DOC值比对照工况WAS0的液相DOC值仅增加了74%. 这表明，DOC值会随接种比的增加而增加，且当接种比为1.16%(工况WAS3)时，DOC的积累效果达到顶峰，再继续增加生物菌剂的接种量，会由于生物菌剂自身生长繁殖利用了有机物，而使溶出物进一步被降解，则反而会削弱DOC的累积效果.
2.2.2 污泥液相溶解性氮、氨氮及污泥絮体氨氮的变化污泥液相中的氮呈现多种形式，并存在相互转化，但总溶解性氮的含量不会因为相互转化而发生变化. 因此，可以用污泥液相中溶解性氮的含量来表征以蛋白质为主的含氮有机物溶出效果. 在消化过程中，蛋白质在蛋白酶等一系列酶的作用下发生水解和脱氨作用. 因此，污泥液相中的氨氮浓度和污泥絮体中的氨氮浓度可以表征蛋白质的降解效果. 图 4反映了在消化过程中污泥液相的溶解性氮、 污泥絮体和污泥液相中的氨氮浓度变化趋势.
|
图 4 不同生物菌剂接种比下污泥液相溶解性氮、 污泥絮体和污泥液相中氨氮含量随时间的变化趋势 Fig. 4 Temporal evolution of DN concentrations in the liquid phase and ammonium nitrogen concentrations in the liquid and solid phase under different inoculation ratios |
由图 4可以看出，污泥液相溶解性氮含量随时间的变化趋势与液相DOC值的变化趋势一致，呈现先下降后上升的趋势. 在培养20 h后，对照工况WAS0与工况WAS1、 WAS2和WAS4的溶解性氮含量均逐步上升，在培养129 h时达到最大值； 与对照工况WAS0相比，工况WAS1、 WAS2和WAS4的最大溶解性氮含量分别增加了59%、 52%和47%. 可见接种生物菌剂后，地衣芽孢杆菌分泌的蛋白酶等胞外酶可溶出大量蛋白质，增加了污泥蛋白质的溶出速率和溶出总量.
污泥液相和污泥絮体中的氨氮含量变化趋势均呈现先下降后上升的整体趋势，与液相DOC值和总氮值变化趋势相同. 在培养129 h后，各工况的氨氮浓度均达到最大值，工况WAS1、 WAS2、 WAS3和WAS4的污泥液相氨氮浓度分别为对照工况WAS0的1.73、 1.83、 1.89和1.88倍； 其污泥絮体氨氮浓度分别为对照工况的1.18、 1.30、 1.01和1.15倍. 可见接种菌剂后，地衣芽孢杆菌分泌的多种胞外酶可溶解并水解蛋白质，从而提高了氨氮的产生量和产生速率. 随着接种量的增大，蛋白质的降解率随之提高，但经过一段时间培养后，最终的蛋白质降解率基本相同.
2.2.3 污泥蛋白质与VS比值的变化污泥蛋白质与VS的比值反映了消化过程中蛋白质的降解程度. 由图 5污泥蛋白质与VS比值的变化趋势可以看出，在整个过程中，该比值整体上呈现下降的趋势，并且在培养129 h后，5个工况的污泥蛋白质和VS的比值达到最低，从初始时的686mg·g-1分别降至574、 555、 523、 493和567mg·g-1，分别为初始值的84%、 81%、 76%、 72%和83%. 可见随着生物菌剂添加量的增加，污泥蛋白质的降解量也不断增加，且在接种比为1.16%(工况WAS3)时达到最大.
|
图 5 不同生物菌剂接种比下污泥蛋白质与VS比值的变化趋势 Fig. 5 Temporal evolution of protein/VS ratios in the sludge under different inoculation ratios |
通过EEM(三维荧光光谱技术)测试，可得到污泥液相中蛋白质类、 胡敏酸类和富里酸类有机物的含量. 通过EEM测试所得的数据，首先需去除瑞利和拉曼散射，使EEM光谱图中荧光峰的特征更加明显； 再除以该样品的DOC值，实现DOC归一化[22, 23]； 然后，绘制激发-发射矩阵图. 结果如图 6所示.
|
图 6 不同生物菌剂接种比下污泥液相EEM光谱图 Fig. 6 Fluorescence EEM spectra of liquid phase under different inoculation ratios |
根据Chen等[24]的研究，可将荧光物质所在EEM图谱分为5个区域，即区域1(Ex<250 nm，Em<330 nm)类络氨酸物质； 区域2(Ex<250 nm，330 nm ＜Em<380 nm)类色氨酸物质； 区域3(Ex>250 nm，Em<380 nm)微生物副产物； 区域4(Ex<250 nm，Em>380 nm)富里酸类物质； 区域5(Ex>250 nm，Em>380 nm)胡敏酸类物质. 比激发发射区域体积(Φ)表示该区域内荧光强度值的大小，荧光区域综合指数(fluorescence regional integration，FRI)可以定量表征EEM各区域荧光的相对含量. 由于区域1、 2和3均可以表征污泥液相中蛋白质类物质的荧光强度，因此对此3个区域的荧光强度值进行叠加，以表征蛋白质类物质的总量. 图 7分别表示了污泥液相中单位DOC的蛋白质、 胡敏酸和富里酸类物质含量的变化趋势.
|
图 7 不同生物菌剂接种比下污泥液相蛋白质、胡敏酸和富里酸的荧光强度变化趋势 Fig. 7 Temporal evolution of fluorescence intensity of protein, fulvic acid and humic acid per DOC under different inoculation ratios |
投加的生物菌剂——地衣芽孢杆菌所分泌的酶类既有溶胞作用，释放出蛋白质，也能降解溶出的蛋白质，污泥液相中单位DOC( mg·L-1)的蛋白质含量是这两种作用的共同结果. 由蛋白质类物质的荧光强度变化趋势可以看出，在好氧消化培养的初期20 h内，添加生物菌剂的工况比对照工况的蛋白质含量高，表明添加生物菌剂的工况比对照工况的蛋白质溶出速率快，且溶出量大； 之后，各个工况的单位DOC的蛋白质含量呈现波动趋势，并逐渐趋于平衡，表明蛋白质的溶出速率与分解速率趋于平衡.
通过富里酸和胡敏酸的荧光强度变化趋势可见，好氧消化培养的前33 h内，5个工况的单位DOC的富里酸和胡敏酸含量迅速增加； 33 h后，对照工况的富里酸和胡敏酸含量在波动中基本保持平衡，而其余添加生物菌剂工况的富里酸含量呈现明显下降趋势，且工况WAS3和WAS4的下降幅度明显高于工况WAS1和WAS2. 可见，添加地衣芽孢杆菌可促进富里酸类难降解物质的溶出，并且随着培养时间的延长，溶解出来的难降解有机物还会被进一步降解.
2.2.5 污泥pH的变化污泥pH主要受酸化过程中生成的有机酸和蛋白质降解产生的氨氮影响，pH值的高低可以反映污泥降解的程度. 由图 8的pH变化趋势可以看出，在培养开始的33 h内，5个工况的污泥pH值均未发生明显变化，接近中性； 在培养33 h后，pH值迅速降低，主要是由于酸化现象导致大分子有机物水解为小分子的有机酸所致. 工况WAS0、 WAS1和WAS2的污泥酸化现象显著，pH值均在57 h后达到最低值，分别为5.83、 5.72和5.83； 而工况WAS3和WAS4的污泥酸化程度较低，最低pH值分别为6.21和6.31. 这主要是由于工况WAS3和WAS4的接种比高，导致生物菌剂所分泌的胞外蛋白酶总量高，促进了胞内蛋白质的溶出和降解，产生更多的氨氮以中和酸化过程中生成的有机酸. 在好氧消化57 h后，5个工况的pH均出现上升趋势，表示此时氨氮的产生速率已经高于有机酸的产生速率. 可见，接种一定量的地衣芽孢杆菌可以在一定程度上缓解消化过程中的酸化现象.
|
图 8 生物菌剂不同接种比下污泥pH的变化趋势 Fig. 8 Temporal evolution of pH under different inoculation ratios |
本实验采用模化CST值来衡量污泥的脱水性能，图 9显示了各工况在消化过程中模化CST值的变化趋势. 通过对照工况WAS0可以看出，模化CST值随时间的延长而升高，该现象符合普遍认识，即污泥经过好氧消化后，其脱水性能变差. 同时，其余4个工况的模化CST值也随着时间的延长而升高，且高于对照工况. 可见，投加生物菌剂对污泥的脱水性能有不利影响. 从培养的前80 h可以看出，生物菌剂的接种比越大，对污泥脱水性能的不利影响越显著. 至培养129 h后，各工况的污泥脱水性能已经基本相似.
|
图 9 不同生物菌剂接种比下污泥的模化CST值的变化趋势 Fig. 9 Temporal evolution of normalized CST under different inoculation ratios |
剩余污泥生物预水解的实验结果表明，不同的生物菌剂接种比工况下，消化速率与反应程度、 以及产物的脱水性都有明显差异. 投加地衣芽孢杆菌有助于胞内物质的溶出，且可以促进蛋白质和难降解类有机物的溶出和降解. 投加生物菌剂存在最优接种比，过高的接种比并不会有显著的促进作用. 本实验中，在1.16%的地衣芽孢杆菌接种比条件下，胞内物质的溶出效率及蛋白质的降解程度最佳. 同时，有研究表明，消化过程中的溶胞现象为污泥脱水性能变差的原因之一[25]. 在本研究中，投加地衣芽孢杆菌促进了细胞溶解，但同时地衣芽孢杆菌本身也会分泌EPS，使得污泥的脱水性能进一步变差. 随着预处理时间的延长，胞内物质的溶出效果显著改善. 通过DOC数据的变化趋势可以发现，在预处理的前57 h内，胞内物质快速溶出，随后在短时间内不再有明显效果，直到129 h后，胞内物质才大量溶出. 蛋白质与VS比值的变化趋势也有类似特点，在预处理的初期33 h内，蛋白质被快速降解，之后在短时间内数值上下波动，直到129 h后，蛋白质再次被大量降解. 由本文研究结果可见，采用地衣芽孢杆菌进行生物预处理，从仅改善污泥消化性能的角度来说，最佳预处理时间为129 h； 在时间和经济条件受限，以及综合考虑脱水性能的情况下，则可缩短预处理时间至33~57 h.
3 结论(1) 在剩余污泥的消化过程中，以地衣芽孢杆菌为接种物进行生物预处理，会加速胞内物质的溶出，促进溶解性有机碳(DOC)的积累. 当接种比为1.16%时，DOC的累积达到最大值，再继续提高接种比并不会增加DOC的累积量.
(2) 接种地衣芽孢杆菌促进了污泥中蛋白质的溶出和降解. 与对照工况相比，污泥液相的最大总氮浓度增加了47%~59%，污泥液相的最大氨氮浓度为对照工况的1.73~1.89倍，污泥絮体的最大氨氮浓度也均高于对照工况.
(3) 经过消化培养后，污泥的脱水性能劣化，且以地衣芽孢杆菌为菌剂的生物预水解对脱水性能有不利影响.
| [1] | Ge H Q, Jensen P D, Batstone D J. Temperature phased anaerobic digestion increases apparent hydrolysis rate for waste activated sludge[J]. Water Research , 2011, 45 (4) : 1597–1606. DOI:10.1016/j.watres.2010.11.042 |
| [2] | Dwyer J, Starrenburg D, Tait S, et al. Decreasing activated sludge thermal hydrolysis temperature reduces product colour, without decreasing degradability[J]. Water Research , 2008, 42 (18) : 4699–4709. DOI:10.1016/j.watres.2008.08.019 |
| [3] | Mikkelsen L H, Keiding K. Physico-chemical characteristics of full scale sewage sludges with implications to dewatering[J]. Water Research , 2002, 36 (10) : 2451–2462. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00477-8 |
| [4] | 陈汉龙, 严媛媛, 何群彪, 等. 温和热处理对低有机质污泥厌氧消化性能的影响[J]. 环境科学 , 2013, 34 (2) : 629–634. Chen H L, Yan Y Y, He Q B, et al. Effects of mild thermal pretreatment on anaerobic digestibility of sludge with low organic content[J]. Environmental Science , 2013, 34 (2) : 629–634. |
| [5] | 袁光环, 周兴求, 伍健东. 酸-碱预处理促进剩余污泥厌氧消化的研究[J]. 环境科学 , 2012, 33 (6) : 1918–1922. Yuan G H, Zhou X Q, Wu J D. Enhancement of anaerobic digestion of excess sludge by acid-alkali pretreatment[J]. Environmental Science , 2012, 33 (6) : 1918–1922. |
| [6] | 罗琨, 杨麒, 李小明, 等. 外加酶强化剩余污泥水解的研究[J]. 环境科学 , 2010, 31 (3) : 763–767. Luo K, Yang Q, Li X M, et al. Enhanced hydrolysis of excess sludge by external enzymes[J]. Environmental Science , 2010, 31 (3) : 763–767. |
| [7] | 贾瑞来, 魏源送, 刘吉宝, 等. 基于微波预处理的酶强化污泥水解酸化研究[J]. 环境科学学报 , 2016, 36 (1) : 156–165. Jia R L, Wei Y S, Liu J B, et al. Enhancement of enzymatic hydrolysis acidification for sewage sludge pretreated by microwave-H2O2-alkaline process[J]. Acta Scientiae Circumstantiae , 2016, 36 (1) : 156–165. |
| [8] | 刘吉宝, 倪晓棠, 魏源送, 等. 微波及其组合工艺强化污泥厌氧消化研究[J]. 环境科学 , 2014, 35 (9) : 3455–3460. Liu J B, Ni X T, Wei Y S, et al. Enhancement for anaerobic digestion of sewage sludge pretreated by microwave and its combined processes[J]. Environmental Science , 2014, 35 (9) : 3455–3460. |
| [9] | Lü F, Wang J W, Shao L M, et al. Enzyme disintegration with spatial resolution reveals different distributions of sludge extracellular polymer substances[J]. Biotechnology for Biofuels , 2016, 9 : 29. DOI:10.1186/s13068-016-0444-y |
| [10] | Dursun D, Turkmen M, Abu-Orf M, et al. Enhanced sludge conditioning by enzyme pre-treatment: comparison of laboratory and pilot scale dewatering results[J]. Water Science and Technology , 2006, 54 (5) : 33–41. DOI:10.2166/wst.2006.544 |
| [11] | Chen Z, Zhang W J, Wang D S, et al. Enhancement of activated sludge dewatering performance by combined composite enzymatic lysis and chemical re-flocculation with inorganic coagulants: kinetics of enzymatic reaction and re-flocculation morphology[J]. Water Research , 2015, 83 : 367–376. DOI:10.1016/j.watres.2015.06.026 |
| [12] | Sesay M L, Özcengiz G, Sanin F D. Enzymatic extraction of activated sludge extracellular polymers and implications on bioflocculation[J]. Water Research , 2006, 40 (7) : 1359–1366. DOI:10.1016/j.watres.2006.01.045 |
| [13] | Lü F, Ji J Q, Shao L M, et al. Bacterial bioaugmentation for improving methane and hydrogen production from microalgae[J]. Biotechnology for Biofuels , 2013, 6 (1) : 1–11. DOI:10.1186/1754-6834-6-1 |
| [14] | Zhang J, Guo R B, Qiu Y L, et al. Bioaugmentation with an acetate-type fermentation bacterium Acetobacteroides hydrogenigenes improves methane production from corn straw[J]. Bioresource Technology , 2015, 179 : 306–313. DOI:10.1016/j.biortech.2014.12.022 |
| [15] | Lü F, Li T S, Wang T F, et al. Improvement of sludge digestate biodegradability by thermophilic bioaugmentation[J]. Applied Microbiology and Biotechnology , 2014, 98 (2) : 969–977. DOI:10.1007/s00253-013-4977-8 |
| [16] | Kavitha S, Stella P B C, Kaliappan S, et al. Enhancement of anaerobic degradation of sludge biomass through surfactant-assisted bacterial hydrolysis[J]. Process Safety and Environmental Protection , 2016, 99 : 207–215. DOI:10.1016/j.psep.2015.11.009 |
| [17] | Merrylin J, Kaliappan S, Kumar S A, et al. Effect of extracellular polymeric substances on sludge reduction potential of Bacillus licheniformis[J]. International Journal of Environmental Science and Technology , 2013, 10 (1) : 85–92. DOI:10.1007/s13762-012-0141-8 |
| [18] | 张菊, 李金敏, 张志焱, 等. 地衣芽孢杆菌的研究进展[J]. 中国饲料 , 2012 (17) : 9–11. |
| [19] | 赵良启, 戚敬, 郜晋阳. 地衣芽孢杆菌产生碱性蛋白酶的动力学研究[J]. 生物工程学报 , 1998, 14 (4) : 395–400. Zhao L Q, Qi J, Gao J Y. A kinetic study on the production of alkaline proteinase by Bacillus licheniformis 2709[J]. Chinese Journal of Biotechnology , 1998, 14 (4) : 395–400. |
| [20] | Yu G H, He P J, Shao L M, et al. Stratification structure of sludge flocs with implications to dewaterability[J]. Environmental Science & Technology , 2008, 42 (21) : 7944–7949. |
| [21] | Merlo R P, Trussell R S, Hermanowicz S W, et al. A comparison of the physical, chemical, and biological properties of sludges from a complete-mix activated sludge reactor and a submerged membrane bioreactor[J]. Water Environment Research , 2007, 79 (3) : 320–328. DOI:10.2175/106143006X111781 |
| [22] | Lu F, Chang C H, Lee D J, et al. Dissolved organic matter with multi-peak fluorophores in landfill leachate[J]. Chemosphere , 2009, 74 (4) : 575–582. DOI:10.1016/j.chemosphere.2008.09.060 |
| [23] | Shao L M, Zhang C Y, He P J, et al. Comparison of different fluorescence spectrum analysis techniques to characterize humification levels of waste-derived dissolved organic matter[J]. Environmental Technology , 2012, 33 (22) : 2569–2573. DOI:10.1080/09593330.2012.673016 |
| [24] | Chen W, Westerhoff P, Leenheer J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J]. Environmental Science & Technology , 2003, 37 (24) : 5701–5710. |
| [25] | 张峥嵘, 黄少斌, 蒋然, 等. 单级预热式自动升温高温好氧消化工艺处理剩余活性污泥[J]. 化工进展 , 2007, 26 (12) : 1798–1803. Zhang Z R, Huang S B, Jiang R, et al. Surplus activated sludge disposal by one-stage preheated autothermal themophilic aerobic digestion[J]. Chemical Industry and Engineering Progress , 2007, 26 (12) : 1798–1803. |