污泥厌氧发酵产酸研究
污泥热处理及其强化污泥厌氧消化的研究进展
污泥热处理及其强化污泥厌氧消化的研究进展污泥是城市污水处理过程中产生的固体废弃物，由于其高水分含量和有机物质的含量较高，使得传统的污泥处理方法相对较为困难。
然而，随着技术的发展，污泥热处理和强化污泥厌氧消化等新方法逐渐受到关注，并在理论研究和工程应用中取得了一定的进展。
污泥热处理是指将污泥在高温条件下进行干化、热解和燃烧等处理的一种方法。
通过提高污泥温度，可以减少其水分含量，使得污泥体积减小，便于后续处理和处置。
同时，在高温下，污泥中的有机物质发生分解和转化，释放出热能等，为生物甲烷发酵等过程提供了热源。
研究表明，污泥热处理可以有效提高污泥的可处理性和资源化利用水平。
当前，常用的污泥热处理技术包括干化、热解和燃烧。
干化是通过加热和蒸发等方式将污泥中的水分脱除，降低污泥的含水率。
热解是指在高温条件下，将污泥中的有机物质分解为可燃气体和固体炭等。
而燃烧是将污泥中的有机物质完全氧化，释放出热能。
这些方法可以单独使用，也可以组合使用，根据污泥的特性和处理目标选择合适的处理方式。
近年来，强化污泥厌氧消化也成为研究的热点之一。
污泥厌氧消化是指利用厌氧菌群将有机物质转化为甲烷气的过程。
在传统污泥厌氧消化中，有机物质的降解速率较慢，产气率较低。
为了提高污泥厌氧消化的效率和产甲烷气的质量，研究者提出了强化污泥厌氧消化方法。
这些方法主要包括热处理、超声波处理、化学处理和厌氧菌增加等。
热处理是强化污泥厌氧消化的一种常用方法。
研究表明，在适当的温度和时间条件下，污泥经过热处理后，厌氧消化的降解速率和产气率都得到了显著提高。
这是因为热处理可以破坏污泥中的细胞结构，释放出更多的有机物质，提高厌氧反应的活性。
同时，热处理还可以破坏污泥中的抗生物降解物质，增加污泥的可降解性。
超声波是利用高频声波在液体中产生的物理效应，可以在短时间内产生局部高温和高压，从而破坏污泥细胞结构，促进有机物质的释放。
研究表明，超声波处理可以显著提高污泥厌氧消化的降解速率和产气率。
废水厌氧生物处理原理
废水厌氧生物处理原理一、厌氧消化过程中的主要微生物主要介绍其中的发酵细菌（产酸细菌）、产氢产乙酸菌、产甲烷菌等。
1、产甲烷菌产甲烷细菌的主要功能是将产氢产乙酸菌的产物——乙酸和H2/CO2转化为CH4和CO2，使厌氧消化过程得以顺利进行；主要可分为两大类：乙酸营养型和H2营养型产甲烷菌，或称为嗜乙酸产甲烷细菌和嗜氢产甲烷细菌；一般来说，在自然界中乙酸营养型产甲烷菌的种类较少，只有Methanosarcina（产甲烷八叠球菌）Methanothrix（产甲烷丝状菌），但这两种产甲烷细菌在厌氧反应器中居多，特别是后者，因为在厌氧反应器中乙酸是主要的产甲烷基质，一般来说有70%左右的甲烷是来自乙酸的氧化分解。
典型的产甲烷反应：产甲烷菌有各种不同的形态，常见的有：①产甲烷丝菌；等等。
产甲烷菌都是严格厌氧细菌，要求氧化还原电位在-150～-400mv，氧和氧化剂对其有很强的毒害作用；产甲烷菌的增殖速率很慢，繁殖世代时间长，可达4～6天，因此，一般情况下产甲烷反应是厌氧消化的限速步骤。
②产甲烷球菌；③产甲烷杆菌；④产甲烷八叠球菌；2、产氢产乙酸菌：产氢产乙酸细菌的主要功能是将各种高级脂肪酸和醇类氧化分解为乙酸和H2；为产甲烷细菌提供合适的基质，在厌氧系统中常常与产甲烷细菌处于共生互营关系。
主要的产氢产乙酸反应有：注意：上述反应只有在乙酸浓度很低、系统中氢分压也很低时才能顺利进行，因此产氢产乙酸反应的顺利进行，常常需要后续产甲烷反应能及时将其主要的两种产物乙酸和H2消耗掉。
主要的产氢产乙酸细菌多为：互营单胞菌属、互营杆菌属、梭菌属、暗杆菌属等；多数是严格厌氧菌或兼性厌氧菌。
3、发酵细菌（产酸细菌）：发酵产酸细菌的主要功能有两种：①水解——在胞外酶的作用下，将不溶性有机物水解成可溶性有机物；②酸化——将可溶性大分子有机物转化为脂肪酸、醇类等；主要的发酵产酸细菌：梭菌属、拟杆菌属、丁酸弧菌属、双岐杆菌属等；水解过程较缓慢，并受多种因素影响（pH、SRT、有机物种类等），有时会成为厌氧反应的限速步骤；产酸反应的速率较快；大多数是厌氧菌，也有大量是兼性厌氧菌；可以按功能来分：纤维素分解菌、半纤维素分解菌、淀粉分解菌、蛋白质分解菌、脂肪分解菌等。
污泥联合不同有机质对厌氧发酵产酸的影响
垃圾 中主要的三种有 机成分 ：蛋 白质 、碳水 化合物 和脂 肪联 合污 其余的步骤同上。
泥厌氧发酵对产酸的影响。试 验采用添加单一 的蛋 白类 、碳 水化 ２ 试验 结果 与分 析
合物类 和脂类有机质分 别与 市政 污泥进行 联合 厌氧发 酵 的方法 ２．１ 联合厌 氧 发 酵对产 酸量及 产 酸转化 率 的影响
第 ４２卷 第 ８期 ２ ０ １ ６ 年 ３ 月
山 西 建 筑
ＳＨＡＮＸＩ ＡＲＣＨＩＴＥＣＴＵＲＥ
Ｖｏ１．４２ Ｎｏ．８ Ｍａｒ． ２０１６
·２１５ ·
文章编号 ｉ １００９—６８２５（２０１６）０８—０２１５—０３
污 泥 联 合 不 同 有 机 质 对 厌 氧 发 酵 产 酸 的 影 响
和 ５９％ ：污泥联合脂质厌氧发酵产酸量最低 ，仅为单独 厌氧 发酵 产酸 量的 ３９％。
关键词 ：联合厌氧发酵 ，挥发性脂 肪酸 ，污泥 ，碳 源
中 图 分 类 号 ：Ｘ７０５
文 献 标 识 码 ：Ａ
０ 引 言 在 现有 的污 泥处 理技术 中，厌氧发 酵是 最环 保 、资 源利用 率
的污泥浓缩池中 ，其初始特征参数 如表 １所示 。联 合厌氧 发酵 的 线上升 ，是 由于反 应器 中的高 氨氮浓 度抑 制 了产 甲烷 反应 ，并 与
有机添加剂分别选取一水葡萄糖 （ｃ Ｈ ：Ｏ ·Ｈ：Ｏ，分析 纯 ）、蛋 白 挥发酸结合提高了产酸系统缓冲性 ，因此导致 了反应器 中挥发 酸
减重法 光度法 光光度法 酸钾法 酚法 硫酸法 提取法
脂 肪酸 （ＶＦＡ），其 经济性 能高 于 甲烷 ，且最适 合作 为污 水厂脱 氮 １．３ 试 验 方 案
除磷工艺 的碳 源 ，因此一些国内外 研究人员 考虑将厌氧 发酵沼
江南大学科技成果——城市污泥厌氧发酵产酸及产酸发酵液强化污水生物脱氮除磷技术
江南大学科技成果——城市污泥厌氧发酵产酸及产酸发酵液强化污水生物脱氮除磷技术成果简介将城市污水处理厂的脱水污泥利用中水调制到适当浓度，然后对污泥进行热碱预处理，使污泥细胞破壁，充分释碳。
在中温条件下进行碱性厌氧发酵生产VFAs（挥发性脂肪酸），发酵后污泥在利用木屑和氯化镁联合调理后通过板框压滤机进行高干脱水实现发酵液的回收并去除发酵液中部分的氮和磷。
回收得到的富含VFAs的发酵液添加到城市污水处理厂的生物处理单元，作为补充碳源，强化污水的生物脱氮除磷，从而达到去除污染物的目的。
具体技术内容包括污泥预处理、污泥厌氧发酵产酸、污泥深度脱水以及有机酸强化污水脱氮除磷技术。
关键技术脱水污泥经过碱性厌氧发酵后酸产率为280-340mgCOD/gVSS。
发酵后的污泥经过高干脱水后泥饼含水率能够降低至56%-70%。
通过前置脱氮除磷技术能够去除污泥发酵液中81%-89%的总磷和24%-32%的总氮，降低后期系统压力。
向城市污水处理厂生物处理单元投加发酵液能增强系统脱氮除磷效果，投加发酵液作为碳源使污水SCOD增量为40-60mg·L-1。
COD、NH4+-N、TN和TP去除率分别达到了78%-85%、86%-94%、61%-69%和86%-91%，相对应的出水浓度均能达到我国《城镇污水处理厂污染物排放标准》GB18918-2002所规定的一级A标准。
知识产权项目组先后申请专利17项，获授权6项，发表相关论文65篇，其中27篇已在SCI收录期刊出版；累计被国内外科技工作者引用超过850次；通过教育部组织的科技成果鉴定1项，科技部组织的课题验收1项，江苏省科技厅组织的项目验收2项。
应用情况本技术已完成示范工程应用，在无锡市高新水务有限公司硕放水处理厂通过工程示范进行运用。
本示范工程从2014年11月开始正式启动，目前已持续运行近4年。
示范工程由污泥碱性厌氧发酵系统、发酵污泥高干脱水系统和污泥发酵液强化污水生物脱氮除磷系统三个部分组成。
Noria-PEI改性PVA载体固定化溶菌酶用于污泥发酵产VFAs研究
第 44 卷第 4 期2024年 4 月Vol.44 No.4Apr.，2024工业水处理Industrial Water Treatment DOI ：10.19965/ki.iwt.2023-1101Noria-PEI 改性PVA 载体固定化溶菌酶用于污泥发酵产VFAs 研究王昊龙1，张恩泽2，王梓诚1，赵瑜涵3，南军1，孙彦民1，马爱静2，周立山1，刘丽强1，蔡巷1，段兴宇1（1.中海油天津化工研究设计院有限公司，天津300131；2.天津工业大学化学工程与技术学院，分离膜与膜过程国家重点实验室，天津300387；3.河北工业大学化工学院，天津 300401）［摘要］生物酶促进污泥厌氧消化具有反应温和、高效环保等优点，然而回收困难和催化稳定性差严重制约其应用，固定化酶是解决上述问题的关键。
采用水轮酚（Noria ）和聚乙烯亚胺（PEI ）共沉积法改性聚乙烯醇（PVA ）载体，并研究了Noria-PEI 改性PVA 载体固定溶菌酶对污泥厌氧发酵产挥发性脂肪酸（VFAs ）效能的影响。
结果表明，固定化溶菌酶可强化污泥发酵提高SCOD ，在36 h 内SCOD 最高浓度达到2 892.4 mg/L ，相比空白组提升3.4倍（第6天），VFAs 质量浓度在第4天达到峰值2 130.8 mg/L ，乙酸和丙酸占比达到61.8%~80.7%。
固定酶系统中污泥的平均粒径为42.957 µm ，比表面积为0.413 m 2/g ，固定化溶菌酶强化了颗粒态污泥水解。
微生物群落结构分析显示，在固定酶系统中Firmicutes 、Proteobacteria 和Bacteroides 等水解产酸菌门占比较高；在属水平上，以Macellibacteroides 、Pet⁃rimonas 、Lactobacillus 和Clostridium_sensu_stricto_1菌属为主，从微观层面上解释了固定酶强化污泥发酵产酸机理。
厌氧发酵产酸微生物种群生态及互营关系研究
厌氧发酵产酸微生物种群生态及互营关系研究一、本文概述《厌氧发酵产酸微生物种群生态及互营关系研究》是一篇深入探讨厌氧发酵过程中产酸微生物种群生态及其互营关系的研究文章。
厌氧发酵作为一种重要的生物转化过程，广泛存在于自然环境和工业应用中，如废水处理、生物质能源生产等。
在这个过程中，产酸微生物扮演着至关重要的角色，它们通过分解有机物质产生各种有机酸，进而参与到更为复杂的生物化学反应中。
本文首先介绍了厌氧发酵的基本概念、原理及其在环境保护和能源开发等领域的应用价值。
随后，文章详细阐述了产酸微生物在厌氧发酵过程中的生态学特征，包括它们的种群结构、生长特性、代谢途径等。
通过对产酸微生物种群生态的深入研究，有助于我们理解这些微生物在厌氧发酵中的功能和作用机制。
在此基础上，文章进一步探讨了产酸微生物之间的互营关系。
互营关系是指不同微生物之间通过物质和能量的交换而形成的一种共生关系。
在厌氧发酵过程中，产酸微生物与其他微生物之间存在着复杂的互营关系，这些关系对于整个发酵过程的稳定性和效率具有重要影响。
通过深入研究这些互营关系，我们可以为优化厌氧发酵工艺、提高发酵产物的质量和产量提供理论依据。
《厌氧发酵产酸微生物种群生态及互营关系研究》旨在全面解析厌氧发酵过程中产酸微生物的种群生态和互营关系，以期为提高厌氧发酵技术的应用水平和推动相关领域的发展提供有益参考。
二、厌氧发酵产酸微生物种群生态厌氧发酵产酸过程是一个复杂的微生物群落活动，涉及多种微生物的协同作用。
这些微生物种群生态的研究对于理解和优化厌氧发酵过程至关重要。
在厌氧环境中，微生物通过分解有机物质产生能量和生物质，其中一部分微生物专门负责产酸阶段的任务。
厌氧发酵产酸微生物种群主要包括乳酸菌、醋酸菌、丙酸菌和丁酸菌等。
这些微生物在厌氧条件下通过不同的代谢途径，将复杂的有机物质分解为简单的有机酸，如乳酸、醋酸、丙酸和丁酸等。
这些有机酸不仅可以用作生物能源和生物化工的原料，还参与后续的厌氧发酵过程。
污泥处理中厌氧发酵过程模型构建及优化研究
污泥处理中厌氧发酵过程模型构建及优化研究一、引言近年来，越来越多的城市和工业企业面临着污水处理的问题。
其中，污泥处理是污水处理的重要环节之一。
传统的污泥处理方法包括厌氧消化和好氧消化。
但这些方法不能充分地将污泥中的有机物分解并转化为可利用的气体或产物，从而造成了浪费和环境污染。
厌氧发酵技术因其具有操作简便、产气量高等优点而成为了一种先进的污泥处理技术。
本文旨在探究厌氧发酵过程模型构建及其在污泥处理中的优化研究。
二、厌氧发酵过程模型构建厌氧发酵过程的关键在于厌氧发酵微生物的生长和代谢过程。
厌氧发酵微生物的生长受到诸多因素的影响，包括温度、pH值、残余假基质等。
因此，在构建厌氧发酵过程模型时，需同时考虑这些因素对反应的影响。
目前，常用的厌氧发酵过程模型有Methane Potential（MP）模型、 Anaerobic Digestion Model（ADM）和Biochemical Methane Potential（BMP）模型等。
MP模型主要用于预测餐厨垃圾等有机废弃物产生的甲烷。
该模型假设产生甲烷的过程为单一反应，因此在实际应用中存在一定的误差。
ADM模型是针对厌氧发酵过程中的微生物群落和生化反应过程提出的。
在该模型中，将微生物群落分为四类：亚甲基蓝细菌、乙酸菌、产甲烷菌和硫酸还原菌等，并描述它们在反应中的代谢过程。
BMP模型则是完全考虑反应动力学的一种模型。
它将反应从宏观上分为厌氧水解和产甲烷反应两部分，并考虑了酸碱平衡、基础催化和动力学控制等因素的影响。
三、厌氧发酵过程的优化研究为了提高厌氧发酵过程的效率和稳定性，可对厌氧反应条件进行优化。
常见的优化措施包括温度、pH值、C/N比和进料速率等。
（一）温度温度是影响厌氧反应速率和可行性的重要因素。
一般来说，20℃-40℃之间是厌氧反应的适宜温度范围。
在此范围内，厌氧微生物可以生长繁殖并代谢底物，产生甲烷等气体。
但如果温度过低或过高，将会抑制微生物代谢活动，降低产气效率。
污泥中的厌氧微生物群落结构及抗生素抗性基因
污泥中的厌氧微生物群落结构及抗生素抗性基因摘要：污水处理厂中抗生素的来源包括人们的日常使用，畜牧业、水产养殖业以及医疗和制药过程中药物残留及排放，而抗生素的存在会诱导产生抗生素抗性基因（ARGs），这使得污水处理厂特别是活性污泥成为巨大的抗性基因库。
ARGs通过基因水平转移扩散到病原微生物会威胁人类健康。
污泥作为污水处理厂的主要副产物，其产量在2017年已达4.328×107t(含水率80%计)[1]。
剩余污泥一般含有大量有机物、重金属和病原体，若未得到妥善处置将严重威胁环境。
目前，有多种技术可对污泥进行资源化利用，如燃烧、热解和厌氧消化[2]，其中厌氧发酵是污泥资源化利用的重要途径。
1.污泥中常见的厌氧微生物群落分布污泥在厌氧消化过程中主要涉及水解酸化细菌和产甲烷古菌。
其中，水解酸化细菌在污泥厌氧消化过程中发挥作用。
水解细菌能将污泥中的碳水化合物、蛋白质和脂质转化为简单的溶解性单体物质，酸化细菌能将水解产物进一步转化为酸性产物（挥发性脂肪酸），从而为微生物的生长提供碳源。
显然，细菌不仅对污泥中有机物的水解和酸化起关键作用，而且还会影响厌氧消化的效率。
以往的研究发现，古菌在厌氧体系中约占微生物总量的10%[3]。
细菌在微生物总量中所占比例高于古菌，所以细菌群落结构的变化会影响古菌群落[4]。
根据Ahring的报道，厌氧微生物至少涵盖了20个门的细菌，包括变形菌门(Proteobacteria)、厚壁菌门(Firmicutes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、螺旋体门(Spirochaetes)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、放线菌门(Actinobacteria)等。
在上述菌群中，Bacteroidetes和Firmicutes是水解过程中主要的菌群；Chloroflexi、Proteobacteria、Bacteroidetes和Firmicutes是酸化过程中主要的菌群[5]。
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污泥厌氧发酵产酸研究1 引言据统计,至“十二五”期末我国湿污泥量(含湿量80%)将突破4600万t,而污泥厌氧消化技术以其低能耗、高产出的经济优势成为污泥资源化利用的主要技术之一.除厌氧消化产甲烷以外,污泥产挥发性脂肪酸(VFA)也是实现污泥资源化的有效途径,近年来,越来越多的学者开始关注污泥厌氧发酵产挥发性脂肪酸.目前,有关污泥厌氧发酵产酸的研究主要集中在通过改进装置构型、产酸微生物生态、优化控制运行条件,如控温、pH等条件因素来提高产酸效率.已有研究表明,通过调节发酵污泥底物的C/N比可增加发酵产酸量并调控其产酸类型,然而,目前研究人员对污泥厌氧发酵产酸过程中不同C/N比与关键酶酶活及有机酸产酸量间的关系并不清楚.仅有为数不多的研究,如优化C/N比条件作为酒精发酵的实验模型研究,而对于数学模型则没有报道.数学模型法作为现代科学研究的重要手段,它有助于描述和理解生物处理系统的反应过程,可为工程设计提供理论上的指导;还有助于工艺的优化和控制,从而更好地指导实际生产运行.多元线性回归是一种理想的描述多个因素之间关系的数学方法,能较好地确定被解释变量和解释变量之间的关系,在很多领域得到了应用(常盛等,2011).因此,本研究通过设置不同C/N比条件来调控污泥厌氧发酵产酸,在Matlab7.0平台上建立多元线性回归函数模型,拟合C/N比、关键酶酶活和产酸类型之间的关系,以期为今后污泥发酵产酸条件调控研究和工程放大提供参考.2 材料与方法2.1 实验材料2.1.1 污泥与种泥原始污泥取自无锡市太湖新城污水处理厂,发酵底物是经过热碱预处理的污泥上清液.污泥采集后置于阴凉处,风干10 d,采用机械粉碎仪粉碎,再过30目筛,密封置于-15 ℃冰柜中保存.接种污泥来源于无锡某柠檬酸厂上流式厌氧污泥反应器(UASB)中的厌氧颗粒污泥.在100 ℃下煮沸2 h以杀死产甲烷菌(Logan et al., 2002),然后导入有效容积为2 L的UASB中进行驯化,活化种泥中的产酸菌(郭磊等,2008),驯化温度为35 ℃.每日监测驯化种泥的pH值,待种泥驯化后出水pH值降低至4.0左右,稳定3~5 d后,认为种泥驯化成功.原始污泥和污泥预处理液及接种种泥的性质见表 1.表 1 原始污泥、污泥预处理液和接种污泥的性质2.1.2 厌氧发酵调节热-碱预处理后离心液pH为10.0,取500 mL离心液置于1000 mL的厌氧反应瓶中,分别加入不同量葡萄糖,以使得底物混合液的初始C/N比为12、56、69、156.接入驯化后的种泥,种泥接种量为10%(种泥和待处理水的体积比).污泥发酵前充氮气10 min以去除氧气,然后迅速密封置于转速为120 r·min-1和温度(35±1)℃的摇床厌氧发酵.在发酵期间,每12 h调节pH为初始的10.0(Logan et al., 2002).每24 h取样1次,用针管吸出部分发酵液,取样完成后调节pH 并充氮气保持厌氧.2.1.3 实验药品和材料本实验采用的药品包括4-甲基戊酸(0.83 g·L-1)、磷酸溶液(3 mol·L-1)、NaOH(3 mol·L-1)、HCL(3 mol·L-1)等;主要仪器包括pH计(Mettler Toledo,Switzerland)、气相色谱仪(GC-2010 Shimadzu Corporation,Tokyo,Japan)、马弗炉、凯氏定氮仪(Buchi,Switzerland),离心机(Eppendorff,Germany)等.2.2 试验方法 2.2.1 污泥初始指标测定污泥预处理前后的总固体(TS)、溶解性固体(SCOD)及污泥挥发性固体(VS)的测定采用重量法(Bligh et al., 1959),具体操作详见GB11901-89和《水和废水监测分析方法》.pH值测定参照国标法.污泥中的总脂类物质采用Bligh-Dyer方法提取后,在 80 ℃下干燥直至溶剂完全挥发后,采用重量法测定(Bligh et al., 1959).总氮采用凯氏定氮法测定.总蛋白含量通过凯氏氮减去氨氮后再乘以 6.25计算得到(Miron et al., 2000).氨氮采用纳氏试剂比色法测定,污泥中的总碳水化合物采用甲醛离心法提取后(Aquino et al., 2004),再用苯酚-硫酸法测定(Dubois et al., 1956).用 Liquid TOC 分析仪测定总有机碳,详见《水质总有机碳的测定燃烧氧化-非分散红外吸收法》(HJ/T71-2001).污泥中的总磷含量用钼酸铵分光光度法测定,详见《水质总磷的测定钼酸铵分光光度法》(GB11893-89).2.2.2 关键酶活测定乙酸激酶(AK)的活性采用文献(Rose,1955)的方法提取并测定.磷酸转移乙酰酶(PTA)的提取方法同乙酸激酶,活性测定参照文献(Andersch et al., 1983)方法.丁酸激酶(BK)微生物细胞的破壁方法和提取方法同乙酸激酶,活性测定采用文献(Zhu et al., 2003)方法.磷酸转移丁酰酶(PTB)微生物细胞的破壁和提取方法同乙酸激酶,活性测定采用文献(Zhu et al., 2003)方法. 甲基丙二酰CoA变位酶(MCM)活性测定采用文献(Kellermeyer et al., 1969)方法.2.2.3 挥发性短链脂肪酸的测定采用GC法检测挥发性短链脂肪酸的质量浓度,样品处理及色谱条件等参见文献(Liu et al., 2008).为方便不同条件下产酸效率的比较,将测得的VFAs浓度折算成 COD值,换算方法参见文献(Liu et al., 2008).3 结果与讨论3.1 有机酸浓度的变化分别设定底物初始C/N比值为12、56、156,进行厌氧发酵.发酵过程中时,体系中有机酸的产量分别如图 1所示.由图 1可以看出,底物初始C/N比不同,厌氧发酵产生的末端酸化产物也不同.C/N比为12时,产量最大的为乙酸,在第5 d达到9.45 kg·m-3(以COD计,下同);其次是丙酸,第5 d时可以达到3.55 kg·m-3;最低是丁酸,第5 d时产量约为2.35 kg·m-3(图 2a).当C/N 比为56时,产量最大的为丙酸,在第5 d可达到10.36 kg·m-3;其次是乙酸,可以达到7.79 kg·m-3;最低是丁酸,产量约为2.79 kg·m-3(图 2b).当C/N比为156时,产量最大的为丁酸,在第5 d达到13.59 kg·m-3;其次是乙酸,可以达到5.89 kg·m-3;最低是丁酸,产量约为4.72 kg·m-3(图2c).图 1 C/N比对发酵产酸的影响(a.C/N=12,b.C/N=56,c. C/N=156)图 2 底物发酵产酸的代谢途径3.2 多项式关系的数学模型的建立在发酵过程中,通过设定不同C/N比条件,测定不同C/N比下关键酶的酶活和产酸量,则三者可以建立函数关系.短链脂肪酸的生成途径如图 2所示(Feng et al., 2009),乙酸生成的关键酶分别为乙酸激酶(AK)和磷酸转移乙酰酶(PTA),丁酸合成的关键酶有丁酸激酶(BK)和磷酸转移丁酰酶(PTB);丙酮酸转化为乙酸过程中,关键酶为甲基丙二酰CoA变位酶(MCM).由于底物C/N比的改变会导致产酸微生物体内的酶活性改变,从而改变微生物不同代谢途径的代谢通量,并最终导致各种短链脂肪酸的生成受到影响,由此产生了不同的产酸类型.因此,C/N比是自变量,而关键酶活性和产酸类型是因变量.根据以上理论分析,为了建立C/N比、关键酶活、不同酸产量之间的函数关系模型,采用多元非线性回归(霍倩等,2002)的方法,建立了二元二次多项式模型(1)、二元三次多项式模型(2)、二元三次多项式模型(3).式中,Z为因变量,表示有机酸产量,X和Y为自变量,分别表示C/N比和关键酶活性,bi表示函数中的常数.根据实测数据对以上3种多项式模型进行拟合优度的检验,结果如表 2所示.表 2 模型拟合优度分析表 2中,A、B、C分别表示3种关系式模型,乙酸-AK、乙酸-PTA等分别表示各种产物酸与其对应的关键酶.根据优度拟合理论,R2大于 0.9的较好,因此,在多项式A乙酸-AK、B乙酸-AK和C乙酸-AK的R2检验中,C乙酸-AK效果最好,为0.9327.同样的,C乙酸-PTA、C丙酸-MCM、C丁酸-BK、C丁酸-PTB的R2分别为0.9348、0.9494、0.9880和0.9771,均具有最高的R2.模型拟合优度检验同时要求模型残差平方和越小越好,因此,在多项式A乙酸-AK、B乙酸-AK和C乙酸-AK的残差平方和检验中,C乙酸-AK的效果最好,为0.0292.同样的,C乙酸-PTA、C丙酸-MCM、C丁酸-BK、C丁酸-PTB的残差平方和分别为0.0076、1.8556、0.0038和3.1362,均具有最小的残差平方和.综合以上分析,可以判定二元三次多项式C模型拟合度最好.依据二元三次多项式C标准结构,结合实验测得的不同C/N比条件下的关键酶活和各种有机酸产量,建立了可视化的三者之间的曲面模型.3.3 C/N比-关键酶-乙酸曲面模型的建立根据上述多项式C的形式,利用Matlab软件进行拟合,得到多项式当中相应bi的值,进而得出C/N比-关键酶AK-乙酸之间的定量关系表达式(4)和C/N比-关键酶PTA-乙酸之间的定量关系表达式(5).根据定量关系式(4)和(5)绘制得到图 3的可视化曲面模型.从图 3的曲面模型可以看出：在初始C/N比为10~50时,酶活性较低,乙酸激酶(AK)和磷酸转乙酰酶(PTA)平均酶活性分别为1.06 U·mg-1和0.67 U·mg-1,而乙酸浓度从2.8 kg·m-3(以COD计,下同)上升到7.8 kg·m-3.在初始C/N比为50~150时,AK和PTA酶活性较高,平均值分别为2.79 U·mg-1和1.08 U·mg-1,而乙酸浓度为2.6 kg·m-3.从以上数据可知,酶活性水平和乙酸产量不一致,说明在此C/N比条件下,乙酸主要不是通过丙酮酸途径合成,而可能是通过丙酸、丁酸的转化形成.其他学者的研究都表明(任南琪等,2005;刘晓玲,2008),C/N比通过直接或间接影响产能过程及NADH(或NADPH)/NAD+(或NADP+)的氧化还原偶联过程,促使不同发酵产酸类型的形成.在低C/N比条件下,乙酸的产生主要是通过氨基酸之间的Stickland反应形成,本文的曲面模型很好地解释了这一结论.图 3 C/N比、产乙酸关键酶和不同酸产量之间的曲面模型(a.乙酸激酶(AK),b.磷酸转移乙酰酶(PTA)3.4 C/N比-关键酶MCM-丙酸曲面关系的数学模型的建立C/N比-关键酶MCM-丙酸之间的定量关系表达式如式(6)所示.由C/N比-关键酶MCM-丙酸曲面模型可以看出,当 C/N比为 55~70时,甲基丙二酰CoA变位酶(MCM)活性都有大幅度增加,同时丙酸的产量也开始上升,这与任南琪等(2005)的研究一致,表明丙酸型发酵中,丙酸产生于糖酵解丙酮酸途径.根据已有的理论研究,通常情况下,丙酸型发酵代谢途径有利于NADH+H+的氧化,而丁酸型发酵缺乏对 NADH 的再生能力.所以当 C/N 值处于56~69(王勇等,2004;任南琪等,2005)时,微生物的细胞合成速率较小,丙酸型发酵比丁酸型发酵有更高的稳定性,产酸结果就形成丙酸型发酵,这也解释了本文曲面模型当中丙酮酸的产量和关键酶活性大幅提升的原因.3.5 C/N比-关键酶BK-丁酸曲面关系的数学模型的建立C/N比-关键酶BK-丁酸之间的定量关系如式(7)所示,C/N比-关键酶PTB-丁酸之间的定量关系如式(8)所示.在初始C/N比为150及更高时,丁酸激酶(BK)和磷酸转移丁酰酶(PTB)的活性均有大幅度增加.以前的研究表明,丁酸的产生主要由糖酵解丙酮酸形成(任南琪等,2005).随着C/N值升高到156,碳作为微生物细胞的重要组成元素,促使了细胞合成代谢速率的提高,有机质分解代谢过程中产生的部分NADH(或NADPH)能够被厌氧微生物迅速地用于细胞合成而得以再生,所以,呈现较稳定的丁酸型发酵类型.已有研究表明,通过调控污泥预处理液的初始 C/N 值可实现乙酸、丙酸和丁酸不同厌氧发酵类型之间的转变.在初始C/N比为10~50时,此时发酵是乙酸型发酵.而当 C/N 值为 55~70时,此时厌氧发酵类型则转变为丙酸型.在初始C/N比为150及更高时,此时,丙酸型发酵类型则转变为丁酸型(任南琪等,2005).本文图 3~5建立的曲面模型结果表明,所建立的模型能很好地反映这一趋势,说明模型能较好地模拟C/N比调控下的污泥发酵产酸实验结果.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。