3结果


粪液中的pH值在对照粪液中为7.5，在来自粪坑的酸化粪液中为5.7，在来自储罐的酸化粪液中为5.5。


一级反应动力学描述了样品的化学耗氧量。测得的氧消耗与指数衰减函数的拟合非常好（酸化样品的r2>0.99，新鲜样品的r2>0.96）。示例见图1A。样品中的COCR，表示为衰减常数k1b，如表1所示。


氧化样品的氧浓度下降是线性的，表明主要是零阶动力学（图1B）。氧化样品和未处理污泥中观察到BOCR的类似模式（表1）。酸化污泥样品的BOCR分别为102.7、6.9和0.8mM/min，对未处理污泥、污泥坑和储罐的酸化污泥而言。


从未处理的样品的测量数据中推导出了隔离的反应常数k1a和k1b（表1）。从TOCR中推导出的污泥坑的酸化污泥的BOCR（图1C）约为新鲜污泥速率的11％（3.3mM O?/min），而储罐中的酸化污泥的氧化异养微生物活性几乎为零，低于新鲜污泥速率的1％。

图1酸化粪便池中耗氧模式示例。


图1——粪液酸化泥浆的。测得的数据（空心圆）。拟合数据（实线）。


（A）具有一级反应动力学的巴氏灭菌浆料的化学耗氧量。一阶指数衰减拟合（实线）：大气饱和分数（O2）=0.39e-0.144t。


（B）显示线性衰减的含氧粪液样品的生物耗氧量。零阶线性衰减拟合（实线）：大气饱和分数（O2）=-0.00234t+0.8616。


（C）具有组合的零级和一级反应动力学的酸化粪液的总耗氧量。组合零阶和一阶衰减（实线）：大气饱和分数（O2）=0.52e-0.21t-0.009t。


表1以一阶反应动力学的衰减常数表示的氧化学耗氧率（巴氏处理样品，仅化学耗氧），以及零级反应动力学的耗氧率（氧化的样品，仅生物耗氧）

酸化粪液中总H2S（[H2S]+[SH?]）的浓度在0.4至0.6mM之间，其中超过97％为游离硫化物。未处理控制污泥样品中硫化物的总浓度为2-4mM，从而产生0.6-1.2mM的游离硫化物浓度。降低pH至<1后，酸化污泥中还生成了0.16-0.27mM的硫化物。


在新鲜粪液中，SRR为0.15mM/d（SE=0.035mM/d），硫酸根浓度为2.2mM。在硫酸盐浓度约为100mM的粪坑和储罐的酸化粪液中，硫酸还原无法检测到（<0.005mM/d）。


孵育期间，甲烷产生是恒定的（图2）。在储罐中的酸化粪液中存在可检测到的（p<0.05）甲烷产生（0.09mM CH4/d SE=0.025）。最近酸化的粪液坑中的甲烷产生速率为3.72mM甲烷/d SE=0.048。与控制粪液相比，这比新鲜非酸化粪液中的速率（7.61mM CH4/d SE=0.105）低了一半多。

图2甲烷在未处理的对照粪液（灰色菱形）、粪便池粪液（深灰色三角形）和储罐粪液（黑色正方形）培养样品随时间的顶空积累。

表2粪液中挥发性脂肪酸和硫化物浓度


总的短链（C2-C5）挥发性脂肪酸（VFA）含量在对照粪液中为55 mM，在经过酸化处理的粪便池粪液中为150 mM，在储罐粪液中为153 mM（表2）。在粪便池粪液中的pH为5.7，在储罐中的pH为5.5，这时150和153 mM的总VFA浓度分别相当于游离质子化的短链VFA约20 mM（池）和25 mM（储罐）。对照粪液在pH 7.5时的55 mM总VFA相当于<1 mM的游离质子化VFA。


4.讨论


猪肠道中的硫酸盐还原菌和甲烷生成菌主要适应中性甚至略带碱性条件，当它们进入粪便池时，会经历约2个单位的pH下降。这对这些微生物的影响尚不清楚，但鉴于粪便池和储罐中的延长滞留时间，人们预期会出现更多厌氧菌酸性菌株的生长和存在。因此，可能会发生高硫酸盐还原速率和来自酸性菌株的甲烷生成。然而，目前的结果表明，与未处理的糖化液相比，存储的酸化糖化液中厌氧过程的生物活性减少了超过98%。尽管底物浓度很高，但在酸化糖化液中生物氧耗的潜力也受到了极大的影响。因此，尽管酸酐（86 mM）和硫酸盐（100 mM）等关键底物丰富存在，但在酸化的粪液中硫酸盐还原完全不存在。相比之下，未经处理的对照粪液中硫酸盐还原速率约为每天0.150 mM。与对照粪液相比，粪便池中的甲烷生成减少了50%以上，而储罐中减少了98-99%。此外，与本研究中酸化储存的粪液相比，通常报道的未经酸化储存的粪液中甲烷产生速率普遍更高，范围为每天0.6-6.3或>8.3 mM，而本研究中为每天0.09 mM（Martinez等人，2003）。孵育温度选择为15°C，以代表研究地点的平均原位温度。尽管这远低于甲烷生成的最佳温度，但在未经处理的粪液中观察到了显著的速率，因此温度不能解释酸化粪液中的低活性。VFA分析显示酸化和未经处理的粪液中乙酸浓度较高，表明在所有情况下，甲烷生成都有充足的底物。尽管酸化对更大分子水解速率的影响没有包含在本研究中，但这是未来研究中的一个有趣问题。从粪池粪液和储罐粪液中甲烷生成差异的原因尚不清楚。一种解释可能是对粪池不断供应一些具有一定甲烷生成活性的粪液（Jensen＆Jorgensen，1994）。在酸化后保留一些活性（但不是生长）的能力可能解释了粪池和储罐之间观察到的活性差异。


在进行本研究的农场上，向储罐添加了切碎的稻草以促进减少气味的壳层形成。稻草壳层在几个月内保持漂浮状态，对储罐的视觉检查显示壳层中含有一些气体。即使在来自储罐的酸化粪液中甲烷生成大幅减少的情况下，每天形成了约2升的甲烷气体（0.09 mM），在这种情况下足以保持壳层漂浮数月。由于表面壳层的形成和维持依赖于被壳层下方困住的气泡，这些气泡提供了壳层的浮力，因此壳层的存在可能需要一些甲烷生成活动。所需的最低气体生成量必须取决于粪液和壳层的类型，因此酸化粪液对壳层形成和支持的一般影响尚不清楚。酸化的pH本身不能解释酸化粪液中微生物活性的大幅降低，因为硫酸盐还原和甲烷生成在pH值为5.5或更低的情况下已经被描述。Kusel＆Dorsch（2000）报告了pH 5.2时的乙酸为底物的硫酸盐还原。因此，可以合理地预期在糖化液池和储罐中将会出现硫酸盐还原活性。然而，事实并非如此，同样的情况也适用于甲烷生成，其在pH 5.5或更低的情况下可能是活跃的（Taconi等，2007）。至于化学耗氧，与酸化粪液（0.4-0.6 mM）相比，未经酸化的对照粪液的硫化物浓度更高（2-4 mM），在未经酸化的对照粪液中的降解常数（0.62 min^-1）与酸化粪液（0.17 min^-1）相比较高，这表明还原硫化物在很大程度上负责化学耗氧。


人们早已认识到有机酸可以渗透活体细胞膜。短链脂肪酸的质子化物种，而不是它们的共轭阴离子，可以穿过细胞膜，且在较高浓度下将作为质子导体和解耦剂起作用（Kell等人，1981）。由于短链VFA导致细胞质与其酸性环境之间的必要梯度被短路，从而导致细胞质的酸化，这将抑制细胞反应和化学渗透能量保存（Baronofsky等人，1984）。短链VFA含量的分析显示，在经过酸化处理的粪液中总浓度为150和153 mM（池和储罐），而在pH 5.5（池）和pH 5.7（储罐）时，150和153 mM的总VFA浓度分别相当于约20 mM（池）和25 mM（储罐）的游离质子化VFA（表2），这伴随着糖化液中微生物活性的强烈抑制，即使在存储数月后仍然如此。Baronofsky等人（1984）发现45 mM游离质子化的乙酸完全阻止了Clostridium thermoaceticum培养物中的发酵活性，由于猪粪液中常见的总VFA浓度在50-300 mM范围内，可以预期粪液的酸化将导致由于质子化VFA浓度高而强烈抑制甚至完全阻止微生物活性。类似的保护效果也可从腌制蔬菜和青贮草中得知，在这些情况下，发酵细菌可以在pH<5和有机酸浓度为数百mmol/kg的青贮草中生长到抑制水平（例如McEniry等人，2008）。因此，酸化粪液不仅大大减少了氨排放，而且似乎是一种停止糖化液中进一步微生物活动的优秀保存方法。该方法的一个缺点是强烈气味的VFA挥发，使得酸化粪液的气味相比未经处理的糖化液更加令人不适，这可能与工人、邻居和养猪场的猪产生问题。


5结论


在本研究中观察到，与未经处理的粪液相比，酸化粪液中的微生物活性，表现为氧消耗、硫酸盐还原和甲烷生成大幅减少。由于酸化导致pH从7.5降至5.5，粪液中游离质子化的短链VFA浓度增加了大约两个数量级，达到20-25 mM。目前的结果表明，这种已被证明具有抑制作用的浓度生成是微生物活动减少的机制。这可能导致硫化物和甲烷的排放减少，但在酸化粪液中，脂肪酸的挥发可能会增加。


致谢


作者们要感谢Mogens Jensen提供对他猪场的访问权限。该项目由丹麦食品、渔业和农业企业总局资助，属于2005年至2015年水生环境行动计划。