吐溫80與氫氧化鈉耦合污泥溶胞及生物水解酸化特性研究

呂學斌，支蘇麗，張云霞，張書廷

天津大學環境科學與工程學院，天津 300072

近年來，隨著我國經濟的高速發展和城市化進程的加快，污水處理廠急速增加，與此相伴產生了大量的剩余污泥。由于污泥無害化處理處置成本高，且處理不當會形成新的污染，因此，剩余污泥的處理處置己成為我國城市化過程中亟待解決的重大環境問題。

剩余污泥處理與處置的首要原則就是污泥源頭減量。傳統的污泥減量主要采用濃縮、脫水和干燥降低污泥的含水率，進而減少污泥容積，以便后續的污泥運輸和處置。這種傳統的污泥末端處理技術，處理費用昂貴，且無法從根本上減少污泥的干物質量，對后續的污泥處置依然帶來巨大壓力。因此，近年來，越來越多的研究開始著眼于污泥源頭減量化，與之相應的技術研發也日益成為國內外的研究熱點。

通常，污泥源頭減量化包括溶胞階段和生物轉化階段，溶胞是速率限制步驟［1］。因此，高效低成本污泥細胞溶解及其降解轉化技術是實現剩余污泥減量化的關鍵所在。目前常用的污泥溶胞方法包括臭氧溶胞法［2-4］、高能密度超聲波溶胞法［5-6］及熱堿耦合法［2］等。由于臭氧在水中的溶解性差，利用率不高，且發生成本較高，導致臭氧溶胞法處理的費用較高;而高能密度超聲波溶胞技術設備能耗高，關鍵部件易損壞，造成運行成本高;熱堿耦合溶胞技術不僅加熱能耗大，材料易腐蝕，而且散發臭味。筆者曾對吐溫80與氫氧化鈉耦合強化剩余污泥溶胞的效果進行過研究，結果表明，吐溫80的存在不僅能有效提高氫氧化鈉對剩余污泥的溶胞效果，而且能降低溶胞的環境溫度［7］。

污泥破壁后，細胞內的蛋白質、多糖等物質釋放出來，這些物質多為大分子，不易被生物所利用。如果將溶胞后的污泥通過厭氧酸化技術將大分子物質水解為有機酸、氨基酸等小分子有機物，再回流至污水處理系統的生物處理階段，則大大提高了其生物可利用性。

筆者以吐溫80與氫氧化鈉耦合溶胞后的污泥為研究對象，考察了破壁后污泥上清液中蛋白質，DNA等的變化，并以破壁后的污泥為底物考察了其水解酸化特性，以期為污泥的源頭減量化提供一種新的實用技術。

1 材料及方法

1.1 裝置

溶胞后污泥用厭氧水解酸化試驗裝置(圖1)處理。厭氧消化反應器為1150 mL的廣口瓶，污泥體積為1000 mL，反應器置于水浴槽中，通過恒溫電加熱棒控制反應器內溫度為(36±1)℃，采用磁力攪拌器(天津市歐諾儀器儀表有限公司)對反應物連續攪拌。取樣時，從氮氣入口通入氮氣，利用氮氣壓力將污泥樣從取樣口壓出，每次取樣約80 mL。

1.2 試驗方法

取一定量的污泥，用5 mol/L NaOH調節初始pH為11.5，在吐溫80投加量為100 mg/L的條件下對污泥進行溶胞處理，測定不同時間下污泥上清液pH，蛋白質和DNA的濃度變化。

圖1 溶胞后污泥水解酸化試驗裝置Fig.1 The experimental device for hydrolysis and acidification after sludge lysis

水解酸化試驗分4組進行:第1組單獨調污泥初始pH為11.5，作為對照組;其余3組先投加吐溫80，投加量分別為0.1，1和2 g/L，反應15 min后再調節pH為11.5。經過30 min充分溶胞后，按照接種泥∶溶胞泥為200∶800分別加入水解酸化反應器中，溫度設為36℃，厭氧水解酸化時間為72 h，考察水解酸化過程中揮發性脂肪酸(VFAs)，氨氮及pH的變化情況。

1.3 分析方法

污泥上清液pH采用雷磁pHS-3C精密pH計進行測定，CODCr采用KDB-Ⅲ型 COD微波消解儀［8］+硫酸亞鐵銨滴定方法測定，蛋白質和DNA濃度的測定分別采用Folin-酚試劑法(Lowry)［9］和二苯胺法［9］，氨氮參照國家環境保護標準方法［10］進行測定。

胞外聚合物(EPS)提取采用熱處理方法［11］:將預處理過的活性污泥移至裝有磷酸鹽緩沖液錐形瓶中，用80℃的水浴加熱處理，每10 min取樣1次，將取出的混合物于10000 r/min下離心15 min，上清液為含有EPS的溶液。

VFAs濃度測定方法［12］:取適量污泥混合液于10000 r/min下離心30 min，取上清液用0.45μm的濾膜進行真空抽濾，濾液用25%的偏磷酸溶液調節pH小于3。采用氣相色譜儀(SP-6890)，氫火焰檢測器，AT-FFAP毛細色譜柱(30 m×0.32 mm×0.5μm)進行氣相色譜測定(均由山東魯南瑞虹化工儀器有限公司制造)。試驗設定柱頭壓為0.12 MPa，氫氣壓為0.5 MPa，空氣壓為1.1 MPa，氣化室和檢測器的溫度均為220℃。柱溫采用程序升溫，初始溫度為110℃，以10℃/min升溫至150℃，保持5 min。VFAs濃度為乙醇、乙酸、丙酸、異丁酸、丁酸、異戊酸和戊酸濃度的總和。

2 結果與討論

2.1 溶胞過程中污泥上清液pH的變化

在污泥初始pH為11.5，吐溫80投加量為100 mg/L時，考察了污泥上清液pH隨溶胞時間的變化。隨著溶胞時間的增長，pH有明顯的下降。經過60 min的溶胞，污泥上清液pH從初始的11.1(pH為11.5的污泥經離心后上清液pH為11.1)降低到10.6左右(圖2)。其主要原因是在吐溫80和堿的耦合作用下，污泥絮體被破解，而污泥絮體在破解過程中會產生VFAs［13-16］，并溶解到污泥上清液中;同時，污泥絮體的EPS以及污泥微生物細胞內均含有核酸［17］，在胞外聚合物溶解過程中，核酸會溶解到污泥上清液中，這些都會導致污泥上清液的pH下降。因此，污泥上清液pH的下降證明了，在試驗條件下有部分污泥細胞被破解。

圖2 污泥上清液pH隨溶胞時間的變化Fig.2 Variation of pH in supernatant of sludge versus lysis time

2.2 溶胞過程中污泥上清液蛋白質和DNA濃度的變化

剩余污泥中有機物含量較高，污泥胞外聚合物主要成分有蛋白質和多糖。而細胞內原生質體則主要包括蛋白質，多糖，脂類，DNA，RNA等有機物與各種無機鹽。在研究吐溫80與堿耦合對污泥溶胞影響程度時，可以通過蛋白質、多糖和DNA等指標來表征。由于污泥中多糖種類繁多且性質不穩定，極易水解，且水解產物復雜［18-19］，以多糖作為評價破壁程度的指標誤差較大，因此，筆者采用以蛋白質和DNA溶出量為指標評價污泥的溶胞效果。表1給出了污泥破壁前上清液和污泥EPS中的蛋白質和DNA的濃度值。這些濃度值是判斷污泥溶胞效果的背景數據。

表1 原污泥的上清液和EPS中蛋白質和DNA濃度Table 1 Concentrations of protein and DNA in supernatant and EPS of raw sludge mg/L

當堿與吐溫80耦合作用于剩余污泥時，污泥上清液中蛋白質與DNA濃度均隨著作用時間的延長而逐漸增加(圖3)。污泥溶胞前上清液中初始蛋白質和DNA的濃度分別為38.8和1.2 mg/L，經過60 min溶胞后時，污泥上清液中蛋白質與DNA濃度分別達到了1301.2和20.1 mg/L，較初始上清液中蛋白質和DNA濃度分別提高了32.5倍和15.8倍，并且都超過了原污泥上清液和EPS中蛋白質和DNA濃度之和(833.9與11.0 mg/L)。這一結果揭示了在污泥溶胞過程中，不僅是EPS中蛋白質和DNA等物質被釋放出來，而且細胞內部結構也得到了破解，使細胞內蛋白質和DNA也釋放到了溶液中。

圖3 污泥溶胞前后上清液中蛋白質和DNA濃度的變化Fig.3 Variation of protein and DNA concentrations versus lysis time in supernatant of sludge

2.3 溶胞后污泥水解酸化過程中VFAs濃度的變化

溶胞后污泥EPS和細胞中的蛋白質、多糖等有機質釋放出來并溶解到水中，這些大分子的有機物不容易被生物直接利用。利用水解酸化工藝可以將大分子的蛋白質和多糖等降解為氨基酸，VFAs等小分子有機物，有利于后續生物的處理。圖4為不同吐溫80投加量下的污泥水解酸化過程中VFAs隨時間的變化情況。

圖4 溶胞后污泥水解酸化過程中VFAs濃度隨時間的變化Fig.4 Variation of VFAs versus time during hydrolysis and acidification after sludge lysis

從圖4可以看出，在酸化開始時，4組污泥上清液中VFAs的濃度一致，為276.8 mg/L。而在72 h的時間內，堿與吐溫80耦合作用預處理后的污泥在水解酸化過程中，VFAs濃度則明顯高于空白對照組，VFAs濃度隨吐溫80濃度和酸化時間增加而增加，這個結論與相關文獻報道［20］是一致的。當吐溫80投加量為0.1，1和2 g/L時，分別對應最大產酸量為923.2，1182.5和1621.1 mg/L，均超過了對照組的最大產酸量707.5 mg/L，表明堿與吐溫80耦合作用能促進污泥厭氧產酸。這主要是由于表面活性劑特有的兩性結構使得其具有“兩親”和“增溶”作用［21-23］。“兩親”作用使得表面活性劑鏈接于污泥表面的大分子與水分子之間，在外界攪拌力的作用下，污泥表面的大分子物質能夠脫離污泥顆粒;增溶作用指表面活性劑能夠促使一些溶解度較小或難溶物質的溶解度增加。脫離污泥表面并溶于水中的大分子物質在微生物產生的水解酶的作用下被水解為低分子量的有機物，通過產酸菌的酸化作用最終被轉化為低分子脂肪酸。因此表面活性劑的加入可提高污泥的水解速率，為產酸菌提供更多的發酵底物，從而大幅度地提高水中有機酸產量。

2.4 溶胞后污泥水解酸化過程中氨氮的變化

在污泥厭氧水解酸化過程中，不同吐溫80濃度下各組反應中氨氮濃度隨時間的變化情況如圖5所示。從圖5可以得出，隨著吐溫80濃度的增加與水解酸化時間的延長，氨氮的濃度越來越大，當吐溫80濃度分別為0.1，1和2 g/L時，在72h時氨氮濃度分別為288.4，916.3和1153.9mg/L，而對照組僅為246.1 mg/L。表明吐溫80對水解酸化細菌分解蛋白質具有促進作用。張志波等［24］報道，吐溫80并不能明顯促進菌體生長，但卻提高了酶活性，這是因為吐溫80能促使細胞膜雙分子層產生特定的離子通道、改變細胞表面性質以及粒子極性［25-26］，促進膠體表面吸附能力下降、脫水，由此可以推斷，添加吐溫80可以改變微生物表面的性質和在污泥中的界面張力及膠團性質，促進了酶的釋放和介質的分散吸收，從而促進了污泥的消化進程。

圖5 溶胞后污泥水解酸化過程中氨氮濃度隨時間的變化Fig.5 Variation of ammonia nitrogen versus time during hydrolysis and acidification after sludge lysis

2.5 溶胞后污泥水解酸化過程中pH的變化

pH是影響厭氧水解酸化最重要的影響因素之一。如果污泥溶胞后pH過高就會影響后續水解酸化速率。圖6為溶胞后污泥進行厭氧水解酸化過程中pH隨時間的變化趨勢。

圖6 溶胞后污泥水解酸化過程中pH隨時間的變化Fig.6 Variation of pH versus time during hydrolysis and acidification after sludge lysis

由圖6可以看出，4組試驗中pH的變化趨勢基本一致。由圖6可知，水解酸化2 h后，系統的pH由11.0(污泥溶胞后pH已經從11.5降至11.0左右)迅速降至9.2左右，達到了水解酸化微生物適宜的pH范圍。24 h后，pH降為7.4左右，此后pH下降較為緩慢，表明水解酸化系統已進入了穩定運行階段。

pH在開始階段下降較快的原因可能是在厭氧消化初期，污泥中含有的有機物在微生物的作用下，生成大量有機酸，在污泥中積累，從而導致污泥pH的下降。消化后期，有機物消耗殆盡，污泥中有機酸的濃度變化不大，污泥pH趨于平穩［19］。

3 結論

(1)利用吐溫80與氫氧化鈉耦合對污泥進行處理，經過60 min溶胞后，污泥的 pH從初始的11.1降到10.6;污泥上清液分別達到1301.2和20.1 mg/L，較初始上清液分別提高了32.5倍和15.8倍。證明吐溫80與氫氧化鈉耦合可以將污泥細胞破解。

(2)溶胞后的污泥在水解酸化過程中，VFAs和氨氮濃度隨吐溫80濃度和酸化時間的增加而增加。表明吐溫80的加入對水解酸化菌分解污泥中大分子有機物具有明顯的促進作用。

(3)溶胞后的污泥在水解酸化24 h后pH降為7.4，此后pH下降緩慢，系統進入穩定運行階段。

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