熱處理溫度對污泥水解效果的影響及其三維熒光光譜特征*

李倩倩， 郭　亮,2,3??， 趙陽國， 佘宗蓮， 高孟春, 柳苗苗

(1.中國海洋大學環境科學與工程學院，山東 青島 266100；2.中國海洋大學山東省海洋環境地質工程重點實驗室，山東 青島 266100；3.中國海洋大學海洋環境與生態教育部重點實驗室，山東 青島 266100)

?

熱處理溫度對污泥水解效果的影響及其三維熒光光譜特征*

李倩倩1， 郭亮1,2,3??， 趙陽國1， 佘宗蓮1， 高孟春1, 柳苗苗1

(1.中國海洋大學環境科學與工程學院，山東 青島 266100；2.中國海洋大學山東省海洋環境地質工程重點實驗室，山東 青島 266100；3.中國海洋大學海洋環境與生態教育部重點實驗室，山東 青島 266100)

污水處理廠剩余污泥中含有大量的有機物，熱水解可有效破解污泥絮體使有機物釋放出來，有利于后續污泥資源化利用。采用65、80、100、121℃分別預處理污泥30min，研究預處理前后胞外聚合物(EPS)和溶解性有機物(DOM)中SCOD、糖、蛋白質的變化，為分析熱水解過程中EPS和DOM物質的轉化過程，采用三維熒光光譜技術(EEM)結合積分區域法(FRI)，分析EPS和DOM中各種組分所占比例。研究表明，不同溫度水解預處理對污泥EPS和DOM中可生物降解和難生物降解物質的釋放量不同，80 ℃熱處理污泥后微生物可利用的有機物量最大，其中可生物降解物質所占比例為58.7%。

熱處理；污泥水解；積分區域法；胞外聚合物；溶解性有機物

引用格式：李倩倩，郭亮，趙陽國， 等. 熱處理溫度對污泥水解效果的影響及其三維熒光光譜特征[J]. 中國海洋大學學報(自然科學版), 2016, 46(9)： 102-106.

LIQian-Qian,GUOLiang,ZHAOYang-Guo,etal.Effectofpretreatmenttemperatureonexcesssludgehydrolysisanditscharacteristicsoffluorescenceexcitation-emissionmatrixspectroscopy[J].PeriodicalofOceanUniversityofChina, 2016, 46(9)： 102-106.

傳統的活性污泥法在城市生活污水和工業廢水處理中得到廣泛應用，微生物代謝去除水中有機物的過程會產生大量剩余污泥[1],若不得到妥善處置會給環境帶來二次污染，然而剩余污泥的處置費用占污水處理廠整體運行費用的50%～60%[2]。近年來，剩余污泥高昂的處置費用成為污水處理廠面臨的難題，污泥減量化和資源化利用成為研究熱點[3]。

剩余污泥主要由微生物細胞、有機物和無機物構成，由胞外聚合物(ExtracellularPolymericSubstances，EPS)絮凝在一起[4]。EPS是生物絮體的重要組成部分，占活性污泥中總有機物的50%～90%[5]，占活性污泥總質量的80%左右[6],是決定活性污泥絮體物化性質和生物性質的關鍵物質[7]。在污泥利用過程中，溶解性有機物(DissolvedOrganicMatter，DOM)起到重要作用。通過不同的污泥預處理方法，大量的DOM從固體污泥中釋放到懸浮液中，包含多糖、蛋白質、有機酸等，研究DOM的組成成分和結構特征有利于探究后續污泥厭氧消化過程[3]。目前，污泥預處理技術主要有機械破碎、超聲波破碎、熱水解、酶處理及酸堿處理等[8-9]。在污泥的各種預處理方法中，熱水解是最簡單、高效和節約成本的方法之一[10]。

三維熒光光譜(Excitaton-EmissionMatrix,EEM)技術具有靈敏度高、選擇性好等優點，能夠獲取更多的光譜信息，已經成為一種分析污泥破解后EPS和DOM特性的重要手段[11]，成功用于污水中有機物的檢測[12-13]。根據特定的光譜范圍和熒光強度，三維熒光能夠獲取EPS和DOM的化學組分構成及整體有機物分布[14-15]。

目前，熱水解過程中EPS和DOM物質的轉化過程尚不明確。本研究以三維熒光光譜技術為手段，結合熒光積分區域分析方法，檢測熱水解過程中EPS和DOM特性，并測定其中SCOD、糖、蛋白質的變化。探究65、80、100、121 ℃不同溫度水解污泥的效果和物質的轉化規律，為后續污泥的資源化利用提供參考。

1　材料和方法

1.1 污泥和水解過程

實驗所用剩余污泥取自青島團島污水處理廠的二沉池污泥，污泥先經過30min沉淀，棄去上清液，再經過2mm的篩網過濾去除雜質后，4 ℃冰箱中保存備用，其特性如表1所示。

表1　污泥的基本特性

取100mL污泥置于250mL錐形瓶內，放置于恒溫水浴鍋中，分別在65、80、100 ℃下處理30min;另一組置于高溫滅菌鍋中,121 ℃處理30min,提取處理前后樣品中的EPS和DOM，測定其中的SCOD、蛋白質、糖和三維熒光光譜。

1.2 分析項目及測定方法

實驗中TSS、VSS采用重量法測定；SCOD采用微波消解(D7023TP-K7 微波爐, 格蘭仕微波爐電器有限公司),重鉻酸鉀法測定；蛋白質含量采用Folin酚試劑比色測定，以結晶牛清蛋白為標準物[16]；糖采用苯酚硫酸法進行測定，以葡萄糖為標準物[17]；熒光光譜采用日本日立公司生產的HitachiF-4500熒光分光光度計測定。EPS采用熱提法提取，DOM采用快速離心的方法進行提取。

三維熒光數據解析前，對數據進行預處理，以消除瑞利散射和拉曼散射的影響[18]。Chen[19]提出了使用積分區域法(FRI)解析三維熒光數據。FRI方法將三維熒光區域分為5個分別表示不同類型的有機物的區域，包括：酪氨酸、色氨酸、富里酸類、可溶解性微生物產物和腐殖酸類物質。積分區域法計算某熒光區域的積分體積(Φi)，標準化體積(Φi,n)，表示這一區域的某一結構有機化合物的含量的相對值，計算公式見(1)～(3)。

?i，n=MFi?i=MFi∑ex∑emI(λexλemΔλexΔλem，

(1)

φT，n=∑φi，n，

(2)

Pi，n=φi，n/φT，n×100%。

(3)

式中：Φi,n為熒光區域i的積分標準體積；Φi為熒光區域i的積分體積，au.nm2；λex為激發波長，nm；λem為發射波長，nm；I(λexλem) 為激發、發射波長對應的熒光強度，au；Pi,n為某一熒光區域i的積分標準體積占總積分標準體積的比例，%；MFi為倍增系數，等于某一熒光區域i的積分面積占總的熒光區域積分面積比例的倒數。

2　結果與分析

2.1 污泥EPS和DOM中化學特性的變化

污泥的固體有機物在水解過程中不斷溶解、液化，同時溶解的有機物不斷水解:脂肪水解成甘油和脂肪酸；碳水化合物水解成小分子的多糖甚至單糖；蛋白質水解成多肽、二肽、氨基酸,氨基酸進一步水解成低分子有機酸、氨及二氧化碳[20]。SCOD是污泥破解程度的重要指示指標，SCOD濃度越高，污泥絮體破解效果越好，越易于微生物利用。蛋白質和糖類是污泥細胞質中的主要成分，易于后續的微生物利用，因此對熱解前后污泥EPS和DOM中SCOD、蛋白質和糖進行了分析測定。熱處理后污泥EPS中SCOD、蛋白質和糖的變化如圖1所示。原污泥EPS中SCOD濃度為864.3 mg/L，蛋白質濃度為830.4 mg/L，糖濃度為44.64 mg/L，經65、80、100、121 ℃處理后，EPS中SCOD、蛋白質和糖濃度均有下降，SCOD分別下降了30.6%、21.1%、8.3%、28.9%，蛋白質分別下降了38.2%、73.5%、80.9%、94.1%，糖分別下降了19.1%、64.3%、70.4%、67.3%。

圖1　熱處理后污泥EPS中SCOD、蛋白質和糖的變化

預處理過程會破壞污泥的絮體結構和微生物細胞結構，有利于蛋白質和多糖從污泥固體中釋放到上清液中[3]。熱處理后污泥DOM中SCOD、蛋白質和糖的變化如圖2所示。原污泥DOM中SCOD濃度為1 392.5 mg/L，蛋白質濃度為149.0 mg/L，糖濃度為18.1 mg/L，經65、80、100、121 ℃處理后，DOM中SCOD、蛋白質和糖濃度均有大幅上升，SCOD分別上升到原污泥濃度的2.2、2.9、6.2、8.1倍，蛋白質分別上升到原污泥濃度的5.3、10.2、18.0、13.8倍，糖分別上升到原污泥濃度的4.2、4.5、4.1、10.7倍。

圖2　熱處理后污泥DOM中SCOD、蛋白質和糖的變化

預處理溫度越高，污泥SCOD濃度越大。王志軍等[21]研究表明，隨著熱水解溫度的升高，污泥固體的溶解率和有機物水解程度都在增大。本實驗中，121 ℃預處理污泥DOM中SCOD濃度最高。蛋白質由于自身特性，并非溫度越高污泥中蛋白質濃度越高。H?ner等[22]研究表明，70～95 ℃蛋白質將變性，過高的溫度反而不有利于污泥中蛋白質濃度的增加。本研究表明100 ℃預處理的污泥DOM蛋白質濃度達到最高，121 ℃開始下降。糖的濃度則在121 ℃預處理時達到最高，且增幅明顯，分析認為這是由于糖的熱穩定性較高，污泥中的濃度隨預處理溫度的升高而增加[23]。

2.2 污泥EPS和DOM中光譜特性的變化

根據FRI計算方法，得到EPS和DOM三維熒光光譜5個區域的積分標準體積(見圖3、4)。區域Ⅰ主要由酪氨酸等類蛋白質構成，區域Ⅱ主要與色氨酸有關，區域Ⅲ主要由紫外區類富里酸、醌類等物質組成，區域Ⅳ主要由微生物代謝產物構成，如蛋白、輔酶、小分子有機酸、色素等，區域Ⅴ則與可見光區類富里酸、腐殖酸類、胡敏酸、多環芳烴等分子量較大、芳構化程度較高的有機物構成，各區域積分標準體積間接表征了各區域所代表有機物的相對含量[13]。

原污泥EPS主要由Ⅱ色氨酸、Ⅳ溶解性微生物代謝產物構成，分別占36.6%和33.0%。經熱水解后，Ⅳ微生物代謝產物所占的比例隨溫度的上升而下降，而Ⅲ富里酸類物質所占比例隨溫度的升高而增加。有研究表明，污泥中類腐殖酸熒光物質在熱水解過程中發生的主要反應是溶解液化，而類蛋白熒光物質的主要反應是水解[24]。

圖3　熱處理后污泥EPS中熒光區域標準積分體積組成

圖4　熱處理后污泥DOM中熒光區域標準積分體積組成

原污泥DOM中Ⅱ色氨酸、Ⅲ富里酸類物質占主要成分，分別占21.4%、39.1%。經熱水解后由于微生物絮體破裂、微生物細胞解體后，其中的蛋白質及一些顆粒狀蛋白質也會溶解液化到液相中，其中部分大分子量的還會進一步發生水解作用,生成多肽、二肽、氨基酸等，氨基酸進一步水解成低分子有機酸、氨及二氧化碳[20,24]。熱水解前后Ⅰ酪氨酸所占比例較小，易生物降解的Ⅱ色氨酸所占比例隨溫度的升高而降低，65、80、100 ℃之間降幅較緩，121 ℃降幅明顯增加，可能是由于高溫導致了蛋白質變性。Ⅳ溶解性微生物代謝產物易于被后續處理工藝的微生物所利用，其所占比例隨溫度的上升呈現出先增加后減少的趨勢，在80 ℃時所占比例最大，達到34.7%，100 ℃時所占比例為28.4%，121 ℃為13.3%，這是由于高溫會使蛋白質類物質變性，腐殖酸、富里酸類大分子物質分解成不具有熒光特性的小分子物質，導致其它區域物質所占比例降低。Ⅴ腐殖酸類物質的累積則不利于后續微生物的利用，其所占比例隨溫度的升高呈現出先減少后增加的趨勢，80 ℃所占比例最少，為24.3%，100 ℃時所占比例為37.8%，121 ℃為65.4%。

80 ℃熱處理后DOM中可生物降解物質所占比例最高，難生物降解物質所占比例最少。100、121 ℃時蛋白質和糖的釋放量較80 ℃有所升高，但部分蛋白質難以被微生物利用，且提高預處理溫度會大幅增加能耗成本。綜合考慮，80 ℃更有利于后續污泥資源化利用。

3　結語

熱水解處理后，污泥絮體結構被破壞，微生物細胞破裂，EPS中有機物釋放到DOM中，導致DOM中SCOD、蛋白質、糖濃度增加。DOM中SCOD、糖濃度隨溫度的升高而增大，121 ℃最高可達原污泥的8.1和10.7倍，而蛋白質濃度隨溫度的升高先增大后減小，在100 ℃時最高，為原污泥的18.0倍。DOM中可生物利用的溶解性微生物代謝產物所占比例隨溫度升高呈現出先增大后減小的規律，80 ℃時所占比例最大，且該溫度下難生物降解的腐殖酸類物質釋放量最少，因此80 ℃熱處理更有利于后續污泥資源化利用。

[1]Guo W Q， Yang S S， Xiang W S， et al. Minimization of excess sludge production by in-situ activated sludge treatment processes——a comprehensive review [J]. Biotechnology Advances, 2013， 31(8): 1386-1396.

[2]Campos J L， Otero L， Franco A， et al. Ozonation strategies to reduce sludge production of a seafood industry WWTP [J]. Bioresource Technology, 2009, 100(3): 1069-1073.

[3]Zhang Y， Zhang P， Guo J， et al. Spectroscopic analysis and biodegradation potential study of dissolved organic matters in sewage sludge treated with high-pressure homogenization [J]. Bioresource Technology, 2013, 135: 616-621.

[4]Guo L, Lu M M, Li Q Q, et al. Three-dimensional fluorescence excitation-emission matrix (EEM) spectroscopy with regional integration analysis for assessing waste sludge hydrolysis treated with multi-enzyme and thermophilic bacteria[J]. Bioresource Technology, 2014(171): 22-28.

[5]Urbain V, Block J C, Manem J. Bioflocculation in activated sludge: an analytic approach [J]. Water Research, 1993, 27(5): 829-838.

[6]Magara Y, Nambu S, Utosawa K. Biochemical and physical properties of an activated sludge on settling characteristics[J]. Water Research, 1976, 10(1): 71-77.

[7]Laspidou C S, Rittmann B E. A unified theory for extracellular polymeric substances, soluble microbial products, and active and inert biomass[J]. Water Research, 2002, 36(11): 2711-2720.

[8]Müller J, Lehne G, Schwedes J, et al. Disintegration of sewage sludges and influence on anaerobic digestion[J]. Water Science and Technology, 1998, 38(8): 425-433.

[9]Mller J. Prospects and problems of sludge pre-treatment processes[J]. Water Science and Technology, 2001, 44(10): 121-128.

[10]Guan B, Yu J, Fu H, et al. Improvement of activated sludge dewaterability by mild thermal treatment in CaCl2solution[J]. Water Research, 2012, 46(2): 425-432.

[11]Guo W Q, Yang S S, Pang J W, et al. Application of low frequency ultrasound to stimulate the bio-activity of activated sludge for use as an inoculum in enhanced hydrogen production[J]. RSC Advances, 2013, 3(44): 21848-21855.

[12]李衛華, 盛國平, 王志剛, 等. 廢水生物處理反應器出水的三維熒光光譜解析[J]. 中國科學技術大學學報(自然科學版), 2008(6): 601-608.

Li W H， Sheng G P， Wang Z G， et al. Analysis of EEM fluorescence spectra of effluents from bioreactors[J]. Journal of University of Science and Technology of China, 2008(6): 601-608.

[13]姚璐璐, 涂響, 于會彬, 等. 三維熒光區域積分評估城市污水中溶解性有機物去除[J]. 環境工程學報, 2013(2): 411-416.

Yao L L， Tu X， Yu H B， et al. Evaluation of dissolved organic matter removal in municipal wastewater based on fluorescence regional integration[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2013(2): 411-416.

[14]Zhen G, Lu X, Wang B, et al. Synergetic pretreatment of waste activated sludge by Fe (II)-activated persulfate oxidation under mild temperature for enhanced dewaterability[J]. BioresourceTechnology, 2012, 124: 29-36.

[15]Wan S, Xi B, Xia X, et al. Using fluorescence excitation-emission matrix spectroscopy to monitor the conversion of organic matter during anaerobic co-digestion of cattle dung and duck manure[J]. Bioresource Technology, 2012, 123: 439-444.

[16]Pin C, Marín M L, Selgas D, et al. Differences in production of several extracellular virulence factors in clinical and food Aeromonas spp. Strains [J]. Journal of Applied Bacteriology, 1995, 78(2): 175-179.

[17]Dubois M, Gilles K A, Hamilton J K, et al. Colorimetric method for determination of sugars and related substances[J]. Analytical Chemistry, 1956, 28(3): 350-356.

[18]Yu G H, Wu M J, Luo Y H. Flourescence excitation emission spectroscopy with regional integration analysis for assessment of compost maturity [J]. Waste Management, 2011, 31(8): 1729-1736.

[19]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 and Technology, 2003, 37(24): 5701-5710.

[20]Shanableh A, Jones S. Production and transformation of volatile fatty acids from sludge subjected to hydrothermal treatment[J]. Water Science and Technology, 2001, 44(10): 129-135.

[21]王治軍, 王偉. 剩余污泥的熱水解試驗[J]. 中國環境科學, 2005(S1): 56-60.

Wang Z J, Wang W. Thermal hydrolysis test of surplus sludge[J]. China Environmental Science, 2005(S1): 56-60.

[22]H?ner A, Mason C A, Hamer G. Death and lysis during aerobic thermophilic sludge treatment: characterization of recalcitrant products[J]. Water Research, 1994, 28(4): 863-869.

[23]王暄, 季民, 王景峰, 等. 好氧顆粒污泥胞外聚合物提取方法研究[J]. 中國給水排水, 2005(8): 91-93.

Wang X, Ji M, Wang J F, et al. Study on the Extraction of Extracellular Polymer from Aerobic Granular Sludge [J]. China Water and Wastewater， 2005(8): 91-93.

[24]歐陽二明, 王偉. 污泥熱水解過程中有機物分子量和熒光特征變化規律[J]. 中國環境科學, 2008, 12: 1062-1067.

Ou Y E M, Wang W. The change of spectroscopic characterization and molecular weight distribution in sludge thermal hydrolysis process [J]. China Environmental Science, 2008, 12: 1062-1067.

責任編輯龐旻

Effect of Pretreatment Temperature on Excess Sludge Hydrolysis and Its Characteristics of Fluorescence Excitation-Emission Matrix Spectroscopy

LI Qian-Qian1, GUO Liang1,2,3, ZHAO Yang-Guo1, SHE Zong-Lian1, GAO Meng-Chun1, LIU Miao-Miao1

(1. College of Environmental Science and Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China; 2.The Key Laboratory of Ocean Environmental Geology Engineering of Shandong Province, Ocean University of China, Qingdao 266100， China; 3.The Key Laboratory of Marine Environmental and Ecology, Ministry of Education, Ocean University of China, Qingdao 266100, China)

The excess sludge contains a large quantity of organic matters.Heat pretreatments can disrupt sludge floc and make intracellular materials release into liquid phase, which is in favor of the further utilization. The sludge was heated for 30 mins at different temperatures (65, 80, 100 and 121 ℃),and the SCOD, protein and carbohydrate in EPS and DOM after heat pretreatments were determined to explore the transformation process of the organic matters in EPS and DOM. Then the compositional characteristic of EPS and DOM was also analyzed to evaluate the sludge disintegration using excitation-emission matrix (EEM) with fluorescence regional integration (FRI).The results show that pretreatment temperatures have great influence on the releasing of biodegradable organic matters and non-biodegradable matters. The largest amount of biodegradable organic matters could be released at 80°C, accounted for 58.7%.

heat pretreatment; waste sludge hydrolysis; FRI; EPS; DOM

國家自然科學基金項目(51208481)資助

2015-12-02；

2016-01-07

李倩倩(1988-)，女，碩士生。

??通訊作者：E-mail：geletu@ouc.edu.cn

X703.1

A

1672-5174(2016)09-102-05

10.16441/j.cnki.hdxb.20150406

SupportedbytheNaturalScienceFoundationofChina(51208481)