熱堿預處理后得克隆對污泥厭氧發酵產酸及污泥特性的影響

張 靜,趙建偉*,孫英杰,卞榮星,高 瑩,張大磊（1.青島理工大學環境與市政工程學院,山東 青島266033；2.青島市固體廢物污染控制與資源化工程研究中心,山東 青島 266033）

剩余活性污泥（WAS）是活性污泥法的主要副產物,據 2017年報道,我國全年的污泥產量高達2×107t（以含水率 80%計）[1],WAS中含有大量病原體、重金屬和其他有毒有害的物質,其物理、化學性質不穩定.在堆存、運輸和處理過程中,WAS組分性質會不斷發生變化,若處理處置不當,就會造成嚴重的環境污染,甚至威脅生態和人類的安全.此外,WAS還含有大量的有機物（如蛋白質、多糖）以及氮、磷和多種微量元素,因此WAS也是一個理想的資源庫.因污泥厭氧發酵技術能同步實現能源物質（短鏈脂肪酸,甲烷等）的獲取、污泥減量化與無害化而被廣泛探究.

WAS厭氧發酵的性能取決于污泥的特征及運行條件（如預處理、溫度、pH值等）.然而,目前對WAS厭氧發酵的探究多集中于后者.例如 Hao等[2]探究了溫度對WAS產酸的影響,提出較高的發酵溫度可以提高關鍵水解酶的活性,從而促進酸的積累.Zhao等[3]通過游離亞硝酸預處理,探究對污泥發酵產酸的影響,結果顯示該預處理方式可縮短發酵時間,同時提高酸的產量.WAS中除可降解的有機質外,還含有多種新興污染物,其中阻燃劑污染現狀及其對生化代謝的影響得到了學者的關注.

得克?。―Ps,C18H12Cl12）,又稱雙（六氯環戊二烯基）環辛烷,是一種添加型有機氯脂肪族阻燃劑[4].得克隆在國外已廣泛應用于塑料、纖維等高分子材料的阻燃,作為阻燃劑Mirex的替代品,DPs具有低毒、高著火點等優良特性,是目前應用和研究最廣泛的阻燃劑物質之一.DPs具有高度的疏水性和親脂性,可在生物體內積累,并在食物鏈的各級營養生物中逐漸擴大.同時,DPs穩定性較好,很難被生物和自然光降解,可以在環境中長期穩定存在[5].DPs的存在對微生物新陳代謝有潛在的影響,DPs的暴露導致碳水化合物、脂質、核苷酸和能量代謝的基因表達發生顯著變化,并進一步影響信號傳導過程.李宇霖等[4]研究表明 WAS中 DPs的濃度高達 12.3mg/kg干重.廣泛的生產和使用必然會導致 DPs在環境中富集,因此在WAS中富集的DPs濃度也將呈現上升趨勢[5].污泥厭氧發酵是由微生物、功能酶等調節的生物過程,污泥中富集的 DPs對污泥發酵性能及污泥主要特征的影響至今報道較少,這也阻礙了研究者對這一行為的理解.因此,本論文以 WAS和 DPs為研究對象,構建序批式厭氧反應器,在中溫環境探究了不同劑量 DPs對污泥厭氧發酵產酸的影響,并通過分析在DPs影響下污泥發酵系統中主要有機物含量、污泥理化特征的變化,解析DPs影響污泥發酵的作用機制.本工作取得的結果對理解 DPs影響WAS厭氧發酵性能及污泥理化性質具有一定幫助作用,且該實驗結果為今后污泥循環利用提供了一定的參考.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗WAS取自青島市某污水處理廠二沉池,收集的樣品首先用不銹鋼網（2.0mm）過濾以去掉大顆粒雜質,然后WAS在實驗室重力沉淀24h后去掉上清液并儲存于4℃的冰箱內備用.實驗所用WAS的主要特征如表1所示.實驗所用DPs購買于湖南某化工園區,純度在 98%以上,密度約為 1.8kg/m3,分解溫度約為285℃.

表1 實驗所用WAS的主要特征Table 1 The main characteristics of WAS used in the experiment

1.2 實驗設置

在本實驗中,建立一批四個工作容積為 1.0L的厭氧發酵反應器.為了消除產甲烷古菌對厭氧消化產酸過程的干擾,在實驗中,采用熱處理和 BESA（2-溴乙烷磺酸）抑制產甲烷古菌的活性[6-7].首先將1.8L濃縮污泥進行堿性預處理（pH=10,4.0mol/L NaOH）,在102℃加熱30min,冷卻至室溫后將上述預處理污泥平均分配至三個相同的反應器內,將50mmol/L的BESA添加至每個反應器.由于DPs的消耗量日益增大導致其在污泥中富集量增加,因此本研究中 DPs的含量分別控制在 0mg/kg TSS,30.0mg/kg TSS,300.0mg/kg TSS.作為對照,在另一反應器中加入 20mL接種污泥,然后再加入20mL DPs懸浮液和 560mL去離子水,以評估 DPs厭氧降解對有機物釋放的貢獻,其中懸浮液的制備為將 0.01g DPs溶解于 120mL蒸餾水中,制備0.08g/L的懸浮液.最后,所有反應器均用高純氮氣處理 60s,以排盡氧氣,保證厭氧環境,以 150r/min的攪拌速度將反應器置于 35℃的空氣浴中,整個厭氧發酵實驗持續16d,整個實驗重復3次.

1.3 分析方法

采用標準方法對COD、SCOD、TSS和VSS進行了分析[8].采用熱提取法進行胞外聚合物（EPS）提取[9],將預處理后的 WAS移至有磷酸鹽緩沖液錐形瓶中,在80℃的條件下水浴加熱20min,每10min取樣一次,將取出的混合物在4℃、12000r/min條件下離心 15min,上清液為含 EPS的溶液.采用 Lowry-Folin法測定蛋白質,以牛血清白蛋白為標準品[10].采用苯酚硫酸法測定多糖,以葡萄糖為標準品[11].采用PHS-3C型pH計測量上清液的pH.采用鉬酸銨分光光度法測定磷酸鹽（GB11893-89）,采用納氏試劑分光光度法測定氨氮（HJ535-2009）.厭氧發酵污泥上清液通過0.45μm濾膜后采用日本分光F97Pro熒光分光光度計測定 3D-EEM.厭氧發酵污泥凍干后送上海某檢測機構測定掃描電子顯微鏡（SEM）、傅里葉紅外光譜（FT-IR）.

本實驗使用氣相色譜儀（GC112A,中國）進行短鏈脂肪酸（SCFA）的測定,色譜柱類型為 DB-FFAP（30m×0.25μm×0.25mm）,檢測器為氫火焰離子化檢測器（FID）.氣相色譜條件如下:載氣為 N2,流速為25mL/min,入口和檢測器溫度分別為250℃和300℃,初始爐溫60℃持續1min,設定溫度以20℃/min的速度升溫并在100℃持續2min,然后以10℃/min的速度將溫度升至180℃持續1min,進樣量為1.0μL.且污泥產酸過程中的總揮發酸濃度以COD表示,計算公式如下:

總 SCFAs質量濃度（COD）=乙酸質量濃度×1.065+丙酸質量濃度×1.512+異丁酸質量濃度×1.816+正丁酸質量濃度×1.816+異戊酸質量濃度×2.037+正戊酸質量濃度×2.037[12].蛋白質、多糖與COD的轉化系數分別為1.5和1.06[12].

2 結果與討論

2.1 DPs對WAS厭氧發酵產酸的影響

DPs對WAS厭氧發酵產SCFA的影響見圖1,由圖 1（a）可知,除單獨 DPs的發酵反應體系,其余各污泥發酵反應器內SCFA的含量隨時間先升高后下降,但DPs的存在抑制了SCFA的產生.在不添加DPs的組別中,SCFA 的最大產量為（217.3±10.1）mg COD/g VSS,對應最佳發酵時間為5d,這一結果與之前的實驗結果相吻合[13].當DPs的含量為30.0mg/kg TSS時,污泥發酵體系中 SCFA的最大產量下降至（170.7±8.3）mg COD/g VSS,僅為空白組的0.79倍,說明低劑量 DPs已顯著抑制污泥厭氧發酵產酸.當DPs的含量進一步升高至300.0mg/kg TSS時,SCFA的最大產量進一步下降至（151.2±6.6）mg COD/g VSS,約為空白組的0.70倍.上述結果表明DPs對污泥厭氧發酵產酸具有抑制作用,且 DPs含量越大,污泥產酸抑制越顯著.需要注意的是本研究所用的DPs含量對污泥發酵產酸的最佳時間無影響,全部污泥厭氧發酵產酸的最佳時間均為 5d.DPs單獨降解產酸最大含量僅為（27.9±1.1）mg COD/g VSS,結果表明DPs厭氧降解對SCFA的貢獻十分有限,這可能與 DPs類物質具有高親脂性,難于生物降解和光降解有關[14].本研究中SCFA主要以C2～C5的小分子有機酸構成,各組分所占比例對SCFA的后續應用具有重要影響.由圖 1（b）可知,全部反應器中乙酸鹽含量最大,約占 71.2%～84.7%,這與之前的研究相一致[15].然而DPs的存在卻降低了乙酸鹽的百分含量,在空白組中,SCFA最大值時乙酸鹽占比84.7%,而當DPs含量升高至30.0mg/kg TSS,乙酸鹽占比降低至74.9%,這可能與 DPs顯著抑制產乙酸菌相關.丙酸和異丁酸隨著DPs投加量的增大而增加,當DPs的投加量從0增加到300.0mg/kg TSS,丙酸、異丁酸增加量分別為6.3%、3.6%.這可以得出結論,DPs抑制SCFA積累主要是由于乙酸的產量減少.

圖1 DPs對WAS厭氧發酵產SCFA的影響Fig.1 Effect of DPs on the SCFA production from WAS anaerobic fermentation

2.2 DPs對WAS理化性質的影響

pH值是影響厭氧消化的關鍵因素,對厭氧消化系統菌群生理代謝及生長繁殖等均有明顯影響.如圖2所示,除預處理初始調節pH值為10,各反應器pH 值均在 7.17～7.51,處于微堿性狀態,且變化趨勢幾近一致,表明各實驗組均處于穩定運行狀態.實驗前 5d,pH值呈明顯下降趨勢,主要是污泥厭氧發酵酸化過程強于甲烷化過程,導致SCFA的積累并降低pH 值.在第 5d,空白組的 pH 最低為（7.17±0.1）,添加300.0mg/kg TSS DPs的 pH 值為（7.21±0.1）,這表明DPs對WAS厭氧發酵產酸有較明顯的抑制作用,并且DPs含量越高,抑制作用越強.

圖2 DPs對WAS厭氧發酵過程中pH值的影響Fig.2 Effect of DPs on pH during WAS anaerobic fermentation

如圖 3（a）所示,在初始狀態下,WAS呈直徑700nm左右的顆粒狀,污泥表面光滑.如圖 3（b）所示,在發酵24h后,空白組的WAS顆粒出現裂解,當DPs存在于污泥發酵體系后,污泥表面形態發生顯著變化.隨著 DPs含量的增加,污泥的形態呈片狀聚集越明顯.如圖 3（c）和（d）所示,SEM 圖像顯示投加30.0mg/kg TSS DPs在24h時,其組成是粒徑為100～300nm的緊密堆積的顆粒,當DPs增長到300.0mg/kg TSS時,WAS的顆粒形成表面粗糙的大片顆粒聚集物.這證實了厭氧發酵污泥在 DPs的影響下會促進WAS物理裂解,且DPs的含量越高,污泥絮體或細胞裂解越明顯,繼而影響后續污泥厭氧消化的過程.

圖3 不同DPs投加量下WAS的掃描電鏡Fig.3 Scanning electron microscopy of WAS with different dosages of DPs

不同DPs投加量下WAS的FT-IR如圖4所示.在3000～3600cm-1處吸收峰較強且峰寬度較寬,主要為羧酸和糖類中羥基伸縮振動吸收所致,并且在800～1200cm-1對應于多糖中—C-OH的抗對稱拉伸,空白組中,反應器在24h時,特征吸收峰的透過率降低,這是因為在反應初期大分子碳水化合物在水解菌的作用下分解為小分子糖,當 DPs投加量從30.0mg/kg TSS增長到300.0mg/kg TSS時,特征吸收峰的透過率顯著降低,并且發生了偏移,這表明吸收率增大,化學鍵強度發生較大變化,這可能是由于WAS中的大分子有機物在水解菌的作用下分解為小分子有機物導致化學鍵的改變,WAS中DPs含量的增加促進了多糖的分解.表 2展示了典型紅外光譜吸收峰及其歸屬.在1630～1653cm-1的吸收峰特征帶是由芳香環中代表蛋白質的二級結構的—C=O的高度共軛產生,在 24h時空白組特征吸收峰的透過率明顯低于初始時刻空白組,這是因為在反應初期蛋白質開始分解,當DPs投加量從30.0mg/kg TSS增長到300.0mg/kg TSS 時,特征吸收峰的透過率顯著降低,DPs含量的增加促進了蛋白質的分解導致氨基酸的產生.這進一步證實了在 DPs的影響下會促進WAS的裂解過程,這一結論與SEM結論相吻合.

圖4 不同DPs投加量下WAS的FT-IR光譜Fig.4 FT-IR spectra of WAS with different dosages of DPs

表2 典型紅外光譜吸收峰及其歸屬Table 2 Typical infrared absorption peaks and their assignment

WAS的 3D-EEM 光譜如圖 5所示.在初始時刻,WAS有275～300/340～360nm、340～360/425～ 460nm兩個主要的熒光峰.在 24h時空白組中有三個主要的熒光峰,Ex/Em 在 270～275/305～310nm 處的熒光峰被認為是氨基酸,在 350/420nm 處的熒光峰被認為是類腐殖酸,390～415/460～470nm 處的熒光峰被認為是類富里酸.當在污泥發酵系統投加DPs時,熒光組分發生了較大的變化.當DPs劑量從30.0mg/kg TSS增加到300.0mg/kg TSS 時,除 270～275/305～310nm 處的熒光峰位置相近外,另外兩個主要熒光峰分別為 360/435nm和415/465nm、360/440nm和410/470nm存在一定程度上的紅移和藍移.并且在反應過程中,隨著時間的增加,所有熒光峰的熒光強度都顯著增加,且隨著DPs投加量的增加,所有峰的熒光強度逐漸減小,這表明在 DPs的投加抑制了類腐殖酸、類富里酸的產生,這在一定程度上抑制了厭氧的酸化過程,繼而抑制了結合態EPS和胞內物質的溶解,減緩了氨基酸等小分子物質的產生.

圖5 不同DPs投加量下WAS的3D-EEM光譜Fig.5 3D-EEM spectroscopy of WAS with different dosages of DPs

2.3 DPs對水解的影響

蛋白質和多糖是活性污泥中有機質的主要組成成分,通常情況下以大分子顆粒物的狀態存在,而在厭氧發酵過程中,這些顆粒狀態的蛋白質和多糖在細菌胞外水解酶的水解作用下轉化為溶解性物質后,才能被微生物更好的利用.水解過程通常較為緩慢,因此污泥中有機物的水解被認定為污泥發酵的限速步驟[15],通過測定發酵初期的溶解性蛋白質和多糖的濃度及SCOD的變化情況可以反映活性污泥中的營養成分的溶解程度.DPs對WAS中SCOD釋放的影響如圖 6（a）所示,添加不同含量的 DPs,反應器中的SCOD均呈現先上升后下降的趨勢.第3d時 SCOD 達到最大值,空白組為（4580±223）mg/L,當DPs濃度增加到300.0mg/kg TSS時反應組內SCOD最大濃度僅為空白組的0.74倍.根據以上變化情況,可以出看出DPs的存在對WAS中的SCOD有抑制作用,且隨著DPs的濃度升高,抑制作用越明顯.并且,溶解性蛋白質和多糖與 SCOD的變化趨勢一致,如圖 6（b）和（c）所示.所有反應器中可溶性蛋白質和多糖的濃度隨發酵時間的增加先增加后降低.在空白組中,WAS中蛋白質和多糖的最大值在 3d出現,分別為（1311.7±40.1）,（108.0±2.1）mg COD/L,而隨著DPs從30.0mg/kg TSS增長到300.0mg/kg TSS,蛋白質和多糖的含量分別由（1233.8±50.1）mg COD/L降低到（1181.8±46.7）mg COD/L、（100.3±7.8）mg COD/L降低到（99.4±8.4）mg COD/L.在實驗過程中WAS上清液中溶解性蛋白質與多糖含量均隨 DPs含量呈下降趨勢,說明 DPs抑制了溶解性有機質的釋放,當DPs的含量為300.0mg/kg TSS時,溶解性蛋白質和多糖的最大濃度分別為（1181.8±46.7）mg COD/L和（99.4±8.4）mg COD/L,為空白組中溶解性蛋白質和多糖濃度最大值的90.1%和92.0%.這可能與 DPs對厭氧水解關鍵酶活性的抑制相關,且本研究結果表明DPs含量越高,DPs對WAS厭氧發酵有機質釋放抑制越明顯.

圖6 DPs對WAS中溶解性COD（a）、溶解性蛋白質（b）和溶解性多糖（c）的影響分析Fig.6 Effect of DPs on the SCOD（a）、soluble protein（b）and soluble polysaccharide（c）from WAS anaerobic fermentation

生物絮凝過程對 WAS的物理性質有重要的影響,大多數細菌產生的胞外聚合物（extracellular polymeric substances,EPS）在生物絮凝中起著主導作用[16],是微生物為保護自身免受有毒物質侵害而分泌的物質密集網絡,是微生物應對有毒潛在威脅的第一道屏障物質[17],EPS填充了細菌間的空隙形成絮體結構,占 WAS總有機物質的 50%～90%,具有重要的生理功能[18].如圖7（a）所示,EPS總量隨DPs含量的增加而減少,這可能是由于 DPs對污泥中SB-EPS水解微生物的抑制作用較為顯著導致,空白時,SB-EPS含量為（1738.9±86.5）mg COD/L.當DPs用量增加到300.0mg/kg TSS 時,SB-EPS含量下降到（1461.8±54.8）mg COD/L,占空白的 84.06%,這可能由于DPs吸附到WAS絮體表面,進而抑制水解關鍵酶的活性,因此降低了 SB-EPS的含量,也表明DPs降低了WAS中溶解性有機物質的含量,這一結果也與圖6（b）和（c）結果一致.LB-EPS和TB-EPS在成分、基團組成上存在差異,這也會影響WAS的絮凝性能.然而,高濃度DPs的存在對LB-EPS的含量有顯著促進作用.在空白組中,LB-EPS的含量為（174.7±8.8）mg COD/L,當 DPs的含量增加至300.0mg/kg TSS時,LB-EPS的含量為（232.5±9.2）mg COD/L,是空白組的 1.33倍.倪丙杰等[19]證實,LB-EPS對活性污泥絮凝起決定性作用,WAS中LB-EPS含量增多時,絮體 Zeta電位增大,導致絮體間靜電斥力增大,阻礙了污泥絮凝,與 LB-EPS相比,TB-EPS對污泥絮凝的影響較小,而 DPs的存在對TB-EPS無明顯的影響.EPS中的親水基團和疏水基團對WAS的脫水性能有重要影響.EPS中的疏水基團導致其與水無法產生相互作用且不能產生氫鍵,因此 EPS從污水中分離的同時帶走污水中部分疏水性污染物.但劉軼等[20]認為,對 WAS脫水性能起決定作用的不是 EPS總量而是其各組分間的比例,如圖 7（b）所示,空白組中溶解性蛋白質/溶解性多糖的比值為15.17,當DPs的投加量增長至300.0mg/kg TSS時,溶解性蛋白質/溶解性多糖的比值為15.09,這表明污泥的Zeta電位減小,絮體間靜電斥力減弱.

圖7 DPs對WAS中EPS含量及相關比例的影響Fig.7 Effect of DPs on EPS content and the relative proportion in WAS

2.4 DPs對WAS厭氧發酵過程NH4+-N和PO43--P釋放的影響

氮、磷是導致水體富營養化的主要原因,而蛋白質的水解是釋放 NH4+-N的主要原因之一[21].本研究中投加 300.0mg/kg TSS高劑量的 DPs相對30.0mg/kg TSS低劑量 DPs會導致 WAS中更多NH4+-N和PO43--P的釋放,而微生物結構蛋白中氮和磷的含量差別是發酵液中磷濃度比氮濃度低的原因之一.在整個發酵過程中,厭氧發酵液中NH4+-N濃度在發酵初始階段急速提高,如圖8（a）所示,空白組在第 2d時達到（236.9±7.6）mg/L,而在第3d時,空白組的NH4+-N濃度降至（205.6±7.8）mg/L,這可能是由于發酵初期 NH4+與 OH-在堿性環境下大量形成 NH3·H2O,導致 NH4+-N 的含量迅速增多,待達到體系內的動態平衡后,NH3·H2O 負反饋抑制蛋白質水解,導致 NH4+-N 含量下降.在之后的發酵過程中 NH4+-N的濃度隨發酵時間的增加而增加,在發酵結束時三個反應器分別達到（361.6±15.3）mg/L、（375.3±15.2）mg/L 和（378.1±16.3）mg/L.而發酵過程中PO43--P的變化如圖8（b）所示,空白組中溶解性PO43--P在第2d達到（17.6±2.1）mg/L之后濃度驟然下降,后在1.3mg/L～6.2mg/L的范圍內逐漸保持平穩,加入不同劑量 DPs的兩個反應器大致呈相同趨勢,這可能是因為PO43--P在堿性條件下與污泥中的 Mg2+、Ca2+形成了難溶的 PO43--P沉淀[22],使反應后期PO43--P含量較低.

圖8 DPs對WAS中NH4+-N（a）和PO43--P（b）釋放的影響Fig.8 Effect of DPs on the ammonia nitrogen（a）and phosphate（b）from WAS anaerobic fermentation

3 結論

3.1 DPs會影響WAS厭氧發酵產酸,且DPs含量越高,SCFA的產生量越少,其中當DPs含量為300mg/kg TSS時,WAS堿性預處理（pH=10）后SCFA的最大產量為（151.2±6.6）mg COD/g VSS,僅為空白組的0.7倍.SCFA組分分析表明DPs對SCFA組分影響不明顯,且DPs主要降低乙酸的含量.

3.2 DPs能影響污泥理化性質,SEM,FT-IR及EEM分析表明 DPs促進了污泥裂解過程,然而 DPs對WAS中溶解性有機物的含量卻存在抑制作用,且DPs濃度越高,溶解性有機物的含量越低.當 DPs含量為300.0mg/kg TSS,SCOD的最大濃度僅為當空白組的 0.74倍,隨著 DPs從 30.0mg/kg TSS增長到300.0mg/kg TSS,蛋白質和多糖的含量分別由（1233.8±50.1）mg COD/L 降低到（1181.8±46.7）mg COD/L、（100.3±7.8）mg COD/L降低到（99.4±8.4）mg COD/L.

3.3 DPs降低了WAS中EPS的含量,且DPs含量越高,EPS含量降低越明顯,且主要降低 SB-EPS的含量,當 DPs的含量增加到 300.0mg/kg TSS 時,SB-EPS 含量下降到（1461.8±54.8）mg COD/L,占空白的 84.06%.此外,DPs還影響 NH4+-N和 PO43--P的釋放,高含量的 DPs促進了發酵液內NH4+-N和PO43--P的釋放.