胞外多糖含量對堿熱水解法溶出污泥蛋白質(zhì)及水解液固液分離性能的影響

謝力，李秀芬

（1 江南大學環(huán)境與土木工程學院，江蘇無錫 214122；2 江蘇省厭氧生物技術(shù)重點實驗室，江蘇無錫 214122；3 江蘇省水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇蘇州 215009）

剩余污泥是污水處理過程中不可避免的副產(chǎn)物，隨著工業(yè)化和城市化的迅速發(fā)展，剩余污泥產(chǎn)量在全球范圍內(nèi)持續(xù)增加。自2008以來，我國剩余污泥產(chǎn)量年均增長率在10%以上，2019 年達5897萬噸（含水率約80%）。剩余污泥的處理處置已成為污水處理系統(tǒng)中最為復雜、昂貴的部分之一。目前，剩余污泥的處理處置方法主要有土地填埋、堆肥、焚燒、厭氧發(fā)酵、污泥蛋白質(zhì)回收等。與前幾種技術(shù)相比，污泥蛋白質(zhì)回收是一種新型的剩余污泥資源化技術(shù)，具有處理時間短、能耗低、可回收污泥中的有機物等特點，被認為是最有效且最具發(fā)展?jié)摿Φ奈勰嗵幚硖幹梅椒ā?/p>

剩余污泥中含有大量有機質(zhì)，其中蛋白質(zhì)占30%～60%，主要存在于污泥細菌細胞壁及其內(nèi)部。利用酸堿、熱或微波等物化水解技術(shù)可以有效破壞污泥的絮體結(jié)構(gòu)，水解、皂化細胞壁和細胞膜上的蛋白質(zhì)及脂多糖，破壞微生物細胞結(jié)構(gòu)，從而促使污泥中微生物細胞內(nèi)的蛋白質(zhì)被釋放出來，并和污泥中殘留的未被分解的部分蛋白質(zhì)一起轉(zhuǎn)移到液相，成為液相中可溶性有機物，再通過簡單固液分離就可以得到富含蛋白質(zhì)的水解液或蛋白質(zhì)產(chǎn)品。與酶解、超聲輔助酶解和熱輔助酶解等方法相比，堿熱水解工藝的污泥有機物溶出效率更佳，為74.50%。當pH為12、反應溫度為120℃、反應時間為4h，含水率為92%時，水解液中的蛋白質(zhì)濃度最高，達22019.40mg/L。其中，常用的堿性試劑有CaO、Ca(OH)、NaOH，其中CaO 因其成本低、反應快被認為是最好的堿性試劑之一。截至目前，已有研究大多集中在堿熱水解工藝條件對蛋白質(zhì)溶出效果的影響，剩余污泥的有機質(zhì)含量對污泥堿熱水解效果的影響研究則鮮見。

胞 外 聚 合 物 （extracellular polymeric substances，EPS）是剩余污泥有機物的重要組成部分，占污泥干重的30%左右，蛋白質(zhì)和多糖則占EPS的75%～90%。胞外多糖的含量不僅影響污泥絮體凝膠狀結(jié)構(gòu)，還可導致生物聚合物之間的作用力增強，污泥沉降性能降低，脫水困難。由于海藻糖是胞外多糖的主要成分之一，其物理化學特性也十分相似。本研究采用海藻糖作為胞外多糖模擬物，重點考察了胞外多糖含量對剩余污泥堿熱水解溶出蛋白質(zhì)及固液分離效果的影響，并對其影響機制進行了初步分析，研究結(jié)果可為剩余污泥堿熱水解工藝的推廣和應用提供有益參考。

1 材料和方法

1.1 實驗材料

剩余污泥取自山西某污水處理廠，含水率約為75.70%，有機物含量約為33.37%，粗蛋白含量約為14.03%。CaO 購自藍恒環(huán)保科技有限公司，粒徑為200 目，活性為360mL/4N-HCl。其余化學試劑均為分析純，購自中國國藥集團化學試劑有限公司。

1.2 實驗方法

取一定量剩余污泥，配制成120g/L 的污泥混合液。在耐壓瓶中添加60mL 的上述污泥混合液。分別添加一定量的多糖（模型物為海藻糖），使污泥混合液的胞外多糖含量分別為70mg/gTS、140mg/gTS、210mg/gTS、280mg/gTS 和350mg/gTS。設(shè)置空白對照實驗。接著在耐壓瓶中分別添加20%的CaO，在130℃條件下反應90min 后，停止加熱，待耐壓瓶冷卻至室溫，收集水解液，待測。

1.3 分析測試項目與方法

粗蛋白含量采用凱式定氮法測定。水解殘渣中的DNA采用Ezup柱式DNA抽提試劑盒提取，再用超微量分光光度計（NanoDrop2000，Thermo，英國）測定DNA 的含量。濾液體積采用布氏漏斗法測定，將50mL 水解液倒入鋪有中速定量濾紙的布氏漏斗中，真空抽濾10min，記錄水解液濾液體積。黏度采用黏度計（NDJ-SS，Lightace，中國）測定。采用三維熒光光譜（excitation emission matrix spectra，EEM，F(xiàn)-700FL，Hitachi，日本）測定水解清液中溶解性有機物（dissolved organic matter，DOM）的分布。采用共聚焦激光掃描顯微鏡（confocal laser scanning microscopy, CLSM，TCS SP2，Leica，德國）觀察污泥和水解液中蛋白質(zhì)與多糖的分布，同時采用萊卡激光掃描共聚焦顯微鏡圖像處理軟件（Leica Confocal Software,version 3.42） 和Image J （NIH，Bethesda，MD，USA）軟件進行數(shù)據(jù)分析。

蛋白質(zhì)溶出率（）根據(jù)式(1)計算。

式中，、分別為污泥和水解上清液中的蛋白質(zhì)含量，mg/gVSS。

2 結(jié)果與分析

2.1 蛋白質(zhì)的溶出效果

如圖1 所示，隨著污泥胞外多糖含量的增加，水解清液中粗蛋白濃度和蛋白質(zhì)的溶出率逐漸下降。空白對照的水解清液中粗蛋白濃度及溶出率分別為12486.41mg/L 和43.72%，當胞外多糖含量升高至350mg/gTS 時，分別降低至10034.66mg/L 和29.63%（圖1）。微生物細胞位于EPS 內(nèi)部，外層EPS將這些污泥細胞包裹在一起，并保護它們避免受外界傷害。高含量的胞外多糖可以促進細胞之間的黏附，并通過形成聚合物網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)，導致生物聚合物之間的作用力增強，進而污泥水解程度降低，水解清液中粗蛋白濃度及蛋白質(zhì)溶出率也隨之降低。

圖1 胞外多糖含量對水解清液中粗蛋白濃度及蛋白質(zhì)溶出率的影響

2.2 水解殘渣的DNA含量

水解殘渣中DNA 的含量可在一定程度上表征污泥的水解程度。當胞外多糖含量為70mg/gTS、140mg/gTS、210mg/gTS、280mg/gTS 和350mg/gTS時，水解殘渣中DNA 的含量分別為119.17mg/gTS、155.83mg/gTS、 187.50mg/gTS、 213.33mg/gTS 和233.33mg/gTS（圖2），即隨著胞外多糖含量的增加，水解殘渣中DNA 的含量不斷升高，這與粗蛋白濃度及其溶出率的變化趨勢相反。DNA 主要來源于細胞內(nèi)，可能原因是隨著胞外多糖含量升高，更多的胞外多糖黏附于細胞外，其對微生物細胞的保護作用越好，水解破胞效果越差，因此胞內(nèi)蛋白質(zhì)的溶出率越低，再次說明胞外多糖不利于污泥蛋白質(zhì)的溶出。

圖2 不同胞外多糖含量時水解殘渣的DNA含量

2.3 水解液的固液分離性能

胞外多糖含量對水解液濾液體積的影響如圖3所示。可見，隨著胞外多糖含量的增加，水解液濾液體積呈逐漸下降的變化趨勢，從空白對照的27.50mL 降低至胞外多糖含量為350mg/gTS 時的23.60mL（圖3）。胞外多糖通過與聚合物之間的交聯(lián)形成凝膠狀網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)，其含量增加有利于其與更多水分結(jié)合形成結(jié)合水，降低水解液的脫水性能。此外，污泥水解過程中，胞外多糖發(fā)生支化，導致污泥中有機物之間進一步交聯(lián)，而高度支化的胞外多糖會提供更多的結(jié)合位點，并與水分子結(jié)合，這使得水解液的脫水性能進一步惡化。

圖3 胞外多糖含量對水解液濾液體積的影響

黏度與污泥絮體內(nèi)部結(jié)構(gòu)增強密切相關(guān)。隨著污泥中胞外多糖含量增加，水解液黏度持續(xù)增加，從空白對照的320.67mPa·s 增加至胞外多糖含量為350mg/gTS時的545.33mPa·s，提高了70.06%，較高的胞外多糖含量不利于堿熱水解液的固液分離（圖4）。

圖4 胞外多糖含量對水解液黏度的影響

2.4 EEM分析

按照EEM譜圖中激發(fā)和發(fā)射波長的不同，將其分為5個區(qū)域，即區(qū)域Ⅰ代表酪氨酸等類蛋白質(zhì)物質(zhì)[/波長（nm）：（200～250）/（200～330）]，區(qū)域Ⅱ代表色氨酸等類蛋白質(zhì)物質(zhì)[/波長（nm）：（200～250）/（330～380）]，區(qū)域Ⅲ代表富里酸等類有機物[/波長（nm）：（200～250）/（380～500）]，區(qū)域Ⅳ代表溶解性微生物代謝產(chǎn)物[/波長（nm）：（250～400）/（200～380）]，區(qū)域Ⅴ代表腐殖酸類物質(zhì)[/波長（nm）：（250～400）/（380～500）]。圖5 為不同胞外多糖含量時水解清液的EEM譜圖。可見，當胞外多糖含量為70mg/gTS、140mg/gTS、210mg/gTS、280mg/gTS 和350mg/gTS時，其熒光峰分別出現(xiàn)在激發(fā)/發(fā)射（/） 波長分別為285nm/355nm、320nm/385nm、325nm/395nm、330nm/400nm 和330nm/400nm 處，隨著胞外多糖含量的增加，熒光峰逐漸由區(qū)域Ⅳ轉(zhuǎn)移至區(qū)域Ⅴ，即由溶解性微生物代謝產(chǎn)物轉(zhuǎn)變?yōu)楦乘犷愇镔|(zhì)，污泥中胞外多糖含量的增加可能促進了腐殖酸等大分子物質(zhì)的產(chǎn)生（圖5）。

圖5 不同胞外多糖含量時水解清液的EEM譜圖

剩余污泥水解過程中，還原糖中的羰基會與氨基酸、肽、蛋白質(zhì)等的氨基發(fā)生美拉德反應，生成難降解大分子有機物即腐殖質(zhì)類物質(zhì)。然而，這些物質(zhì)的產(chǎn)生會消耗水解清液中已溶出蛋白質(zhì)，使其在水解清液中的濃度下降，總體的蛋白質(zhì)溶出率降低，這與上述研究結(jié)果一致。

2.5 CLSM觀察

采用CLSM 觀察空白對照及胞外多糖含量為350mg/gTS 時污泥及水解液中蛋白質(zhì)和多糖的空間分布，結(jié)果如圖6所示，圖中綠色區(qū)域表示蛋白質(zhì)類物質(zhì)，紅色區(qū)域表示多糖類物質(zhì)，相關(guān)分布參數(shù)如表1所示。

表1 水解前后蛋白質(zhì)和多糖的分布參數(shù)

由圖6可知，水解前，空白對照和胞外多糖含量為350mg/gTS 時的剩余污泥表面蛋白質(zhì)（綠色）的熒光強度均高于多糖（紅色），其面積覆蓋率也明顯大于多糖的覆蓋率（表1）。同時，與空白對照相比，胞外多糖含量為350mg/gTS時，多糖的熒光強度和面積覆蓋率均升高，分別從17.42%和0.10%升高至23.22%和2.06%，這在一定程度上不利于污泥蛋白質(zhì)的堿熱水解。水解后，蛋白質(zhì)和多糖的熒光強度及面積覆蓋率均明顯降低，說明堿熱水解過程中污泥絮體結(jié)構(gòu)遭到破壞，細胞膜破裂，蛋白質(zhì)和多糖呈現(xiàn)不同程度的水解，由固相轉(zhuǎn)移至液相。

圖6 水解前后的CLSM圖

重要的是，水解后，空白對照水解液的蛋白質(zhì)和多糖熒光強度及面積覆蓋率均低于胞外多糖含量為350mg/gTS的水解液，即當胞外多糖含量升高至350mg/gTS 時，蛋白質(zhì)的熒光強度和面積覆蓋率分別從空白對照的23.27%和1.44%升高至28.30%和6.89%，而多糖的熒光強度和面積覆蓋率分別從空白對照的14.93%和0.33%升高至19.36%和1.30%，再次說明胞外多糖含量增加不利于污泥蛋白質(zhì)的溶出（表1）。

3 結(jié)論

胞外多糖含量的增加對剩余污泥堿熱水解法溶出蛋白質(zhì)存在明顯的抑制作用，也不利于堿熱水解液的固液分離。與空白對照相比，當胞外多糖含量升高至350mg/gTS 時，蛋白質(zhì)溶出率下降了32.40%，水解殘渣中DNA 的含量升高了156.88%，濾液體積減少了14.18%，水解液的黏度則增加了70.06%。胞外多糖含量的增加，一方面降低了污泥水解程度，惡化了污泥脫水性能，進而使蛋白質(zhì)溶出率降低；另一方面促進了多糖與蛋白質(zhì)類物質(zhì)之間發(fā)生美拉德反應，形成腐殖酸等大分子物質(zhì)，進而使水解清液中蛋白質(zhì)濃度降低。通過CLSM觀察也發(fā)現(xiàn)，與對照組相比，當胞外多糖含量升高至350mg/gTS 時，污泥水解程度降低，蛋白質(zhì)面積覆蓋率及熒光強度升高。