熱-堿渣預處理強化煉廠剩余活性污泥厭氧消化性能

李晉，梁家豪，馬文峰，郭紹輝，王慶宏，陳春茂

（1 中國石油大學（北京）化學工程與環境學院，石油石化污染物控制與處理國家重點實驗室，北京 102249；2 廣東石油化工學院環境科學與工程學院，廣東省石油化工污染過程與控制重點實驗室，廣東高校石油化工污染控制重點實驗室，廣東 茂名 525000；3 山東石油化工學院化學工程學院，山東 東營 257061）

煉廠剩余活性污泥（refinery waste activated sludge，RWAS）是煉化廢水生化處理過程的副產物，以微生物細胞為主，蘊含了豐富的有機質，同時也吸附了大量老化油、膠質、瀝青質等難降解物質及苯系物、酚類、蒽類、重金屬等有毒有害物質，具有“資源”和“污染”雙重屬性[1]。厭氧消化技術可將剩余活性污泥中有機質轉化為氫氣和甲烷能源，穩定易腐有機物，消滅病原菌，減少污泥體積和回收沼氣能源，是當下綠色低碳、經濟可行的剩余活性污泥處理技術。但受限于RWAS高含油、高污染的特性，不利于厭氧微生物分解轉化，因此關于RWAS厭氧消化的處理研究較少。

研究表明，通過超聲[2]、水熱[3]、堿[4]和生物酶[5]等預處理手段，可分解胞外聚合物結構，進一步破壞細胞壁、細胞膜，釋放胞內蛋白、多糖、脂質等有機物，為后續的厭氧消化過程提供可利用底物。因此，選用合適的預處理技術可改善RWAS的可生化性，提高其厭氧消化甲烷產能。預處理技術原則上是通過能量輸入促進污泥增溶，提高沼氣能源的回收效率。但研究發現，預處理過程會伴隨腐殖質等難降解物質釋放或改變污泥性質（pH、氨氮濃度、金屬離子濃度等），30%～50%的殘留有機物不能被厭氧菌轉化為甲烷，導致能量轉化效率低[6]。通常，采用聯合預處理技術或使用廢棄物替代商業藥劑可節約處理成本，提高污泥厭氧消化凈收益。

煉廠堿渣是石油產品精制過程產生的強堿性、高污染有機廢水，含有大量的游離堿、酚、鈉鹽、烷酸鹽及多種含硫化合物[7]。先前研究已證明堿渣具有替代常規堿試劑預處理RWAS的應用潛能，但堿渣投加量對預處理后污泥的厭氧消化性能影響極大[8]。較低的堿渣劑量對污泥瓦解效果較差，厭氧消化甲烷產能提升較低；而過高的堿渣劑量，會引入較高的鹽度及其他有毒有害物質，反而抑制了后續的厭氧消化過程。熱-堿聯合預處理可加劇分子運動，提高堿對細胞結構的瓦解速率，并避免高劑量堿試劑的投加對后續厭氧消化過程的影響。侯銀萍等[9]研究發現，熱-堿預處理（120℃，pH=10）后剩余污泥的甲烷產率達303.7mL/g-VS（VS 為揮發性固體），較單獨熱預處理（120℃）和單獨堿預處理（pH=10）分別提高了35%和87%，但進一步增加熱-堿預處理中的堿劑量（pH=11 和12），甲烷產量幾乎不變，可能是高堿性條件下釋放底物的可生化性差導致的。由于熱預處理和堿預處理作用機理不同，熱-堿預處理操作步驟同樣對剩余污泥溶出效率存在極大影響，如在相同預處理條件下（80℃，pH=12），先堿后熱預處理溶出的有機物濃度顯著高于熱堿同步和先熱后堿預處理[10]。為實現污泥處理的最大凈收益，對比了低溫-高堿、高溫-低堿、高溫-高堿等多種組合預處理方式，對污泥增溶、厭氧消化和脫水減量的效果影響不一[11]。因此，在實際應用中，還應根據污泥性質及處置目的進一步優化熱-堿預處理條件。

本研究基于“以廢治廢”理念，使用堿渣替代常規堿試劑，對RWAS 進行熱-堿渣預處理，強化厭氧產能，并全面考察了不同熱-堿渣預處理條件對溶出有機物類型及RWAS厭氧消化動力學的影響規律，對比了不同預處理條件下RWAS厭氧降解效率、產氣性能及厭氧菌群的差異，以期為煉化行業固體廢棄物協同治理提供一條可行的技術途徑。

1 材料和方法

1.1 材料

實驗所用污泥，中國石油遼河石化有限公司（遼寧省盤錦市）污水處理場循環式活性污泥池外排的剩余活性污泥，收集污泥置于冰箱4℃保存備用；厭氧消化接種污泥，實驗室連續運行的上流式厭氧污泥床反應器，以葡萄糖為碳源馴養；RWAS和厭氧種泥的基本性質如表1所示。堿渣，中國石油遼河石化有限公司（遼寧省盤錦市）油品精制車間，pH 約13.25±0.11，總固體(TS)和揮發性固體(VS)濃 度 為(3610±310)mg/L 和(1380±154)mg/L，TCOD濃度高達(92542±435)mg/L，所含金屬元素主要為：Na 27100mg/L、K 2.8mg/L、Ca 0.4mg/L、Mg 0.5mg/L、Fe 0.3mg/L、Cu 0.3mg/L 等，所含無機陰離子為:SO24-416mg/L、NH4+465mg/L、S2-742mg/L。

表1 煉廠剩余活性污泥和厭氧種泥的基本性質

1.2 實驗方法

1.2.1 熱-堿渣預處理條件優化

取20 個600mL 錐形瓶分別倒入400mL RWAS，每5個錐形瓶分為1組，共計4組，每組分別投加不同劑量的堿渣（體積分數0、1%、2%、3%和4%），玻璃蓋密封瓶口后，4 組瓶子分別安置在20℃、50℃、70℃和90℃的水浴鍋內，預處理2h后，使用鹽酸（1mol/L）中和pH 至7.0±0.2。預處理后的樣品通過離心固液分離（8000r/min，5min），離心液經0.45μm的乙酸纖維膜過濾后測定PN、PS、揮發性脂肪酸（volatile fatty acid，VFA）和類黑素含量，并對上清液進行三維熒光光譜分析。分別取50mL 預處理后RWAS 進行中溫厭氧消化實驗，測定生化產甲烷勢能[8]，定期記錄各組甲烷產量，利用改進的Gompertz 模型進行厭氧消化產甲烷動力學擬合，并通過SPSS 軟件進行相關性分析，探究影響厭氧消化性能的關鍵因素。

1.2.2 剩余活性污泥厭氧消化

確定RWAS 熱-堿渣預處理的最佳條件為90℃和1%的堿渣劑量，并制備預處理樣品，以未預處理RWAS為空白樣品，單獨熱預處理（90℃）和單獨堿渣預處理（1%劑量）制備對照樣品，分別取200mL預處理后的RWAS，使用鹽酸溶液（1mol/L）調節pH 至(7.0±0.2)后移入厭氧袋，并接種100mL的厭氧種泥，擠壓厭氧袋排出多余空氣，保證厭氧環境，頂部導管連接集氣袋后放入搖床，進行中溫（37℃）厭氧消化實驗。消化過程中定期收集產生的沼氣，測定沼氣體積及組分；抽取厭氧消化沼液，測定SCOD和VFA，考察有機物降解情況。連續3天不產沼氣后，視為厭氧消化實驗結束，取各組厭氧消化污泥進行16S rDNA 高通量測序分析，考察不同消化體系中的微生物群落差異。

1.3 分析指標與方法

污泥pH采用pH計（FE28，梅特勒-托利多貿易有限公司，瑞士）測定，TS、VS和石油類的濃度測量采用國標方法[12]。PN、PS和VFA質量濃度分別采用考馬斯亮藍法、苯酚硫酸法和比色法測定[8,13]。上清液通過三維熒光光譜儀（Aqualog?，HORIBA Scientific，美國）進行有機組成分析。使用50mL注射器測量沼氣體積，并采用氣相色譜儀（GC7806，北京溫嶺儀器有限公司，中國）分析沼氣中甲烷和氫氣含量，氣相色譜儀以N2（30mL/min）和He（25mL/min）為載氣，設置檢測器、柱箱和進樣箱溫度分別為150℃、80℃和100℃。微生物群落分析參照先前研究[14]。

類黑素含量采用紫外分光光度法測定[15]：樣品溶液用超純水稀釋到適宜濃度，充分混勻靜置后在470nm處測定吸光度，按照式(1)計算類黑素濃度。

式中，C為類黑素含量，mmol/L；A為樣品吸光度，470nm；V為體積，mL；e為類黑素的摩爾消光系數，282L/(mol·cm)；b為比色皿的厚度，cm。

1.4 分析方法

（1）三維熒光光譜特性PARAFAC 分析 采用MATLAB軟件扣除三維熒光光譜的瑞利散射和拉曼散射，使用DOMFluor 工具對所有組的三維熒光光譜矩陣進行PARAFAC 分析，并采用裂半分析和殘差分析檢驗PARAFAC 模型有效性，最終經過反復迭代確定合適的溶解性有機物的組分數[16]。

（2）改進的Gompertz 模型 改進的Gompertz模型見式(2)。

式中，Y為t天的累計甲烷產量，mL/g-VS；Ymax為甲烷最大產量，mL/g-VS；Rm為最大產甲烷速率，mL/(g-VS·d)；λ為滯后時間，d。

（3）相關性分析 對預處理條件（溫度、堿渣劑量）、溶出有機物濃度（PN、PS、VFA、類黑素和熒光組分）與厭氧消化模型參數（停滯期、最大產甲烷速率和甲烷最大產量）進行Pearson 相關分析。p＜0.05代表顯著，p＜0.01代表非常顯著。

2 結果與討論

2.1 熱-堿渣預處理條件對污泥有機物釋放的影響

2.1.1 污泥有機物溶出

通過預處理手段可加速污泥及有機質溶出，如圖1 所示，不同溫度和堿渣劑量對RWAS 中蛋白（PN）、多糖（PS）和揮發性脂肪酸（VFA）等有機物釋放影響極大。常溫下（20℃）單獨堿渣預處理時，污泥溶出PN 濃度與堿渣劑量成正比，最高可達490.2mg/L；而單獨熱預處理（含量為0）對PN 溶出影響極小，濃度為5～25mg/L，表明堿預處理對污泥瓦解效果優于熱預處理[圖1(a)]。熱輔助堿預處理可以加快分子運動，促進OH-與細胞壁和細胞膜中的脂類發生皂化反應，快速破解細胞結構，釋放更多的有機質。因此，熱-堿預處理中隨著堿渣劑量和溫度的增加，PN溶出濃度顯著升高，在90℃、4%劑量時可達1338.7mg/L，較90℃單獨熱預處理和4%堿渣單獨堿預處理分別提高了52.5倍和1.7 倍。熱-堿預處理過程中，PS 的釋放情況同PN類似，在90℃、4%劑量時達到最大（510.9mg/L）[圖1(b)]。不同的是，單獨熱預處理中，當溫度從50℃增加至90℃時，PS 溶出濃度從32mg/L 增加至116mg/L。由于該溫度范圍的熱處理，可破壞RWAS絮體結構中的氫鍵，促進絮體結構和胞外聚合物瓦解，但對細胞破壁效果不顯著。而胞外聚合物中PS含量較高，因此其變化較為明顯，PN含量未見明顯增高[17]。

圖1 熱-堿渣預處理RWAS上清液中有機物溶出

熱、堿協同作用下，微生物細胞更易發生膨脹、溶解，釋放出大量的PN 和PS，且釋放的PN、PS會進一步水解為分子量更小的物質[18]。由圖1(c)可知，VFA 質量濃度隨溫度和堿渣劑量的增加顯著增加，最高可達651.2mg/L，較單獨堿渣預處理提高了149%。Liu 等[19]研究發現，單獨堿和熱-堿預處理釋放的有機物中，VFA 占比分別為2.8%和12.2%，表明熱輔助下釋放的大分子物質更易被水解，伴隨產生更多VFA。

2.1.2 溶解性有機物類型

通過平行因子分析，釋放出的熒光有機物可被獨立地分解成2個不同組分（圖2）。根據組分1峰值所在激發波長（Ex=320nm）/發射波長（Em=380nm）位置可劃定為腐殖酸類物質[16]。腐殖酸的化學結構非常復雜，芳香度高（H/C＜1），含有羧酸、酚、醇羥基、醌、酮基等多種活性官能團，這些官能團具有一定的絡合、離子交換、吸附和氧化還原能力，可優先與水解酶結合，使其失活，從而抑制蛋白質、多糖和脂類物質的水解[20]。污泥中腐殖酸的存在可抑制厭氧消化過程，甲烷產率降低35.1%，但腐殖酸在厭氧消化的各階段發揮的作用有所不同，對水解和產甲烷階段的抑制率分別為38.2%和52.2%，對酸化階段卻可表現出101.5%的促進作用，可能是由于腐殖酸中的醌、酮基團具有電子穿梭能力，促進了微生物與底物間的電子傳遞[21]。從腐殖酸的熒光強度可知，隨著堿渣劑量和溫度的增加，其強度變大，表明在高溫、強堿條件下釋放的有機物中腐殖酸類物質更多，對后續的厭氧消化性能影響更大。

圖2 熱-堿渣預處理釋放熒光有機物種類及其熒光強度

組分2 峰值所在位置Ex=275nm、Em=350nm（圖2），指示色氨酸類物質[22]。色氨酸被認為是微生物和細菌降解代謝產生的溶解性微生物代謝產物，可生化性強。在相同堿渣劑量下，隨著輔助熱溫度的升高，其熒光強度正向增加。但當堿渣劑量較高時（≥3%），其熒光強度整體下降，這是由于釋放的色氨酸與大分子蛋白質結合，或與在同一蛋白質中結合的酪氨酸發生能量轉移，影響熒光峰[16]。高溫-高堿條件雖然可促進胞內有機物的釋放，但同時也釋放出更多的難降解物質，不利于釋放有機物的進一步生物轉化。因此，還需結合生化產甲烷勢能確定最終的熱-堿渣預處理條件。

2.1.3 類黑素生成量

熱-堿渣預處理有效促進了污泥有機物釋放，并將釋放的蛋白質水解為多肽、二肽或氨基酸，多糖物質水解為單糖。但過高的溫度和堿性條件下，水解的氨基酸中的氨基和還原性糖中的羰基會發生美拉德反應，生成難降解的類黑素[17]。單獨熱預處理過程中，僅當溫度大于200℃時才易發生美拉德反應，因此本研究單獨熱預處理組溫度設置較低，對類黑素產生量影響較小（圖3）。而單獨堿預處理時，隨著堿渣劑量的不斷增加，類黑素含量也逐漸增加，表明在極端堿性環境下也可發生美拉德反應[23]。而在熱輔助條件下加速了類黑素的生成，50℃溫度促進作用較小，但當溫度大于70℃時類黑素產量明顯提高。在90℃下熱-堿渣預處理，進一步增加堿渣劑量，類黑素產生量無明顯變化，其含量穩定在31.2～32.9mmol/L。類黑素中含有雜環結構、不飽和鍵和某些完整的氨基酸殘基等，對厭氧微生物存在一定的毒性抑制，會減緩VFA的產生，與產甲烷古菌存在電子競爭關系，并降低甲烷產量[24]。因此，為避免產生的類黑素對厭氧消化性能的影響，應考慮高溫-低堿組合條件。

圖3 熱-堿渣預處理條件對類黑素產量的影響

2.2 熱-堿渣預處理條件對污泥產甲烷動力學影響

通過生化產甲烷勢能測試考察熱-堿渣預處理條件對RWAS可生化性影響，凈累積甲烷產量如圖4所示，并結合Gompertz 模型對其產甲烷過程進行擬合，模擬得出的相關參數見表2。由圖4 可知，單獨熱預處理時其停滯期（λ）較短，約0～1 天，表明低溫熱預處理釋放的有機物多為易生物降解有機物，其最大產甲烷速率（Rm）和最大甲烷產率（Ymax）隨著預處理溫度的增加而增加，在90℃單獨熱 預 處 理 組，Rm和Ymax可 達6.0mL/(g-VS·d)和71.9mL/g-VS，較未預處理的RWAS 分別提高了6 倍和3.6 倍。單獨堿渣預處理時，隨著堿渣劑量的增加，λ延長，表明堿渣加入會抑制厭氧菌的活性。由于堿渣預處理釋放了更多的PN、PS 等底物，使甲烷產量提高，但堿渣劑量達到4%后，其抑制作用大于促進作用，Ymax反而降低。

圖4 熱-堿渣預處理條件對RWAS累積甲烷產量的影響

表2 產甲烷動力學模型模擬結果

不同條件熱-堿預處理后，RWAS中釋放有機物含量不同，高溫-高堿預處理組會釋放更多難降解物質并引入堿渣中的毒性物質，RWAS的厭氧消化性能反而惡化。90℃、4%預處理條件下，RWAS中PN、PS 和VFA 釋放量最高，但厭氧消化過程，λ長達14.3天，Ymax不升反降。在90℃、1%條件下預處理后的RWAS，雖然會經歷3.5 天的停滯期，但此后其產甲烷速率最快，Rm可達6.0mL/(g-VS·d)，Ymax為100.3mL/g-VS，較單獨1%堿渣預處理（42.6mL/g-VS）和單獨90℃熱預處理（71.9mL/g-VS）提高了136%和40%。因此，選擇高溫-低堿組合條件可顯著提高RWAS 的可生化性。熱-堿預處理已廣泛應用于污泥預處理過程，例如在121℃條件下結合不同劑量的NaOH（20～60mg/g-TS）對污泥進行預處理，其甲烷產率可達148.0～158.9mL/g-VS，較空白組可提高38.9%～49.2%，但進一步增加NaOH 劑量，由于引入的Na+濃度過高，抑制產甲烷古菌活性，導致甲烷產率下降[7]。Chen等[25]對熱-堿預處理污泥厭氧消化過程進行了能量衡算，熱-堿預處理組可回收能量4.2kJ/g-VS，而單獨熱預處理僅2.5kJ/g-VS。本實驗選用煉廠廢棄物堿渣代替商業堿試劑，同樣提高了熱-堿預處理效率，且節約了藥劑成本，該方法更具工業應用前景。

2.3 熱-堿渣預處理條件與污泥厭氧消化性能的關系

不同的熱-堿渣預處理條件對RWAS 厭氧消化性能具有很大的影響，通過對預處理條件（溫度、堿渣劑量）、溶出有機物（PN、PS、VFA、類黑素和熒光組分）和厭氧消化模擬參數進行相關性分析，探究影響厭氧消化性能的關鍵因素，綜合優化預處理條件。

如圖5 所示，溫度對PN、PS、VFA、類黑素、腐殖酸類和色氨酸類有機物溶出呈顯著正相關，Person 系數在0.468～0.652 之間。研究表明，隨著溫度升高，污泥中微生物細胞的細胞膜、tRNA（45～65℃）、DNA（50～70℃）、細胞壁（65～90℃）和蛋白質（70～95℃）等細胞器或物質被逐步破壞[26]。同時，溫度的升高也有助于腐殖質等難降解物質釋放和類黑素等毒性物質生成，干擾因素增加，導致對厭氧消化參數的影響為弱相關性，Person系數在0.144～0.374 之間（p＞0.05）。相比之下，堿渣劑量是影響RWAS有機物的溶出的主導因素，PN、PS、VFA、類黑素、腐殖酸類有機物的Person 系數在0.743～0.824之間，且p＜0.01，為極顯著正相關。堿渣劑量與厭氧消化參數Ymax和Rm呈負相關，但不顯著，是因為微生物適應環境后，仍可利用釋放的易降解有機物，因此對最終的甲烷產量影響不顯著。但堿渣劑量對λ表現為顯著正相關，Person系數為0.718。堿渣具有較高的鹽度，且含硫、酚等污染物。隨著堿渣劑量的增加，這類有毒有害物質攜入量增加，嚴重抑制了微生物活性，導致λ延長[8]。

圖5 預處理條件與有機物溶出類型及厭氧消化參數的Person相關性

熱-堿渣預處理后，腐殖酸隨污泥絮體瓦解和細胞結構的破壞而溶入液相中。腐殖酸可與特定水解酶的活性位點結合，從而阻止酶與底物的反應，尤其是纖維素水解酶、α-淀粉酶和蛋白酶的活性，隨腐殖酸含量的增加而逐漸下降，水解過程受抑制，導致厭氧消化滯后期延長[21,27]。同樣，實驗中也證實了腐殖酸類有機物熒光強度與λ存在顯著正相關。由圖5可知，類黑素和厭氧消化滯后期存在極顯著的負相關性，是由于類黑素具有較高的電活性，其氧化還原電位高于腐殖酸，幾乎不被厭氧菌降解。Wang等[24]研究表明，低溫（80℃）-堿（pH=10）條件下，葡萄糖和丙氨酸可生成類黑素，其毒性效應和與產甲烷菌的電子競爭關系導致較長的滯后期，甲烷產量降低22%～26%。

通過多組熱-堿渣預處理RWAS 實驗可知，堿渣劑量對有機物溶出和厭氧消化性能的影響作用遠高于加熱溫度，其影響途徑主要為兩方面：一是熱輔助條件下，增加堿渣劑量促進了腐殖酸釋放和類黑素生成，抑制厭氧微生物活性和水解酶活性，延長遲滯期；二是堿渣自身所含的毒性物質含量增加，降低厭氧消化甲烷產率。因此，本實驗選擇高溫-低堿組合條件，即90℃和1%堿渣劑量為最優熱-堿預處理條件。

2.4 熱-堿渣預處理強化污泥厭氧消化

采用最佳條件（90℃，1%堿渣劑量）預處理RWAS，進行批式厭氧消化實驗，探究熱-堿渣預處理對厭氧消化過程產酸、產氣及底物降解特性的影響。如圖6(a)所示，空白組中以未預處理的RWAS為底物，SCOD 濃度一直維持在較低水平，且經過較長的水解階段（17天），SCOD濃度才有所增加。這是因為RWAS表面吸附了石油類污染物，在油膜的阻隔下，水解酶無法直接作用于污泥細胞，水解效率極低，從而影響了后續的酸化和產甲烷階段。堿預處理組和熱預處理的初始SCOD 濃度為1316.8mg/L 和1080.0mg/L，且在前6 天內完成大部分有機物降解，消化處理后，消化液中SCOD濃度為387.9mg/L 和120.5mg/L。熱-堿渣預處理過程，加熱可降低污泥黏度，加劇布朗運動，使得RWAS表面的油滴碰撞聚集，從污泥絮體脫離，提高了堿渣對細胞結構的直接瓦解效率，因此熱-堿渣預處理組初始SCOD 濃度高達2527.2mg/L。此外，RWAS破乳后，厭氧微生物及胞外酶與釋放底物的接觸效率增加，促進了底物的分解轉化。經過1天的厭氧消化，熱-堿渣組的SCOD 濃度快速降至1926.6mg/L，并伴隨轉化生成736.0mg/L 的VFA，產酸效果顯著提高[圖6(b)]。13 天后有機物降解速率變緩，直至厭氧消化結束，SCOD 濃度僅從1177.8mg/L 降至853.2mg/L，最終SCOD 降解率為66%，表明消化液中還殘留了更多的生物難降解物質。

圖6 熱-堿渣預處理對RWAS厭氧消化過程影響

熱預處理、堿渣預處理和熱-堿渣預處理對RWAS酸化階段均有促進，3天內3組的VFA產量均達到最大，分別為150.3mg/L、380.3mg/L和780.8mg/L。VFA 作為厭氧消化過程中的重要中間產物，被產氫產乙酸菌分解為氫氣和乙酸。乙酸可被乙酸型產甲烷古菌直接利用生成甲烷，而氫氣和二氧化碳可通過氫營養型途徑合成甲烷。因此，VFA濃度快速下降表明更多的乙酸和氫氣產生，從而提高了甲烷產量。熱-堿渣預處理組氫氣產率最高（11.5mL/g-VS），較空白組（3.9mL/g-VS）提高了2 倍[圖6(c)]。到厭氧消化后期，由于產酸速率小于產甲烷速率，VFA不再積累，其濃度趨于0。

各組中產甲烷趨勢同有機物降解速率保持一致[圖6(d)]。堿渣預處理組在9天后SCOD濃度下降緩慢，表示有機物未被進一步降解，9天內累計甲烷產率達41.3mL/g-VS，之后幾乎不再增加。熱預處理組前期甲烷產率同堿渣預處理組保持一致，隨著9 天后該組中SCOD 增加，甲烷產量也持續增加至74.6mL/g-VS。熱-堿渣預處理組隨著SCOD濃度的不斷下降，其累計甲烷產率不斷增加，最終可達95.3mL/g-VS，較空白組、單獨堿渣和單獨熱預處理分別提高了400%、131%和28%。熱-堿渣預處理顯著促進了RWAS增溶，釋放的易降解有機物可被微生物快速轉化為甲烷能源，是污泥減量化和資源化處理的有效手段，但消化液中殘留了較多的腐殖酸類物質和類黑素物質，SCOD濃度較高。因此，如何有效提高有機物的厭氧降解效率仍需進一步探究。

2.5 不同預處理方法對厭氧微生物群落結構影響

通過對厭氧消化系統內屬水平的水解酸化細菌和產甲烷古菌群落結構分析，探究不同預處理方式對厭氧代謝菌群的影響，結果見圖7。空白組中物種豐富，相對豐度低于2%的物種占據了64%，而預處理后RWAS中有機物含量增加，提高了部分水解酸化菌的活性，使其成為優勢菌種。與空白組相比，熱、堿渣和熱-堿渣預處理組中norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17 （8.9%、 6.7% 和6.1%）、norank_f_Anaerolineaceae（4.4%，4.3% 和5.6%）、Paraclostridium（7.7%、2.3%和6.1%）、Bacteroides（3.8%、4.0%和5.2%）、JGI-0000079-D21（3.3%、2.8%和5.3%）和Romboutsia（6.2%、2.3%和3.3%）相對豐度顯著提高。norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17為擬桿菌門的兼性厭氧菌，可降解復雜有機物，其相對豐度提高表明預處理釋放的復雜有機物可進一步利用[28]。norank_f_Anaerolineaceae可降解苯酚，并為產甲烷階段提供可利用的有機酸。Paraclostridium屬于厚壁菌門梭菌科，在對淀粉、纖維質和幾丁質等的解聚起到了重要作用[29]。Bacteroides屬于水解細菌，具有極強的半纖維素分解能力，也可將碳水化合物或含氮有機物轉化為乙酸和琥珀酸[30]。而堿渣和熱-堿渣預處理組中，出現了相對豐度較高的Sedimentibacter（分別1.2%和4.5%）和Sporacetigenium（分別1.6%和2.6%），可降解多種糖類生成丁酸和乙酸[31-32]，表明適當劑量的堿渣可能促進酸化階段。因此，在堿渣和熱-堿渣預處理組中具有較高的VFA產量。

圖7 屬水平的微生物群落結構圖

不同預處理方式對厭氧消化系統中的產甲烷古菌的影響較大，從圖7(b)可知，Methanobacterium和Methanosaeta為各組中的優勢菌屬。預處理組中Methanobacterium相對豐度均顯著增加，尤其是在堿渣預處理組（58.4%）和熱-堿渣預處理組（78.5%）。Methanobacterium是典型的氫營養型產甲烷古菌，以H2/CO2為底物轉化生成甲烷[33]。熱-堿渣預處理組中，乙酸營養型的Methanosaeta（16.2%） 和Methanosarcina（1.6%）相對豐度明顯降低[34]，堿渣預處理組古菌變化與之相似。相比熱預處理組中，Methanosaeta（44.7%）相對豐度反而有所增加，表明可能是堿性條件對溶出有機物性質的變化，導致消化體系產甲烷途徑向氫營養型轉變。然而，Xiao等[35]的研究發現熱-堿預處理（60℃，pH=12）可同時促進嗜氫產甲烷菌和嗜乙酸產甲烷菌生長，這可能與RWAS性質和使用堿渣代替NaOH試劑有關。

3 結論

（1）熱-堿渣預處理加速了RWAS 絮體結構瓦解，釋放胞內有機物，且溫度和堿渣劑量對PN、PS和VFA溶出量呈顯著正相關。但高溫-高堿組合條件促進了腐殖酸類難降解物質釋放，并伴隨類黑素毒性物質生成，嚴重抑制了厭氧微生物的活性，導致厭氧消化停滯期延長，甲烷產率低。

（2）綜合對比有機物降解和產能效率，90℃、1%堿渣劑量為最佳熱-堿渣預處理條件，RWAS經厭氧消化處理后SCOD降解率達66%，分別回收甲烷和氫氣95.3mL/g-VS 和11.5mL/g-VS，較未預處理組分別提高了400%和195%。

（3）熱-堿預處理強化了RWAS 厭氧產能，提高了能源回收率，減少了堿渣處理量，為煉化企業提供了一條可行的“以廢治廢”思路。