鼠李糖脂對污泥自熱高溫微氧體系有機碳源釋放的影響

邢一言,高春娣,劉奕偉,畢豪華,歐家麗,彭永臻(北京工業大學城鎮污水深度處理與資源化利用技術國家工程實驗室,北京 100124)

隨著城市化不斷發展和人口的快速增長,生活污水處理量不斷增加,產生了大量剩余污泥[1].如何實現污泥的資源化成為研究的焦點.以往的研究表明,污水的處理效果會受進水COD 的影響,而低碳氮比是我國城鎮污水普遍存在的特點,這會對后續污水處理帶來不利影響[2];在污水處理過程中投加外加碳源能有效解決碳氮比低的問題.朱曉宇等[3]發現污泥消化產生的VFA 可作為生物脫氮除磷的有效碳源;Li 等[4]發現污泥發酵液中豐富的揮發性脂肪酸可有效提高污水脫氮除磷的效果.因此,提高污泥消化液中揮發性脂肪酸的含量對于污泥的資源化利用和脫氮過程中外加碳源的開發具有十分重要的意義.

自熱高溫微氧消化技術是基于高溫好氧消化基本原理,對反應器采取有效保溫從而實現系統自熱高溫的一種好氧消化工藝[5].具有基建成本低、病原菌滅活效果好、污泥停留時間短以及所需曝氣量小等優點[6-7].盡管ATMAD 工藝在國外已得到了較快的發展,但在我國還屬于全新的污泥消化技術.目前,我國學者正逐漸開展對該工藝的相關的理論研究[8-9].有研究表明相對于厭氧消化,高溫好氧消化更有利于VFA 的積累[10].

顆粒有機物的水解是消化過程的限速步驟,有研究表明投加生物表面活性劑可以顯著提高顆粒有機物的溶解速率,從而加速污泥的消化進程[11];揮發性脂肪酸的主要來源為蛋白質、多糖及脂類物質的水解[12];生物表面活性劑的高表面活性能夠顯著提高有機質的增溶和水解,通過擴大與水解細菌的接觸面積提高提高消化速率,更快地將蛋白質、多糖等物質釋放到發酵液中;并且,生物表面活性劑能夠使嵌入或隱藏在胞外聚合物中的胞外酶從表面脫離,與蛋白質、多糖等底物接觸,有效促進揮發性脂肪酸的產生[13-14];此外,生物表面活性劑還能夠減緩污泥中微生物的代謝,降低其對VFA 的消耗,有利于揮發性脂肪酸的積累[15];鼠李糖脂(RL)作為一種典型的生物表面活性劑,不僅具有增溶水解、使胞外酶脫離胞外聚合物及減緩微生物代謝的相關功能[16-17],其還能夠引起微生物表面細胞膜的脂多糖溶解,增加發酵液中的可溶性糖,為揮發性脂肪酸提供更多底物[18];此外,鼠李糖脂具有較為容易獲取的優點,可以從包括植物源性油、油渣、淀粉類物質等各種廉價材料中生產[19];因此,依托鼠李糖脂開展探究對在實際工程中外加碳源的開發具有重要意義;目前,鼠李糖脂強化污泥厭氧發酵產酸的報道已有很多,Yi 等[20]研究發現鼠李糖脂可以在污泥發酵過程中不同pH 值條件下促進VFA 的產生;Zhou 等[21]研究表明在污泥厭氧發酵過程中,提高VFA 產量的鼠李糖脂的最佳初始投放量為0.04g/gTSS;但鼠李糖脂在污泥自熱高溫微氧消化工藝中的作用尚未有人提及,其在自熱高溫微氧消化工藝中使有機碳源釋放最大化的投加劑量也尚未確定.

本研究將模擬自熱高溫微氧消化過程,通過改變體系內鼠李糖脂的濃度,考察不同鼠李糖脂投加量對揮發性脂肪酸積累量的影響;探究在自熱高溫微氧系統中能夠最大程度促進有機碳源釋放的鼠李糖脂的投加量;深入了解表面活性劑在污泥自熱微微氧消化過程中對揮發性脂肪酸產生量的影響機質;通過高通量測序對在不同鼠李糖脂濃度下的發酵系統進行微生物種群分析;為自熱高溫微微氧消化的預處理及外加碳源的開發等提供理論依據.

1 材料和方法

1.1 材料

本實驗接種污泥為北京市某污水處理廠中的二沉池污泥,其基本特征如表1所示.

表1 污泥基本特征Table 1 Basic characteristics of sludge

1.2 實驗裝置

本實驗采用可水浴型SBR 作為反應器(圖1),有效體積為3.5L,裝置可實現完全密封,反應器上部有轉口,可伸入攪拌槳及取樣,水浴層放有加熱棒,由全自動溫控器控制啟停,溫度可控制在25～55℃.反應器裝有曝氣頭,并可以通過空氣流量計調節曝氣量的大小.反應器裝有電動攪拌機,可調節轉動速度.利用WTW Multi 3420 型便攜式多參數測定儀監控pH值和ORP 值.

圖1 污泥自熱高溫好氧消化(ATMAD)反應器Fig.1 Reactor for sludge digestion by ATMAD

1.3 運行方式及檢測項目

1.3.1 運行方式 反應器中加入3L 污泥.設置7 個反應器組,各反應器的RL 投加量如表2所示.

表2 各反應器鼠李糖脂投加量Table 2 Rhamnose lipid dosage in each reactor

表3 主要儀器與設備Table 3 Main instruments and equipment

反應器溫度逐步從25℃升至45℃,攪拌速率控制在120r/min,通過改變曝氣量來將ORP 控制在-200mV 左右,使其保持微氧環境.定時取樣測定相關參數.

1.3.2 檢測項目 理化指標測定:本實驗對揮發性脂肪酸(VFA)、溶解性化學需氧量(SCOD)、蛋白質、多糖、氨氮等參數進行測定.污泥離心(10min,5000r/min)后取上清液過0.5μm 濾膜,過膜上清液進行理化指標測定,SCOD 采用高錳酸鉀法測定;蛋白質、多糖、氨氮采用分光光度計法;VFA 采用氣相色譜法進行測定[22];VSS 采用550℃灼燒減量法測定,TSS 采用105℃烘干重量法進行測定.

高通量測序:泥樣在冰箱中冷凍48h 并在凍干機中放置72h 后送至上海美吉生物醫藥科技有限公司完成高通量測序工作,所使用引物為515F 和806R.在對序列進行拼接、質控和去接頭后基礎上對非重復序列進行OTU 聚類,利用美吉云平臺進行α多樣性分析,對97%相似水平的OTUs 代表序列進行群落組成分析,在門、綱水平上統計樣品的群落組成.

實驗過程的主要儀器和設備如圖3所示.

2 結果與討論

2.1 對pH 值的影響

對pH 值進行檢測,由圖2 可知,投加適量鼠李糖脂后,消化反應初期及中期體系中pH 值皆呈現下降趨勢,且投加量越大下降趨勢越明顯,在0.07g/gTSS體系中下降幅度大,從6.64 下降到5.18,之后維持在5.2±0.1;分析原因為鼠李糖脂顯著促進了污泥的破解作用,大量有機物溶出水解,產生小分子有機酸;在反應后期,反應器中的pH 值會呈現上升趨勢,這是因為在高溫條件下,硝化菌、反硝化菌生長受到抑制,體系中的有機氮會轉化為氨氮并積累,而此時,有機酸對pH 值的影響要小于氨氮積累對其產生的影響,因此導致pH 值整體上升.

圖2 不同RL 投加量下反應體系的pH 值變化趨勢Fig.2 The variation of pH during the ATMAD

2.2 對有機碳源釋放的影響

2.2.1 對SCOD 的影響 分析不同RL 投加量對SCOD 濃度的影響(圖3).6 個實驗組中SCOD 最高濃度分別為1183,1397,1600,1587,460,453mg/L,分別為空白組的 1.97,2.32,2.64,2.63,0.76,0.75 倍.7 組中,SCOD 含量整體皆呈現上升趨勢,其中,投加量為0.01～0.07g/gTSS 時,反應進行到216h 時SCOD 含量接近于最大值,之后會略有下降;相較于其他實驗組,投加0.04,0.07g/gTSS鼠李糖脂后SCOD含量的增加較為明顯,分析原因為適量鼠李糖脂可以促進EPS從污泥表面剝離,而污泥絮凝體的瓦解和胞外聚合物的水解作用可引起可溶性有機物的增加[23];投加量為0.10,0.15g/gTSS 的兩組反應器中,SCOD 一直呈現上升趨勢,但SCOD 濃度要顯著低于其他組,分析為當RL 濃度高于0.10g/gTSS 時,超過其臨界膠束濃度,會凝聚產生膠團,將不溶性有機物包裹在膠團里,抑制了有機碳源的釋放.

圖3 不同RL 投加量上清液中SCOD 濃度Fig.3 The variations of SCOD concentration during the ATMAD

圖4 不同RL 投加量下蛋白質(PN,a)和多糖(PS,b)釋放量Fig.4 The variations of protein(PN,a)and polysaccharide(PS,b)during the ATMAD

2.2.2 對蛋白質、多糖的影響 RL 對可溶性蛋白質(PN)及對可溶性碳水化合物(PS)的影響效果類似(圖 4),6 個實驗組中蛋白質最高濃度分別為209,220,313,367,210,201mg/L,分別為空白組的1.05,1.1,1.64,1.83,1.05,1 倍,隨著RL 濃度的升高,上清液中蛋白質濃度也隨之升高;多糖最高濃度為215,217,232,240,123,97mg/L,分別為空白組的1.54,1.55,1.65,1.71,0.87,0.7 倍,說明加入極少量RL 就能對蛋白質和多糖的溶解有較為明顯的促進作用,在RL 濃度達到0.07g/gTSS 左右時促進效果最為明顯,分析原因為RL 可以降低污泥的表面張力,從而促進了污泥的溶解,使更多的蛋白質和多糖析出;A.Cadoret 等[24]人研究表明RL 作為一種生物表面活性劑,可以抑制酶的固定,將酶釋放到液相中,使蛋白質和多糖的釋放量得以提升;當濃度高于0.10g/gTSS 時,蛋白和多糖濃度會有所下降,主要是因為RL濃度超過臨界膠束濃度后阻止了兩者的釋放;蛋白質和多糖達到最高點時會有所下降,分析是蛋白質和多糖已達到飽和,之后被分解為揮發性脂肪酸.

2.2.3 對VFA 的影響 對不同RL 投加量下VFA釋放量的影響展開分析(圖5),6 個實驗組中VFA 最高濃度分別為762,920,902,981,327,293mg/L,分別為空白組的1.27,1.53,1.50,1.63,0.52,0.49 倍,其中在反應進行到96h 時,投加0.07g/gTSS 鼠李糖脂的反應器中VFA 濃度達到572mg/L,為反應進行到264h 的0.6 倍,遠遠高于其他實驗組,說明,當投加量為0.07g/gTSS 時,揮發性脂肪酸累積濃度最高且積累速率最快,判斷此時為最佳有機碳源釋放濃度,這與趙鵬鶴等[25]研究結果相似;而當RL濃度大于或等于0.10g/gTSS 后,上清液中的VFA 濃度顯著低于空白組,此時對VFA 的產生有抑制作用,分析原因為超過臨界膠束濃度后,形成的膠束對污泥形成包裹,阻礙了有機物的溶出,使形成VFA 所需底物的濃度降低,從而限制了有機碳源釋放進程.

圖5 不同RL 投加量下VFA 釋放量Fig.5 The variations of VFA concentration during the ATMAD

對不同RL 投加量下VFA 各成分的相對豐度展開分析(圖6),在實驗測定中,乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸,異戊酸為主要的酸的類型,對各類酸的比例分析,豐度前三的VFA 為乙酸>丙酸>正丁酸,與Yan 等[26]研究結果相近;在0～0.04g/gTSS范圍內,隨著投加量的增加,乙酸所占比例有較大幅度的增加,當投加量為0.04g/gTSS 時,乙酸占比達到90%以上,分析原因為RL 可抑制三羧酸循環,從而造成乙酸的累計;當投加量大于0.07g/gTSS 時,乙酸的比例會隨著RL 濃度的升高呈現明顯的下降趨勢,說明當RL 過量時,對乙酸產生過程有抑制作用,且濃度越高,抑制越明顯.

圖6 不同RL 投加量下VFA 各成分相對豐度Fig.6 Relative abundance of VFA components under different RL dosages

對不同RL 投加量下VFA 各成分的濃度展開分析(圖7),在試驗測定中,乙酸占據了絕大部分總酸的量,相對于其他酸類,乙酸為更優質的外加碳源,發酵液中乙酸含量越高越有利于其作為外加碳源而應用于脫氮除磷過程中,因此,用乙酸的含量來表征污泥發酵液在脫氮除磷過程中的可資源化利用程度.對乙酸含量進行分析可知,6 個實驗組中乙酸最大濃度分別為665,762,869,973,265,162mg/L,分別為空白組的1.56,1.79,2.04,2.28,0.62,0.38倍,可以得出,RL的投加量對乙酸的影響非常明顯.投加量范圍為0.01～0.07g/gTSS 時,發酵體系上清液中乙酸的含量相較于空白組有明顯的提升,當投加量為 0.04,0.07g/gTSS 時,乙酸的含量提高了一倍以上,分析原因為鼠李糖脂提高了相關產乙酸功能菌的豐度及活性;而當投加量高于0.10g/gTSS 時,乙酸濃度急劇下降,且RL 投加量越高乙酸含量越低,分析原因為該濃度超出了臨界膠束濃度,形成的膠束將污泥包裹,可溶性有機物無法析出,無法為乙酸的形成提供足夠的基質,從而對乙酸造成抑制;因此,在使用鼠李糖脂促進污泥發酵液資源化程度的過程中要充分考慮投加量的影響.

圖7 不同RL 投加量下VFA 各成分濃度Fig.7 The concentrations of VFA components at different RL dosages

2.3 消化液主要成分鑒定分析

在消化反應進行到第10d 時,對投加量為0.00,0.04,0.07 及0.10g/gTSS 的反應器上清液中的可溶性有機質進行三維熒光掃描如圖8,圖中皆顯示3類特征峰,分別為峰 A(Ex/Em=340/265),峰 B(Ex/Em=258/440),峰C(Ex/Em=220/300),峰A 代表了可溶性微生物的代謝副產物,屬于可溶性有機物,峰B 代表著腐殖酸類物質,峰C 代表著芳香類蛋白質物質,說明消化液中有機質的主要成分為微生物代謝副產物,其次為芳香類蛋白質及少量的腐殖酸類物質[27].結果表明,經鼠李糖脂預處理過后峰A 的熒光強度要高于空白組,說明鼠李糖脂可以促進微生物的代謝并使可溶性有機物釋放到消化液中.且當鼠李糖脂濃度為0.07g/gTSS 時,熒光強度最高,說明此時消化液中微生物代謝副產物的濃度最高,此時對有機碳源釋放的促進效果最強;圖8b、c 的峰B 強度略高于空白組,說明鼠李糖脂可促進消化液中腐殖酸類物質的積累,圖8d 中的峰B 的強度小于空白組,說明當鼠李糖脂濃度高于膠束濃度時,會導致腐殖酸類物質難以析出,降低消化液中腐殖酸類的濃度;圖8b、c、d中峰C 的強度與空白組中無較明顯的差異,說明鼠李糖脂預處理對芳香族蛋白質物質的溶出并無顯著的影響.

圖8 不同RL 投加量3D-EEMFig.8 3D-EEM at different RL dosages during ATMAD

2.4 微生物種群多樣性分析

對97%相似水平下的OTU 進行生物信息統計分析,獲得的結果如下:檢測到的微生物共有46 個門,124 個綱,297 個目,468 個科,811 個屬,1393 個種.

2.4.1 α多樣性分析 A1、A2、A3、A4 為投加0.00,0.02,0.07,0.10g/gTSS 鼠李糖脂反應開始階段的樣品,B1、B2、B3、B4 為相對應的反應后期階段的樣品.對兩組樣品進行α多樣性分析(表4).兩組樣品Coverage 指數都達到了較高的水平,說明測定結果可信度較高,可以真實反映樣品的群落組成[28];Ace、Chao 指數反映樣品微生物種群的豐富度,隨著RL投加量的增加,Ace、Chao 均有明顯的上升,其中B3組上升最為明顯,Ace 指數上升607,Chao 指數上升了633,說明適量RL 可顯著提升菌群豐富度[29];Shannon 指數反映了微生物種群的多樣性,其中,B3組中該指數上升了0.679,說明當鼠李糖脂投加量為0.07g/gTSS 時可催生大量新的種群;Simpson 指數反映樣本的均一性,該指數顯示,投加鼠李糖脂之后,樣品的均一性呈現下降趨勢;分析以上結果得出投加鼠李糖脂會增加產酸功能菌多樣性及豐富度,降低樣品微生物的均一性.

表4 不同污泥樣品的α 多樣性分析Table 4 Different sludge samples α Diversity analysis

2.4.2 門水平物種多樣性變化 如圖9所示,對樣品從門水平分析可知,變形菌(Proteobacteria)、 擬桿菌門(Bacteroidetes)、綠彎菌門(Chloroflexi)和放線菌門(Actinobacteria)為反應器中的主要優勢菌門;對比分析消化初期樣品(A1、A2、A3、A4)及消化后期樣品(B1、B2、B3、B4)可知,隨著反應的進行,擬桿菌門(Bacteroidetes)微生物相對豐度變化較為明顯,由11%～13%增加到15%～20%,這是因為適量鼠李糖脂的可以富集擬桿菌門.而綠彎菌門(Chloroflexi)的豐度減少則較為明顯,由14%～23%降低為5%～11%,分析原因為大多數綠彎菌門為厭氧菌,不適應曝氣環境而死亡[30].相對于空白組,B3、B4 兩組中變形菌(Proteobacteria)門相對豐度均有所下降,因為變形菌門會消耗乙酸、丙酸等揮發性脂肪酸,變形菌豐度降低會產生了更多的揮發性脂肪酸[31].厚壁菌門(Firmicutes)可以產生各種胞外酶,可以降解蛋白質、纖維素等復雜有機物,并且以乙酸和丙酸為主要的代謝產物[32];根據圖9 得知,厚壁菌門的相對豐度空白組為0.7%,B2、B3、B4 分別為0.7%、1.3%、0.95%,B3、B4 有較為明顯的增加,這對于乙酸、丙酸的產生有促進作用.B3、B4 中變形菌豐度下降和厚壁菌門上升會導致揮發性脂肪酸的增加,說明適量鼠李糖脂可以促進VFA 的產生.

圖9 消化始末階段門水平物種相對豐度Fig.9 Relative abundance of phylum-level species at the beginning and end of digestion

圖10 綱水平物種相對豐度Fig.10 Relative abundance of species at the class level

2.4.3 綱水平物種多樣性分析 從綱水平對反應進行到第10d 的反應器內的微生物群落進行分析(圖 10),擬桿菌門(Bacteroidetes)的擬桿菌綱(Bacteroidia)微生物和厚壁菌門(Firmicutes)的梭狀芽胞桿菌綱(Clostridia)微生物是普遍存在于發酵產酸過程的微生物類群,主要參與剩余污泥中固體成分的分解和有機酸的積累,其中,擬桿菌綱可以利用蛋白質水解過程中產生的氨基酸產生乙酸鹽,能夠產生丙酸和乙酸[33-35].相對于B1,B2 和B3 中擬桿菌綱微生物豐度有所增加,由14%分別增加到18%及17%,而B4 反應器中的擬桿菌綱綱微生物豐度則下降到10%,說明適量RL 能有效促擬桿菌綱綱微生物的積累,相對于B1,B3 中梭狀芽胞桿菌綱微生物豐度從0.5%增加到1%,說明RL 可以促進Clostridia 綱微生物的積累,但由于Clostridia 綱微生物為嗜熱水解菌,反應器溫度未達到其最適生長溫度,其豐度仍處于較低水平;此外γ-變形菌綱(Gammaproteobacteria)微生物會消耗VFA,B3、B4 反應器中該菌綱微生物相對于空白組,相對豐度均有較大程度減少,有利于VFA的積累[36].

2.5 對VSS 去除率的影響

分析不同RL 投加量對VSS 去除率的影響(圖11),7 組中,隨著反應的進行,VSS 去除率逐漸升高,在消化進行到288h 時,VSS 最高去除率分別為26%,29%,30%,31%,32%,29%,27%,未有明顯差距,當鼠李糖脂投加量為0.02～0.07g/gTSS 時,在反應進行到120h 時去除率達到20%以上,快于其他反應組,說明在污泥微氧消化中,適量鼠李糖脂的投加可顯著加快消化的速率.分析原因為鼠李糖脂可以促進污泥的溶解,協助微生物的破碎,加快了水解的過程,因此可加快VSS 去除的速率.

圖11 不同RL 投加量下VSS 去除率Fig.11 VSS removal rate under different RL dosages

2.6 對氮、磷釋放的影響

2.6.1 對氨氮的影響 上清液中氨氮變化趨勢如圖12,6 個實驗組中氨氮最高濃度分別為83,103,133,112,43,52mg/L,分別為空白組的1.13,1.71,2.14,1.8,0.76,0.83 倍,當鼠李糖脂投加量為0.01～0.07g/gTSS 時對氨氮的釋放有促進作用,其中,投加0.04g/gTSS 的反應器氨氮積累量最高,達到133mg/L,其氨氮累計速度較其他實驗組也較快,在反應進行到112h 時達到最大值,之后略有下降;而投加0.10,0.15g/gTSS 鼠李糖脂的反應組相對于空白組來說,氨氮濃度降低,分析原因與SCOD 類似,因為氨氮和SCOD 大都來自于胞外聚合物,胞外聚合物被高濃度鼠李糖脂包裹呈現不溶解地狀態,致使氨氮和SCOD難以釋放,進而導致上清液中兩物質含量下降.

圖12 不同RL 投加量下NH4+-N 釋放量Fig.12 The variations of NH4+-N concentration during the ATMAD

2.6.2 對磷酸根的影響 投加不同濃度RL 對磷酸根的影響如圖13所示.6 個實驗組中SCOD 最高濃度分別為63,74,82,82,82,83mg/L,分別為空白組的1,1.2,1.4,1.4,1.4,1.4 倍,RL 的投加對磷酸根的積累有明顯的促進作用,且隨著投加量的增加,上清液中磷酸根的濃度逐漸增加,當鼠李糖脂濃度高于0.10g/gTSS 后,磷酸根的濃度并沒有隨著鼠李糖脂濃度的提升而提升,反應后期磷酸根濃度穩定在83mg/L 左右,分析磷酸根不再上升的是因為污泥內部的磷酸根已盡數溶解到上清液中,此時提高鼠李糖脂濃度對磷酸根的溶解并無更為明顯的作用.

圖13 不同RL 投加量下PO43--P 釋放量Fig.13 The variations of PO43--P concentration during the ATMAD

此外,高濃度的鼠李糖脂并未像對有機物及氨氮一樣對磷酸根產生抑制作用,分析原因為磷酸根與SCOD 及氨氮的來源不同,磷來自于細胞內,溶解不會受到膠束的影響,而氨氮和有機物大部分來自于胞外聚合物,易被形成的膠束束縛.

3 結論

3.1 適量鼠李糖脂對VFA 產生有較為明顯的促進作用,當投加量為0.07g/gTSS 時,揮發性脂肪酸累積濃度最高且積累速度最快;濃度過高則會對產酸過程產生抑制.濃度在0～0.04g/gTSS 范圍內,乙酸占比升高,有利于內碳源開發,濃度大于0.07g/gTSS 時,乙酸占比下降,當投加量為0.04g/gTSS,0.07g/gTSS 時,乙酸的含量較空白組上升一倍以上,此時污泥發酵液的可資源化程度較高;因此,在進行鼠李糖脂預處理時應注意控制投加量.

3.2 投加適量鼠李糖脂會提升菌群的多樣性及豐富度,降低菌群的均一性;投加RL 后,厚壁菌門、擬桿菌綱、梭狀芽孢桿菌綱等與產酸發酵相關的微生物的豐度增加,變形菌門中的γ-變形菌等消耗VFA 的微生物相對豐度減少,利于VFA 積累.

3.3 適量鼠李糖脂的投加可顯著加快VSS 降解的速率,對有機物溶出促進作用,而投加量過高時則會有明顯的抑制作用.