烷基糖苷聯(lián)合水熱預(yù)處理對(duì)污泥發(fā)酵產(chǎn)酸的影響?

范彩麗， 馮麗娟， 郝 迪， 姚 碩， 張大海， 李先國(guó)

(中國(guó)海洋大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院， 山東 青島 266100)

污泥作為污水處理過(guò)程中污染物的承載體，包含大量的有機(jī)物、病原微生物和重金屬等物質(zhì)，一方面，污泥可以作為肥料[1]；另一方面，污泥中部分污染物易對(duì)環(huán)境造成污染[2]，所以如何合理處理處置污泥是急待解決的問(wèn)題。厭氧消化技術(shù)是目前污泥資源化利用的研究熱點(diǎn)，但由于污泥是多相介質(zhì)組成的復(fù)雜絮體，污泥中胞外聚合物(EPS)能夠?qū)捬跸^(guò)程中污泥的增溶和水解階段造成不利影響[3]，而預(yù)處理技術(shù)能夠提高有機(jī)物溶出率，其中水熱預(yù)處理在工藝、能耗和脫水效果等方面具有良好優(yōu)勢(shì)。Phothilangka等[4]研究發(fā)現(xiàn)，污泥經(jīng)180 ℃的熱水解預(yù)處理后，固體含量從25.20%增至32.70%。楊鵬等[5]發(fā)現(xiàn)污泥在120～210 ℃、30～75 min水熱預(yù)處理?xiàng)l件下總固體(TS)和揮發(fā)性固體(VS)分別降低了4.45%和3.99%，表明水熱預(yù)處理能夠提高污泥固溶率，實(shí)現(xiàn)污泥的減量化。

烷基糖苷(APG)是綠色的表面活性劑，可以促進(jìn)污泥顆粒有機(jī)化合物的溶解、水解和酸化，并提高污泥處理過(guò)程中底物的C/N[6]。目前APG被用于促進(jìn)污泥厭氧消化過(guò)程揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的生成和有機(jī)物的降解。Zhao等[7]研究發(fā)現(xiàn)APG用量為0.2 g·g-1TSS時(shí)，污泥厭氧消化產(chǎn)生的脂肪酸是原始污泥的3.1倍；Chen等[8]研究了不同碳鏈長(zhǎng)度的APG對(duì)VFAs產(chǎn)量的影響，研究表明，APG可以促進(jìn)污泥的水解和酸化，同時(shí)抑制甲烷生成，在污泥厭氧發(fā)酵過(guò)程中，不同碳鏈長(zhǎng)度的APG對(duì)短鏈脂肪酸和中鏈脂肪酸的產(chǎn)量的影響不同，并且APG具有可生物降解的優(yōu)點(diǎn)，不會(huì)產(chǎn)生二次污染，在增強(qiáng)污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸能力方面具有較大潛力。

目前，水熱預(yù)處理一般多采用低溫水熱預(yù)處理，而低溫水熱預(yù)處理所需時(shí)間長(zhǎng)，污泥水解效率慢，而高溫水熱預(yù)處理可在較短時(shí)間提高污泥的水解效率，節(jié)約成本，但高溫水熱預(yù)處理多應(yīng)用于污泥的脫水和減量方面，對(duì)污泥有機(jī)質(zhì)溶出影響的研究較少；而單一的APG增強(qiáng)脂肪酸生成的效能并不高，本研究采用APG聯(lián)合水熱預(yù)處理技術(shù)用于增強(qiáng)污泥有機(jī)質(zhì)的水解，從污泥上清液中可溶性蛋白、可溶性碳水化合物和可溶性化學(xué)需氧量(SCOD)等參數(shù)的變化探討了水熱和APG聯(lián)合水熱預(yù)處理技術(shù)對(duì)污泥水解的影響，并分析聯(lián)合預(yù)處理對(duì)污泥產(chǎn)酸的影響和厭氧發(fā)酵過(guò)程中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化，從生物學(xué)角度為該預(yù)處理促進(jìn)產(chǎn)酸機(jī)理提供參考。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)污泥

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

水熱預(yù)處理污泥 將等體積污泥置于高壓反應(yīng)釜中，將反應(yīng)釜分批次放入120、140、160、180和200 ℃的烘箱中反應(yīng)10、20、30、40和50 min，冷卻至室溫取樣，測(cè)定污泥的SCOD、多糖、蛋白質(zhì)和氨氮濃度。

表1 正交實(shí)驗(yàn)因素水平表

1.3 分析方法

式中：SCODafter為經(jīng)過(guò)預(yù)處理后污泥的SCOD值；SCODO為未經(jīng)過(guò)預(yù)處理污泥的SCOD值；TCODO為未經(jīng)過(guò)預(yù)處理污泥的TCOD值。

通過(guò)氣相色譜(GC-2010plus)測(cè)定揮發(fā)性脂肪酸的含量。樣品經(jīng)離心過(guò)濾后用3%的磷酸調(diào)節(jié)上清液pH至4以下，置于氣相棕色小瓶中，于低溫保存。色譜條件[12]：載氣為高純氮?dú)猓d氣流速為1.5 mL/min，進(jìn)樣口溫度為200 ℃，檢測(cè)器(FID)溫度為270 ℃，分流比是20∶1，色譜柱為DB-FFAP(30 m×0.25 mm×0.25 μm)，程序升溫條件為初始溫度80 ℃，保持5 min，以8 ℃/min的速率升溫，最終達(dá)到220 ℃，保持8 min。六種酸出峰順序分別為：乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸和正戊酸，保留時(shí)間分別為：9.34、9.91、10.44、12.65、13.35和14.54 min。

16S rDNA測(cè)序技術(shù)對(duì)樣品中細(xì)菌群落組成進(jìn)行分析，樣品由青島睿博興科有限公司進(jìn)行檢測(cè)。檢測(cè)流程包括樣品準(zhǔn)備、DNA提取與檢測(cè)、PCR擴(kuò)增、產(chǎn)物純化、文庫(kù)制備與庫(kù)檢及Novasep上機(jī)測(cè)序等。對(duì)原始數(shù)據(jù)進(jìn)行拼接、過(guò)濾后得到有效數(shù)據(jù)，并基于有效數(shù)據(jù)以97%的一致性進(jìn)行可操作分類(lèi)單元(OTUs)聚類(lèi)和物種分類(lèi)分析。

2 結(jié)果與討論2.1 溫度和時(shí)間對(duì)污泥有機(jī)質(zhì)水解的影響

在水熱過(guò)程中污泥絮體的細(xì)胞壁被破壞，有機(jī)質(zhì)從固相轉(zhuǎn)移至液相。圖1為不同溫度和時(shí)間水熱預(yù)處理污泥中SCOD、DDSCOD、蛋白質(zhì)和多糖的變化情況。

由圖1(a)可知，污泥中SCOD與溫度和時(shí)間呈正相關(guān)，這一結(jié)果與Xue等[13]研究中污泥水熱預(yù)處理后有機(jī)質(zhì)的變化趨勢(shì)相近；在溫度120、140、160、180和200 ℃水熱預(yù)處理反應(yīng)50 min條件下，SCOD在原始污泥的874.0 mg·L-1的基礎(chǔ)上分別增加了6 103.2、8 644.2、9 419.8、11 931.4和13 657.4 mg·L-1，最終DDSCOD達(dá)到56%，盡管該值在200 ℃水熱處理50 min高于其它條件，但是由圖1(a)和(b)可以看出，污泥SCOD在溫度為180 ℃水熱處理40 min時(shí)顯著溶出，為12 011.0 mg·L-1，DDSCOD為48%，在預(yù)處理40 min之后SCOD的增幅相對(duì)變緩。高溫條件能夠破壞蛋白質(zhì)和多糖等成分與水的鍵合，使有機(jī)質(zhì)得到釋放，提高了污泥的SCOD。與低溫過(guò)程中對(duì)污泥有機(jī)質(zhì)水解[10]情況相比，高溫水熱預(yù)處理可使污泥有機(jī)質(zhì)在較短的時(shí)間里快速溶出，SCOD濃度增長(zhǎng)速率加快。

Follow-up steps equate to Eqs.(12)–(18),so the dynamics coupling relationship between the active and passive joints can be obtained as follows:

糖類(lèi)和蛋白質(zhì)是污泥EPS中的主要有機(jī)物，污泥有機(jī)質(zhì)經(jīng)水解成為小分子有機(jī)物，才能被微生物利用。圖1(c)和(d)可知，當(dāng)溫度為120、140、160和180 ℃，多糖和蛋白質(zhì)濃度隨時(shí)間增加而增加，在180 ℃，40 min時(shí)，蛋白質(zhì)和多糖濃度分別提高了23和24倍。而200 ℃水熱預(yù)處理蛋白質(zhì)和多糖濃度均低于180 ℃預(yù)處理后的濃度，并在50 min時(shí)濃度呈下降趨勢(shì)，實(shí)驗(yàn)過(guò)程中污泥上清液色度由棕色變?yōu)楹诤稚?，這是由于過(guò)高溫度會(huì)使蛋白質(zhì)和還原糖發(fā)生美拉德反應(yīng)[14]。

圖1 不同水熱預(yù)處理?xiàng)l件下污泥有機(jī)質(zhì)的變化

2.2 APG聯(lián)合水熱預(yù)處理對(duì)污泥有機(jī)質(zhì)水解的影響

實(shí)驗(yàn)中選取預(yù)處理過(guò)程中APG用量、溫度和反應(yīng)時(shí)間3個(gè)反應(yīng)參數(shù)構(gòu)建三因素三水平的正交實(shí)驗(yàn)，正交實(shí)驗(yàn)表L9(34)，如表2所示；以氨氮、蛋白質(zhì)、多糖和SCOD為指標(biāo)，采用極差法對(duì)其進(jìn)行分析，結(jié)果如表3所示。

表2 正交實(shí)驗(yàn)表

表3 正交實(shí)驗(yàn)極差分析表

根據(jù)表3極差和相伴概率可知，污泥所釋放有機(jī)物的最佳水熱溫度、APG用量以及水熱時(shí)間的參數(shù)為180 ℃、0.4 g·g-1TS和40 min。

對(duì)于氨氮和蛋白質(zhì)，三個(gè)因素的顯著性影響順序?yàn)椋簻囟?APG用量>時(shí)間，對(duì)多糖和SCOD，三個(gè)因素對(duì)其顯著性影響順序?yàn)椋篈PG用量>溫度>時(shí)間，時(shí)間對(duì)四個(gè)指標(biāo)來(lái)說(shuō)均為非顯著性因素，可能是因?yàn)槠渌蛩氐挠绊懱?，掩蓋了時(shí)間造成的影響；溫度和APG用量?jī)蓚€(gè)因素對(duì)四個(gè)指標(biāo)的影響顯著性順序不一致，這可能是因?yàn)楦邷乜赡芷茐牧宋勰嘟Y(jié)構(gòu)，提高溶液中粒子運(yùn)動(dòng)速度，同時(shí)APG分子糖基可能發(fā)生自降解，從而使多糖濃度增多，SCOD值增加[8]。

污泥在最佳預(yù)處理?xiàng)l件下，其上清液中SCOD、多糖、蛋白質(zhì)和氨氮的濃度分別為2 0421.4、683.3、6 343.2和210.1 mg·L-1，DDSCOD為80%，多糖和蛋白質(zhì)濃度分別為原始污泥的35和31倍。聯(lián)合預(yù)處理有機(jī)質(zhì)的溶出效果優(yōu)于單一的水熱預(yù)處理。并且研究發(fā)現(xiàn)，APG聯(lián)合水熱處理使污泥釋放的可溶性蛋白和多糖等有機(jī)質(zhì)遠(yuǎn)優(yōu)于單一的APG預(yù)處理和APG協(xié)同嗜熱細(xì)菌預(yù)處理技術(shù)[8,15]，說(shuō)明APG聯(lián)合水熱預(yù)處理更利于污泥有機(jī)質(zhì)的溶解，促進(jìn)污泥釋放生物可利用的物質(zhì)。

圖2和3分別為原始污泥和APG聯(lián)合水熱預(yù)處理后污泥的掃描電鏡圖(SEM)和三維熒光光譜。

((a)原始污泥； (b)聯(lián)合預(yù)處理污泥。(a) The raw sludge； (b) Combined pretreatment sludge.)

((a)原始污泥；(b)聯(lián)合預(yù)處理污泥。(a) The raw sludge； (b) Combined pretreatment sludge.)圖3 不同預(yù)處理污泥的三維熒光光譜

由掃描電鏡圖2(a)可以看出，原始污泥部分呈塊狀，結(jié)構(gòu)致密且表面光滑；由圖2(b)可知，經(jīng)過(guò)APG聯(lián)合水熱預(yù)處理后，污泥胞外聚合物破壞，結(jié)構(gòu)變得更加松散，聯(lián)合預(yù)處理使污泥出現(xiàn)了較多的物質(zhì)交流孔洞，一是增加了生物菌群與污泥基質(zhì)的接觸面積，二是有利于污泥發(fā)酵過(guò)程物質(zhì)的運(yùn)輸和交換。

根據(jù)先前研究[16]，通過(guò)對(duì)溶解有機(jī)物熒光光譜分析，獲得了五個(gè)組分的三維熒光圖譜，它們分別為：A區(qū)所代表的類(lèi)酪氨酸蛋白質(zhì)物質(zhì)、B區(qū)所代表的類(lèi)色氨酸蛋白質(zhì)物質(zhì)、C區(qū)所代表的富里酸類(lèi)物質(zhì)、D區(qū)所代表的可溶性微生物副產(chǎn)物類(lèi)物質(zhì)、E區(qū)所代表的類(lèi)腐殖酸物質(zhì)。圖3(a)可以看出，原始污泥主要以色氨酸、酪氨酸類(lèi)蛋白質(zhì)物質(zhì)以及可溶性微生物副產(chǎn)物類(lèi)物質(zhì)(具有共軛雙鍵結(jié)構(gòu)的核酸和氨基酸等)三種有機(jī)物為主；由圖3(b)可知，污泥經(jīng)APG聯(lián)合水熱預(yù)處理，污泥中類(lèi)蛋白質(zhì)物質(zhì)發(fā)生化學(xué)鍵斷裂，轉(zhuǎn)化成小分子化合物，使上清液中可溶性微生物副產(chǎn)物類(lèi)物質(zhì)增加，這也說(shuō)明聯(lián)合預(yù)處理可以促進(jìn)了污泥有機(jī)質(zhì)的溶出速率，為厭氧發(fā)酵提供豐富底物。

2.3 APG聯(lián)合預(yù)處理對(duì)污泥發(fā)酵產(chǎn)酸的影響

圖4為原始污泥和APG聯(lián)合水熱預(yù)處理后污泥厭氧發(fā)酵中日產(chǎn)酸量，圖5為聯(lián)合預(yù)處理后污泥厭氧消化過(guò)程中揮發(fā)性脂肪酸組分變化，可以明顯看到經(jīng)過(guò)聯(lián)合預(yù)處理后污泥的產(chǎn)酸量遠(yuǎn)優(yōu)于原始污泥發(fā)酵產(chǎn)酸量，一方面是因?yàn)锳PG聯(lián)合水熱預(yù)處理為發(fā)酵提供了豐富的底物，另一方面是因?yàn)锳PG降低了污泥表面-界面張力，攜帶的極性基團(tuán)可發(fā)生電離產(chǎn)生帶有電荷的離子，與污泥中帶電荷物質(zhì)(金屬粒子)相互作用，使得污泥的絮凝結(jié)構(gòu)變得分散[17]，增大了微生物和有機(jī)質(zhì)的接觸面，從而促進(jìn)了污泥厭氧發(fā)酵體系中有機(jī)質(zhì)的轉(zhuǎn)化。當(dāng)污泥經(jīng)過(guò)預(yù)處理后，短鏈脂肪酸產(chǎn)量先增加后稍有下降，其趨勢(shì)與Dearman[18]研究結(jié)果一致，這是由于預(yù)處理提供的豐富底物在水解菌和產(chǎn)酸菌作用下先生成VFAs，部分VFAs在產(chǎn)甲烷菌作用下轉(zhuǎn)化成甲烷，導(dǎo)致脂肪酸含量下降。其中APG自降解生成VFAs的最大含量遠(yuǎn)低于APG預(yù)處理污泥發(fā)酵產(chǎn)酸量[19-20]，因此APG自身降解對(duì)酸的貢獻(xiàn)量可不計(jì)。本實(shí)驗(yàn)中原始污泥在發(fā)酵第15天時(shí)產(chǎn)酸量達(dá)到最大，為420.03 mg COD·L-1，VFAs組分為乙酸；而APG聯(lián)合水熱預(yù)處理后污泥發(fā)酵日產(chǎn)酸量為2 058.35 mg COD·L-1，各酸所占百分比大小為：乙酸>丙酸>異戊酸>異丁酸>正丁酸>正戊酸，其中丙酸和乙酸產(chǎn)量占比大于60%，且APG的加入可以提高輔酶A轉(zhuǎn)移酶(CoAT)和草酰乙酸轉(zhuǎn)羧酶(OAATC)兩種酶的活性[6]，使得丙酸的占比逐漸增大，因此，APG聯(lián)合水熱預(yù)處理不僅能夠提高有機(jī)質(zhì)水解率，而且利于有機(jī)酸的富集，為厭氧消化產(chǎn)甲烷階段提供豐富的底物。

圖4 原始污泥和聯(lián)合預(yù)處理發(fā)酵體系日產(chǎn)酸量

圖5 聯(lián)合預(yù)處理發(fā)酵體系揮發(fā)性脂肪酸組分分布

2.4 APG聯(lián)合預(yù)處理厭氧發(fā)酵體系微生物群落多樣性分析

在門(mén)水平上(見(jiàn)圖6(a))，聯(lián)合預(yù)處理厭氧發(fā)酵污泥中厚壁菌門(mén)(Firmicutes)和擬桿菌門(mén)(Bacteroidetes)具有絕對(duì)的優(yōu)勢(shì)，能促進(jìn)有機(jī)質(zhì)的水解和酸化。由于APG聯(lián)合水熱預(yù)處理為生物發(fā)酵提供了豐富的可水解和可利用產(chǎn)酸的有機(jī)質(zhì)，并且厚壁菌門(mén)對(duì)極端環(huán)境的耐受性較強(qiáng)[21]，能適應(yīng)不斷酸化的環(huán)境，其所占的比例在該厭氧發(fā)酵體系中增加到38.82%，厚壁菌門(mén)類(lèi)的大多數(shù)微生物與碳水化合物的水解和產(chǎn)酸活性相關(guān)，能夠?qū)⒗w維素等復(fù)雜碳水化合物降解為乙酸和丁酸等小分子有機(jī)物。擬桿菌門(mén)能夠產(chǎn)生纖維素酶、蛋白酶等水解酶，將有機(jī)物降解產(chǎn)生CO2、纖維二糖、葡萄糖和乙酸，這也是兩種發(fā)酵體系產(chǎn)生乙酸的主要原因。相比原始污泥，聯(lián)合預(yù)處理發(fā)酵污泥中變形菌門(mén)(Proteobacteria)的占比下降，而脂肪酸濃度增加，變形菌門(mén)在厭氧消化過(guò)程中會(huì)消耗生成的短鏈脂肪酸[22]，變形菌門(mén)豐度的降低有利于脂肪酸的累積。

在綱水平上(見(jiàn)圖6(b))，經(jīng)過(guò)聯(lián)合預(yù)處理后的污泥厭氧發(fā)酵體系中擬桿菌綱(Bacteroidia)、梭狀芽孢桿菌綱(Clostridia)和厭氧繩菌綱(Anaerolineae)為優(yōu)勢(shì)菌綱。擬桿菌綱在APG聯(lián)合水熱預(yù)處理的發(fā)酵污泥中由原始污泥的14.14%增至18.83%，該菌綱能將有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化成丁酸和乙酸[24]，有利于乙酸和丁酸產(chǎn)量增加。梭狀芽孢桿菌綱，一般以糖類(lèi)為底物[25]，具有很強(qiáng)的水解能力，可以通過(guò)斯提柯蘭反應(yīng)生成短鏈脂肪酸[26]，促進(jìn)污泥中乙酸和丙酸生成，經(jīng)過(guò)APG聯(lián)合水熱預(yù)處理后，該菌綱百分比由5.53%增加到30.06%，說(shuō)明聯(lián)合預(yù)處理發(fā)酵環(huán)境利于該菌綱的富集，印證了污泥發(fā)酵液中丙酸濃度增加的結(jié)果。Zou等[27]發(fā)現(xiàn)，Synergistia菌綱能促進(jìn)VFAs向乙酸轉(zhuǎn)變，Synergistia菌綱經(jīng)過(guò)聯(lián)合預(yù)處理豐度增加，直觀表現(xiàn)為聯(lián)合預(yù)處理后污泥發(fā)酵產(chǎn)乙酸能力增強(qiáng)。

由屬水平上(見(jiàn)圖6(c))可以看出，不同的發(fā)酵底物會(huì)使厭氧消化過(guò)程微生物群落分布發(fā)生明顯變化。屠場(chǎng)桿狀菌屬(Macellibacteroides)是擬桿菌屬的一種，葡萄糖和多種碳水化合物在該微生物作用下產(chǎn)生乳酸鹽、乙酸、正丁酸和異丁酸[23]，經(jīng)過(guò)聯(lián)合預(yù)處理后，其豐度由0.16%增加到7.17%，提高了該發(fā)酵體系中的正丁酸、異丁酸等脂肪酸的產(chǎn)量，豐富了污泥中揮發(fā)性脂肪酸的組分；Petrimonas和Sedimentibacter均為產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌屬的優(yōu)勢(shì)菌屬，能夠代謝多種碳水化合物生成乙酸、丁酸等有機(jī)酸，且具有生成H2和CO2的能力，兩種菌屬在聯(lián)合預(yù)處理污泥后相對(duì)豐度分別累計(jì)達(dá)到1.99%和1.38%，而在原始污泥發(fā)酵體系中未檢出；鯨桿菌屬(Cetobacterium)在污泥發(fā)酵過(guò)程中可以產(chǎn)生蛋白酶和脂肪酶，促進(jìn)了污泥有機(jī)質(zhì)向脂肪酸轉(zhuǎn)化過(guò)程；克里斯藤森菌屬R-7(Christensenellaceae_R-7)屬于厚壁菌屬，該菌屬在APG聯(lián)合水熱預(yù)處理發(fā)酵體系中相對(duì)豐度增加，提高了污泥有機(jī)質(zhì)的水解效率。

圖6 微生物群落在門(mén)(a)、綱(b)、屬(c)水平的分布

3 結(jié)語(yǔ)

水熱預(yù)處理技術(shù)能夠有效破壞污泥的絮體結(jié)構(gòu)，可使污泥EPS中有機(jī)質(zhì)的快速溶出，在180 ℃水熱條件下，DDSCOD約為48%，污泥上清液中多糖和蛋白質(zhì)濃度顯著提高。通過(guò)正交實(shí)驗(yàn)得到APG聯(lián)合水熱預(yù)處理污泥最佳條件為溫度180 ℃、APG用量為0.4 g·g-1TS，時(shí)間40 min，在該條件下，污泥液相中蛋白質(zhì)和多糖濃度分別為原始污泥的31和35倍，DDSCOD達(dá)到80%，為厭氧發(fā)酵提供豐富的底物，并且污泥的結(jié)構(gòu)變得松散，出現(xiàn)孔隙，利于污泥中有機(jī)質(zhì)的交換和運(yùn)輸，提高了微生物對(duì)有機(jī)質(zhì)降解效率。在APG聯(lián)合水熱預(yù)處理的污泥厭氧發(fā)酵體系中，VFAs最大日產(chǎn)酸量約為原始污泥產(chǎn)酸量的4.9倍，揮發(fā)性脂肪酸主要以乙酸和丙酸為主；該聯(lián)合預(yù)處理厭氧發(fā)酵環(huán)境使污泥中水解菌群和產(chǎn)酸菌群的相對(duì)豐度增加，促進(jìn)了有機(jī)物的水解，有利于有機(jī)質(zhì)向VFAs的轉(zhuǎn)化，提高了脂肪酸中戊酸、異戊酸和異丁酸等酸的含量，為產(chǎn)甲烷階段提供基質(zhì)，實(shí)現(xiàn)污泥的資源化利用。