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怎樣提高污泥水解速率

  1 引言

  厭氧消化因能產(chǎn)生生物氣(如甲烷和氫氣)等能源物質(zhì)而被廣泛運用于污泥穩(wěn)定和污泥減量過程,其一般包括水解、酸化和甲烷化3個步驟(Boušková et al.,2005).目前,研究人員越來越關(guān)注污泥水解和酸化過程中短鏈脂肪酸(SCFAs)的產(chǎn)生,因其不但可以作為生物脫氮除磷過程中微生物所需的碳源物質(zhì)(Maurer et al., 1997),同時還可以作為合成可降解塑料-聚羥基烷酸的原料(Lemos et al., 2006).顆粒有機(jī)物的水解是厭氧消化過程的限速步驟(Guo et al., 2007),低效率的水解會延長消化時間,最終導(dǎo)致工藝負(fù)荷降低、運行不穩(wěn)定和處理費用增加(Gavala et al., 2003),因此,研發(fā)提高污泥水解速率的技術(shù)具有重要的意義.

  Cadoret等(2002)指出,污泥水解效率除受酶活影響外,還取決于酶表面活性部位在污泥基體中的分布,并提出胞外聚合物(EPS)阻隔降低了酶和底物的接觸機(jī)會,同時降低了底物的擴(kuò)散效率,故酶在污泥處理過程中的利用效率不高.研究表明,蛋白酶、脂肪酶、淀粉酶等可以加速污泥的水解,但外源性酶一般被束縛、吸附和隱藏在污泥基體中,從而降低了酶的水解活性(Luo et al., 2011).Wawrzynczyk等(2008)指出,增加酶和底物的接觸機(jī)會和面積,可以提高污泥的水解效率.EPS是污泥絮體的重要組成部分,主要是由碳水化合物、蛋白質(zhì)、腐殖酸等組成,污泥中的這些有機(jī)物主要是由金屬離子通過橋接作用結(jié)合在一起的.絡(luò)合劑具有螯合金屬離子的作用,其可以通過絡(luò)合Ca2+、Mg2+、Fe2+等金屬離子破壞污泥的網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu),從而釋放出蛋白質(zhì)、碳水化合物、腐殖酸等物質(zhì),原來被束縛、隱藏于污泥基體中的水解酶也得到釋放,水解活性得以表達(dá),從而促進(jìn)有機(jī)物的進(jìn)一步降解(Wawrzynczyk et al., 2008).

  目前,國內(nèi)外針對絡(luò)合劑對剩余污泥酶水解的研究已有相關(guān)報道,而對于后續(xù)酸化過程的基礎(chǔ)研究尚鮮有報道.為此,筆者研究了絡(luò)合劑檸檬酸鈉(SC)對剩余污泥酶水解和后續(xù)酸化過程的影響,以期為污泥處理技術(shù)的研究和實際運用提供借鑒和參考.

  2 材料與方法

  2.1 實驗材料

  試驗所用剩余污泥取自長沙市第二污水處理廠(國楨污水處理廠)二沉池,污泥先經(jīng)30 min沉淀,去除上清液,再經(jīng)0.71 mm的篩網(wǎng)過濾處理去除雜質(zhì)后,置于4℃的冰箱中保存?zhèn)溆?試驗所用污泥基本特性為:pH值6.9,TCOD 8700 mg · L-1,SCOD 100 mg · L-1,TSS 10.2 g · L-1,VSS 6.9 g · L-1,溶解性蛋白質(zhì)73.0 mg · L-1,溶解性碳水化合物14.2 mg · L-1.

  絡(luò)合劑為二水合檸檬酸鈉.酶選用由上海杰輝生物科技有限公司提供的中性蛋白酶、α-淀粉酶2種工業(yè)酶,其基本特性分別為:中性蛋白酶酶活5000 U · g-1,最適pH值7.0~7.8,最適溫度40~50℃;α-淀粉酶酶活6000 U · g-1,最適pH值5.5~7.5,最適溫度50~60 ℃.

  2.2 分析項目及方法

  TSS/VSS采用重量法測定;COD采用微波密封消解,重鉻酸鉀法測定,其中,SCOD為離心(轉(zhuǎn)速為10000 r · min-1)10 min后上清液的化學(xué)需氧量,TCOD為污泥懸浮液的總化學(xué)需氧量;上清液中的蛋白質(zhì)采用Folin-酚法測定,以牛血清蛋白為標(biāo)準(zhǔn)物;溶解性糖采用苯酚-硫酸法進(jìn)行測定,以葡萄糖為標(biāo)準(zhǔn)物;NH+4-N采用納氏試劑分光光度法測定.上清液中的蛋白酶活力采用Folin-酚試劑比色法測定,以牛血清蛋白為標(biāo)準(zhǔn)物;淀粉酶活力采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定(Pin et a1.,1995).

  SCFAs采用Agilent 6890N GC型氣相色譜儀測定,分析條件為:色譜柱型號DB-FFAP(30 m×0.25 mm×0.25 mm),檢測器為氫火焰檢測器FID,載氣(N2)流速為2.6 mL · min-1,進(jìn)樣量為1.0 mL,分流比為10∶ 1,進(jìn)樣器溫度為250℃,檢測器溫度為300℃.整個過程采用程序升溫,起始爐溫為70℃,持續(xù)運行3 min,再以20℃ · min-1的速度升溫5.5 min,然后在180℃下停留3 min,一個樣品的整個運行時間為11.5 min.

  污泥經(jīng)過12 h的真空干燥,隨后進(jìn)行SEM測定(SEM,JSM-6700F,Japan).

  2.3 實驗方法

  SC對污泥酶水解影響:設(shè)立2批次實驗(每批次包括6個實驗組),各批次均取400 mL污泥,分別投加蛋白酶、淀粉酶0.06 g · g-1(以TS 計,下同),SC以粉末形式投加,SC的投加量分別為0、0.144、0.288、0.432、0.576、0.864 g · g-1,隨后向各錐形瓶中通入氮氣約4 min以完全驅(qū)除殘留空氣,加塞置于50℃水浴振蕩器上反應(yīng),4 h后取樣測定水解產(chǎn)物及蛋白酶和淀粉酶的活性,并進(jìn)行分析.同時設(shè)定空白對照組,除不加酶和SC外,其它條件與實驗組均相同.

  SC對污泥產(chǎn)酸影響:設(shè)立4組實驗,各組均取400 mL污泥,先投加蛋白酶0.06 g · g-1,SC以粉末形式投加,每組SC的投加量分別為0、0.144、0.432、0.864 g · g-1,隨后向各錐形瓶中通入氮氣約4 min以完全驅(qū)除殘留空氣,加塞置于50℃水浴振蕩器上反應(yīng),反應(yīng)裝置在此條件下反應(yīng)12 d,每天對酸化產(chǎn)物SCFAs進(jìn)行測定.同時設(shè)定空白對照組,除不加酶和SC外,其它條件與實驗組均相同.

  3 結(jié)果與分析

  3.1 SC對有機(jī)物溶出的影響

  原污泥中的溶解性蛋白質(zhì)和碳水化合物濃度較低(溶解性蛋白質(zhì)73.0 mg · L-1,溶解性碳水化合物14.2 mg · L-1),表明其中的有機(jī)物主要以固體狀態(tài)存在,溶解性有機(jī)質(zhì)的含量較低.空白對照組(不加酶也不加SC)反應(yīng)4 h后,污泥中的溶解性蛋白質(zhì)和碳水化合物濃度分別增加至400.0和79.0 mg · L-1.在水解酶的作用下,隨著污泥膠團(tuán)的解聚和胞外聚合物的水解,大量有機(jī)質(zhì)由固相轉(zhuǎn)移至液相,成為溶解性物質(zhì).圖 1為蛋白酶和淀粉酶組實驗(均投加酶0.06 g · g-1)在不同SC投加量下(0、0.144、0.288、0.432、0.576、0.864 g · g-1),反應(yīng)4 h后污泥中蛋白質(zhì)和碳水化合物濃度隨SC投加量的變化情況.由圖可知,只投加水解酶(不投加SC)時,溶解性蛋白質(zhì)由原污泥的73.0 mg · L-1分別增加至1250.0 mg · L-1(蛋白酶組)和1407.0 mg · L-1(淀粉酶組),溶解性碳水化合物由原來的14.2 mg · L-1分別增加至244.0 mg · L-1(蛋白酶組)和194.0 mg · L-1(淀粉酶組).污泥的主要成分是蛋白質(zhì),此研究中淀粉酶和蛋白酶促進(jìn)污泥水解的效果差不多,其原因如下:一方面,Pinnekamp(1989)指出,碳水化合物和蛋白質(zhì)的可生物降解率分別為52.24%和39.70%,蛋白質(zhì)的可生物降解性較差,其水解在污泥水解過程中是限速步驟.在較短的時間內(nèi),碳水化合物的水解效率高于蛋白質(zhì).另一方面,EPS中碳水化合物可能與蛋白質(zhì)相結(jié)合,從而形成碳水化合物-碳水化合物、碳水化合物-蛋白質(zhì)、蛋白質(zhì)-蛋白質(zhì)相結(jié)合的結(jié)構(gòu),破壞其中任何一種物質(zhì),與其相結(jié)合的另一物質(zhì)也會隨之溶解出來(Sesay et al., .,2006).

 圖 1 污泥中溶解性蛋白質(zhì)和碳水化合物濃度隨SC投加量的變化 

  投加SC后,溶出的有機(jī)物進(jìn)一步提高,當(dāng)SC投加量為0.432 g · g-1時,溶解性蛋白質(zhì)分別增加至2186.0 mg · L-1(蛋白酶組)和2172.0 mg · L-1(淀粉酶組),溶解性碳水化合物分別增加至433.5 mg · L-1(蛋白酶組)和444.0 mg · L-1(淀粉酶組).污泥是由許多不同的微生物包埋在聚合物組成的網(wǎng)絡(luò)中形成的,這些聚合物就是EPS(羅琨等,2010),其主要組成物是蛋白質(zhì)和碳水化合物(Goel et al., .,1998).EPS的網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)主要是通過表面帶負(fù)電荷的基團(tuán)如COOH-、SO42- 等與金屬離子的結(jié)合保持其穩(wěn)定性(Morgan-Sagastume et al., .,2005).SC是一種很強(qiáng)的陽離子絡(luò)合劑,其能絡(luò)合EPS中Ca2+、Mg2+等金屬離子,從而破壞污泥絮體結(jié)構(gòu),進(jìn)而促進(jìn)蛋白質(zhì)、碳水化合物和腐殖質(zhì)等有機(jī)物的溶出,并轉(zhuǎn)化為液相中可溶性有機(jī)物.

  SC的投加量為0~0.432 g · g-1時,溶解性蛋白質(zhì)和碳水化合物的濃度不斷增加,繼續(xù)提高SC的投加量,其濃度僅有小幅度的上升.由此可知,SC投加量達(dá)到一定值后,再通過增加SC的投加量來促進(jìn)污泥水解的作用并不明顯.綜合考慮處理效率和經(jīng)濟(jì)成本,本研究中SC的最佳投加劑量為0.432 g · g-1.

  3.2 SC對水解酶活性的影響

  污泥的水解速率主要取決于水解酶的活性,以及污泥中水解酶與底物的接觸程度.污泥中原有的及投加的水解酶會被吸附、包埋于污泥基體中,從而降低了水解酶的活性.圖 2所示為不同SC投加量下,反應(yīng)4 h后水解酶活性的變化情況.在一定濃度范圍內(nèi),隨著SC的投加,水解酶活性不斷提高,這可能是由于SC的投加促進(jìn)了水解酶的釋放,原來被束縛、隱藏于污泥基體中的水解酶活性得以表達(dá).當(dāng)SC投加量為0.432 g · g-1時,污泥上清液中的蛋白酶活性由原來的2.25 U · mL-1增加到4.30 U · mL-1,而淀粉酶活性則由4.50 U · mL-1增加到6.99 U · mL-1.繼續(xù)提高SC的投加量,蛋白酶的活性變化不大,而淀粉酶的活性呈小幅度的下降趨勢(SC投加量為0.864 g · g-1時,蛋白酶活性為4.20 U · mL-1,淀粉酶活性下降到6.16 U · mL-1).實驗選用的蛋白酶最適pH值為7.0~7.8,淀粉酶最適pH值為5.5~7.5.SC是一種強(qiáng)堿弱酸鹽,具有一定的緩沖能力,其溶液具有弱堿性.當(dāng)SC的投加量為0.432 g · g-1時,蛋白酶組溶液的pH值為7.42,淀粉酶組為7.54(數(shù)據(jù)圖未列出).提高SC的投加量,溶液pH值升高,超出了淀粉酶的最適pH值,從而導(dǎo)致其活性的下降,這也正好解釋SC投加量達(dá)到一定值(0.432 g · g-1)后,再通過增加SC的投加量來促進(jìn)污泥水解的作用并不明顯.Watson等(2004)的研究也表明,產(chǎn)甲烷反應(yīng)器中β-葡萄苷酶和蛋白酶的活性隨絡(luò)合劑(硫化物)投加量的增加不斷提高,當(dāng)硫化物的濃度達(dá)到600 mg · L-1時,該兩種酶活性達(dá)最高值.

 圖 2 污泥中水解酶活性隨SC投加量的變化 

  3.3 SC對氨氮的影響

  圖 3為反應(yīng)4 h后,污泥中氨氮濃度隨SC投加量的變化情況.在水解酶的催化作用下,污泥中的含氮物質(zhì)——主要為蛋白質(zhì)轉(zhuǎn)化為二肽、氨基酸,氨基酸進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為氨(Shanableh et al., .,2001).因此,蛋白質(zhì)不斷溶出的同時,污泥液相中的氨氮濃度也不斷提高.只投加水解酶(不投加SC)時,氨氮濃度由原污泥的60.0 mg · L-1分別增加至182.0 mg · L-1(蛋白酶組)和167.0 mg · L-1(淀粉酶組).當(dāng)SC投加量為0.432 g · g-1時,氨氮濃度分別增加至245.0 mg · L-1(蛋白酶組)和243.0 mg · L-1(淀粉酶組).蛋白質(zhì)和碳水化合物是剩余污泥的主要組成成分,脂肪含量很少,基本可以忽略.蛋白質(zhì)的可生化降解性較差,其水解在污泥消化過程中是限速步驟,決定了此過程中有機(jī)物的降解程度(劉常青等,2008).SC的投加提高了蛋白質(zhì)的降解速率,一方面是由于SC的投加促使更多的蛋白質(zhì)溶解到液相,其降解速率高于固相中的蛋白質(zhì).另一方面,SC的投加破壞了EPS的網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu),水解酶得到釋放,從而增加了其與底物的接觸機(jī)會,蛋白質(zhì)的轉(zhuǎn)化效率得到提高.

 圖 3 污泥中氨氮濃度隨SC投加量的變化 

  3.4 SC對污泥產(chǎn)酸的影響

  污泥酸化過程中產(chǎn)生的SCFAs與溶解性蛋白質(zhì)和碳水化合物含量是緊密相關(guān)的(Yu et al.,2003),因此,溶解性有機(jī)物越多,產(chǎn)生的SCFAs也越多.圖 4為空白(不加酶也不加SC)、蛋白酶(0.06 g · g-1,以TS計,下同)和SC+蛋白酶組(SC 0.144、0.432和0.864 g · g-1,蛋白酶0.06 g · g-1)產(chǎn)生的總SCFAs.由圖可知,蛋白酶和SC+蛋白酶組產(chǎn)生的總SCFAs高于空白對照組,最大SCFAs積累量分別達(dá)到1499和1788 mg · L-1(以COD計)(SC 0.432 g · g-1),分別是空白對照組的2.33和2.78倍.SC的投加促使大量固相有機(jī)物溶解到液相,同時也增加了污泥中水解酶含量.大分子溶解性有機(jī)物,如蛋白質(zhì)和碳水化合物等在水解酶的作用下得到高效水解,為酸化過程提供了更多的酸化底物,從而導(dǎo)致SCFAs的大量積累.

  SC的投加可以減少達(dá)到最大SCFAs積累的時間,縮短厭氧消化時間.空白對照組和蛋白酶組的總SCFAs積累量分別在反應(yīng)第7 d和第6 d達(dá)到最大值,而SC+蛋白酶組分別在反應(yīng)第3 d(SC 0.144 g · g-1)、第2 d(SC 0.432 g · g-1)和第4 d(SC 0.864 g · g-1)就達(dá)到了最大值.隨后,在SCFAs消耗菌如甲烷菌等的作用下,生成的SCFAs不斷被降解.由圖 4可知,SC的投加量越大,SCFAs轉(zhuǎn)化降解速率越慢.SC低投加量時(SC 0.144 g · g-1),SCFAs的濃度隨時間下降很快;而SC投加量為0.864 g · g-1時,SCFAs的濃度下降速率趨于平緩.這可能是由于高濃度的SC對產(chǎn)甲烷菌的活性有抑制作用,使SCFAs產(chǎn)生甲烷的途徑受到限制,從而降低了SCFAs的轉(zhuǎn)化速率.

 圖 4 污泥厭氧消化過程中SCFAs的累積量
 

  3.5 SEM圖

  圖 5為污泥經(jīng)不同處理反應(yīng)4 h后的SEM圖,50 μm掃描電鏡下觀察各種處理后污泥的微觀結(jié)構(gòu).原污泥主要是以完整的絮體結(jié)構(gòu)為骨架,污泥表面覆蓋著一層網(wǎng)狀的聚合物,污泥之間被絲狀的粘性物質(zhì)連接著,表面疏松、光滑(圖 5a).經(jīng)水解酶處理后的污泥顆粒變得更細(xì),聚合物組成的網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)被破壞,出現(xiàn)了細(xì)小的絮體(圖 5b).經(jīng)過SC和酶共同處理后的污泥聚合物的網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)被進(jìn)一步破壞,連接在污泥絮體間的絲狀粘性物質(zhì)不見了,出現(xiàn)了更為細(xì)小的絮狀碎片(圖 5c).這說明在SC和酶的共同作用下,污泥中占主要成分的絮體物質(zhì)——EPS的結(jié)構(gòu)被破壞,EPS中的蛋白質(zhì)和碳水化合物不斷溶出,轉(zhuǎn)變?yōu)榭扇苄晕镔|(zhì),從而改變了污泥的結(jié)構(gòu).

 圖 5 污泥經(jīng)不同處理后的SEM圖 (a.原污泥;b.蛋白酶;c. SC+蛋白酶) 

  4 結(jié)論

  1)絡(luò)合劑SC提高了污泥酶水解和酸化的效率,溶解性蛋白質(zhì)和碳水化合物濃度大幅度提高,本研究中SC的最佳投加劑量為0.432 g · g-1.

  2)絡(luò)合劑SC可以提高污泥中SCFAs的積累量,同時減少達(dá)到最大SCFAs積累的時間,縮短厭氧消化時間.空白對照組和蛋白酶組的總SCFAs積累量分別在反應(yīng)第7 d和第6 d達(dá)到最大值,而SC+蛋白酶組(SC 0.432 g · g-1)在反應(yīng)第2 d就達(dá)到了最大值.

  3)SC能夠破壞EPS的網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu),原來被束縛、隱藏于污泥基體中的水解酶得到釋放,從而提高了污泥水解速率.

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