随着活性污泥法的普及应用, 污水处理厂产生大量废弃的活性污泥.根据《中国城乡建设统计年鉴(2015年)》, 中国每年产生750万t污泥(干重), 并且随着污水厂的发展, 城市生活污泥产量还将不断增长^{[1, 2]}.城市生活污水中的污染物转移到污泥中, 其中包含有机质、毒性污染物(重金属、多氯联苯、多环芳烃等)、微生物及病原菌、无机物(盐类)等^[3].污泥处理是污水处理的延续和必然要求, 如果处理处置不当, 将使污水处理成效大打折扣.厌氧消化使污泥中有机物转化为沼气(其中包含60%~70%的甲烷)并实现污泥减量与资源回收, 普遍被认为是处理污泥的最有效方法之一^{[4, 5]}.但是, 由于污泥有机质具有难水解的特点, 导致污泥厌氧消化设施停留时间长、甲烷产率低等问题, 限制了厌氧消化工艺在污泥处理处置中的推广应用.

强化污泥有机颗粒的水解是提高污泥厌氧消化效率的重要技术途径^{[4, 6~8]}.当前研究表明加碱、水热等预处理方法均可有效地强化污泥水解从而提升厌氧转化性能^{[9, 10]}, 尽管这些预处理方法在一定程度上能够改善污泥厌氧消化性能, 但对提高单位污泥有机质的沼气产量尚存在争议.例如, Hamzawi等^[11]的研究发现与对照组相比, 热化学预处理后的污泥尽管污泥有机质溶出性增加, 但污泥厌氧生物降解性与对照组无显著区别. Passos等^[12]的研究发现超声预处理并不能显著提高厌氧产气效果. Appels等^[4]通过对不同泥质污泥预处理效果的总结发现, 最优预处理的条件通常依赖于污泥的性质.事实上, 研究发现金属离子能够改变污泥性质, 从而对单位污泥有机质产沼气产生抑制作用, 例如：张胜等^[13]的研究发现城市污水强化混凝处理过程中引入的金属对污泥的厌氧消化具有抑制作用; 赵鑫^[14]的研究发现投加聚合氯化铁的絮凝污泥厌氧消化产气量较剩余污泥下降51%; Smith等^[15]的研究发现相对不添加铁的污泥, 添加铁的污泥厌氧消化单位有机质产沼气减少12%; Dentel等^[16]的研究发现厌氧消化过程中氨基酸、蛋白质和长链脂肪酸容易受到铁或铝复合物的影响, 降低生物可降解性.对于金属离子对厌氧产气的抑制机制, Sheng等^[17]认为EPS与金属离子之间存在的络合作用, 使细胞结构更加稳定; Dai等^[18]的研究发现污泥有机质在污泥中并不独立存在, 能够与金属离子发生络合作用形成金属-有机质络合物, 限制污泥有机质的厌氧生物转化; Park等^[19]的研究发现, 将污泥中的金属离子提取后, 污泥EPS结构遭到破坏, 污泥水解特性得到提高. Zou等^[20]的研究发现, 添加EDTA能提高厌氧发酵过程中污泥的STOC(溶解性有机碳)和TVFA(总挥发性脂肪酸)浓度.综上所述, 笔者认为, 有机络合态金属离子是造成污泥有机质难于溶出和水解的重要原因, 去除污泥絮体中的有机络合态金属离子, 有利于提高污泥中有机质的溶出和水解特性, 从而强化污泥厌氧生物转化和甲烷产率.

本文中, 为了破坏金属离子与污泥有机质形成的稳定结构, 强化污泥有机质的厌氧消化产沼气, 首先, 采用金属螯合剂EDTA对污泥进行了预处理, 确认了污泥中有机质释放和有机络合态金属离子的去除; 其次, 通过测定污泥有机质溶出表观活化能和有机颗粒的表面位点密度, 表征了预处理前后污泥有机颗粒溶出和水解特性; 最后, 通过BMP测试实验进一步研究了预处理前后污泥有机质厌氧消化过程中VFAs和产甲烷动力学的变化, 以期为强化污泥厌氧消化的预处理技术提供方法参考.

1 材料与方法 1.1 实验污泥

实验污泥取自上海曲阳污水厂, 使用前储存于4℃冰箱中, 基本性质如表 1所示.

1.2 实验设计 1.2.1 去除有机络合态金属实验

EDTA作为普遍应用的金属螯合剂, 具有优良的金属络合能力且难以厌氧分解.因此, 实验组为EDTA预处理的污泥, EDTA投加量(以EDTA/湿污泥计)为15g·kg^-1, 搅拌时间为12 h.搅拌结束后, 使用100 mL离心管, 每管添加60 g±2 g污泥离心(12 000 r·min^-1, 20 min)保留固体, 弃去富含EDTA及金属络合物的上清液, 每管添加12 mL去离子水转移污泥固体并润洗离心管.取重新溶解后的污泥作为厌氧消化污泥测定理化参数.对照组为未预处理污泥, 不添加EDTA, 其他步骤与实验组相同.

1.2.2 厌氧消化产酸实验

根据Oh等的研究^[21], 一定温度的热处理能灭杀产甲烷菌而不影响产氢菌活性, 因此, 本实验中的接种泥经过102℃热处理, 30 min杀灭产甲烷菌, 以探究厌氧消化的水解产酸段.空白组添加18 g消化污泥, 保持实验组与对照组的COD一致, 以COD计接种比(inoculum/substrate, I/S)=0.5.在37℃振荡培养箱中培养16 d.使用岛津GC-1020 plus气相色谱仪测定VFAs.

1.2.3 污泥厌氧消化产甲烷实验

空白组添加120 g接种泥, 接种泥为厌氧消化的生活垃圾有机物, 投加相应质量的实验组和对照组污泥, 保持实验组与对照组的COD一致, 以COD计I/S=0.5, 加水至400 g, 保持3组污泥样品消化过程体积一致.置于37℃水浴, 使用Bioprocess全自动BMP仪, NaOH溶液吸收CO₂以及酸性气体, 测定每日CH₄产量.

1.3 测定指标及方法

文中溶解性指标指污泥经12 000 r·min^-1, 20 min离心, 过0.45 μm滤膜的上清液.所有样品在测试前均于4℃冰箱中保存. TS、VS采用重量法^[22]. COD测定采用重铬酸盐法^[22]. TOC测定使用TOC测定仪(岛津公司TOC-L CPH/CPN).溶解性蛋白质的测定采用Lowry法^[23].溶解性多糖的测定采用蒽酮比色法^[24].有机络合态金属元素测定采用Tessier法^[25]提取, 微波消解后用ICP-AES测定金属元素浓度.表面位点密度(surface site density, SSD)测定采用酸碱滴定法^{[18, 26~28]}.

2 结果与讨论 2.1 污泥性质变化

表 2为对照组和实验组污泥的COD、溶解性蛋白质、溶解性多糖、SSD、主要有机络合态金属和TCOD/TOC的变化.结果表明, 污泥中溶解性有机质含量大幅提升, 其中SCOD增加627%, 溶解性蛋白质和溶解性多糖分别提升158%和148%, 蛋白质的溶出率高于多糖. Park等^[19]认为污泥中与金属离子结合的主要有机质是蛋白质, 其研究结果表明, EDTA预处理破坏了金属离子与蛋白质的结合, 并促进蛋白质从污泥絮体中释放. Yu等^[29]的研究发现Fe、Mg、Ca等是维持污泥絮体结构的主要金属元素, 本实验组污泥中的主要有机络合态金属含量均降低73%, 其中有机络合态铁元素下降93%;其主要原因是EDTA和金属形成稳定的溶解性螯合物并从污泥中溶出.笔者前期的研究发现, 表面位点密度(SSD)可用来表示水解酶与污泥表面结合的位点数^[27].酶是微生物新陈代谢的重要因素, 水解酶与厌氧消化效率密切相关^[30].实验组的SSD较对照组提升73%(如表 2), 表明EDTA预处理后, 污泥表面与水解酶的结合机会增加, 可提高水解酶效率和有机物可生物降解性, 加快水解步骤, 提高后续的厌氧消化产甲烷潜力.此外, Mottet等^[31]通过统计学研究发现, TCOD/TOC表示污泥中还原态碳占总有机碳的比例, 可用来表征污泥中有机碳的厌氧生物转化能力.实验组污泥的TCOD/TOC上升16%, 表明EDTA预处理可增加污泥还原态碳的比重, 暗示该方法能够提高污泥厌氧消化产甲烷潜力.

2.2 污泥有机质溶出特性

大量研究发现水解阶段是污泥厌氧消化的限速步骤^{[4, 8]}, 污泥厌氧消化的水解阶段主要包括污泥有机质从固态的溶出和水溶性大分子有机物水解为微生物可直接利用的小分子有机物, 而前者通常被认为是关键步骤^[4].因此, 提高污泥有机质溶出能力能有效加快水解速度, 提高后续厌氧消化产甲烷水平.污泥有机质溶出的表观活化能(apparent activation energy, AAE)可用来表征污泥有机质溶出所需能量^{[18, 27]}, 说明污泥有机物溶出的难易程度, 为考察对照组和实验组污泥的有机物溶解能力, 本文测定并计算了污泥样品的AAE. AAE可以由Arrhenius公式[式(1)]计算而得, 式(1)可以变换为式(2)的形式便于计算：

(1)

(2)

式中, k为溶解速率常数, h^-1; A为指前因子; R为摩尔气体常数, J·(mol·K)^-1; T为热力学温度, K; E_a为污泥有机质溶出表观活化能, kJ·mol^-1.

污泥有机质溶出过程可用拟一级动力学模型描述：

(3)

式中, c_t为t时刻溶解性TOC(STOC)浓度, mg·L^-1; c_e为反应达到平衡时STOC浓度, mg·L^-1; c₀为初始STOC浓度; k为溶解速率常数, h^-1; t为反应时间, h.

表 3表示对照组和实验组污泥STOC溶出结果按拟一级动力学拟合后的参数. 图 1表示不同温度下(35、45、55℃)对照组和实验组污泥的STOC溶出量随时间的变化.结果可知, 在相同温度下, 实验组污泥的平衡STOC和溶解速率常数k均高于对照组, 说明该方法能有效提升有机质溶出量和溶出速率, 改善污泥中有机物的溶解特性; 该结果同时暗示在后续的厌氧产酸和产甲烷过程中将有更多可被微生物利用的底物, 最终提高微生物的厌氧消化潜力.随着温度的升高, 对照组和实验组污泥的溶解速率常数k增加, 水解速率加快, 平衡STOC浓度增加, 说明提高温度能提升有机质溶出量和溶出速率.此外, 随着温度升高, 对照组和实验组污泥的STOC溶解曲线不断接近; 实验组污泥35℃时与对照组在55℃下的平衡STOC浓度接近, 表明经EDTA预处理后, 污泥中较大部分有机质已经溶出, 温度对其有机质溶出量的影响较小, 实验组污泥在较低的温度下即可达到对照组在较高温度下的溶出效果. 图 2为对照组和实验组污泥的Arrhenius相图和有机质溶出的表观活化能对比.从图 2(a)可知, 在相同温度下, 对照组的溶解速率常数k小于实验组. 图 2(b)为对照组和实验组污泥的AAE值.实验组污泥的有机质溶出表观活化能低于对照组, 下降率为36%, 结果表明, 经EDTA预处理后, 污泥有机质溶出的能量壁垒降低, 污泥有机质的溶出能力提高, 有利于缓解污泥厌氧消化过程水解阶段限速的影响.

2.3 污泥厌氧消化特性 2.3.1 污泥厌氧消化产酸

图 3为对照组与实验组厌氧消化16 d的VFAs变化.实验组污泥的厌氧消化VFAs产量显著高于对照组.实验组和对照组在第4 d时达到最高值, 分别为2 088 mg·L^-1和1 467 mg·L^-1, 提升42%.在第6 d时, 对照组VFAs已大幅下降, 而实验组依然保持较高的浓度, 直到第8 d大幅下降, 暗示实验组可能出现酸抑制现象.对照组VFAs自第4 d后开始持续下降, 直到第16 d降至最低, 而实验组在第14 d后上升, 第16 d小幅回升, 暗示在相同接种比的条件下, 实验组对VFA的利用速率要低于对照组.综合实验结果可知, EDTA预处理能增加厌氧产酸阶段VFAs的产生.这是由于经EDTA预处理后, 污泥有机质溶出表观活化能降低, 有机质大量溶出, 有利于VFAs的形成.

图 4为对照组和实验组污泥厌氧发酵16 d的VFAs不同组分分布变化.乙酸是厌氧产酸阶段VFAs最主要的成分^[32], 在厌氧产酸的前4 d乙酸含量快速上升至最高点, 实验组和对照组分别达到1 206 mg·L^-1和683 mg·L^-1, 占总VFAs的58%和46%.丙酸是厌氧产酸阶段另一种重要的VFAs成分, 在第8 d, 丙酸浓度超越乙酸, 且在第12 d, 实验组和对照组中丙酸含量分别达到最高值, 说明大部分乙酸已经被转化利用.丁酸和戊酸含量相对较低. Yuan等^[33]认为乙酸、丙酸和丁酸主要为多糖和蛋白质发酵产生, 而戊酸主要为蛋白质发酵产生. VFAs的产生和形式与厌氧产酸前的底物密切相关, 乙酸和丙酸在厌氧产酸过程中的大幅上升与EDTA处理后蛋白质和多糖显著提高有关.根据厌氧消化理论, 乙酸可被微生物直接利用产生CO₂和CH₄^[32], 因此从第4 d后, 乙酸最先被分解利用, 其降解速率大于丙酸, 该研究结果与Wang等^[32]的研究一致. Yuan等^[33]和Chen等^[34]认为丙酸、丁酸和戊酸难以被微生物直接利用, 因此实验组在16d时丙酸含量升高, 可能的原因是实验组产生大量的VFAs, 其中难以被微生物直接利用的组分可能会转化为丙酸.

2.3.2 污泥厌氧消化产甲烷

实验组污泥厌氧消化甲烷产量显著高于对照组, 实验组污泥的单位COD产气量提升了48%, 表明该处理方法有效地提高了污泥产气潜能.由于EDTA对厌氧消化产甲烷阶段有抑制作用, 因此, 单位有机质产气量的提高是由于EDTA预处理释放有机质导致的.

此外, 在前7 d, 实验组产甲烷曲线低于对照组, 之后实验组超越对照组并快速增长, 此暗示两组实验的产气动力学可能存在较大差异, 为进一步分析两组实验的产气动力学机制, 本文采用了常用的拟一级动力学模型[式(4)]和修正的Gompertz模型[式(5)]来研究^[35]：

(5)

式中, B为累计甲烷产量, mL; t为厌氧消化时间, d; B₀为基于模型的产甲烷潜力, mL; k_H为水解速率常数, d^-1; R_m为最大产甲烷速率, mL·d^-1; λ为迟滞时间, d.

Bolado-Rodríguez等^[35]的研究认为, 拟一级动力学模型主要应用于描绘和说明水解阶段是厌氧消化过程限速步骤, 而修正的Gompertz模型则假设产甲烷过程是特定功能菌的生长过程, 由于消化过程中存在某种抑制因素, 因而限制了整个消化过程, 通常应用于产甲烷阶段限速的厌氧消化过程.

图 5为动力学模型拟合的厌氧消化22 d甲烷产量变化曲线, 表 4为动力学模型拟合后的相关参数.结果表明, 根据不同动力学模型拟合, 实验组厌氧产甲烷潜力均高于对照组.当以水解反应作为限速步骤, 根据拟一级动力学模型拟合后, 实验组厌氧产甲烷潜力较对照组提升93%(以单位COD计).然而, 对于整个过程的产气速率常数k, 实验组小于对照组.从实际产气曲线可以发现, 实验组在前6 d出现迟滞, 然后进入快速增长阶段.这是由于在厌氧消化前期, 实验组发生VFAs累积, 形成酸抑制, 此可从厌氧产酸阶段第4~6 d实验组VFAs浓度远大于对照组得到证实.为了提高产气速率常数k, 可以适当提高接种比I/S, 防止VFAs在短时间内大量累积, 从而强化产气效率.当根据修正的Gompertz模型拟合后, 实验组厌氧产甲烷潜力较对照组提升56%(以单位COD计), 最大产甲烷速率R_m提升28%, 对照组无迟滞时间, 实验组迟滞时间达到1.06 d.此外, 由拟合度结果可知(表 4), 对照组R_Gompertz²＜R_{first order}², 实验组R_{first order}²＜R_Gompertz², 表明对照组污泥厌氧消化主要受到的水解阶段限速, 实验组污泥的产甲烷阶段成为整个厌氧消化过程的限速阶段, 而水解已经不再是实验组污泥的主要限制因素, 因此, 一旦微生物适应了这种基质, 即度过了迟滞时间, 将获得较高的生物降解动力, 取得较优的产甲烷性能.

综上所述, 经EDTA预处理后, 极大地缓解了污泥水解过程对整个厌氧消化过程的限速影响, 这与污泥有机质溶出的表观活化能降低密切相关.而实验组污泥的迟滞时间与VFAs大幅增长所导致的酸抑制有关, 适当增大接种比可能是缩短迟滞时间的有效方法.

3 结论

(1) 去除有机络合态金属能有效降低有机质溶出反应的能量壁垒, 促进污泥中有机质的溶出.

(2) 去除有机络合态金属能提升污泥厌氧生物制气效果, 其中污泥的厌氧消化产酸能力最大提升42%;厌氧消化产甲烷能力提升48%.此外, 去除有机络合态金属后, 污泥水解酸化已不再是整个厌氧消化过程的限速步骤.

(3) 根据本文实验结果, 去除该有机络合态金属是强化污泥厌氧消化产沼气的有效方法.本研究结果可以为开发有效的污泥厌氧消化预处理技术提供重要的方法支撑.