2019, Vol. 40
2. 华东理工大学资源与环境工程学院, 上海 200237
2. School of Resource and Environmental Engineering, East China University of Science and Technology, Shanghai 200237, China
我国城镇污水处理厂大多采用活性污泥法处理污水, 然而该方法会产生大量的污泥.污泥含有大量有机质, 若不加以处理, 会对环境造成污染.厌氧消化技术是实现污泥减量化、资源化和稳定化的有效手段之一.
污泥厌氧消化过程包括水解、产酸和产甲烷, 水解被认为是整个厌氧消化过程的限制性阶段[1~4].污泥稳定性指污泥通过机械、化学或生物处理, 使处理产物达到不易腐败发臭、控制病原体等要求, 其中厌氧消化处理后污泥稳定控制指标值包括有机物去除率大于40%[5], 也就是说污泥中有机物释放越彻底, 厌氧消化时有机物去除率才会越高, 相应地污泥也才越具有稳定性.因此, 无论厌氧消化水解还是污泥稳定性, 均与污泥有机物释放有关.有研究表明当污泥经过预处理后, 有机物将大量释放出来, 一般地, 污泥预处理方法包括机械法、化学法和生物法[6~9]. Liu等[10]通过超声联合碱试剂预处理污泥时发现有机物水解效率显著提高, 高达60.2%~61.6%. Kim等[11]采用NaOH预处理污泥时发现有机物释放量较不预处理提高39.8%. Zhang等[12]研究了污泥与餐厨垃圾中温厌氧预处理, 结果表明两者预处理24 h后水解效率提高20%.显然, 上述研究中污泥经过不同方法预处理后, 其有机物释放量均得到提高, 但是从有机物释放情况和经济性两方面对不同预处理方法的评价几乎没有, 这对于实际工程应用至关重要.
污泥中的有机物分布在微生物细胞内外, 即胞外聚合物(EPS)和胞内物质, 胞内有机物是否释放需根据细胞是否破损以及破损程度来确定.目前鉴定细胞形态的方法主要采用LIVE/DEAD BacLight染色试剂盒, 即先用SYTO® 9和PI两种染料进行染色, 再用显微镜拍照统计不同形态的细胞数量[13, 14]; 然而显微镜观察样品时易出现重叠现象, 将会导致统计结果存在误差.流式细胞术则采用相同的方法染色, 通过流式细胞仪进行计算、检测每个细胞的形态, 因此比LIVE/DEAD BacLight染色试剂盒更具准确性.
本文分别采用机械法(超声波20 kHz)、化学法(pH 10)和生物法(厌氧70℃)预处理污泥, 首先探讨未预处理污泥、预处理中污泥和预处理后污泥的有机物释放情况; 然后采用流式细胞术鉴定污泥中的细胞形态, 揭示释放的有机物的来源途径; 最后比较分析不同预处理方法的经济性, 通过确定高效经济且使污泥水解效率更高、更具稳定性的预处理方法, 以期为实际工程应用提供技术参考.
1 材料与方法 1.1 试验材料污泥取自上海市曲阳污水处理厂污泥浓缩池, 其主要成分如表 1所示.
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表 1 试验用污泥特性1)/mg ·L-1 Table 1 Characteristics of the sludge/mg ·L-1 |
1.2 试验方法
污泥搅拌均匀后, 等体积(400 mL)投加到各预处理方法对应的装置中. Carrère等[6]对污泥经过机械法、化学法和生物法预处理后的可降解情况进行了综述, 结果表明当污泥可降解性最优时, 对应的超声波预处理工况为20 kHz、200 W、0.5 h, 碱试剂预处理工况为45 meq ·L-1(以NaOH计)、55℃、4 h, 厌氧预处理工况为70℃、48 h, 3种工况预处理后的污泥厌氧消化产气率比空白分别提高138%、88%和28%[15~17].考虑到上述碱试剂预处理工况涉及温度的作用, 为了单独考察碱试剂的影响, 本试验根据已有相关研究对其工况进行了调整[2], 如图 1所示.
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图 1 预处理过程示意 Fig. 1 Procedures of the sludge pretreatments |
超声波20 kHz预处理试验在超声细胞破碎仪(JY88-IIN, 新芝, 中国)中进行, 污泥置于破碎仪配套烧杯中, 为防止超声过程中污泥温度升高, 烧杯置于冰浴中, 破碎仪每超声5 s便停歇5 s, 强度80%, 功率200 W, 反应共进行1 h. pH 10和厌氧70℃两种预处理试验装置采用可密封式耐热玻璃瓶, 反应均进行48 h.其中, pH 10对应的试验用5 mol ·L-1的NaOH溶液调节pH到10, 室温下(15℃)进行; 厌氧70℃对应的试验装置吹氮气3 min, 去除反应器中的溶解氧, 密封置于70℃恒温箱. 3种预处理方法的取样周期分别为15 min(超声波20 kHz)、12 h(pH 10)、12 h(厌氧70℃), 均取4次样品.取出的泥样在转速为4 000 r ·min-1的离心机中离心10 min, 然后用0.45 μm的滤膜抽滤, 滤液用来分析各项指标, 过滤后的水样立即测定.各反应结束时, 取5 mL泥样用于鉴定污泥细胞形态.
1.3 分析方法TSS、VSS采用称重法测定; TCOD、SCOD采用5B-3(B)型COD快速测仪; SC采用苯酚-硫酸比色法, 对应的COD当量是1.07; SP采用Lowry-Folin试剂法, 对应的COD当量是1.5; DNA采用NanoDrop2000分光光度计(Thermo Scientific, 美国)快速测定; pH值和温度采用WTWpH/Oxi340i测定仪测定; SCFAs采用岛津GC-2014气相色谱仪测定, FID检测器, 色谱柱型号及尺寸：Restek StabilWax-DA(30 m×0.32 mm×0.25 μm), 色谱柱采用程序升温, 初始温度为80℃, 升温速率为10℃ ·min-1, 终止温度为200℃, 保留时间2 min, N2为载气, 进样口温度250℃, 进样体积0.5 μL, 本试验中SCFAs包括6种短链脂肪酸, 分别为乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸、正戊酸和异戊酸, 对应的COD当量依次是1.07、1.51、1.82、1.82、2.04和2.04.
细胞形态的鉴定先采用LIVE/DEAD BacLight染色试剂盒染色, 然后通过流式细胞仪计算不同形态下的细胞数量.鉴定原理：LIVE/DEAD BacLight染色试剂盒包括SYTO® 9和碘化丙啶(PI)两种染色剂, SYTO® 9染色剂结合所有细胞的核酸并将其染成绿色, 而PI只能进入细胞膜受损的细胞, 与核酸结合并将其染成红色, 当两种染料共同染色时, 活性细胞为绿色, 死亡细胞为红色.具体步骤如下：①反应结束时, 取5 mL污泥, 离心去除上清液, 并用磷酸缓冲液(PBS, 20 nmol ·L-1, pH 7.0)清洗两次, 倒掉上清液, 加入PBS缓冲液稀释污泥浓度至2 000 mg ·L-1, ②取2 mL稀释污泥进行超声(130 W, 20 Hz, 30 s), 并用0.5%六偏磷酸钠清洗两次, 倒掉上清液, 加入PBS缓冲液进行稀释, 最终使得活性污泥菌液浓度为300~500 mg ·L-1; ③将污泥菌液经过20 μm的细胞过滤器过滤去除大颗粒(防止流式细胞仪被堵塞), 并将1 mL菌液注入FALCON试管里; ④将SYTO® 9和PI两种染色剂按1 :1制备, 取1 μL注入菌液, 并与菌液混合均匀, 染色后的混合液在室温下孵育15 min; ⑤对流式细胞仪(BD FACSCalibur)的荧光波长进行设定, SYTO® 9荧光染料激发波长495 nm、发射波长525 nm, PI荧光染料激发波长536 nm, 发射波长617 nm; ⑥孵育后的菌液上机测量即可求得活性细菌和死亡细菌的数量.
2 结果与讨论 2.1 蛋白质和多糖释放图 2(a)和2(b)分别为不同预处理方法下, 溶解性蛋白质(SP)和溶解性多糖(SC)随时间的变化情况.从图中可以看出, 尽管预处理方法不同, SP和SC的变化趋势基本相同, 均呈现增长趋势, 不过随着反应的进行, 增长速率均降低.这可以用SP、SC的释放速率和被转化利用速率解释, 当释放速率远大于被转化利用的速率时, SP、SC浓度呈现增长趋势且增长速率快; 当释放速率略大于被转化利用的速率时, 仍呈现增长趋势但增长速率降低. SP和SC是产酸菌生成SCFAs需要的主要基质[1].
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图 2 不同预处理方法时的溶解性蛋白质、溶解性多糖、SCFAs和总溶解性蛋白质多糖浓度 Fig. 2 Soluble protein, carbohydrate, SCFAs, and total soluble protein and carbohydrate in sludge after the different pretreatments |
图 2(c)为各反应器中SCFAs积累情况.随着反应的进行, 超声波20 kHz和厌氧70℃中的SCFAs增长后基本维持稳定, 而pH 10中的SCFAs在反应后期略有下降, 这可能是因为少量的SCFAs被转化生成了甲烷.有研究报道污泥碱性厌氧发酵时产甲烷菌仍存在, 且可生成少量的甲烷[2, 18].整个反应过程SCFAs积累浓度排序为厌氧70℃>pH 10>超声波20 kHz.污泥预处理后总溶解性蛋白质和多糖量包括两部分：反应器中SP和SC的净含量与被转化生成SCFAs的SP和SC, 如图 2(d)所示.反应结束时, 各反应器中总溶解性蛋白质和多糖的量(以COD计, 下同)分别为5 525.4 mg ·L-1 (超声波20 kHz)、7 516.0 mg ·L-1(pH 10)以及7 892.5 mg ·L-1(厌氧70℃), 与预处理前污泥相比, 总溶解性蛋白质和多糖的量分别增加了11.5倍、16.9倍和17.8倍, 显然pH 10和厌氧70℃下的释放量更多.徐慧敏等[19]在超声联合低温热水解促进剩余污泥破解和厌氧消化的研究中, 采用超声20 kHz和厌氧-80℃预处理污泥, 得出预处理后的溶解性蛋白质和多糖浓度比原污泥的分别增加了318%、326%和375%、382%, 厌氧-80℃较超声20 kHz对有机质释放效果更好.袁光环等[20]研究了酸-碱预处理促进剩余污泥厌氧消化, 结果表明污泥经过pH 10预处理2 d后, 溶解性SCOD较初始增加了44.9倍.已有研究表明预处理导致污泥细胞破壁, 胞内和胞外聚合物中有机质由固相向液相转移, 使得溶解性蛋白质、溶解性多糖和挥发性有机酸等浓度不断增加[21], 本研究与已有研究的结论一致.假设总溶解性蛋白质和多糖全部可用作产SCFAs的基质, pH 10和厌氧70℃预处理后的污泥更有利于产酸阶段SCFAs大量积累.
2.2 DNA释放图 3为不同预处理方法污泥中DNA浓度变化情况.显然, 随着反应的进行, 3种预处理方法下的DNA浓度均呈现增长的趋势, 特别地, 污泥经过pH 10和厌氧70℃预处理后, DNA浓度更高, 反应结束时, DNA浓度分别达到1 343.3 mg ·L-1(pH 10)和1 766.1 mg ·L-1(厌氧70℃), 分别是超声20 kHz的3倍和4倍. Guo等[22]在研究超声法和碱试剂法提取EPS时, 得出采用1 mol ·L-1NaOH处理污泥时的DNA释放浓度高于超声波法的, 这与本试验的研究结果一致.
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图 3 不同预处理方法时的DNA释放情况 Fig. 3 DNA release after the different pretreatments |
综合蛋白质、多糖和DNA释放量, pH 10和厌氧70℃预处理后的污泥有机物释放量较超声波预处理多, 也即预处理后的污泥也更具有稳定性.污泥中有机物分布在细胞内和细胞外, 细胞外主要是EPS.有研究表明超声波所产生的剪切力和空穴形成的压力可冲击而剥离EPS[22, 23]; 碱性pH能分离EPS中的酸性基团, 导致带负电荷的EPS彼此排斥, 增加EPS溶解性; 厌氧加热使污泥结构变松散, 且加剧分子运动, 增大EPS各成分的可溶性.因此得出, 3种预处理方法下释放的有机物来源途径之一是EPS.然而, 胞内有机物是否释放需根据细胞是否破损以及破损程度来确定.
为了考察细胞破损情况, 采用流式细胞术对各反应结束时的细胞形态进行了鉴定分析. 图 4为不同细胞形态的分区, 根据荧光信号强度, 将细胞划分成4个区域, Q1表示死亡细胞, 细胞膜已破损, Q2和Q3表示活性细胞, Q4为无生命杂质.
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图 4 不同细胞形态的划分 Fig. 4 Four regions used to distinguish live cells and dead cells |
污泥经过预处理后的细胞形态分布情况, 如图 5所示.从中可以看出, 超声波20 kHz、pH 10和厌氧70℃预处理后污泥中死亡细胞率依次为34.5%、61.6%和59.9%, 比预处理前污泥(16.0%)分别提高18.5%、45.6%和43.9%.这是因为超声波、碱性pH和厌氧70℃超出了大多细菌的生存环境, 当其耐受不住外界环境影响时, 细胞壁和细胞膜被破损.
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图 5 污泥预处理前后不同细胞的比例 Fig. 5 Ratios of different cells in sludge after the pretreatments |
图 5数据还表明不同预处理方法下的细胞膜破损程度不同, pH 10和厌氧70℃较强, 而超声波较弱.有研究表明污泥中DNA浓度越高, 死亡细胞也越多[24~26], 图 3显示pH 10和厌氧70℃下的DNA浓度高于超声20 kHz的, 这与通过流式细胞术鉴定不同预处理方法下的细胞死亡率高低基本一致.基于细胞破损情况, 说明3种预处理方法下污泥胞内有机物均进行了释放.肖本益等[27]研究了污泥碱处理过程中的微生物细胞结构损伤, 结果也表明在污泥的碱处理过程中, 污泥微生物细胞结构会随着碱处理值的升高而受到损伤, 导致细胞物质的释放, 当pH在10.0~12.5之间, 污泥微生物细胞壁和细胞膜的损伤速率最大.
2.4 预处理后污泥稳定性分析文献[5]中指出, 厌氧消化后污泥稳定控制指标及限值为：有机物去除率大于40%, 粪大肠杆菌菌值大于0.5×10-6.作为厌氧消化的一部分, 预处理后污泥有机物去除率大小将影响厌氧消化后污泥的稳定性. 表 2为不同预处理方法下污泥有机物去除率, 污泥经过pH 10预处理后的有机物去除率达19.1%, 紧接其后的是厌氧70℃, 而超声-20kHz预处理后的污泥有机物去除率仅有7.6%, 这与其蛋白质、多糖和DNA的释放量多少(图 2和图 3)一致.因此, 就污泥稳定性而言, pH 10预处理污泥更具稳定性, 可为后续厌氧消化后污泥稳定性做出贡献.杨洁等[28]研究污泥碱解和超声破解预处理的效果时, 同样得出碱解时污泥VSS最大减少率(NaOH/TS=0.04)比超声(1 h)高.
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表 2 预处理后污泥有机物去除率 Table 2 Organic matter removal ratio of sludge after the pretreatments |
2.5 经济性分析
为比较不同污泥预处理方法的经济性, 表 3列出了3种预处理方法不同项目的产出/消耗情况(不考虑时间因素).首先, 污泥预处理后的总溶解性蛋白质和多糖的释放量(以COD计, 下同)分别为5.5 kg ·L-1(超声波20 kHz)、7.5 kg ·L-1(pH 10)和7.9 kg ·L-1(厌氧70℃), 同样假设总溶解性蛋白质和多糖全部用作产SCFAs, 则分别相当于6.6、9.1和9.2元的甲醇.鉴于3种预处理方法均需要输入能量, 分析经济性时, 能量消耗也被考虑在内.超声波破碎仪功率200 W, 工作1 h(超5 s、停5 s)消耗的电量是0.1 kW ·h, 电价约1元·(kW ·h)-1, 则能源消耗是0.1元; 为控制pH为10, pH 10预处理试验共消耗10.5 mL的5 mol ·L-1的NaOH溶液, 即2.1 g NaOH, 折合人民币0.042元(NaOH分析纯片状500 g, 市场价约10元); 厌氧70℃试验中使用的恒温箱功率为1040 W, 根据热量计算公式得出该恒温箱开始将温度从室温15℃加热到70℃的电量消耗为3.2 kW ·h, 由于恒温箱的保温作用, 恒温箱后续维持70℃的工作时间约8 h, 电量消耗约8.2 kW ·h, 电价约1元·(kW ·h)-1, 得出能源消耗是11.4元.最终, 单位体积污泥经pH 10预处理时可节约成本22.8元, 比超声20 kHz和厌氧70℃分别多节约了28.5%和124.1%.
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表 3 不同污泥预处理方法的经济分析1) Table 3 Economic assessment of different sludge pretreatments |
3 结论
(1) 与超声波20 kHz相比, pH 10和厌氧70℃预处理后的污泥能释放较多的有机物, 有机物去除率分别为19.1%和13.8%, 因此污泥也更具稳定性.
(2) 超声波20 kHz、pH 10和厌氧70℃预处理后的污泥细胞死亡率比预处理前分别提高18.5%、45.6%和43.9%, 3种预处理方法下释放的有机物来源既有EPS又有胞内有机物.
(3) 单位体积污泥经pH 10预处理比超声20 kHz和厌氧70℃分别多节约28.5%和124.1%, 污泥采用pH 10预处理更具经济性.
(4) 基于本研究中污泥有机物释放量和经济性, 预处理污泥时宜选择化学法(pH 10).
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