鄧永超,趙建偉,李小明*,楊 麒,徐秋翔,劉 軍,王利群,易開(kāi)心

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礦化垃圾對(duì)剩余污泥厭氧水解、酸化的影響

鄧永超1,2,趙建偉1,2,李小明1,2*,楊 麒1,2,徐秋翔1,2,劉 軍1,2,王利群1,2,易開(kāi)心1,2

(1.湖南大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 410082；2.湖南大學(xué)環(huán)境生物與控制教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖南 長(zhǎng)沙 410082)

通過(guò)向剩余污泥發(fā)酵系統(tǒng)中加入不同劑量的礦化垃圾的方法,探究了礦化垃圾對(duì)剩余污泥厭氧水解、酸化過(guò)程的影響.結(jié)果表明,添加1/3g/g TSS(總懸浮固體)劑量以內(nèi)的礦化垃圾能顯著提高WAS的水解、酸化過(guò)程,且礦化垃圾的最佳投加量為1/3g/g TSS,在此條件下,試驗(yàn)組SCOD/TCOD以及最大產(chǎn)酸量(183.45mg COD/g VSS,發(fā)酵時(shí)間為6d)均高于空白組(79.45mg COD/g VSS,發(fā)酵時(shí)間為10d).機(jī)理研究表明,礦化垃圾能夠促進(jìn)污泥的溶解、蛋白質(zhì)和多糖的水解以及氨基酸和葡萄糖的酸化.在投加礦化垃圾的反應(yīng)體系中與水解、酸化有關(guān)酶的活性也均高于空白試驗(yàn)組,進(jìn)一步證實(shí)了礦化垃圾能夠強(qiáng)化污泥厭氧發(fā)酵的水解酸化反應(yīng).

剩余污泥；礦化垃圾；水解；酸化；短鏈揮發(fā)性脂肪酸

應(yīng)用剩余污泥厭氧發(fā)酵得到學(xué)者的廣泛關(guān)注,一方面能得到有價(jià)值的副產(chǎn)物(短鏈揮發(fā)性脂肪酸,氫氣等),另一方面能夠?qū)崿F(xiàn)污泥的減量化與資源化[1-2].污泥厭氧發(fā)酵過(guò)程通常包含了水解、酸化和甲烷化3個(gè)連續(xù)反應(yīng),水解是污泥厭氧發(fā)酵的限速步驟,直接影響了厭氧發(fā)酵后續(xù)階段反應(yīng)中目標(biāo)產(chǎn)物的獲取,如:短鏈脂肪酸的積累或氫氣、甲烷的富集.

為了提高污泥厭氧發(fā)酵水解的速率,機(jī)械、化學(xué)藥劑、生物等預(yù)處理方法被應(yīng)用于污泥發(fā)酵系統(tǒng).姜蘇等[4]研究顯示,添加表面活性劑SDBS能促進(jìn)剩余污泥水解酸化;趙建偉等[2]研究發(fā)現(xiàn)游離亞硝酸(FNA)聯(lián)合堿性發(fā)酵(即pH=10)可有效促進(jìn)剩余污泥溶解從而提高剩余污泥的產(chǎn)酸量及其產(chǎn)酸效率;外加酶[5-6]等也被研究報(bào)道可以促進(jìn)剩余污泥的水解酸化.然而上述預(yù)處理方式需要大量的能量輸入或者化學(xué)試劑消耗[7],所以亟待研發(fā)一種高效且能量消耗低的促進(jìn)方式.

礦化垃圾是指填埋場(chǎng)達(dá)到穩(wěn)定化狀態(tài)時(shí)的填埋垃圾,礦化垃圾含有大量的降解性微生物(尤其是厭氧微生物菌群),同時(shí)還含有豐富的酶類,如能促進(jìn)有機(jī)質(zhì)水解的脲酶[8].應(yīng)用礦化垃圾中富含的微生物及酶實(shí)現(xiàn)了生活污水、垃圾滲濾液等廢水的良好處理[10].曹先艷等[11]利用礦化垃圾與剩余污泥聯(lián)合作用有效提高了餐廚垃圾發(fā)酵產(chǎn)氫的速率與產(chǎn)量.Li等[12]通過(guò)投加10g礦化垃圾、20g餐廚垃圾與4.9g剩余污泥的發(fā)酵體系中實(shí)現(xiàn)了最大產(chǎn)氫濃度達(dá)到26.6%,相比空白組的6.37%氫氣濃度提高了近3倍.上述研究發(fā)現(xiàn)利用礦化垃圾能夠明顯提高厭氧發(fā)酵體系微生物的活性,促進(jìn)厭氧體系發(fā)酵產(chǎn)氫.礦化垃圾含有的益微生物群與剩余污泥中微生物的協(xié)同作用、礦化垃圾自身所含腐殖質(zhì)對(duì)厭氧發(fā)酵的積極作用等是有效促進(jìn)餐廚垃圾發(fā)酵產(chǎn)氫主要原因.鑒于礦化垃圾特有的屬性,利用礦化垃圾處理剩余污泥提高厭氧水解和酸化速率的研究至今尚未見(jiàn)有報(bào)道.

本文研究了礦化垃圾對(duì)剩余污泥厭氧水解、酸化的影響.首先探究了不同礦化垃圾的投加量對(duì)污泥水解、酸化速率的影響.再者,探究了礦化垃圾作用下剩余污泥厭氧水解酸化的機(jī)理,旨在為提高剩余污泥厭氧發(fā)酵的速率以及后續(xù)階段產(chǎn)物量提供一種低耗高效的方法與一定理論依據(jù),同時(shí)為礦化垃圾的開(kāi)采利用實(shí)現(xiàn)“以廢治廢”提供新思路.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)所用剩余污泥取自長(zhǎng)沙市第二污水處理廠回流污泥泵房,取回的剩余污泥先過(guò)篩,篩除一些大體積的雜物;然后放置于4℃下沉淀24h后,排除上清液待用.沉淀后污泥主要性質(zhì)如下:pH值6.8±0.1,總化學(xué)需氧量(TCOD)(12998± 53)mg/L,可溶解性化學(xué)需氧量(SCOD)(174± 13)mg/,總蛋白質(zhì)濃度(8399±45)mg COD/,總糖濃度(1256±23)mg COD/,總懸浮固體(TSS) (12692±49)mg/L,揮發(fā)性固體(VSS)(10045± 45)mg/L.

表1 剩余污泥、礦化垃圾重金屬含量(mg/g)Table 1 The concentrations (mg/g, dry weight) of heavy metals in WAS and aged refuse (mg/g)

實(shí)驗(yàn)所用礦化垃圾取自山西省太原市某垃圾填埋廠(填埋方式山谷型)填埋年齡為8年以上的礦化垃圾,取回的礦化垃圾先過(guò)篩,篩除大體積的木塊、塑料、玻璃等無(wú)機(jī)雜物.然后過(guò)2mm的篩,以篩下物做實(shí)驗(yàn)投加物.礦化垃圾pH值7.3±0.2,含水率(10.02±0.35)%,有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)(9.54±0.22)%.總固體(TS)(0.896±0.012)g/g,揮發(fā)性固體(VS)(0.098±0.005)g/g,總氮(TN)質(zhì)量分?jǐn)?shù)(0.78±0.15)%,Mn(錳)(0.5527±0.0005)mg/g.

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

研究就礦化垃圾投加對(duì)剩余污泥厭氧發(fā)酵水解酸化階段的影響方面做相關(guān)探索,將礦化垃圾按一定梯度比例投入剩余污泥中,在(20± 0.1)℃下厭氧發(fā)酵15d,對(duì)礦化垃圾作用下剩余污泥厭氧發(fā)酵水解酸化做進(jìn)一步探索與研究,以期為后續(xù)投入污水廠聯(lián)合垃圾填埋廠的實(shí)際應(yīng)用提供一定的理論及數(shù)據(jù)支持.

批次實(shí)驗(yàn):首先在7個(gè)有效工作容積為2L的厭氧反應(yīng)器中等量加入剩余污泥,按照礦化垃圾:污泥中總懸浮固體質(zhì)量為1:4、1:3、1:2、1:1.5、1:1向前5個(gè)反應(yīng)器中投加一定量的礦化垃圾;一個(gè)反應(yīng)器不添加礦化垃圾,該反應(yīng)器作為空白對(duì)照組;最后一個(gè)反應(yīng)器投加12.69g礦化垃圾和1000mL蒸餾水作為排異實(shí)驗(yàn)組.再者,為探究與論證礦化垃圾中微生物以及其他因素對(duì)剩余污泥厭氧水解酸化的影響,實(shí)驗(yàn)將礦化垃圾在160℃高溫下滅活2h后按上述批次實(shí)驗(yàn)的比例投加量加入1000mL剩余污泥中于另外同樣大小的厭氧反應(yīng)器中.上述厭氧反應(yīng)器內(nèi)置攪拌器,反應(yīng)過(guò)程中攪拌器均勻轉(zhuǎn)動(dòng),轉(zhuǎn)速為120r/ min.反應(yīng)初始向各反應(yīng)器中投加2mol/L HCl或2mol/L NaOH調(diào)至相同的pH值10±0.1.再向反應(yīng)器中通入氮?dú)?min以驅(qū)除殘余的空氣,保證厭氧環(huán)境.最后將反應(yīng)器放置于(20±0.1恒溫生化培養(yǎng)箱中厭氧發(fā)酵并.

模擬水解實(shí)驗(yàn):采用人工配水,以剩余污泥為接種物.在人工配水與接種污泥構(gòu)成的泥水混合中蛋白質(zhì)濃度和碳水化合物濃度與實(shí)驗(yàn)污泥中總蛋白質(zhì)濃度,碳水化合物濃度相同情況下,研究最佳礦化垃圾投加量下,礦化垃圾對(duì)污泥厭氧發(fā)酵中水解,酸化階段的影響(考慮礦化垃圾投加量以剩余污泥中TSS為參照指標(biāo),模擬水解實(shí)驗(yàn)中接種污泥與水的比例改進(jìn)為3:7)

模擬水解階段探究:將含有3.94g牛血清蛋白(BSA)與0.83g左旋糖苷(Dextran)的700mL蒸餾水與300mL接種污泥構(gòu)成人工泥水混合物裝進(jìn)2L的反應(yīng)器中,然后向該容器中加入最佳的礦化垃圾投加量進(jìn)行厭氧發(fā)酵,按一定發(fā)酵時(shí)間測(cè)定容器中BSA、Dextran的濃度,求得對(duì)應(yīng)降解率大小即可模擬表征該發(fā)酵時(shí)間下污泥的水解程度.同時(shí)按以上步驟設(shè)置不加礦化垃圾的空白對(duì)照組

模擬酸化階段探究:方法同水解階段探究,將上述實(shí)驗(yàn)中3.94g牛血清蛋白(BSA)與0.83g左旋糖苷(Dextran)改換為3.94g L-丙氨酸(L- alanine)與0.83g葡萄糖(Glucose),其余步驟方法同上.求得L-丙氨酸與葡萄糖在一定發(fā)酵時(shí)間的降解率即可模擬表征該發(fā)酵時(shí)間下污泥的酸化程度.同時(shí)按以上步驟設(shè)置不加礦化垃圾的空白對(duì)照組

礦化垃圾中重金屬對(duì)剩余污泥厭氧水解酸化的影響實(shí)驗(yàn),配制表1中幾類合適濃度重金屬鹽與錳鹽溶液,按上述批次實(shí)驗(yàn)投加礦化垃圾中重金屬含量加入1000mL剩余污泥與厭氧發(fā)酵裝置于同等條件發(fā)酵15d并按一定時(shí)間計(jì)劃抽取樣品測(cè)定相關(guān)指標(biāo).

1.3 分析項(xiàng)目及檢測(cè)方法

TSS,VSS,SCOD,TCOD按照標(biāo)準(zhǔn)檢測(cè)方法進(jìn)行檢測(cè)[13].蛋白質(zhì)采用Folin-酚法測(cè)定,以牛血清蛋白為標(biāo)準(zhǔn)物[14];多糖采用苯酚-硫酸比色法進(jìn)行測(cè)定,以葡萄糖為標(biāo)準(zhǔn)物[15];SCFA采用Agilent 7890氣相色譜儀測(cè)定,測(cè)定時(shí)采用FFAP色譜柱[1];重金屬的測(cè)定采用國(guó)標(biāo)法(火焰原子分光光度法),有機(jī)質(zhì)采用灼燒重量法,蛋白酶活力采用3.5-二硝基水楊酸比色法測(cè)定[16-17].α-葡萄糖苷酶等與SCFA有關(guān)酶活性檢測(cè)詳見(jiàn)相關(guān)文獻(xiàn)[18-19].微生物群落種類及多樣性采用(PCR- DGGE)變性梯度凝膠電泳技術(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 礦化垃圾投加量對(duì)污泥水解的影響

污泥厭氧發(fā)酵首先經(jīng)過(guò)溶解-水解反應(yīng),將顆粒狀的有機(jī)物變成水溶性的物質(zhì).圖1為礦化垃圾投加量對(duì)SCOD/TCOD隨發(fā)酵時(shí)間變化的影響反映水解程度[20-21](誤差棒代表3次實(shí)驗(yàn)的標(biāo)準(zhǔn)偏差).

如圖1所示,在礦化垃圾存在的反應(yīng)體系中,SCOD/TCOD呈現(xiàn)先急劇升高后逐漸下降的趨勢(shì).而空白試驗(yàn)組中SCOD/TCOD呈現(xiàn)逐漸上升后下降的趨勢(shì).在礦化垃圾投加量為1/4、1/3、1/1.5g/g TSS時(shí),SCOD/TCOD在發(fā)酵第5d到達(dá)最大值分別為30.42%、、20.27%,當(dāng)?shù)V化垃圾投加量為1/2、1/1g/g TSS時(shí),SCOD/TCOD分別在第6d和第4d到達(dá)最大值26.46%、.而在空白試驗(yàn)組中,SCOD/TCOD在第10d達(dá)到最大值僅為.礦化垃圾單獨(dú)發(fā)酵的排異實(shí)驗(yàn)組SCOD/TCOD值很低且變化不大,因此可以排除礦化垃圾水解提供發(fā)酵體系溶解性蛋白質(zhì),糖濃度增加的可能.

此外,如圖1所示,當(dāng)?shù)V化垃圾的投加量在0g/g TSS到1/3g/g TSS時(shí),水解程度與投加量呈現(xiàn)正相關(guān),然而當(dāng)投加量大于1/3g/g TSS時(shí),隨著礦化垃圾投加量的增加,水解程度逐漸下降.并當(dāng)?shù)V化垃圾投加量在1/1g/g TSS時(shí),污泥的水解受到一定的抑制.0g/g TSS到1/3g/g TSS劑量范圍礦化垃圾投加促進(jìn)剩余污泥水解的原因可能是礦化垃圾在填埋期間經(jīng)過(guò)了長(zhǎng)期的厭氧消化階段,形成了種類豐富、數(shù)量繁多的厭氧微生物菌群,將礦化垃圾投入剩余污泥中,增加了污泥厭氧發(fā)酵體系中厭氧種群的種類和數(shù)量,礦化垃圾中的微生物與污泥中本身具有的微生物群體形成協(xié)同作用,形成更好的厭氧發(fā)酵微生物鏈,提高污泥中厭氧微生物的活性,從而加快了污泥厭氧發(fā)酵過(guò)程,提高了污泥中固相有機(jī)物的水解速率,從而使SCOD/TCOD值增加.此外,礦化垃圾中還含有種類繁多,數(shù)量巨大的各類降解酶和水解酶,如:脲酶,蛋白酶,淀粉酶,纖維素酶等.將礦化垃圾加入剩余污泥中,即相當(dāng)于向污泥中加入了一定量的降解型和水解型酶類,在酶的催化作用下,污泥中的胞外聚合物和固相有機(jī)物中會(huì)不斷溶出溶解有機(jī)質(zhì),有機(jī)質(zhì)的主要成分蛋白質(zhì)及碳水化合物會(huì)被水解為相應(yīng)的小分子物質(zhì)[22](蛋白質(zhì)水解生成多肽,氨基酸等,氨基酸又經(jīng)過(guò)脫氨作用水解成低分子的有機(jī)酸,氨及二氧化碳[23];碳水化合物則水解為多糖及單糖),也會(huì)使污泥中SCOD/ TCOD值增加.圖中1/1g/g TSS高劑量礦化垃圾表現(xiàn)出明顯抑制水解使SCOD/TCOD值減小可能是礦化垃圾中重金屬及毒性物質(zhì)積累到一定濃度對(duì)厭氧體系中的微生物產(chǎn)生了毒害作用.

綜上所述,礦化垃圾在一定的投加范圍內(nèi)對(duì)污泥的厭氧水解具有一定的促進(jìn)作用,且礦化垃圾的最佳投加量為1/3g/g TSS.

污泥外部包裹著大量的胞外聚合物(EPS), EPS的主要成分為蛋白質(zhì)及多糖[18].EPS的存在嚴(yán)重限制了胞內(nèi)物質(zhì)的釋放及利用.礦化垃圾中富含的厭氧微生物群落及酶能夠分解污泥外包裹的EPS,使得顆粒狀的物質(zhì)轉(zhuǎn)變?yōu)槿芙庑晕镔|(zhì)以便后續(xù)反應(yīng)的利用.在礦化垃圾投加量為1/3g/g TSS時(shí),溶解性的蛋白質(zhì)及多糖的量在相同的發(fā)酵時(shí)間均高于其他組,這也說(shuō)明礦化垃圾能夠促進(jìn)污泥的水解,且礦化垃圾的最佳投加量為1/3g/g TSS.

2.2 礦化垃圾的投加對(duì)污泥酸化,產(chǎn)酸的影響

礦化垃圾投加量與發(fā)酵時(shí)間對(duì)剩余污泥產(chǎn)生的總SCFAs濃度的影響如圖4所示,不同礦化垃圾投加量1/4,1/3,1/2,1/1.5,1/1g/g TSS下,剩余污泥產(chǎn)生的SCFAs的最大濃度依次分別為158.43, 183.45,147.57,111.77,且最大濃度分別出現(xiàn)在第7d,第6d,或第5d,空白組則是在第10d達(dá)到最大SCFAs濃度79.45mg COD/g VSS.由此可見(jiàn),相比空白組, 1/4g/g TSS至1/1.5g/g TSS范圍劑量的礦化垃圾的投加顯著的提高了剩余污泥SCFAs產(chǎn)量,且有效的縮短了最佳產(chǎn)酸時(shí)間.

礦化垃圾投加量由1/4g/g TSS增加至1/3g/g TSS,SCFAs增加量與礦化垃圾的投加量呈正相關(guān),且最佳產(chǎn)酸時(shí)間也逐漸減少.其中在礦化垃圾為1/3g/g TSS時(shí),反應(yīng)體系中產(chǎn)酸量最大,且最佳反應(yīng)時(shí)間為第6d;礦化垃圾投加量從1/3g/g TSS增加到1/1g/g TSS時(shí),SCFAs增加量隨礦化垃圾的增加而減小.因此,合適范圍劑量的礦化垃圾可以促進(jìn)污泥水解酸化,加快水解產(chǎn)物的酸化過(guò)程,提高污泥發(fā)酵的最大產(chǎn)酸量.發(fā)生這一現(xiàn)象的主要可能原因是:適量礦化垃圾的投加提高了污泥厭氧體系的微生物種類和數(shù)量,提高了污泥厭氧體系的微生物活性與相應(yīng)水解酶、酸化產(chǎn)酸酶的相對(duì)酶活,使污泥的水解,酸化反應(yīng)速度加快從而使污泥水解酸化效率提高;另外礦化垃圾中種類豐富、數(shù)量繁多的腐殖酸也是提高和加快污泥酸化產(chǎn)酸的原因,Liu等[24]在此方面有相關(guān)研究.比較實(shí)驗(yàn)組數(shù)據(jù)可以看出最優(yōu)礦化垃圾投加量為1/3g/g TSS,污泥在該濃度下產(chǎn)酸量最大且酸化時(shí)間較短.礦化垃圾投加過(guò)多(如實(shí)驗(yàn)組1/1g/g TSS)出現(xiàn)酸化抑制可能是由于其中的重金屬及其毒性物質(zhì)對(duì)厭氧微生物體系協(xié)同作用的破壞導(dǎo)致.單獨(dú)礦化垃圾厭氧發(fā)酵的實(shí)驗(yàn)組總SCFAs濃度較低且變化較小,即可忽略礦化垃圾添加對(duì)實(shí)驗(yàn)組SCFAs產(chǎn)生的影響.

總SCFAs主要由乙酸、丙酸、異丁酸、丁酸、異戊酸、戊酸六種短鏈揮發(fā)性性脂肪酸組成.SCFA的組分對(duì)于其后期利用至關(guān)重要[25], 研究表明乙酸有利于生物脫氮,丙酸更有利于生物除磷[26-27].

如圖5所示,各反應(yīng)器中乙酸與丙酸的所占的比例最大,其次為丁酸和異丁酸所占比例較大.隨著礦化垃圾投加量的增加,乙酸、丙酸、丁酸以及異丁酸所占總酸的比例有所增加,其中丁酸及異丁酸增加較為明顯,丁酸+異丁酸占總酸的比例從空白組的17.23%,隨著礦化垃圾投加量的增加依次提高到26.79%、31.37%、30.24%、28.33%、32.06%.相對(duì)長(zhǎng)鏈的戊酸,異戊酸所占總SCFA百分比逐漸減小.其中,投加量為1/1.5g/g TSS的實(shí)驗(yàn)組達(dá)到最大SCFAs濃度時(shí),戊酸所占百分比為0,投加量為1/1g/g TSS的實(shí)驗(yàn)組SCFAs濃度達(dá)到最大時(shí),戊酸、異戊酸所占百分比為0;實(shí)驗(yàn)組中丁酸、異丁酸所占百分比隨礦化垃圾投加量的增加而增大;這可以說(shuō)明礦化垃圾的投加可以有效促進(jìn)污泥酸化過(guò)程中較短鏈脂肪酸,尤其是丁酸、異丁酸的形成,減少短鏈脂肪酸中相對(duì)長(zhǎng)鏈的脂肪酸(戊酸,異戊酸)生成.

2.3 礦化垃圾強(qiáng)化剩余污泥水解、酸化的機(jī)理研究

表2 礦化垃圾對(duì)模擬物質(zhì)的降解率的影響Table 2 Effect of aged refuse on the degradation rate of model compounds

從表2可以看出,最佳礦化垃圾1/3g/g TSS投加量下,模擬水解實(shí)驗(yàn)中的BSA、Dextran降解率從發(fā)酵第1d的15.87%、27.34%增加到產(chǎn)酸量最大的第6d的54.45%、65.16%,均明顯高于空白組BSAn降解率在發(fā)酵第1d的7.23%、8.45%增加到第6d的18.84%、26.44%.同時(shí),模擬水解實(shí)驗(yàn)中最佳礦化垃圾1/3g/g TSS投加量下-alanine、Glucose降解率從發(fā)酵第1d到最大產(chǎn)酸量第6d同樣均高于空白組中L-alanine、Glucose降解率,且直至產(chǎn)酸量最大的第6d,空白組與實(shí)驗(yàn)組間降解率的差距有所增加.上述模擬實(shí)驗(yàn)結(jié)果與圖1的分析完全吻合,主要原因可能是礦化垃圾的投加增加了污泥厭氧發(fā)酵體系中厭氧種群的種類與數(shù)量,提高了污泥厭氧體系的微生物活性,從而增加了體系中相應(yīng)水解酶與酸化酶濃度與酶活,有效促進(jìn)了污泥的水解、酸化.

蛋白酶、α-葡萄苷酶是污泥水解蛋白質(zhì)和多糖的關(guān)鍵酶類[17],磷酸轉(zhuǎn)乙酰酶(PTA)、磷酸轉(zhuǎn)丁酸酶(PTB) 是污泥發(fā)酵過(guò)程中與SCFA的產(chǎn)生有密切關(guān)系的相關(guān)酶[19].酶的活性能夠直接反應(yīng)污泥的水解酸化程度.圖6所示為最佳礦化垃圾投加量與空白對(duì)照組在溶解性碳水化合物濃度最大時(shí)的α-葡萄糖苷酶、溶解性蛋白質(zhì)濃度最大時(shí)的蛋白酶、以及最大產(chǎn)酸量時(shí)的PTA、PTB酶相對(duì)酶活比較(表3為實(shí)測(cè)酶活).由圖6可知,1/3g/g TSS礦化投加量的實(shí)驗(yàn)組在SCFA濃度最大時(shí)的蛋白酶相對(duì)酶活為242%,α-葡萄苷酶相對(duì)酶活為189%,兩者的相對(duì)活性均高于空白對(duì)照組.由此可直觀的表明,礦化垃圾的投加能夠促進(jìn)有機(jī)物的溶出,強(qiáng)化污泥的水解反應(yīng).與此同時(shí),礦化垃圾投加實(shí)驗(yàn)組,PTA及PTB的活性也均高于空白組,這也說(shuō)明礦化垃圾的投加能夠提高污泥的酸化過(guò)程,這一實(shí)驗(yàn)結(jié)果與表2的模擬反應(yīng)能夠很好的吻合,論證了表2模擬實(shí)驗(yàn)分析.酶活是表征微生物活性的指標(biāo)之一,上述結(jié)果進(jìn)一步論證了一定劑量(1/3g/g TSS)礦化垃圾的投加可增加污泥厭氧體系中的相應(yīng)微生物種類與活性,促進(jìn)污泥水解、酸化.礦化垃圾能夠促進(jìn)污泥的溶解,進(jìn)而釋放污泥中固有的水解、酸化酶.水解、酸化酶活性劑數(shù)量的增加能夠顯著提高污泥厭氧水解和酸化過(guò)程.

表3 與SCFA產(chǎn)生有關(guān)酶的活性Table 3 Specifics activities of key enzymes involved in SCFAs production

利用PCR-DGGE分子生物技術(shù)對(duì)原污泥、投加1/3g/g TSS礦化垃圾的污泥以及單獨(dú)礦化垃圾發(fā)酵過(guò)程中微生物種類及多樣性分析,將不同的序列間的相似性高于97%定義為一個(gè)OTU(operational taxonomic units),每個(gè)OTU對(duì)應(yīng)一個(gè)不同的16S rRNA,即是每個(gè)OTU對(duì)應(yīng)一個(gè)不同的微生物種類,通過(guò)OTU分析,得到不同厭氧發(fā)酵體系中微生物種類及多樣性.圖7為上述3個(gè)厭氧發(fā)酵體系中微生物分類到門類的OTU數(shù)量比例,縱坐標(biāo)代表門類OTU所占比例.由圖7可知,投加1/3g/g TSS礦化垃圾的剩余污泥厭氧系統(tǒng)中、Bacteriodetes、Fimicutes、Acidobateria門類的OTU百分含量均高于空白組污泥發(fā)酵系統(tǒng).有文獻(xiàn)研究報(bào)道 Proteobacteria、Bacteriodetes、Fimicutes、Acidobateria等菌群數(shù)量的增加有助于厭氧過(guò)程中水解和酸化反應(yīng)的進(jìn)行[28-29].這一實(shí)驗(yàn)結(jié)果跟有關(guān)水解,酸化酶活增強(qiáng)的現(xiàn)象很好的吻合,上述實(shí)驗(yàn)結(jié)果很好的闡明了礦化垃圾的投加能夠強(qiáng)化WAS厭氧水解和酸化過(guò)程.

由圖8可知,滅活的礦化垃圾在1/3g/g TSS投加量下,污泥中SCOD、SCFAs值略高于空白實(shí)驗(yàn)組但相差不大.當(dāng)滅活礦化垃圾投加量增加至1/1時(shí)污泥中SCOD、SCFAs值相對(duì)空白實(shí)驗(yàn)組減少較為明顯,且差值變大.由此看出當(dāng)剩余污泥中添加無(wú)厭氧菌群及相應(yīng)酶活的礦化垃圾時(shí)不能促進(jìn)剩余污泥的水解酸化,相反在一定程度上抑制了其厭氧發(fā)酵過(guò)程.這也說(shuō)明礦化垃圾中的厭氧微生物群落及相關(guān)酶類是促進(jìn)剩余污泥水解酸化的主要原因.此外,礦化垃圾中的鉛、鎳、鎘、銅較相同質(zhì)量TSS的剩余污泥中的含量高,其中每克礦化垃圾中所含的鎳含量、鉛含量分別約是是每克剩余污泥的11倍、3倍;因此隨著礦化垃圾的投加,污泥發(fā)酵系統(tǒng)的重金屬含量增加,尤其是鉛、鎳、鎘、錳等的含量增加,重金屬的總量隨之增加,這可能會(huì)影響污泥中微生物的活性對(duì)其厭氧發(fā)酵產(chǎn)生一定的抑制作用.從圖8可以看出,當(dāng)投加重金屬種類及含量與1/3g/g TSS礦化垃圾中所含重金屬種類與含量相同時(shí),污泥中SCOD、SCFAs與空白實(shí)驗(yàn)組基本相同,相差較小.但當(dāng)投加重金屬量增加至與礦化垃圾中重金屬量相同時(shí),污泥中SCOD、SCFAs量明顯低于空白組.這與1/3g/g TSS、1/1g/g TSS滅活礦化垃圾投加量下污泥中SCOD、SCFAs變化趨勢(shì)相同.由上述分析及表1可知,重金屬增加到一定劑量時(shí)會(huì)對(duì)污泥的水解酸化有一定抑制作用.高劑量礦化垃圾抑制剩余污泥水解酸化與礦化垃圾中的重金屬及其他有毒物質(zhì)過(guò)量累積有關(guān).

綜合上述分析,礦化垃圾的投加在一定程度上增加了污泥厭氧系統(tǒng)中厭氧微生物菌群種類與數(shù)量,提高了厭氧體系中微生物的活性,增加了厭氧系統(tǒng)中各類水解酶、酸化產(chǎn)酸等其他酶類的酶活,加上礦化垃圾中厭氧微生物與污泥厭氧系統(tǒng)中的厭氧菌群的協(xié)同作用共同促進(jìn)了污泥厭氧發(fā)酵的水解與酸化.另礦化垃圾中含有種類繁多的腐殖酸,可能對(duì)污泥水解酸化也有一定的積極作用.高于或等于1/1g/g TSS礦化垃圾的投加對(duì)污泥水解酸化的抑制可能是由于礦化垃圾中重金屬或有毒物質(zhì)的累積毒害與抑制作用.

3 結(jié)論

3.1 適量礦化垃圾的投加能夠顯著提高污泥厭氧發(fā)酵的水解,酸化反應(yīng),且礦化垃圾的最佳投加量為1/3g/g TSS.

3.2 當(dāng)?shù)V化垃圾投加量為1/3g/g TSS時(shí),SCFA的最大產(chǎn)量為183.45mgCOD/g VSS,最大產(chǎn)酸時(shí)間較空白組提前4d.

3.3 較高劑量礦化垃圾的投加(如1/1g/g TSS)能夠抑制污泥的水解酸化過(guò)程,這與礦化垃圾中有毒物質(zhì)及重金屬的過(guò)量積累有關(guān).

[1] Yuan H, Chen Y, Zhang H, et al. Improved bioproduction of short-chain fatty acids (SCFAs) from excess sludge under alkaline conditions [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(6):2025-2029.

[2] Zhao J, Wang D, Li X, et al. Free nitrous acid serving as a pretreatment method for alkaline fermentation to enhance short-chain fatty acid production from waste activated sludge [J]. Water Research, 2015a,78:111-120.

[3] Eastman J A, Ferguson J F. Solubilization of particulate organic carbon during the acid phase of anaerobic digestion [J]. Water Pollut. Control Fed.; (United States), 1981,53(3):352-366.

[4] Jiang S, Chen Y, Zhou Q, et al. Biological short-chain fatty acids (SCFAs) production from waste-activated sludge affected by surfactant [J]. Water Research, 2007,41(14):112–3120.

[5] 羅 琨,楊 麒,李小明,等.外加酶強(qiáng)化剩余污泥水解的研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2010,31(3):763-767.

[6] 陳小粉,李小明,楊 麒,等.淀粉酶促進(jìn)剩余污泥熱水解的研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2011,31(3):396-401.

[7] Pijuan M, Wang Q, Liu Y, et al. Improving secondary sludge biodegradability using free nitrous acid treatment [J]. Bioresource Technology, 2012,116(7):92-98.

[8] 趙由才,柴曉利,冬 杰,等.垃圾基本特性研究 [J]. 同濟(jì)大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版, 2006,34(10):1360-1364.

[9] 趙海濤,王小治,徐軼群,等.礦化垃圾中的微生物區(qū)系與酶活性變化特征研究 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2010,32(3):71-74.

[10] Zhao Y, Lou Z, Guo Y, et al. Treatment of sewage using an aged-refuse-based bioreactor [J]. Journal of Environmental Management, 2007,82(1):32–38.

[11] 曹先艷,袁玉玉,趙由才,等.礦化垃圾作用下餐廚垃圾厭氧發(fā)酵產(chǎn)氫試驗(yàn)研究 [C]//第二屆固體廢物處理技術(shù)與工程設(shè)計(jì)全國(guó)學(xué)術(shù)會(huì)議(195-197), 2007.

[12] Li M, Zhao Y, Guo Q, et al. Bio-hydrogen production from food waste and sewage sludge in the presence of aged refuse excavated from refuse landfill [J]. Renewable Energy, 2008,33(12):2573– 2579.

[13] APHA (American Public Health Association). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater [S].

[14] 韋平和.生物化學(xué)實(shí)驗(yàn)與指導(dǎo) [M]. 北京:中國(guó)醫(yī)藥科技出版社, 2003:14-15.

[15] Herbert D, Philipps P , Strange R E, et al. Carbohydrate analysis [M]. Methods Enzymol., 1971,5B,265-277.

[16] Pin C, Marín M L, Selgas D, et al. Differences in production of several extracellular virulence factors in clinical and food Aeromonas spp. strains. [J]. Journal of Applied Bacteriology, 1995,78(2):175–179.

[17] Goel R, Mino T, Satoh H, et al. Enzyme activities under anaerobic and aerobic conditions in activated sludge sequencing batch reactor [J]. Water Research, 1998,32(7):2081-2088.

[18] Zhao J, Yang Q, Li X, et al. Effect of initial pH on short chain fatty acid production during the anaerobic fermentation of membrane bioreactor sludge enhanced by alkyl polyglcoside [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2015b,104: 283–289.

[19] Feng L, Chen Y, Zheng X, et al. Enhancement of waste activated sludge protein conversion and volatile fatty acids accumulation during waste activated sludge anaerobic fermentation by carbohydrate substrate addition: the effect of pH [J]. Environmental Science & Technology, 2009,43(12):4373-4380.

[20] Andreasen K, Petersen G, Thomsen H, et al. Reduction of nutrient emission by sludge hydrolysis [J]. Water Science & Technology, 1997,35(10):79-85.

[21] Hatziconstantinou G J, Yannakopoulos P, Andreadakis A, et al. Primary sludge hydrolysis for biological nutrient removal [J]. Water Science & Technology, 1996,34(1/2):417–423.

[22] Tanaka S, Kobayashi T, Kamiyama K I, et al. Effects of thermochemical pretreatment on the anaerobic digestion of waste activated sludge [J]. Water Science & Technology, 1997,35(8): 209-215.

[23] Shanableh A, Jomaa S. Production And Transformation Of Volatile Fatty Acids From Sludge Subjected To Hydrothermal Treatment [J]. Water Science & Technology, 2011,44(10):129- 135.

[24] Liu K, Chen Y, Xiao N, et al. Effect of humic acids with different characteristics on fermentative short-chain fatty acids production from waste activated sludge. [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49(8):4929-4936.

[25] Lee W S, Chua A, Yeoh H K, et alA review of the production and applications of waste-derived volatile fatty acids [J]. Chemical Engineering Journal, 2014,235(1):83–99.

[26] 趙建偉,李小明,楊 麒,等.游離亞硝酸對(duì)好氧/延長(zhǎng)閑置序批式反應(yīng)器除磷性能的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014,34(7): 1661-1667.

[27] Chen Y, Randall A A, McCue T, et al. The efficiency of enhanced biological phosphorus removal from real wastewater affected by different ratios of acetic to propionic acid [J]. Water Research, 2004,38(1):27-36.

[28] Husen Z, Banaszak J E, Prathap P, et al. Focused-Pulsed sludge pre-treatment increases the bacterial diversity and relative abundance of acetoclastic methanogens in a full-scale anaerobic digester. [J]. Water Research, 2009,43(18):4517–4526.

[29] Sebastian J, Christina A, Thomas B, et al. Comparative and joint analysis of two metagenomic datasets from a biogas fermenter obtained by 454-pyrosequencing. [J]. Plos. One, 2011,6(1): e14519.

* 責(zé)任作者, 教授, xmli@hnu.edu.cn

Effect of aged refuse on hydrolysis-acidification of waste activated sludge anaerobic fermentation

DENG Yong-chao1,2, ZHAO Jian-wei1,2, LI Xiao-ming1,2*, YANG Qi1,2, XU Qiu-xiang1,2, LIU Jun1,2, WANG Li-qun1,2, YI Kai-xin1,2

(1.College of Environmental Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, China；2.Key Laboratory of Environmental Biology and Pollution Control, Ministry of Education, Hunan University, Changsha 410082, China)., 2016,36(5)：1491~1499

This paper investigated the effects of aged refuse on the hydrolysis and acidification processes of waste activated sludge (WAS) anaerobic fermentation by adding different dosages of aged refuse. Experimental results showed that significant improvements of hydrolysis and acidification of WAS anaerobic fermentation were achieved within the dosage of 1/3g/g TSS (total suspended solid) and the optimum dosage of aged refuse was 1/3g/g TSS. The ratio of SCOD/TCOD and the short chain fatty acids (SCFAs) production (183.45mg COD/g VSS, 6d) in the presence of aged refuse were largely higher than those in the blank (79.45mg COD/g VSS, 10d). Mechanism study showed that the appropriate inoculation quantity of aged refuse could enhance sludge solubilization, hydrolysis of protein and polysaccharide, acidification of glucose and amino acid. In addition, the key enzymes relevant to hydrolysis and acidification in the presence of aged refuse were much higher than those in blank, which further confirmed that aged refuse could improve hydrolysis and acidification of WAS anaerobic fermentation.

waste activated sludge；aged refuse；hydrolysis；acidification；short chain fatty acid

X705

A

1000-6923(2016)05-1491-09

鄧永超(1992-),女,貴州遵義人,湖南大學(xué)碩士研究生,研究方向?yàn)槭Ｓ辔勰喟l(fā)酵、廢水處理方向.發(fā)表論文1篇.

2015-10-25

國(guó)家自然科學(xué)基金(51378188,51478170)