何品晶,王 玥,胡 潔,邵立明,呂 凡* (.同濟(jì)大學(xué)固體廢物處理與資源化研究所,上海 0009；.住房和城鄉(xiāng)建設(shè)部村鎮(zhèn)建設(shè)司,農(nóng)村生活垃圾處理技術(shù)研究與培訓(xùn)中心,上海 0009)

厭氧消化被廣泛用于城市污水廠剩余污泥的處理[1-6],但是,經(jīng)過消化后的污泥仍有 34.5%～87%[7]的有機(jī)物未被降解,導(dǎo)致消化污泥穩(wěn)定性低,脫水性能差[8-9],存在環(huán)境生態(tài)風(fēng)險.為了提高剩余污泥的厭氧消化效率,常用的強(qiáng)化厭氧消化方法包括提高厭氧消化溫度[10],引入生物膜技術(shù)[11],以及對剩余污泥進(jìn)行預(yù)處理改性[12-13].

目前已有研究[7,14-15]將重點放在了已消化污泥的深度處理,污泥處理后再次進(jìn)行厭氧消化,以提高消化污泥的生化可降解性,進(jìn)一步提升有機(jī)物降解水平.由于剩余污泥的易降解有機(jī)物在第一次厭氧消化過程中已基本被消耗,消化污泥中殘留的有機(jī)物主要為慢速生物降解物質(zhì).因此,消化污泥的深度處理更具針對性,也更能凸顯其作用,需要處理的物料量較少,可望降低外部處理的成本.

深度處理方法與主要的預(yù)處理方法相似,仍然為熱處理,機(jī)械處理,化學(xué)處理,超聲處理或生物處理等.其中,生物方法由于其低能耗,低污染而受到關(guān)注,現(xiàn)階段主要分為生物酶法和生物強(qiáng)化法兩種[13].其中,生物強(qiáng)化法選擇直接向污泥中投加具有特定功能的微生物,包括分泌胞外酶的細(xì)菌,充分發(fā)揮微生物的潛力,利用微生物分泌多種酶的作用,效果穩(wěn)定,操作方便,節(jié)約成本,具有較大發(fā)展空間.Lü等[7]利用嗜熱厭氧菌Coprothermobacter proteolyticus高溫厭氧消化已經(jīng)中溫消化穩(wěn)定的消化污泥,可以明顯加速蛋白質(zhì)和多糖等難降解有機(jī)物的水解和發(fā)酵,但高溫厭氧的條件控制要求較高.也有研究利用好氧菌預(yù)處理剩余污泥以實現(xiàn)污泥的減量化,提高消化水解速率和程度,縮短消化時間[16-17].但是,將好氧生物菌劑用于消化污泥深度處理方面的研究還很少,作用效果有待評估.

另外,好氧生物菌劑的類型也是采用生物強(qiáng)化法深度處理消化污泥時應(yīng)考慮的因素.蛋白質(zhì)約占消化污泥總有機(jī)物的 54%～86%[18],因此,對于好氧生物菌劑的選擇,能夠分泌蛋白質(zhì)酶是主要條件之一.芽孢桿菌是污泥中主要的好氧消化優(yōu)勢菌之一[19],而地衣芽孢桿菌(Bacillus licheniformis)則是芽孢桿菌中應(yīng)用較為廣泛的一種[20].地衣芽孢桿菌會產(chǎn)生豐富的胞外酶系[21-23],包括高活性的蛋白酶,脂肪酶,淀粉酶等,可以水解水體中的高聚物如蛋白質(zhì)等,更有利于被吸收利用.何品晶等[24]利用地衣芽胞桿菌預(yù)水解剩余污泥,對比了不同接種比下的污泥液化效果和對脫水性能的影響,其效果存在最佳接種比.而為了探究好氧生物菌劑對消化污泥深度處理的作用效果,本文也選擇地衣芽孢桿菌處理消化污泥,菌解后的污泥再進(jìn)行二次消化,以探索不同接種比條件下消化污泥中有機(jī)物的降解效果及其脫水性能的變化;同時,與傳統(tǒng)機(jī)械破碎預(yù)處理方法[25]對比,考察兩種不同方法對消化污泥二次消化性能影響的差異.

1 材料與方法

1.1 生物菌劑-地衣芽孢桿菌

本實驗選用地衣芽孢桿菌(Bacillus licheniformisDSM 13)作為生物菌劑,由廣東微生物研究所分離純化保存.地衣芽孢桿菌為中生芽孢的革蘭氏陽性需氧或兼性菌,細(xì)胞形態(tài)和排列呈桿狀,單生,最適生長溫度大約為 50℃.生長過程中可分泌大量蛋白酶,淀粉酶和脂肪酶等多種胞外酶,酶分泌的最適溫度為 37℃,且地衣芽孢桿菌 DSM13含有高度保守的蛋白分泌系統(tǒng),分泌胞外酶的能力更強(qiáng)[26].在不良環(huán)境下會形成芽孢,以抵抗惡劣環(huán)境.

在進(jìn)行接種之前,生物菌劑需要活化和擴(kuò)大培養(yǎng),選擇最適菌種進(jìn)行接種.離心分離確定接種的菌液,在 5000r/min下離心 15min,棄去上清液,再將沉淀的菌體用0.5%的氯化鈉溶液重新懸浮,得到配置菌液,以去除菌種培養(yǎng)基的本底值影響.按生物菌劑干重/污泥干重計算接種比例.為了對比地衣芽孢桿菌這一類生物菌劑對不同種類污泥的效果,本文選擇接種擴(kuò)大培養(yǎng) 29h后的地衣芽孢桿菌[24]來接種厭氧消化污泥.

1.2 厭氧消化污泥

本實驗所用的厭氧消化污泥取自上海市某污水處理廠的中溫厭氧消化池,其停留時間為24.3d,有機(jī)負(fù)荷為 1.21kgVSS/(m3·d).污泥取回后常溫保存,使用前先經(jīng)過30min靜置沉淀,棄去上清液,再經(jīng)過 1×1mm 的篩網(wǎng)過濾去除雜質(zhì),后再經(jīng)2000g離心30min除去上清液,下部沉淀物用0.5%的氯化鈉溶液使其重新懸浮,配制成厭氧消化污泥,以達(dá)到去除污泥液中液相抑制成分的目的.原始污泥和配制的厭氧消化污泥進(jìn)行化學(xué)性質(zhì)測定和元素分析,結(jié)果如表1所示.

表1 原始污泥和配制厭氧消化污泥化學(xué)性質(zhì)Table 1 Characteristics of the tested sludge

1.3 厭氧顆粒污泥

本實驗采用厭氧顆粒污泥作為生化產(chǎn)甲烷潛力測試(BMP)實驗啟動甲烷化的接種物.該接種污泥取自上海某中溫厭氧內(nèi)循環(huán)反應(yīng)器,用于處理造紙廠廢水,污泥顆粒粒徑為 2～3mm,置于35℃恒溫室保存,瀝干水分后使用.

1.4 實驗設(shè)計

1.4.1 消化污泥菌解實驗 消化污泥菌解處理裝置的反應(yīng)容器是容積為 1L的玻璃制錐形瓶.容器內(nèi)盛有600mL消化污泥和地衣芽孢桿菌混合液.反應(yīng)器瓶口塞有硅膠透氣塞,既可以阻隔空氣中的雜質(zhì),又能夠保證容器內(nèi)必要的氣體交換.反應(yīng)器置于恒溫振蕩搖床上培養(yǎng),培養(yǎng)環(huán)境溫度為(37±2)℃,轉(zhuǎn)速為 130r/min,同時間歇測定容器內(nèi)溶解氧濃度,以確保其維持在4mg/L左右.

菌解實驗設(shè)計4個工況,每個工況設(shè)置2平行.其中,工況 DS0為對照工況,未接種地衣芽孢桿菌.根據(jù)預(yù)實驗的結(jié)果,同時考慮到擴(kuò)大接種比的梯度范圍需求,工況DS1,DS2和DS3分別接種了2.7×10-3,2.7×10-2和2.7×10-13種按指數(shù)遞增的不同比例的地衣芽孢桿菌配制菌液,該接種比(ri/s)以菌劑與厭氧消化污泥的總固體之比計量.1.4.2 消化污泥菌解后的生化產(chǎn)甲烷潛力 生化產(chǎn)甲烷潛力是指在適宜條件下,待測物的最高甲烷產(chǎn)量.反應(yīng)器為容積 500mL的血清瓶,盛有300mL待測污泥和BMP厭氧消化營養(yǎng)液的混合液[27](營 養(yǎng) 液 組 成 為 ：0.2g/L MgCl2·6H2O,1g/L NH4Cl,0.1g/L CaCl2,0.2g/L Na2S·9H2O,2.77g/L K2HPO4,2.8g/L KH2PO4,0.1g/L酵母浸膏,5mL/L微量元素和 2mL/L維生素儲備液),同時,裝有接種量為 3gVS/L的厭氧顆粒污泥.瓶出氣口處連接裝有80mL濃度為3mol/L的氫氧化鈉溶液吸收瓶,用來吸收產(chǎn)生的沼氣中的CO2.實驗裝置連接完畢后,需通入3min高純N2排空裝置中的空氣,營造厭氧環(huán)境氛圍.反應(yīng)環(huán)境溫度為水浴35℃.

截至9月底，納入統(tǒng)計的236戶省級成長型中小企業(yè)總體發(fā)展態(tài)勢較好，營業(yè)收入達(dá)192.0億元，同比增長12.0%；完成工業(yè)總產(chǎn)值161.1億元，同比增長12.9%；完成用電量10.7億千瓦時，同比下降1.0%；上繳稅金6.8億元，同比上升9.5%；從業(yè)人員為2.7萬人，同比下降2.2%；利潤總額為8.11億元，同比增長6.9%。

表2 厭氧消化污泥BMP實驗中不同污泥物料的性質(zhì)Table 2 Characteristics of different sludges used in BMP experiment

BMP實驗設(shè)計 4個工況,每個工況設(shè)置 3個平行樣.對照工況為消化污泥離心去除沉淀物后的上清液,加入 0.5%氯化鈉溶液重新懸浮后的配制消化污泥.同時,根據(jù)1.4.1的實驗結(jié)果,選擇地衣芽孢桿菌接種比為2.7×10-2和2.7×10-1并經(jīng)菌解處理 3d后的消化污泥,以及經(jīng)機(jī)械破碎處理后的消化污泥作為其他3種工況,用以對比菌解和機(jī)械破碎2種不同處理方式,以及不同接種比的菌解處理對消化污泥再消化性能的影響.機(jī)械破碎處理采用旋轉(zhuǎn)球磨法,其工作原理是在裝滿玻璃珠和污泥的圓柱形桶內(nèi),利用攪拌機(jī)驅(qū)動桶內(nèi)磨珠的旋轉(zhuǎn)運動,使得污泥微生物在磨珠剪切力與壓力作用下發(fā)生破碎.本文采用0.2～0.25mm的磨珠,破碎強(qiáng)度為6000r/ min,破碎時間 3×20s,每次中間間隔 10s,采用的破碎儀為法國Bertin-Precellys多功能樣品均質(zhì)器[25].各個工況使用的消化污泥和接種顆粒污泥性質(zhì)如表2所示.

1.5 測試方法

消化污泥菌解處理實驗,初期每隔 12h取樣1次,中期每隔24h取樣一次,后期每隔48h取樣1次.每次采集的污泥樣品先后測定其 pH值(pHS-25數(shù)顯pH計,上海精科儀器有限公司),總固體(TS,測定溫度為 105℃,減重法測定),揮發(fā)性固體(VS,測定溫度為 600℃,減重法測定),氨氮(Kjeltiec8400A凱式定氮儀,丹麥 FOSS公司),凱式氮(Kjeltiec8400A凱式定氮儀,丹麥FOSS公司)和CST(TYPE 304M型CST測定儀,英國Triton公司),經(jīng) 0.45μm 濾膜過濾后的上清液測定其溶解性有機(jī)碳(DOC,TOC-Vcpn,日本 Shimadzu公司),溶解性總氮(DN,TOC-Vcpn,日本 Shimadzu公司),氨氮(Kjeltiec8400A 凱式定氮儀,丹麥FOSS公司)和三維熒光光譜(EEM)分析(F-4500型三維熒光光譜儀,日本 Hitachi公司).本實驗采用?；?CST(毛細(xì)吸水時間)來衡量污泥的脫水性能.污泥的毛細(xì)吸水時間CST是指污泥中的毛細(xì)水在濾紙上滲透1cm距離所需要的時間,且與污泥的含固率相關(guān).因此,不能直接用來評價污泥中的結(jié)合水量.需用同一樣品的CST/TS值(即為模化CST)來衡量污泥的脫水性能,以去除含固率的影響[28].

菌解后 BMP測試(Bioprocess裝置,瑞士Bioprocess公司)是在周期 20d內(nèi)通過實時記錄厭氧消化產(chǎn)甲烷的體積反映產(chǎn)氣規(guī)律.

2 結(jié)果與討論

2.1 菌解過程pH值的變化

菌解過程中液相pH值的變化可間接反映消化污泥的降解程度.pH值變化主要受菌解過程中脂肪,蛋白質(zhì),多糖等有機(jī)物發(fā)生水解酸化產(chǎn)生小分子的有機(jī)酸和蛋白質(zhì)水解酸化產(chǎn)生的氨之間的平衡關(guān)系影響.圖 1顯示,初始消化污泥的pH 值為 7.77,呈弱堿性.在菌解處理開始的 65h內(nèi),4個工況的消化污泥 pH值均呈下降趨勢,這是由于菌解發(fā)酵導(dǎo)致大分子有機(jī)物向小分子有機(jī)酸轉(zhuǎn)化所致.其中,工況DS0,DS1,DS2的pH值下降較快,達(dá)到 6.0左右,酸化現(xiàn)象較嚴(yán)重 ;工況DS3下降速度較慢,僅降至 7.0,接近中性.在處理65h后,由于消化污泥中的本底微生物和接種的生物菌劑分泌的胞外蛋白酶促進(jìn)了污泥胞內(nèi)蛋白質(zhì)的溶出和降解,使得蛋白質(zhì)水解酸化生成氨,會中和酸化過程中產(chǎn)生的有機(jī)酸,pH值因此有所回升.但是,工況 DS0,DS1,DS2接種的生物菌劑量少,產(chǎn)生氨的量不足以中和有機(jī)酸,同時,隨著后續(xù)有機(jī)酸的進(jìn)一步生成,pH值在略微上升后又再次下降至5.5左右;而工況DS3接種的生物菌劑量比較多,氨的產(chǎn)生速率遠(yuǎn)大于有機(jī)酸的產(chǎn)生速率,因此,pH 值不斷上升,最后穩(wěn)定在 8.6左右.由此可見,只有達(dá)到一定的接種比,接種地衣芽孢桿菌才可以明顯減弱菌解消化污泥過程中的酸化現(xiàn)象.

圖1 不同生物菌劑接種比下消化污泥pH值隨時間的變化趨勢Fig.1 Temporal evolution of pH under different inoculation ratios

2.2 菌解過程液相DOC的變化

液相DOC變化反映了菌劑和消化污泥自身兼性土著微生物對消化污泥細(xì)胞中有機(jī)物溶出程度的影響.如圖2所示,4個工況消化污泥的液相 DOC變化趨勢大體一致,均先上升后下降,最后穩(wěn)定,主要是胞內(nèi)有機(jī)物溶出速率和液相有機(jī)物消耗速率之間的平衡關(guān)系所致.工況DS0,DS1,DS2之間的差異有顯著性(P＜0.05),而總體上這3種工況的液相DOC值較低,說明接種地衣芽孢桿菌對消化污泥中有機(jī)物的溶出是有效果的.但是,低菌劑接種比時菌劑中微生物生長量仍較低,因此,消化污泥中的土著微生物占據(jù)主導(dǎo)作用.在處理初期,消化污泥中大分子有機(jī)物被水解溶出,DOC值上升,但隨后大分子有機(jī)物水解溶出速率低于小分子有機(jī)物由于微生物增殖而被消耗的速率,DOC值略有下降.處理結(jié)束時,二者速率相當(dāng),DOC值保持動態(tài)平衡.而工況DS3的菌劑接種比高,反應(yīng)初期大幅加速了消化污泥胞內(nèi)有機(jī)物的溶出,而在后期液相有機(jī)物的生成速率最終也與消耗速率達(dá)到平衡.在處理過程中,工況DS3的DOC最高累積量相比對照工況DS0增加了6.23倍.由此可見,地衣芽孢桿菌需要達(dá)到一定接種比才能對消化污泥起到很好的水解作用,促進(jìn)消化污泥中有機(jī)物的溶出.

圖2 不同生物菌劑接種比下消化污泥液相DOC隨時間的變化趨勢Fig.2 Temporal evolution of DOC concentrations in the liquid phase under different inoculation ratios

2.3 菌解過程中消化污泥的液相溶解性總氮,氨氮及絮體蛋白質(zhì),氨氮的變化

在菌解過程中,消化污泥絮體與消化污泥液相中的氮相互轉(zhuǎn)化和遷移.消化污泥絮體中的氮主要以蛋白質(zhì)的形式存在,在菌解處理的過程中,蛋白質(zhì)在蛋白酶的作用下先后經(jīng)過水解反應(yīng)和脫氨反應(yīng)生成小分子有機(jī)酸,氨和 CO2.因此,可以用消化污泥絮體中的蛋白質(zhì)濃度和消化污泥液相中溶解性總氮的含量表征以蛋白質(zhì)為主的含氮有機(jī)物的溶出效果,用消化污泥絮體中的氨氮濃度和消化污泥液相中的氨氮濃度表征以蛋白質(zhì)為主的含氮有機(jī)物的降解效果.其中,蛋白質(zhì)的濃度是根據(jù)凱氏氮值和氨氮值計算得出.圖 3反映了在菌解過程中消化污泥液相溶解性總氮含量,氨氮濃度和消化污泥絮體中蛋白質(zhì),氨氮濃度的變化趨勢.

如圖 3a所示,初始各工況消化污泥絮體中的蛋白質(zhì)濃度為配制消化污泥的蛋白質(zhì)濃度與各工況投加的不同接種比的地衣芽孢桿菌蛋白質(zhì)濃度之和.在菌解處理初期,工況 DS0,DS1,DS2的消化污泥絮體蛋白質(zhì)含量均快速上升,隨后逐漸降低,最終趨于平衡;而工況 DS3中的蛋白質(zhì)含量隨著反應(yīng)進(jìn)行一直降低.這是由于反應(yīng)初期,接種比較低時,地衣芽孢桿菌和消化污泥中的土著微生物需要通過利用有機(jī)物來自身繁殖,導(dǎo)致消化污泥中的蛋白質(zhì)總量快速增加;而達(dá)到一定接種比后,外加菌劑分泌的蛋白酶能快速起作用,水解消化污泥中的蛋白質(zhì).其中,工況DS3中的蛋白質(zhì)含量從初始的10772mg/L降至3634mg/L,降解率為66.3%.而圖3b反映出,隨著蛋白質(zhì)被不斷水解,工況DS0,DS1,DS2的消化污泥液相溶解性總氮含量的變化趨勢大體與液相中 DOC的變化趨勢一致,呈現(xiàn)快速上升后一直保持穩(wěn)定的趨勢;同時,工況 DS0,DS1,DS2之間仍存在一定差異性(p ＜ 0.05),最高溶解性總氮濃度分別為416,393和390mg/L;而工況DS3則呈現(xiàn)先上升,后略微下降,最后又上升的趨勢,在預(yù)處理278h時達(dá)到最大值1179mg/L,相比對照工況DS0增加了2.83倍.由于消化污泥中的N元素占污泥干重的 4.3%,實驗使用的配制消化污泥干重為 31.2g/L,計算得污泥中的總氮(TN)應(yīng)為 1.34g/L.另外,根據(jù)好氧菌通用分子式C5H7O2N計算得,工況DS1,DS2,DS3外加菌劑所含的TN分別為10.4,104和1041mg/L,繼而得到4種工況下菌劑與消化污泥混合物的氮溶出率分別為30.98%,29.03%,26.95%和49.50%.由此可見,接種生物菌劑達(dá)到一定比例后,地衣芽孢桿菌才能克服環(huán)境條件,通過分泌蛋白酶等胞外酶促進(jìn)蛋白質(zhì)的溶出,并大幅度增加消化污泥絮體中蛋白質(zhì)的溶出速率和溶出總量.

圖3 不同生物菌劑接種比下消化污泥液相和絮體中各指標(biāo)隨時間的變化趨勢Fig.3 Temporal evolution of different indicators in the liquid phase and in the solid phase under different inoculation ratios

圖4 不同生物菌劑接種比下消化污泥絮體中吸附的氨氮含量隨時間的變化趨勢Fig.4 Temporal evolution of ammonium nitrogen concentrations absorbed by sludge flocs under different inoculation ratios

如圖3c、3d所示,消化污泥絮體中的氨氮含量和消化污泥液相中的氨氮含量變化趨勢保持一致.工況 DS0,DS1,DS2呈現(xiàn)從反應(yīng)初始開始下降,隨后保持穩(wěn)定的趨勢,且氨氮濃度一直低于初始氨氮濃度;工況 DS3呈現(xiàn)持續(xù)上升而最終達(dá)到平衡的趨勢,上升速率隨時間不斷變化.培養(yǎng)517.5h后,工況DS1,DS2,DS3的消化污泥液相氨氮濃度分別比對照工況 DS0提高了 3.05%,12.8%和 5.93倍;其污泥絮體氨氮濃度分別比對照工況 DS0提高了 5.35%,12.20%和4.94倍.此外,工況DS3的液相溶解性總氮中95%左右是由氨氮構(gòu)成,而其余 3個工況的液相溶解性總氮中約一半為有機(jī)氮.由此可見,接種地衣芽孢桿菌不僅能促進(jìn)消化污泥中蛋白質(zhì)的水解和脫氨反應(yīng),也提高了氨氮的產(chǎn)生速率和產(chǎn)生量,且隨接種比的提高這種效應(yīng)顯著增強(qiáng).

將消化污泥絮體中的氨氮濃度與污泥液相中的氨氮濃度做差,可以得到污泥絮體中吸附的氨氮濃度,如圖4所示,可知,消化污泥絮體可吸附氨氮濃度基本維持在 80～150mg/L,而由于蛋白質(zhì)降解而新生成的氨氮分布在液相中.

圖5 不同生物菌劑接種比下培養(yǎng)過程中消化污泥液相EEM光譜圖Fig.5 Fluorescence EEM spectra of liquid phase under different inoculation ratios

2.4 消化污泥液相EEM的變化

EEM 測試可以得到污泥液相中幾類能產(chǎn)生熒光的特征有機(jī)物的相對含量,如蛋白質(zhì)類,胡敏酸類,富里酸類有機(jī)物.通過 EEM 測試所得的數(shù)據(jù),先去除瑞利和拉曼散射,使 EEM 光譜圖中熒光峰的特征更加明顯;再除以該樣品的 DOC值,進(jìn)行DOC歸一化[28-30];然后,繪制激發(fā)-發(fā)射矩陣圖,結(jié)果如圖5所示.

根據(jù) Chen等[31]的研究,可將熒光物質(zhì)所在的EEM圖譜分為5個區(qū)域.即區(qū)域1(Ex＜250nm,Em＜330nm)類絡(luò)氨酸物質(zhì);區(qū)域 2(Ex＜250nm,330nm＜Em＜380nm)類色氨酸物質(zhì);區(qū)域 3(Ex＞250nm,Em＜380nm)微生物副產(chǎn)物;區(qū)域 4(Ex＜250nm,Em＞380nm)富里酸類物質(zhì);區(qū)域 5(Ex＞250nm,Em＞380nm)胡敏酸類物質(zhì).比激發(fā)發(fā)射區(qū)域體積(Φ)表示該區(qū)域內(nèi)熒光強(qiáng)度值的大小,熒光區(qū)域綜合指數(shù)(FRI)可以定量表征 EEM 各區(qū)域熒光的相對含量.由于區(qū)域 1,區(qū)域 2和區(qū)域 3均可以表征消化污泥液相中蛋白質(zhì)類物質(zhì)的熒光強(qiáng)度,因此,將這3個區(qū)域的熒光強(qiáng)度進(jìn)行疊加,以表征蛋白質(zhì)類物質(zhì)的總量.同時,區(qū)域5并未出現(xiàn)明顯的熒光峰值,則可用圖 6分別表示消化污泥液相中單位 DOC的蛋白質(zhì)類,富里酸類物質(zhì)含量的變化趨勢.

投加地衣芽孢桿菌這類生物菌劑能分泌大量酶類,既有溶胞作用,釋放出消化污泥中的蛋白質(zhì),又具有降解利用溶出蛋白質(zhì)的作用.也由于這兩種作用的共同結(jié)果,導(dǎo)致了消化污泥液相中單位DOC(mg/L)蛋白質(zhì)含量的變化.由圖6中蛋白質(zhì)類物質(zhì)的熒光強(qiáng)度變化趨勢可以看出,在菌解處理開始后37h內(nèi),工況DS0,DS1和DS2的單位DOC中蛋白質(zhì)的含量均呈現(xiàn)下降趨勢,表明蛋白質(zhì)的溶出速率低于其降解速率;培養(yǎng)37h后,3個工況的蛋白質(zhì)含量趨于穩(wěn)定,表明蛋白質(zhì)的溶出速率與其降解速率基本上達(dá)到了平衡.而工況DS3的單位DOC中蛋白質(zhì)含量隨著消化污泥菌解的進(jìn)行呈現(xiàn)上下波動的趨勢,表明蛋白質(zhì)的溶出與其降解一直處于波動變化狀態(tài).

圖6 不同生物菌劑接種比下消化污泥液相單位DOC中不同組分的熒光強(qiáng)度變化趨勢Fig.6 Temporal evolution of fluorescence intensity of different components per DOC under different inoculation ratios

從圖6中類富里酸物質(zhì)的熒光強(qiáng)度變化趨勢看,在菌解開始后的 65h內(nèi),4個工況單位DOC中的類富里酸物質(zhì)含量均迅速下降;培養(yǎng)65h后,工況DS0、DS1和DS2的類富里酸物質(zhì)含量無顯著變化,而工況 DS3的類富里酸物質(zhì)含量一直呈上升趨勢;且在處理結(jié)束時,工況DS3中單位 DOC的類富里酸物質(zhì)含量是對照工況DS0的2.23倍.由此可見,添加地衣芽孢桿菌還可促進(jìn)消化污泥中類富里酸等難降解物質(zhì)的溶出.

2.5 菌解處理后消化污泥的脫水性能

本實驗采用?；疌ST值(同一樣品CST/TS比值)來衡量消化污泥的脫水性能,?；?CST值越大代表消化污泥的脫水性能越差.裴海燕等[32]發(fā)現(xiàn),污泥經(jīng)厭氧消化后粒徑變小,脫水性能變差.圖7顯示了各個工況菌解過程中?；疌ST值的變化趨勢,4個工況的模化CST值均隨時間的延長呈現(xiàn)先增大后降低,隨后又增大再降低的趨勢;同時,菌解處理結(jié)束時其余 3個工況的?；疌ST值均高于對照工況 DS0,工況 DS3的模化CST值明顯高于其余3個工況.由此可見,消化污泥經(jīng)菌解后其脫水性能會變差.投加生物菌劑對消化污泥的脫水性能有不利影響,且接種比越高,這種不利影響越顯著.地衣芽孢桿菌生長過程中會分泌胞外聚合物[33-34],這是使得其脫水性能劣化的原因.

圖7 不同生物菌劑接種比下消化污泥?；疌ST隨時間的變化趨勢Fig.7 Temporal evolution of normalized CST under different inoculation ratios

2.6 菌解和機(jī)械預(yù)處理后消化污泥的厭氧產(chǎn)氣潛力

圖 8為經(jīng)不同處理方法后消化污泥進(jìn)行BMP測試的單位投加碳的累計產(chǎn)甲烷量和產(chǎn)甲烷速率.其中,生物處理1使用經(jīng)菌解實驗中工況DS2(接種比為 2.7×10-2)處理 3d后的消化污泥,生物處理2使用經(jīng)菌解實驗中工況DS3(接種比為2.7×10-1)處理3d后的消化污泥.

圖8 不同處理方法下消化污泥單位碳累計產(chǎn)甲烷量和單位碳產(chǎn)甲烷速率的變化趨勢Fig.8 Temporal evolution of cumulative methane production and methane production rate per carbon under different treatments

如圖8所示,在周期20d的污泥BMP實驗過程中,消化污泥未進(jìn)行處理的對照工況和生物處理1工況一直沒有產(chǎn)氣;機(jī)械破碎工況經(jīng)過4d的遲滯期后開始緩慢產(chǎn)氣,20d后累計產(chǎn)氣量不再增加,達(dá)到 17.6mL/g-C;生物處理 2工況在經(jīng)過4d的遲滯期后進(jìn)入快速產(chǎn)氣階段,12d后進(jìn)入平臺期,產(chǎn)氣速率減緩,而后又進(jìn)入快速產(chǎn)期階段,20d后累計產(chǎn)氣量不再增加,達(dá)到105mL/g-C.而從單位投加碳的產(chǎn)甲烷速率的變化趨勢看,對照工況在實驗初期出現(xiàn)一個產(chǎn)氣高峰,然后速率降至0mL/(g-C·d);生物處理1工況的產(chǎn)氣速率一直維持在 0mL/(g-C·d);機(jī)械破碎工況實驗初期前 4d的產(chǎn)氣速率一直為0mL/(g-C·d),隨后出現(xiàn)兩個產(chǎn)氣高峰,最大產(chǎn)氣速率接近,為 2.5mL/(g-C·d),12d后速率又降至 0mL/(g-C·d);生物處理 2工況前4d的產(chǎn)氣速率穩(wěn)定在 0mL/(g-C·d),出現(xiàn)一個產(chǎn)氣高峰后下降接近至 0mL/(g-C·d),后又出現(xiàn)一個產(chǎn)氣高峰,最大產(chǎn)氣速率為 14.2mL/(g-C·d).由此可見,經(jīng)過機(jī)械破碎處理和生物處理后,一些難降解大分子有機(jī)物能夠再次被產(chǎn)甲烷菌利用產(chǎn)生沼氣;并且,經(jīng)接種比為 2.7×10-1菌解處理后的消化污泥比機(jī)械破碎后消化污泥的產(chǎn)氣潛力提高幅度更大;而經(jīng)接種比為 2.7×10-2菌解處理對消化污泥的產(chǎn)氣潛力沒有顯著影響.此結(jié)果與消化污泥的菌解實驗結(jié)論一致.說明接種地衣芽孢桿菌需要達(dá)到一定的接種量時,才能對消化污泥起到較好的水解作用,提高消化污泥的再消化性能.需要說明的是,即便假設(shè)外加菌劑也能被全部轉(zhuǎn)化為甲烷,則生物處理 2工況的最終產(chǎn)甲烷量也可達(dá)到19.3mL/g-C,超過機(jī)械破碎處理消化污泥的產(chǎn)甲烷量,說明產(chǎn)生的甲烷的確是來自于菌解后消化污泥的貢獻(xiàn).

2.7 討論

消化污泥菌解處理的實驗結(jié)果表明,在不同接種比下,生物菌劑對消化污泥中有機(jī)物的降解程度,產(chǎn)物的脫水性能以及后續(xù)的厭氧消化性能都呈現(xiàn)明顯的差異性.投加地衣芽孢桿菌能促進(jìn)消化污泥胞內(nèi)物質(zhì)(如,蛋白質(zhì)和類富里酸物質(zhì))的溶出,以及蛋白質(zhì)等難降解有機(jī)物的轉(zhuǎn)化.但是,生物菌劑的投加效果存在明顯的累積效應(yīng),需要達(dá)到較高的接種比時才有明顯的促進(jìn)作用,這一結(jié)果與生物菌劑作用于剩余污泥的效果有明顯差別,后者在消化過程中存在最優(yōu)接種比(接種比為 1.16%,以菌劑與剩余污泥的總固體之比計)[24].本實驗中,在接種比為 2.7×10-1條件下,胞內(nèi)物質(zhì)的溶出效果和蛋白質(zhì)的降解程度最明顯.通過消化污泥液相 DOC的變化趨勢看,在菌解前65h內(nèi),胞內(nèi)物質(zhì)快速溶出,而菌解時間延長后,溶出的有機(jī)物會被微生物重新利用,使得 DOC值下降至穩(wěn)定.從消化污泥蛋白質(zhì)含量的變化趨勢也可以發(fā)現(xiàn),在預(yù)處理初期的13h內(nèi),蛋白質(zhì)濃度直線下降,被快速降解,隨后下降速率逐漸減緩,直到517.5h菌解后消化污泥的蛋白質(zhì)濃度低于未經(jīng)處理的蛋白質(zhì)濃度,蛋白質(zhì)的溶出程度得到提高.通過分析菌解后消化污泥單位碳的產(chǎn)甲烷累積量和產(chǎn)氣速率的變化趨勢,就胞內(nèi)物質(zhì)的利用率看,本文中的生物預(yù)處理優(yōu)于機(jī)械預(yù)處理.有研究表明,EPS中蛋白質(zhì)/多糖的比值是影響污泥脫水性能的關(guān)鍵因素,比值越小脫水性能越差[35].隨著地衣芽孢桿菌的投加量增加,消化污泥中的蛋白質(zhì)濃度降低,其脫水性能進(jìn)一步變差.由本文研究結(jié)果可見,采用地衣芽孢桿菌處理消化污泥,處理的時間越長,改善消化污泥再消化性能的效果越明顯.但是,從經(jīng)濟(jì)性角度考慮,可將菌解時間控制至200h左右.

3 結(jié)論

3.1 在菌解實驗過程中,以地衣芽孢桿菌作為接種生物菌劑處理消化污泥,可以加速消化污泥胞內(nèi)有機(jī)物的更大程度溶出,促進(jìn)污泥液相中溶解性有機(jī)碳(DOC)的累積;但是,需要較高的接種比才能表現(xiàn)出顯著的 DOC積累增強(qiáng)效果.接種比為 2.7×10-1時,液相 DOC 最大累積量為1208mg/L,相比對照工況增加了 6.23倍;當(dāng)接種比為 2.7×10-3和 2.7×10-2時,液相 DOC 累積效果與對照工況相比雖有顯著差異,但總體的 DOC值均較低.

3.2 菌解處理可以促進(jìn)消化污泥中蛋白質(zhì)的溶出和降解,但是,同樣需要較高的接種比才能表現(xiàn)出顯著的積累增強(qiáng)效果.接種比為 2.7×10-1時,消化污泥液相中的溶解性總氮最大積累量相比對照工況增加了2.83倍,消化污泥液相中的最大氨氮濃度為對照工況的5.93倍,消化污泥絮體中的最大氨氮濃度為對照工況的4.94倍,消化污泥中蛋白質(zhì)的最大平均降解速率為211mg/(L·h);當(dāng)接種比為2.7×10-3和2.7×10-2時,消化污泥液相的溶解性總氮含量,氨氮濃度,消化污泥絮體的氨氮濃度和消化污泥中蛋白質(zhì)的降解速率與對照工況相比雖有一定差異,但效果不顯著.

3.3 菌解過程會導(dǎo)致消化污泥的脫水性能變差,并且,隨著添加的地衣芽孢桿菌菌劑量的增加,消化污泥脫水性能變差的程度提高.經(jīng)過菌解處理后,4個工況的模化CST值均升高,并且,隨著生物菌劑接種比的增加,3個工況的最終?；疌ST值分別為對照工況的1.15,1.51和2.69倍.

3.4 機(jī)械破碎預(yù)處理和達(dá)到一定生物菌劑投加量的菌解處理均可以進(jìn)一步深度利用消化污泥厭氧產(chǎn)氣,而經(jīng)接種比為 2.7×10-1的菌劑菌解后的消化污泥,其單位碳產(chǎn)甲烷量為機(jī)械破碎處理后產(chǎn)氣量的5.96倍,產(chǎn)氣效果明顯高于機(jī)械破碎處理方法,消化污泥中的有機(jī)物能得到更好地釋放和利用.

[1]何品晶.城市污泥處理與利用 [M]. 北京：科學(xué)出版社,2003：103-106.

[2]Wei Y, van Houten R T, Borger A R, et al. Comparison performances of membrane bioreactor and conventional activated sludge prcesses on sludge reduction induced by Oligochaete [J].Environmental Science & Technology, 2003,37(14)：3171-3180.

[3]Zhang D, Chen Y, Zhao Y, et al. New Sludge Pretreatment,Method to Improve Methane Production in Waste Activated Sludge Digestion [J]. Environmental Science & Technology.2010,44(12)：4802-4808.

[4]Appels L, Lauwers J, Degrève J, et al. Anaerobic digestion in global bio-energy production： Potential and research challenges[J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2011,15(9)：4295-4301.

[5]Astals S, Esteban-Gutiérrez M, Fernández-Arévalo T, et al.Anaerobic digestion of seven different sewage sludges： a biodegradability and modelling study [J]. Water Research, 2013,47(16)：6033-6043.

[6]Yang G, Zhang G, Zhuan R, et al. A critical review on sludge anaerobic digestion progress from 2012 to 2015 [J]. Current Organic Chemistry, 2016,20(999)：1.

[7]Fan L, Li T, Wang T, et al. Improvement of sludge digestate biodegradability by thermophilic bioaugmentation [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2014,98(2)：969-977.

[8]Novak J T, Sadler M E, Murthy S N. Mechanisms of floc destruction during anaerobic and aerobic digestion and the effect on conditioning and dewatering of biosolids [J]. Water Research,2003,37(13)：3136-3144.

[9]Batstone D J, Tait S, Starrenburg D. Estimation of hydrolysis parameters in full-scale anerobic digesters [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2009,102(5)：1513-1520.

[10]Suhartini S, Heaven S, Banks C J. Comparison of mesophilic and thermophilic anaerobic digestion of sugar beet pulp： performance,dewaterability and foam control [J]. Bioresource Technology,2014,152(1)：202-211.

[11]Wang T, Shao L, Li T, et al. Digestion and dewatering characteristics of waste activated sludge treated by an anaerobic biofilm system [J]. Bioresource Technology, 2014,153(2)：131-136.

[12]Zhen G, Lu X, Kato H, et al. Overview of pretreatment strategies for enhancing sewage sludge disintegration and subsequent anaerobic digestion： Current advances, full-scale application and future perspectives [J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2017,69：559-577.

[13]郝曉地,蔡正清,甘一萍.剩余污泥預(yù)處理技術(shù)概覽 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2011,31(1)：1-12.

[14]Onyeche T I. Economic benefits of low pressure sludge homogenization for wastewater treatment plants [Z]. 2007.

[15]Ayol A. Enzymatic treatment effects on dewaterability of anaerobically digested biosolids-I： performance evaluations [J].Process Biochemistry, 2005,40(7)：2427-2434.

[16]Hasegawa S, Shiota N, Katsura K, et al. Solubilization of organic sludge by thermophilic aerobic bacteria as a pretreatment for anaerobic digestion [J]. Water Science & Technology, 2000,41(3)：163-169.

[17]Miah M S, Tada C, Yang Y, et al. Aerobic thermophilic bacteria enhance biogas production [J]. Journal of Material Cycles and Waste Management, 2005,7(1)：48-54.

[18]Shao L, Wang X, Xu H, et al. Enhanced anaerobic digestion and sludge dewaterability by alkaline pretreatment and its mechanism[J]. Journal of Environmental Sciences, 2012,24(10)：1731-1738.

[19]劉樹根,朱南文,樓紫陽,等.污泥高溫好氧消化過程的生物多樣性分析 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2010,30(5)：990-995.

[20]唐 娟,張 毅,李雷雷,等.地衣芽孢桿菌應(yīng)用研究進(jìn)展 [J]. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué), 2008,47(3)：351-354.

[21]王 斐,鄭天凌,洪華生.細(xì)菌胞外酶的生態(tài)作用 [J]. 海洋科學(xué),1999,23(3)：33-36.

[22]Kim Y, Cho J Y, Kuk J H, et al. Identification and Antimicrobial Activity of Phenylacetic Acid Produced by Bacillus licheniformis Isolated from Fermented Soybean, Chungkook-Jang [J]. Current Microbiology, 2004,48(4)：312-317.

[23]Tamehiro N, Okamotohosoya Y, Okamoto S, et al. Bacilysocin, a novel phospholipid antibiotic produced by Bacillus subtilis 168[J]. Antimicrobial Agents & Chemotherapy, 2002,46(2)：315-320.

[24]何品晶,王 穎,胡 潔,等.應(yīng)用解蛋白菌生物預(yù)水解剩余污泥[J]. 環(huán)境科學(xué), 2016,37(11)：4317-4325.

[25]Baier U, Schmidheiny P. Enhanced anaerobic degradation of mechanically disintegrated sludge [J]. Water Science &Technology, 1997,36(11)：137-143.

[26]張 菊,李金敏,張志焱,等.地衣芽孢桿菌的研究進(jìn)展 [J]. 中國飼料, 2012,(17)：9-11.

[27]Lin Y, Lü F, Shao L, et al. Influence of bicarbonate buffer on the methanogenetic pathway during thermophilic anaerobic digestion[J]. Bioresource Technology, 2013,137C(6)：245-253.

[28]Merlo R P, Trussell R S, Hermanowicz S W, et al. A comparison of the physical, chemical, and biological properties of sludges from a complete-mix activated sludge reactor and a submerged membrane bioreactor [J]. Water Environment Research A Research Publication of the Water Environment Federation,2007,79(3)：320-328.

[29]Zepp R G, Sheldon W M, Moran M A. Dissolved organic fluorophores in southeastern US coastal waters： correction method for eliminating Rayleigh and Raman scattering peaks in excitation—emission matrices [J]. Journal of Environmental Sciences, 2004,21(6)：795-800.

[30]Lu F, Chang C, Lee D, et al. Dissolved organic matter with multi-peak fluorophores in landfill leachate [J]. Chemosphere,2009,74(4)：575-582.

[31]Chen W, Westerhoff P, Leenheer J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter [J]. Environmental Science &Technology, 2003,37(24)：5701.

[32]裴海燕,胡文容,李 晶,等.活性污泥與消化污泥的脫水特性及粒徑分布 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2007,28(10)：2236-2242.

[33]梁 君,宋文成,馬金寶,等.微生物胞外聚合物對水中 As(Ⅴ)的吸附性能研究 [J]. 環(huán)境工程, 2016,34(S1)：226-229.

[34]萬紅貴,袁建鋒,單咸旸,等.芽孢桿菌胞外多糖的結(jié)構(gòu)初步分析[J]. 食品與發(fā)酵工業(yè), 2009,35(1)：35-38.

[35]劉 軼,周 健,劉 杰,等.污泥脫水性能的關(guān)鍵影響因素研究[J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2013,7(7)：2689-2693.