李晉，梁家豪，馬文峰，郭紹輝，王慶宏，陳春茂

（1 中國石油大學(xué)（北京）化學(xué)工程與環(huán)境學(xué)院，石油石化污染物控制與處理國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 102249；2 廣東石油化工學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東省石油化工污染過程與控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東高校石油化工污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 茂名 525000；3 山東石油化工學(xué)院化學(xué)工程學(xué)院，山東 東營 257061）

煉廠剩余活性污泥（refinery waste activated sludge，RWAS）是煉化廢水生化處理過程的副產(chǎn)物，以微生物細(xì)胞為主，蘊(yùn)含了豐富的有機(jī)質(zhì)，同時(shí)也吸附了大量老化油、膠質(zhì)、瀝青質(zhì)等難降解物質(zhì)及苯系物、酚類、蒽類、重金屬等有毒有害物質(zhì)，具有“資源”和“污染”雙重屬性[1]。厭氧消化技術(shù)可將剩余活性污泥中有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化為氫氣和甲烷能源，穩(wěn)定易腐有機(jī)物，消滅病原菌，減少污泥體積和回收沼氣能源，是當(dāng)下綠色低碳、經(jīng)濟(jì)可行的剩余活性污泥處理技術(shù)。但受限于RWAS高含油、高污染的特性，不利于厭氧微生物分解轉(zhuǎn)化，因此關(guān)于RWAS厭氧消化的處理研究較少。

研究表明，通過超聲[2]、水熱[3]、堿[4]和生物酶[5]等預(yù)處理手段，可分解胞外聚合物結(jié)構(gòu)，進(jìn)一步破壞細(xì)胞壁、細(xì)胞膜，釋放胞內(nèi)蛋白、多糖、脂質(zhì)等有機(jī)物，為后續(xù)的厭氧消化過程提供可利用底物。因此，選用合適的預(yù)處理技術(shù)可改善RWAS的可生化性，提高其厭氧消化甲烷產(chǎn)能。預(yù)處理技術(shù)原則上是通過能量輸入促進(jìn)污泥增溶，提高沼氣能源的回收效率。但研究發(fā)現(xiàn)，預(yù)處理過程會伴隨腐殖質(zhì)等難降解物質(zhì)釋放或改變污泥性質(zhì)（pH、氨氮濃度、金屬離子濃度等），30%～50%的殘留有機(jī)物不能被厭氧菌轉(zhuǎn)化為甲烷，導(dǎo)致能量轉(zhuǎn)化效率低[6]。通常，采用聯(lián)合預(yù)處理技術(shù)或使用廢棄物替代商業(yè)藥劑可節(jié)約處理成本，提高污泥厭氧消化凈收益。

煉廠堿渣是石油產(chǎn)品精制過程產(chǎn)生的強(qiáng)堿性、高污染有機(jī)廢水，含有大量的游離堿、酚、鈉鹽、烷酸鹽及多種含硫化合物[7]。先前研究已證明堿渣具有替代常規(guī)堿試劑預(yù)處理RWAS的應(yīng)用潛能，但堿渣投加量對預(yù)處理后污泥的厭氧消化性能影響極大[8]。較低的堿渣劑量對污泥瓦解效果較差，厭氧消化甲烷產(chǎn)能提升較低；而過高的堿渣劑量，會引入較高的鹽度及其他有毒有害物質(zhì)，反而抑制了后續(xù)的厭氧消化過程。熱-堿聯(lián)合預(yù)處理可加劇分子運(yùn)動，提高堿對細(xì)胞結(jié)構(gòu)的瓦解速率，并避免高劑量堿試劑的投加對后續(xù)厭氧消化過程的影響。侯銀萍等[9]研究發(fā)現(xiàn)，熱-堿預(yù)處理（120℃，pH=10）后剩余污泥的甲烷產(chǎn)率達(dá)303.7mL/g-VS（VS 為揮發(fā)性固體），較單獨(dú)熱預(yù)處理（120℃）和單獨(dú)堿預(yù)處理（pH=10）分別提高了35%和87%，但進(jìn)一步增加熱-堿預(yù)處理中的堿劑量（pH=11 和12），甲烷產(chǎn)量幾乎不變，可能是高堿性條件下釋放底物的可生化性差導(dǎo)致的。由于熱預(yù)處理和堿預(yù)處理作用機(jī)理不同，熱-堿預(yù)處理操作步驟同樣對剩余污泥溶出效率存在極大影響，如在相同預(yù)處理?xiàng)l件下（80℃，pH=12），先堿后熱預(yù)處理溶出的有機(jī)物濃度顯著高于熱堿同步和先熱后堿預(yù)處理[10]。為實(shí)現(xiàn)污泥處理的最大凈收益，對比了低溫-高堿、高溫-低堿、高溫-高堿等多種組合預(yù)處理方式，對污泥增溶、厭氧消化和脫水減量的效果影響不一[11]。因此，在實(shí)際應(yīng)用中，還應(yīng)根據(jù)污泥性質(zhì)及處置目的進(jìn)一步優(yōu)化熱-堿預(yù)處理?xiàng)l件。

本研究基于“以廢治廢”理念，使用堿渣替代常規(guī)堿試劑，對RWAS 進(jìn)行熱-堿渣預(yù)處理，強(qiáng)化厭氧產(chǎn)能，并全面考察了不同熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件對溶出有機(jī)物類型及RWAS厭氧消化動力學(xué)的影響規(guī)律，對比了不同預(yù)處理?xiàng)l件下RWAS厭氧降解效率、產(chǎn)氣性能及厭氧菌群的差異，以期為煉化行業(yè)固體廢棄物協(xié)同治理提供一條可行的技術(shù)途徑。

1 材料和方法

1.1 材料

實(shí)驗(yàn)所用污泥，中國石油遼河石化有限公司（遼寧省盤錦市）污水處理場循環(huán)式活性污泥池外排的剩余活性污泥，收集污泥置于冰箱4℃保存?zhèn)溆茫粎捬跸臃N污泥，實(shí)驗(yàn)室連續(xù)運(yùn)行的上流式厭氧污泥床反應(yīng)器，以葡萄糖為碳源馴養(yǎng)；RWAS和厭氧種泥的基本性質(zhì)如表1所示。堿渣，中國石油遼河石化有限公司（遼寧省盤錦市）油品精制車間，pH 約13.25±0.11，總固體(TS)和揮發(fā)性固體(VS)濃 度 為(3610±310)mg/L 和(1380±154)mg/L，TCOD濃度高達(dá)(92542±435)mg/L，所含金屬元素主要為：Na 27100mg/L、K 2.8mg/L、Ca 0.4mg/L、Mg 0.5mg/L、Fe 0.3mg/L、Cu 0.3mg/L 等，所含無機(jī)陰離子為:SO24-416mg/L、NH4+465mg/L、S2-742mg/L。

表1 煉廠剩余活性污泥和厭氧種泥的基本性質(zhì)

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件優(yōu)化

取20 個(gè)600mL 錐形瓶分別倒入400mL RWAS，每5個(gè)錐形瓶分為1組，共計(jì)4組，每組分別投加不同劑量的堿渣（體積分?jǐn)?shù)0、1%、2%、3%和4%），玻璃蓋密封瓶口后，4 組瓶子分別安置在20℃、50℃、70℃和90℃的水浴鍋內(nèi)，預(yù)處理2h后，使用鹽酸（1mol/L）中和pH 至7.0±0.2。預(yù)處理后的樣品通過離心固液分離（8000r/min，5min），離心液經(jīng)0.45μm的乙酸纖維膜過濾后測定PN、PS、揮發(fā)性脂肪酸（volatile fatty acid，VFA）和類黑素含量，并對上清液進(jìn)行三維熒光光譜分析。分別取50mL 預(yù)處理后RWAS 進(jìn)行中溫厭氧消化實(shí)驗(yàn)，測定生化產(chǎn)甲烷勢能[8]，定期記錄各組甲烷產(chǎn)量，利用改進(jìn)的Gompertz 模型進(jìn)行厭氧消化產(chǎn)甲烷動力學(xué)擬合，并通過SPSS 軟件進(jìn)行相關(guān)性分析，探究影響厭氧消化性能的關(guān)鍵因素。

1.2.2 剩余活性污泥厭氧消化

確定RWAS 熱-堿渣預(yù)處理的最佳條件為90℃和1%的堿渣劑量，并制備預(yù)處理樣品，以未預(yù)處理RWAS為空白樣品，單獨(dú)熱預(yù)處理（90℃）和單獨(dú)堿渣預(yù)處理（1%劑量）制備對照樣品，分別取200mL預(yù)處理后的RWAS，使用鹽酸溶液（1mol/L）調(diào)節(jié)pH 至(7.0±0.2)后移入?yún)捬醮⒔臃N100mL的厭氧種泥，擠壓厭氧袋排出多余空氣，保證厭氧環(huán)境，頂部導(dǎo)管連接集氣袋后放入搖床，進(jìn)行中溫（37℃）厭氧消化實(shí)驗(yàn)。消化過程中定期收集產(chǎn)生的沼氣，測定沼氣體積及組分；抽取厭氧消化沼液，測定SCOD和VFA，考察有機(jī)物降解情況。連續(xù)3天不產(chǎn)沼氣后，視為厭氧消化實(shí)驗(yàn)結(jié)束，取各組厭氧消化污泥進(jìn)行16S rDNA 高通量測序分析，考察不同消化體系中的微生物群落差異。

1.3 分析指標(biāo)與方法

污泥pH采用pH計(jì)（FE28，梅特勒-托利多貿(mào)易有限公司，瑞士）測定，TS、VS和石油類的濃度測量采用國標(biāo)方法[12]。PN、PS和VFA質(zhì)量濃度分別采用考馬斯亮藍(lán)法、苯酚硫酸法和比色法測定[8,13]。上清液通過三維熒光光譜儀（Aqualog?，HORIBA Scientific，美國）進(jìn)行有機(jī)組成分析。使用50mL注射器測量沼氣體積，并采用氣相色譜儀（GC7806，北京溫嶺儀器有限公司，中國）分析沼氣中甲烷和氫氣含量，氣相色譜儀以N2（30mL/min）和He（25mL/min）為載氣，設(shè)置檢測器、柱箱和進(jìn)樣箱溫度分別為150℃、80℃和100℃。微生物群落分析參照先前研究[14]。

類黑素含量采用紫外分光光度法測定[15]：樣品溶液用超純水稀釋到適宜濃度，充分混勻靜置后在470nm處測定吸光度，按照式(1)計(jì)算類黑素濃度。

式中，C為類黑素含量，mmol/L；A為樣品吸光度，470nm；V為體積，mL；e為類黑素的摩爾消光系數(shù)，282L/(mol·cm)；b為比色皿的厚度，cm。

1.4 分析方法

（1）三維熒光光譜特性PARAFAC 分析 采用MATLAB軟件扣除三維熒光光譜的瑞利散射和拉曼散射，使用DOMFluor 工具對所有組的三維熒光光譜矩陣進(jìn)行PARAFAC 分析，并采用裂半分析和殘差分析檢驗(yàn)PARAFAC 模型有效性，最終經(jīng)過反復(fù)迭代確定合適的溶解性有機(jī)物的組分?jǐn)?shù)[16]。

（2）改進(jìn)的Gompertz 模型 改進(jìn)的Gompertz模型見式(2)。

式中，Y為t天的累計(jì)甲烷產(chǎn)量，mL/g-VS；Ymax為甲烷最大產(chǎn)量，mL/g-VS；Rm為最大產(chǎn)甲烷速率，mL/(g-VS·d)；λ為滯后時(shí)間，d。

（3）相關(guān)性分析 對預(yù)處理?xiàng)l件（溫度、堿渣劑量）、溶出有機(jī)物濃度（PN、PS、VFA、類黑素和熒光組分）與厭氧消化模型參數(shù)（停滯期、最大產(chǎn)甲烷速率和甲烷最大產(chǎn)量）進(jìn)行Pearson 相關(guān)分析。p＜0.05代表顯著，p＜0.01代表非常顯著。

2 結(jié)果與討論

2.1 熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件對污泥有機(jī)物釋放的影響

2.1.1 污泥有機(jī)物溶出

通過預(yù)處理手段可加速污泥及有機(jī)質(zhì)溶出，如圖1 所示，不同溫度和堿渣劑量對RWAS 中蛋白（PN）、多糖（PS）和揮發(fā)性脂肪酸（VFA）等有機(jī)物釋放影響極大。常溫下（20℃）單獨(dú)堿渣預(yù)處理時(shí)，污泥溶出PN 濃度與堿渣劑量成正比，最高可達(dá)490.2mg/L；而單獨(dú)熱預(yù)處理（含量為0）對PN 溶出影響極小，濃度為5～25mg/L，表明堿預(yù)處理對污泥瓦解效果優(yōu)于熱預(yù)處理[圖1(a)]。熱輔助堿預(yù)處理可以加快分子運(yùn)動，促進(jìn)OH-與細(xì)胞壁和細(xì)胞膜中的脂類發(fā)生皂化反應(yīng)，快速破解細(xì)胞結(jié)構(gòu)，釋放更多的有機(jī)質(zhì)。因此，熱-堿預(yù)處理中隨著堿渣劑量和溫度的增加，PN溶出濃度顯著升高，在90℃、4%劑量時(shí)可達(dá)1338.7mg/L，較90℃單獨(dú)熱預(yù)處理和4%堿渣單獨(dú)堿預(yù)處理分別提高了52.5倍和1.7 倍。熱-堿預(yù)處理過程中，PS 的釋放情況同PN類似，在90℃、4%劑量時(shí)達(dá)到最大（510.9mg/L）[圖1(b)]。不同的是，單獨(dú)熱預(yù)處理中，當(dāng)溫度從50℃增加至90℃時(shí)，PS 溶出濃度從32mg/L 增加至116mg/L。由于該溫度范圍的熱處理，可破壞RWAS絮體結(jié)構(gòu)中的氫鍵，促進(jìn)絮體結(jié)構(gòu)和胞外聚合物瓦解，但對細(xì)胞破壁效果不顯著。而胞外聚合物中PS含量較高，因此其變化較為明顯，PN含量未見明顯增高[17]。

圖1 熱-堿渣預(yù)處理RWAS上清液中有機(jī)物溶出

熱、堿協(xié)同作用下，微生物細(xì)胞更易發(fā)生膨脹、溶解，釋放出大量的PN 和PS，且釋放的PN、PS會進(jìn)一步水解為分子量更小的物質(zhì)[18]。由圖1(c)可知，VFA 質(zhì)量濃度隨溫度和堿渣劑量的增加顯著增加，最高可達(dá)651.2mg/L，較單獨(dú)堿渣預(yù)處理提高了149%。Liu 等[19]研究發(fā)現(xiàn)，單獨(dú)堿和熱-堿預(yù)處理釋放的有機(jī)物中，VFA 占比分別為2.8%和12.2%，表明熱輔助下釋放的大分子物質(zhì)更易被水解，伴隨產(chǎn)生更多VFA。

2.1.2 溶解性有機(jī)物類型

通過平行因子分析，釋放出的熒光有機(jī)物可被獨(dú)立地分解成2個(gè)不同組分（圖2）。根據(jù)組分1峰值所在激發(fā)波長（Ex=320nm）/發(fā)射波長（Em=380nm）位置可劃定為腐殖酸類物質(zhì)[16]。腐殖酸的化學(xué)結(jié)構(gòu)非常復(fù)雜，芳香度高（H/C＜1），含有羧酸、酚、醇羥基、醌、酮基等多種活性官能團(tuán)，這些官能團(tuán)具有一定的絡(luò)合、離子交換、吸附和氧化還原能力，可優(yōu)先與水解酶結(jié)合，使其失活，從而抑制蛋白質(zhì)、多糖和脂類物質(zhì)的水解[20]。污泥中腐殖酸的存在可抑制厭氧消化過程，甲烷產(chǎn)率降低35.1%，但腐殖酸在厭氧消化的各階段發(fā)揮的作用有所不同，對水解和產(chǎn)甲烷階段的抑制率分別為38.2%和52.2%，對酸化階段卻可表現(xiàn)出101.5%的促進(jìn)作用，可能是由于腐殖酸中的醌、酮基團(tuán)具有電子穿梭能力，促進(jìn)了微生物與底物間的電子傳遞[21]。從腐殖酸的熒光強(qiáng)度可知，隨著堿渣劑量和溫度的增加，其強(qiáng)度變大，表明在高溫、強(qiáng)堿條件下釋放的有機(jī)物中腐殖酸類物質(zhì)更多，對后續(xù)的厭氧消化性能影響更大。

圖2 熱-堿渣預(yù)處理釋放熒光有機(jī)物種類及其熒光強(qiáng)度

組分2 峰值所在位置Ex=275nm、Em=350nm（圖2），指示色氨酸類物質(zhì)[22]。色氨酸被認(rèn)為是微生物和細(xì)菌降解代謝產(chǎn)生的溶解性微生物代謝產(chǎn)物，可生化性強(qiáng)。在相同堿渣劑量下，隨著輔助熱溫度的升高，其熒光強(qiáng)度正向增加。但當(dāng)堿渣劑量較高時(shí)（≥3%），其熒光強(qiáng)度整體下降，這是由于釋放的色氨酸與大分子蛋白質(zhì)結(jié)合，或與在同一蛋白質(zhì)中結(jié)合的酪氨酸發(fā)生能量轉(zhuǎn)移，影響熒光峰[16]。高溫-高堿條件雖然可促進(jìn)胞內(nèi)有機(jī)物的釋放，但同時(shí)也釋放出更多的難降解物質(zhì)，不利于釋放有機(jī)物的進(jìn)一步生物轉(zhuǎn)化。因此，還需結(jié)合生化產(chǎn)甲烷勢能確定最終的熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件。

2.1.3 類黑素生成量

熱-堿渣預(yù)處理有效促進(jìn)了污泥有機(jī)物釋放，并將釋放的蛋白質(zhì)水解為多肽、二肽或氨基酸，多糖物質(zhì)水解為單糖。但過高的溫度和堿性條件下，水解的氨基酸中的氨基和還原性糖中的羰基會發(fā)生美拉德反應(yīng)，生成難降解的類黑素[17]。單獨(dú)熱預(yù)處理過程中，僅當(dāng)溫度大于200℃時(shí)才易發(fā)生美拉德反應(yīng)，因此本研究單獨(dú)熱預(yù)處理組溫度設(shè)置較低，對類黑素產(chǎn)生量影響較小（圖3）。而單獨(dú)堿預(yù)處理時(shí)，隨著堿渣劑量的不斷增加，類黑素含量也逐漸增加，表明在極端堿性環(huán)境下也可發(fā)生美拉德反應(yīng)[23]。而在熱輔助條件下加速了類黑素的生成，50℃溫度促進(jìn)作用較小，但當(dāng)溫度大于70℃時(shí)類黑素產(chǎn)量明顯提高。在90℃下熱-堿渣預(yù)處理，進(jìn)一步增加堿渣劑量，類黑素產(chǎn)生量無明顯變化，其含量穩(wěn)定在31.2～32.9mmol/L。類黑素中含有雜環(huán)結(jié)構(gòu)、不飽和鍵和某些完整的氨基酸殘基等，對厭氧微生物存在一定的毒性抑制，會減緩VFA的產(chǎn)生，與產(chǎn)甲烷古菌存在電子競爭關(guān)系，并降低甲烷產(chǎn)量[24]。因此，為避免產(chǎn)生的類黑素對厭氧消化性能的影響，應(yīng)考慮高溫-低堿組合條件。

圖3 熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件對類黑素產(chǎn)量的影響

2.2 熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件對污泥產(chǎn)甲烷動力學(xué)影響

通過生化產(chǎn)甲烷勢能測試考察熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件對RWAS可生化性影響，凈累積甲烷產(chǎn)量如圖4所示，并結(jié)合Gompertz 模型對其產(chǎn)甲烷過程進(jìn)行擬合，模擬得出的相關(guān)參數(shù)見表2。由圖4 可知，單獨(dú)熱預(yù)處理時(shí)其停滯期（λ）較短，約0～1 天，表明低溫?zé)犷A(yù)處理釋放的有機(jī)物多為易生物降解有機(jī)物，其最大產(chǎn)甲烷速率（Rm）和最大甲烷產(chǎn)率（Ymax）隨著預(yù)處理溫度的增加而增加，在90℃單獨(dú)熱 預(yù) 處 理 組，Rm和Ymax可 達(dá)6.0mL/(g-VS·d)和71.9mL/g-VS，較未預(yù)處理的RWAS 分別提高了6 倍和3.6 倍。單獨(dú)堿渣預(yù)處理時(shí)，隨著堿渣劑量的增加，λ延長，表明堿渣加入會抑制厭氧菌的活性。由于堿渣預(yù)處理釋放了更多的PN、PS 等底物，使甲烷產(chǎn)量提高，但堿渣劑量達(dá)到4%后，其抑制作用大于促進(jìn)作用，Ymax反而降低。

圖4 熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件對RWAS累積甲烷產(chǎn)量的影響

表2 產(chǎn)甲烷動力學(xué)模型模擬結(jié)果

不同條件熱-堿預(yù)處理后，RWAS中釋放有機(jī)物含量不同，高溫-高堿預(yù)處理組會釋放更多難降解物質(zhì)并引入堿渣中的毒性物質(zhì)，RWAS的厭氧消化性能反而惡化。90℃、4%預(yù)處理?xiàng)l件下，RWAS中PN、PS 和VFA 釋放量最高，但厭氧消化過程，λ長達(dá)14.3天，Ymax不升反降。在90℃、1%條件下預(yù)處理后的RWAS，雖然會經(jīng)歷3.5 天的停滯期，但此后其產(chǎn)甲烷速率最快，Rm可達(dá)6.0mL/(g-VS·d)，Ymax為100.3mL/g-VS，較單獨(dú)1%堿渣預(yù)處理（42.6mL/g-VS）和單獨(dú)90℃熱預(yù)處理（71.9mL/g-VS）提高了136%和40%。因此，選擇高溫-低堿組合條件可顯著提高RWAS 的可生化性。熱-堿預(yù)處理已廣泛應(yīng)用于污泥預(yù)處理過程，例如在121℃條件下結(jié)合不同劑量的NaOH（20～60mg/g-TS）對污泥進(jìn)行預(yù)處理，其甲烷產(chǎn)率可達(dá)148.0～158.9mL/g-VS，較空白組可提高38.9%～49.2%，但進(jìn)一步增加NaOH 劑量，由于引入的Na+濃度過高，抑制產(chǎn)甲烷古菌活性，導(dǎo)致甲烷產(chǎn)率下降[7]。Chen等[25]對熱-堿預(yù)處理污泥厭氧消化過程進(jìn)行了能量衡算，熱-堿預(yù)處理組可回收能量4.2kJ/g-VS，而單獨(dú)熱預(yù)處理僅2.5kJ/g-VS。本實(shí)驗(yàn)選用煉廠廢棄物堿渣代替商業(yè)堿試劑，同樣提高了熱-堿預(yù)處理效率，且節(jié)約了藥劑成本，該方法更具工業(yè)應(yīng)用前景。

2.3 熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件與污泥厭氧消化性能的關(guān)系

不同的熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件對RWAS 厭氧消化性能具有很大的影響，通過對預(yù)處理?xiàng)l件（溫度、堿渣劑量）、溶出有機(jī)物（PN、PS、VFA、類黑素和熒光組分）和厭氧消化模擬參數(shù)進(jìn)行相關(guān)性分析，探究影響厭氧消化性能的關(guān)鍵因素，綜合優(yōu)化預(yù)處理?xiàng)l件。

如圖5 所示，溫度對PN、PS、VFA、類黑素、腐殖酸類和色氨酸類有機(jī)物溶出呈顯著正相關(guān)，Person 系數(shù)在0.468～0.652 之間。研究表明，隨著溫度升高，污泥中微生物細(xì)胞的細(xì)胞膜、tRNA（45～65℃）、DNA（50～70℃）、細(xì)胞壁（65～90℃）和蛋白質(zhì)（70～95℃）等細(xì)胞器或物質(zhì)被逐步破壞[26]。同時(shí)，溫度的升高也有助于腐殖質(zhì)等難降解物質(zhì)釋放和類黑素等毒性物質(zhì)生成，干擾因素增加，導(dǎo)致對厭氧消化參數(shù)的影響為弱相關(guān)性，Person系數(shù)在0.144～0.374 之間（p＞0.05）。相比之下，堿渣劑量是影響RWAS有機(jī)物的溶出的主導(dǎo)因素，PN、PS、VFA、類黑素、腐殖酸類有機(jī)物的Person 系數(shù)在0.743～0.824之間，且p＜0.01，為極顯著正相關(guān)。堿渣劑量與厭氧消化參數(shù)Ymax和Rm呈負(fù)相關(guān)，但不顯著，是因?yàn)槲⑸镞m應(yīng)環(huán)境后，仍可利用釋放的易降解有機(jī)物，因此對最終的甲烷產(chǎn)量影響不顯著。但堿渣劑量對λ表現(xiàn)為顯著正相關(guān)，Person系數(shù)為0.718。堿渣具有較高的鹽度，且含硫、酚等污染物。隨著堿渣劑量的增加，這類有毒有害物質(zhì)攜入量增加，嚴(yán)重抑制了微生物活性，導(dǎo)致λ延長[8]。

圖5 預(yù)處理?xiàng)l件與有機(jī)物溶出類型及厭氧消化參數(shù)的Person相關(guān)性

熱-堿渣預(yù)處理后，腐殖酸隨污泥絮體瓦解和細(xì)胞結(jié)構(gòu)的破壞而溶入液相中。腐殖酸可與特定水解酶的活性位點(diǎn)結(jié)合，從而阻止酶與底物的反應(yīng)，尤其是纖維素水解酶、α-淀粉酶和蛋白酶的活性，隨腐殖酸含量的增加而逐漸下降，水解過程受抑制，導(dǎo)致厭氧消化滯后期延長[21,27]。同樣，實(shí)驗(yàn)中也證實(shí)了腐殖酸類有機(jī)物熒光強(qiáng)度與λ存在顯著正相關(guān)。由圖5可知，類黑素和厭氧消化滯后期存在極顯著的負(fù)相關(guān)性，是由于類黑素具有較高的電活性，其氧化還原電位高于腐殖酸，幾乎不被厭氧菌降解。Wang等[24]研究表明，低溫（80℃）-堿（pH=10）條件下，葡萄糖和丙氨酸可生成類黑素，其毒性效應(yīng)和與產(chǎn)甲烷菌的電子競爭關(guān)系導(dǎo)致較長的滯后期，甲烷產(chǎn)量降低22%～26%。

通過多組熱-堿渣預(yù)處理RWAS 實(shí)驗(yàn)可知，堿渣劑量對有機(jī)物溶出和厭氧消化性能的影響作用遠(yuǎn)高于加熱溫度，其影響途徑主要為兩方面：一是熱輔助條件下，增加堿渣劑量促進(jìn)了腐殖酸釋放和類黑素生成，抑制厭氧微生物活性和水解酶活性，延長遲滯期；二是堿渣自身所含的毒性物質(zhì)含量增加，降低厭氧消化甲烷產(chǎn)率。因此，本實(shí)驗(yàn)選擇高溫-低堿組合條件，即90℃和1%堿渣劑量為最優(yōu)熱-堿預(yù)處理?xiàng)l件。

2.4 熱-堿渣預(yù)處理強(qiáng)化污泥厭氧消化

采用最佳條件（90℃，1%堿渣劑量）預(yù)處理RWAS，進(jìn)行批式厭氧消化實(shí)驗(yàn)，探究熱-堿渣預(yù)處理對厭氧消化過程產(chǎn)酸、產(chǎn)氣及底物降解特性的影響。如圖6(a)所示，空白組中以未預(yù)處理的RWAS為底物，SCOD 濃度一直維持在較低水平，且經(jīng)過較長的水解階段（17天），SCOD濃度才有所增加。這是因?yàn)镽WAS表面吸附了石油類污染物，在油膜的阻隔下，水解酶無法直接作用于污泥細(xì)胞，水解效率極低，從而影響了后續(xù)的酸化和產(chǎn)甲烷階段。堿預(yù)處理組和熱預(yù)處理的初始SCOD 濃度為1316.8mg/L 和1080.0mg/L，且在前6 天內(nèi)完成大部分有機(jī)物降解，消化處理后，消化液中SCOD濃度為387.9mg/L 和120.5mg/L。熱-堿渣預(yù)處理過程，加熱可降低污泥黏度，加劇布朗運(yùn)動，使得RWAS表面的油滴碰撞聚集，從污泥絮體脫離，提高了堿渣對細(xì)胞結(jié)構(gòu)的直接瓦解效率，因此熱-堿渣預(yù)處理組初始SCOD 濃度高達(dá)2527.2mg/L。此外，RWAS破乳后，厭氧微生物及胞外酶與釋放底物的接觸效率增加，促進(jìn)了底物的分解轉(zhuǎn)化。經(jīng)過1天的厭氧消化，熱-堿渣組的SCOD 濃度快速降至1926.6mg/L，并伴隨轉(zhuǎn)化生成736.0mg/L 的VFA，產(chǎn)酸效果顯著提高[圖6(b)]。13 天后有機(jī)物降解速率變緩，直至厭氧消化結(jié)束，SCOD 濃度僅從1177.8mg/L 降至853.2mg/L，最終SCOD 降解率為66%，表明消化液中還殘留了更多的生物難降解物質(zhì)。

圖6 熱-堿渣預(yù)處理對RWAS厭氧消化過程影響

熱預(yù)處理、堿渣預(yù)處理和熱-堿渣預(yù)處理對RWAS酸化階段均有促進(jìn)，3天內(nèi)3組的VFA產(chǎn)量均達(dá)到最大，分別為150.3mg/L、380.3mg/L和780.8mg/L。VFA 作為厭氧消化過程中的重要中間產(chǎn)物，被產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌分解為氫氣和乙酸。乙酸可被乙酸型產(chǎn)甲烷古菌直接利用生成甲烷，而氫氣和二氧化碳可通過氫營養(yǎng)型途徑合成甲烷。因此，VFA濃度快速下降表明更多的乙酸和氫氣產(chǎn)生，從而提高了甲烷產(chǎn)量。熱-堿渣預(yù)處理組氫氣產(chǎn)率最高（11.5mL/g-VS），較空白組（3.9mL/g-VS）提高了2 倍[圖6(c)]。到厭氧消化后期，由于產(chǎn)酸速率小于產(chǎn)甲烷速率，VFA不再積累，其濃度趨于0。

各組中產(chǎn)甲烷趨勢同有機(jī)物降解速率保持一致[圖6(d)]。堿渣預(yù)處理組在9天后SCOD濃度下降緩慢，表示有機(jī)物未被進(jìn)一步降解，9天內(nèi)累計(jì)甲烷產(chǎn)率達(dá)41.3mL/g-VS，之后幾乎不再增加。熱預(yù)處理組前期甲烷產(chǎn)率同堿渣預(yù)處理組保持一致，隨著9 天后該組中SCOD 增加，甲烷產(chǎn)量也持續(xù)增加至74.6mL/g-VS。熱-堿渣預(yù)處理組隨著SCOD濃度的不斷下降，其累計(jì)甲烷產(chǎn)率不斷增加，最終可達(dá)95.3mL/g-VS，較空白組、單獨(dú)堿渣和單獨(dú)熱預(yù)處理分別提高了400%、131%和28%。熱-堿渣預(yù)處理顯著促進(jìn)了RWAS增溶，釋放的易降解有機(jī)物可被微生物快速轉(zhuǎn)化為甲烷能源，是污泥減量化和資源化處理的有效手段，但消化液中殘留了較多的腐殖酸類物質(zhì)和類黑素物質(zhì)，SCOD濃度較高。因此，如何有效提高有機(jī)物的厭氧降解效率仍需進(jìn)一步探究。

2.5 不同預(yù)處理方法對厭氧微生物群落結(jié)構(gòu)影響

通過對厭氧消化系統(tǒng)內(nèi)屬水平的水解酸化細(xì)菌和產(chǎn)甲烷古菌群落結(jié)構(gòu)分析，探究不同預(yù)處理方式對厭氧代謝菌群的影響，結(jié)果見圖7?？瞻捉M中物種豐富，相對豐度低于2%的物種占據(jù)了64%，而預(yù)處理后RWAS中有機(jī)物含量增加，提高了部分水解酸化菌的活性，使其成為優(yōu)勢菌種。與空白組相比，熱、堿渣和熱-堿渣預(yù)處理組中norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17 （8.9%、 6.7% 和6.1%）、norank_f_Anaerolineaceae（4.4%，4.3% 和5.6%）、Paraclostridium（7.7%、2.3%和6.1%）、Bacteroides（3.8%、4.0%和5.2%）、JGI-0000079-D21（3.3%、2.8%和5.3%）和Romboutsia（6.2%、2.3%和3.3%）相對豐度顯著提高。norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17為擬桿菌門的兼性厭氧菌，可降解復(fù)雜有機(jī)物，其相對豐度提高表明預(yù)處理釋放的復(fù)雜有機(jī)物可進(jìn)一步利用[28]。norank_f_Anaerolineaceae可降解苯酚，并為產(chǎn)甲烷階段提供可利用的有機(jī)酸。Paraclostridium屬于厚壁菌門梭菌科，在對淀粉、纖維質(zhì)和幾丁質(zhì)等的解聚起到了重要作用[29]。Bacteroides屬于水解細(xì)菌，具有極強(qiáng)的半纖維素分解能力，也可將碳水化合物或含氮有機(jī)物轉(zhuǎn)化為乙酸和琥珀酸[30]。而堿渣和熱-堿渣預(yù)處理組中，出現(xiàn)了相對豐度較高的Sedimentibacter（分別1.2%和4.5%）和Sporacetigenium（分別1.6%和2.6%），可降解多種糖類生成丁酸和乙酸[31-32]，表明適當(dāng)劑量的堿渣可能促進(jìn)酸化階段。因此，在堿渣和熱-堿渣預(yù)處理組中具有較高的VFA產(chǎn)量。

圖7 屬水平的微生物群落結(jié)構(gòu)圖

不同預(yù)處理方式對厭氧消化系統(tǒng)中的產(chǎn)甲烷古菌的影響較大，從圖7(b)可知，Methanobacterium和Methanosaeta為各組中的優(yōu)勢菌屬。預(yù)處理組中Methanobacterium相對豐度均顯著增加，尤其是在堿渣預(yù)處理組（58.4%）和熱-堿渣預(yù)處理組（78.5%）。Methanobacterium是典型的氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷古菌，以H2/CO2為底物轉(zhuǎn)化生成甲烷[33]。熱-堿渣預(yù)處理組中，乙酸營養(yǎng)型的Methanosaeta（16.2%） 和Methanosarcina（1.6%）相對豐度明顯降低[34]，堿渣預(yù)處理組古菌變化與之相似。相比熱預(yù)處理組中，Methanosaeta（44.7%）相對豐度反而有所增加，表明可能是堿性條件對溶出有機(jī)物性質(zhì)的變化，導(dǎo)致消化體系產(chǎn)甲烷途徑向氫營養(yǎng)型轉(zhuǎn)變。然而，Xiao等[35]的研究發(fā)現(xiàn)熱-堿預(yù)處理（60℃，pH=12）可同時(shí)促進(jìn)嗜氫產(chǎn)甲烷菌和嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌生長，這可能與RWAS性質(zhì)和使用堿渣代替NaOH試劑有關(guān)。

3 結(jié)論

（1）熱-堿渣預(yù)處理加速了RWAS 絮體結(jié)構(gòu)瓦解，釋放胞內(nèi)有機(jī)物，且溫度和堿渣劑量對PN、PS和VFA溶出量呈顯著正相關(guān)。但高溫-高堿組合條件促進(jìn)了腐殖酸類難降解物質(zhì)釋放，并伴隨類黑素毒性物質(zhì)生成，嚴(yán)重抑制了厭氧微生物的活性，導(dǎo)致厭氧消化停滯期延長，甲烷產(chǎn)率低。

（2）綜合對比有機(jī)物降解和產(chǎn)能效率，90℃、1%堿渣劑量為最佳熱-堿渣預(yù)處理?xiàng)l件，RWAS經(jīng)厭氧消化處理后SCOD降解率達(dá)66%，分別回收甲烷和氫氣95.3mL/g-VS 和11.5mL/g-VS，較未預(yù)處理組分別提高了400%和195%。

（3）熱-堿預(yù)處理強(qiáng)化了RWAS 厭氧產(chǎn)能，提高了能源回收率，減少了堿渣處理量，為煉化企業(yè)提供了一條可行的“以廢治廢”思路。