污水處理技術篇：怎樣提高污泥水解速率

厭氧消化因能產生生物氣(如甲烷和氫氣)等能源物質而被廣泛運用于污泥穩定和污泥減量過程，其一般包括水解、酸化和甲烷化3個步驟(Bouškováetal.,2005).目前，研究人員越來越關注污泥水解和酸化過程中短鏈脂肪酸(SCFAs)的產生，因其不但可以作為生物脫氮除磷過程中微生物所需的碳源物質(Maureretal.,1997)，同時還可以作為合成可降解塑料-聚羥基烷酸的原料(Lemosetal.,2006).顆粒有機物的水解是厭氧消化過程的限速步驟(Guoetal.,2007)，低效率的水解會延長消化時間，*終導致工藝負荷降低、運行不穩定和處理費用增加(Gavalaetal.,2003)，因此，研發提高污泥水解速率的技術具有重要的意義.

Cadoret等(2002)指出，污泥水解效率除受酶活影響外，還取決于酶表面活性部位在污泥基體中的分布，并提出胞外聚合物(EPS)阻隔降低了酶和底物的接觸機會，同時降低了底物的擴散效率，故酶在污泥處理過程中的利用效率不高.研究表明，蛋白酶、脂肪酶、淀粉酶等可以加速污泥的水解，但外源性酶一般被束縛、吸附和隱藏在污泥基體中，從而降低了酶的水解活性(Luoetal.,2011).Wawrzynczyk等(2008)指出，增加酶和底物的接觸機會和面積，可以提高污泥的水解效率.EPS是污泥絮體的重要組成部分，主要是由碳水化合物、蛋白質、腐殖酸等組成，污泥中的這些有機物主要是由金屬離子通過橋接作用結合在一起的.絡合劑具有螯合金屬離子的作用，其可以通過絡合Ca2+、Mg2+、Fe2+等金屬離子破壞污泥的網絡結構，從而釋放出蛋白質、碳水化合物、腐殖酸等物質，原來被束縛、隱藏于污泥基體中的水解酶也得到釋放，水解活性得以表達，從而促進有機物的進一步降解(Wawrzynczyketal.,2008).

目前，國內外針對絡合劑對剩余污泥酶水解的研究已有相關報道，而對于后續酸化過程的基礎研究尚鮮有報道.為此，筆者研究了絡合劑檸檬酸鈉(SC)對剩余污泥酶水解和后續酸化過程的影響，以期為污泥處理技術的研究和實際運用提供借鑒和參考.

2材料與方法

2.1實驗材料

試驗所用剩余污泥取自長沙市第二污水處理廠(國楨污水處理廠)二沉池，污泥先經30min沉淀，去除上清液，再經0.71mm的篩網過濾處理去除雜質后，置于4℃的冰箱中保存備用.試驗所用污泥基本特性為：pH值6.9，TCOD8700mg-L-1，SCOD100mg-L-1，TSS10.2g-L-1，VSS6.9g-L-1，溶解性蛋白質73.0mg-L-1，溶解性碳水化合物14.2mg-L-1.

絡合劑為二水合檸檬酸鈉.酶選用由上海杰輝生物科技有限公司提供的中性蛋白酶、α-淀粉酶2種工業酶，其基本特性分別為：中性蛋白酶酶活5000U-g-1，*適pH值7.0~7.8，*適溫度40~50℃;α-淀粉酶酶活6000U-g-1，*適pH值5.5~7.5，*適溫度50~60℃.

2.2分析項目及方法

TSS/VSS采用重量法測定;COD采用微波密封消解，重鉻酸鉀法測定，其中，SCOD為離心(轉速為10000r-min-1)10min后上清液的化學需氧量，TCOD為污泥懸浮液的總化學需氧量;上清液中的蛋白質采用Folin-酚法測定，以牛血清蛋白為標準物;溶解性糖采用苯酚-硫酸法進行測定，以葡萄糖為標準物;NH+4-N采用納氏試劑分光光度法測定.上清液中的蛋白酶活力采用Folin-酚試劑比色法測定，以牛血清蛋白為標準物;淀粉酶活力采用3，5-二硝基水楊酸比色法測定(Pineta1.，1995).

SCFAs采用Agilent6890NGC型氣相色譜儀測定，分析條件為：色譜柱型號DB-FFAP(30m×0.25mm×0.25mm)，檢測器為氫火焰檢測器FID，載氣(N2)流速為2.6mL-min-1，進樣量為1.0mL，分流比為10∶1，進樣器溫度為250℃，檢測器溫度為300℃.整個過程采用程序升溫，起始爐溫為70℃，持續運行3min，再以20℃-min-1的速度升溫5.5min，然后在180℃下停留3min，一個樣品的整個運行時間為11.5min.

污泥經過12h的真空干燥，隨后進行SEM測定(SEM，JSM-6700F，Japan).

2.3實驗方法

SC對污泥酶水解影響：設立2批次實驗(每批次包括6個實驗組)，各批次均取400mL污泥，分別投加蛋白酶、淀粉酶0.06g-g-1(以TS計，下同)，SC以粉末形式投加，SC的投加量分別為0、0.144、0.288、0.432、0.576、0.864g-g-1，隨后向各錐形瓶中通入氮氣約4min以完全驅除殘留空氣，加塞置于50℃水浴振蕩器上反應，4h后取樣測定水解產物及蛋白酶和淀粉酶的活性，并進行分析.同時設定空白對照組，除不加酶和SC外，其它條件與實驗組均相同.

SC對污泥產酸影響：設立4組實驗，各組均取400mL污泥，先投加蛋白酶0.06g-g-1，SC以粉末形式投加，每組SC的投加量分別為0、0.144、0.432、0.864g-g-1，隨后向各錐形瓶中通入氮氣約4min以完全驅除殘留空氣，加塞置于50℃水浴振蕩器上反應，反應裝置在此條件下反應12d，每天對酸化產物SCFAs進行測定.同時設定空白對照組，除不加酶和SC外，其它條件與實驗組均相同.

3結果與分析

3.1SC對有機物溶出的影響

原污泥中的溶解性蛋白質和碳水化合物濃度較低(溶解性蛋白質73.0mg-L-1，溶解性碳水化合物14.2mg-L-1)，表明其中的有機物主要以固體狀態存在，溶解性有機質的含量較低.空白對照組(不加酶也不加SC)反應4h后，污泥中的溶解性蛋白質和碳水化合物濃度分別增加至400.0和79.0mg-L-1.在水解酶的作用下，隨著污泥膠團的解聚和胞外聚合物的水解，大量有機質由固相轉移至液相，成為溶解性物質.

圖1為蛋白酶和淀粉酶組實驗(均投加酶0.06g-g-1)在不同SC投加量下(0、0.144、0.288、0.432、0.576、0.864g-g-1)，反應4h后污泥中蛋白質和碳水化合物濃度隨SC投加量的變化情況.由圖可知，只投加水解酶(不投加SC)時，溶解性蛋白質由原污泥的73.0mg-L-1分別增加至1250.0mg-L-1(蛋白酶組)和1407.0mg-L-1(淀粉酶組)，溶解性碳水化合物由原來的14.2mg-L-1分別增加至244.0mg-L-1(蛋白酶組)和194.0mg-L-1(淀粉酶組).污泥的主要成分是蛋白質，此研究中淀粉酶和蛋白酶促進污泥水解的效果差不多，其原因如下：

一方面，Pinnekamp(1989)指出，碳水化合物和蛋白質的可生物降解率分別為52.24%和39.70%，蛋白質的可生物降解性較差，其水解在污泥水解過程中是限速步驟.在較短的時間內，碳水化合物的水解效率高于蛋白質.另一方面，EPS中碳水化合物可能與蛋白質相結合，從而形成碳水化合物-碳水化合物、碳水化合物-蛋白質、蛋白質-蛋白質相結合的結構，破壞其中任何一種物質，與其相結合的另一物質也會隨之溶解出來(Sesayetal.,.，2006).

投加SC后，溶出的有機物進一步提高，當SC投加量為0.432g-g-1時，溶解性蛋白質分別增加至2186.0mg-L-1(蛋白酶組)和2172.0mg-L-1(淀粉酶組)，溶解性碳水化合物分別增加至433.-L-1(蛋白酶組)和444.0mg-L-1(淀粉酶組).污泥是由許多不同的微生物包埋在聚合物組成的網絡中形成的，這些聚合物就是EPS(羅琨等，2010)，其主要組成物是蛋白質和碳水化合物(Goeletal.,.，1998).EPS的網絡結構主要是通過表面帶負電荷的基團如COOH-、SO42-等與金屬離子的結合保持其穩定性(Morgan-Sagastumeetal.,.，2005).SC是一種很強的陽離子絡合劑，其能絡合EPS中Ca2+、Mg2+等金屬離子，從而破壞污泥絮體結構，進而促進蛋白質、碳水化合物和腐殖質等有機物的溶出，并轉化為液相中可溶性有機物.

SC的投加量為0~0.432g-g-1時，溶解性蛋白質和碳水化合物的濃度不斷增加，繼續提高SC的投加量，其濃度僅有小幅度的上升.由此可知，SC投加量達到一定值后，再通過增加SC的投加量來促進污泥水解的作用并不明顯.綜合考慮處理效率和經濟成本，本研究中SC的*佳投加劑量為0.432g-g-1.

3.2SC對水解酶活性的影響

污泥的水解速率主要取決于水解酶的活性，以及污泥中水解酶與底物的接觸程度.污泥中原有的及投加的水解酶會被吸附、包埋于污泥基體中，從而降低了水解酶的活性.圖2所示為不同SC投加量下，反應4h后水解酶活性的變化情況.在一定濃度范圍內，隨著SC的投加，水解酶活性不斷提高，這可能是由于SC的投加促進了水解酶的釋放，原來被束縛、隱藏于污泥基體中的水解酶活性得以表達.當SC投加量為0.432g-g-1時，污泥上清液中的蛋白酶活性由原來的2.25U-mL-1增加到4.30U-mL-1，而淀粉酶活性則由4.50U-mL-1增加到6.99U-mL-1.繼續提高SC的投加量，蛋白酶的活性變化不大，而淀粉酶的活性呈小幅度的下降趨勢(SC投加量為0.864g-g-1時，蛋白酶活性為4.20U-mL-1，淀粉酶活性下降到6.16U-mL-1).實驗選用的蛋白酶*適pH值為7.0~7.8，淀粉酶*適pH值為5.5~7.5.SC是一種強堿弱酸鹽，具有一定的緩沖能力，其溶液具有弱堿性.

當SC的投加量為0.432g-g-1時，蛋白酶組溶液的pH值為7.42，淀粉酶組為7.54(數據圖未列出).提高SC的投加量，溶液pH值升高，超出了淀粉酶的*適pH值，從而導致其活性的下降，這也正好解釋SC投加量達到一定值(0.432g-g-1)后，再通過增加SC的投加量來促進污泥水解的作用并不明顯.Watson等(2004)的研究也表明，產甲烷反應器中β-葡萄苷酶和蛋白酶的活性隨絡合劑(硫化物)投加量的增加不斷提高，當硫化物的濃度達到600mg-L-1時，該兩種酶活性達*高值.

3.3SC對氨氮的影響

圖3為反應4h后，污泥中氨氮濃度隨SC投加量的變化情況.在水解酶的催化作用下，污泥中的含氮物質——主要為蛋白質轉化為二肽、氨基酸，氨基酸進一步轉化為氨(Shanablehetal.,.，2001).因此，蛋白質不斷溶出的同時，污泥液相中的氨氮濃度也不斷提高.只投加水解酶(不投加SC)時，氨氮濃度由原污泥的60.0mg-L-1分別增加至182.0mg-L-1(蛋白酶組)和167.0mg-L-1(淀粉酶組).當SC投加量為0.432g-g-1時，氨氮濃度分別增加至245.0mg-L-1(蛋白酶組)和243.0mg-L-1(淀粉酶組).

蛋白質和碳水化合物是剩余污泥的主要組成成分，脂肪含量很少，基本可以忽略.蛋白質的可生化降解性較差，其水解在污泥消化過程中是限速步驟，決定了此過程中有機物的降解程度(劉常青等，2008).SC的投加提高了蛋白質的降解速率，一方面是由于SC的投加促使更多的蛋白質溶解到液相，其降解速率高于固相中的蛋白質.另一方面，SC的投加破壞了EPS的網絡結構，水解酶得到釋放，從而增加了其與底物的接觸機會，蛋白質的轉化效率得到提高.

3.4SC對污泥產酸的影響

污泥酸化過程中產生的SCFAs與溶解性蛋白質和碳水化合物含量是緊密相關的(Yuetal.,2003)，因此，溶解性有機物越多，產生的SCFAs也越多.圖4為空白(不加酶也不加SC)、蛋白酶(0.06g-g-1，以TS計，下同)和SC+蛋白酶組(SC0.144、0.432和0.864g-g-1，蛋白酶0.06g-g-1)產生的總SCFAs.由圖可知，蛋白酶和SC+蛋白酶組產生的總SCFAs高于空白對照組，*大SCFAs積累量分別達到1499和1788mg-L-1(以COD計)(SC0.432g-g-1)，分別是空白對照組的2.33和2.78倍.SC的投加促使大量固相有機物溶解到液相，同時也增加了污泥中水解酶含量.大分子溶解性有機物，如蛋白質和碳水化合物等在水解酶的作用下得到高效水解，為酸化過程提供了更多的酸化底物，從而導致SCFAs的大量積累.

SC的投加可以減少達到*大SCFAs積累的時間，縮短厭氧消化時間.空白對照組和蛋白酶組的總SCFAs積累量分別在反應第7d和第6d達到*大值，而SC+蛋白酶組分別在反應第3d(SC0.144g-g-1)、第2d(SC0.432g-g-1)和第4d(SC0.864g-g-1)就達到了*大值.隨后，在SCFAs消耗菌如甲烷菌等的作用下，生成的SCFAs不斷被降解.由圖4可知，SC的投加量越大，SCFAs轉化降解速率越慢.SC低投加量時(SC0.144g-g-1)，SCFAs的濃度隨時間下降很快;而SC投加量為0.864g-g-1時，SCFAs的濃度下降速率趨于平緩.這可能是由于高濃度的SC對產甲烷菌的活性有抑制作用，使SCFAs產生甲烷的途徑受到限制，從而降低了SCFAs的轉化速率.

3.5SEM圖

圖5為污泥經不同處理反應4h后的SEM圖，50μm掃描電鏡下觀察各種處理后污泥的微觀結構.原污泥主要是以完整的絮體結構為骨架，污泥表面覆蓋著一層網狀的聚合物，污泥之間被絲狀的粘性物質連接著，表面疏松、光滑(圖5a).經水解酶處理后的污泥顆粒變得更細，聚合物組成的網絡結構被破壞，出現了細小的絮體(圖5b).經過SC和酶共同處理后的污泥聚合物的網狀結構被進一步破壞，連接在污泥絮體間的絲狀粘性物質不見了，出現了更為細小的絮狀碎片(圖5c).這說明在SC和酶的共同作用下，污泥中占主要成分的絮體物質——EPS的結構被破壞，EPS中的蛋白質和碳水化合物不斷溶出，轉變為可溶性物質，從而改變了污泥的結構.

4結論

1)絡合劑SC提高了污泥酶水解和酸化的效率，溶解性蛋白質和碳水化合物濃度大幅度提高，本研究中SC的*佳投加劑量為0.432g-g-1.

2)絡合劑SC可以提高污泥中SCFAs的積累量，同時減少達到*大SCFAs積累的時間，縮短厭氧消化時間.空白對照組和蛋白酶組的總SCFAs積累量分別在反應第7d和第6d達到*大值，而SC+蛋白酶組(SC0.432g-g-1)在反應第2d就達到了*大值.

3)SC能夠破壞EPS的網絡結構，原來被束縛、隱藏于污泥基體中的水解酶得到釋放，從而提高了污泥水解速率.