含砂量对污泥碱性发酵产挥发性脂肪酸的影响

2024-03-22胡俊松朱亚东

净水技术 2024年3期

胡俊松,刘卓,朱亚东

(南大环境规划研究院<江苏>有限公司,江苏南京 210000)

以生物法为主的城镇污水处理厂产生大量剩余污泥,厌氧发酵可将剩余污泥中的有机物转化为沼气或挥发性脂肪酸(VFAs)等,已成为最常用的污泥处理技术之一,且是实现污水厂低碳运行的重要方法[1-2]。VFAs相比于沼气具有更高的附加值,而且具有广泛的用途,如作为污水厂脱氮除磷的碳源、作为原料进行工业化学品(可降解塑料、醋酸乙烯等)的合成等[3]。因此,污泥厌氧发酵产VFAs受到了研究者广泛关注。

污泥碱性发酵中通常将pH值控制在10左右,可有效促进污泥有机物[特别是蛋白质(PN)]的释放,并对产甲烷菌产生极大的抑制,进而导致VFAs的大量累积[4-5]。已有研究表明,污泥碱性发酵产酸效率受到温度[6]、污泥停留时间[7]、碱的种类[8]等操作参数的影响。此外,通过预处理和外源添加剂的使用,也可促进污泥碱性发酵产酸效率的提升[9]。基于上述发现,研究者们已建立了一些强化污泥厌氧发酵产酸的措施。然而,这些研究主要考察了操作参数优化、添加剂使用等方法对污泥碱性发酵产酸的影响,关于污泥本身的性质对其碱性发酵产酸效果的影响研究还较少。

进水泥沙含量高、污泥龄较长以及直接在二沉池投加除磷药剂等原因[10],导致我国污水厂污泥普遍存在含砂量高的问题,含砂量可达14%～56.8%(平均含量约为35%,中位粒径约为30 μm)[11],明显高于欧美等国家污泥含砂量。研究[12]发现,有机物可吸附至砂粒表面进而改变污泥有机质的空间结构,阻碍污泥有机物的溶出和水解。Dai等[13]研究发现,污泥中的PN是与砂粒结合的主要有机物,其结合导致污泥絮体粒径增大,污泥水解效率降低,进而甲烷产量也有所下降。污泥碱性发酵过程中,污泥有机质的高效水解为酸化提供了丰富的底物,是VFAs大量积累的主要原因[14-15]。因而,含砂量的升高很可能对污泥碱性发酵产酸产生不利影响,解析含砂量对污泥碱性发酵过程的影响机制将有助于进一步开发提高VFAs产量的方法。然而目前,关于含砂量对污泥碱性发酵产酸过程的影响研究鲜有报道。

本研究运行4组不同含砂量(15%、30%、45%和60%)的污泥碱性发酵反应器,考察了含砂量对VFAs产量和组成的影响,并从溶解性有机物的浓度、荧光特征和PN相对分子质量分布以及微生物群落结构的角度解析含砂量影响VFAs产生的作用机制,以期为污泥碱性发酵产酸的强化提供理论依据。

1 材料和方法

1.1 污泥特征和试验装置

污泥取自某污水厂沉淀后的剩余污泥,污泥经1.6 mm孔径的滤网过滤后,分为均等的4份放置于4 ℃冰箱备用。接种污泥取自实验室运行的污泥厌氧消化反应器。剩余污泥的基本性质如表1所示。

表1 剩余污泥的基本性质

采用4个有效体积为400 mL的血清瓶作为反应器,开展含砂量对污泥发酵产酸影响试验。反应器命名为R1、R2、R3和R4,通过添加400～500目的二氧化硅颗粒调整R2、R3和R4的进泥含砂量分别约为30%、45%和60%,R1以原污泥为进料(含砂量约为15%)。添加氢氧化钠溶液(1 mol/L),每天3次调节反应器pH值为10±0.2。每个反应器每天排出50 mL污泥,而后加入50 ml新鲜污泥,污泥停留时间为8 d[4],有机负荷为1.54 g VSS/(L·d),气体采用气袋收集。反应器置于37 ℃摇床中,摇晃频率为120 r/min。

1.2 分析项目和方法

1.2.1 水质指标分析

SCODCr、TCODCr、TSS、VSS的测定均按照《水和废水监测分析方法》(第四版)[16]执行。测定SCODCr、VFAs、溶解性有机物的样品均经离心、0.45 μm滤膜过滤后,进行指标的检测。SCODCr每3～5 d检测一次,VFAs浓度、溶解性PN和多糖(PS)浓度待反应器运行稳定后(反应器运行时长>32 d)进行检测,样品数均大于3个。PN浓度采用BCA试剂盒(Thermo Fisher Scientific,Rockford,IL,美国)测定,PS浓度采用苯酚-硫酸法测定。VFAs采用安捷伦7890A气相色谱仪进行测定,色谱柱采用DB-FFAP柱(30 m×0.32 mm×0.25 μm),进样口、柱箱和检测器的温度分别为240、260 ℃和210 ℃,氮气为载气,每次进样体积为1 μL。污泥含砂量的测定参照戴晓虎等[17]报道的方法,将样品在105 ℃烘干,600 ℃灼烧,剩余残渣用32%的盐酸浸泡,滤纸过滤,同时用32%的盐酸反复淋洗滤渣,直至滤液颜色不变,而后烘干所得砂粒,称重。

1.2.2 溶解性有机物特征分析

使用3种再生纤维超滤膜(相对分子质量分别为1、10、30 kDa)对污泥碱性发酵液中PN的相对分子质量分布进行分析。将经过0.45 μm滤膜后的发酵液加入超滤杯,逐级过滤,测定过滤前后PN浓度,得出PN相对分子质量分布。

采用F-7000荧光光谱仪检测发酵液溶解性有机物荧光特征,检测方法根据文献[18],检测前样品pH值调节至7.0～7.2。

1.2.3 微生物群落结构分析

在反应器运行的第48 d,取污泥样品进行微生物群落结构的分析。使用Fast DNATM Spin Kit试剂盒,按试剂盒说明书操作步骤完成DNA的提取,经PCR扩增、纯化后送至美吉生物科技公司(上海),进行基于MiSeq 平台的16 S rRNA 基因高通量测序分析。

1.3 数据统计分析

数据绘图采用Origin 2021软件。采用SPSS 17.0软件(IBM,Armonk,NY,美国)对相关指标进行显著性差异检验(t-test)。每克乙酸、丙酸、丁酸及异丁酸、戊酸及异戊酸对应的CODCr质量为1.07、1.51、1.81、2.04 g。

2 结果与讨论

2.1 反应器基本运行效果

4组反应器的SCODCr和VFAs组成如图1所示,反应器运行约16 d后,SCODCr浓度趋于稳定。随含砂量的升高,SCODCr呈现出逐渐降低的趋势,R1、R2、R3和R4反应器SCODCr质量分数分别为(538.5±9.67)、(528.3±14.30)、(519.2±7.65)mg/(g VSS)和(481.8±14.67)mg/(g VSS)。该结果与Dai等[13]的研究结论相一致,即含砂量的升高可抑制污泥有机质的溶出,导致SCODCr浓度的下降。VFAs也随着含砂量的增加而降低(p<0.05),R1中VFAs质量分数为(314.0±11.93)mg CODCr/(g VSS),而R4中VFAs的浓度仅为(257.1±12.34)mg CODCr/(g VSS),下降了约18.12%。乙酸(41.28%～46.05%)和丙酸(20.01%～21.81%)是4个反应器中主要的VFAs,该结果与前人[19]的研究报道相一致,即污泥碱性发酵产酸反应器中乙酸占比最高,丙酸次之。Wan等[20]研究发现,污泥碱性发酵可富集大量以乙酸为主要产物的细菌,且同型产乙酸基因大量表达。Chen等[21]发现,PN为主要底物的发酵中乙酸为主要产物,而以碳水化合物为主要底物的发酵中丙酸是主要产物。剩余污泥的主要成分为PN,因而乙酸是污泥碱性发酵的主要产物。此外,4个反应器中SCODCr向VFAs转化的效率分别为:58.30%(R1)、55.81%(R2)、55.27%(R3)和53.35%(R4),这表明随污泥含砂量的增加,SOCDCr向VFAs转化的也受到了抑制。Duan等[12]研究发现,含砂量的升高可导致甲烷产量和VSS去除率的降低,同时含砂量最低的反应器(15%)具有最高的VFAs浓度。以上结果表明,含砂量的升高抑制了碱性发酵过程中污泥有机质的水解和酸化,进而导致了SCODCr和VFAs浓度的降低。

图1 反应器污泥水解酸化效果

2.2 反应器中污泥有机物水解特征

水解是污泥厌氧发酵产酸的限速步骤,污泥水解所得的溶解性有机物是发酵产VFAs的基质。PN的高效水解是污泥碱性发酵过程VFAs产量提升的主要原因[3]。因此,探究污泥有机物(尤其是PN)的水解特征,是阐明含砂量对污泥碱性发酵产酸影响的重要方面。

2.2.1 溶解性PN和PS浓度

各反应器中溶解性PN、PS和氨氮的浓度如图2所示。含砂量较高的R3(45%)、R4(60%)中PN质量分数[(66.73±1.19)、(58.40±0.90) mg/(g VSS)]显著低于含砂量较低的R1(15%)和R2(30%)的PN质量分数[(75.83±2.79)、(74.99±1.05)mg/(g VSS)](p<0.05)。Dai等[13]的研究指出,污泥中的有机物可与砂粒结合,增大污泥絮体粒径,其中PN是与砂结合的主要物质,进而抑制污泥有机物(尤其是PN)的水解。溶解性PS的浓度随含砂量的升高而略微下降,且其浓度远低于PN的浓度,该现象与前人[18]的报道相一致。此外,氨氮浓度也随着含砂量的升高逐渐降低。以上分析表明,碱性环境下污泥PN的高效溶出,为发酵菌产VFAs提供了大量的基质,但随着含砂量的升高,PN的水解效率降低,进而导致了VFAs产量的降低[图1(b)]。

图2 不同反应器中溶解性PN与PS及氨氮浓度

2.2.2 发酵液三维荧光光谱

为了进一步探究含砂量对污泥碱性发酵过程中有机物水解特征的影响,采用三维荧光光谱仪对发酵液溶解性有机物的荧光组成进行了分析,结果如图3所示。发酵液三维荧光光谱主要包括2个荧光峰:位于Ex/Em=220 nm/(332～342) nm的类色氨酸峰(峰A)和位于Ex/Em=(270～275) nm/(336～344) nm类芳香PN峰(峰B)[22]。可以看出,类色氨酸峰和类芳香PN峰的荧光强度均随着污泥含砂量的升高逐渐降低,该结果与2.2.1小节分析结果相似,表明含砂量的增加抑制了污泥PN的水解。此外,峰B荧光强度的下降幅度相比于峰A更大。前人[13]的研究指出,PN可通过静电作用、氢键力等与二氧化硅(砂的主要成分)相结合,进而降低PN的溶解,对污泥厌氧消化产生不利影响。类色氨酸和类芳香PN是污泥碱性发酵产VFAs的关键底物[18],其荧光强度的降低(即含量的降低),将不利于VFAs的产生。以上结果表明,含砂量的增加抑制了类色氨酸和类芳香PN物质的水解,进而导致VFAs产量的下降。

图3 4个反应器中发酵液的三维荧光光谱

2.2.3 溶解性PN的相对分子质量分布

相对分子质量是影响PN生物可利用性的关键指标之一,小相对分子质量(< 1 kDa)PN的增加有利于VFAs的产生;同时相对分子质量也是影响PN与其他物质相互作用的重要因素。对4组反应器中溶解性PN的相对分子质量分布进行了分析,结果如图4所示。相对分子质量<30 kDa的PN在4组反应器中均占据主导,该结果与Xiao等[23]研究相类似。污泥含砂量为15%时,相对分子质量<1 kDa的PN质量浓度为(364.8±24.15)mg/L,而当含砂量升高至60%时,其质量浓度仅为(296.2±7.86)mg/L,这表明含砂量较高的反应器中发酵菌可直接利用的PN更少,进而VFAs的产生受到了抑制。此外,相对分子质量>30 kDa的PN浓度也呈现出逐渐下降的趋势,且下降幅度相比于小相对分子质量(<1 kDa)PN更为明显。乔春光等[24]的研究发现,砂滤池对大相对分子质量的溶解性有机物具有较高的去除效果,而对于小相对分子质量的有机物去除率则相对较低。大相对分子质量PN更易与砂形成相互作用,可能是造成该现象的原因。以上分析表明,含砂量的升高不仅抑制了PN的释放,还抑制了小相对分子质量(<1 kDa)PN的产生,进而降低了VFAs产量。

以上结果表明,含砂量的升高明显抑制了污泥PN的水解,进而对污泥碱性发酵产酸产生不利影响,导致了VFAs产量的降低。因此,针对我国污水厂污泥普遍存在含砂量较高(14.0%～56.8%)的现状,需进一步探究高含砂量污泥碱性发酵产酸的强化方法,其中提高PN的水解效率是关键。前人的研究[25]指出,碱(pH值为11～13)、热以及热碱预处理可高效地促进污泥有机物的溶出,其中碱和热碱预处理是促进PN释放更为有效的措施。

2.3 反应器微生物群落结构

污泥碱性发酵过程中VFAs的生成主要是在微生物的作用下完成而不是化学水解所引起[26],因而分析微生物群落结构差异,将有助于深入了解含砂量对污泥碱性发酵产酸的影响机制。4个反应器中微生物在门级别和属级别的分布情况如图5所示。反应器中的微生物菌群主要由Firmicutes(厚壁菌门)、Proteobacteria(变形菌门)、Actinobacteria(放线菌门)、Bacteroidetes(拟杆菌门)和Chloroflexi(绿弯菌门)组成,该结果与前人[4,27]报道相一致。R1和R2的微生物群落结构变化较小,随含砂量的进一步增加,Firmicutes和Proteobacteria的丰度出现了明显的下降,R4中其丰度分别降低至31.73%和14.59%,而Actinobacteria呈现出升高的趋势。Firmicutes和Proteobacteria在污泥碱性发酵反应器中扮演着重要的水解酸化角色,其富集有利于VFAs的产生。Chen等[28]发现,在污泥碱性发酵过程中,Firmicutes的相对丰度最高时,VFAs的产量也达到了最高。Ma等[4]的研究指出,污泥碱性发酵反应器中,Firmicutes可能是影响VFAs产生的关键功能微生物,其富集促进了VFAs的生成。在属水平上,Acinetobacter(不动杆菌)、Soehngenia、Erysipelothrix(丹毒丝菌属)和Acetoanaerobium(厌氧醋菌属)的相对丰度随着含砂量的增加逐渐降低。这些微生物是典型的产酸菌属[3,29],在污泥碱性发酵过程中起着重要的产酸作用,其含量降低不利于VFAs的产生。以上结果表明,含砂量的增加使得污泥碱性发酵反应器中Firmicutes、Proteobacteria以及Acinetobacter等水解发酵菌的丰度降低,进而不利于VFAs的产生。