阮仁俊, 李運(yùn)晴, 項經(jīng)緯, 趙俊杰, 孫俊偉, 趙 偉, 操家順

1.安徽工程大學(xué)建筑工程學(xué)院， 安徽 蕪湖 241000 2.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院， 江蘇 南京 210098

近年來，我國剩余污泥產(chǎn)量逐年增加，到2020年，市政污泥產(chǎn)量預(yù)計為 6 000×104～9 000×104t[1]，污泥處理形勢不容樂觀. 如何有效處理污泥并實現(xiàn)污泥的快速穩(wěn)定、減輕財政壓力是我國當(dāng)前面臨的重要問題. 厭氧消化工藝可同時實現(xiàn)污泥無害化、減量化、穩(wěn)定化和能源化[2]，有效解決環(huán)境和能源危機(jī)問題，并可有效減少碳排放. 目前發(fā)達(dá)國家多面臨能源緊缺問題，厭氧消化工藝成為污水處理廠污泥處理的主要方式[3]. 剩余污泥厭氧消化不僅可獲得初步減量(約30%左右)，同時可釋放污泥胞內(nèi)的有機(jī)質(zhì)，并在微生物作用下發(fā)生一系列生化反應(yīng)，最終被轉(zhuǎn)化為能源性產(chǎn)物——沼氣，用于回收能量[4]，以部分彌補(bǔ)污水處理廠的能源消耗，為終極目標(biāo)“碳中和”的實現(xiàn)做出貢獻(xiàn)[5].

水解酸化是剩余污泥厭氧消化的限速步驟[6]，為彌補(bǔ)該不足，零價鐵粉(ZVI)的使用受到大多數(shù)研究者的青睞[7-8]. ZVI的還原屬性可以為厭氧微生物創(chuàng)造更適合生長的厭氧環(huán)境，提高水解菌和產(chǎn)甲烷菌的活性[9]，尤其是營氫型產(chǎn)甲烷菌，從而提高厭氧消化性能. ZVI的投加可使整個厭氧環(huán)境的氧化還原電位(ORP)降低100 mV[10]. 納米零價鐵(nZVI)作為一種特殊的鐵元素材料，也被廣泛地用于環(huán)境修復(fù)[11]. 但ZVI和nZVI都具有很強(qiáng)的還原性，會破壞產(chǎn)甲烷微生物細(xì)胞膜的完整性，提高細(xì)胞膜的通透性，通過釋放重金屬離子破壞微生物的DNA和酶的活性. 此外，nZVI的破壞性更強(qiáng)，除上述不利影響外，還會因水合氫離子離解復(fù)合作用(H3O++e-→·HO+H2)產(chǎn)生胞內(nèi)活性氧殺死微生物[3]. 此外，nZVI的投加也會導(dǎo)致乳酸脫氫酶的釋放，同樣會對微生物產(chǎn)生抑制作用[12].

雖然ZVI或nZVI因比表面積大而具有強(qiáng)烈的還原屬性，可促進(jìn)剩余污泥厭氧消化效率，但其價格十分昂貴，這在某種程度上會降低甚至抵消附屬產(chǎn)物沼氣所帶來的經(jīng)濟(jì)效益. 此外，ZVI或nZVI投加量不易控制，時常會發(fā)生小劑量的增加而產(chǎn)生嚴(yán)重的抑制效果[13]. 因此，急需尋找對厭氧消化有促進(jìn)作用的其他外源添加劑來替代ZVI和nZVI. RSI是一種常見而鮮被利用的含鐵材質(zhì)，具有一定還原屬性，其產(chǎn)生量大且未被得到充分有效利用. 鑒于此，該研究嘗試以RSI代替ZVI和nZVI用于剩余污泥厭氧消化外源添加劑，探索其投加對剩余污泥厭氧消化效率的影響，并從消化污泥表面形態(tài)變化來闡明影響機(jī)理，以期為實現(xiàn)厭氧消化技術(shù)的工程化應(yīng)用和提高剩余污泥厭氧消化產(chǎn)氣效率奠定基礎(chǔ).

1 材料與方法

1.1 試驗材料

剩余污泥取自南京江寧經(jīng)濟(jì)開發(fā)區(qū)污水處理廠二沉池，-20 ℃下儲藏待用. 剩余污泥在使用之前進(jìn)行堿預(yù)處理[14]，即首先用4 molL的NaOH溶液將pH調(diào)至12，80 rmin下攪拌6 h，再用4 molL的鹽酸溶液將pH調(diào)至7，污泥堿預(yù)處理前后的特性如表1所示. 厭氧接種污泥取自洋河酒廠污水站污泥膨脹床(EGSB)，種泥中VS(揮發(fā)性固體)、TS(總固體)濃度分別為24.1、34.7 gL，接種之前種泥處于饑餓狀態(tài)1周. 廢鐵屑購于南京某機(jī)械加工車間，表面覆蓋一層鐵銹，使用之前用0.1 molL的NaOH溶液浸泡24 h以去除表面油漬.

表1 剩余污泥和堿預(yù)處理污泥的基本特性

1.2 試驗裝置與設(shè)計

為了解RSI投加量對剩余污泥厭氧消化的影響，試驗分2個階段進(jìn)行.

第1階段考察RSI投加量對剩余污泥厭氧消化水解酸化的影響. 該階段為期5 d，試驗在6個相同的500 mL(有效容積400 mL，裝有300 mL基質(zhì)污泥、100 mL種泥)錐形瓶中進(jìn)行. 通過向反應(yīng)器中投加溴乙基磺酸鈉(BESA)和熱處理相結(jié)合的方法來達(dá)到抑制產(chǎn)甲烷微生物的活性，厭氧消化試驗之前，剩余污泥底物置于烘箱30 min，烘箱溫度設(shè)置為102 ℃，降至室溫后轉(zhuǎn)至錐形瓶中，并向錐形瓶中加入一定量的BESA(濃度為50 mmol/L)，RSI投加量分別為0(空白組)、1、5、10、20、30 g/L，曝氮?dú)? min以去除反應(yīng)器中殘留的氧氣. 反應(yīng)于數(shù)顯恒溫振蕩器中進(jìn)行，溫度35 ℃，轉(zhuǎn)速150 r/min. 初期將pH調(diào)為7.2，曝氮?dú)? min，去除殘留在錐形瓶中的氧氣，進(jìn)行密封. 所產(chǎn)沼氣收集于一個500 mL的氣袋(CEL Scientific, Santa Fe Springs, CA, USA)中.

第2階段考察RSI投加量對剩余污泥厭氧消化性能的影響. 該階段序批式厭氧消化試驗在6個相同的500 mL(有效容積400 mL，裝有300 mL基質(zhì)污泥、100 mL種泥)的錐形瓶中進(jìn)行，RSI投加量分別為0(空白組)、1、5、10、20、30 g/L，曝氮?dú)? min以去除反應(yīng)器中的氧氣，進(jìn)行密封. 反應(yīng)于數(shù)顯恒溫振蕩器中進(jìn)行，溫度35 ℃，轉(zhuǎn)速150 r/min，序批式厭氧消化試驗整個周期持續(xù)30 d. 初期將pH調(diào)為7.2，曝氮?dú)? min以去除殘留在錐形瓶中的氧氣，后期每天檢測一次pH，但不進(jìn)行pH調(diào)節(jié). 所產(chǎn)沼氣收集于一個5 L的氣袋中. 為了保證沼氣厭氧消化所產(chǎn)沼氣中含有足夠的H2S氣體，試驗期間，每天向反應(yīng)器中投加0.5 g Na2SO4.

1.3 測試方法

pH和氧化還原電位(ORP)采用哈希水質(zhì)分析儀(MTC101，儀庫工業(yè)儀表有限公司，美國)測定；VS、TS、VSS、TSS、SCOD、TCOD、Fe(Ⅱ)和Fe(T)〔Fe(Ⅱ)+Fe(Ⅲ)〕濃度采用美國《水與廢水標(biāo)準(zhǔn)檢驗方法》(第20版)[15]測定；沼氣組成(CH4、CO2、H2S和O2)采用便攜式沼氣分析儀檢測. 消化液中VFAs濃度采用氣相色譜儀安捷倫(GC7890)進(jìn)行測定，蛋白質(zhì)濃度釆用Folin-酚試劑比色法測定，多糖濃度采用苯酚-硫酸法測定，其他部分有機(jī)物濃度為TCOD濃度與VFAs、蛋白質(zhì)、多糖濃度的差值. 蛋白酶和纖維素酶濃度采用ZHANG等[16]提出的方法進(jìn)行測定，即用足量緩沖劑(pH=7.0)稀釋待測樣品，試驗緩沖劑組成為50 mmol/L的三羥甲基氨基甲烷(pH=6.8)、1.5 g/L的NaN3、10 mmol/L的CaCl2、10 mmol/L的二氯二苯三氯乙烷. 樣品和緩沖劑混合液在60 ℃下連續(xù)振蕩1 h，采用苯酚-硫酸法測定最終產(chǎn)生的溶解性多糖濃度.

2 結(jié)果與討論

2.1 RSI投加量對剩余污泥厭氧消化水解酸化的影響

2.1.1剩余污泥厭氧消化上清液有機(jī)組成

剩余污泥水解酸化期間，經(jīng)過破胞作用將胞內(nèi)的大分子固體有機(jī)物釋放到液相中，該過程恰是剩余污泥厭氧消化的限速步驟，再經(jīng)胞外水解作用被轉(zhuǎn)化成小分子有機(jī)物. 試驗過程中，向6組錐形瓶中加入不同劑量的RSI，為防止酸化產(chǎn)物VFAs被消耗，投加BESA以抑制產(chǎn)甲烷菌的活性. 經(jīng)5 d發(fā)酵后，上清液中主要有機(jī)組分為蛋白質(zhì)、多糖、VFAs.

從圖1可以看出，空白組經(jīng)過5 d發(fā)酵后，污泥上清液中蛋白質(zhì)占總有機(jī)物的55.1%，是主要的有機(jī)組分，歸因于原始污泥有機(jī)組分中蛋白質(zhì)含量最高[17]，如圖1所示，初始污泥蛋白質(zhì)占總有機(jī)物的53.3%，經(jīng)5 d發(fā)酵后，破胞之后被釋放出來. 由圖1可見，RSI投加量從0 gL增至20 gL時，發(fā)酵上清液中蛋白質(zhì)濃度持續(xù)降低，由 1 302.8 mgL降至597.9 mgL. 上清液中多糖和其他一些未知組分的有機(jī)物濃度變化趨勢與蛋白質(zhì)相同，分別由271.7和 1 329.7 mgL降至126.3和122.7 mgL；但上清液中VFAs濃度的變化正好與上述三者相反，隨著RSI投加量由0 gL升至20 gL，其濃度持續(xù)升高，由 1 993.2 mgL升至 2 903.2 mgL. 可見，RSI的投加可以促進(jìn)剩余污泥的水解酸化. 然而，當(dāng)進(jìn)一步將RSI投加量升至30 gL時，上清液中蛋白質(zhì)、多糖和其他未知有機(jī)物的濃度均略有升高，而VFAs濃度略有降低，可能是因為RSI投加量過高，水解酸化菌受到了一定的抑制作用.

圖1 RSI對剩余污泥厭氧消化水解酸化有機(jī)組分的影響Fig.1 Effects of RSI on the organic components in the hydrolytic-acidogenic processes during WAS anaerobic digestion

剩余污泥發(fā)酵5 d后，上清液中VFAs各組分濃度的變化情況如圖2所示. 從圖2可以看出，乙酸是VFAs(乙酸、丙酸、丁酸和戊酸)的主要產(chǎn)物. RSI投加量分別為1、5、10、20和30 gL時，乙酸濃度呈先升后降的變化趨勢，分別為889.2、1 090.8、1 198.7、1 426.5 和 1 203.1 mgL. 與空白組相比，乙酸濃度分別提高了38.2%、69.5%、86.3%、121.7%和87.0%. 其中RSI投加量為20 gL時乙酸濃度最高，但進(jìn)一步提升至30 gL時乙酸產(chǎn)量反而有所降低. 這可能是由于RSI投加量過高會造成系統(tǒng)的還原性氛圍過強(qiáng)且釋放的鐵離子濃度過高，破壞微生物細(xì)胞膜的完整性，提高細(xì)胞膜的通透性. 釋放的鐵離子進(jìn)入胞內(nèi)并破壞微生物的DNA和酶的活性，進(jìn)而對水解酸化細(xì)菌產(chǎn)生了一定的抑制作用[18]，說明適量的RSI投加量可有效提高VFAs中乙酸的濃度. 上清液中丁酸濃度變化趨勢與乙酸相同，而丙酸濃度變化趨勢與乙酸恰好相反，RSI投加量分別為1、5、10、20和30 gL時，丙酸濃度分別為426.4、362.4、332.9、316.4和341.5 mgL，較空白組分別降低了10.5%、23.9%、30.1%、33.6%和28.3%. 厭氧消化3個主要發(fā)酵類型分別是乙酸型發(fā)酵、丙酸型發(fā)酵與丁酸型發(fā)酵[19]，只有當(dāng)ORP高于-278 mV時，丙酸型發(fā)酵才能發(fā)生[20]，而乙酸型發(fā)酵和丁酸型發(fā)酵對系統(tǒng)的還原性氛圍要求更高. 相應(yīng)的發(fā)酵產(chǎn)物乙酸和丁酸的甲烷化過程對氫分壓要求較低，而產(chǎn)物丙酸的甲烷化過程對氫分壓要求更高，為高效完成厭氧消化最后一步甲烷化過程，酸化產(chǎn)物乙酸和丁酸濃度越高越有利. RSI的主要成分是零價鐵，零價鐵作為一種還原性材料，可強(qiáng)化環(huán)境的還原性氛圍，促使氧化還原電位降低100 mV左右[6]，促進(jìn)乙酸型發(fā)酵和丁酸型發(fā)酵，同時抑制丙酸型發(fā)酵的進(jìn)行[21]，有益于后續(xù)厭氧消化甲烷產(chǎn)量的提高.

圖2 RSI對剩余污泥厭氧消化水解酸化VFAs組分的影響Fig.2 Effects of RSI on the VFAs component in the hydrolytic-acidogenic processes during WAS anaerobic digestion

2.1.2剩余污泥厭氧消化產(chǎn)氣組分

經(jīng)過5 d發(fā)酵后，各反應(yīng)器累積的沼氣組分主要為CO2，同時含有少量的CH4、H2和H2S氣體(見圖3). 當(dāng)RSI投加量分別為0、1、5、10、20和30 gL時，CO2產(chǎn)量分別為18.7、25.3、29.7、34.2、45.1和28.4 mLg(以VSS計). CO2是反應(yīng)器中有機(jī)物礦化的終端產(chǎn)物，其產(chǎn)量高低能夠間接反映微生物的活性情況，可見，在RSI投加量為20 gL時，體系微生物活性最高. 該研究通過聯(lián)合熱處理和投加BESA甲烷抑制劑來抑制產(chǎn)甲烷菌，可能是因為產(chǎn)甲烷菌沒有被完全抑制，所以造成產(chǎn)氣中微量CH4的存在. 剩余污泥在水解酸化過程中會產(chǎn)生少量的H2，加之硫酸鹽還原菌的存在，導(dǎo)致少量H2S氣體的產(chǎn)生. 這可能是產(chǎn)甲烷菌中營氫型產(chǎn)甲烷菌受到了抑制，造成產(chǎn)氣中H2的積累.

圖3 經(jīng)過5 d發(fā)酵后累積的沼氣組分產(chǎn)量Fig.3 Component of cumulative biogas in digesters after 5 d operation

2.1.3剩余污泥序批式厭氧消化期間甲烷產(chǎn)率和沼氣甲烷含量的變化

RSI投加量對剩余污泥厭氧消化性能的影響可通過觀察序批式厭氧消化期間累積性甲烷產(chǎn)率和沼氣甲烷含量這兩個指標(biāo)的變化來獲知. 從圖4可以看出，RSI投加對剩余污泥厭氧消化甲烷產(chǎn)率和沼氣甲烷含量都起到明顯的促進(jìn)作用，這與ZHANG等[22]的研究結(jié)果一致. RSI投加量分別為0、1、5、10、20和30 gL時，累積甲烷產(chǎn)率分別為135.4、141.9、159.2、178.9、209.3和180.7 mLg. 試驗進(jìn)入第9天時，各處理組沼氣中甲烷含量都接近最大值，9～30 d期間各組沼氣甲烷含量輕微波動，分別處于51.2%～56.4%、53.9%～58.6%、58.1%～62.5%、59.5%～68.3%、61.1%～71.2%和51.9%～61.4%之間. 可見，RSI的投加可顯著提高剩余污泥厭氧消化甲烷產(chǎn)率和甲烷含量，且最佳投加量為20 gL，與空白組相比，二者分別提升了54.6%和23.0%. RSI作為一種被廢棄的含鐵材質(zhì)，可作為一種添加劑提升厭氧消化性能，且性價比較高，如與酸預(yù)處理的污泥相比，沼氣甲烷含量提升54%[23]；與堿-超聲波預(yù)處理污泥相比，沼氣甲烷含量提升64%[24]；與零價鐵粉相比，沼氣甲烷含量提升62.0%[25].

RSI投加量(gL): 1—0; 2—1; 3—5; 4—10; 5—20; 6—30.圖4 不同RSI投加量對剩余污泥序批式厭氧消化的影響Fig.4 Effect of RSI dosages on anaerobic digestion of WAS in batch tests

圖5 不同RSI投加量的消化污泥掃描電鏡和X-射線能譜圖Fig.5 SEM-EDX analysis of digested sludge with different RSI doses

2.1.4RSI投加量對厭氧消化污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)的影響

圖5為消化污泥的掃描電鏡-X射線能譜分析(SEM-EDX)結(jié)果，觀察污泥形態(tài)可知，空白組污泥表面比較平整，而投加1 gL或20 gL RSI后污泥表面變得凹凸不平. 更高倍率的掃描電鏡圖像(見圖6)顯示，污泥表面存在“花瓣狀”的鐵氧化物聚集物〔如FeCO3、Fe3O4、Fe2O3、Fe(OH)3和FeOOH〕[26-27]，說明在厭氧消化過程中微生物可促進(jìn)RSI的溶解. 空白組鐵元素含量相對較低且污泥絮體微觀結(jié)構(gòu)較緊湊，而RSI投加量分別1和20 gL時污泥絮體微觀結(jié)構(gòu)比較松散，說明RSI的投加可促進(jìn)污泥表面結(jié)構(gòu)的溶解乃至降解. 此外，由X-射線能譜分析結(jié)果可知，隨著RSI投加量的增加，污泥表面鐵元素含量也隨之升高，這是由部分以鐵硫化合物形式被固定的鐵元素附著在污泥表面所致. 對于RSI投加量為20 gL的試驗組，通過觀察更高倍率的掃描電鏡圖像(見圖6)發(fā)現(xiàn)，在細(xì)胞表面存在一些晶體狀斑點(diǎn)，EDX分析顯示這是由含鐵化合物造成的. RSI的投加會生成含鐵化合物沉淀(如鐵磷、鐵硫化合物[18])或因物理作用而破壞細(xì)胞膜[28]，若投加量(30 gL)過高會產(chǎn)生一定的抑制作用. 該研究中RSI投加量低于30 gL時可避免上述抑制作用的產(chǎn)生.

圖6 剩余污泥在RSI投加量為20 gL時的掃描電鏡圖(×10 000)Fig.6 Scanning electron micrographs of WAS exposing to 20 gL RSI (×10 000 )

圖7 RSI投加量對剩余污泥厭氧消化關(guān)鍵性酶活性的影響Fig.7 Effect of RSI dosages on specific activity of the key enzymes involved in anaerobic digestion of WAS

此外，RSI釋放的鐵離子可透過細(xì)胞膜進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)部，進(jìn)而促進(jìn)關(guān)鍵酶(如蛋白酶和纖維素酶)的活性(見圖7). 當(dāng)RSI投加量分別為0、1、5、10、20和30 gL時，蛋白酶的活性分別為2.78、3.12、3.57、4.11、5.03和3.25 Ug，纖維素酶的活性分別為0.11、0.15、0.23、0.31、0.43和0.16 Ug. 可見，在RSI投加量適中時，蛋白酶和纖維素酶的活性隨RSI投加量的增加而升高，因為鐵元素對厭氧消化相關(guān)酶活性影響最大[29-30]，但RSI投加量(30 gL)過高則會對酶的活性產(chǎn)生抑制作用. Dinh等[31]利用一種新的方法分離類似于甲烷桿菌屬的古生菌，發(fā)現(xiàn)零價鐵的投加會使產(chǎn)甲烷效果明顯優(yōu)于營氫型產(chǎn)甲烷菌，證明了零價鐵對厭氧產(chǎn)甲烷的促進(jìn)作用. 對于鐵離子是否會束縛產(chǎn)甲烷菌相關(guān)功能酶的特殊DNA以及加速細(xì)胞復(fù)制，至今尚無定論.

3 結(jié)論

a) 剩余污泥厭氧消化水解酸化的主要有機(jī)產(chǎn)物是蛋白質(zhì)、多糖和VFAs，且RSI可促進(jìn)上清液中蛋白質(zhì)和多糖等大分子有機(jī)質(zhì)降解為VFAs，其中，乙酸是上清液中VFAs的主要成分. 可見，RSI投加量適中時可促進(jìn)乙酸型發(fā)酵和丁酸型發(fā)酵，抑制丙酸型發(fā)酵，RSI投加量過高會對水解酸化產(chǎn)生抑制作用.

b) RSI投加可明顯促進(jìn)剩余污泥水解酸化效率，在產(chǎn)甲烷菌活性被抑制的條件下，產(chǎn)氣成分主要由CO2組成. 在RSI投加量為20 gL時，有機(jī)物礦化終端產(chǎn)物CO2產(chǎn)量最高，可間接反映出微生物活性最高.

c) 投加RSI可明顯促進(jìn)剩余污泥厭氧消化產(chǎn)氣性能，且最佳投加量為20 gL，若投加量過高，則會對產(chǎn)甲烷微生物產(chǎn)生一定的抑制作用.

d) 厭氧消化期間微生物可促進(jìn)RSI的溶解，且隨RSI投加量的增加，消化污泥表面的鐵元素含量也隨之增加. RSI劑量適中可提高蛋白酶和纖維素酶的活性，若投加量過高則會產(chǎn)生抑制作用.