超声联合生物酶强化剩余污泥厌氧产酸性能研究

赵瑜涵，王昊龙，周立山，，韩恩山，孙建阳，刘丽强

（1.河北工业大学化工学院，天津 300401； 2.中海油天津化工研究设计院有限公司，天津 300131）

随着时代的发展，我国的污水处理技术愈发完善，但是污泥处理面临很多挑战，据统计2020 年我国含水率80%的污泥产量已超过6 500 万t，预计2025 年其产量将突破9 000 万t〔1〕。污水厂的剩余污泥含重金属、腐殖酸和其他污染物，随意排放会对土地造成严重危害〔2〕。为此，通常采用厌氧消化来实现污泥资源化。传统厌氧消化过程包括水解、酸化和产甲烷3 个阶段。厌氧消化的最终产物甲烷（CH4）碳回收价值低，且作为一种温室气体，其温室效应比二氧化碳大25 倍，而污泥在发酵过程中的中间产物挥发性脂肪酸（VFAs）则是一种优质碳源，其不仅能用于污水脱氮除磷，还可作为可生物降解塑料聚羟基脂肪酸酯（PHAs）的生产原材料，同时该发酵过程的反应停留时间较完全的厌氧消化显著降低，因此，控制剩余污泥进行厌氧发酵生产VFAs 已成为当下研究热点〔3-5〕。

虽然促进污泥厌氧产VFAs 的方法很多，但是这些方法会带来不必要的能量损耗和危害，如热处理会消耗一定的热量，化学处理对环境有害。相比之下，超声处理剩余污泥可以有效促进剩余污泥水解，其作用机理主要是通过超声产生的机械剪切力和空化作用破坏污泥絮体和微生物细胞，促使内容物流出。

此外，生物酶具有绿色、安全、高效等优点，可以促进污泥水解和发酵。Juanjuan WAN 等〔6〕采用1 000 mg/L 的固定化酶对污泥进行预处理，发现添加固定化酶的污泥厌氧发酵VFAs 产量显著提高，达到10.6 g/L。刘国华等〔7〕探究了不同种类生物酶（碱性蛋白酶、中性蛋白酶、α-淀粉酶）对初沉污泥厌氧发酵产短链脂肪酸性能的影响，结果表明，3 种生物酶均可增强初沉污泥水解和产酸作用，碱性蛋白酶调控系统对初沉污泥厌氧发酵的促进效果最为明显。

单独采用超声和生物酶处理污泥均有一定优势，而目前对超声联合生物酶强化污泥厌氧消化产酸的研究较少。基于此，本研究以提高VFAs 产量为目标，通过探究超声预处理联合不同生物酶强化污泥厌氧消化的效果，确定最佳反应条件，为剩余污泥资源化提供参考。

1 材料和方法

1.1 污泥和酶来源及性质

实验所用剩余污泥取自以活性污泥法为主体工艺的天津市某污水处理厂二沉池，其污泥特性见表1。所取用的剩余污泥静置24 h 后，弃去上清液，放在4 ℃冰箱中保存备用。实验采用的超声处理设备为超声波破碎仪（邯郸市海拓机械科技有限公司）。实验所用生物酶为α-淀粉酶、纤维素酶、溶菌酶和复合酶（由α-淀粉酶、纤维素酶、溶菌酶以质量比1∶1∶1 复配而成），购自沧州某生物技术有限公司，酶的基本参数见表2。

表1 实验污泥基本参数Table 1 Basic parameters of experimental sludge

表2 酶的基本参数Table 2 Basic parameters of enzymes

1.2 实验方法

1）单独超声预处理剩余污泥。取1 800 mL 剩余污泥加入到2 L 烧杯中，将取样后的烧杯放在超声破碎仪内于室温下进行超声预处理，以SCOD 为指标，采用单因素实验考察超声处理时间、超声频率、超声振幅对污泥处理效果的影响。

2）超声联合生物酶处理剩余污泥。分别取1 800 mL 剩余污泥加入到3 个2 L 烧杯中，经超声破碎仪处理后，将污泥转移至3 个厌氧发酵反应器中，于机械搅拌下按照污泥质量的5%投加生物酶，充入足量氮气，置于35 ℃的恒温水浴锅中反应，分别于第0、2、4、6、8、10、12、14 天取样分析，测定污泥上清液中的SCOD、TN、PO43--P、NH4+-N、VFAs，以考察超声联合生物酶对剩余污泥的处理效果。将剩余污泥经超声破碎仪处理后加入到厌氧发酵反应器中，不添加任何生物酶，维持和实验组相同的反应条件，设为空白对照组。

1.3 测定方法

采用哈希试剂法对SCOD、COD、TN、PO43--P、NH4+-N 进行测定，参考文献〔8〕对TSS 和VSS 进行测定。

采用气相色谱法对VFAs 进行测定。待测样品首先过0.45 μm 滤膜，取过滤后样品于气相棕色小瓶中，用质量分数为3%的磷酸溶液调节样品pH 至4.0 以下，进样至气相色谱仪（Agilent，7890A）中测定。气相色谱的检测器和色谱柱分别为氢火焰离子检测器（Flame ionization detector，FID）和 Agilent19091J-413 色谱柱（30 m×320 μm×0.25 μm）。色谱条件：进样口温度为260 ℃，柱温初始为80 ℃，进样体积0.2 μL；检测器温度为280 ℃，分流比为30∶1〔9〕。

2 结果与讨论

2.1 超声预处理最佳条件分析

SCOD 是生物可直接利用并降解的有机物量，是反映污泥中有机物溶出效果的重要参数。本研究通过不同条件下SCOD 的变化来判定超声预处理最佳条件〔10〕。

2.1.1 超声处理时间对污泥溶胞效果的影响

本研究拟在超声频率为20 kHz，超声振幅为80%条件下，考察超声处理时间对污泥溶出SCOD的影响。在超声作用下反应体系温度会不断升高，实验表明，在0~5 min 内，体系温度会由4 ℃升高至45 ℃，在超声处理第6 分钟，温度会升高至近75 ℃。由于本研究采用中温厌氧发酵，且污泥系统中以中温菌为主，其最高生长温度为45 ℃，温度超过45 ℃会影响中温菌的活性，导致菌群数量较少，不利于后续污泥厌氧发酵。因而本研究将超声处理时间考察区间设定为0~5 min，所得超声处理时间对污泥溶出SCOD 影响的实验结果见图1。

图1 超声处理时间对溶出SCOD 的影响Fig. 1 Effects of ultrasound treatment time on dissolution of SCOD

由图1 可知，污泥溶出的SCOD 随超声处理时间延长而增加。在反应时间为5 min时，污泥中SCOD由初始的89 mg/L 上升到407.5 mg/L，且在反应的0~0.5 min SCOD 溶出速度最快，为332 mg/（L·min）。这说明在短时间内超声对污泥微生物细胞的破碎作用较大，微生物细胞大量破碎，内容物流出。后续随反应进行，溶出速度逐渐变缓，在反应2~5 min 内，SCOD溶出平均速度降低为23.2 mg/（L·min）。这可能是因为大量污泥微生物细胞破碎，导致污泥中超声可处理的微生物细胞密度降低，这与陈金〔11〕的研究结果相类似。综合来看，超声处理时间为5 min 时，SCOD 达到最大，且此时体系升温对菌群的影响相对较小，对后续污泥厌氧消化较为有利，因此判定超声最佳处理时间为5 min。

2.1.2 超声频率对污泥溶胞效果的影响

在超声时间为5 min，超声振幅为80%条件下，考察超声频率对污泥溶出SCOD 的影响，结果见图2。

图2 超声频率对溶出SCOD 的影响Fig. 2 Effects of ultrasonic frequency on dissolved SCOD

由图2 可知，超声频率越小，污泥溶出的SCOD越多，当超声频率为最低值20 kHz 时，污泥溶出SCOD 达到最大，为407.5 mg/L，随着超声频率增大，污泥溶出SCOD 逐渐减小，当超声频率达到28 kHz 时，污泥溶出SCOD 最小，此后超声频率继续增大到35 kHz，SCOD 溶出效果变化较小。A. TIEHM等〔12〕在41~3 217 kHz 的超声频率范围内采用超声破碎法对剩余污泥进行预处理，结果表明剩余污泥的分解在41 kHz 时最高效，因此猜测该反应在20 kHz的最低超声频率下可获得最佳崩解结果。本研究采用20 kHz 超声处理污泥达到最佳污泥溶胞效果，与A. TIEHM 等猜想一致。低超声频率处理污泥可获得较高的SCOD，是因为低频超声可以产生机械剪切力，促进了污泥细胞破碎，促使内容物流出。

2.1.3 超声振幅对污泥溶胞效果的影响

图3显示了在超声时间5 min、超声频率20 kHz条件下，污泥溶出SCOD 随超声振幅的变化。

图3 超声振幅对溶出SCOD 的影响Fig. 3 Effects of ultrasonic amplitude on dissolved SCOD

超声处理前污泥中的SCOD 为89 mg/L，由图3可知，在经过振幅为60%、70%、80%的超声处理后，污泥的SCOD 分别增加至376、393、407.5 mg/L。这可能是超声振幅增大一定程度上强化了超声对污泥的空化作用，空化气泡振动加剧，空化气泡破碎产生的流体力学剪切力增大，对污泥中微生物细胞破坏作用在一定程度上增强〔13〕。继续增大振幅至90%和100%，可以看出污泥SCOD 增量趋近于0，因此继续增加振幅会增大不必要的能耗，故设定最佳振幅为80%。

综合2.1.1~2.1.3 小节实验结果，可知单独超声处理剩余污泥的最佳处理条件为：超声处理时间5 min，频率20 kHz，振幅80%，此条件下，污泥溶出SCOD 为407.5 mg/L。

2.2 超声联合生物酶处理剩余污泥

在温度为35 ℃、发酵时间为14 d 条件下，向经最优条件下超声处理后的剩余污泥中分别投加污泥质量5%的α-淀粉酶、纤维素酶、溶菌酶和复合酶进行厌氧发酵，考察超声联合生物酶处理下污泥SCOD、TN、NH4+-N、PO43--P 等的变化，以探究生物酶对剩余污泥厌氧消化的影响〔14〕。

2.2.1 超声联合生物酶处理下污泥SCOD 的变化

图4显示了超声联合不同生物酶处理下污泥SCOD 随时间的变化。

图4 不同生物酶处理下SCOD 随时间的变化Fig. 4 Changes in SCOD over time under different enzymes treatments

由图4 可知，在14 d 的发酵时间内，4 种酶作用下剩余污泥溶出SCOD 大体上均呈先增加后下降趋势，且以SCOD 溶出效果由好到坏对酶进行排序为复合酶>溶菌酶>α-淀粉酶>纤维素酶，即复合酶对剩余污泥的水解作用最好，这与N. PARMAR 等〔15〕的研究结果相似。在发酵2 d 后，投加了复合酶、溶菌酶的污泥发酵系统SCOD 达到最高，较超声处理后污泥分别提高了2 384.9、1 840 mg/L；发酵4 d 后，投加了纤维素酶、α-淀粉酶的污泥发酵系统SCOD 达到最高，较超声处理后污泥分别提高了1 280、1 403.7 mg/L。然而对照组污泥SCOD 提高并不显著，最高仅为448.9 mg/L，说明相较于单纯使用超声对污泥进行处理，采用超声联合生物酶进行处理会更有效促进污泥溶胞和有机物的溶出〔12〕。可能的原因是，单纯使用超声，超声的声化学效应和流体剪切力在一定程度会破坏微生物细胞，但由于细胞壁的阻碍作用，一部分细胞还处在破碎的边缘，所加入的生物酶可以有效破坏污泥微生物细胞壁，促使这一部分微生物细胞中的有机物溶出。后期污泥中SCOD 出现下降，是因为有机物开始向甲烷转化。

2.2.2 超声联合生物酶处理下总氮和氨氮的变化

TN 和NH3-N 是剩余污泥厌氧发酵的副产物，是衡量污泥厌氧发酵性能的指标之一。超声联合不同生物酶处理下剩余污泥中TN 随发酵时间的变化见图5。

图5 不同生物酶处理下TN 随时间的变化Fig. 5 Changes of TN over time under different biological enzymes treatments

由图5 可知，随着发酵时间的延长，剩余污泥中的TN 总体呈现先增加后下降，或先增加后下降，之后又有所增加的趋势。当发酵时间为4 d 时，单酶中溶菌酶作用下的TN 达到最大，为345 mg/L，而复合酶的TN 溶出量高于所有单酶，达到397 mg/L。从剩余污泥中TN 的整体变化来看，TN 溶出效果为复合酶>溶菌酶>α-淀粉酶>纤维素酶>空白对照。

污泥中TN 在发酵初期增加的原因是超声联合生物酶处理污泥促进了污泥絮体的裂解，导致了污泥中各种无机氮和有机氮含量的增高。之后TN 下降可能是因为反硝化和厌氧氨氧化作用下，污泥中的N 元素被转化为N2或其他气态氮化合物逸出。研究表明，在污泥厌氧消化过程中，硝化作用和反硝化作用从未停止〔16〕。其中纤维素酶和α-淀粉酶处理下的污泥中TN 在发酵10~12 d 有显著的增加趋势，可能是挥发到空气中的氨态氮由于污泥液相中渗透压的降低，又重新被污泥液相吸收，导致污泥中的TN 重新升高。

二沉池污泥中的NH4+-N 在污泥中以游离氨（NH3）和离子铵（NH4+）的形式存在，其主要来源于污泥中有机氮化合物的分解。图6 所示为超声联合不同生物酶处理下剩余污泥中NH4+-N 随发酵时间的变化。

由图6 可知，本研究NH4+-N 最大可达60.2 mg/L。在整个发酵反应过程NH4+-N 的变化中，在大部分生物酶处理下，污泥溶出NH4+-N 在第2 天均出现不同程度的下降，只有在α-淀粉酶处理下NH4+-N 出现了升高，第2 天NH4+-N 达到60.2 mg/L，可能的原因为污泥中的蛋白质是NH4+-N 生成的主要来源，而陈小粉等〔17〕的研究表明投加淀粉酶对蛋白质的溶出有一定促进作用。总体来看，随着发酵时间的延长，超声联合不同生物酶处理下的剩余污泥NH4+-N含量有所波动，但在发酵时间为14 d 时，均低于NH4+-N 初始值。此研究中污泥NH4+-N 随时间的变化与刘国华等〔7〕的研究不一致，刘国华等研究结果显示NH4+-N 随发酵时间延长不断增加，可能原因是其只采用生物酶进行污泥发酵，导致微生物细胞破壁速度较慢，致使NH4+-N 不断溶出，而本研究采用超声联合生物酶处理污泥，超声预处理阶段污泥中的NH4+-N 大量溶出，而在厌氧发酵阶段，可消耗NH4+-N 的微生物将污泥中溶出的NH4+-N 转化为自身繁殖代谢所需氮源，所以出现降低趋势。

2.2.3 超声联合生物酶处理下污泥PO43--P 的变化

有机磷作为胞外聚合物组成部分之一，可在厌氧微生物作用下被转化为PO43-，也是衡量污泥厌氧发酵性能的指标之一。超声联合不同生物酶处理下剩余污泥中PO43--P 随发酵时间的变化见图7。

由图7 可以看出，本研究中最大PO43--P 为11.2 mg/L。在发酵过程中，污泥发酵至第2 天时，PO43--P迅速增加，溶出效果为溶菌酶>复合酶>α-淀粉酶>纤维素酶>空白对照。在整个污泥厌氧发酵过程中，剩余污泥中的PO43--P 大体上呈现先增加后下降的趋势。PO43--P 升高可能原因是超声和生物酶联合处理促进了污泥水解和污泥絮体的破坏，致使PO43--P 溶出，但研究表明磷释放还可能涉及聚磷菌的生物行为，并与磷的赋存形态、污泥性质有关〔18〕。某些污泥中的酶，如碱性磷酸酶可能也会被降解形成PO43--P〔19〕。污泥中的PO43--P 在达到峰值之后开始下降，可能是由于污泥中某些金属阳离子与PO43--P 结合形成沉淀使其浓度下降〔20〕。其中反应14 d 后，在溶菌酶作用下的剩余污泥PO43--P 质量浓度最大，达到了11.2 mg/L，之后依次为复合酶、α-淀粉酶和纤维素酶，溶菌酶对磷的快速溶出可能是因为溶菌酶的加入促进了聚磷菌对PO43--P 的释放。

2.2.4 超声联合生物酶处理下污泥产酸研究

VFAs 为乙酸、丙酸、异丁酸、正丁酸、异戊酸和正戊酸之和。污泥厌氧消化产酸是大分子有机物转化小分子有机物，再由小分子转化为挥发酸的过程。而酶可以促进污泥厌氧消化产酸，其作用体现在不同的酶可对特异性底物进行分解，如淀粉酶可水解淀粉为葡萄糖、麦芽糖，而G. BAHREINI 等〔21〕的研究表明纤维素酶显著提高了体系对纤维素的去除率。图8 为超声联合不同生物酶处理下剩余污泥VFAs 随时间的变化。

图8 不同生物酶处理下VFAs 随时间的变化Fig. 8 Changes in VFAs over time under different biological enzymse treatments

由图8 可知，超声联合不同生物酶处理下污泥VFAs 随着时间的增加大体呈现先增加后下降的趋势，污泥VFAs 均在第4 天达到峰值，空白对照条件下的VFAs 在第8 天达到峰值，其中第4 天依照最佳产酸量对各实验进行排序为复合酶>溶菌酶>纤维素酶>α-淀粉酶>空白对照，其VFAs 分别为1 465.8、1 240.4、982.5、801.9、163.5 mg/L。剩余污泥经过超声和生物酶处理后，污泥中有机物小分子大量溶出，并在产酸菌的作用下生成大量的VFAs，之后又在产甲烷菌和污泥自身的作用下，促使VFAs 向甲烷转化，导致 VFAs 的减少。综上，在超声联合生物酶处理下，超声联合复合酶效果最好，剩余污泥最佳产酸时间为4 d。剩余污泥发酵会产生大量的氮和磷，因此脱氮除磷尤为重要，生物脱氮除磷的首选底物是乙酸和丙酸〔22〕，乙酸的优点是可以被直接利用，而丙酸被认为是增强生物除磷的最优碳源〔23〕。因此实验进一步对超声联合不同生物酶处理下乙酸和丙酸产量随时间的变化进行了探究，结果见图9。

图9 不同生物酶处理下乙酸和丙酸随时间的变化Fig.9 Changes in acetic acid and propionic acid over time under different enzymes treatments

从图9（a）可以看出，乙酸质量浓度在整个剩余污泥发酵过程中大体呈现先增加后下降趋势，当发酵进行到第4 天时乙酸质量浓度最大，且各发酵体系排序为复合酶（1 058.6 mg/L）>纤维素酶（451.6 mg/L）>溶菌酶（406.41）>α-淀粉酶（333.6 mg/L）>空白对照（62.4 mg/L）。复合酶发酵体系效果最好可能是因为复合酶可从多个污泥活性位点来水解污泥，促进有机物小分子向挥发性脂肪酸转化，加快丙酸、异丁酸、正丁酸等长链酸向乙酸转化。纤维素酶的效果优于α-淀粉酶和溶菌酶，原因是剩余污泥中含有较多的纤维素、半纤维素和木质纤维素，纤维素酶可促使纤维素和半纤维素溶解，促进其转化为葡萄糖，促进了乙酸的生产〔24〕。

由图9（b）可知，在整个污泥发酵过程中，丙酸含量也大体呈现先升高后下降趋势，其中溶菌酶作用下污泥在发酵进行到第4 天时丙酸质量浓度为524.3 mg/L，复合酶作用下污泥中丙酸质量浓度为136.0 mg/L。

3 结论

1）超声预处理剩余污泥的最佳条件为超声处理时间5 min、超声频率20 kHz、超声振幅80%，在此条件下，污泥溶出SCOD 达到407.5 mg/L。

2）在超声处理后生物酶调节的污泥厌氧发酵系统中，在酶投量为污泥质量的5%、温度35 ℃条件下，VFAs 产量在第4 天达到峰值，依照产酸量对酶体系进行排序为复合酶>溶菌酶>纤维素酶>α-淀粉酶>空白对照。超声联合复合酶产酸效果最好，在第4 天产酸量达到最大值1 465.8 mg/L，其中乙酸量为1 058.6 mg/L，丙酸量为136.0 mg/L。溶菌酶效果优于其他单酶，产酸量达1 240.4 mg/L，乙酸量为406.4 mg/L，丙酸量为524.3 mg/L。污泥发酵液副产物中TN 大体上呈现先增加后下降或先增加后下降之后又有所增加的趋势，NH4+-N 有所波动，而PO43--P大体上呈先增加后下降趋势。