不同預(yù)處理的木薯渣水解液生物酸化特性比較

王菁，韓剛，于曉艷，呂學(xué)斌* ，張書廷

1.天津大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，天津 300072

2.天津大學(xué)化工學(xué)院，天津 300072

木薯在我國南方大部分地區(qū)是一種重要的制取淀粉的原料，木薯渣是木薯提取淀粉后渣與工藝廢水的混合物經(jīng)機械脫水后得到的殘渣。這種副產(chǎn)物在全國每年約有9.25萬t(干物質(zhì))［1］，如棄之不僅造成資源浪費，還嚴重污染環(huán)境。木薯渣的主要成分為碳水化合物，包括淀粉(66%)、纖維素(21%)、半纖維素(7%)以及蛋白質(zhì)(4%)［2］，因此木薯渣的資源化利用具有重要意義。目前木薯渣主要用做飼料［3］，此外也用于生產(chǎn)單細胞蛋白、檸檬酸、建材以及與木薯桿混合共同培養(yǎng)黑木耳和食用菌等［1，4-8］。但其用量有限，所以開發(fā)其大宗的利用途徑顯得尤為重要。

由于木薯渣中淀粉的顆粒結(jié)構(gòu)及其結(jié)晶組織、木質(zhì)素和纖維素的包裹作用對生物降解具有一定的抑制作用［9-10］，將其投入?yún)捬醴磻?yīng)器直接進行水解酸化會極大降低發(fā)酵效率，增加運行能耗［11］。因此如果將木薯渣固相中微生物可利用基質(zhì)轉(zhuǎn)移到液相中進行可溶化，使半纖維素、纖維素水解為低聚糖或單糖，不僅可以增強淀粉溶解性和流動性，降低黏性［12］，而且可提高生物的降解效率。筆者通過采用高溫水熱法和酶解法對木薯渣進行可溶化預(yù)處理，將木薯渣中的碳水化合物轉(zhuǎn)移到液相水解液中，探索不同的預(yù)處理條件對木薯渣水解液的生物酸化特性的影響，以期為提高實際工程應(yīng)用提供理論依據(jù)和借鑒。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 木薯渣水解液

木薯渣由廣西必佳微生物工程有限公司提供。為了更好地對比不同預(yù)處理方式對木薯渣水解液生物酸化效果的影響，選擇150℃下用蒸餾水水解20和45 min;α-淀粉酶水解3 h。另外，以未處理的木薯渣進行水解酸化作為對照。

木薯渣高溫水解及酶水解時的固液比為1∶14。其中酶水解法中α-淀粉酶的添加量為8 U/g(以干渣計)，用氨水調(diào)節(jié)pH至6.0～6.5，在80℃水浴和攪拌條件下水解3 h。不同水解液的性質(zhì)如表1所示。

1.1.2 污泥的馴化

污泥取自天津市紀莊子污水處理廠A2/O工藝的剩余污泥，pH為7.10，氧化還原電位(ORP)為-207 mV。分別取800 mL污泥置于4個1 L的廣口瓶中，在36℃水浴及攪拌條件下厭氧培養(yǎng)，每天投加30 mL營養(yǎng)液，營養(yǎng)液為人工模擬生活污水。營養(yǎng)液的配制方案［13］:配水的 SCODCr約為 400 mg/L;為了使微生物適應(yīng)木薯淀粉，采用可溶性淀粉作為碳源，濃度為 340 mg/L;常量元素有CaCl2·2H2O 30mg/L，MgSO4·7H2O 25mg/L，F(xiàn)eSO4·7H2O 20 mg/L;微量元素(儲備液，使用時取1 mL稀釋到1000 mL)有H3BO350 mg/L，ZnCl250 mg/L，CuCl230mg/L，MnSO4·H2O 50mg/L，(NH4)6MoO24·H2O 50 mg/L，AlCl350mg/L，CoCl2·H2O 50 mg/L;同時為減少蛋白質(zhì)對水解酸化pH的中和作用，不添加氮源;另外培養(yǎng)時間較短，微生物對磷源的需求較少，因此也不添加磷源。

表1 水解液性質(zhì)Table 1 Characteristics of hydrolysate

污泥經(jīng)過5 d左右的馴化培養(yǎng)，其pH穩(wěn)定在6.7～6.8，ORP為-280～-260 mV。將馴化好的污泥保存在4℃冰箱里，使用前在36℃下活化1 d，活化后污泥的性質(zhì)如表2所示。

表2 污泥性質(zhì)Table 2 Characteristic of sludge domesticated

1.2 方法

木薯渣水解液生物酸化的試驗裝置如圖1所示。將馴化后的污泥重新混勻，分別置于4個廣口瓶中，每瓶取泥600 mL。接種泥與水解液體積比為3∶1，一次性向4個瓶中分別加入不同的水解液200 mL(原水解液體積不足的用蒸餾水補足)，此時投加的4種水解液SCODCr均為3000 mg/L，有機負荷為0.47 g/g(以SCODCr計)。4組不同預(yù)處理木薯渣水解液的水解酸化方式:①投加木薯渣9.02 g作為對照;②投加酶水解液47.9 mL;③投加150℃水解液51.9 mL，水解20 min;④投加150℃水解液47.3 mL，水解45 min。水解酸化過程中定期取樣監(jiān)測，取樣體積為30 mL。

圖1 厭氧水解酸化試驗裝置Fig.1 Experimental set-up of anaerobic hydrolysis acidification

1.3 分析方法

污泥總固體(TS)，105℃干燥恒重法;總揮發(fā)性固體(VS)，600℃灼燒恒重法;化學(xué)需氧量(SCODCr)，重鉻酸鉀消解法(KDB-III型COD微波消解儀);pH，采用pH計(雷磁pHS-3C型)精確測定;ORP，采用 ORP計(METTLER TOLEDO FE20型)測定。揮發(fā)性脂肪酸(VFAs):采用Lab Alliance高效液相色譜儀，色譜柱為BioRad Aminex HPX-87H(300 mm×7.8 mm)，RI示差檢測器，色譜條件:柱溫65℃，流動相為5 mmol/L H2SO4溶液，流速為 0.6 mL/min，進樣量為 20 μL。

2 結(jié)果與討論

2.1 pH變化

圖2顯示木薯渣水解液在酸化過程中pH的變化。由圖2可知，4組水解液在酸化過程中的pH均呈先下降后上升的趨勢。在水解酸化初期，由于微生物對顆粒狀木薯淀粉或低聚糖等有機大分子的水解及產(chǎn)酸作用，污泥中產(chǎn)生大量的揮發(fā)性脂肪酸，使得pH下降。一段時間后，一方面由于污泥中蛋白質(zhì)逐漸分解形成氨氮，與污泥中的脂肪酸中和;另一方面，微生物消耗了脂肪酸，因此pH會上升。

圖2顯示，投加水解液的3組pH下降較快，在12 h時pH均降到最低值5.5;而只投加木薯渣的pH下降較慢，在60 h時pH達到最低值5.7。這一結(jié)果表明，經(jīng)水解處理后木薯淀粉溶于水中有利于微生物的利用。12 h后，投加水解液的3組pH開始回升，這可能是由于污泥中氨氮的中和作用;之后由于氨氮的中和速率與產(chǎn)酸速率相等，因此pH在一段時期內(nèi)較為穩(wěn)定，但穩(wěn)定期長短不相同。投加150℃水解液水解45 min的水解酸化，由于水解液中可生化利用的有機質(zhì)即BOD5相對較低，因而產(chǎn)酸量較少，加上其他微生物(非產(chǎn)甲烷菌)對脂肪酸的消耗，所以pH上升較快;而投加酶水解液及150℃水解液水解20 min的水解酸化由于可生化利用的有機質(zhì)相對較多，因此pH回升較為緩慢。另外，由于水解酸化時間較長，污泥中可能會有部分微生物死亡，死亡后細胞破裂，其中的蛋白質(zhì)釋放出來又被其他細胞分解為氨氮，這部分氨氮又與揮發(fā)性脂肪酸中和加速了后期pH的上升。

圖2 水解酸化過程中pH隨時間的變化Fig.2 Variation of pH with time during anaerobic hydrolysis acidification

2.2 ORP的變化

ORP是厭氧消化過程中另一個重要的影響因子，體系中的 ORP能夠反映發(fā)酵液所處的厭氧狀態(tài)［14-15］。

圖3顯示木薯渣水解液在酸化過程中ORP的變化。從圖3可見，整個水解酸化過程中ORP與pH的變化呈一定的相關(guān)性:30 h前，ORP呈逐漸升高的趨勢，與 pH的變化正好相反;30～168 h時ORP與pH均基本保持穩(wěn)定;168 h后，ORP表現(xiàn)出一定的下降趨勢，pH呈逐漸上升趨勢。pH與ORP的變化關(guān)系與李剛等［16］提到的趨勢相同。但有個別時間段ORP與pH并未表現(xiàn)出這樣的關(guān)系，這可能與試驗誤差、污泥種類及揮發(fā)性脂肪酸濃度和種類不同有關(guān)。

圖3 水解酸化過程中ORP隨時間的變化Fig.3 Variation of ORP with time during anaerobic hydrolysis acidification

2.3 VFAs的變化

圖4顯示木薯渣水解液在酸化過程中VFAs的變化。由于乙酸、丙酸、正丁酸峰面積占總峰面積的90%以上，因此這里VFAs只考慮以上3種。

圖4 水解酸化過程中VFAs濃度隨時間的變化Fig.4 Variation of total VFAs with time during anaerobic hydrolysis acidification

從圖4可以看出，4種水解酸化方式的VFAs均呈先上升后下降的趨勢。投加150℃水解液水解45 min的水解酸化VFAs濃度在24 h時達到最大值(4734 mg/L)，之后迅速下降;投加酶水解液及150℃水解液水解20 min的水解酸化VFAs濃度分別于30和48 h時達到最大值(5277和6209 mg/L);而木薯渣水解酸化的VFAs濃度在96 h時達到最大值(4558 mg/L)?？梢娔臼碓馑峄a(chǎn)生的VFAs最少，而投加150℃水解液水解20 min的最大產(chǎn)酸量較150℃水解液水解45 min的多1475 mg/L，且達到最大產(chǎn)酸量的時間要晚24 h，說明150℃水解液水解20 min可供水解酸化菌利用的有機質(zhì)較多，在相同微生物量的情況下，達到最大產(chǎn)酸量所需時間也較長;同時由于150℃水解液水解45 min后含有糖類降解產(chǎn)物糠醛等副產(chǎn)物，這些副產(chǎn)物不能被微生物所利用，因而產(chǎn)酸量相對較低［17］;同時發(fā)酵液由于pH的升高(結(jié)合圖2)消耗掉一部分揮發(fā)性脂肪酸，造成150℃水解液水解45 min酸化后期VFAs減小。通過對比可以發(fā)現(xiàn)，固相木薯渣有機質(zhì)的可溶化性有利于后續(xù)水解酸化VFAs的產(chǎn)生，同時水解液的可生化性(BOD5)越高，越有利于水解酸化。

2.4 揮發(fā)酸的分布

由于產(chǎn)甲烷菌只能利用乙酸進行厭氧發(fā)酵，丙酸和丁酸等長鏈脂肪酸需由產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌轉(zhuǎn)化為乙酸后才可以被產(chǎn)甲烷菌利用，其中，丁酸轉(zhuǎn)化為乙酸較丙酸快，即乙酸和丁酸濃度越高，其發(fā)酵產(chǎn)甲烷的效率就會越高［18］。因此考察不同木薯渣水解液的水解酸化過程中VFAs的分布是非常重要的。

圖5顯示4種水解酸化方式下?lián)]發(fā)酸的分布。從圖5看出，整個酸化過程所產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸以乙酸和正丁酸為主，二者之和占VFAs的70%以上，其中乙酸比例呈先緩慢增加后減少的趨勢，正丁酸比例則表現(xiàn)出后期增大的趨勢。而丙酸比例較低，只占VFAs的10%～30%，其濃度均小于1100 mg/L。

由圖5(a)可見，投加木薯渣污泥水解酸化產(chǎn)生的乙酸和正丁酸之和占VFAs的80%左右，而丙酸比例基本保持在17%～24%，整個酸化過程中木薯渣的水解酸化表現(xiàn)為乙醇型發(fā)酵。由圖5(b)(c)可見，投加酶水解液和150℃水解液水解20 min產(chǎn)生的乙酸和正丁酸之和占VFAs的90%左右;隨著酸化時間的延長，丙酸比例逐漸降低，在水解24 h時丙酸比例減小到總VFAs的10%，這2種水解液的酸化方式從24 h開始表現(xiàn)為丁酸型發(fā)酵。圖5(d)可見，投加150℃水解液水解45 min產(chǎn)生的乙酸和正丁酸之和占VFAs的70%～90%，該值在24 h時達到最大值90%;隨后水解酸化中產(chǎn)生的丙酸比例逐漸增加，到水解酸化96 h時開始發(fā)生丁酸型發(fā)酵。因此，除投加木薯渣的水解酸化外，其余3種酸化方式均在24 h達到較好的揮發(fā)酸分布，且乙酸和正丁酸之和均占VFAs的90%左右。

圖5 水解酸化過程中各種酸所占比例隨時間的變化Fig.5 Variation of VFAs distribution with time during anaerobic hydrolysis acidification

3 結(jié)論

(1)投加不同物料酸化液的pH呈先降低再升高的趨勢，而產(chǎn)生的VFAs則呈先升高再降低的趨勢，pH和VFAs呈此消彼長的規(guī)律，因此可以通過檢測酸化液的pH來判斷產(chǎn)酸量的變化情況。

(2)木薯渣可以直接進行酸化發(fā)酵，但其產(chǎn)酸速度比水解液慢。投加木薯渣的酸化泥在96 h達到最大產(chǎn)酸量(4558 mg/L)，而投加150℃水解液水解45 min，酶水解及150℃水解液水解20 min條件下木薯渣水解液的酸化泥分別于24，30和48 h達到最大產(chǎn)酸量(4734，5277和6209 mg/L)。

(3)揮發(fā)酸的分布與物料有關(guān)。投加木薯渣的酸化泥的發(fā)酵類型主要表現(xiàn)為乙醇型發(fā)酵，而投加150℃水解液水解20 min，150℃水解液水解45 min和酶水解條件下水解液的酸化泥的發(fā)酵類型則表現(xiàn)為丁酸型發(fā)酵。此外，隨著發(fā)酵時間的延長，150℃水解液水解20 min和酶水解條件下產(chǎn)生的揮發(fā)酸中丙酸比例逐漸減少，而木薯渣和150℃水解液水解45 min產(chǎn)生的揮發(fā)酸中丙酸比例相對較高。由于丙酸的累積不利于后續(xù)產(chǎn)甲烷過程的順利進行，且考慮到產(chǎn)酸量的高低，故確定150℃水解液水解20 min更適合作為產(chǎn)酸發(fā)酵液。

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