內(nèi)源淀粉酶對污泥性質(zhì)及厭氧消化性能的影響

于淑玉，張光明，趙志偉

(哈爾濱工業(yè)大學 市政環(huán)境工程學院，150090 哈爾濱)

胞外聚合物(Extracellular polymer substances，EPS)普遍存在于活性污泥絮體內(nèi)部及表面.EPS的組成非常復(fù)雜，主要的成分是糖和蛋白，約占EPS質(zhì)量的70% ～80%［1－2］.酶能作用于污泥中所含的物質(zhì)，可將大分子的有機物降解、轉(zhuǎn)化為小分子的有機物，甚至可將大分子有機物溶解，因此能夠改變污泥的一些結(jié)構(gòu)及理化特性.水解是污泥厭氧消化的限速步驟，在污泥厭氧消化前用酶處理，可以提高污泥水解速度，從而促進污泥的甲烷產(chǎn)量［3］.Parmar等［4］向污泥中投加水解酶對污泥進行預(yù)處理，以利于污泥后續(xù)的厭氧消化處理.研究表明添加水解酶可以有效地促進污泥中有機物的溶解，提高污泥的沉降性，提高厭氧消化固體的可生化性［5－6］.同時由于酶預(yù)處理作用工藝簡單、容易控制、對環(huán)境無害等優(yōu)點而備受關(guān)注.但是酶處理污泥也存在一定的缺陷，酶在處理污泥時的一個重要問題是，酶容易因吸附或綁定作用而被埋到污泥中［7］，這種埋藏作用不僅降低了酶對污泥的溶解作用，同時酶難以回收，增加了處理成本.開發(fā)新的高效污泥水解酶以及改進污泥處理工藝是新的污泥處理方向.

污泥中有大量的可產(chǎn)生水解酶的菌株，如何富集剩余污泥中這些產(chǎn)酶菌或提高水解酶液的含量，將利于污泥自身的溶解減量及后續(xù)的厭氧消化過程.本文研究了污泥中自有的兩株淀粉酶產(chǎn)生菌(分離于剩余污泥)生長及產(chǎn)酶特性，將菌株的發(fā)酵酶液用于污泥的預(yù)處理，分析了內(nèi)源淀粉酶對污泥性質(zhì)的影響及后續(xù)厭氧消化的影響.

1 試驗

1.1 污泥及菌株來源

本試驗所用污泥取自哈爾濱文昌污水處理廠二沉池.離心沉淀后，pH為 6.83;總固體含量(TS)為38.161 g/L;揮發(fā)性固體含量(VS)為26.275 g/L;污泥TCOD為28.463 g/L.實驗室所提供的兩株枯草芽孢桿菌(Bacillus subtilis)WYDF、WYZZ，均從哈爾濱文昌污水處理廠活性污泥中分離獲得.

1.2 培養(yǎng)基

斜面培養(yǎng)基:10.0 g的蛋白胨，3.0 g的牛肉膏，5.0 g 的NaCl，2.0 g的可溶性淀粉，1 000 mL 的蒸餾水，調(diào)至pH為7.0～7.2，121℃滅菌20 min.

發(fā)酵培養(yǎng)基:1.0 g的NaCl，0.5 g的K2HPO4，0.9 g的KH2PO4，0.2 g的MgSO4·7H2O，5.0 g的可溶性淀粉，5.0 g的蛋白胨，1 000 mL的蒸餾水，調(diào)pH至7.0～7.2，121℃滅菌20 min.

1.3 污泥的預(yù)處理

取菌株發(fā)酵液以4 500 r/min離心10 min，上清液即為粗酶液.將10 mL含有內(nèi)源淀粉酶的粗酶液加入250 mL錐形瓶中，再加入100 mL污泥，充分混合后，置于37℃的水浴振蕩器上攪拌9 h.粗酶液與污泥充分混合后離心(4 500 r/min，10 min)，取上清液測定可溶性化學需氧量(SCOD)、VFA、蛋白和多糖的質(zhì)量濃度，9 h后再取樣測定各項的質(zhì)量濃度.

1.4 BMP試驗

向經(jīng)過內(nèi)源淀粉酶處理的污泥中加入30 mL厭氧污泥，然后向錐形瓶中通入氮氣4 min以保證驅(qū)除瓶內(nèi)空氣，用橡皮塞密封后置于37℃的水浴振蕩器內(nèi)，每兩天用玻璃注射器測定產(chǎn)氣量.

1.5 分析方法

淀粉酶活性測定采用Yoo改良法測定［8］.酶活力單位定義為10 min水解1 mg淀粉的酶量，為1個酶活力單位(U);菌株生長量測定菌株生長量測定采用OD值比濁法［9］;蛋白質(zhì)含量的測定采用國家標準方法［10］;多糖含量的測定采用苯酚法測定［11］;揮發(fā)酸(VFA)含量的測定采用氣相色譜法(安捷倫6890N色譜分析儀，F(xiàn)ID檢測器);甲烷含量測定采用氣相色譜法(ECD檢測器);污泥的粒徑分布是將污泥樣品稀釋一定倍數(shù)后測定，采用激光粒度儀(Malvern mastersizer 2000，英國)，所得結(jié)果表示單位體積溶液中某個粒徑區(qū)間內(nèi)(例如10～20 μm)的顆粒個數(shù)占全部顆粒個數(shù)的百分比.COD、VS(揮發(fā)性固體)、TS(總固體)、VSS(揮發(fā)性懸浮固體)和SS(懸浮固體)均按照標準方法測定［12］.

2 結(jié)果與討論

2.1 菌株的基本特性

本實驗是從哈爾濱文昌污水處理廠二沉池污泥中篩選出兩株具有較高淀粉酶活性的菌株，分別命名為 WYDF、WYZZ.經(jīng)16S rDNA 和 Biolog鑒定系統(tǒng)分析，兩株均為枯草芽孢桿菌(Bacillus subtilis).圖1給出了兩菌株的透射電鏡照片.在含有淀粉的肉湯培養(yǎng)基上生長時，WYDF形成的菌落呈淡粉色、邊緣不整齊、表面干燥，由于液化淀粉能力較強，使培養(yǎng)基變?yōu)榘胪该鞯牡凵?WYZZ菌略呈白色、邊緣不整齊、表面干燥褶皺、不易挑起，挑起時有拉絲的現(xiàn)象.

圖1 透射電鏡照片

實驗中利用菌株WYDF、WYZZ產(chǎn)生的淀粉酶水解污泥中的不溶性有機物.為了獲取高酶活的發(fā)酵液，測定了菌株的酶活曲線，用以確定合適的發(fā)酵時間，并同時測定了生長曲線.從圖2可以看出，兩菌株的生長規(guī)律相同，在0～10 h為生長延遲期，菌株生長緩慢.隨后進入對數(shù)生長期，都在發(fā)酵30 h左右獲得最大的菌體收益，然后進入穩(wěn)定期，菌體量逐步下降.兩菌株淀粉酶活性的增加與生長不同步，菌株酶活性的增加滯后于菌體的生長.菌株WYDF發(fā)酵約34 h后酶活性最高可達44 U/mL.WYZZ發(fā)酵約38 h酶活性最高可達52 U/mL，略高于WYDF的酶活.

圖2 菌株發(fā)酵過程曲線

依據(jù)Gaden［13］對細胞代謝產(chǎn)物生成規(guī)律的分類，這兩個菌株均屬于產(chǎn)物形成與菌體生長部分偶聯(lián)型，即菌體生長階段有部分產(chǎn)物形成，而大部分產(chǎn)物是在菌體處于生長穩(wěn)定期形成的.在下面的污泥預(yù)處理試驗中，使用的粗酶液均來自于兩菌株發(fā)酵38 h，即發(fā)酵后期的發(fā)酵液.

2.2 預(yù)處理對污泥的影響

處理污泥時，酶首先被吸附到污泥中的底物上，破壞了與污泥松散鏈接的小分子的聚合物.污泥的溶解速率依賴酶擴散到污泥離子的活性位點的速度［7］，排列緊密的污泥的水解速度將會比較低.表1給出了內(nèi)源淀粉酶處理污泥的結(jié)果.與對照組污泥相比較，WYDF、WYZZ、WYDF+WYZZ(兩菌株粗酶液等量混合后聯(lián)合處理)3個處理組中，溶出的蛋白、多糖和SCOD的增量不明顯，且蛋白、多糖的增量低于對照組.WYDF+WYZZ組SCOD的增量最大，也僅溶出了TCOD的6%左右，遠低于羅琨等［14］報道的溶出了TCOD的20%左右.

表1 預(yù)處理對污泥溶解性有機物質(zhì)量濃度的影響

理論上，酶活性越高，污泥的溶解速率越大，低分子有機物和有機酸的質(zhì)量濃度增加.本試驗中，粗酶液即使不能提高污泥的水解效率，也不會對水解產(chǎn)生抑制作用.導(dǎo)致有機物溶出少，可能的原因:一是其他的文獻中投加的淀粉酶多為工業(yè)酶制劑，處理單位質(zhì)量的污泥時，酶活、酶量均高于本實驗中的投加量.Yang Qi等［15］向污泥中外加淀粉酶強化污泥水解，淀粉酶的投加量為360 U/g的 TS，本試驗中的投加量為 120～159 U/g的TS.二是本實驗中選用的污泥濃度較高，TCOD的質(zhì)量濃度為28.463 g/L，而在羅琨等［14］的實驗中TCOD的質(zhì)量濃度僅為7 780 mg/L，淀粉酶處理污泥后SCOD比TCOD的質(zhì)量濃度提高了20%，SCOD的凈增量僅為1 861 mg/L，而本實驗中的凈增量最高也可以達到1 750 mg/L.三是粗酶液加入污泥后，使得初始SCOD含量較高，處理過程中粗酶液中部分有機物會被污泥吸附，導(dǎo)致一部分溶解的有機物增量被抵消.

酶液處理后，污泥中VFA質(zhì)量濃度明顯高于對照組，表明已形成了更多的小分子有機物.WYDF+WYZZ組VFA的質(zhì)量濃度增量為806 mg/L，而未處理污泥質(zhì)量濃度僅為518 mg/L，前者比后者高出了56%.表明粗酶液的添加確實提高了污泥的水解酸化速度.

圖3給出了處理9 h后各處理組下的VFA(乙酸、丙酸、丁酸、異戊酸)構(gòu)成，各試樣中乙酸的質(zhì)量濃度最高，占VFA的40%以上.內(nèi)源淀粉酶處理后的VFA，仍以乙酸、丙酸和丁酸為主.乙酸的百分比有所增加，從對照組的41.19%增大到WYDF+WYZZ+污泥組處理后的47.33%.

圖3 不同來源淀粉酶處理后污泥VFA構(gòu)成

圖4表示酶處理后污泥的粒徑分布情況，粒徑分布的范圍是0.5～2 000 μm.

圖4 處理后污泥的粒徑分布

從圖中可以看出，3種處理方式相比較，WYDF和 WYDF+WYZZ處理過的污泥，粒徑在200 μm以上的比例明顯變小，分別占全部顆粒的5.45%和4.27%，而經(jīng)WYZZ處理過的試樣所占全部顆粒的 7.91% .WYDF、WYZZ、WYDF+WYZZ處理后，粒徑低于50 μm的顆粒數(shù)分別占全部顆粒數(shù)的55.48%、52.97%、57.53%.

以上結(jié)果表明，內(nèi)源淀粉酶的投加，改變了污泥的粒徑，使污泥的粒徑變小，說明內(nèi)源淀粉酶對污泥具有較好的溶解和解絮作用.來源于不同菌株的內(nèi)源酶聯(lián)合應(yīng)用，更有利于較大粒徑污泥的解絮，使污泥的粒徑降低.雖然WYDF的酶活性低于WYZZ，但其卻表現(xiàn)出了更高降低污泥粒徑的能力.同時結(jié)合表1可以看出，無論是污泥中有機物的溶出，還是VFA的增加，以及污泥粒徑的改變，WYDF+WYZZ都優(yōu)于 WYDF、WYZZ單獨作用的效果，表現(xiàn)出更高的溶解、酸化、解絮能力.可能的原因如表2所示，WYDF與WYZZ混合后具有更好的放置穩(wěn)定性，37℃條件下放置9 h仍保持85.7%的酶活性.另外也可能由于兩株菌分泌的淀粉酶種類、特性不同，作用于污泥的位點不同，增強了對污泥的溶解和解絮效果，它們的聯(lián)合互補作用進一步改變了污泥的表面性質(zhì).

表2 淀粉酶的放置穩(wěn)定性(37℃)

2.3 預(yù)處理對污泥厭氧消化的影響

酶作用于污泥中所含的有機物中，因此能夠改變污泥的一些特性.酶處理污泥后，使污泥更迅速、容易地轉(zhuǎn)換成附加值產(chǎn)物［16－17］.

從表3可以看出，污泥經(jīng) WYDF、WYZZ、WYDF+WYZZ處理后，污泥厭氧消化的生物氣產(chǎn)量與對照組相比，分別提高了 11.90%、13.27%和17.37%.污泥經(jīng)過WYDF+WYZZ處理后VS的甲烷產(chǎn)率達到最大值434 mL/g.酶處理對生物氣中甲烷的含量沒有顯著的影響.經(jīng)酶處理后，污泥中的有機物去除率增加.經(jīng)WYDF+WYZZ、WYZZ處理后，污泥VS去除率分別為42.19%和41.58%，比對照組分別提高17.07%、18.23%.圖5為酶處理后污泥的累積產(chǎn)氣量.與Bougrier等［18］采用的物理、化學方法相比酶處理污泥的前期產(chǎn)氣速率相對平緩.由于機械或化學方法作用于污泥時，可在短時間內(nèi)大幅度提高污泥中可溶性物質(zhì)的含量、降低污泥的粒徑，因此處理過的污泥在后續(xù)的厭氧消化過程中，前期的產(chǎn)氣速率急劇增加.雖然內(nèi)源酶對污泥的溶解作用有限，但總產(chǎn)氣量逐步增加.可能的原因是酶液在處理污泥9 h后沒有完全失活，在厭氧的過程中繼續(xù)分解大分子有機物.同時WYDF與WYZZ混合后，酶的穩(wěn)定性比單一的菌株高，對污泥的分解作用更強，最終使污泥的厭氧消化性能更好.

表3 厭氧消化實驗結(jié)束時產(chǎn)氣增長率、甲烷體積分數(shù)及VS去除率(24 d)

圖5 BMP試驗結(jié)果

從結(jié)果上看，污泥經(jīng)過酶處理后，厭氧消化性能得到了明顯提高，WYDF+WYZZ的效果優(yōu)于WYDF、WYZZ單獨處理的效果.盡管內(nèi)源淀粉酶對污泥的溶解效率只有6%，但污泥的產(chǎn)氣量得到很大的提高.從內(nèi)源淀粉酶對污泥的特性及厭氧消化影響的結(jié)果上看，酶對污泥特性的改變是一個緩慢、持久的過程.

3 結(jié)論

1)定向添加污泥內(nèi)源性淀粉酶，能夠使污泥溶解，提高污泥中SCOD和VFA的質(zhì)量濃度，使污泥的粒徑變小.

2)WYDF、WYZZ兩菌株所產(chǎn)內(nèi)源酶的聯(lián)合應(yīng)用，提高了酶的穩(wěn)定性，無論有機物的溶出能力，還是污泥的厭氧消化性質(zhì)改善方面，都優(yōu)于單獨一種酶液.污泥經(jīng)WYDF+WYZZ處理后，污泥中的VFA質(zhì)量分數(shù)較對照組提高了56%.

3)污泥經(jīng)過WYDF+WYZZ處理后，VS去除率從對照組的36.02%提高到42.19%;污泥的VS甲烷產(chǎn)率從對照組的381 mL/g提高到434 mL/g.污泥厭氧消化性能有了較大的提高.

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