不同負荷梯度對污水廠活性污泥的產(chǎn)酸性能分析

王柯丹,王保生,藺洪永,謝 佳,黃 龍,*,李海松,*

(1.知和環(huán)?？萍加邢薰?河南鄭州 450001;2.鄭州大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院,河南鄭州 450001;3.中原環(huán)保股份有限公司,河南鄭州 450006)

城鎮(zhèn)污水處理廠普遍采用活性污泥法進行污水處理,剩余污泥(以下簡稱“污泥”)是活性污泥法的主要副產(chǎn)物之一。 2021 年我國生態(tài)環(huán)境統(tǒng)計年報數(shù)據(jù)顯示,污泥產(chǎn)量為4 592.1 萬t[1]。 污泥的處理與處置費用較高,一定程度上增加了污水處理廠的運營成本。 污泥的資源化利用是當前的熱點,相關(guān)研究聚焦于污泥中大量可利用有機物如蛋白質(zhì)、多糖、纖維素、腐殖質(zhì)等的高效回收[2-3]。

污泥通過厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸技術(shù)能夠?qū)崿F(xiàn)污泥碳源與能源回收,被認為是助力“碳中和”的重要技術(shù)途徑之一[4-6]。 在污泥發(fā)酵產(chǎn)酸過程中,較多研究采取物理、化學(xué)(添加CaO2、NaSO3、NaNO2等化學(xué)試劑)、電解、加熱等方法加強污泥的分解,提高污泥的水解產(chǎn)酸性能[7-11]。 堿性發(fā)酵產(chǎn)酸已被證明是污泥厭氧發(fā)酵積累揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的有效方法之一[12-13],然而長周期的堿性發(fā)酵實踐并不多見。在堿性環(huán)境中,蛋白質(zhì)水解酸化釋放大量的氨氮會轉(zhuǎn)化為高濃度游離氨(FA)。 FA 是限制污泥堿性發(fā)酵累積小分子VFAs 的主要因素。 因此,在污泥長周期堿性發(fā)酵過程中弱化FA 影響,提高污泥產(chǎn)酸率仍需探討。 有機負荷是污泥堿性發(fā)酵累積VFAs的關(guān)鍵工藝因子,調(diào)控負荷是在堿性發(fā)酵系統(tǒng)中獲得穩(wěn)定產(chǎn)酸效能的技術(shù)路線,但如何選擇合適的負荷梯度以逼近最佳且穩(wěn)定的產(chǎn)酸效能是該系統(tǒng)實際運行中需要解決的問題。 Xing 等[14]在研究餐廚垃圾與剩余污泥共消化中,發(fā)現(xiàn)在低梯度提負荷有助于試驗的長期(600 d)穩(wěn)定運行。 此外,縮短污泥發(fā)酵時間或提高污泥有機負荷可以快速獲得高濃度VFAs。 然而高梯度提負荷面臨著系統(tǒng)運行不穩(wěn)定、周期長等缺點。 因此,本研究的目的是通過控制提負荷的梯度實現(xiàn)污泥長期堿性發(fā)酵產(chǎn)酸,獲得較高的污泥產(chǎn)酸率。

本研究在污水處理廠現(xiàn)場開展,構(gòu)建了全程pH可控的半連續(xù)堿性發(fā)酵系統(tǒng),通過負荷梯度的調(diào)控進行污泥產(chǎn)酸性能長周期研究。 以先低梯度再高梯度提升有機負荷,使堿性發(fā)酵系統(tǒng)產(chǎn)生VFAs 效能趨于最優(yōu),并實現(xiàn)污泥產(chǎn)酸系統(tǒng)的穩(wěn)定運行,探究負荷梯度的改變對污泥產(chǎn)酸效能、VFAs 的組成及菌群的影響。 此外,還研究了負荷提升過程中非VFAs產(chǎn)物如氮、磷、多糖、蛋白質(zhì)的釋放情況以及代謝基因的豐度變化。

1 材料與方法

1.1 污泥來源與試驗條件

本試驗在鄭州市五龍口污水處理廠現(xiàn)場開展,污泥取自于氧化溝工藝后端的二沉池回流污泥。 污泥在4 ℃下進行沉淀濃縮24 h,濃縮后的污泥在有效容積為4.0 L 的反應(yīng)器中進行發(fā)酵產(chǎn)酸反應(yīng)。 試驗過程中進行在線控制,溫度為(35±1) ℃,攪拌速度為(120±10) r/min,分別采用氫氧化鈉和鹽酸調(diào)節(jié)pH,使pH 值維持在10.0±0.05。 污泥的性質(zhì)如表1 所示。

表1 濃縮污泥的基本性質(zhì)Tab.1 Basic Properties of Thickened Sludge

1.2 試驗方法

試驗分為3 個階段:階段Ⅰ為低梯度提升有機負荷,其目的是增強污泥發(fā)酵體系中微生物的反應(yīng)能力,以及體系運行的穩(wěn)定性;階段Ⅱ為高梯度提升有機負荷,其目的是增加體系的生物量并富集水解酸化菌,實現(xiàn)VFAs 的大量積累;階段Ⅲ為最佳負荷的穩(wěn)定運行階段。 如圖1 所示,該試驗運行238 d,階段Ⅰ共運行56 d(8 周),每周補料3 次,負荷從186 mg TSS/(L·d)提高至271 mg TSS/(L·d),第6周因反應(yīng)器運行問題使得本周運行負荷降低。 階段Ⅱ共運行77 d(11 周),每周補料7 次,負荷從625 mg TSS/(L·d)提高至3 750 mg TSS/(L·d)。 階段Ⅲ以最佳負荷[3 250 mg TSS/(L·d)]進行穩(wěn)定運行,運行時間共49 d(7 周)。

圖1 污泥堿性發(fā)酵的運行負荷Fig.1 Alkaline Fermentation of Sludge under Different Load Dradiends

1.3 分析方法

TSS、VSS、氨氮、磷酸鹽分別采用重量法、重量法、納氏試劑光度法與鉬銻抗分光光度法進行測定,TCODCr和SCODCr采用COD 快速檢測儀[連華科技,5B-6C(V12)]通過重鉻酸鉀法進行檢測。 VFAs采用氣相色譜法進行檢測(Agilent GC7890B),具體參數(shù):用FID 檢測器;色譜柱為HP-5MS 彈性適應(yīng)毛細管柱,柱長為30 m,膜厚為0.25 μm,內(nèi)徑為320 μm;進樣口條件設(shè)置為溫度250 ℃,分流比為10 ∶1;檢測器條件為溫度300 ℃,流量為40 mL/min,氣源是H2;升溫程序為在70 ℃下維持3 min,以30 ℃/min 升至170 ℃[15]。

此外,分別計算了污泥產(chǎn)酸過程中污泥分解率[6]、水解率和酸化率[2],以及VFAs 的各組分占比和FA[16],計算如式(1)～式(5)。

其中:CVSS(in)和CVSS(out)——濃縮污泥和發(fā)酵污泥的質(zhì)量濃度,mg/L;

η1——污泥分解率;

CSCODCr——溶 解 性 CODCr質(zhì) 量 濃 度,mg/L;

CTCODCr——總CODCr質(zhì)量濃度,mg/L;

η2——水解率;

CVFAs——總VFAs 質(zhì)量濃度,以CODCr計,mg CODCr/L;

η3——酸化率;

Ci——VFAs 組分如乙酸、丙酸、正丁酸、異丁酸、正戊酸和異戊酸,以CODCr計的質(zhì)量濃度,mg CODCr/L,轉(zhuǎn)換因子分別是1.07、1.51、1.82、1.82、2.04 和2.04;

η4——VFAs 組分占比;

CFA——發(fā)酵液中的FA 質(zhì)量濃度,mg/L;

CN——發(fā)酵液中氨氮質(zhì)量濃度,mg/L;

A——反應(yīng)pH;

T——反應(yīng)溫度,℃。

此外,還分別對污泥細菌和古菌的V3 ～V4 區(qū)進行擴增分析,其引物分別是341F、805R 和340F、1000R,利用Illumina MiSeq PE300 平臺進行測序分析。 微生物群落結(jié)構(gòu)分析依照擴增子數(shù)據(jù)分析指南[17]。 基于RDP 訓(xùn)練集v16 對特征序列(OTUs)進行分類學(xué)并注釋。 在R 語言環(huán)境下使用vegan v2.5-6 包分析多樣性。 此外,基于京都基因與基因組百 科 全 書 (Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes,KEGG)數(shù)據(jù)庫對活性污泥中的微生物進行功能預(yù)測分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 負荷梯度變化過程中的污泥產(chǎn)酸性能

污泥絮體在堿性發(fā)酵產(chǎn)酸過程中先將有機物釋放到液相中,然后水解菌將大分子有機物轉(zhuǎn)化為小分子有機物,隨后通過酸化菌的代謝轉(zhuǎn)化為VFAs。以污泥濃度的變化闡述污泥的分解情況,結(jié)果如圖2(a)所示。 在階段I,污泥轉(zhuǎn)化率從40%左右逐漸增高至76%,隨著負荷提高,污泥絮體中有機物逐漸釋放到液體中,污泥的“增溶性”增加。 當負荷梯度陡然增加,污泥轉(zhuǎn)化率急劇下降,但在階段Ⅱ隨著反應(yīng)的繼續(xù),污泥的轉(zhuǎn)化率回升。 試驗運行至15 周之后[負荷>2 500 mg TSS/(L·d)],污泥轉(zhuǎn)化率開始下降,原因是環(huán)境中高FA 濃度(質(zhì)量濃度>300 mg/L)對發(fā)酵體系中微生物的活性產(chǎn)生抑制,如圖2(b)所示。 研究[18]表明,當FA 質(zhì)量濃度>250 mg/L 時會對微生物產(chǎn)生抑制作用。

圖2 不同負荷梯度下的污泥產(chǎn)酸效能Fig.2 Acid Production Performance of Sludge under Different Load Gradients

在圖2(c)中,SCODCr和VFAs 濃度隨著負荷提高而增加,且增加趨勢與負荷梯度呈正相關(guān)。 當負荷為3 250 mg TSS/(L·d)時,SCODCr與VFAs 質(zhì)量濃度分別為7 631 mg/L 和3 339 mg CODCr/L,且隨著負荷的繼續(xù)提高而下降。 因此,污泥堿性發(fā)酵的最佳運行負荷為3 250 mg TSS/(L·d),在階段Ⅲ穩(wěn)定運行50 d 后,獲得的污泥產(chǎn)酸率為(606±30) mg CODCr/(g VSS)。 從圖2(d)中發(fā)現(xiàn),污泥水解率與SCODCr和VFAs 濃度的變化趨勢相似,隨著負荷的提高而逐漸增加。 但是污泥酸化率與污泥轉(zhuǎn)化率的變化規(guī)律相似。 在不同梯度提升負荷過程中,水解率從28%提高至41%(192 d),然而酸化率在階段I達到最大值73%。 除了與污泥梯度變化有關(guān),還與每天補入的濃縮污泥濃度有關(guān),在階段Ⅱ,每天補入的濃縮污泥的質(zhì)量濃度從10.7 g/L 逐漸增加至30.0 g/L。

在污泥堿性發(fā)酵產(chǎn)酸過程中,FA 是影響VFAs 積累的主要限制因素。 在圖2(b)中展示了不同梯度提高有機負荷的FA 濃度變化。 在階段I,FA 均值為(208±39)mg/L,低于文獻中報道的抑制限值(250 mg/L),表明低梯度工況下污泥發(fā)酵產(chǎn)酸性能沒有受到FA 影響。 因此,通過低梯度提負荷對污泥產(chǎn)酸性能具有正向促進作用,有利于污泥堿性發(fā)酵系統(tǒng)的穩(wěn)定,該結(jié)果與之前的研究結(jié)論一致[18]。在階段Ⅱ,隨著負荷的提高,FA 濃度逐漸增加。 當運行至第14 周,負荷為2 125 mg TSS/(L·d)時,FA質(zhì)量濃度增加至283 mg/L,污泥的分解率、水解率、酸化率以及累積的VFAs 濃度均沒有明顯下降,反而隨著反應(yīng)的繼續(xù)而增加。 當負荷為3 250 mg TSS/(L·d)時,FA 質(zhì)量濃度達到最大值(456 mg/L),之后污泥的產(chǎn)酸性能下降。 污泥在堿性條件進行發(fā)酵產(chǎn)酸,通過先低梯度再高梯度提負荷的方法可以有效提高污泥的產(chǎn)酸性能。 此外,通過梯度變化的選擇壓,篩選出對FA 具有一定耐受性的水解酸化菌群,在高FA 濃度下仍具有較高活性,實現(xiàn)VFAs 的最大積累,以及堿性發(fā)酵的長期穩(wěn)定運行。

2.2 負荷梯度變化對污泥產(chǎn)VFAs 組分的影響

VFAs 作為碳源被應(yīng)用過程中,其組分是重要的考慮因素。 圖3 展示了負荷梯度變化對VFAs 組分占比的影響。 VFAs 中包含了6 種小分子酸,乙酸占比超過50%,結(jié)果表明污泥堿性發(fā)酵產(chǎn)生的VFAs主要是乙酸,該結(jié)果與其他文獻報道的結(jié)果一致。但是在不同負荷梯度下,VFAs 組分的變化趨勢呈現(xiàn)差異。 在階段I, 乙酸占比從64.01% 增加到71.67%(112 d),而丙酸、丁酸和戊酸的占比均呈現(xiàn)下降趨勢:丙酸占比從20.02%降低至17.53%,異丁酸占比從5.98%降低到3.55%。 原因可能是丙酸和丁酸在產(chǎn)乙酸菌的作用下轉(zhuǎn)化為乙酸,并釋放CO2和H2。 在階段Ⅱ,乙酸和丙酸的占比均下降,而丁酸和戊酸的占比均上升。 乙酸和丙酸的占比分別從69.12%和20.50%降低至57.11%和15.65%;異丁酸、正丁酸和異戊酸占比分別從3.47%、1.04%和5.39%升高至7.04%、6.47%和12.53%。 VFAs組分發(fā)生變化是負荷梯度變化導(dǎo)致對微生物形成環(huán)境選擇壓,促使微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了變化,富集的優(yōu)勢功能菌發(fā)生演替,微生物的群落分析見3.4小節(jié)。

圖3 不同負荷梯度下產(chǎn)生VFAs 的組分占比Fig.3 Components Proportion of VFAs under Different Load Gradients

2.3 負荷梯度變化對污泥發(fā)酵產(chǎn)生的非VFAs 產(chǎn)物的影響

污泥微生物胞內(nèi)有機組分多為蛋白質(zhì)和多糖,它們是污泥產(chǎn)酸的關(guān)鍵性物質(zhì)[19-20]。 蛋白質(zhì)和細胞組織等經(jīng)過水解會釋放氨氮和磷酸鹽等物質(zhì),這些發(fā)酵產(chǎn)物的結(jié)果如圖4 所示。 結(jié)果發(fā)現(xiàn),階段Ⅱ中蛋白質(zhì)和多糖濃度比階段I 的高,當運行至15 周之后[負荷>2 500 mg TSS/(L·d)]時,蛋白質(zhì)和多糖濃度明顯增加[圖4(a)]。 原因是高濃度FA 刺激微生物,使微生物分泌更多的胞外聚合物,從而釋放更多的蛋白質(zhì)和多糖進而被水解酸化轉(zhuǎn)化為VFAs,進一步提高VFAs 的含量[21]。 該結(jié)果與產(chǎn)酸效能結(jié)果一致。 在圖4(b)中發(fā)現(xiàn)階段Ⅱ中的氨氮與磷酸鹽濃度均高于階段Ⅰ,穩(wěn)定運行后它們的質(zhì)量濃度分別為(255±22) mg/L 和(153±18) mg/L。結(jié)果表明,高梯度提負荷過程中,污泥的水解性提高。 更多的污泥在細胞裂解酶、水解酶、酸化酶等作用下釋放氨氮和磷酸鹽。 此外,在整個發(fā)酵過程,氨氮的濃度明顯高于磷酸鹽。 因為釋放氨氮的蛋白質(zhì)等有機物的含量高于釋放磷酸鹽的磷脂雙分子層和多磷酸顆粒的含量。

圖4 不同負荷梯度下污泥發(fā)酵系統(tǒng)的非VFAs 產(chǎn)物變化Fig.4 Changes of Non-VFAs Products under Different Load Gradients

2.4 不同梯度負荷下的微生物群落分析

2.4.1 微生物多樣性分析

為了進一步揭示不同負荷梯度對污泥產(chǎn)酸性能的影響,對污泥進行擴增子測序分析。 微生物的多樣性結(jié)果如表2 所示。 S1、S2 和S3 分別是第62 d[第1 周,186 mg TSS/(L·d)]、110 d[第8 周,271 mg TSS/(L·d)]和173 d[第17 周,3 250 mg TSS/(L·d)]的產(chǎn)酸污泥。 所有污泥的微生物群落覆蓋率均>99%,表明本次污泥的測序結(jié)果可信。 OTUs數(shù)量、Chao 指數(shù)和Ace 指數(shù)代表微生物的豐度,Shannon 指數(shù)代表微生物多樣性。 從S1 到S3,Shannon 指數(shù)和OTUs 數(shù)量分別從3.89 和752 逐漸升高至4.20 和1 099。 結(jié)果表明,隨著負荷的提高,微生物多樣性和豐度均增加。

表2 不同負荷梯度下微生物多樣性指數(shù)Tab.2 Microbial Community Diversity Index under Different Load Gradients

2.4.2 微生物組成分布

圖5 展示了發(fā)酵污泥中的優(yōu)勢菌群(相對豐度>1%)。 在門水平[圖5(a)],S1、S2 和S3 共有的優(yōu)勢菌分別為厚壁菌門(Firmicutes)、變形菌門(Proteobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)和擬桿菌門(Bacteroidetes)。 這些微生物是厭氧發(fā)酵體系內(nèi)常見的水解酸化菌[22-24]。 在低梯度負荷下,厚壁菌門和放線菌門的相對豐度分別從59.23%和10.15%下降到46.35%和3.67%,而變形菌門的相對豐度逐漸增加至22.89%。 結(jié)果表明,厚壁菌門和放線菌門中不適應(yīng)的微生物逐漸被淘汰。 變形菌門是一種在各種環(huán)境中常見的微生物,包含了好氧-厭氧-兼性厭氧菌,可以降解大分子有機物,較易適應(yīng)微生態(tài)環(huán)境的變化[25-26]。 因此,變形菌門逐漸富集。 據(jù)報道[24],擬桿菌門主要參與污泥中固體成分的分解,可以分泌溶細胞酶,將有機物轉(zhuǎn)化為乙酸。 因此,在階段I 中S2 富集的擬桿菌門(6.02%)將有機物轉(zhuǎn)化為乙酸,并提高了乙酸的占比。 在階段Ⅱ,擬桿菌門的相對豐度降低至3.87%,而綠彎菌門(Chloroflexi)逐漸富集(7.86%)。 綠彎菌門在厭氧消化中發(fā)揮至關(guān)重要的作用,促進水解過程,破壞復(fù)雜的有機物產(chǎn)生VFAs。 在階段Ⅱ中富集的綠彎菌門有可能將復(fù)雜的有機物分解轉(zhuǎn)化為丁酸和戊酸,提高VFAs 中丁酸和戊酸占比。

圖5 不同負荷梯度的微生物組成Fig.5 Microorganism Composition under Different Load Gradients

圖5(b)展示了屬水平前10 種水解酸化菌和前2 種產(chǎn)甲烷古菌。 泰氏菌屬(Tissierella)在負荷梯度變化過程中逐漸被淘汰,其相對豐度從12.34%降至1.31%。 泰氏菌屬是一種嗜堿菌,在厭氧環(huán)境中可以將蛋白質(zhì)和葡萄糖轉(zhuǎn)化為VFAs。Youngiibacter和產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌(Guggenheimella)作為產(chǎn)乙酸菌,可以將有機物轉(zhuǎn)化為乙酸并釋放H2和CO2。 在低梯度工況下,Youngiibacter相對豐度從2.34%降至1.94%,而產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌相對豐度從9.37%升至24.88%。 結(jié)果表明,產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌作為主要優(yōu)勢菌提高了乙酸占比。 此外,棒狀桿菌(Corynebacterium)在S1 中相對豐度最高(5.38%),分解氨基酸轉(zhuǎn)化為VFAs,隨著負荷的提高,該菌基本上被淘汰。 在S2 中演變出新的水解酸化菌,分別為微酸菌(Ilumatobacter) 和產(chǎn)乙醇食蛋白質(zhì)菌(Proteiniborus)。 在高梯度工況下S2 中富集的優(yōu)勢功能菌在S3 基本上被淘汰,階段Ⅱ富集的優(yōu)勢菌分別為unclassified_Clostridiales(37.08%)、unclassified_Anaerolineaceae(4.29%)、unclassified_Rhodocyclaceae(2.58%) 和unclassified_Caldilineaceae(1.37%)。unclassified_Clostridiales是典型的水解酸化菌,可以分泌水解酶,將蛋白質(zhì)和多糖等大分子有機物代謝為氨基酸和葡萄糖等小分子物質(zhì),進而轉(zhuǎn)化為VFAs[27]。 此外,文獻[28]報道Clostridiales中的部分微生物是產(chǎn)丁酸菌,該結(jié)果解釋了在階段Ⅱ丁酸占比增加的原因。 盡管堿性條件會抑制產(chǎn)甲烷菌的活性,但是在不同負荷梯度工況下檢測到的產(chǎn)甲烷菌展現(xiàn)了差異。 在階段I 中富集的產(chǎn)甲烷古菌是甲烷桿菌屬(Methanobacterium),其在S1 和S2 中的相對豐度分別為89.78%和90.65%。 甲烷桿菌屬是一種氫營養(yǎng)型的產(chǎn)甲烷菌,利用H2和CO2轉(zhuǎn)化為甲烷。 然而在階段Ⅱ中,甲烷桿菌的相對豐度降至8.37%, 甲烷絲菌(Methanothrix) 逐漸富集(46.96%)。 甲烷絲菌是一種乙酸型產(chǎn)甲烷菌[29],可以消耗VFAs 中乙酸。 微生物組成的結(jié)果進一步闡釋了負荷梯度變化形成的環(huán)境選擇壓對微生物群落進行篩選,從而影響了VFAs 組分。

2.4.3 微生物的功能預(yù)測

圖6 展示了前5 種氨基酸和碳水化合物代謝的基因豐度。 在5 種氨基酸代謝中,通過控制梯度提高負荷,更多的蛋白質(zhì)被分解為纈氨酸、亮氨酸、異亮氨酸、苯丙氨酸、酪氨酸、色氨酸。 在低梯度工況下更多的色氨酸和賴氨酸進一步被酸化為VFAs。 針對多糖的分解,丁酸代謝的基因豐度在高梯度工況中最高,與VFAs 組分中丁酸占比增高的結(jié)果一致。

圖6 不同負荷梯度下的微生物代謝功能Fig.6 Metabolic Function of Microorganisms under Different Load Gradients

3 結(jié)論

(1)通過負荷梯度的調(diào)控提高了污泥中有機物的長周期堿性發(fā)酵產(chǎn)酸性能,堿性環(huán)境發(fā)酵238 d,VFAs 積累量為3 339 mg CODCr/L,污泥的產(chǎn)酸率高達(606±30) mg CODCr/(g VSS)。

(2)污泥堿性發(fā)酵產(chǎn)酸的主要成分為乙酸,且負荷梯度變化對VFAs 組成產(chǎn)生了影響。 原因是梯度變化對微生物施加環(huán)境選擇壓,導(dǎo)致微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生變化。

(3)低梯度階段富集的產(chǎn)乙酸菌為產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌,高梯度階段演變出新的優(yōu)勢水解酸化菌為unclassified_Clostridiales。 此外,代謝蛋白質(zhì)和多糖的功能基因的豐度也發(fā)生變化。

(4)在高梯度提負荷工況下,FA 質(zhì)量濃度達到456 mg/L 后產(chǎn)酸性能下降,富集的功能菌對FA 的耐受性高于其他文獻中報道的限值(250 mg/L)。