謝力，李秀芬

（1 江南大學環(huán)境與土木工程學院，江蘇無錫 214122；2 江蘇省厭氧生物技術重點實驗室，江蘇無錫 214122；3 江蘇省水處理技術與材料協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇蘇州 215009）

剩余污泥是污水處理過程中不可避免的副產物，隨著工業(yè)化和城市化的迅速發(fā)展，剩余污泥產量在全球范圍內持續(xù)增加。自2008以來，我國剩余污泥產量年均增長率在10%以上，2019 年達5897萬噸（含水率約80%）。剩余污泥的處理處置已成為污水處理系統(tǒng)中最為復雜、昂貴的部分之一。目前，剩余污泥的處理處置方法主要有土地填埋、堆肥、焚燒、厭氧發(fā)酵、污泥蛋白質回收等。與前幾種技術相比，污泥蛋白質回收是一種新型的剩余污泥資源化技術，具有處理時間短、能耗低、可回收污泥中的有機物等特點，被認為是最有效且最具發(fā)展?jié)摿Φ奈勰嗵幚硖幹梅椒ā?/p>

剩余污泥中含有大量有機質，其中蛋白質占30%～60%，主要存在于污泥細菌細胞壁及其內部。利用酸堿、熱或微波等物化水解技術可以有效破壞污泥的絮體結構，水解、皂化細胞壁和細胞膜上的蛋白質及脂多糖，破壞微生物細胞結構，從而促使污泥中微生物細胞內的蛋白質被釋放出來，并和污泥中殘留的未被分解的部分蛋白質一起轉移到液相，成為液相中可溶性有機物，再通過簡單固液分離就可以得到富含蛋白質的水解液或蛋白質產品。與酶解、超聲輔助酶解和熱輔助酶解等方法相比，堿熱水解工藝的污泥有機物溶出效率更佳，為74.50%。當pH為12、反應溫度為120℃、反應時間為4h，含水率為92%時，水解液中的蛋白質濃度最高，達22019.40mg/L。其中，常用的堿性試劑有CaO、Ca(OH)、NaOH，其中CaO 因其成本低、反應快被認為是最好的堿性試劑之一。截至目前，已有研究大多集中在堿熱水解工藝條件對蛋白質溶出效果的影響，剩余污泥的有機質含量對污泥堿熱水解效果的影響研究則鮮見。

胞 外 聚 合 物 （extracellular polymeric substances，EPS）是剩余污泥有機物的重要組成部分，占污泥干重的30%左右，蛋白質和多糖則占EPS的75%～90%。胞外多糖的含量不僅影響污泥絮體凝膠狀結構，還可導致生物聚合物之間的作用力增強，污泥沉降性能降低，脫水困難。由于海藻糖是胞外多糖的主要成分之一，其物理化學特性也十分相似。本研究采用海藻糖作為胞外多糖模擬物，重點考察了胞外多糖含量對剩余污泥堿熱水解溶出蛋白質及固液分離效果的影響，并對其影響機制進行了初步分析，研究結果可為剩余污泥堿熱水解工藝的推廣和應用提供有益參考。

1 材料和方法

1.1 實驗材料

剩余污泥取自山西某污水處理廠，含水率約為75.70%，有機物含量約為33.37%，粗蛋白含量約為14.03%。CaO 購自藍恒環(huán)?？萍加邢薰?，粒徑為200 目，活性為360mL/4N-HCl。其余化學試劑均為分析純，購自中國國藥集團化學試劑有限公司。

1.2 實驗方法

取一定量剩余污泥，配制成120g/L 的污泥混合液。在耐壓瓶中添加60mL 的上述污泥混合液。分別添加一定量的多糖（模型物為海藻糖），使污泥混合液的胞外多糖含量分別為70mg/gTS、140mg/gTS、210mg/gTS、280mg/gTS 和350mg/gTS。設置空白對照實驗。接著在耐壓瓶中分別添加20%的CaO，在130℃條件下反應90min 后，停止加熱，待耐壓瓶冷卻至室溫，收集水解液，待測。

1.3 分析測試項目與方法

粗蛋白含量采用凱式定氮法測定。水解殘渣中的DNA采用Ezup柱式DNA抽提試劑盒提取，再用超微量分光光度計（NanoDrop2000，Thermo，英國）測定DNA 的含量。濾液體積采用布氏漏斗法測定，將50mL 水解液倒入鋪有中速定量濾紙的布氏漏斗中，真空抽濾10min，記錄水解液濾液體積。黏度采用黏度計（NDJ-SS，Lightace，中國）測定。采用三維熒光光譜（excitation emission matrix spectra，EEM，F(xiàn)-700FL，Hitachi，日本）測定水解清液中溶解性有機物（dissolved organic matter，DOM）的分布。采用共聚焦激光掃描顯微鏡（confocal laser scanning microscopy, CLSM，TCS SP2，Leica，德國）觀察污泥和水解液中蛋白質與多糖的分布，同時采用萊卡激光掃描共聚焦顯微鏡圖像處理軟件（Leica Confocal Software,version 3.42） 和Image J （NIH，Bethesda，MD，USA）軟件進行數(shù)據(jù)分析。

蛋白質溶出率（）根據(jù)式(1)計算。

式中，、分別為污泥和水解上清液中的蛋白質含量，mg/gVSS。

2 結果與分析

2.1 蛋白質的溶出效果

如圖1 所示，隨著污泥胞外多糖含量的增加，水解清液中粗蛋白濃度和蛋白質的溶出率逐漸下降?？瞻讓φ盏乃馇逡褐写值鞍诐舛燃叭艹雎史謩e為12486.41mg/L 和43.72%，當胞外多糖含量升高至350mg/gTS 時，分別降低至10034.66mg/L 和29.63%（圖1）。微生物細胞位于EPS 內部，外層EPS將這些污泥細胞包裹在一起，并保護它們避免受外界傷害。高含量的胞外多糖可以促進細胞之間的黏附，并通過形成聚合物網(wǎng)絡結構，導致生物聚合物之間的作用力增強，進而污泥水解程度降低，水解清液中粗蛋白濃度及蛋白質溶出率也隨之降低。

圖1 胞外多糖含量對水解清液中粗蛋白濃度及蛋白質溶出率的影響

2.2 水解殘渣的DNA含量

水解殘渣中DNA 的含量可在一定程度上表征污泥的水解程度。當胞外多糖含量為70mg/gTS、140mg/gTS、210mg/gTS、280mg/gTS 和350mg/gTS時，水解殘渣中DNA 的含量分別為119.17mg/gTS、155.83mg/gTS、 187.50mg/gTS、 213.33mg/gTS 和233.33mg/gTS（圖2），即隨著胞外多糖含量的增加，水解殘渣中DNA 的含量不斷升高，這與粗蛋白濃度及其溶出率的變化趨勢相反。DNA 主要來源于細胞內，可能原因是隨著胞外多糖含量升高，更多的胞外多糖黏附于細胞外，其對微生物細胞的保護作用越好，水解破胞效果越差，因此胞內蛋白質的溶出率越低，再次說明胞外多糖不利于污泥蛋白質的溶出。

圖2 不同胞外多糖含量時水解殘渣的DNA含量

2.3 水解液的固液分離性能

胞外多糖含量對水解液濾液體積的影響如圖3所示。可見，隨著胞外多糖含量的增加，水解液濾液體積呈逐漸下降的變化趨勢，從空白對照的27.50mL 降低至胞外多糖含量為350mg/gTS 時的23.60mL（圖3）。胞外多糖通過與聚合物之間的交聯(lián)形成凝膠狀網(wǎng)絡結構，其含量增加有利于其與更多水分結合形成結合水，降低水解液的脫水性能。此外，污泥水解過程中，胞外多糖發(fā)生支化，導致污泥中有機物之間進一步交聯(lián)，而高度支化的胞外多糖會提供更多的結合位點，并與水分子結合，這使得水解液的脫水性能進一步惡化。

圖3 胞外多糖含量對水解液濾液體積的影響

黏度與污泥絮體內部結構增強密切相關。隨著污泥中胞外多糖含量增加，水解液黏度持續(xù)增加，從空白對照的320.67mPa·s 增加至胞外多糖含量為350mg/gTS時的545.33mPa·s，提高了70.06%，較高的胞外多糖含量不利于堿熱水解液的固液分離（圖4）。

圖4 胞外多糖含量對水解液黏度的影響

2.4 EEM分析

按照EEM譜圖中激發(fā)和發(fā)射波長的不同，將其分為5個區(qū)域，即區(qū)域Ⅰ代表酪氨酸等類蛋白質物質[/波長（nm）：（200～250）/（200～330）]，區(qū)域Ⅱ代表色氨酸等類蛋白質物質[/波長（nm）：（200～250）/（330～380）]，區(qū)域Ⅲ代表富里酸等類有機物[/波長（nm）：（200～250）/（380～500）]，區(qū)域Ⅳ代表溶解性微生物代謝產物[/波長（nm）：（250～400）/（200～380）]，區(qū)域Ⅴ代表腐殖酸類物質[/波長（nm）：（250～400）/（380～500）]。圖5 為不同胞外多糖含量時水解清液的EEM譜圖。可見，當胞外多糖含量為70mg/gTS、140mg/gTS、210mg/gTS、280mg/gTS 和350mg/gTS時，其熒光峰分別出現(xiàn)在激發(fā)/發(fā)射（/） 波長分別為285nm/355nm、320nm/385nm、325nm/395nm、330nm/400nm 和330nm/400nm 處，隨著胞外多糖含量的增加，熒光峰逐漸由區(qū)域Ⅳ轉移至區(qū)域Ⅴ，即由溶解性微生物代謝產物轉變?yōu)楦乘犷愇镔|，污泥中胞外多糖含量的增加可能促進了腐殖酸等大分子物質的產生（圖5）。

圖5 不同胞外多糖含量時水解清液的EEM譜圖

剩余污泥水解過程中，還原糖中的羰基會與氨基酸、肽、蛋白質等的氨基發(fā)生美拉德反應，生成難降解大分子有機物即腐殖質類物質。然而，這些物質的產生會消耗水解清液中已溶出蛋白質，使其在水解清液中的濃度下降，總體的蛋白質溶出率降低，這與上述研究結果一致。

2.5 CLSM觀察

采用CLSM 觀察空白對照及胞外多糖含量為350mg/gTS 時污泥及水解液中蛋白質和多糖的空間分布，結果如圖6所示，圖中綠色區(qū)域表示蛋白質類物質，紅色區(qū)域表示多糖類物質，相關分布參數(shù)如表1所示。

表1 水解前后蛋白質和多糖的分布參數(shù)

由圖6可知，水解前，空白對照和胞外多糖含量為350mg/gTS 時的剩余污泥表面蛋白質（綠色）的熒光強度均高于多糖（紅色），其面積覆蓋率也明顯大于多糖的覆蓋率（表1）。同時，與空白對照相比，胞外多糖含量為350mg/gTS時，多糖的熒光強度和面積覆蓋率均升高，分別從17.42%和0.10%升高至23.22%和2.06%，這在一定程度上不利于污泥蛋白質的堿熱水解。水解后，蛋白質和多糖的熒光強度及面積覆蓋率均明顯降低，說明堿熱水解過程中污泥絮體結構遭到破壞，細胞膜破裂，蛋白質和多糖呈現(xiàn)不同程度的水解，由固相轉移至液相。

圖6 水解前后的CLSM圖

重要的是，水解后，空白對照水解液的蛋白質和多糖熒光強度及面積覆蓋率均低于胞外多糖含量為350mg/gTS的水解液，即當胞外多糖含量升高至350mg/gTS 時，蛋白質的熒光強度和面積覆蓋率分別從空白對照的23.27%和1.44%升高至28.30%和6.89%，而多糖的熒光強度和面積覆蓋率分別從空白對照的14.93%和0.33%升高至19.36%和1.30%，再次說明胞外多糖含量增加不利于污泥蛋白質的溶出（表1）。

3 結論

胞外多糖含量的增加對剩余污泥堿熱水解法溶出蛋白質存在明顯的抑制作用，也不利于堿熱水解液的固液分離。與空白對照相比，當胞外多糖含量升高至350mg/gTS 時，蛋白質溶出率下降了32.40%，水解殘渣中DNA 的含量升高了156.88%，濾液體積減少了14.18%，水解液的黏度則增加了70.06%。胞外多糖含量的增加，一方面降低了污泥水解程度，惡化了污泥脫水性能，進而使蛋白質溶出率降低；另一方面促進了多糖與蛋白質類物質之間發(fā)生美拉德反應，形成腐殖酸等大分子物質，進而使水解清液中蛋白質濃度降低。通過CLSM觀察也發(fā)現(xiàn)，與對照組相比，當胞外多糖含量升高至350mg/gTS 時，污泥水解程度降低，蛋白質面積覆蓋率及熒光強度升高。