淀粉酶促進剩余污泥熱水解的研究

陳小粉,李小明,2*,楊 麒,羅 琨,謝冰心(.湖南大學環境科學與工程學院,環境生物與控制教育部重點實驗室,湖南 長沙 40082；2.廣西大學環境學院,廣西 南寧 530004)

淀粉酶促進剩余污泥熱水解的研究

陳小粉1,李小明1,2*,楊 麒1,羅 琨1,謝冰心1(1.湖南大學環境科學與工程學院,環境生物與控制教育部重點實驗室,湖南 長沙 410082；2.廣西大學環境學院,廣西 南寧 530004)

考察了微好氧條件下,外加淀粉酶對污水處理剩余污泥熱水解的影響,以及水解過程中污泥上清液各成分的變化情況,并對酶水解過程的動力學進行了分析.結果表明,淀粉酶的加入對剩余污泥的熱水解有促進作用.在最適溫度50℃,酶投加量0.5g/L條件下,水解4h后,污泥中SCOD/TCOD達到30.98%,比未加酶時高7.68%.在淀粉酶催化作用和熱水解的共同作用下,污泥固體溶解,大分子碳水化合物被水解成小分子糖類,固相蛋白質溶出,并進一步水解.污泥水解過程中,上清液糖、蛋白質濃度均呈現先增加后降低趨勢.加酶后污泥上清液中糖、蛋白質濃度分別于4h、6h達到最大值271.43mg/L和1437.37mg/L.污泥水解反應前4h內,VSS溶解率和SCOD/TCOD增加迅速,符合一級反應動力學,4h后反應趨于平衡.4h時VSS溶解率達到22.01%.

剩余污泥；淀粉酶；熱水解；微好氧；一級反應

活性污泥法是目前應用最廣泛的污水處理技術,其剩余污泥量約占總處理污水量的 0.3%～0.5%(按含水率 97%計),如進行深度處理,污泥量還可能增加0.5～1.0倍[1].大量的剩余污泥如果不經處理,不僅會對環境造成二次污染,更造成了資源的浪費.傳統的污泥處理工藝好氧消化時間長,動力消耗大;其中水解是污泥厭氧消化的限速步驟,剩余污泥的可降解性差又是制約其厭氧消化的瓶頸問題[2].相對于物理法(熱處理、超聲波等)、化學法(臭氧氧化、堿處理等)和生物法[3-7],外加水解酶(如淀粉酶、蛋白酶和脂肪酶等)的污泥處理方法,不但可以縮短污泥水解時間,改善污泥性能,有利于污泥的后續處理,且對環境無二次污染[8].Kim 等[9]在厭氧條件下,外加酶水解餐廚垃圾,取得了良好的減量效果.Yang等[10]實驗研究表明,外加酶可以強化污泥的厭氧水解,4h 內水解可趨于平衡.然而污泥厭氧水解反應條件不易控制,易產生H2S等有害氣體.

相對于厭氧水解,微好氧條件則操作簡單,反應后污泥沒有臭味.有氧條件下,外加酶可以促進污泥的水解,污泥中嗜熱菌可以通過隱性生長實現污泥減量化.本研究在微好氧條件下,通過向污泥中投加工業級淀粉酶,考察了淀粉酶對污泥熱水解的影響,以及污泥水解過程中各指標的變化情況,為污泥酶處理技術提供參考和依據.

1 材料與方法

1.1 污泥性質

實驗所用剩余污泥取自長沙市第二污水處理廠二沉池污泥.污泥先經過30min沉淀,棄去上清液, 再經 1×1mm 的篩網過濾去除雜質后,于4℃冰箱中保存備用. pH值 6.7～7.1,總化學需氧量(TCOD)8341～8898mg/L,可溶解性化學需氧量(SCOD)52～268mg/L, TSS 9.93～10.75g/L,VSS 6.67～7.35g/L,蛋白質濃度 0～70mg/L,總糖濃度 0～19.28mg/L.

1.2 實驗所用酶

本實驗選用的工業級 α-淀粉酶是由上海杰輝生物科技有限公司提供.酶活力 6000U/g,最適pH值為5.5～7.5,最適溫度50～60.℃

1.3 實驗方法

確定酶最佳投加量實驗:取100mL污泥加入到250mL錐形瓶中,將不同量淀粉酶(0,0.25,0.50,1.00,1.50g酶/L)分別加入污泥中,同時設空白對照組,分別于 40,50,60℃恒溫水浴振蕩器中反應,4h后平行取樣分析.

污泥水解過程分析實驗:取400mL污泥加入到500mL錐形瓶中,控制淀粉酶投加量0.5g/L(以污泥體積計),分別置于 50,60℃恒溫水浴振蕩器中反應,同時設空白對照,定時平行取樣分析.

動力學實驗:取 400mL污泥加入到 500mL錐形瓶中,控制淀粉酶投加量 0.5g/L,反應溫度為50℃,定時平行取樣分析.

微好氧條件的控制:將反應器錐形瓶置于恒溫水浴振蕩器中,調節反應所需的溫度及轉速,保證污泥液能夠完全混合而不沉降.氧的供給是靠污泥液振蕩混合時的自然溶氧,即該反應為被動供氧方式.

1.4 分析項目和方法

TSS、VSS采用重量法測定;COD采用微波密封消解,重鉻酸鉀法測定,其中SCOD為離心機(轉速為10000r/min)離心10min后上清液的化學需氧量,TCOD為污泥懸浮液的總化學需氧量;上清液中的還原糖采用苯酚-硫酸法進行測定,以葡萄糖為標準物[11];上清液中的蛋白質采用Folin-酚法測定,以酪蛋白為標準物[12].COD和蛋白質的實際濃度分別為測定值減去外加淀粉酶所增加的值(淀粉酶投加量為 1.0g/L時,COD和蛋白質的增加值分別為500mg/L和140mg/L).

2 結果與討論

2.1 淀粉酶投加量對污泥水解的效果

在酶的作用下,隨著污泥的水解,污泥中的固相有機物,如碳水化合物、蛋白質和脂肪等逐漸釋放,由固相轉移至液相,使污泥中SCOD濃度升高.

分別于 40,50,60℃下向污泥中投加不同量的淀粉酶,投加量分別為0,0.25,0.50,1.00, 1.50g/L,反應4h后,污泥中的SCOD/TCOD隨酶投加量的變化如圖1所示.由圖1可知,3種溫度條件下,反應后污泥中 SCOD/TCOD均隨酶投加量的增加而升高.然而當酶投加量超過 0.5g/L 時,SCOD/TCOD變化不明顯,這可以用酶的反應動力學來解釋.酶濃度較小時,底物濃度遠高于酶濃度,此時酶濃度與反應速度成正比,表現為一級反應;然而隨著酶濃度的繼續增加,反應速度逐漸減緩,此時為混合級反應;當酶濃度增加到一定值時,底物濃度對反應速度影響逐漸變小,最后反應速度幾乎與底物濃度無關,表現為零級反應.因此考慮到污泥處理的經濟性,本研究確定酶的最佳投加量為每L污泥中投加0.5g淀粉酶.

由圖 1還可以看出,水解反應后污泥的SCOD/TCOD隨溫度的升高而增加.酶投加量相同的情況下,40℃時污泥的 SCOD/TCOD明顯低于50,60℃.一方面是由于該淀粉酶的最適活性溫度為50～60℃,在40℃下,酶的活性沒有得到充分表現.另一方面,在有氧條件下,污泥中的兼氧性嗜熱菌會以液相中的有機質為碳源,進行生長繁殖,從而使溶解性有機物返回至固相.40℃時污泥中的活性微生物較 50,60℃時多,后者的影響也就較明顯.在酶最佳投量0.5g/L下,反應4h后,60℃和50℃污泥中SCOD/TCOD分別為33.83%和27.71%. 根據修正后的Arrhenius公式: γ(T)=γ(20)·℃θ(T-20)可知,反應速率隨著溫度的提高而加快,在最適溫度范圍內,溫度每升高10℃,酶促反應速度可相應提高1～2倍[13].然而該反應中 60℃時比 50℃時僅提高了6.12%.這可能是由于該反應系統為開放系統,液相中的有機物在高溫下揮發至氣相,使污泥的 SCOD減小.在60℃下,有機物的揮發量比50℃下要高,從而使 60℃時 SCOD減小得更多.此外,本研究的污泥水解反應是在有氧條件下進行的,從而抑制了厭氧條件下硫酸鹽的還原過程,避免了H2S惡臭氣體的產生.

2.2 淀粉酶投加對污泥水解作用的過程分析

2.2.1 污泥水解過程中SCOD/TCOD的變化 圖2為溫度 50,60℃時,淀粉酶投加量固定為 0.5g/L,污泥酶水解實驗中污泥 SCOD/TCOD隨時間的變化.加酶后污泥的SCOD/TCOD比不加酶時均有一定增加.污泥水解反應前4h,50、60℃加酶和50℃空白實驗中,污泥的SCOD/TCOD均隨反應時間的增加而升高,4h后 50℃時曲線趨于平緩,60℃加酶曲線則開始下降;60℃空白實驗中污泥的SCOD/TCOD在3h達到最大值27.8%,之后迅速下降.

圖2 不同條件下污泥中SCOD/TCOD隨時間的變化Fig.2 SCOD/TCOD of sludge with time under different conditions

污泥中SCOD的降低有以下原因:污泥加熱溶解過程中少量揮發性有機物及氨等還原性氣體揮發并進入氣相;部分有機碳化合物水解成CO2而進入氣相;有氧條件使更多的兼性嗜熱菌利用溶解的有機質為碳源進行生長繁殖,導致部分含碳物質又返回固相.隨著淀粉酶活性的降低,固相有機物的溶解速度減緩,此時大分子有機物水解成小分子,在 60℃高溫下,更有利于其揮發,從而使溶液中 SCOD 降低.而 60℃空白實驗中SCOD/TCOD于3h開始迅速下降,對比50℃空白和 60℃加酶實驗,可以看出揮發損失是 60℃時SCOD降低的主要原因.此外,污泥水解過程中,隨著反應時間的延長,污泥上清液顏色逐漸變深,且60℃時顏色比 50℃時顏色深,過濾性也變差,這可能是由于高溫產生梅拉德反應(Maillard Reaction)所致.梅拉德反應又稱棕色反應[14],是氨基化合物和羰基化合物之間的縮合反應,所生成的系列復雜產物為類黑色素和腐殖酸,且溫度越高反應越劇烈.在好氧和厭氧系統中,這類物質都難以被生化降解[15].綜合考慮實驗結果和實際應用的經濟性、高效性,該淀粉酶的最適宜溫度為50℃,反應時間為4h.

由圖 2可以看出,50℃反應 4h后,污泥的SCOD/TCOD達到30.98%,高于厭氧條件下投加淀粉酶(60mg/g)后的 22.3%[16].這是因為有氧條件下,污泥中的部分活性嗜熱菌可分泌胞外酶促進污泥固體的溶解.

2.2.2 污泥水解過程中糖濃度的變化 污泥可以看作是由許多不同的微生物包埋在聚合物組成的網絡中形成的,這些聚合物就是胞外多聚物(EPS),其主要組成物是蛋白質和碳水化合物[17].在酶催化作用下,污泥固體溶解的同時有機質不斷被水解:蛋白質水解生成多肽、二肽、氨基酸,氨基酸進一步通過脫氨作用水解成低分子有機酸、氨及二氧化碳;碳水化合物水解為小分子的多糖甚至單糖[18].

圖3 不同條件下污泥中糖濃度隨時間的變化Fig.3 Concentration of sugar with time under different conditions

圖3 為50,60℃時,污泥水解8h內上清液中糖濃度的變化情況.由圖3可知,加酶和不加酶實驗中,糖濃度均呈現先升高后降低. 60℃加酶實驗中,糖濃度在 0.5h內迅速由原污泥的11.42mg/L增加至150mg/L,在4h時達到最大值237.14mg/L;空白實驗在 3h達到最大值162.85mg/L. 50℃時,加酶后的污泥上清液中糖濃度在4h內逐漸增加,且在2h后開始高于60℃時,最后在 4h達到最大值 271.43mg/L,比其空白實驗高41.62%.污泥中的碳水化合物在淀粉酶催化和熱水解的共同作用下不斷水解成小分子多糖甚至單糖,部分被分解成CO2揮發至氣相,所以污泥溶液中糖濃度在酶催化作用下先增加;隨著酶催化活性的降低,糖的生成速率低于其分解和揮發速率,而使糖濃度降低.而 60℃加酶組的污泥上清液中糖的濃度低于50℃,可能是由于60℃時小分子的單糖或多糖更容易被分解成 CO2和H2O揮發至氣相,同時60℃時小分子的單糖或多糖的揮發損失量也高于50℃時.

2.2.3 污泥水解過程中蛋白質濃度的變化 污泥中的氮主要以蛋白質形式存在,其水解程度的高低會影響后續厭氧消化的性能和污泥的脫水性能[19].不同條件下污泥水解過程中蛋白質濃度的變化情況如圖4所示.由圖4可知,污泥水解過程中蛋白質濃度均先逐漸增加后逐漸降低.50,60℃時,加酶后污泥上清液中蛋白質濃度于6h、4h分別增至 1437.37mg/L和 1368.54mg/L,比空白分別高26.5%和40.25%;之后蛋白質濃度開始降低,8h時蛋白質濃度分別降至1247.17mg/L和1035mg/L.污泥水解過程中蛋白質存在溶出-水解過程:在淀粉酶的催化作用和熱水解的共同作用下,污泥固體溶解,其中不溶性大分子蛋白質水解成溶解性的小分子,而使污泥上清液中蛋白質濃度增加.同時污泥中含有的嗜熱菌也會分泌胞外酶(淀粉酶和蛋白酶等),促使蛋白質水解生成多肽、二肽、氨基酸,氨基酸進一步通過脫氨作用水解成低分子有機酸、氨及二氧化碳.初期,蛋白質的溶出過程占主導地位,而使蛋白質濃度逐漸增加;之后隨著酶活性的降低,污泥溶解速率減緩,蛋白質溶出速率相應降低,而此時蛋白質的水解過程繼續,促使液相中蛋白質濃度降低. 由此可見,淀粉酶的加入可促進污泥中固相蛋白質的溶出,有利于蛋白質的進一步水解.

2.3 淀粉酶水解污泥動力學

圖 5 反映了 50℃時,加入 0.5g/L 淀粉酶后,污泥中SCOD/TCOD與VSS溶解率在12h內的變化情況.由圖 5 可知,反應的前 4h 內,SCOD/TCOD和VSS溶解率增加迅速,可以認為是呈直線增加.由于曲線某一點的斜率可以表示該點的反應速率,因此可以認為反應前4h內反應速率不變,反應呈一級反應動力學,這同羅琨等[16]于厭氧條件下外加酶水解污泥的研究結果相符.隨著反應時間的延長,曲線趨于平坦,SCOD/TCOD基本保持在 30%左右;VSS溶解率在 4h達到22.01%,其后保持在 22%～24%的范圍內,淀粉酶促進污泥熱水解反應達到平衡.由此看來,前面確定的最適反應時間 4h是合理的.另外,污泥中SCOD/TCOD與VSS溶解率的變化趨勢相同,而實驗過程中 VSS的測定誤差較大,因此可選用SCOD/TCOD來反映污泥的水解效果.

圖4 不同溫度下污泥中蛋白質濃度隨時間的變化Fig.4 Concentration of protein with time under different conditions

圖5 污泥中SCOD/TCOD和VSS溶解率隨時間的變化Fig.5 SCOD/TCOD and VSS solubilization rate with time

2.4 淀粉酶水解污泥的機理探討

α-淀粉酶是一種內切酶,該酶專一地從內部切入水解直鏈淀粉 1,4-糖苷鍵,并跳過相鄰糖苷鍵,繼續切斷 1,4鍵,直達長鏈非還原末端剩留 5個糖苷鍵時,酶作用即被阻抑.α-淀粉酶對支鏈淀粉的直鏈段同樣具有水解活性[20].剩余污泥膠團中的EPS主要由蛋白質和多糖(主要為淀粉和纖維素)組成. 在其適宜溫度下,α-淀粉酶可將其中的淀粉及其他含有1,4糖苷鍵的碳水化合物水解,破壞污泥膠團的網絡結構,從而達到破解污泥的效果.在此過程中,污泥中的固體有機物液化,脂肪、碳水化合物和蛋白質也進一步水解.

然而淀粉酶只能水解含有1,4糖苷鍵的物質,對污泥中的其它有機物作用較差.可同時加入淀粉酶、蛋白酶或其他水解酶類,促進剩余污泥水解. Yang等[10]利用復合酶(淀粉酶與蛋白酶)于厭氧條件下強化污泥消化,得到了較好的效果.筆者下一步將進行微好氧條件下復合酶對污泥熱水解的影響研究.

相對于傳統的污泥消化,外加淀粉酶水解污泥技術顯著縮短了污泥水解時間,污泥中糖、蛋白質的溶出有利于污泥的后續處理.但是,目前情況下,外加酶技術成本為10元/m3(酶最佳投加量0.5g/L,工業淀粉酶市場價 20元/kg),高于熱堿、臭氧氧化等其他處理方法.但酶作為一種催化劑可以重復利用,采用現代酶固定化技術,從而提高酶的利用率,降低成本.

3 結論

3.1 在微好氧條件下,向污泥中外加淀粉酶可以促進污泥的熱水解.最適宜溫度 50℃,最佳投加量 0.5g/L下反應 4h后,污泥中 SCOD/TCOD達到30.98%,比未加酶時高7.68%.

3.2 在淀粉酶催化作用和熱水解的共同作用下,污泥固體溶解,大分子碳水化合物被水解成小分子糖類,固相蛋白質溶出,并進一步水解.污泥水解過程中,上清液中糖、蛋白質濃度都是先增加后降低.加酶后污泥上清液中糖濃度于4h達到最大值 271.43mg/L,蛋白質濃度于 6h達到最大值1437.37mg/L.

3.3 污泥水解反應前 4h內,VSS溶解率和SCOD/TCOD增加迅速,符合一級反應動力學,4h后反應趨于平衡. 4h時VSS溶解率達到22.01%.

[1] 孫玉煥,楊志海.我國城市污水污泥的產生及研究概況 [J]. 廣西輕工業, 2007,4(4):72-74.

[2] Eastman J A, Ferguson J F. Solubilization of particulate organic carbon during the acid phase of anaerobic digestion [J]. J. Water Pollut Control Fed, 1981,53(3):352-366.

[3] Yan Y Y, Feng L Y, Zhang C J, et al. Ultrasonic enhancement of waste activated sludge hydrolysis and volatile fatty acids accumulation at pH 10.0 [J]. Water Research, 2010,44,(11):3329-3336.

[4] 李洋洋,金宜英,李 歡,等.堿熱聯合破解污泥效果及動力學研究 [J]. 中國環境科學, 2010,30(9):1230-1234.

[5] Czechowski F, Marcinkowski K. Sewage sludge stabilisation with calcium hydroxide: Effect on physicochemical properties and molecular composition [J]. Water Research, 2006,40:1895-1905.

[6] 王治軍,王 偉.剩余污泥的熱水解試驗 [J]. 中國環境科學,2005,25(Suppl.):56-60.

[7] 史彥偉,李小明,趙維納,等.微曝氣條件下S-TE剩余污泥溶解性研究 [J]. 環境科學, 2008,9(1):139-144.

[8] Wawrzynczyk J, Recktenwald M, Norrlow O, et al. The function of cation-binding agents in the enzymatic treatment of municipal sludge [J]. Water Research, 2008,42(6/7):1555-1562.

[9] Kim H J, Kim S H, Choi Y G, et al. Effect of enzymatic pretreatment on acid fermentation of food waste [J]. J. Chem.Technol. Biotech. 2006,81(6):974-980.

[10] Yang Q, Luo K, Li X M, et al. Enhanced eff i ciency of biological excess sludge hydrolysis under anaerobic digestion by additional enzymes [J]. Bioresource Technology, 2010,101:2924-293.

[11] 任南琪,王愛杰,馬 放.產酸發酵微生物生理生態學 [M]. 北京:科學出版社, 2005:301-306.

[12] 韋平和.生物化學實驗與指導 [M]. 南京:中國藥科大學出版社,2003:14-15.

[13] 朱文濤.物理化學(下) [M]. 北京:清華大學出版社, 1995.

[14] Martins S I F S, Jongen W M F, Van Boekel M A J S. A review of Maillard reaction in food and implications to kinetic modeling [J].Trends in Food Science and Technology, 2001,11(9-10):364-373.

[15] Elbing G, Dunnebeil A. Thermischer zellaufschlu (mit anschlie)ender faulung-laboruntersuchnngen (thermal disintegration with subsequent digestion lab-scale investigation) [J]. Korre-spondenz Abwasser, 1999,46(2):538-547.

[16] 羅 琨,楊 麒,李小明,等.外加酶強化剩余污泥水解的研究[J]. 環境科學, 2010,31(3):763-767.

[17] Goel R, Mino T, Satoh H, et al. Enzyme activities under anaerobic and aerobic conditions in activated sludge sequencing batch reactor [J]. Water Research, 1998,32(7):2081-2088.

[18] Shanableh A, Jomaa S. Production and transformation of volatile fatty acids from sludge subjected to hydrothermal treatment [J].Water Sci. Technol., 2001,44(10):129-135.

[19] Zhou J P, Mavinic D S, Kelly H G, et al. Effects of temperatures and extracellular proteins on dewaterability of the thermophilically digested biosolids [J]. J. Environ. Eng. Sci.,2002, 1(6):409-415.

[20] 王紹文,羅志騰,錢 雷.高濃度有機廢水處理技術與工程應用[M]. 北京:冶金工業出版社, 2003:57-59.

Promoting thermal hydrolysis of excess sludge with external amylase.

CHEN Xiao-fen1, LI Xiao-ming1,2*, YANG Qi1,LUO Kun1, XIE Bing-xin1(1.Key Laboratory of Environmental Biology and Pollution Control, College of Environmental Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, China；2.College of Environment, Guangxi University,Nanning 530004, China). China Environmental Science, 2011,31(3)：396～401

The effects of α-amylase on excess sludge thermal hydrolysis under aerobic conditions were investigated. It was found that sludge hydrolysis efficiency could be enhanced by amylase. When treated at the dosage of 0.5g/L of amylase, SCOD/TCOD in sludge could reach 30.98% under the optimal temperature 50℃, which was 7.68% higher than the control experiment. As a result of the interaction of amylase and thermal hydrolysis, sludge solids dissolved first and subsequently macromolecular carbohydrate was hydrolyzed into small-molecular sugar, and the protein in solid-phase released and further was hydrolyzed. The concentrations of both sugar and protein in supernatant showed an increase in the initial stage and then decrease later. After the addition of amylase, the highest concentration of sugar in supernatant could reach 271.43mg/L at 4h, while the protein reach 1437.37mg/L at 6h under 50℃ respectively. Furthermore, VSS dissolution rate and SCOD/TCOD were proved to be consistent with first-order reaction dynamic within prior 4h at 50℃and reached balance after 4h, at which the VSS dissolution rate reached 22.01%.

excess sludge；amylase；thermal hydrolysis；micro-aerobic；first-order reaction

X703

A

1000-6923(2011)03-0396-06

2010-07-29

教育部新世紀優秀人才支持計劃(NCENT-0770);國際科技合作重點項目(2004DFA06200)

* 責任作者, 教授, xmli@hnu.cn

陳小粉(1986-),女,山東菏澤人,碩士研究生,主要研究方向為污泥處理及資源化技術.發表論文1篇.