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随着时代不断发展，城市内涝频繁发生，排水管网淤堵问题备受人们关注。排水管道沉积物是污水中的可沉降颗粒物，在排水管网运行过程中，这些颗粒物在适当条件下发生沉降并逐渐积累，形成底层沉淀物沉积在排水管道中[1]。沉积堵塞排水管网的物质主要包括有机物、无机物以及固体垃圾[2]。管网沉积物中所含的有机质一般是复杂的高分子物质，如脂类、糖类、蛋白质、动植物腐殖质以及微生物等[3]。也有研究将管网沉积物分为3类：底层粗颗粒沉积物、有机层和生物膜[4]。其中，生物膜通常形成于水面附近的管壁，或受扰动作用较小的沉积物表面上，由覆盖在有机质上的微生物构成[5]。胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)作为微生物的重要组成部分，其主要成分为多糖、蛋白质、核酸、脂肪、胞外 DNA 等[6]，具有粘性和吸附性，对排水管道的淤积及冲刷具有重要影响。传统的管网机械清淤方法均存在人工消耗量大，施工过程中影响道路交通等问题。因此，探究生物或化学方法来减缓管网中沉积物的沉积速率，降低管网清淤与维护频率是解决排水管网淤堵问题新的研究方向。
相关研究表明，利用纤维素酶或蛋白酶可破坏污泥EPS，促使污泥颗粒变得细小分散，污泥颗粒比表面积增大，酶与细胞接触面积增加，并且EPS 的分解还降低了其对污泥细胞的保护作用，进而提高了酶对污泥的水解效率[7]。YANG等[8]研究发现经酶解后，污泥细胞破解，胞内物质流出，大大提高了污泥后续厌氧消化的效率并缩短了污泥消化时间。此外，LU等[9]报道了酸性处理过程中污泥内部酶(蛋白酶和α-葡萄糖苷酶)的释放也可以增强厌氧发酵污泥的破解。
同时，在污泥处理方面，表面活性剂也有其不可或缺的作用。表面活性剂的增溶作用和分散作用[10]使胞外聚合物脱离污泥溶于液相[11]；而表面活性剂结构中自带的疏水烷基可与细胞壁相互作用，导致细胞溶解，破坏细胞结构和EPS[12]。王怡等[13]研究表明，添加SDS(十二烷基硫酸钠)可以促进剩余污泥水解，EPS中溶解性蛋白质和多聚糖含量大幅增加，污泥的粒径变小、比阻变大。WANG等[14]研究发现阴离子表面活性剂SDS可以增加体系中的负电荷，EPS与SDS之间的静电排斥和疏水相互作用使污泥中的EPS大量释放。LUO等[15]研究了SDS与酶制剂联合作用对剩余污泥水解酸化的影响，结果表明，组合体系比单一SDS和单一酶体系更能有效促进污泥水解，SDS和复配酶体系优于SDS和单一酶体系的水解性能。由于表面活性剂联合生物酶技术不仅反应条件温和，对管道无腐蚀和破坏性，并且两者联合对管网中有机沉积物具有较好的水解作用，有利于降低沉积物间的黏性，促进有机质从固相向液相转移，强化其冲刷性能，从而为解决排水管网淤堵问题提供新的解决方法，但目前尚未有关于该方面的报道。
基于对排水管网中沉积物的性质分析，根据课题组前期研究结果，本研究在确定复配酶(α-淀粉酶∶中性蛋白酶=2∶3)投加量的质量百分比为8%的条件下，探究不同SDS投加量、反应温度、初始pH(7.28±0.3)和反应时间对SDS+复配酶体系对沉积物水解效果的影响，根据反应前后沉积物EPS、三维荧光、粒径和SEM(scanning electron microscope)表征结果对其水解沉积物的机理进行了深入分析；采用高通量测序技术对经复配酶(α-淀粉酶∶中性蛋白酶=2∶3)、SDS+复配酶(α-淀粉酶∶中性蛋白酶=2∶3)水解后的排水管网沉积物中微生物群落结构与功能菌群的影响进行了分析，探讨了不同方法对微生物群落结构的影响。
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实验所用管网沉积物取自天津市某排水管道检查井，取回的污泥样品封装于样品袋中，存放在４ ℃冰箱内里冷藏待用。该沉积物样品的相关特性指标为：有机质含量为 (56.39±0.81)%，pH=7.28±0.3；沉积物上清液中SCOD(soluble chemical oxygen demand)值为 (206.9±16.9) mg·L−1、氨氮为 (85.03±2.53) mg·L−1、多糖为 (18.14±2.16) mg·L−1、蛋白质为 (0.08±0.01) mg·mL−1。
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所用试剂主要包括中性蛋白酶、α-淀粉酶、SDS、氯化钠、COD专用耗材、氢氧化钠、苯酚、氯化氢、无水乙醇、纳氏试剂等。其中，实验所用酶制剂基本性质及来源见表1，其他化学试剂均为分析纯，实验用水为去离子水。
实验主要仪器包括 YH-3BS远红外线恒温干燥箱(天津中环)；SX-GO7103马弗炉(天津中环)；MY3 000-6B混凝实验搅拌仪器(武汉梅宇仪器)；721型可见分光光度计(上海佑科)；VELOCITY 18R台式多功能离心机(Dynamica公司)；FY-1C-N真空泵(浙江飞越)；G9 800A三维荧光激发-发射光谱仪(美国安捷伦)；PHS-3E型pH计(雷磁)；HH-4电热恒温水浴锅(绍兴苏珀)。
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取100 mL排水管网沉积物置于250 mL烧杯内，通过0.1 mol·L−1的盐酸或氢氧化钠溶液调节pH至 5~10；将烧杯放入水浴锅预热，使沉积物到目标温度(4~65 ℃)后；加入8%(质量百分比，酶质量与沉积物干质量比)污泥的复配酶(α-淀粉酶:中性蛋白酶=2:3)，并加入0、1%、2%、5%、8%和10%(质量百分比)的SDS；在200 r·min−1下搅拌，连续反应 0~6 h。反应结束后，取部分污泥进行有机质含量的检测，将剩余部分污泥置于离心管中，在4 000 r·min−1下离心15 min，离心后取上清液经0.45 μm滤膜过滤；检测滤液中SCOD、氨氮、多糖，每个实验重复3次，取平均值分析４个因素对SDS促进复配酶水解排水管网沉积物的影响，确定其最佳反应条件，并分析最佳反应条件下的上清液EPS、三维荧光光谱、沉积物表面结构形态和粒径的变化。
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氨氮采用纳氏分光光度法进行测定；溶解性化学需氧量(SCOD)采用快速消解分光光度法测定；多糖采用苯酚-硫酸法测定；蛋白质含量选用改良Lowry法测定；沉积物中有机质含量测定采用《中华人民共和国城镇建设行业标准》(CJ/T96-1999)中有机质灼烧法。EPS采用热提取法，EPS中各类物质变化采用三维荧光扫描光谱仪(安捷伦1260)检测；沉积物表面形态采用扫描电子显微镜 (7610F，日本电子株式会社) 分析。采用16s rRNA高通量测序方法表征微生物群落结构变化。
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实验在原泥pH(7.28±0.3)，8%(质量百分比)复配酶(α-淀粉酶：中性蛋白酶=2:3)、25 ℃反应2 h的条件下，SDS投加量对排水管网沉积物水解效果的影响结果见图1。由图1(a)可以看出，当SDS投加量在0%~5%时，SCOD与多糖浓度随SDS投加量增多而增长，在SDS投加量为5%时，SCOD和多糖达到峰值，分别由初始的5 686.9 mg·L−1和1 913.75 mg·L−1升至8 192.9 mg·L−1和3 561.29 mg·L−1；当投加量继续增加到10%，SCOD与多糖含量反而下降，在10%时，SCOD和多糖分别下降到7 545.9 mg·L−1和2 484.92 mg·L−1。由图1(b)可以观察到，氨氮与SCOD、多糖变化趋势相同，在SDS投加量为5%时，由原始的87.32 mg·L−1达到峰值的153.37 mg·L−1。有机质含量的变化与氨氮、SCOD、多糖变化趋势相反，在SDS投加量为5%时，有机质含量最低，为55.59%；当SDS投加量继续增大，有机质减量效果稍有提高，但与SDS投加量为5%时相差无几。有研究[16]表明，SDS作为酶调节分子，在较低剂量下可增强酶活性，在较高剂量下反而会抑制酶活性。这是由于SDS为阴离子表面活性剂，可以与带负电的沉积物发生静电排斥[14]，在SDS含量为0%~5%，随投加量增加，沉积物更加分散，更利于复配酶与沉积物中有机质的接触，从而促进水解作用的发生；但当SDS投加过量时，SDS的烷基可与细胞壁结合，导致细胞破裂，从而部分影响微生物的活性，进而影响污泥水解效果[17]。因此，过低或过高的SDS均不利于生物酶对沉积物的水解。
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投加8%复配酶与5%SDS后，沉积物水解效果随反应时间的变化情况如图2所示。由图2可以看出，SCOD、多糖和氨氮随反应时间呈现先升高后下降的趋势。在反应2 h时，SCOD、多糖和氨氮含量分别由初始的211.3、18.38和87.32 mg·L−1升至9 726.5、3 868.84和185.12 mg·L−1。SDS的投加破坏了沉积物中微生物分泌出的EPS内部的非共价键，从而破坏沉积物结构，导致内部物质向外释放，促进了酶与沉积物之间的接触反应，从而使得SCOD、多糖和氨氮含量升高。随着反应时间继续延长，上清液中的SCOD、多糖与氨氮均开始了不同程度的下降，在6 h时，SCOD、多糖与氨氮质量浓度分别为3 581.5、3 056.05、156.09 mg·L−1。这可能是因为复配酶与SDS的协同作用随时间延长，沉积物的水解效果减弱，同时管网微生物对溶出物质进一步分解和利用[18]，SCOD、多糖、氨氮的生成速率小于消耗速率，使得上清液中各物质浓度降低。有机质含量随反应时间呈现出一直下降的趋势，这说明水解反应在0~6 h内一直在进行，且在4 h后有机质分解速率变慢。综上所述，选择SDS协同复配酶水解排水管网沉积物的最佳反应时间为2 h。
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实验在原泥pH(7.28±0.3)，反应2 h，5%SDS与8%复配酶协同作用下，考察了温度对沉积物水解效果的影响，结果如图3所示。从图3可以看出，在4~65 ℃内，SCOD和氨氮随温度的升高而升高，多糖先升高后趋于平缓，有机质含量随温度的升高逐渐下降，随后变得平缓。当温度由4 ℃升至65 ℃时，SCOD由5 341.0 mg·L−1逐步升至8 983.0 mg·L−1；多糖由1 100.96 mg·L−1升至3 649.16 mg·L−1；氨氮由96.44 mg·L−1升至176.84 mg·L−1。有机质含量在4~35 ℃内下降较快，由开始的56.58%下降到54.69%，降低了1.89%；在35 ℃后随温度的升高，有机质含量保持在54.65%左右。这可能是由于温度升高，中性蛋白酶和α-淀粉酶的活性基团逐渐被激活，酶制剂活性增强，并且在SDS的增溶作用下，酶制剂和沉积物的接触更加充分，水解效果更好。在上述SDS与复配酶的协同作用下，液相中的蛋白质被分解为多肽以及小分子氨基酸，碳水化合物被水解成多糖与单糖[19]，水解效果增强，溶解性有机物浓度提高。
根据实验结果，在反应温度高于15 ℃时，SDS协同复配酶的水解效果较好，而市政污水管网常年在8~35 ℃，因此，综合考虑项目经济性和实用性，在实际应用过程中，生物酶水解排水管网沉积物可选择管网温度在15 ℃以上时进行。
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本实验考察了5%SDS与8%复配酶在25 ℃，反应2 h条件下，不同pH对沉积物水解效果的影响结果见图4。由图4(a)可以看出，SCOD与多糖在pH=5~6保持一个平稳的数值，当pH升高为8时，二者均有不同程度的提高，SCOD与多糖分别由pH=6的4 830.4 mg·L−1 和2 369.82 mg·L−1提高到pH=8的5 895.4 mg·L−1和2 660.64mg·L−1；当pH进一步升高为8~10时，SCOD与多糖含量几乎不变。由图4(b)可以看出，氨氮含量随pH增加而下降，氨氮由pH=5的152.87 mg·L−1降到pH=10的82.83 mg·L−1。这是由于碱性条件下氨氮容易从液相转移到气相中，从而使得氨氮含量出现大幅度下降[20]。在pH=5~9，有机质含量随着pH的增加逐渐下降，从57.08%下降到55.09%，当pH增加到10时，有机质含量出现回升。结合图4(a)，在pH=10时SCOD、多糖含量变化不大，说明pH继续增大不能继续提升沉积物水解效果。在pH=7~9内，SDS+复配酶对排水管网沉积物的水解效果较好，而实际管网中沉积物pH大概在7~8，因此，在实际应用过程中不需要进行pH调节。
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沉积物中存在微生物，微生物日常生长代谢会产生有粘性的EPS等物质，增加了沉积物的抗冲刷能力；同时，EPS还能吸附污水中的有机颗粒，增加排水管网沉积物厚度和管网淤堵的风险。复配酶可水解沉积物中蛋白类与糖类物质，SDS的两亲性可以改变界面处的能量关系，增加EPS的溶解[21]。研究了复配酶协同SDS水解管网沉积物对EPS及其蛋白质与多糖浓度变化的影响，结果见图5。从图5(a)可以看出，在复配酶投加量为8%，水解2 h条件下，沉积物上清液中TB-EPS(tightly bound EPS)、LB-EPS(loosely bound EPS)与S-EPS(soluble-EPS)的多糖与蛋白含量均随着SDS投加量的增加呈现先升高后下降的趋势，各层EPS总含量变化趋势为S-EPS>LB-EPS>TB-EPS，其中TB-EPS向S-EPS转移。有研究表明，表面活性剂的两亲性使得SDS有一定的的分散作用，可以通过其疏水性与细胞膜蛋白相互作用，这可能导致沉积物的侵蚀[22]；当SDS与复配酶协同水解沉积物时，可以大大削弱LB-EPS与TB-EPS的结合[23]，使得沉积物发生更严重的裂解和内部生物聚合物的释放，使不溶性的EPS剥离从而进入沉积物上清液中，同时内层TB-EPS向外部转移，TB-EPS含量下降，LB-EPS与S-EPS增多，EPS中可溶性蛋白质与多糖含量增加。
图5(b)为不同SDS投加量下EPS总量的变化情况。可以看出，随投加量增多，EPS含量先升高后基本不变。由于SDS具有增溶作用，大量大分子物质脱离沉积物固体溶解于液相[24]，从而释放出更多的蛋白质、多糖等物质到EPS中，使其含量增多。但由于表面活性剂在较低剂量(0~5%)下增强酶活性，在较高剂量(5%~10%)下抑制酶活性[16]，因此在SDS投加量高于5%后，随着SDS投加量进一步增加，复配酶失活，水解效果降低。
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中性蛋白酶与α-淀粉酶能够破解复杂的高分子物质，例如蛋白质、碳水化合物等，将一部分难降解物质水解，并释放之液相。而SDS具有增溶的特性，能够加快非液相物质溶解到水中的速度，同时也会释放被沉积物捕获的酶制剂，暴露出更多的底物[25]，从而促进沉积物中有机质的水解，增加进入液相中溶解性有机物的含量。而三维荧光光谱可以分析污泥中溶解性有机物的种类及分布，不同区域和不同荧光强度代表不同物质及相应的浓度。
由图6可以明显看出，经SDS+复配酶组处理后的沉积物上清液EPS中，I~III区域荧光强度较复配酶组大幅度下降。表明在投加SDS后，酪氨酸、色氨酸与富里酸类物质含量减小甚至消失。左锦静[26]研究表明，SDS与蛋白质之间可以通过疏水作用自发结合，SDS作为淬灭剂对蛋白质进行淬灭，使得三维荧光光谱中蛋白质类物质几近消失；IV区域内的荧光强度和范围略有缩减，这可能是因为SDS具有抑菌性，随着反应时间的延长，导致沉积物中部分微生物死亡，可溶性微生物代谢产物含量降低；V区域所代表的腐殖酸类为五类可溶性有机物中的主要物质，与经复配酶处理后的沉积物上清液的三维荧光光谱图进行对比可以看出，SDS+复配酶的投加使得沉积物上清液中腐殖酸含量急剧增加，且又出现了一种新的腐殖酸物质(Ex/Em为390~440 nm/440~500 nm)，这2种腐殖酸浓度由内向外逐渐递增。一方面，SDS的两亲性使得复配酶更容易接触沉积物内部，释放出更多的物质，如腐殖酸；另一方面，微生物对腐殖酸利用率较低，容易在EPS中沉积，沉积物释放出的可溶性微生物副产物等物质更容易被微生物利用或被上清液中溶解的复配酶水解成小分子物质，导致腐殖酸含量高，溶性微生物副产物含量低。有研究[27]表明，腐殖酸浓度可以反映EPS溶解的程度，这也说明沉积物中腐殖酸类物质占比较高，腐殖酸浓度越大，溶解性EPS越多，沉积物水解减量效果越好。
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SEM可较直观的反映出沉积物水解前后表面微观结构的变化，经SDS+复配酶、复配酶水解后的沉积物表面结构变化如图7所示。沉积物在被SDS+复配酶、复配酶水解后均出现密集多孔的表面形态，说明SDS+复配酶与复配酶对沉积物均有明显的破坏效果。经SDS+复配酶处理后，沉积物表面层状更多，说明SDS的增溶作用会打破沉积物紧密连接的结构，使得复配酶能够与更深层的沉积物的接触反应，进而促进水解反应的发生。同时疏松多孔的表面形态使得沉积物更容易被水力冲刷，有利于达到延缓管网淤堵和沉积物减量化的目的。
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在复配酶投加量为8%的条件下，SDS投加量对沉积物粒径的影响结果见图8。可以看出，粒径>300 μm沉积物的质量占比由单独投加复配酶的48.25%下降到5% SDS投加量下的36.94%，随后SDS增加，此粒径沉积物的占比又增加；粒径在150~300 μm内的沉积物质量占比由独投加复配酶的21.05%升高到8%SDS的24.20%左右，随后其质量占比随SDS投加量增加而减小；粒径在75~150 μm内沉积物的质量分数由16.75%升至2%SDS下的23.5%，随后SDS投量增加，质量占比保持在22.0%左右；粒径<75 μm的沉积物质量分数占比由单独投加复配酶的13.95%升高到5%SDS的17.14%，随后SDS投量增加，其质量占比下降。
以上结果表明，在SDS+复配酶协同水解沉积物的过程中，随着SDS投加量的增加，在粒径>300 μm时，沉积物质量占比均有明显下降；小粒径占比增多。SDS的投加量在0%~5%内，投加量的增多会促进大颗粒物质向小颗粒转化。但当SDS投加量大于5%时，SDS对复配酶的水解起抑制作用，大颗粒向小颗粒转化效果变差。
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1)排水管网沉积物Alpha多样性。利用16S rRNA基因测序技术对原沉积物和分别经复配酶、SDS+复配酶处理沉积物的菌群结构进行Alpha多样性指数分析，结果见表2。OTUs大小可反应样品中物种多样性[28]。由表2可知，原泥OTUs数量最多，投加复配酶后，OTUs数量显著降低，而采用SDS+复配酶处理后，OTUs又有大幅度回升。表明单独采用复配酶可降低管网菌种数量，但采用SDS与复配酶联用可减少对管网中微生物多样性的影响。Shannon和Simpson指数也表明，经过复配酶处理后的样品中，这2个指数均出现明显下降，而经SDS+复配酶处理后的样品Shannon和Simpson指数与原泥相比相差不大，说明微生物多样性和均匀性没有出现很大改变。本次实验中4组样品的覆盖率均大于0.98，表明本次微生物测序的有效性和可靠性。
2)基于OTU的微生物群落Venn图分析。各组样品间的OTU彼此关联，根据3组沉积物样品测定的OTU数据，绘制了3组样品OTUs的Venn图，以反映不同处理条件下沉积物样品的物种多样性差异[29]。由图9可以看出，原泥组(A)、复配酶组(B)和SDS+复配酶组(C)样品的OTU数目分别为2 098、1 273和2 001，相较于原泥，各组OUT数均有不同程度的降低，表明在投加酶制剂后，物质多样性出现了不同程度的下降[30]，其中复配酶下降最明显，而SDS+复配酶与原泥相差较小，这也与表2的结果一致。Venn图的重叠部分代表了不同样品的共有OTU，可知 3 组样品的共有OTU数为783，占总OTU数(2 647)的29.58%，说明酶制剂的投加会对排水管网沉积物中的微生物丰富度和多样性造成一定的影响[31]。
3)微生物属水平群落结构及功能菌群分析。观察了属水平上微生物群落结构演替(图10)，沉积物经复配酶、SDS+复配酶处理后，Sulfurovum (反硝化硫菌)的相对丰度均有不同程度的增加，分别从原沉积物的5.02%增加为34.53%和14.85%，其中复配酶组增幅最大。这可能由于投加酶制剂后，沉积物中大分子物质溶出，氨氮升高，可能硝态氮也有所升高，有利于Sulfurovum的繁殖。Caldisericum(嗜热、硫代硫酸盐还原细菌)与Methanosaeta(甲烷丝菌属)在投加复配酶、SDS+复配酶后，相对丰度均出现下降的现象。Methanosaeta(甲烷丝菌属)在原沉积物、复配酶和SDS+复配酶中所占比例分别为8.09%、1.34%和5.33%。Methanosaeta属于产甲烷菌(MA)的一种，其新陈代谢会产生CH4和CO2，此菌种所占比例减少，一定程度上也会降低排水管道中CH4产量。Caldisericum的变化趋势与Methanosaeta相同，复配酶组、SDS+复配酶组相对丰度均小于原沉积物，表明经SDS+复配酶处理后会减少管网中H2S的产量，这有利于管网的后续维护。Uncultured表示未能在人工条件下获得纯培养的微生物。
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1)采用SDS+复配酶可有效水解排水管网沉积物，在原泥pH(7.28±0.3)、25 ℃下反应2 h，沉积物上清液中SCOD、多糖和氨氮分别由初始的5 686.9、1 913.75和87.32 mg·L−1升至8 192.9、3 561.29和153.37 mg·L−1，有机质含量由56.32%降到55.59%，促进了有机质从固相向液相的转移。
2) SEM、EPS、粒径以及三维荧光光谱表征分析结果表明，SDS+复配酶处理管网沉积物后其内部紧实结构被破坏、粒径尺寸变小；在SDS投加量为0~5%内，随着投加量的增多，各层EPS总含量变化趋势为S-EPS>LB-EPS>TB-EPS，其中TB-EPS向S-EPS转移；与单独复配酶水解沉积物效果相比，SDS+复配酶水解沉积物过程中腐殖酸类物质由内向外转移，且荧光强度增强，溶解性EPS增多。这有利于破坏沉积物紧密连接的结构形态，降低沉积物黏性，增加被冲刷性能，延缓排水管网淤堵。
3) SDS+复配酶在一定程度上改变了沉积物中的功能菌群，使得沉积物中Sulfurovum相对丰度增加，而Caldisericum与Methanosaeta相对丰度下降，这对减少管网中CH4、H2S等的产生具有积极作用。SDS+复配酶对微生物的影响会降低管网内部的生化反应，有利于管网的后续维护。
SDS促进复配酶水解排水管网沉积物
SDS enhanced the hydrolysis effect of sediment in drainage pipe network by compound enzyme
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摘要: 采用SDS协同复配酶水解排水管网沉积物，分别考察了SDS投加量、反应时间、pH、温度4个影响因素对沉积物水解效果的影响，并通过 SEM、EPS、三维荧光光谱以及粒径等表征方法进行机理分析。结果表明，投加5%(w:w)SDS与8%(w:w)复配酶，在原泥pH(7.28±0.3)、25 ℃、反应时间为2 h时，沉积物水解效果最好。此时SCOD、多糖和氨氮分别由初始的5 686.9、1 913.75和87.32 mg·L−1增加到8 192.9、3 561.29和153.37 mg·L−1，有机质含量由56.32%下降到55.59%。在SDS+复配酶处理管网沉积物后，其内部紧实结构被破坏，TB-EPS向S-EPS转移，腐殖酸类物质荧光强度增强，表明溶解性EPS增多，且沉积物粒径向<300 μm转变。高通量测序分析结果表明，SDS+复配酶对管网沉积物微生物种类的丰富度和多样性影响不大，但在一定程度上会改变微生物的功能菌群，减少CH4和H2S的产生。以上研究结果可为延缓排水管网淤堵问题提供数据支持。Abstract: SDS combined with the compound enzyme were used to hydrolyze the sediment of drainage pipe network. The effects of SDS dosage, reaction time, pH and temperature on the hydrolysis of the sediment were discussed. The mechanism was analyzed by SEM, EPS, 3D-EEM and particle size characterization methods. The results showed that the best hydrolysis effect of the sediment happened at 5% (w/w) SDS and 8% (w/w) compound enzyme, pH(7.28±0.3) of raw sediment, 25 ℃ and reaction for 2 h. Under these conditions, SCOD, polysaccharide and ammonia nitrogen increased from the initial values of 5 686.9mg·L−1, 1 913.75mg·L−1 and 87.32mg·L−1 to 8 192.9, 3 561.29 and 153.37mg·L−1, respectively. Organic matter content decreased from 56.32% to 55.59%. After treated by SDS+compound enzyme, the internal compact structure of sediment was destroyed, TB-EPS transferred to S-EPS, and the fluorescence intensity of humic acids increased, which indicated the increase of the dissolved EPS, and the particle size of sediment decreased to smaller than 300 μm. The results of high-throughput sequencing technology showed that SDS+compound enzyme had slight impact on the richness and diversity of microbial species in the sediments, but it could alter the functional microbial community of microorganisms to same extent, and reduced the production of CH4 and H2S. The results of this study provide a new method and data support for delaying the silting problem of the drainage pipe network.
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Key words:
- SDS /
- compound enzyme /
- drainage pipe network /
- sediment /
- hydrolysis /
- microbial communities
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微生物燃料电池(microbial fuel cells，MFC)是一种通过可产电菌种的代谢作用来降解有机物，并将代谢过程中产生的电子通过外电路传输进而产生电能[1-2]的装置。双阴极MFC可在去除COD的同时、进行硝化和反硝化过程，从而提高了传统MFC的脱氮能力。ZHANG等[3]在传统MFC阳极的两侧添加了好氧和厌氧阴极室，这种复合多室的MFC系统可去除污水中76%的氮。LEE等[4]构建了双阴极MFC，好氧阴极对氨氮的去除率可达97.9%，在缺氧阴极处理硝态氮，其去除率为89.9%。外电阻被认为是影响MFC性能的一项重要因素，增大外阻不但会影响电池产电性能，对电池内有机物的去除也有较大的影响。JANG等[5]的研究表明，在双室MFC中，随外阻的增加，电流和COD去除率均会降低。荣宏伟等[6]构建了阴极硝化和阳极反硝化的双室发现MFC外阻越小，有机物降解速率越快，TN去除率越高，阳极表面生物膜产电菌的氧化能力越强。这些报道均集中在研究外电阻对双室MFC的影响，但在3室MFC中，外电阻变化是否会有相同的结论尚需进一步的研究。本研究构建了3室MFC，目的在于寻求优化3室MFC脱氮产电性能的组合。该系统的运行方式与传统A2O工艺相似，能同时去除有机物和氮，便于驯化适用于不同阴极的微生物，易与传统污水处理工艺相结合，且较双室MFC产电多。本研究通过变换不同的电阻组合以探明外阻变化对双阴极MFC产电脱氮性能的影响，为进一步提高MFC的脱氮产电性能提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验材料和仪器
1)材料。MFC接种的菌种来自西安北石桥污水厂二沉池回流污泥。MFC以葡萄糖为唯一碳源，氮源全部由NH4Cl 提供，进水指标为COD 400 mg·L−1、氮含量40 mg·L−1，具体组分为0.425 g·L−1 C6H12O6、0.154 g·L−1 NH4Cl、0.029 g·L−1 KH2PO4、0.014 g·L−1 K2HPO4和微量元素[7]，以上试剂均为分析纯。
2)仪器。电化学工作站(上海辰华CHI760E)；紫外分光光度计(棱光UV757CRT)。
1.2 实验装置
如图1所示，本实验构建了由缺氧室、厌氧室和好氧室组成的3室微生物燃料电池反应器。缺氧室和厌氧室的有效容积均为3 L，顶部加有盖板以保证室腔内的缺氧及厌氧环境，好氧室的容积为4.5 L，无盖。各腔室之间采用nafion117型质子交换膜隔开。电池的电极为20 cm×30 cm×0.5 cm的导电碳毡，做成圆筒状。取回的污泥曝气24 h后接种，接种量为反应器有效容积的30%。
1.3 实验方法
MFC采用连续进水方式启动。启动过程中，通过蠕动泵将进水流量控制为8 mL·min−1，内回流比为300%，厌氧阳极与缺氧阴极之间、厌氧阳极与好氧阴极之间均接有200 Ω的电阻箱。模拟污水从厌氧阳极底部进入反应器，发生氧化反应，为2个阴极提供电子，之后流入缺氧阴极，获得电子，发生反硝化反应，去除
NO−3 后，进入好氧阴极，好氧室内发生硝化反应去除NH+4 ，硝化液回流至缺氧室，最终处理完成从好氧阴极出水[5]，工艺流程如图2所示。好氧阳极室添加微生物填料以提高好氧阴极室的硝化能力[8]。当连续7 d输出电压变化不超过10 mV时，则MFC启动成功。MFC启动成功后，采用流量为8 mL·min−1的连续进水，内回流比300%，温度为(30±0.5) ℃。在3种情况下，考察电阻变化对MFC脱氮产电性能的影响，3种电阻变化情况如下：阳极与缺氧阴极间电阻 (RA-A)稳定在200 Ω，阳极与好氧阴极间电阻(RA-O)为200~1 000 Ω；RA-O稳定在200 Ω，RA-A为200~1 000 Ω；总外阻保持为1 000 Ω，调整不同 RA-A/RA-O组合为500 Ω/500 Ω、400 Ω/600 Ω、300 Ω/700 Ω、200 Ω/800 Ω、100 Ω/900 Ω。每组实验运行7 d，各项指标均为系统稳定后测得的平均值。
1.4 分析方法
常规水质测试均采用国家标准方法[9]。采用重铬酸钾法测定溶液中COD；采用水杨酸-次氯酸盐分光光度法测定溶液中
NH+4 ；采用紫外分光光度法测定溶液中NO−3 ；采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定溶液中NO−2 。利用电化学工作站(上海辰华CHI760E)对MFC阳极碳毡电极上的生物膜进行循环伏安扫描。测试采用三电极体系[10]：铂丝为对电极、Ag/AgCl为参比电极、碳毡为工作电极。电势扫描范围为−1.0~1.0 V，扫描速度为10 mV·s−1。
采用在线监测系统测量电压，每隔5 min记录一次。根据欧姆定律I=U/R计算电流 I，根据式(1)计算功率密度。
P=UI/V (1) 式中：P为体积功率密度，mW·m−3；U为电压，V；阳极与缺氧阴极之间、阳极与好氧阴极之间的电压分别记为UA-A和UA-O，mV；V为阳极或阴室有效容积，m3，R为外电阻，Ω。
库仑效率的计算方法[11]见式(2)。
η=MI/(n⋅F⋅ΔC⋅Q)×100% (2) 式中：η为库仑效率；F为法拉第常数，取值96 485 C·mol−1；ΔC为阳极进出水COD差或缺氧阴极进出水
NO−3 -N浓度差，mg·L−1；M为氧的摩尔质量(取值16 g·mol−1)，或氮的摩尔质量(取值14 g·mol−1)；n为单位污染物所转移的电子数，在计算厌氧阳极时，n=2，在计算缺氧阴极时，n=5；Q为进水流量，8 mL·min−1。2. 结果与讨论
2.1 RA-O变化对双阴极MFC脱氮产电的影响
系统运行稳定后，其他运行条件与启动阶段保持完全一致，调整RA-O为200、400、600、800、1 000 Ω，每组运行7 d。RA-A始终为200 Ω。在进水COD为(401.17±1.73) mg·L−1、
NH+4 -N为(40.92±1.45) mg·L−1的条件下，双阴极MFC各底物出水浓度如图3所示。由图3(a)可知，电阻越大，阳极COD去除率越低，厌氧阳极出水COD由(87.01±0.15) mg·L−1上升至(151.63±1.09) mg·L−1，与外电阻对双室MFC影响的研究结论[5,10]一致。这主要是因为在较高外阻的条件下，外电路会损耗大量电子，从阳极转移到阴极的电子数就会减少，此外，高外阻条件下底物不易在阳极表面氧化，因此，阳极内消耗的COD减少。
由图3(b)可知，出水
NO−3 由(17.59±0.48) mg·L−1降低至(5.39±0.07) mg·L−1，TN去除率由43.82%提高到60.71%。但在双室MFC中[5]，TN的去除率会随着外电阻增大而减小，与本实验结论相反，原因是双室MFC中NO−3 主要通过从阳极获得电子被还原为N2等产物去除，TN去除率会因外电路转移电子的增多而提高；而本实验处于连续进水状态，发生反硝化反应的缺氧室有较高耗氧有机物(以COD计)流入，因此，NO−3 除了能通过从电极获得电子被还原外，还可通过异养反硝化菌(如脱氮小球菌、反硝化假单胞菌等)内源呼吸作用被消耗[11-12]。由图3(a)可知，RA-O越高，厌氧室对COD的利用率越低，则流入缺氧室的耗氧有机物(以COD计)越高，可利用碳源变多使得异养反硝化菌进行无氧呼吸的生化过程增强，NO−3 作为氮源被有效去除[13]。图4反映了输出电压随电阻的变化情况。由图4可知：随着RA-O的增大，UA-O由(285±5) mV升高到(491±4) mV，通过式(1)计算，好氧阴极的功率密度由(90.25±1.29) mW·m−3降低至(66.58±2.98) mW·m−3；UA-A由(212±3) mV降低至(134±3) mV，缺氧阴极的功率密度由(74.91±0.89) mW·m−3降低至(34.57±2.12) mW·m−3；厌氧阳极的功率密度由(411.68±5.39) mW·m−3降低至(288.13±4.21) mW·m−3。以上说明RA-O增大，电池的产电性能变差，与对双室MFC的研究结果[14-15]一致。原因是外阻变大，胞外电子的转移阻力增大，电子的传递速率减缓，则电流减小，同时外电阻的增大会使得电子大部分消耗在运输过程中，改变了电路中电子的分配比，产电性能变差。同时可以观察到，在每次增大RA-O的瞬间，UA-A都会立刻上升5~10 mV。这是由于2个阴极对电子是竞争关系[16]，RA-O增大会阻碍电子向好氧阴极的传输，电子流向缺氧阴极，所以UA-A暂时上升，随后由于总外阻增大，电池产电能力减弱，UA-A也开始下降。
由表1可知，缺氧阴极中库仑效率由(1.63±0.02)%降低至(1.28±0.03)%，随RA-A的增大而降低，说明系统通过电极的脱氮能力下降。这是由于缺氧室存在的2种反硝化过程(电极反硝化与生物反硝化)对电子受体
NO−3 是竞争关系[17-18]，生物反硝化的增强会抑制NO−3 从电极获取电子的能力，电极反硝化减弱。虽然电极反硝化在RA-O增大的过程中减弱，但总的反硝化过程增强，说明本系统中的反硝化过程由生物反硝化过程主导。表 1 RA-O增大对产电性能的影响Table 1. Effect of increasing RA-O on electrical performanceRA-A/Ω 功率密度/(mW·m−3) 库仑效率/% 厌氧阳极 缺氧阴极 好氧阴极 厌氧阳极 缺氧阴极 200 411.68 74.91 90.25 0.49 1.63 400 345.16 64.03 70.81 0.40 1.51 600 303.71 46.48 66.97 0.35 1.36 800 300.80 41.61 65.28 0.32 1.29 1 000 288.13 34.57 64.68 0.30 1.28 | Show Table
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2.2 RA-A变化对双阴极MFC脱氮产电的影响
将MFC两侧电阻回调至同为200 Ω的状态，运行稳定后，固定RA-O为200 Ω，调整RA-A为200、400、600、800、1 000 Ω，每组运行7 d。在进水的COD为(400.12±3.63) mg·L−1、
NH+4 -N为(40.51±2.12) mg·L−1的条件下，双阴极MFC各底物出水浓度如图5所示。由图5可知，在RA-A增大过程中，各个阶段初始的NH+4 浓度均大于前文RA-O增大过程中NH+4 出水浓度。这是由于好氧阴极内NH+4 和电极对O2是竞争关系[16]，较大的RA-O会阻碍电子向好氧阴极传输，电极对O2竞争性减弱，硝化细菌可获得更多O2进行硝化反应，因此，较大的RA-O状态下系统会有更高的NH+4 去除率。TN去除率也随着RA-A的增大而升高，说明双阴极MFC中，RA-A和RA-O的增大均能有效提高系统对总氮的去除率。RA-A增大对污染物去除的影响与前文一致。由图6可知：随着RA-A的增大，UA-A由(209±8) mV升高到(409±11) mV，好氧阴极的功率密度由(91.51±1.33) mW·m−3降低至(53.78±2.18) mW·m−3；UA-O由(289±5) mV降低至(225±13) mV，缺氧阴极的功率密度却由(73.85±1.21) mW·m−3降低至 (55.76±5.19) mW·m−3；厌氧阳极的功率密度由(419.97±3.11) mW·m−3降低至(316.39±2.22) mW·m−3。以上说明RA-A的增大使得电池的产电性能变差，且RA-O增大的影响略大于RA-A增大的影响。
由表2可知，缺氧阴极的库仑效率由(1.95±0.01)%降低至(0.67±0.03)%，降幅明显高于RA-O增大时缺氧阴极库仑效率的降幅，说明RA-A增大对电极反硝化的影响大于RA-O增大对电极反硝化的影响。这是由于RA-A增大阻碍了电流向缺氧阴极的传输，
NO−3 从电极获得的电子减少，电极反硝化能力因此减弱。表 2 RA-A增大对产电性能的影响Table 2. Effect of increasing RA-A on electrical performanceRA-A/Ω 功率密度/(mW·m−3) 库仑效率/% 厌氧阳极 缺氧阴极 好氧阴极 厌氧阳极 缺氧阴极 200 419.97 73.85 91.51 0.48 1.95 400 341.47 58.96 73.96 0.40 1.19 600 327.21 56.53 65.61 0.37 0.86 800 320.38 59.51 59.29 0.35 0.72 1 000 316.39 55.76 53.78 0.33 0.67 | Show TableDownLoad:
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2.3 不同外阻组合对双阴极MFC脱氮产电的影响
将MFC两侧电阻调整至同为500 Ω，运行稳定后，固定总外阻为1 000 Ω，调整不同RA-A/RA-O组合为500 Ω/500 Ω、400 Ω/600 Ω、300 Ω/700 Ω、200 Ω/800 Ω、100 Ω/900 Ω，实验编号为1~5，每组运行7 d。在进水的COD为(399.1±4.61) mg·L−1、
NH+4 -N为(41.08±1.98) mg·L−1的条件下，双阴极MFC各底物的出水浓度如图7所示。由图7(a)和表3可知，总外阻不变，厌氧室出水COD保持在138.6 mg·L−1左右，这说明在固定总外阻的情况下，改变RA-A和RA-O不会影响阳极内有机物氧化产生电子的过程。由表3和图7(b)可知，缺氧阴极的库仑效率由(0.61±0.02)%上升至(1.53±0.03)%，总氮去除率由(62.32±0.77)%上升至(64.41±0.32)%，出水的硝态氮由(8.59±0.97) mg·L−1下降至(7.99±1.02) mg·L−1。其原因是，缺氧室进水COD变化不大，反硝化细菌内源呼吸消耗的NO−3 一定的情况下，RA-A降低，阳极向缺氧阴极转移电子的损耗减少，NO−3 可从电极获得的电子增多，电极反硝化过程增强，TN去除率因此上升，这同双室MFC与外阻关系的结论[5-6]一致。表 3 总外阻不变不同组合对双阴极MFC产电性能的影响Table 3. Influence of the combination of total external resistance and invariable resistance onelectricity properties of the dual cathode three-chamber MFC实验编号 电阻/Ω 功率密度/(mW·m−3) 库仑效率/% RA-A RA-O 厌氧阳极 缺氧阴极 好氧阴极 厌氧阳极 缺氧阴极 1 500 500 304.65 48.24 73.62 0.32 0.61 2 400 600 305.74 51.66 77.35 0.34 0.68 3 300 700 304.62 52.32 75.91 0.34 0.75 4 200 800 309.38 50.46 70.56 0.36 0.95 5 100 900 305.53 52.56 65.23 0.39 1.53 | Show TableDownLoad:
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图 7 总外阻不变电阻组合对污染物去除情况Figure 7. Pollutants removal by the combination of total external resistance and invariable resistance由图8可知，当UA-A由(269±4) mV降低至到(113±8) mV时，好氧阴极的功率密度由(73.62±1.14) mW·m−3降低至(65.23±2.11) mW·m−3；当UA-O由(407±5) mV升高至(516±15) mV时，缺氧阴极的功率密度由(73.62±1.26) mW·m−3降低至(65.23±4.24) mW·m−3；厌氧阳极的功率密度由(304.65±3.67) mW·m−3变为(305.19±1.22) mW·m−3，这说明固定总外阻不影响电池的产电能力。
2.4 外阻对双阴极MFC阳极电化学性能的影响
由图9(b)可以看出，空白碳毡没有出现氧化峰，说明碳毡本身不具有氧化性[19]。由图9(b)可知：RA-A固定为200 Ω时，RA-O为200 Ω时，在E=−0.612 V出现电流为1.429×10−2 A的氧化峰；R A-O为600 Ω时，在E=−0.987 V出现电流为6.861×10−3 A的氧化峰；R A-O为1 000 Ω时，在E=−0.479 V出现了电流为1.429×10−3 A的氧化峰。由图9(c)可知：RA-O固定为200 Ω时，RA-O为200 Ω时，在E=−0.649 V出现电流为1.180×10−2 A的氧化峰；R A-O为600 Ω时，在E=−0.938 V出现电流为4.867×10−3 A的氧化峰；R A-O为1 000 Ω时，在E=−0.763 V出现了电流为2.429×10−3 A的氧化峰。由图9(d)可见，总外阻不变，氧化峰的位置基本没有改变(此处只展示RA-A/RA-O为500 Ω/500 Ω的CV图谱)，在E=−0.679 V出现电流为5.869×10−4 A的氧化峰。结果显示，外电阻越高，阳极形成的生物膜上产电活性菌的氧化能力越弱，总外阻不变不影响阳极生物膜的氧化性[20]。
3. 结论
1)连续进水3室双阴极MFC的TN去除率随总外阻的增大而增大。系统的反硝化过程由生物内源呼吸脱氮过程主导，受缺氧室进水COD影响明显。系统的硝化效果随RA-O的增大而增强，反硝化效果随RA-A的减小而增强。
2)连续进水3室双阴极MFC的产电性能随总外电阻的增大而减弱，输出电压、功率密度和库仑效率均有明显的降低。在总外阻不变的情况下，3室双阴极MFC的产电性能不受RA-O和RA-A的影响。
3)循环伏安扫描结果显示，随着总外阻的增大，阳极表面微生物膜的氧化性减弱。在固定总外阻时，调整RA-A/RA-O不会影响阳极表面微生物膜的氧化性。为了提高双阴极三室MFC的脱氮能力，可在降低总外阻的前提上，采用较低 RA-A与较 高 RA-O的外阻组合来实现。
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图 1 SDS投加量对沉积物水解效果的影响
Figure 1. Effect of SDS dosing on the hydrolysis effect of sediment
图 2 反应时间对SDS+复配酶水解沉积物效果的影响
Figure 2. Effect of reaction time on the hydrolysis effect of sediment by SDS+compound enzyme
图 3 温度对SDS+复配酶水解沉积物效果的影响
Figure 3. Effect of temperature on the hydrolysis effect of sediment by SDS and compound enzyme
图 4 pH对SDS+复配酶对沉积物水解效果的影响
Figure 4. Effect of pH on the hydrolysis effect of sediment by SDS+compound enzyme
图 5 复配酶与SDS协同作用对沉积物EPS的影响
Figure 5. Effect of synergistic interaction of SDS+compound enzyme on sediment EPS
图 6 复配酶与SDS+复配酶处理后沉积物EPS荧光光谱变化
Figure 6. Changes in EPS fluorescence spectra of sediment after treatment by compound enzyme and SDS+compound enzyme
图 7 复配酶处理后及SDS+复配酶作用后沉积物表面微观结构
Figure 7. Surface microstructure of sediment treated by compound enzyme and SDS+compound enzyme
图 8 不同投加量SDS处理后沉积物粒径变化情况
Figure 8. Variation of particle size after SDS treatment with different dosage
图 9 不同处理条件下基于OTU的微生物群落Venn图
Figure 9. Venn diagram of OTU-based microbial communities under different treatment conditions
图 10 各组沉积物属水平相对丰度
Figure 10. Relative abundance at genus levels for each treated sediment group
表 1 生物酶基本性质
Table 1. Basic properties of biological enzymes
生物酶种类 酶活性/(U·g−1) 适宜温度/ ℃ 适宜pH 来源 中性蛋白酶 2×105 50~55 6.0~7.0 合肥博美生物科技有限公司 α-淀粉酶 4 000 60~70 6.0~7.0 上海源叶生物科技有限公司
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表 2 微生物alpha多样性指数分析
Table 2. Microbial alpha diversity index analysis
样本 OTUs Chao1 Shannon Simpson 覆盖率 原泥 1 471 2 090 6.52 0.95 0.98 复配酶 (中性蛋白酶:α-淀粉酶=2:3) 791 1 086 4.84 0.88 0.99 SDS+复配酶 (中性蛋白酶:α-淀粉酶=2:3) 1 294 1 934 6.22 0.95 0.98
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