污泥热水解-真菌发酵回收有机物及菌丝纤维的研究

工程7（2021）203研究环境工程-文章污泥热水解-真菌发酵回收有机物及菌丝纤维的研究梁嘉进a，b，李冰a，b，文磊d，李若红a，b，李晓艳a，c，d，李清华深圳国际研究生院污泥餐厨垃圾处理与资源化利用深圳工程研究室，清华大学，深圳518055b清华深圳国际研究生院广东省城市中水回用与环境安全工程研究中心清华大学，深圳518055c清华大学清华-伯克利深圳研究院深圳环境科学与新能源实验室d香港大学土木工程系环境工程研究中心，中国香港阿提奇莱因福奥文章历史记录：收到2020年2020年7月17日修订2020年7月20日接受2020年9月25日网上发售关键词：污水污泥热水解真菌发酵菌丝纤维厌氧消化污泥处理A B S T R A C T废水污泥给许多大城市带来了棘手的环境问题。本研究开发了一种三阶段的污泥处理和减量创新策略，包括热水解、真菌发酵和厌氧消化。在处理期间将温度从140 °C增加到180 °C显著改善了污泥减少和有机物释放效率（p< 0.05，在每个温度下三次重复实验的单因素方差分析（ANOVA））。在140、160和180 °C条件下，经过两次热水解后，污泥的挥发性固体去除率分别为36.6%、47.7%和58.5%，总有机碳（TOC）转化率分别为28.0%、38.0%和45.1%在160 °C下，污泥液中碳水化合物和蛋白质的浓度最高，而由于美拉德反应，在180 °C下处理的腐殖物质的量显著增加（p用尼日尔曲霉对水解的污泥液进行真菌发酵，将废弃的有机物转化为有价值的纤维材料。在140 ° C和160 °C处理的污泥液中，真菌菌丝的生物量分别为1.30和1.27g·L-1，有机转化率分别为24.6%和24.0%。从污泥液体中产生的真菌菌丝可以容易地用于造纸或类似的增值纤维产品。用菌丝纤维制 成 的 纸 张 结 构 致密，强 度 高，抗张强度为10.75 N·m·g-1。将真菌发酵和厌氧消化相结合，在160 °C下处理的污泥液，有机物的综合利用率可达75%以上。©2020 THE COUNTORS.Elsevier LTD代表中国工程院出版，高等教育出版社有限公司。这是一篇CC BY-NC-ND许可下的开放获取文章（http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）中找到。1. 介绍废水污泥是废水处理过程的副产品。在使用活性污泥的城市污水处理厂（WWTP）中，污泥产率系数通常接近0.5[1在传统的活性污泥法中，进水中30%由于其体积巨大、处置成本高、具有攻击性和严重的环境风险，废水污泥已成为一个重大的环境和社会问题，特别是*通讯作者。电子邮件地址：xlia@hku.hk（X.- y. Li）。在大城市里，[5，6]。目前，污泥处理和处置的主要方法包括填埋、焚烧、厌氧消化和土地应用[7]。污泥处理和处置的成本可超过废水处理总成本的50%[8]。污泥脱水性差和污泥缺乏有效利用是废水污泥管理的两个关键挑战[9典型的污水污泥含有丰富的有机和营养物质，包括约40%的蛋白质，14%的碳水化合物和10%然而，目前的处理不能回收污泥中的大量有机和营养资源。因此，必须制定有效和可持续的战略来缓解污泥问题。近年来，热水解作为一种有效的污泥处理方法得到了越来越多的应用。热水解https://doi.org/10.1016/j.eng.2020.09.0022095-8099/©2020 THE COMEORS.由爱思唯尔有限公司代表中国工程院和高等教育出版社有限公司出版。这是一篇基于CC BY-NC-ND许可证的开放获取文章（http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）。可在ScienceDirect上获得目录列表工程杂志首页：www.elsevier.com/locate/engJ. - J. 梁湾，澳-地利湖，加-地Wen et al.工程7（2021）203204可以快速减少污泥，同时提高污泥脱水能力[13]。尽管热水解技术具有许多优点（例如，改进的脱水性、有机物溶解性和微生物灭菌），但仍然必须改进热水解效率并找到产物的更好利用。研究人员已经开发了用于增强污泥热水解的各种手段，例如优化操作条件（例如，温度、停留时间和固体含量）和添加化学品[14，15]。多次热水解处理将提高有机物溶解的总体效率[16]。然而，很少有研究考察多重热水解在多大程度上能促进污泥减量和物质释放，更不用说考察热水解产物的生物降解性和用途。用于甲烷生产的厌氧消化是回收和利用污泥水解有机物的最流行技术，并且已通过Cambi热水解工艺（THP）和BioThelys技术被WWTP采用[8，17]。全规模污水处理厂的运行经验表明，污泥的热水解使沼气的净发电量增加了20%以上[17，18]。然而，近年来由于全球天然气产量大幅增加，沼气的市场价值不断下降。因此，探索资源回收的替代战略是明智的，例如，将污泥中的有机碳转化为其他更有价值的产品。与厌氧消化相比，真菌发酵可以产生大量的真菌菌丝。菌丝快速生长并相互连接以形成可以容易地从悬浮液中收集的纤维的三维（3D）网络[19]。这种真菌在污泥液体中的生长将废有机碳转化为有价值的纤维材料。真菌菌丝可用作制造各种功能性产品（如纸张、纺织品、生物吸附剂、催化剂载体和用于储能的碳电极）的原微纤维[20此外，这些生物材料是可持续的、生物相容的和可生物降解的，因此吸引了越来越多的研究关注[23]。此外，热水解污泥的上清液已被完全灭菌，具有非常高的有机含量，可用作专门设计的真菌发酵的合适底物。然而，据我们所知，以前的研究还没有将真菌发酵应用于污泥液体以产生菌丝纤维用于有机回收和利用。这项研究开发了一种新的集成的热水，污泥的分解和污泥液的真菌发酵，以减少污泥和回收有机资源。综合评价了热水解工艺各循环的污泥减量、脱水性能、有机物释放、污泥液及处理后污泥的特性在常规使用水解产物进行厌氧消化之前，将真菌发酵应用于污泥液体以诱导菌丝生长并产生增值的超细纤维材料。研究了真菌发酵的效果和性能，并对产品的性能进行了表征。2. 材料和方法2.1. 实验材料从中国深圳的一个全面规模的城市污水处理厂定期获得废水污泥。污水处理厂采用二级活性污泥法，不进行初级沉淀，污泥样品为从二次沉淀池。原污泥的典型特性总结在表1中。真菌发酵工艺使用购自中国典型培养物保藏中心（CCTCC）的尼日尔（CCTCC AF 2014010）。尼日尔以其环境适应性强、菌丝生长旺盛、易形成菌丝球而闻名。2.2. 废水污泥的热水解处理废水污泥的热水解是在一个内部容积为1.0 L（GSA-1; Senlong，中国）。对于每次处理，将600 g污泥混合物置于反应器中。温度程序如下：从室温预热至100 ℃，保持1小时，然后依次加热至预设的最终温度并保持1小时。根据其他人先前报道的热水解处理条件，选择1 h的停留时间，以获得令人满意的污泥减少和有机物回收结果[24在加热过程中，反应器中的污泥通过以（200 ± 2）转/分钟（rpm）的搅拌持续混合。在热水解处理后，将冷凝水快速泵入反应器中进行快速冷却，在3分钟内将温度降至50 °C以下。然后打开反应器并自然冷却。先前的研究表明，4000 rpm的条件可以通过离心从污泥中去除游离水，而结合水的去除需要更严格的条件和更高的能量输入[27]。将污泥混合物以4000 rpm离心10 min进行对废水污泥进行两个循环的热水解处理，并在每个循环后评估从污泥中回收有机物的潜力。在第一次热水解处理循环和随后通过离心对污泥进行脱水之后，将去离子（DI）水加入到脱水的污泥中，直到其再次达到600 g的重量，然后在第二次处理循环之前将污泥混合物重新悬浮。第二次热水解循环的温度程序是从室温加热到预设的最终温度，并保持1小时。在热水解之后，通过在反应器内水冷来冷却反应器。3分钟后，离心污泥，收集上清液。第一次和第二次热水解循环后的污泥混合物被命名为TH1污泥和TH2污泥。测试了三个最终温度，即140、160和180 °C，用于污泥的热水解。污水污泥两循环热水解处理及污泥上清液生物利用示意图表1对典型污泥混合特性进行了实验研究。参数值总固体含量（g·L-1）64.39 ± 4.16总挥发性固体（TVS）含量（g·L-1）37.68 ± 2.03总化学需氧量（TCOD）（g·L-1）52.24 ± 0.71总有机碳（TOC）（g·L-1）18.96 ± 0.74pH 6.96 ± 0.02灰分（干重%）41.40 ± 0.81碳（C）（干重%）30.24 ± 0.33氢气（H）（干重%）5.10 ± 0.07N（干重%）4.42 ± 0.09硫（S）（干重%）0.70 ± 0.03P（干重%）1.84 ± 0.02J. - J. 梁湾，澳-地利湖，加-地Wen et al.工程7（2021）203205··见附录A中的图S1。对于每个温度和处理循环，对每个污泥样品进行一式三份的热水解处理。处理后的污泥和上清液的分析包括体积，重量，和各种物理和化学参数，如固体含量，有机浓度，有机组成，和分子量分布。还评价了污泥样品的脱水能力。在污泥的热水解过程中特定组分的释放效率使用以下等式确定：根据标准方法（参见参考文献[28]）测定（NH4+用pH计（PHB-4;INESA ， 中 国 ） 测 量 溶 液 pH 。 用 总 有 机 碳 分 析 仪 （ TOC-L;Shimadzu，Japan）测量总有机碳（TOC）和总氮（TN）的浓度。按照苯酚-硫酸法，使用葡萄糖作为标准品测定碳水化合物含量蛋白质和腐殖酸含量采用改良的Lowry方法进行分析[30]。有机产物在反应器转换效率%Vs·Cs百分百将来自热水解1公司简介通过凝胶渗透色谱法（GPC）（GPC-20 A; Shimadzu，日本）测量。元素分析（碳（C），氢（H），其中Vs（L）表示通过离心从污泥中除去的上清液的体积，Cs（g L-1）表示上清液中的化学浓度，M（g）是每次处理前的污泥混合物的总量（600 g），TS（wt%）是污泥混合物的固体分数，Xi（干重%）是污泥中化学组分（基于干重）如有机碳的比例。根据以4000 rpm离心10min后脱水污泥的含水量评价污泥混合物的脱水性。使用以下公式计算热水解和离心脱水后污泥的减容氮（N）和硫（S））。为了测定原料和处理过的污泥的灰分含量，在分析之前，将干燥样品在575 °C下在燃烧炉中点燃4小时。采用傅里叶变换红外（FTIR）光谱法分析了热水解处理后污泥化学结构特征的变化，遵循先前研究中描述的方法[31]。使用扫描电子显微镜（SEM）（Supra 55 Sapphire; Carl Zeiss Microscopy GmbH，Germany）检查真菌菌丝和纸制品的形态。体积缩小效率Vi -VsVi百分百ð2Þ在本研究中，对每种处理条件进行了一式三份的热水解、真菌发酵和厌氧消化实验。每个参数的测量值-其中Vi（L）是离心前污泥混合物的体积。2.3. 真菌发酵污泥经热水解处理后的上清液用作真菌发酵的有机基质在真菌发酵实验之前，将污泥上清液以12 000 rpm离心10 min以进一步去除所有颗粒物质。这样做是为了能够更准确地测量发酵过程中真菌产生的量。将90毫升上清液置于250毫升锥形瓶中。在121 °C下灭菌30分钟后，将5mL的尼日尔真菌发酵实验在28°C的培养箱中用150rpm的振荡器进行长达7天对每个上清液样品进行三次重复发酵 在真菌发酵结束时，用0.45 μ m膜过滤器收集所有的尼日尔曲霉菌丝体颗粒，并在105 ℃下干燥后测量真菌生物质的量。利用真菌发酵后液体中的有机物和营养物浓度来计算有机物的减少和利用效率以及真菌的生物量产量。然后将收集的菌丝体此外，还对真菌发酵后的液体进行了进一步厌氧消化，以测试其产气潜力菌丝造纸和厌氧消化试验的详情见附录A（厌氧消化用种子污泥的特性见附录A表S1）。2.4. 分析方法在分析液相组分之前，通过玻璃纤维膜（孔径：0.45μ典型参数包括TCOD、COD、TP、氨氮等样品的测试也以技术上的一式三份进行。采用SPSS（v 17.0）（IBMCorp，USA）软件进行单因素方差分析（ANOVA），统计分析了热水解条件对污泥减量、真菌发酵和厌氧消化结果的影响。对于统计检验，认为p值小于0.05具有显著性3. 结果和讨论3.1. 污泥的热水解有机物通过热水解有效地处理了废污泥在两个热水解循环之后的污泥上清液的液相性质示于图1中。由于污泥的复杂性质，预期热水解反应会产生各种各样的产物TOC的一次总参数用于表示上清液中的有机物含量，并且使用等式（1）计算从污泥释放有机物的效率（一）.对于第一次热水解循环，有机物释放效率随着反应温度从140 °C增加到180 °C而显著增加（p0.05）。TH1滤液的平均TOC浓度分别为5 590，7 548，在140、160和180°C下，污泥中有机碳的转化率分别为20.1%、27.8%和34.1%。TH2滤液的有机物转化效率或释放的有机物量显著低于TH1滤液（p< 0.05），尽管额外溶解的TOC仍随反应温度升高而增加（图11）。 1（b））。对于污泥中的复杂有机物，在热水解处理的1 h左右，腐殖物质等有机物将难以溶解对于富含生物质的污泥，大多数纤维素组分如细胞壁不会被水解和溶解。此外，在热水解过程中还会发生一系列的副反应，包括脱水，脱氢，脱羧，×ð ÞJ. - J. 梁湾，澳-地利湖，加-地Wen et al.工程7（2021）2032064··4····Fig. 1.热水解温度和处理周期对污泥中有机物释放的影响，有机物转化效率如下：(a)所获得的污泥液体样品的照片，和（b）污泥液体样品的TOC浓度和基于原污泥的相关转化率。TH 1：热水解处理的第一循环; TH 2：热水解处理的第二循环。（b）中条形上方的不同字母表示不同处理之间的显著差异（p0.05）。脱羰和缩聚。FTIR分析结果表明，这些反应导致污泥中有机物发生这些因素限制了固体有机物在热水解过程中向可溶性有机物的转化，并且随着热水解的循环，有机物溶解的难度增加。在两个循环的污泥热水解后，对于140、160和180 °C的热反应，平均而言，饱和有机转化效率分别为28.0%、38.0%和45.1%。因此，温度显然是影响污泥中有机物释放效率的关键因素。因此，污泥的TS含量和挥发性固体（VS）含量在热水解处理后显著降低（附录A图S2）。在140、160和180 °C下，用TH 1污泥实现的平均TS减少效率分别为15.8%、21.2%和28.3%，而与原料污泥相比，VS减少达到26.0%、34.4%和45.8%。第二次热水解循环后，在140、160和180 °C下处理的饱和VS降低率分别为36.6%、47.7%和58.5%。这些结果表明，污泥的热水解提供了诸如改善污泥脱水性，减少污泥体积，和溶解固体有机物用于进一步发酵和利用。另一方面，热水解会增加污泥处理成本和能耗。然而，通过在大规模应用中通常实践的热交换，可以有效地减少加热能量需求。此外，通过厌氧污泥消化产生沼气，可以实现污泥处理过程的净能量输出[26]。还分析了不同热水解条件下污泥中TP、TN和NH+在140 °C下处理的TH 1滤液记录到最高TP浓度（52.5mg L-1）。本研究中释放的TP量远低于先前一些研究中报告的TP浓度，这些研究发现TP浓度高达500 mg L-1[32]。在140 °C下，经过两次热水解循环后，污泥中只有4.5%的TP溶解到上清液中。然而，这项研究的结果与之前的报道相似，即热水解后污水污泥中的TP溶解度相当低（1.5%）[33]。有趣的是，与TOC释放的趋势不同，TP释放效率随着热水解温度的升高而降低。Brooks [34]注意到TP释放效率的类似趋势，即当反应温度超过130 °C时，溶解的TP量减少。从污泥中释放到上清液中的低TP可能是由于反应器中钙和镁与磷酸盐的沉淀[33，35]。对于氮的释放，随着温度的升高，上清液中TN和NH+ 在第一次热水解循环中，当反应温度从140 °C升高到180 °C时，TH 1滤液的TN浓度从1585mg L - 1升高到2812 mg L-1。在140 ° C、160 ° C和180 °C条件下，经过两次热水解循环后，污泥中TN的累积转化率分别达到53.8%、71.5%和84.2%。反应温度的升高导致蛋白质的水解增加，180 °C时水解污泥上清液中蛋白质浓度（3272 mg· L-1）低于160 °C时的蛋白质浓度（4084 mg· L-13.2. 液相产物污泥在热水解过程中，随着微生物细胞、胞外聚合物（EPS）等有机物的解体和降解，污泥中的大部分有机物转化为有机聚合物和大分子物质。在不同的热水解条件下，释放到污泥液相中的代表性产物如碳水化合物、蛋白质和腐殖物质如图2所示。在140、160和180°C下处理的TH 1滤液的碳水化合物浓度分别达到1741、2117和1672mg L-1与碳水化合物类似，在160°C下也记录到蛋白质的最高浓度（4084 mg L-1）。从污泥中释放的可溶性有机物，包括碳水化合物和蛋白质，可以为微生物生长提供营养基质[36，37]。与两个热水解处理周期中总有机物释放的趋势一致，第二个热水解处理周期中溶解的碳水化合物和蛋白质腐殖物质具有混合的脂肪族和芳香族结构，可能包括羰基、醇基、酚基、烯醇羟基和羧基[38]。污泥中腐殖物质的溶出受热水解过程温度的强烈影响腐殖酸浓度随着温度的升高而增加，从2366 mg L- 1增加到9323 mg L-1，尤其是第一个周期。在180 °C处理的上清液中，腐殖类物质是主要的有机组分。事实上，J. - J. 梁湾，澳-地利湖，加-地Wen et al.工程7（2021）203207图二.热水解温度和处理周期对污泥中可溶性碳水化合物、蛋白质和腐殖物质释放的影响。条形上方的不同小写字母表示不同处理之间的显著差异（p0.05）。黑色，并且当在180 °C下处理时具有令人不快的气味。同时，随着腐殖酸 浓 度 的 增 加 ， 在 180 °C 下 ， 碳 水 化 合 物 （ p0.05< ） 和 蛋 白 质（p0.05<）含量与160 °C下的处理相比显著降低。已经认识到，在高温下，在碳水化合物或蛋白质或两者之间发生美拉德反应，其产生Amadori化合物或类黑精[10，14]。类腐殖物质具有比碳水化合物和蛋白质类型的有机物低得多的生物降解性。很明显，在高温下获得的热水解产物，如腐殖物质和美拉德产物，将不容易被微生物过程吸收和利用换句话说，污泥在高温下的热水解（例如，180 °C）对于有机利用和回收的预期目的是不利的。分析了处理后污泥上清液中有机产物的分子量分布。GPC方法的结果显示，上清液主要是分子量小于1 kDa的小分子，其次是1 - 10kDa的小分子。先前对热液化后厌氧污泥液相产物分子大小的研究略大于此，范围为10至40 kDa[39]。 本研究中在不同热水解条件下获得的污泥上清液的MW分布显示出很小的差异，这表明聚合物和大分子（例如，在140 °C或更高的温度下，通过热水解可以分解污泥中的蛋白质和碳水化合物。3.3. 真菌发酵及菌丝产物在140 °C或更高的热水解温度下，处理可以实现污泥的完全微生物灭菌。富含有机物的污泥液为真菌发酵提供了合适的培养基。换句话说，这将为合适的（灭菌的）底物提供有利的条件，以使得有目的地计划的纯培养物发酵能够产生更有价值的产物。真菌菌丝是一种比厌氧消化产生的沼气更有价值的生物纤维材料。考虑到潜在的经济效益，在常规厌氧消化之前，首先将真菌发酵应用于水解污泥液，以获得更多的附加值产品。在此，通过热水解产生的污泥的上清液或滤液用于发酵真菌尼日尔曲霉。成功实现了真菌生长，并在上清液中观察到真菌菌丝的菌丝体颗粒（图4）。最高的真菌生长率图三. 不同条件下污泥热水解后上清液中液相产物的分子量分布。J. - J. 梁湾，澳-地利湖，加-地Wen et al.工程7（2021）203208·使用在140 ° C和160 °C下处理的污泥的TH 1滤液实现;真菌生物质浓度为1.30和1.50。1.27 g L~（-1）。对于这两种处理条件，用于真菌生长的TH1滤液的相应有机转化率分别为24.6%和24.0%。因此，水解污泥上清液中近四分之一的废弃有机碳转化为真菌生物质。虽然在180 °C条件下获得的THl滤液具有比在140 °C下获得的更高的有机物含量（参见图1）。 图 1），真菌生长量明显低于对照组（p0.05<）。在180 °C下获得的污泥液中的高腐殖酸含量明显阻碍真菌的生长。结果表明，溶液中有机基质的组成对真菌的生长有显著的影响，超过180 °C的污泥热水解不利于污泥液的真菌发酵。由于有机底物的供应减少，从第二次热水解循环（140和160 ℃）获得的上清液中真菌生长量明显低于第一次循环（p <0.05）。尽管如此，这些样品的真菌生长的有机转化率仍然超过20%。真菌生物量产量分别为0.87和0.69克对于经处理的污泥的TH 1滤液，每克降解的有机碳产生的生物量（g-生物量/g-C降解分别在140和160 °C下。如附录A图S3所示，使用葡萄糖和蛋白胨（这是真菌发酵的更理想底物）的试验在类似条件下产生的生物量浓度为2.08 g·L-1，真菌生物量产量为0.90 g-生物量/g-C降解。因此，通过污泥上清液的真菌发酵产生的生物质浓度可以达到使用基于葡萄糖的生长培养基产生的量的60%以上。这表明，通过热水解处理污泥，然后进行真菌发酵以使真菌菌丝生长，可以是将废有机物转化为有价值的有机产品的有效策略。在真菌发酵过程中，真菌菌丝从约1 mm的小斑点增殖成直径为3-5mm的大菌丝体颗粒（参见图1）。图5）。SEM图像显示菌丝球具有纤维状结构。菌丝纤维相互缠绕形成紧密的三维网络，具有稳定性好、比表面积大等特点。 从真菌发酵中收集的菌丝可以为增值产品提供高质量的纤维材料真菌见图4。在不同温度下进行两个循环的热水解处理后的污泥上清液在7天后的真菌发酵性能。(a)在不同的污泥液体中生长的真菌菌丝球的照片;（b）悬浮液中尼日尔曲霉的生物质浓度（真菌生长条件：在28°C和150 rpm的培养箱振荡器中7天）。（b）中条形上方的不同字母表示不同处理之间的显著差异（p0.05）。图五、在污泥液体的真菌发酵后收集的真菌菌丝及其纸状产品的形态：（a，b）通过SEM观察的真菌菌丝的菌丝球的概况，（c，d）真菌菌丝的3D网络结构的SEM图像，（e）真菌菌丝的悬浮液，以及（f）由菌丝纤维制成的不同厚度的纸或泡沫。J. - J. 梁湾，澳-地利湖，加-地Wen et al.工程7（2021）203209········菌丝可用于制造纸张、包装和填充材料，或用作碳纤维的原始基质 图 5（e）和(f)显示了从污泥上清液中收集的真菌菌丝制成的纸。利用真菌菌丝的造纸过程可以参考典型的造纸过程，其主要包括菌丝收集、除菌、造纸、压榨和干燥（参见图1）。附录A图S4）。作为一个实例，所生产的菌丝纸具有104.2g m-2的克重。纸张在SEM下显示出致密的纤维微观结构（附录A图S5），纸产品的代表性物理特性列于附录A表S3中。菌丝纸的环压强度为2.59 N m g~（-1），拉伸强度为10.75 N m g~（-1）.该纸页可以很好地弯曲和折叠，表现出优异的机械性能。通过改变所用菌丝纤维的量，可以控制纤维产品的厚度以生产用于不同需求的纸张或软泡沫。利用真菌菌丝体造纸是一种环境友好的转化和回收废水污泥中有机碳的方法，可用于生物合成和高附加值产品的制造。除了正常使用外，菌丝纸还可用于生产高价值的碳纤维或用作氮掺杂电极材料的富氮前体[22]。真菌发酵用于厌氧消化以产生沼气。对于在140、160和180°C（第一循环）下处理的污泥的剩余上清液，总生物气产量分别为302.9、312.3和298.1mL/g COD（附录A表S4）。结果表明，真菌发酵后的剩余上清液仍然可以通过厌氧消化产生沼气。总的来说，通过生物发酵过程的两个步骤，即真菌发酵（24.1%）和厌氧消化（51.4%），在160 °C下通过热水解处理的污泥上清液的总有机利用率达到75%以上（附录A图1）。S6）。采用热水解、真菌发酵、厌氧消化的污泥处理策略，可有效实现污泥减量化和废物有机化利用。如图S6所示，来自水解的污泥液（160 °C）的菌丝纤维和沼气的产量可以分别达到每千克干污泥14.32g和62.5L（约48.0g）。尽管来自常规厌氧消化的生物气的产率（在160 °C下每千克干污泥78.1 L或60.0 g）更高，但厌氧消化之前的菌丝纤维生长将产生有价值的纤维产物（例如，值约为的纸张$20 USD kg-1）或用于更昂贵的功能材料的高质量前体（例如，市场价值超过70美元/kg的碳纤维）。这种有机碳回收途径将比生物气生产为产品增加更多的价值（即，价值相当于0.2美元/千克或更低的甲烷以处理1t含水率为80%的湿污泥为例，采用先真菌发酵后厌氧消化的路线，2.86结果表明，厌氧消化可获得12.0kg沼气（约70%甲烷），而菌丝纤维可获得9.6kg沼气（约70%甲烷）。初步经济分析表明，这种新工艺的潜在效益可高达58.54美元/吨湿污泥，远远高于厌氧消化工艺（1.68美元/吨湿污泥）。尽管如此，仍需开展进一步研究，以证明污泥处理和资源回收综合系统的长期运行和成本效益。3.4. 处理后污泥的特性及改善污泥脱水性能的研究对两次循环热水解处理后的污泥进行了固相分析，并与原污泥进行了比较作为如附录A图S7所示，几乎所有有机元素（包括C、H、N、S和氧（O））在热水解后均减少，而灰分含量增加[14]。在160°C下进行第一次热水解处理后，灰分的百分比从41.5%增加到51.3%，并且在第二次处理后进一步增加到56.2%温度的升高导致污泥固相中挥发性物质的有人认为，H/C和O/C摩尔比可能提供有关有机物在热水解过程中的反应途径的信息[40，41]。污泥的H/C摩尔比在2.0左右，并且通过热水解处理没有很大改变。相比之下，在140、160和180°C下处理后，TH 1污泥的O/C摩尔比分别从0.45（原污泥）降低至0.41、0.41和0.32 低O/C摩尔比可归因于处理过程中的脱羧反应[42]，这在180 °C下似乎更显著。利用FTIR对污泥进行了进一步分析，研究了污泥在热水解后有机官能团的变化。在附录A图中给出的FTIR光谱中，S8，3421 cm-1处的典型峰归属于-OH伸缩振动[43]。随着热水解温度的升高和处理次数的增加，-OH的强度在2922和2852 cm-1处的两个峰分别归因于亚甲基的不对称和对称脂肪族-CHx的峰这与Wang和Li[10]的结果一致，他们发现脂肪族化合物在热水解后的相对强度变强在热水解处理后，在1654和1560 cm-1处记录到相对强度的降低这两个峰分别对应于酮和酰胺基团中-C=O的伸缩振动结果表明，污泥在热水解过程中发生了脱羧反应，这与污泥中O/C比值的变化和液相中大量腐殖物质的存在相一致。在1458 cm-1处的芳香C=C和在913 cm - 1处的芳香这些变化表明，污泥在热水解过程中经历了碳酸化和芳构化，特别是在高温和多次处理后[44]。在1406cm-1处记录到相对FTIR强度的降低，这归因于亚硝酸盐中的这显然是由于微生物细胞中的蛋白质和氨基酸溶解到液体溶液中，导致N-O吸光度降低。在1032 cm-1附近的强宽带归因于C-O-R（R：不同的取代基，如脂肪醚和醇）和-Si-O伸缩的叠加在升高的热水解温度和增加的处理循环次数下，峰变宽，这可能是由于有机化合物的溶解导致C-O-R基团的减少污泥中的磅热水解处理后污泥的脱水性能显著提高（p0.05）. 污泥经简单离心脱水后的固体含量在4000 rpm下搅拌10 min后，比较两种方法的结果（图6）。对于原废水污泥，脱水是困难的，并且脱水污泥具有13.4%的固体含量。相比之下，对于在140、160和180 °C下的处理，脱水的TH 1污泥的固体含量分别增加至16.7%、18.1%和18.9%。相应地，在140、160和180 °C的情况下，离心后热水解污泥的体积减少效率分别达到69.8%、72.8%和73.2%（附录A图 S9）。与原污泥相比，J. - J. 梁湾，澳-地利湖，加-地Wen et al.工程7（2021）203210见图6。通过热水解处理的污泥离心脱水后的固体含量。不同的英文字母表示不同治疗之间的显著差异（p0.05）。在相同的离心条件下，热水解处理使污泥的体积减少率提高了35%~41%。对于高于160 °C的热水解温度，随着热温度的增加，污泥脱水性和体积减少的改善变得微不足道，这表明160 °C足以达到污泥脱水的目的。这些结果与之前的报告一致，即有效脱水污泥需要高于150 °C的阈值温度[14]。除填埋外，据报道，热水解后的脱水污泥可通过高固体厌氧消化转化为沼气，或通过堆肥转化为生物固体肥料，用于有益的土地应用[46-48]。对于土地应用，污泥不需要化学稳定化过程，而化学稳定化过程通常必须在没有热水解的情况下应用于污水污泥。总的来说，160 °C显然是废水污泥热水解的最佳温度，以改善污泥脱水性并从污泥中回收可用的有机资源。4. 结论本研究开发了一种创新的污泥处理策略，包括热水解，真菌发酵和厌氧消化，以实现污泥减量，资源化和脱水性能的改善。在160 °C条件下，经过两次热水解后，污泥的总VS去除率和TOC转化率分别达到47.7%和38.0%。利用尼日尔曲霉进行真菌发酵，将污泥液中近四分之一的有机废物转化为菌丝纤维或有价值的纤维产品。菌丝纤维抄造的纸张结构致密，强度高，是一种高附加值产品。将真菌发酵菌丝纤维和厌氧消化产沼气相结合，对热水解处理后的污泥液进行有机物综合利用，总利用率可达75%以上。对水解后的污泥液进行真菌发酵后再进行厌氧消化，其潜在的经济效益远大于单纯厌氧消化。这些发现为污泥处理提供了一种新的方法，该方法将热水解和真菌发酵相结合，以实现有效的污泥减量化和废物有机化。确认本 工 作 得 到 了 深 圳 市 政 府 科 技 创 新 委 员 会 的 支 持 （ JCYJ20170307153821435和JCYJ 20180508152004176），国 家 自 然 科 学 基 金 委 员 会 （ 51678333 ） 、 香 港 政 府 研 究 资 助 局（17261916，T21-711/16 R）和深圳市发展和改革委员会（城市中水回用与环境安全项目）。遵守道德操守准则Jia-jin Liang、Bing Li、Lei Wen、Ruo-hong Li和Xiao-yan Li声明他们没有利益冲突或财务冲突需要披露。附录A.补充数据本文的补充数据可在https://doi.org/10.1016/j.eng.2020.09.002上找到。引用[1] WeiY，Van Houten RT，Borger AR，Eikelboom DH，Fan Y. 废水生物处理中剩余污泥产量的最小化。水研究2003;37（18）：4453-67.[2] 富兰克林LB。废水工程：处理、处置和再利用。第3版，纽约：McGraw-Hill;1991年。[3] Tasca AL，Puccini M，Gori R，Corsi I，Galletti AMR，Vitolo S.污水污泥的水热碳化：工艺苛刻度、水热炭特性和环境影响的批判性分析。废物管理2019;93：1-13。[4] Cornel P，Schaum C.从废水中回收磷：需求、技术和成本。水科学技术2009;59（6）：1069-76.[5] 陈永德，白胜，李荣，苏刚，段晓，王胜，等。厌氧消化污泥磁性生物炭催化剂的制备、应用及环境影响。环境国际2019;126：302-8。[6] 陈平，安德森E，艾迪M，张R，程Y，彭P，等。有机固体和液体废物生物精炼的突破性技术。工程2018;4（4）：574-80。[7] Zhang Q ，Hu J，Lee DJ ， Chang Y ，Lee YJ. 污 泥处 理： 当 前的 研究趋 势。Biologyour Technol2017;243：1159-72.[8] Hii K，Baroutian S，Parthasarathy R，Gapes DJ，Eshtiaghi N.污泥处理中的湿式氧化和热水解技术综述。BiologyourTechnol 2014;155：289-99.[9] 陈S，董B，戴X，王红，李N，杨D. 热水解对污泥厌氧消化中氨基酸代谢的影响。 废物管理2019;88：309-18。[10] 王磊，李A. 水热处理与机械升温脱水相结合的剩余污泥脱水性能及产品特性。 水研究2015;68：291-303。[11] 徐春，陈伟，洪军。中国城市污泥处理的生命周期环境经济评价。J Clean Prod2014;67：79-87.[12] Nan G，Nan G，Nan G.超临界水中油酸在负载型金属催化剂上的气化：氢的产生和产物分布。Int J Hydrogen Energy 2011;36（8）：4830-42.[13] 赵鹏，陈华，葛S，吉川康. 水热预处理对降低污泥燃烧NO排放的影响。应用能源2013;111：199-205.[14] 李春，王X，张刚，于刚，林军，王Y.污水污泥的水热和碱性水热预处理加厌氧消化用于脱水和沼气生产：实验室规模研究和中试规模验证。水研究2017;117：49-57。[15] Neyens E，Baeyens J.热污泥预处理工艺改善脱水性能的综述。J Hazard Mater2003;98（1-3）：51-67.[16] 杨文，李文.控制水热反应途径以提高碳水化合物生物质的乙酸生产。环境科学技术2005;39（6）：1893-902。[17] TyagiVK，Lo SL. 污泥：一种废物或可再生能源，用于能源和资源回收。RenewSustain Energy Rev2013;25：708-28.[18] 吴伟杰，王晓刚，王晓刚.污水污泥处理方案的环境和经济评估。资源保护与回收2004;41（4）：255-78.[19] 卢河菌丝是如何生长的？真菌加压生长的生物物理学。Nat Rev Microbiol2011;9（7）：509-18.J. - 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