目前,約 80%的世界能源供給依靠化石能源。在有機廢水處理的過(guò)程中,既可以去除污染物,又能夠回收生物氣的技術(shù)越來(lái)越受到青睞。廢水厭氧發(fā)酵處理過(guò)程具有去除污染物和回收生物氣的雙重作用,可回收利用的生物氣主要為甲烷和氫氣。pH 值是污水厭氧處理系統中最重要的參數之一,它會(huì )影響到系統微生物的活性、營(yíng)養的攝取和產(chǎn)氣性能。厭氧發(fā)酵在實(shí)際運行過(guò)程中,常需要投加大量堿性物質(zhì)以維持較高的堿度和適宜 pH 值(7. 0 左右) ,這會(huì )增加運行成本。有文獻報道一些耐酸產(chǎn)甲烷細菌(如Methanobacteriaceae、Methanomicrobiales 和 Methanosarcinaceae)能在 pH 為 4. 4 的條件下存活,TAC-ONI 等也曾報道由于產(chǎn)甲烷細菌對酸性條件的適應,當產(chǎn)甲烷系統 pH 從 7. 0 下降到 4. 5 時(shí),與對照組相比,系統產(chǎn)甲烷活性增加了 30% 。如果能在較低的 pH 條件(如 pH 低于 4. 5)進(jìn)行厭氧發(fā)酵以處理有機廢水,可減少堿性藥劑的投加量從而節約運行成本,也能拓寬厭氧處理工藝的應用領(lǐng)域。在厭氧發(fā)酵過(guò)程中,較高的有機負荷容易造成有機酸的大量積累,引起 pH 值大幅度下降,嚴重影響發(fā)酵性能,這一現象在厭氧發(fā)酵系統中被稱(chēng)為“酸化”。
研究發(fā)現,厭氧發(fā)酵系統酸化會(huì )引起 pH 下降、產(chǎn)氣速率下降、COD 去除率降低,嚴重時(shí)會(huì )引起整個(gè)系統崩潰。在低 pH 值厭氧發(fā)酵系統也會(huì )出現酸化現象,而目前針對酸化的研究主要為中性 pH 厭氧發(fā)酵系統,對低 pH 厭氧發(fā)酵系統中酸化的研究對實(shí)際應用具有指導意義。
本文利用已經(jīng)培養出顆粒污泥的厭氧內循環(huán)反應器( anaerobic internal circulation reactor,AICR) ,通過(guò)提高有機負荷使系統出現酸化,在此過(guò)程中研究了酸化前后反應器運行參數的變化以及酸化后的厭氧顆粒污泥中微生物的組成情況,旨在探明酸化對低 pH 值厭氧系統的危害,為實(shí)際厭氧污水處理系統提供借鑒。
1 實(shí)驗材料和方法
1. 1 實(shí)驗裝置
實(shí)驗裝置如圖 1 所示,采用自制的 AICR。 此反應器由有機玻璃制成,反應器外壁纏繞電熱絲和保溫層以加熱保溫,通過(guò)溫控儀將反應器內溫度控制在(37 ± 1)℃。
反應器下部為反應區、上部為污泥回流區和污泥沉淀區。 反應區和反應器頂部分別各設氣-液-固三相分離器。 反應器總容積為 10. 2 L(其中,反應區容積為 3 L,沉淀區容積為 2. 2 L,回流區容積為5 L) 。
廢水從反應器底部進(jìn)入,首先進(jìn)入下部反應區,反應區內有培養成熟的顆粒污泥床層。 廢水中 COD在此降解,同時(shí)產(chǎn)生生物氣。 氣、水和顆粒污泥在反應區頂部的三相分離器進(jìn)行初次分離后,大部分顆粒污泥被截留在此區。 少部分被出水和氣體攜帶而出,隨混合液進(jìn)入上部的污泥回流區,污泥回流區頂部還有一個(gè)三相分離器,進(jìn)行氣、固、液的進(jìn)一步分離。 顆粒污泥由沉淀區返回反應區,氣體經(jīng)水封瓶和流量計后可回收利用。 處理后出水進(jìn)入后續反應器。
1. 2 污泥接種與底物
接種污泥取自實(shí)驗室長(cháng)期運行的厭氧反應器中的顆粒污泥。 接種體積、混合液懸浮固體(MLSS)濃度和混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)濃度分別為 5L、65. 71 g·L - 1和 62. 81 g·L - 1。
實(shí)驗進(jìn)水為模擬制糖廢水,進(jìn)水 COD 見(jiàn)表 1,加入適量的氮源(尿素)和磷源(磷酸二氫鉀)調節COD ∶ N ∶ P 的比例約為 700 ∶ 5 ∶ 1,按需投加 NaHCO3以調節系統 pH 值,加入適量微量元素液以滿(mǎn)足微生物正常生長(cháng)代謝需求,微量元素溶液的組成為7. 38 mg·L - 1MnSO4 ,5 mg·L - 1NiCl2 ,0. 07 mg·L - 1(NH4 ) 6 Mo7O24 ,17 mg·L - 1K2 HPO4 ,13 mg·L - 1KI,4. 92 mg·L - 1FeSO4 ,40. 66 mg·L - 1MgCl,2. 1 mg·L - 1CoCl2 ,4. 88 mg·L - 1CuSO4 ,0. 84 mg·L - 1(CH3COO) 2 Zn。
表 1 反應器在不同時(shí)間的實(shí)驗參數
1. 3 實(shí)驗方案
培養出顆粒污泥的厭氧發(fā)酵系統,穩定運行 115 d 后,在其他條件不變的情況下,提高進(jìn)水 COD 濃度。 容積負荷從 29. 4 kg·(m3·d) - 1逐步增加到 58. 8 kg·(m3·d) - 1。
在第 231 天,系統 pH 突然降低至 4. 0 以下,出水堿度低于 400 mg·L - 1,液相末端產(chǎn)物(揮發(fā)性有機酸和乙醇)與堿度的比值大于 10,即認為系統處于過(guò)酸化狀態(tài),受到酸化沖擊。 酸化后,通過(guò)增加堿的投加量進(jìn)行系統酸化后的恢復。為分析酸化后系統微生物種群結構,在酸化后(第 245 天)采集污泥樣進(jìn)行高通量測序。
1. 4 分析方法
堿度( alkalinity) 、COD、MLSS 和 MLVSS 的測定參照標準方法,pH 和氧化還原電位(ORP)采用便攜式多參數測定儀( pH / Oxi 340i,德國,WTW)測定,反應產(chǎn)生氣體體積用濕式氣體流量計測量。
氣體體積分數由配有 TCD 檢測器的氣相色譜( GC2088ITF,成都,成都儀器廠(chǎng))檢測,內裝 PorapaKQ柱。 熱導檢測器、汽化室溫度和柱溫分別為 100、70 和 50 ℃。 以氮氣作為載氣,載氣流量為 30 mL·min - 1�？偖a(chǎn)氣速率( total biogas production rate)計算:日產(chǎn)氣量(以物質(zhì)的量計)除以反應器反應區體積。氫氣產(chǎn)率( hydrogen production rate)由總產(chǎn)氣速率乘氫氣體積分數得到。 甲烷產(chǎn)率( methane productionrate)由總產(chǎn)氣速率乘甲烷體積分數得到。
揮發(fā)性有機酸(VFAs)和乙醇由配有 FID 檢測器(GC5890,南京,南京科捷分析儀器有限公司)的測定,內裝 FFAP 毛細管柱。 氫氣作為燃氣,載氣為氮氣,其中氮氣流量為 30 mL·min - 1。 檢測器溫度、柱溫和汽化室溫度分別設置為 230、100 和 230 ℃。 采取程序升溫,初始溫度 100 ℃,停留時(shí)間 3 min,升溫速度20 ℃·min - 1,終止溫度 180 ℃,停留時(shí)間 3 min。
微生物群落結構采用高通量測序進(jìn)行分析,污泥樣采集后儲存于 - 80 ℃冰箱以備 DNA 的提取。 測序方法中引物體系能有效擴增出 16S rDNA 的 3 個(gè)可變區(V3,V4,V5) ,能夠精確鑒定出包含古生菌在內的更多的物種分類(lèi)。 測序樣本經(jīng)檢驗合格后,經(jīng)過(guò) PCR 擴增、混樣、建庫及文庫 QC,最后檢測合格的文庫進(jìn)行高通量測序,得到的測序數據會(huì )用于物種鑒定分析。 高通量測序詳細操作見(jiàn) FU 等在文中描述。
2 實(shí)驗結果與討論
2. 1 酸化對系統 pH 和堿度的影響
如圖 2 所示,在酸化前的穩定階段,系統運行 pH 為 4. 2 ~ 4. 5,發(fā)酵氣體中甲烷和氫氣各占 15% 和12% ,進(jìn)水 NaHCO3 日投加量為 45 g,進(jìn)水堿度約為710 mg·L - 1,堿度消耗量穩定在(320 ± 40)mg·L - 1范圍內,出水堿度維持在 400 mg·L - 1以上。 當進(jìn)水COD 濃度從 9 500 mg·L - 1提高至 12 000 mg·L - 1運行 30 d 后,系統 pH 降至 3. 94,出水堿度低于400 mg·L - 1,即系統受到酸化沖擊。
酸化后,為維持出水 pH 在 4. 2 ~ 4. 5 范圍內,在不改變其他運行參數的情況下,從 231 d 開(kāi)始,NaHCO3 的日投加量從 45 g 升至 50 g,并逐漸增加,當升至 90 g 時(shí)(第 240 天) ,系統出水 pH 穩定在4. 2 ~ 4. 5 范圍內。 進(jìn)水堿度隨 NaHCO3 的增加而增加,最終維持在 1 385 mg·L - 1左右才可保障出水的pH 維持在 4. 2 以上。 酸化后,堿度的消耗量逐漸增加,最終穩定在 900 mg·L - 1左右。 酸化導致系統堿度消耗量的增加的原因可能是:一方面,酸化使系統緩沖能力的穩定性遭到破壞,并且 pH 大幅度下降,酸化后需要外界長(cháng)期提供較高的堿度以恢復系統的緩沖能力,并提高系統的 pH 值;另一方面,在酸化前,系統能同時(shí)產(chǎn)生氫氣和甲烷,產(chǎn)甲烷過(guò)程會(huì )為系統內部提供部分堿度,酸化后產(chǎn)甲烷活性受到抑制,酸化前產(chǎn)甲烷過(guò)程產(chǎn)生的部分堿度需由外界提供,所以堿度消耗量增加。 在酸化階段,出水堿度迅速下降,隨著(zhù)進(jìn)水堿度的增加,出水堿度逐漸恢復,最終穩定在 500 mg·L - 1左右。 在實(shí)際運行過(guò)程中,當系統堿度消耗量有明顯上升時(shí),應立即增加進(jìn)水中堿的投加量以提高進(jìn)水堿度,從而避免系統受到酸化沖擊。
2. 2 酸化對系統 COD 去除和污泥形態(tài)的影響
如圖 3 所示,進(jìn)水 COD 濃度上升至 12 000 mg·L - 1時(shí)(從第 201 天開(kāi)始) ,容積負荷也增加至 58. 8kg·(m3·d) - 1,出水 COD 逐漸升高至 9 000 mg·L - 1左右,COD 去除率也逐漸下降至20% ~ 25%的范圍內。 在第 231 天,系統發(fā)生酸化時(shí),COD 去除率急劇下降,最終維持在 4%左右。 雖然后續采取了相應補救措施,可使出水 pH 恢復至 4. 0 以上,但 COD 去除率仍然很難恢復。
在酸化前,系統中污泥為乳白色顆粒污泥(圖 4( a) ) ;酸化后,污泥逐漸解體為絮狀污泥(圖 4( b) ) ,并伴有污泥上浮隨出水流出,導致厭氧顆粒污泥發(fā)酵系統崩潰。
2. 3 酸化對系統發(fā)酵類(lèi)型的影響
隨著(zhù)有機負荷的提高,系統內部可能已經(jīng)發(fā)生了一些變化,但是僅從 pH、堿度和 COD 去除率來(lái)看,在系統酸化之前并沒(méi)有明顯變化。 實(shí)驗中測定了系統液相末端產(chǎn)物( VFAs 和乙醇)的變化(結果如圖 5所示) ,當進(jìn)水 COD 濃度增至 12 000 mg·L - 1后,液相末端產(chǎn)物總量逐漸提高,在酸化之前達到了最高點(diǎn)7 094 mg·L - 1。 在酸化后,液相末端產(chǎn)物總量迅速下降,在恢復階段雖有所增加,但最終仍然低于酸化前水平。
在酸化前,乙酸和丁酸為主要的液相末端產(chǎn)物,乙酸和丁酸濃度之和占總液相末端產(chǎn)物 72% ~83% ,而乙醇和乙酸之和所占比例為 46% ~ 61% ,說(shuō)明在酸化前系統為丁酸型發(fā)酵。 在酸化之后,乙酸和丁酸的濃度都先呈現出下降的趨勢,后隨著(zhù)恢復措施采取,乙酸濃度有所上升,而丁酸的體積分數始終保持較低水平。 而酸化后,乙醇的濃度開(kāi)始出現上升,最終和丁酸維持在同一水平。 丙酸的濃度有所增加,最終穩定在 600 mg·L - 1。 在酸化后,乙酸和丁酸濃度之和所占比例為 59% ~ 65% ,而乙酸和乙醇之和占 49% ~ 66% ,丙酸和乙酸也占到 36%~ 52% ,說(shuō)明系統處于混合酸發(fā)酵類(lèi)型。 與傳統的厭氧發(fā)酵系統相似,過(guò)酸化的低 pH 值厭氧系統中易于發(fā)生丙酸積累。
酸化之前,系統液相末端產(chǎn)物總量有上升趨勢;酸化之后,系統液相末端產(chǎn)物急劇下降,這是因為過(guò)酸化階段較低的 pH 對反應器內微生物活性有抑制作用,所以酸化后代謝產(chǎn)物相應地減少。 另外,酸化將系統的發(fā)酵類(lèi)型從丁酸型轉化為混合酸發(fā)酵類(lèi)型,其產(chǎn)氫能力低于丁酸型發(fā)酵的產(chǎn)氫能力;另一方面,混合酸發(fā)酵會(huì )使系統中丙酸濃度增加,不利于產(chǎn)甲烷階段的進(jìn)行和有機物的去除。 由此可見(jiàn),酸化不利于系統維持相對高效的發(fā)酵類(lèi)型。
2. 4 酸化對系統產(chǎn)氣的影響
在目前的研究中,低 pH 值的厭氧發(fā)酵系統主要用于生物制氫,其較適宜的 pH 為 4. 2 ~ 4. 5。 隨著(zhù)系統的長(cháng)期運行和顆粒污泥的出現,系統也產(chǎn)生了甲烷氣體。 一方面可能是由于顆粒污泥的特殊結構,內部 pH 能夠滿(mǎn)足甲烷細菌的生長(cháng)需求;另一方面,也可能是系統中存在耐酸的產(chǎn)甲烷細菌。
如圖6( a)所示,在顆粒污泥系統酸化前的穩定階段,系統總產(chǎn)氣速率約為2 100 mmol·( L·d) - 1,其中氫氣約占 10% ,甲烷約占 15% 。 氫氣產(chǎn)率為(195 ± 20 ) mmol·( L·d) - 1甲烷的產(chǎn)率為( 320 ± 35 )mmol·( L·d) - 1(圖 6( b) ) 。
從圖6( a)可以看出,酸化后,總產(chǎn)氣速率急劇下降,最小值降為1 056 mmol·( L·d) - 1。 通常較高的有機負荷有利于提高發(fā)酵系統產(chǎn)氣速率,在第 245 天后,雖然作者提高了進(jìn)水有機負荷,但總產(chǎn)氣速率仍然未能恢復。 酸化后,甲烷體積分數和產(chǎn)甲烷速率迅速下降,最終系統未檢測到甲烷的產(chǎn)生。 氫氣產(chǎn)量的變化趨勢則是當發(fā)生酸化時(shí)氫氣的體積分數呈現先上升后下降,最終穩定在(20 ± 3)% 。 而氫氣和甲烷產(chǎn)率在酸化初期有一定的上升趨勢,后來(lái)呈現出下降的趨勢,其下降主要是由于總產(chǎn)氣速率下降所致(圖6( b) ) 。 總產(chǎn)氣速率下降的原因是在酸化階段 pH 低于 4. 0 系統中所有的微生物的活性都受到了抑制。 甲烷體積分數和甲烷產(chǎn)率最終均降至 0。 從 2. 3 節可以看出,系統發(fā)酵類(lèi)型從相對高效發(fā)酵類(lèi)型(丁酸發(fā)酵類(lèi)型)轉變?yōu)橄鄬Φ托У念?lèi)型(混合酸發(fā)酵類(lèi)型) ,但是氫氣體積分數和產(chǎn)率在剛酸化時(shí)卻增加了。 氫氣產(chǎn)量的增加不是由于系統轉變?yōu)楦痈咝У陌l(fā)酵類(lèi)型,而是因為產(chǎn)甲烷細菌被抑制造成的。 產(chǎn)甲烷細菌可以利用氫氣和發(fā)酵中間代謝產(chǎn)物產(chǎn)生甲烷,因產(chǎn)甲烷細菌受到抑制,減少了氫氣的消耗量,所以酸化初期系統的氫氣體積分數和氫氣產(chǎn)率都有較大的提升。 氫氣產(chǎn)率在經(jīng)過(guò)短暫上升后,有持續下降的趨勢。 實(shí)驗結果可以看出,過(guò)酸化會(huì )抑制厭氧發(fā)酵系統總產(chǎn)氣速率,并抑制產(chǎn)甲烷活性。
2. 5 酸化后系統微生物群落分析
本實(shí)驗微生物群落分析的主要目的是初步了解酸化后系統中各種類(lèi)型微生物的分布(在微生物分類(lèi)過(guò)程中只鑒定到屬,未鑒定到種,因此只是一個(gè)大致的分類(lèi)) 。 酸化后系統中典型的微生物在屬級別的組成和分布情況如表 2 所示。 總產(chǎn)氫微生物的比例之和占 37. 3% ,非產(chǎn)氫微生物比例之和占 54. 7% ,其他占8% 。 產(chǎn)氫微生物中,乙醇型產(chǎn)氫細菌(Ethanoligenens sp. 、Ruminococcaceae Incertae Sedis sp. 和 Raoultellasp. ) 、丁酸型發(fā)酵產(chǎn)氫細菌( Clostridium sp. 、Pectinatus sp. 和 Thermoanaerobacterium sp. )和丙酸型發(fā)酵產(chǎn)氫細菌(Megasphaera sp. )的比例分別為 13. 6% 、19. 6%和 4. 1% 。 非產(chǎn)氫細菌中,主要代謝產(chǎn)物為乙酸和乳酸的細菌( Prevotella sp. 、Lactobacillus sp. 、Bifidobacterium sp. 和 Lactococcus sp. )總共占了 53. 7% ,其中Prevotella sp. 占 26. 4% ,Lactobacillus sp. 占 25. 2% ,還檢測到 Dialister sp. 和 Acetobacter sp. 的存在。 產(chǎn)氫微生物中,乙醇型產(chǎn)氫細菌、丁酸型產(chǎn)氫細菌和丙酸型細菌共存,可以看出系統為混合酸發(fā)酵類(lèi)型,與 2. 3 處酸化后的發(fā)酵類(lèi)型保持一致。 從酸化后系統產(chǎn)氫微生物所占的比例和發(fā)酵類(lèi)型上看,酸化后的系統并不適合以產(chǎn)氫為目的的厭氧發(fā)酵污水處理。
酸化后并沒(méi)有檢測到產(chǎn)甲烷細菌。 酸化之前,在負荷為 58. 8 kg·(m3·d) - 1,HRT 為 4. 9 h 的情況下,該系統的 COD 去除率為 20% ~ 25% ,除產(chǎn)氫過(guò)程利用了部分 COD 外,產(chǎn)甲烷細菌利用中間代謝產(chǎn)物(揮發(fā)酸和醇類(lèi))生成甲烷的過(guò)程降解了大部分 COD。 因為過(guò)酸化不但使產(chǎn)氫菌受到影響,還完全抑制了產(chǎn)甲烷菌,所以 COD 去除率無(wú)法恢復到之前水平。 此處的微生物檢測結果可以很好地解釋 2. 2 中COD 去除率的下降和 2. 4 中甲烷產(chǎn)量的下降。 LIU 等研究獲得了產(chǎn)氣和廢水處理效果較好的厭氧顆粒污泥,微生物分析結果顯示:同時(shí)檢測到產(chǎn)甲烷細菌 ( Methanomicrobiales ( 58. 4% ) 、 Methanobacterials(3. 3% )和 Methanococcales (1. 0% ) ) 、丁酸型發(fā)酵產(chǎn)氣細菌(Clostridium sp. (27. 3% ) )和非產(chǎn)生物氣細菌(Desulfovibrio sp. (9. 4% ) )的存在,其發(fā)酵類(lèi)型為丁酸型發(fā)酵。 其中產(chǎn)氣細菌(產(chǎn)甲烷細菌和產(chǎn)氫細菌)為優(yōu)勢微生物,而在本研究中,酸化以后產(chǎn)氣細菌僅占 37. 3% ,未檢測到產(chǎn)甲烷細菌的存在,且發(fā)酵類(lèi)型為非高效產(chǎn)氣的混合酸發(fā)酵類(lèi)型。 因此,酸化后系統微生物類(lèi)型不適合厭氧發(fā)酵處理廢水同時(shí)回收生物氣。具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結論
本文研究了顆粒污泥低 pH 值厭氧發(fā)酵系統中,由有機負荷增高而導致的酸化沖擊對系統的影響。主要結論如下:
1)酸化沖擊對低 pH 值厭氧發(fā)酵系統有嚴重危害,表現為直接長(cháng)期抑制系統產(chǎn)甲烷活性,后續產(chǎn)氫能力不穩定,同時(shí)導致顆粒解體和污染物去除能力下降。
2)酸化會(huì )導致厭氧發(fā)酵類(lèi)型發(fā)生變化,本研究中發(fā)酵類(lèi)型從丁酸型轉變?yōu)榛旌纤嵝?并發(fā)生丙酸積累,使系統不適合以產(chǎn)氫為目的的高濃度有機廢水處理并在后續進(jìn)行產(chǎn)甲烷能源回收過(guò)程。
3)酸化會(huì )導致低 pH 值厭氧發(fā)酵系統的微生物種群發(fā)生變化,非產(chǎn)氫發(fā)酵細菌為優(yōu)勢細菌(54. 7% ) ,而產(chǎn)氫細菌所占比例較少(37. 3% ) ,未檢測到產(chǎn)甲烷細菌存在。
