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程中,既可以去除污染物,又能夠回收生物氣的技術越來越受到青睞。廢水厭氧發(fā)酵處理過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(tǒng)中最重要的參數(shù)之一,它會影響到系統(tǒng)微生物的活性、營養(yǎng)的攝取和產(chǎn)氣性能。厭氧發(fā)酵在實際運行過程中,常需要投加大量堿性物質以維持較高的堿度和適宜 pH 值(7. 0 左右) ,這會增加運行成本。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(tǒng) pH 從 7. 0 下降到 4. 5 時,與對照組相比,系統(tǒng)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(jié)約運行成本,也能拓寬厭氧處理工藝的應用領域。在厭氧發(fā)酵過程中,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(xiàn)象在厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中被稱為“酸化”。

　　研究發(fā)現(xiàn),厭氧發(fā)酵系統(tǒng)酸化會引起 pH 下降、產(chǎn)氣速率下降、COD 去除率降低,嚴重時會引起整個系統(tǒng)崩潰。在低 pH 值厭氧發(fā)酵系統(tǒng)也會出現(xiàn)酸化現(xiàn)象,而目前針對酸化的研究主要為中性 pH 厭氧發(fā)酵系統(tǒng),對低 pH 厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中酸化的研究對實際應用具有指導意義。

　　本文利用已經(jīng)培養(yǎng)出顆粒污泥的厭氧內(nèi)循環(huán)反應器( anaerobic internal circulation reactor,AICR) ,通過提高有機負荷使系統(tǒng)出現(xiàn)酸化,在此過程中研究了酸化前后反應器運行參數(shù)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(tǒng)的危害,為實際厭氧污水處理系統(tǒng)提供借鑒。

　　1　 實驗材料和方法

　　1. 1 實驗裝置

　　實驗裝置如圖 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,通過溫控儀將反應器內(nèi)溫度控制在(37 ± 1)℃。

　　反應器下部為反應區(qū)、上部為污泥回流區(qū)和污泥沉淀區(qū)。 反應區(qū)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(qū)容積為 3 L,沉淀區(qū)容積為 2. 2 L,回流區(qū)容積為5 L) 。

　　廢水從反應器底部進入,首先進入下部反應區(qū),反應區(qū)內(nèi)有培養(yǎng)成熟的顆粒污泥床層。 廢水中 COD在此降解,同時產(chǎn)生生物氣。 氣、水和顆粒污泥在反應區(qū)頂部的三相分離器進行初次分離后,大部分顆粒污泥被截留在此區(qū)。 少部分被出水和氣體攜帶而出,隨混合液進入上部的污泥回流區(qū),污泥回流區(qū)頂部還有一個三相分離器,進行氣、固、液的進一步分離。 顆粒污泥由沉淀區(qū)返回反應區(qū),氣體經(jīng)水封瓶和流量計后可回收利用。 處理后出水進入后續(xù)反應器。

　　1. 2 污泥接種與底物

　　接種污泥取自實驗室長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。

　　實驗進水為模擬制糖廢水,進水 COD 見表 1,加入適量的氮源(尿素)和磷源(磷酸二氫鉀)調節(jié)COD ∶ N ∶ P 的比例約為 700 ∶ 5 ∶ 1,按需投加 NaHCO3以調節(jié)系統(tǒng) pH 值,加入適量微量元素液以滿足微生物正常生長代謝需求,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　 反應器在不同時間的實驗參數(shù)

　　1. 3 實驗方案

　　培養(yǎng)出顆粒污泥的厭氧發(fā)酵系統(tǒng),穩(wěn)定運行 115 d 后,在其他條件不變的情況下,提高進水 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(tǒng) 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(tǒng)處于過酸化狀態(tài),受到酸化沖擊。 酸化后,通過增加堿的投加量進行系統(tǒng)酸化后的恢復。為分析酸化后系統(tǒng)微生物種群結構,在酸化后(第 245 天)采集污泥樣進行高通量測序。

　　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(shù)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(shù)由配有 TCD 檢測器的氣相色譜( GC2088ITF,成都,成都儀器廠)檢測,內(nèi)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。總產(chǎn)氣速率( total biogas production rate)計算:日產(chǎn)氣量(以物質的量計)除以反應器反應區(qū)體積。氫氣產(chǎn)率( hydrogen production rate)由總產(chǎn)氣速率乘氫氣體積分數(shù)得到。 甲烷產(chǎn)率( methane productionrate)由總產(chǎn)氣速率乘甲烷體積分數(shù)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(nèi)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 ℃,停留時間 3 min,升溫速度20 ℃·min - 1,終止溫度 180 ℃,停留時間 3 min。

　　微生物群落結構采用高通量測序進行分析,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 個可變區(qū)(V3,V4,V5) ,能夠精確鑒定出包含古生菌在內(nèi)的更多的物種分類。 測序樣本經(jīng)檢驗合格后,經(jīng)過 PCR 擴增、混樣、建庫及文庫 QC,最后檢測合格的文庫進行高通量測序,得到的測序數(shù)據(jù)會用于物種鑒定分析。 高通量測序詳細操作見 FU 等在文中描述。

　　2 實驗結果與討論

　　2. 1 酸化對系統(tǒng) pH 和堿度的影響

　　如圖 2 所示,在酸化前的穩(wěn)定階段,系統(tǒng)運行 pH 為 4. 2 ~ 4. 5,發(fā)酵氣體中甲烷和氫氣各占 15% 和12% ,進水 NaHCO3 日投加量為 45 g,進水堿度約為710 mg·L - 1,堿度消耗量穩(wěn)定在(320 ± 40)mg·L - 1范圍內(nèi),出水堿度維持在 400 mg·L - 1以上。 當進水COD 濃度從 9 500 mg·L - 1提高至 12 000 mg·L - 1運行 30 d 后,系統(tǒng) pH 降至 3. 94,出水堿度低于400 mg·L - 1,即系統(tǒng)受到酸化沖擊。

　　酸化后,為維持出水 pH 在 4. 2 ~ 4. 5 范圍內(nèi),在不改變其他運行參數(shù)的情況下,從 231 d 開始,NaHCO3 的日投加量從 45 g 升至 50 g,并逐漸增加,當升至 90 g 時(第 240 天) ,系統(tǒng)出水 pH 穩(wěn)定在4. 2 ~ 4. 5 范圍內(nèi)。 進水堿度隨 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(wěn)定在 900 mg·L - 1左右。 酸化導致系統(tǒng)堿度消耗量的增加的原因可能是:一方面,酸化使系統(tǒng)緩沖能力的穩(wěn)定性遭到破壞,并且 pH 大幅度下降,酸化后需要外界長期提供較高的堿度以恢復系統(tǒng)的緩沖能力,并提高系統(tǒng)的 pH 值;另一方面,在酸化前,系統(tǒng)能同時產(chǎn)生氫氣和甲烷,產(chǎn)甲烷過程會為系統(tǒng)內(nèi)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,隨著進水堿度的增加,出水堿度逐漸恢復,最終穩(wěn)定在 500 mg·L - 1左右。 在實際運行過程中,當系統(tǒng)堿度消耗量有明顯上升時,應立即增加進水中堿的投加量以提高進水堿度,從而避免系統(tǒng)受到酸化沖擊。

　　2. 2 酸化對系統(tǒng) COD 去除和污泥形態(tài)的影響

　　如圖 3 所示,進水 COD 濃度上升至 12 000 mg·L - 1時(從第 201 天開始) ,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(nèi)。 在第 231 天,系統(tǒng)發(fā)生酸化時,COD 去除率急劇下降,最終維持在 4%左右。 雖然后續(xù)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(tǒng)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(tǒng)崩潰。

　　2. 3 酸化對系統(tǒng)發(fā)酵類型的影響

　　隨著有機負荷的提高,系統(tǒng)內(nèi)部可能已經(jīng)發(fā)生了一些變化,但是僅從 pH、堿度和 COD 去除率來看,在系統(tǒng)酸化之前并沒有明顯變化。 實驗中測定了系統(tǒng)液相末端產(chǎn)物( VFAs 和乙醇)的變化(結果如圖 5所示) ,當進水 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% ,說明在酸化前系統(tǒng)為丁酸型發(fā)酵。 在酸化之后,乙酸和丁酸的濃度都先呈現(xiàn)出下降的趨勢,后隨著恢復措施采取,乙酸濃度有所上升,而丁酸的體積分數(shù)始終保持較低水平。 而酸化后,乙醇的濃度開始出現(xiàn)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(wěn)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% ,說明系統(tǒng)處于混合酸發(fā)酵類型。 與傳統(tǒng)的厭氧發(fā)酵系統(tǒng)相似,過酸化的低 pH 值厭氧系統(tǒng)中易于發(fā)生丙酸積累。

　　酸化之前,系統(tǒng)液相末端產(chǎn)物總量有上升趨勢;酸化之后,系統(tǒng)液相末端產(chǎn)物急劇下降,這是因為過酸化階段較低的 pH 對反應器內(nèi)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(tǒng)的發(fā)酵類型從丁酸型轉化為混合酸發(fā)酵類型,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)酵會使系統(tǒng)中丙酸濃度增加,不利于產(chǎn)甲烷階段的進行和有機物的去除。 由此可見,酸化不利于系統(tǒng)維持相對高效的發(fā)酵類型。

　　2. 4 酸化對系統(tǒng)產(chǎn)氣的影響

　　在目前的研究中,低 pH 值的厭氧發(fā)酵系統(tǒng)主要用于生物制氫,其較適宜的 pH 為 4. 2 ~ 4. 5。 隨著系統(tǒng)的長期運行和顆粒污泥的出現(xiàn),系統(tǒng)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(nèi)部 pH 能夠滿足甲烷細菌的生長需求;另一方面,也可能是系統(tǒng)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(tǒng)酸化前的穩(wěn)定階段,系統(tǒng)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(tǒng)產(chǎn)氣速率,在第 245 天后,雖然作者提高了進水有機負荷,但總產(chǎn)氣速率仍然未能恢復。 酸化后,甲烷體積分數(shù)和產(chǎn)甲烷速率迅速下降,最終系統(tǒng)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)生酸化時氫氣的體積分數(shù)呈現(xiàn)先上升后下降,最終穩(wěn)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,后來呈現(xiàn)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(tǒng)中所有的微生物的活性都受到了抑制。 甲烷體積分數(shù)和甲烷產(chǎn)率最終均降至 0。 從 2. 3 節(jié)可以看出,系統(tǒng)發(fā)酵類型從相對高效發(fā)酵類型(丁酸發(fā)酵類型)轉變?yōu)橄鄬Φ托У念愋?混合酸發(fā)酵類型) ,但是氫氣體積分數(shù)和產(chǎn)率在剛酸化時卻增加了。 氫氣產(chǎn)量的增加不是由于系統(tǒng)轉變?yōu)楦�加高效的發(fā)酵類型,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(tǒng)的氫氣體積分數(shù)和氫氣產(chǎn)率都有較大的提升。 氫氣產(chǎn)率在經(jīng)過短暫上升后,有持續(xù)下降的趨勢。 實驗結果可以看出,過酸化會抑制厭氧發(fā)酵系統(tǒng)總產(chǎn)氣速率,并抑制產(chǎn)甲烷活性。

　　2. 5 酸化后系統(tǒng)微生物群落分析

　　本實驗微生物群落分析的主要目的是初步了解酸化后系統(tǒng)中各種類型微生物的分布(在微生物分類過程中只鑒定到屬,未鑒定到種,因此只是一個大致的分類) 。 酸化后系統(tǒng)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(tǒng)為混合酸發(fā)酵類型,與 2. 3 處酸化后的發(fā)酵類型保持一致。 從酸化后系統(tǒng)產(chǎn)氫微生物所占的比例和發(fā)酵類型上看,酸化后的系統(tǒng)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(tǒng)的 COD 去除率為 20% ~ 25% ,除產(chǎn)氫過程利用了部分 COD 外,產(chǎn)甲烷細菌利用中間代謝產(chǎn)物(揮發(fā)酸和醇類)生成甲烷的過程降解了大部分 COD。 因為過酸化不但使產(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)酵類型為非高效產(chǎn)氣的混合酸發(fā)酵類型。 因此,酸化后系統(tǒng)微生物類型不適合厭氧發(fā)酵處理廢水同時回收生物氣。具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關技術文檔。

　　3　 結論

　　本文研究了顆粒污泥低 pH 值厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中,由有機負荷增高而導致的酸化沖擊對系統(tǒng)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(tǒng)有嚴重危害,表現(xiàn)為直接長期抑制系統(tǒng)產(chǎn)甲烷活性,后續(xù)產(chǎn)氫能力不穩(wěn)定,同時導致顆粒解體和污染物去除能力下降。

　　2)酸化會導致厭氧發(fā)酵類型發(fā)生變化,本研究中發(fā)酵類型從丁酸型轉變?yōu)榛旌纤嵝?并發(fā)生丙酸積累,使系統(tǒng)不適合以產(chǎn)氫為目的的高濃度有機廢水處理并在后續(xù)進行產(chǎn)甲烷能源回收過程。

　　3)酸化會導致低 pH 值厭氧發(fā)酵系統(tǒng)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。