隨著生活水平的提高,乳制品的生產(chǎn)量逐年增大,導(dǎo)致乳業(yè)廢水的排放量也逐年增加。乳業(yè)廢水主要來源于牛乳輸送、加工過程中排放的洗滌水以及加工設(shè)備的沖刷水。廢水的主要成分是蛋白質(zhì)、乳糖、乳脂等。目前,乳業(yè)廢水常用處理方法是氣浮+ 厭氧+ 好氧工藝,氣浮階段產(chǎn)生大量的乳渣。據(jù)統(tǒng)計(jì),乳渣中含有大量的蛋白質(zhì)、糖類和脂肪等。因此,乳渣可作為原料生產(chǎn)精飼料,也可發(fā)酵生產(chǎn)氨基酸。乳渣廢水厭氧發(fā)酵過程與污泥厭氧發(fā)酵相似,大體可分為3 個(gè)階段,即水解、酸化和產(chǎn)甲烷 ,其中水解階段為大顆粒有機(jī)物在水解酶的作用下分解成可溶性小分子物質(zhì);酸化階段為產(chǎn)酸菌利用水解產(chǎn)物生成可揮發(fā)性脂肪酸(SCFAs);產(chǎn)甲烷階段則是產(chǎn)甲烷菌利用SCFAs 生成CH4 。因此,乳渣廢水厭氧發(fā)酵過程中微生物可將乳渣中的蛋白質(zhì)和多糖轉(zhuǎn)化為SCFAs。研究表明,利用SCFAs 合成聚羥基脂肪酸(PHA)成本可降低50% ,而且PHA 品質(zhì)大幅度提升 。SCFAs 也可作為碳源用于生物脫氮除磷,進(jìn)而節(jié)約污水處理廠運(yùn)行成本。發(fā)酵副產(chǎn)物NH4+ -N 和PO4^3- -P 可通過鳥糞石沉淀回收用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。因此,乳渣廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸不僅能夠有效回收乳渣廢水中的資源和能源,還能使浮渣廢水得到有效的處理。目前乳渣廢水處理主要是自然型厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷為主,厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸研究甚少。發(fā)酵系統(tǒng)中投加填料,一方面增加廢水與微生物的反應(yīng)時(shí)間,同時(shí)填料表面能夠富集功能菌團(tuán),提高系統(tǒng)內(nèi)物種豐度。pH 不僅影響系統(tǒng)內(nèi)微生物活性,而且影響其運(yùn)行成本。因此,本文以乳渣廢水為研究對象,以提取SCFAs 為目的,采用自然型發(fā)酵、填料型發(fā)酵以及中性型發(fā)酵,探討不同厭氧發(fā)酵方式對乳渣廢水水解酸化性能及產(chǎn)酸性的影響。
1 實(shí)驗(yàn)部分
1. 1 污水來源及實(shí)驗(yàn)裝置
本實(shí)驗(yàn)中浮渣廢水采用不同配方的冰激凌制品進(jìn)行人工配水,主要水質(zhì)指標(biāo)如表1 所示。
實(shí)驗(yàn)反應(yīng)器材料為有機(jī)玻璃,總體積為3. 5 L,有效容積為3. 0 L,內(nèi)設(shè)置轉(zhuǎn)子及pH 探頭,采用磁力攪拌器進(jìn)行勻速攪拌,轉(zhuǎn)速為750 r·min - 1 ,反應(yīng)溫度為室溫�？刂�3# 反應(yīng)器pH 為(7 ± 0. 2),每日根據(jù)測定的pH,采用1 mol· L - 1 NaOH 或者1%HCl 調(diào)節(jié)pH 一次。2#反應(yīng)器中投加填料,1# ~ 2# 反應(yīng)器pH 不控制,具體運(yùn)行方式如表2 所示。
1. 2 污泥來源及運(yùn)行方法
實(shí)驗(yàn)用活性污泥為SBR 工藝全程脫氮除磷污泥,發(fā)酵前采用自來水清洗3 次,濃縮污泥并控制其濃度為(12 000 ± 350)mg·L - 1 ,分別向1# ~ 3# 投加1. 5 L 濃縮污泥和1. 5 L 配置的乳渣廢水。
該實(shí)驗(yàn)共運(yùn)行2 個(gè)周期,系統(tǒng)啟動后當(dāng)SCFAs產(chǎn)量穩(wěn)定后并有下降現(xiàn)象時(shí)視為第一個(gè)反應(yīng)周期結(jié)束。此時(shí)3 個(gè)酸化系統(tǒng)停止攪拌,靜止沉淀,移出1. 5 L 上清液,并重新投入等量的乳渣廢水,開始運(yùn)行第2 個(gè)反應(yīng)周期,運(yùn)行方式與第1 個(gè)反應(yīng)周期相同。
1. 3 分析方法
化學(xué)需氧量(COD)、懸浮污泥濃度(MLSS)及可揮發(fā)性污泥濃度(MLVSS)、NH4+ -N、PO4^3- -P 等根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)方法測定�？蓳]發(fā)性脂肪酸(SCFAs)采用Agilent 6890 氣相色譜儀測定,色譜柱為DB-MAXETR(30 m × 530 μm × 1 μm),氮?dú)庾鲚d氣(N2 ),流速為25 mL·min - 1 ;檢測器為氫火焰離子檢測器(FID);進(jìn)樣口溫度為220 ℃ ;檢測器溫度控制在250 ℃ 。采用程序升溫,起始爐溫80 ℃ 運(yùn)行1 min,然后以20 ℃ ·min - 1 的速度升溫到160 ℃ ,運(yùn)行1 min,最后以5 ℃ ·min - 1 的速度升溫到180 ℃ ,運(yùn)行2 min,一個(gè)樣品的整個(gè)運(yùn)行時(shí)間為20 min。進(jìn)樣量為2. 0 μL,每個(gè)樣品測定3 次,取平均值進(jìn)行分析。分析各種酸成分并換算成COD,乙酸(∗1. 07)、丙酸(∗1. 51)、異丁酸(∗1. 82)、正丁酸(∗1. 82)、異戊酸(∗2. 04)及正戊酸(∗2. 04)。多糖采用硫酸-蒽酮分光光光度法測定,蛋白質(zhì)采用Lowry-folin 試劑分光光度法測定 。蛋白酶采用偶氮酪蛋白分光光度計(jì)方法測定。α-葡萄糖苷酶采用對硝基-a-d-吡喃葡萄糖苷分光光度計(jì)法測定 。輔酶420 采用異丙醇提取法測定。pH 采用oxi/340i WTW 測定。
2 結(jié)果與討論
2. 1 不同厭氧發(fā)酵方式對乳渣廢水水解性的影響乳渣廢水富含蛋白質(zhì)、糖類和脂類等物質(zhì)。水解酶將蛋白質(zhì)及多糖分解成氨基酸和單糖等小分子物質(zhì),酸化菌則利用水解產(chǎn)物生成SCFAs,因此,蛋白質(zhì)、多糖的水解是乳渣廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的關(guān)鍵步驟。同時(shí)溫度和pH 是影響微生物生長、有機(jī)物降解的重要影響因素 。圖1 表示厭氧發(fā)酵方式對乳渣廢水水解酸化過程SCOD(a)、蛋白質(zhì)(b) 和多糖(c)的影響。圖2 表示酸化系統(tǒng)2 個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)溫度和pH 的變化。
由圖1(a) 可知,3 個(gè)酸化系統(tǒng)SCOD 隨著發(fā)酵時(shí)間的延長而降低,而且2 個(gè)運(yùn)行周期內(nèi)SCOD 變化趨勢相同。其中,第1 個(gè)周期系統(tǒng)的初始SCOD 為11 285. 11 mg·L - 1 ,發(fā)酵至第27 天時(shí)SCOD 分別降低57. 72% 、49. 52% 及26. 89% 。由于第1 個(gè)周期結(jié)束時(shí)系統(tǒng)含有大量的SCOD,加入等量的乳渣廢水導(dǎo)致第2 個(gè)反應(yīng)周期初始SCOD 較高, 分別為14 891. 08、15 871. 25 及16 541. 76 mg·L - 1 ,發(fā)酵至25 d 時(shí)SCOD 分別降低22. 73% 、17. 87% 及11. 25% �？梢�,3 個(gè)系統(tǒng)處理效果為1# > 2# > 3# 。同時(shí)發(fā)現(xiàn),發(fā)酵系統(tǒng)第2 個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)SCOD 去除率顯著低于第1 個(gè)周期,這可能與第2 反應(yīng)周期時(shí)系統(tǒng)溫度和處理廢水性質(zhì)有關(guān)。COKGOR 等 發(fā)現(xiàn)溫度對產(chǎn)酸菌具有顯著的影響,25 ℃ 時(shí)VFA 產(chǎn)量遠(yuǎn)大于16 ~ 8 ℃ 時(shí)VFA 產(chǎn)量。由圖2(b)可知,第2 個(gè)反應(yīng)周期時(shí)系統(tǒng)溫度較第1 個(gè)反應(yīng)周期系統(tǒng)溫度低約10 ℃ ,導(dǎo)致微生物生長速率和有機(jī)質(zhì)利用率降低,因此,發(fā)酵系統(tǒng)第2 個(gè)反應(yīng)周期有機(jī)物去除率較低。同時(shí)SCFAs 積累可能在數(shù)值上影響SCOD 的變化(圖3)。
分析圖1(b)可知,發(fā)酵系統(tǒng)中蛋白質(zhì)含量反應(yīng)初期均出現(xiàn)先升高后穩(wěn)定狀態(tài)。這是因?yàn)閰捬醐h(huán)境下部分微生物死亡并分解釋放蛋白質(zhì),導(dǎo)致系統(tǒng)反應(yīng)初期出現(xiàn)蛋白質(zhì)增大的現(xiàn)象,后期由于蛋白質(zhì)的水解及利用使蛋白質(zhì)達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài),蛋白質(zhì)含量分別為456. 58、500. 15 及381. 69 mg COD·L - 1 (第1 個(gè)周期),450. 11、520. 03 及430. 05 mg COD·L - 1 (第2 個(gè)周期)。由圖1(c)可知,發(fā)酵系統(tǒng)中多糖在反應(yīng)初期均快速下降,第1 個(gè)發(fā)酵周期反應(yīng)至第10 天多糖含量由5 889. 07 mg COD·L - 1 分別降至174. 17、155. 12 及95. 25 mg COD·L - 1 ,第2 個(gè)發(fā)酵周期內(nèi)反應(yīng)至第17 天時(shí)糖類由6 119. 04、6 393. 35 及6 110. 32 mg COD· L - 1 分別降至176. 88、289. 81、155. 12 mgCOD·L - 1 �？梢娢⑸飳Φ鞍踪|(zhì)和多糖的利用具有顯著差別,也與發(fā)酵系統(tǒng)中產(chǎn)酸菌對基質(zhì)的利用有關(guān)。研究發(fā)現(xiàn),相對于蛋白質(zhì),產(chǎn)酸菌更加傾向于利用糖類物質(zhì)進(jìn)行產(chǎn)酸活動。因此,發(fā)酵系統(tǒng)中多糖出現(xiàn)大幅度降低而蛋白質(zhì)增加的現(xiàn)象。
總結(jié)發(fā)現(xiàn),3#發(fā)酵系統(tǒng)中蛋白質(zhì)和多糖含量最低,這與酸化系統(tǒng)內(nèi)的pH 有關(guān)。由圖2(b)可知,3 個(gè)酸化系統(tǒng)內(nèi)pH 為3# > 2# > 1# ,且均先降低后升高。其中,1# 和2# 酸化系統(tǒng)內(nèi)pH 在反應(yīng)至第9 天時(shí)降至最低,分別為3. 526、3. 801(第1 個(gè)周期),3. 234、3. 515(第2 個(gè)周期),然后pH 緩慢增大。3#系統(tǒng)pH 控制在(7. 0 ± 0. 2),盡管反應(yīng)初期出現(xiàn)降低現(xiàn)象(4. 409、5. 367),但是反應(yīng)第9 天至反應(yīng)末期系統(tǒng)內(nèi)pH 穩(wěn)定維持在7. 0 左右,無需人工調(diào)節(jié)。這可能是因?yàn)榘l(fā)酵系統(tǒng)中厭氧微生物將蛋白質(zhì)和多糖轉(zhuǎn)化成大量的可揮發(fā)性短鏈脂肪酸(SCFAs),導(dǎo)致1# 和2# 發(fā)酵系統(tǒng)中pH 下降。當(dāng)發(fā)酵系統(tǒng)中SCFAs 產(chǎn)量穩(wěn)定后pH 處于穩(wěn)定狀態(tài),發(fā)酵后期pH 略有升高,3# 系統(tǒng)pH 自動維持中性。YU 等研究發(fā)現(xiàn)明膠廢水降解速率隨著pH 增加而增大,而且BREURE 等 研究發(fā)現(xiàn)明膠廢水酸化過程中蛋白質(zhì)降解速率隨著pH 增加而增加,最佳pH 為7. 0。富含碳水化合物廢水水解過程中,葡萄糖、乳糖 和蔗糖的水解速率隨著pH 增大而增加,最佳水解pH 為5. 0 ~ 5. 5。由此發(fā)現(xiàn),乳渣廢水與明膠廢水和碳水化物廢水相似,有機(jī)物水解對于低pH 更加敏感,這可能與水解酶活性有關(guān)。
2. 2 不同厭氧發(fā)酵方式對乳渣廢水產(chǎn)酸性的影響
2. 2. 1 SCFAs 產(chǎn)量
SCFAs 是乳渣廢水厭氧發(fā)酵過程中酸化階段產(chǎn)物,同時(shí)SCFAs 作為生物處理工藝中的優(yōu)質(zhì)碳源受到廣泛關(guān)注。水解酶(蛋白酶和α-葡萄糖苷酶)將蛋白質(zhì)、多糖等有機(jī)物質(zhì)轉(zhuǎn)化為小分子物質(zhì),進(jìn)而被酸化菌利用生成SCFAs。輔酶420 是衡量產(chǎn)甲烷菌活性的標(biāo)準(zhǔn)之一,輔酶420 越大,說明產(chǎn)甲烷菌活性越強(qiáng),SCFAs 消耗量越大。圖3 表示不同厭氧發(fā)酵方式對乳渣廢水厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中SCFAs 及關(guān)鍵酶活性的影響。由圖3 可知,厭氧發(fā)酵方式對乳渣廢水產(chǎn)酸具有顯著的影響。分析圖3(a),3# 發(fā)酵系統(tǒng)在發(fā)酵初期SCFAs 產(chǎn)量迅速增大,而1# 和2# 發(fā)酵系統(tǒng)SCFAs產(chǎn)量顯著低于3# 酸化系統(tǒng)。3 個(gè)發(fā)酵統(tǒng)反應(yīng)末期SCFAs 產(chǎn)量分別為3 695. 37、4 564. 47 和7437. 15 mg COD·L - 1 (第1 個(gè)反應(yīng)周期),4 322. 61、8 258. 58 和12 328. 37 mg COD·L - 1 (第2 個(gè)反應(yīng)周期)。因此,酸化系統(tǒng)SCFAs 產(chǎn)量分別為3# > 2# >1# 。這與發(fā)酵系統(tǒng)中蛋白質(zhì)、多糖、水解酶及輔酶420 有關(guān),乳渣廢水主要成分為蛋白質(zhì)、多糖等物質(zhì),α-葡萄糖苷酶破壞麥芽糖內(nèi)的α-1,4 糖苷鍵并釋放單糖,蛋白酶則可通過破壞蛋白質(zhì)的肽鏈生成氨基酸等小分子物質(zhì)。酸化菌利用氨基酸和單糖等小分子物質(zhì)生成SCFAs 物質(zhì),產(chǎn)甲烷菌利用SCFAs 生成CH4 。由圖3(c)可知,3 個(gè)酸化系統(tǒng)內(nèi)水解酶活性具有顯著的差別,其中蛋白酶和α-葡萄糖苷酶活性為3# > 2# > 1# ,所以3# 酸化系統(tǒng)SCFAs 積累量最大,1# 酸化系統(tǒng)SCFAs 積累量最小。同時(shí)由圖3 可知,3 個(gè)系統(tǒng)中輔酶420 活性基本相同且均較低,這說明3 個(gè)酸化系統(tǒng)內(nèi)SCFAs 消耗量較少。pH 也是影響酸化系統(tǒng)產(chǎn)酸的重要因素,分析發(fā)現(xiàn),蛋白質(zhì)和多糖等有機(jī)物水解速率隨著pH 的增大而增加。由圖1 可知,3#酸化系統(tǒng)對蛋白質(zhì)和多糖的水解速率最大,因此,3# 系統(tǒng)含有豐富的酸化基質(zhì)。1#酸化系統(tǒng)蛋白質(zhì)和多糖的水解速率較低,導(dǎo)致SCFAs 產(chǎn)量較低。而中性反應(yīng)環(huán)境對于酸化系統(tǒng)具有緩沖作用,減少偏酸環(huán)境對水解酸化菌活性的影響。明膠廢水和飲料廢水產(chǎn)酸發(fā)酵研究發(fā)現(xiàn),VFA 產(chǎn)量隨著pH 的增加而增大,最佳pH 為6. 5 ~ 7. 0。
2. 2. 2 對酸成分的影響
乳渣廢水厭氧發(fā)酵酸化產(chǎn)物SCFAs 包括乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸及正戊酸6 種短鏈脂肪酸。研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)SCFAs 作為碳源時(shí)微生物優(yōu)先利用乙酸和丙酸,而且SCFAs 也是重要的工業(yè)原料,如生物產(chǎn)氫、聚羥基脂肪酸合成、生物產(chǎn)甲醇、反硝化脫氮和強(qiáng)化除磷等。圖4 表示厭氧發(fā)酵方式對乳渣廢水產(chǎn)酸過程中酸成分的影響。
研究發(fā)現(xiàn),微生物是影響SCFAs 成分的主要因素。由圖4 可知,3 個(gè)發(fā)酵系統(tǒng)中乙酸均為主要成分,與其他學(xué)者研究相似 。1#酸化系統(tǒng)中乙酸比例最大分別為69. 55% 和69. 70% (第1、2 個(gè)反應(yīng)周期),3# 發(fā)酵系統(tǒng)中乙酸比例最小分別為38. 41%和46. 35% (第1、2 個(gè)反應(yīng)周期),說明乳渣廢水發(fā)酵中偏酸條件有利于乙酸積累。同時(shí)發(fā)現(xiàn),第2 個(gè)反應(yīng)周期中乙酸積累率大于第1 個(gè)反應(yīng)周期,這是因?yàn)橥彤a(chǎn)乙酸菌是一種嗜低溫微生物,而且醋酸菌對于高溫較敏感,而由圖2(b)可知,第2 個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)溫度明顯低于第1 個(gè)反應(yīng)周期,所以該反應(yīng)周期內(nèi)乙酸積累較高。研究發(fā)現(xiàn),在15 ~ 55 ℃ 的污泥堿性發(fā)酵過程中乙酸的積累率為40. 7% ~36. 6% ,而本研究發(fā)現(xiàn),乳渣廢水乙酸積累率可達(dá)到70% 。因此,乳渣廢水在中性或者酸性條件下厭氧發(fā)酵能夠有效的提取乙酸。分析數(shù)據(jù)可知,與乙酸比例相反,2 個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)3# 發(fā)酵系統(tǒng)丙酸積累比例最大分別為49. 27% 和29. 43% ,1#發(fā)酵系統(tǒng)中丙酸比例最小分別為4. 19% 和5. 89% 。結(jié)果表明,3# 酸化系統(tǒng)中丙酸轉(zhuǎn)化率較低,導(dǎo)致該系統(tǒng)中乙酸含量最低。研究發(fā)現(xiàn),污泥堿性發(fā)酵過程丙酸積累率僅為22. 9% ~ 14. 9% ,而本研究中發(fā)現(xiàn),丙酸積累率可達(dá)50% ,說明中性條件下乳渣廢水能夠提取大量的丙酸。2# 發(fā)酵系統(tǒng)中正丁酸比例最高為38. 85% ,3# 系統(tǒng)最低約為3. 36% 。3 個(gè)發(fā)酵系統(tǒng)中異丁酸、異戊酸和正戊酸含量較低幾乎為零。說明乳渣廢水通過水解酸化反應(yīng)能夠有效促進(jìn)長鏈酸向短鏈酸轉(zhuǎn)化。
2. 3 不同厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中NH4+ -N 及PO4^3- -P 的釋放
發(fā)酵過程中乳渣廢水含有的有機(jī)氮和有機(jī)磷主要以NH4+ -N 和PO4^3- -P 的形式釋放,所以NH4+ -N 和PO4^3- -P 能夠在一定程度上表征乳渣廢水厭氧發(fā)酵的效果。圖5 表示,厭氧發(fā)酵方式對乳渣廢水水解酸化過程中NH4+ -N 和PO4^3- -P 的影響。
由圖5 可知,3# 發(fā)酵系統(tǒng)中的NH4+ -N 和PO4^3- -P含量最高,分別為210. 22 和174. 10 mg·L - 1 (第1周期),207. 98 和188. 95 mg·L - 1 (第2 周期),1# 和2#發(fā)酵系統(tǒng)中NH4+ -N 和PO4^3- -P 相對較低,這與系統(tǒng)內(nèi)乳渣廢水的酸化效果有關(guān)。研究發(fā)現(xiàn)NH4+ -N是由蛋白質(zhì)和尿素等有機(jī)氮物質(zhì)分解生成,PO4^3- -P是由磷脂雙分子層和多磷酸顆粒分解而成 ,因此,有機(jī)物質(zhì)水解酸化效果直接影響其副產(chǎn)物NH4+ -N和PO4^3- -P 的生成。由圖3(a) 可知,3# 酸化系統(tǒng)中SCFAs 積累量最大,說明3# 系統(tǒng)中大量有機(jī)物轉(zhuǎn)化為SCFAs,同時(shí)副產(chǎn)物NH4+ -N 和PO4^3- -P 釋放的到溶液中。1# 和2# 發(fā)酵系統(tǒng),SCFAs 產(chǎn)量較小,導(dǎo)致副產(chǎn)物NH4+ -N 和PO4^3- -P 含量較低。同時(shí)發(fā)現(xiàn),3# 系統(tǒng)中NH4+ -N 含量最大,其次是1#和2# ,這是因?yàn)?#系統(tǒng)中蛋白酶活性較大,導(dǎo)致該系統(tǒng)內(nèi)蛋白質(zhì)物質(zhì)有效的利用,使系統(tǒng)內(nèi)蛋白質(zhì)含量較低(圖1(b)),進(jìn)而生成大量的NH4+ -N。3 個(gè)發(fā)酵系統(tǒng)中,PO4^3- -P 含量分別為3# > 2# > 1# ,這可能與酸化系統(tǒng)對磷脂等物質(zhì)的酶活性有關(guān)。乳渣廢水中含有大量的磷脂、單硬脂酸甘油酯等,所以乳渣廢水厭氧發(fā)酵過程中PO4^3- -P 濃度較高。具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
考察自然型發(fā)酵、填料型發(fā)酵及中性型發(fā)酵等3 種乳渣廢水發(fā)酵系統(tǒng)的產(chǎn)酸性能。結(jié)果表明,中性發(fā)酵系統(tǒng)(3# )中乳渣廢水產(chǎn)酸性能最佳,該系統(tǒng)水解酶活性較高,具有豐富的SCFAs 含量,但是1# 和2# 發(fā)酵系統(tǒng)中水解酶活性較低,導(dǎo)致SCFAs 產(chǎn)量較少。同時(shí)發(fā)現(xiàn),乳渣廢水發(fā)酵系統(tǒng)具有顯著的乙酸、丙酸和正丁酸積累性能,其中1# 系統(tǒng)具有較高的乙酸比率,最大可達(dá)69. 70% ,3#系統(tǒng)中丙酸比率最大可達(dá)到50% ,2#發(fā)酵系統(tǒng)正丁酸比率最大可達(dá)38. 85% 。發(fā)酵系統(tǒng)副產(chǎn)物NH4+ -N 含量低于PO4^3- -P 含量。
