目前,约 80%的世界能源供给依靠化石能源。在有机废水处理的过程中,既可以去除污染物,又能够回收生物气的技术越来越受到青睐。废水厌氧发酵处理过程具有去除污染物和回收生物气的双重作用,可回收利用的生物气主要为甲烷和氢气。pH 值是污水厌氧处理系统中最重要的参数之一,它会影响到系统微生物的活性、营养的摄取和产气性能。厌氧发酵在实际运行过程中,常需要投加大量碱性物质以维持较高的碱度和适宜 pH 值(7. 0 左右) ,这会增加运行成本。有文献报道一些耐酸产甲烷细菌(如Methanobacteriaceae、Methanomicrobiales 和 Methanosarcinaceae)能在 pH 为 4. 4 的条件下存活,TAC-ONI 等也曾报道由于产甲烷细菌对酸性条件的适应,当产甲烷系统 pH 从 7. 0 下降到 4. 5 时,与对照组相比,系统产甲烷活性增加了 30% 。如果能在较低的 pH 条件(如 pH 低于 4. 5)进行厌氧发酵以处理有机废水,可减少碱性药剂的投加量从而节约运行成本,也能拓宽厌氧处理工艺的应用领域。在厌氧发酵过程中,较高的有机负荷容易造成有机酸的大量积累,引起 pH 值大幅度下降,严重影响发酵性能,这一现象在厌氧发酵系统中被称为“酸化”。
研究发现,厌氧发酵系统酸化会引起 pH 下降、产气速率下降、COD 去除率降低,严重时会引起整个系统崩溃。在低 pH 值厌氧发酵系统也会出现酸化现象,而目前针对酸化的研究主要为中性 pH 厌氧发酵系统,对低 pH 厌氧发酵系统中酸化的研究对实际应用具有指导意义。
本文利用已经培养出颗粒污泥的厌氧内循环反应器( anaerobic internal circulation reactor,AICR) ,通过提高有机负荷使系统出现酸化,在此过程中研究了酸化前后反应器运行参数的变化以及酸化后的厌氧颗粒污泥中微生物的组成情况,旨在探明酸化对低 pH 值厌氧系统的危害,为实际厌氧污水处理系统提供借鉴。
1 实验材料和方法
1. 1 实验装置
实验装置如图 1 所示,采用自制的 AICR。 此反应器由有机玻璃制成,反应器外壁缠绕电热丝和保温层以加热保温,通过温控仪将反应器内温度控制在(37 ± 1)℃。
反应器下部为反应区、上部为污泥回流区和污泥沉淀区。 反应区和反应器顶部分别各设气-液-固三相分离器。 反应器总容积为 10. 2 L(其中,反应区容积为 3 L,沉淀区容积为 2. 2 L,回流区容积为5 L) 。
废水从反应器底部进入,首先进入下部反应区,反应区内有培养成熟的颗粒污泥床层。 废水中 COD在此降解,同时产生生物气。 气、水和颗粒污泥在反应区顶部的三相分离器进行初次分离后,大部分颗粒污泥被截留在此区。 少部分被出水和气体携带而出,随混合液进入上部的污泥回流区,污泥回流区顶部还有一个三相分离器,进行气、固、液的进一步分离。 颗粒污泥由沉淀区返回反应区,气体经水封瓶和流量计后可回收利用。 处理后出水进入后续反应器。
1. 2 污泥接种与底物
接种污泥取自实验室长期运行的厌氧反应器中的颗粒污泥。 接种体积、混合液悬浮固体(MLSS)浓度和混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)浓度分别为 5L、65. 71 g·L - 1和 62. 81 g·L - 1。
实验进水为模拟制糖废水,进水 COD 见表 1,加入适量的氮源(尿素)和磷源(磷酸二氢钾)调节COD ∶ N ∶ P 的比例约为 700 ∶ 5 ∶ 1,按需投加 NaHCO3以调节系统 pH 值,加入适量微量元素液以满足微生物正常生长代谢需求,微量元素溶液的组成为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 反应器在不同时间的实验参数
1. 3 实验方案
培养出颗粒污泥的厌氧发酵系统,稳定运行 115 d 后,在其他条件不变的情况下,提高进水 COD 浓度。 容积负荷从 29. 4 kg·(m3·d) - 1逐步增加到 58. 8 kg·(m3·d) - 1。
在第 231 天,系统 pH 突然降低至 4. 0 以下,出水碱度低于 400 mg·L - 1,液相末端产物(挥发性有机酸和乙醇)与碱度的比值大于 10,即认为系统处于过酸化状态,受到酸化冲击。 酸化后,通过增加碱的投加量进行系统酸化后的恢复。为分析酸化后系统微生物种群结构,在酸化后(第 245 天)采集污泥样进行高通量测序。
1. 4 分析方法
碱度( alkalinity) 、COD、MLSS 和 MLVSS 的测定参照标准方法,pH 和氧化还原电位(ORP)采用便携式多参数测定仪( pH / Oxi 340i,德国,WTW)测定,反应产生气体体积用湿式气体流量计测量。
气体体积分数由配有 TCD 检测器的气相色谱( GC2088ITF,成都,成都仪器厂)检测,内装 PorapaKQ柱。 热导检测器、汽化室温度和柱温分别为 100、70 和 50 ℃。 以氮气作为载气,载气流量为 30 mL·min - 1。总产气速率( total biogas production rate)计算:日产气量(以物质的量计)除以反应器反应区体积。氢气产率( hydrogen production rate)由总产气速率乘氢气体积分数得到。 甲烷产率( methane productionrate)由总产气速率乘甲烷体积分数得到。
挥发性有机酸(VFAs)和乙醇由配有 FID 检测器(GC5890,南京,南京科捷分析仪器有限公司)的测定,内装 FFAP 毛细管柱。 氢气作为燃气,载气为氮气,其中氮气流量为 30 mL·min - 1。 检测器温度、柱温和汽化室温度分别设置为 230、100 和 230 ℃。 采取程序升温,初始温度 100 ℃,停留时间 3 min,升温速度20 ℃·min - 1,终止温度 180 ℃,停留时间 3 min。
微生物群落结构采用高通量测序进行分析,污泥样采集后储存于 - 80 ℃冰箱以备 DNA 的提取。 测序方法中引物体系能有效扩增出 16S rDNA 的 3 个可变区(V3,V4,V5) ,能够精确鉴定出包含古生菌在内的更多的物种分类。 测序样本经检验合格后,经过 PCR 扩增、混样、建库及文库 QC,最后检测合格的文库进行高通量测序,得到的测序数据会用于物种鉴定分析。 高通量测序详细操作见 FU 等在文中描述。
2 实验结果与讨论
2. 1 酸化对系统 pH 和碱度的影响
如图 2 所示,在酸化前的稳定阶段,系统运行 pH 为 4. 2 ~ 4. 5,发酵气体中甲烷和氢气各占 15% 和12% ,进水 NaHCO3 日投加量为 45 g,进水碱度约为710 mg·L - 1,碱度消耗量稳定在(320 ± 40)mg·L - 1范围内,出水碱度维持在 400 mg·L - 1以上。 当进水COD 浓度从 9 500 mg·L - 1提高至 12 000 mg·L - 1运行 30 d 后,系统 pH 降至 3. 94,出水碱度低于400 mg·L - 1,即系统受到酸化冲击。
酸化后,为维持出水 pH 在 4. 2 ~ 4. 5 范围内,在不改变其他运行参数的情况下,从 231 d 开始,NaHCO3 的日投加量从 45 g 升至 50 g,并逐渐增加,当升至 90 g 时(第 240 天) ,系统出水 pH 稳定在4. 2 ~ 4. 5 范围内。 进水碱度随 NaHCO3 的增加而增加,最终维持在 1 385 mg·L - 1左右才可保障出水的pH 维持在 4. 2 以上。 酸化后,碱度的消耗量逐渐增加,最终稳定在 900 mg·L - 1左右。 酸化导致系统碱度消耗量的增加的原因可能是:一方面,酸化使系统缓冲能力的稳定性遭到破坏,并且 pH 大幅度下降,酸化后需要外界长期提供较高的碱度以恢复系统的缓冲能力,并提高系统的 pH 值;另一方面,在酸化前,系统能同时产生氢气和甲烷,产甲烷过程会为系统内部提供部分碱度,酸化后产甲烷活性受到抑制,酸化前产甲烷过程产生的部分碱度需由外界提供,所以碱度消耗量增加。 在酸化阶段,出水碱度迅速下降,随着进水碱度的增加,出水碱度逐渐恢复,最终稳定在 500 mg·L - 1左右。 在实际运行过程中,当系统碱度消耗量有明显上升时,应立即增加进水中碱的投加量以提高进水碱度,从而避免系统受到酸化冲击。
2. 2 酸化对系统 COD 去除和污泥形态的影响
如图 3 所示,进水 COD 浓度上升至 12 000 mg·L - 1时(从第 201 天开始) ,容积负荷也增加至 58. 8kg·(m3·d) - 1,出水 COD 逐渐升高至 9 000 mg·L - 1左右,COD 去除率也逐渐下降至20% ~ 25%的范围内。 在第 231 天,系统发生酸化时,COD 去除率急剧下降,最终维持在 4%左右。 虽然后续采取了相应补救措施,可使出水 pH 恢复至 4. 0 以上,但 COD 去除率仍然很难恢复。
在酸化前,系统中污泥为乳白色颗粒污泥(图 4( a) ) ;酸化后,污泥逐渐解体为絮状污泥(图 4( b) ) ,并伴有污泥上浮随出水流出,导致厌氧颗粒污泥发酵系统崩溃。
2. 3 酸化对系统发酵类型的影响
随着有机负荷的提高,系统内部可能已经发生了一些变化,但是仅从 pH、碱度和 COD 去除率来看,在系统酸化之前并没有明显变化。 实验中测定了系统液相末端产物( VFAs 和乙醇)的变化(结果如图 5所示) ,当进水 COD 浓度增至 12 000 mg·L - 1后,液相末端产物总量逐渐提高,在酸化之前达到了最高点7 094 mg·L - 1。 在酸化后,液相末端产物总量迅速下降,在恢复阶段虽有所增加,但最终仍然低于酸化前水平。
在酸化前,乙酸和丁酸为主要的液相末端产物,乙酸和丁酸浓度之和占总液相末端产物 72% ~83% ,而乙醇和乙酸之和所占比例为 46% ~ 61% ,说明在酸化前系统为丁酸型发酵。 在酸化之后,乙酸和丁酸的浓度都先呈现出下降的趋势,后随着恢复措施采取,乙酸浓度有所上升,而丁酸的体积分数始终保持较低水平。 而酸化后,乙醇的浓度开始出现上升,最终和丁酸维持在同一水平。 丙酸的浓度有所增加,最终稳定在 600 mg·L - 1。 在酸化后,乙酸和丁酸浓度之和所占比例为 59% ~ 65% ,而乙酸和乙醇之和占 49% ~ 66% ,丙酸和乙酸也占到 36%~ 52% ,说明系统处于混合酸发酵类型。 与传统的厌氧发酵系统相似,过酸化的低 pH 值厌氧系统中易于发生丙酸积累。
酸化之前,系统液相末端产物总量有上升趋势;酸化之后,系统液相末端产物急剧下降,这是因为过酸化阶段较低的 pH 对反应器内微生物活性有抑制作用,所以酸化后代谢产物相应地减少。 另外,酸化将系统的发酵类型从丁酸型转化为混合酸发酵类型,其产氢能力低于丁酸型发酵的产氢能力;另一方面,混合酸发酵会使系统中丙酸浓度增加,不利于产甲烷阶段的进行和有机物的去除。 由此可见,酸化不利于系统维持相对高效的发酵类型。
2. 4 酸化对系统产气的影响
在目前的研究中,低 pH 值的厌氧发酵系统主要用于生物制氢,其较适宜的 pH 为 4. 2 ~ 4. 5。 随着系统的长期运行和颗粒污泥的出现,系统也产生了甲烷气体。 一方面可能是由于颗粒污泥的特殊结构,内部 pH 能够满足甲烷细菌的生长需求;另一方面,也可能是系统中存在耐酸的产甲烷细菌。
如图6( a)所示,在颗粒污泥系统酸化前的稳定阶段,系统总产气速率约为2 100 mmol·( L·d) - 1,其中氢气约占 10% ,甲烷约占 15% 。 氢气产率为(195 ± 20 ) mmol·( L·d) - 1甲烷的产率为( 320 ± 35 )mmol·( L·d) - 1(图 6( b) ) 。
从图6( a)可以看出,酸化后,总产气速率急剧下降,最小值降为1 056 mmol·( L·d) - 1。 通常较高的有机负荷有利于提高发酵系统产气速率,在第 245 天后,虽然作者提高了进水有机负荷,但总产气速率仍然未能恢复。 酸化后,甲烷体积分数和产甲烷速率迅速下降,最终系统未检测到甲烷的产生。 氢气产量的变化趋势则是当发生酸化时氢气的体积分数呈现先上升后下降,最终稳定在(20 ± 3)% 。 而氢气和甲烷产率在酸化初期有一定的上升趋势,后来呈现出下降的趋势,其下降主要是由于总产气速率下降所致(图6( b) ) 。 总产气速率下降的原因是在酸化阶段 pH 低于 4. 0 系统中所有的微生物的活性都受到了抑制。 甲烷体积分数和甲烷产率最终均降至 0。 从 2. 3 节可以看出,系统发酵类型从相对高效发酵类型(丁酸发酵类型)转变为相对低效的类型(混合酸发酵类型) ,但是氢气体积分数和产率在刚酸化时却增加了。 氢气产量的增加不是由于系统转变为更加高效的发酵类型,而是因为产甲烷细菌被抑制造成的。 产甲烷细菌可以利用氢气和发酵中间代谢产物产生甲烷,因产甲烷细菌受到抑制,减少了氢气的消耗量,所以酸化初期系统的氢气体积分数和氢气产率都有较大的提升。 氢气产率在经过短暂上升后,有持续下降的趋势。 实验结果可以看出,过酸化会抑制厌氧发酵系统总产气速率,并抑制产甲烷活性。
2. 5 酸化后系统微生物群落分析
本实验微生物群落分析的主要目的是初步了解酸化后系统中各种类型微生物的分布(在微生物分类过程中只鉴定到属,未鉴定到种,因此只是一个大致的分类) 。 酸化后系统中典型的微生物在属级别的组成和分布情况如表 2 所示。 总产氢微生物的比例之和占 37. 3% ,非产氢微生物比例之和占 54. 7% ,其他占8% 。 产氢微生物中,乙醇型产氢细菌(Ethanoligenens sp. 、Ruminococcaceae Incertae Sedis sp. 和 Raoultellasp. ) 、丁酸型发酵产氢细菌( Clostridium sp. 、Pectinatus sp. 和 Thermoanaerobacterium sp. )和丙酸型发酵产氢细菌(Megasphaera sp. )的比例分别为 13. 6% 、19. 6%和 4. 1% 。 非产氢细菌中,主要代谢产物为乙酸和乳酸的细菌( Prevotella sp. 、Lactobacillus sp. 、Bifidobacterium sp. 和 Lactococcus sp. )总共占了 53. 7% ,其中Prevotella sp. 占 26. 4% ,Lactobacillus sp. 占 25. 2% ,还检测到 Dialister sp. 和 Acetobacter sp. 的存在。 产氢微生物中,乙醇型产氢细菌、丁酸型产氢细菌和丙酸型细菌共存,可以看出系统为混合酸发酵类型,与 2. 3 处酸化后的发酵类型保持一致。 从酸化后系统产氢微生物所占的比例和发酵类型上看,酸化后的系统并不适合以产氢为目的的厌氧发酵污水处理。
酸化后并没有检测到产甲烷细菌。 酸化之前,在负荷为 58. 8 kg·(m3·d) - 1,HRT 为 4. 9 h 的情况下,该系统的 COD 去除率为 20% ~ 25% ,除产氢过程利用了部分 COD 外,产甲烷细菌利用中间代谢产物(挥发酸和醇类)生成甲烷的过程降解了大部分 COD。 因为过酸化不但使产氢菌受到影响,还完全抑制了产甲烷菌,所以 COD 去除率无法恢复到之前水平。 此处的微生物检测结果可以很好地解释 2. 2 中COD 去除率的下降和 2. 4 中甲烷产量的下降。 LIU 等研究获得了产气和废水处理效果较好的厌氧颗粒污泥,微生物分析结果显示:同时检测到产甲烷细菌 ( Methanomicrobiales ( 58. 4% ) 、 Methanobacterials(3. 3% )和 Methanococcales (1. 0% ) ) 、丁酸型发酵产气细菌(Clostridium sp. (27. 3% ) )和非产生物气细菌(Desulfovibrio sp. (9. 4% ) )的存在,其发酵类型为丁酸型发酵。 其中产气细菌(产甲烷细菌和产氢细菌)为优势微生物,而在本研究中,酸化以后产气细菌仅占 37. 3% ,未检测到产甲烷细菌的存在,且发酵类型为非高效产气的混合酸发酵类型。 因此,酸化后系统微生物类型不适合厌氧发酵处理废水同时回收生物气。具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。
3 结论
本文研究了颗粒污泥低 pH 值厌氧发酵系统中,由有机负荷增高而导致的酸化冲击对系统的影响。主要结论如下:
1)酸化冲击对低 pH 值厌氧发酵系统有严重危害,表现为直接长期抑制系统产甲烷活性,后续产氢能力不稳定,同时导致颗粒解体和污染物去除能力下降。
2)酸化会导致厌氧发酵类型发生变化,本研究中发酵类型从丁酸型转变为混合酸型,并发生丙酸积累,使系统不适合以产氢为目的的高浓度有机废水处理并在后续进行产甲烷能源回收过程。
3)酸化会导致低 pH 值厌氧发酵系统的微生物种群发生变化,非产氢发酵细菌为优势细菌(54. 7% ) ,而产氢细菌所占比例较少(37. 3% ) ,未检测到产甲烷细菌存在。