随着生活水平的提高,乳制品的生产量逐年增大,导致乳业废水的排放量也逐年增加。乳业废水主要来源于牛乳输送、加工过程中排放的洗涤水以及加工设备的冲刷水。废水的主要成分是蛋白质、乳糖、乳脂等。目前,乳业废水常用处理方法是气浮+ 厌氧+ 好氧工艺,气浮阶段产生大量的乳渣。据统计,乳渣中含有大量的蛋白质、糖类和脂肪等。因此,乳渣可作为原料生产精饲料,也可发酵生产氨基酸。乳渣废水厌氧发酵过程与污泥厌氧发酵相似,大体可分为3 个阶段,即水解、酸化和产甲烷 ,其中水解阶段为大颗粒有机物在水解酶的作用下分解成可溶性小分子物质;酸化阶段为产酸菌利用水解产物生成可挥发性脂肪酸(SCFAs);产甲烷阶段则是产甲烷菌利用SCFAs 生成CH4 。因此,乳渣废水厌氧发酵过程中微生物可将乳渣中的蛋白质和多糖转化为SCFAs。研究表明,利用SCFAs 合成聚羟基脂肪酸(PHA)成本可降低50% ,而且PHA 品质大幅度提升 。SCFAs 也可作为碳源用于生物脱氮除磷,进而节约污水处理厂运行成本。发酵副产物NH4+ -N 和PO4^3- -P 可通过鸟粪石沉淀回收用于农业生产。因此,乳渣废水厌氧发酵产酸不仅能够有效回收乳渣废水中的资源和能源,还能使浮渣废水得到有效的处理。目前乳渣废水处理主要是自然型厌氧发酵产甲烷为主,厌氧发酵产酸研究甚少。发酵系统中投加填料,一方面增加废水与微生物的反应时间,同时填料表面能够富集功能菌团,提高系统内物种丰度。pH 不仅影响系统内微生物活性,而且影响其运行成本。因此,本文以乳渣废水为研究对象,以提取SCFAs 为目的,采用自然型发酵、填料型发酵以及中性型发酵,探讨不同厌氧发酵方式对乳渣废水水解酸化性能及产酸性的影响。
1 实验部分
1. 1 污水来源及实验装置
本实验中浮渣废水采用不同配方的冰激凌制品进行人工配水,主要水质指标如表1 所示。
实验反应器材料为有机玻璃,总体积为3. 5 L,有效容积为3. 0 L,内设置转子及pH 探头,采用磁力搅拌器进行匀速搅拌,转速为750 r·min - 1 ,反应温度为室温。控制3# 反应器pH 为(7 ± 0. 2),每日根据测定的pH,采用1 mol· L - 1 NaOH 或者1%HCl 调节pH 一次。2#反应器中投加填料,1# ~ 2# 反应器pH 不控制,具体运行方式如表2 所示。
1. 2 污泥来源及运行方法
实验用活性污泥为SBR 工艺全程脱氮除磷污泥,发酵前采用自来水清洗3 次,浓缩污泥并控制其浓度为(12 000 ± 350)mg·L - 1 ,分别向1# ~ 3# 投加1. 5 L 浓缩污泥和1. 5 L 配置的乳渣废水。
该实验共运行2 个周期,系统启动后当SCFAs产量稳定后并有下降现象时视为第一个反应周期结束。此时3 个酸化系统停止搅拌,静止沉淀,移出1. 5 L 上清液,并重新投入等量的乳渣废水,开始运行第2 个反应周期,运行方式与第1 个反应周期相同。
1. 3 分析方法
化学需氧量(COD)、悬浮污泥浓度(MLSS)及可挥发性污泥浓度(MLVSS)、NH4+ -N、PO4^3- -P 等根据标准方法测定。可挥发性脂肪酸(SCFAs)采用Agilent 6890 气相色谱仪测定,色谱柱为DB-MAXETR(30 m × 530 μm × 1 μm),氮气做载气(N2 ),流速为25 mL·min - 1 ;检测器为氢火焰离子检测器(FID);进样口温度为220 ℃ ;检测器温度控制在250 ℃ 。采用程序升温,起始炉温80 ℃ 运行1 min,然后以20 ℃ ·min - 1 的速度升温到160 ℃ ,运行1 min,最后以5 ℃ ·min - 1 的速度升温到180 ℃ ,运行2 min,一个样品的整个运行时间为20 min。进样量为2. 0 μL,每个样品测定3 次,取平均值进行分析。分析各种酸成分并换算成COD,乙酸(∗1. 07)、丙酸(∗1. 51)、异丁酸(∗1. 82)、正丁酸(∗1. 82)、异戊酸(∗2. 04)及正戊酸(∗2. 04)。多糖采用硫酸-蒽酮分光光光度法测定,蛋白质采用Lowry-folin 试剂分光光度法测定 。蛋白酶采用偶氮酪蛋白分光光度计方法测定。α-葡萄糖苷酶采用对硝基-a-d-吡喃葡萄糖苷分光光度计法测定 。辅酶420 采用异丙醇提取法测定。pH 采用oxi/340i WTW 测定。
2 结果与讨论
2. 1 不同厌氧发酵方式对乳渣废水水解性的影响乳渣废水富含蛋白质、糖类和脂类等物质。水解酶将蛋白质及多糖分解成氨基酸和单糖等小分子物质,酸化菌则利用水解产物生成SCFAs,因此,蛋白质、多糖的水解是乳渣废水厌氧发酵产酸的关键步骤。同时温度和pH 是影响微生物生长、有机物降解的重要影响因素 。图1 表示厌氧发酵方式对乳渣废水水解酸化过程SCOD(a)、蛋白质(b) 和多糖(c)的影响。图2 表示酸化系统2 个反应周期内温度和pH 的变化。
由图1(a) 可知,3 个酸化系统SCOD 随着发酵时间的延长而降低,而且2 个运行周期内SCOD 变化趋势相同。其中,第1 个周期系统的初始SCOD 为11 285. 11 mg·L - 1 ,发酵至第27 天时SCOD 分别降低57. 72% 、49. 52% 及26. 89% 。由于第1 个周期结束时系统含有大量的SCOD,加入等量的乳渣废水导致第2 个反应周期初始SCOD 较高, 分别为14 891. 08、15 871. 25 及16 541. 76 mg·L - 1 ,发酵至25 d 时SCOD 分别降低22. 73% 、17. 87% 及11. 25% 。可见,3 个系统处理效果为1# > 2# > 3# 。同时发现,发酵系统第2 个反应周期内SCOD 去除率显著低于第1 个周期,这可能与第2 反应周期时系统温度和处理废水性质有关。COKGOR 等 发现温度对产酸菌具有显著的影响,25 ℃ 时VFA 产量远大于16 ~ 8 ℃ 时VFA 产量。由图2(b)可知,第2 个反应周期时系统温度较第1 个反应周期系统温度低约10 ℃ ,导致微生物生长速率和有机质利用率降低,因此,发酵系统第2 个反应周期有机物去除率较低。同时SCFAs 积累可能在数值上影响SCOD 的变化(图3)。
分析图1(b)可知,发酵系统中蛋白质含量反应初期均出现先升高后稳定状态。这是因为厌氧环境下部分微生物死亡并分解释放蛋白质,导致系统反应初期出现蛋白质增大的现象,后期由于蛋白质的水解及利用使蛋白质达到稳定状态,蛋白质含量分别为456. 58、500. 15 及381. 69 mg COD·L - 1 (第1 个周期),450. 11、520. 03 及430. 05 mg COD·L - 1 (第2 个周期)。由图1(c)可知,发酵系统中多糖在反应初期均快速下降,第1 个发酵周期反应至第10 天多糖含量由5 889. 07 mg COD·L - 1 分别降至174. 17、155. 12 及95. 25 mg COD·L - 1 ,第2 个发酵周期内反应至第17 天时糖类由6 119. 04、6 393. 35 及6 110. 32 mg COD· L - 1 分别降至176. 88、289. 81、155. 12 mgCOD·L - 1 。可见微生物对蛋白质和多糖的利用具有显著差别,也与发酵系统中产酸菌对基质的利用有关。研究发现,相对于蛋白质,产酸菌更加倾向于利用糖类物质进行产酸活动。因此,发酵系统中多糖出现大幅度降低而蛋白质增加的现象。
总结发现,3#发酵系统中蛋白质和多糖含量最低,这与酸化系统内的pH 有关。由图2(b)可知,3 个酸化系统内pH 为3# > 2# > 1# ,且均先降低后升高。其中,1# 和2# 酸化系统内pH 在反应至第9 天时降至最低,分别为3. 526、3. 801(第1 个周期),3. 234、3. 515(第2 个周期),然后pH 缓慢增大。3#系统pH 控制在(7. 0 ± 0. 2),尽管反应初期出现降低现象(4. 409、5. 367),但是反应第9 天至反应末期系统内pH 稳定维持在7. 0 左右,无需人工调节。这可能是因为发酵系统中厌氧微生物将蛋白质和多糖转化成大量的可挥发性短链脂肪酸(SCFAs),导致1# 和2# 发酵系统中pH 下降。当发酵系统中SCFAs 产量稳定后pH 处于稳定状态,发酵后期pH 略有升高,3# 系统pH 自动维持中性。YU 等研究发现明胶废水降解速率随着pH 增加而增大,而且BREURE 等 研究发现明胶废水酸化过程中蛋白质降解速率随着pH 增加而增加,最佳pH 为7. 0。富含碳水化合物废水水解过程中,葡萄糖、乳糖 和蔗糖的水解速率随着pH 增大而增加,最佳水解pH 为5. 0 ~ 5. 5。由此发现,乳渣废水与明胶废水和碳水化物废水相似,有机物水解对于低pH 更加敏感,这可能与水解酶活性有关。
2. 2 不同厌氧发酵方式对乳渣废水产酸性的影响
2. 2. 1 SCFAs 产量
SCFAs 是乳渣废水厌氧发酵过程中酸化阶段产物,同时SCFAs 作为生物处理工艺中的优质碳源受到广泛关注。水解酶(蛋白酶和α-葡萄糖苷酶)将蛋白质、多糖等有机物质转化为小分子物质,进而被酸化菌利用生成SCFAs。辅酶420 是衡量产甲烷菌活性的标准之一,辅酶420 越大,说明产甲烷菌活性越强,SCFAs 消耗量越大。图3 表示不同厌氧发酵方式对乳渣废水厌氧发酵系统中SCFAs 及关键酶活性的影响。由图3 可知,厌氧发酵方式对乳渣废水产酸具有显著的影响。分析图3(a),3# 发酵系统在发酵初期SCFAs 产量迅速增大,而1# 和2# 发酵系统SCFAs产量显著低于3# 酸化系统。3 个发酵统反应末期SCFAs 产量分别为3 695. 37、4 564. 47 和7437. 15 mg COD·L - 1 (第1 个反应周期),4 322. 61、8 258. 58 和12 328. 37 mg COD·L - 1 (第2 个反应周期)。因此,酸化系统SCFAs 产量分别为3# > 2# >1# 。这与发酵系统中蛋白质、多糖、水解酶及辅酶420 有关,乳渣废水主要成分为蛋白质、多糖等物质,α-葡萄糖苷酶破坏麦芽糖内的α-1,4 糖苷键并释放单糖,蛋白酶则可通过破坏蛋白质的肽链生成氨基酸等小分子物质。酸化菌利用氨基酸和单糖等小分子物质生成SCFAs 物质,产甲烷菌利用SCFAs 生成CH4 。由图3(c)可知,3 个酸化系统内水解酶活性具有显著的差别,其中蛋白酶和α-葡萄糖苷酶活性为3# > 2# > 1# ,所以3# 酸化系统SCFAs 积累量最大,1# 酸化系统SCFAs 积累量最小。同时由图3 可知,3 个系统中辅酶420 活性基本相同且均较低,这说明3 个酸化系统内SCFAs 消耗量较少。pH 也是影响酸化系统产酸的重要因素,分析发现,蛋白质和多糖等有机物水解速率随着pH 的增大而增加。由图1 可知,3#酸化系统对蛋白质和多糖的水解速率最大,因此,3# 系统含有丰富的酸化基质。1#酸化系统蛋白质和多糖的水解速率较低,导致SCFAs 产量较低。而中性反应环境对于酸化系统具有缓冲作用,减少偏酸环境对水解酸化菌活性的影响。明胶废水和饮料废水产酸发酵研究发现,VFA 产量随着pH 的增加而增大,最佳pH 为6. 5 ~ 7. 0。
2. 2. 2 对酸成分的影响
乳渣废水厌氧发酵酸化产物SCFAs 包括乙酸、丙酸、异丁酸、正丁酸、异戊酸及正戊酸6 种短链脂肪酸。研究发现,当SCFAs 作为碳源时微生物优先利用乙酸和丙酸,而且SCFAs 也是重要的工业原料,如生物产氢、聚羟基脂肪酸合成、生物产甲醇、反硝化脱氮和强化除磷等。图4 表示厌氧发酵方式对乳渣废水产酸过程中酸成分的影响。
研究发现,微生物是影响SCFAs 成分的主要因素。由图4 可知,3 个发酵系统中乙酸均为主要成分,与其他学者研究相似 。1#酸化系统中乙酸比例最大分别为69. 55% 和69. 70% (第1、2 个反应周期),3# 发酵系统中乙酸比例最小分别为38. 41%和46. 35% (第1、2 个反应周期),说明乳渣废水发酵中偏酸条件有利于乙酸积累。同时发现,第2 个反应周期中乙酸积累率大于第1 个反应周期,这是因为同型产乙酸菌是一种嗜低温微生物,而且醋酸菌对于高温较敏感,而由图2(b)可知,第2 个反应周期内温度明显低于第1 个反应周期,所以该反应周期内乙酸积累较高。研究发现,在15 ~ 55 ℃ 的污泥碱性发酵过程中乙酸的积累率为40. 7% ~36. 6% ,而本研究发现,乳渣废水乙酸积累率可达到70% 。因此,乳渣废水在中性或者酸性条件下厌氧发酵能够有效的提取乙酸。分析数据可知,与乙酸比例相反,2 个反应周期内3# 发酵系统丙酸积累比例最大分别为49. 27% 和29. 43% ,1#发酵系统中丙酸比例最小分别为4. 19% 和5. 89% 。结果表明,3# 酸化系统中丙酸转化率较低,导致该系统中乙酸含量最低。研究发现,污泥碱性发酵过程丙酸积累率仅为22. 9% ~ 14. 9% ,而本研究中发现,丙酸积累率可达50% ,说明中性条件下乳渣废水能够提取大量的丙酸。2# 发酵系统中正丁酸比例最高为38. 85% ,3# 系统最低约为3. 36% 。3 个发酵系统中异丁酸、异戊酸和正戊酸含量较低几乎为零。说明乳渣废水通过水解酸化反应能够有效促进长链酸向短链酸转化。
2. 3 不同厌氧发酵系统中NH4+ -N 及PO4^3- -P 的释放
发酵过程中乳渣废水含有的有机氮和有机磷主要以NH4+ -N 和PO4^3- -P 的形式释放,所以NH4+ -N 和PO4^3- -P 能够在一定程度上表征乳渣废水厌氧发酵的效果。图5 表示,厌氧发酵方式对乳渣废水水解酸化过程中NH4+ -N 和PO4^3- -P 的影响。
由图5 可知,3# 发酵系统中的NH4+ -N 和PO4^3- -P含量最高,分别为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#发酵系统中NH4+ -N 和PO4^3- -P 相对较低,这与系统内乳渣废水的酸化效果有关。研究发现NH4+ -N是由蛋白质和尿素等有机氮物质分解生成,PO4^3- -P是由磷脂双分子层和多磷酸颗粒分解而成 ,因此,有机物质水解酸化效果直接影响其副产物NH4+ -N和PO4^3- -P 的生成。由图3(a) 可知,3# 酸化系统中SCFAs 积累量最大,说明3# 系统中大量有机物转化为SCFAs,同时副产物NH4+ -N 和PO4^3- -P 释放的到溶液中。1# 和2# 发酵系统,SCFAs 产量较小,导致副产物NH4+ -N 和PO4^3- -P 含量较低。同时发现,3# 系统中NH4+ -N 含量最大,其次是1#和2# ,这是因为3#系统中蛋白酶活性较大,导致该系统内蛋白质物质有效的利用,使系统内蛋白质含量较低(图1(b)),进而生成大量的NH4+ -N。3 个发酵系统中,PO4^3- -P 含量分别为3# > 2# > 1# ,这可能与酸化系统对磷脂等物质的酶活性有关。乳渣废水中含有大量的磷脂、单硬脂酸甘油酯等,所以乳渣废水厌氧发酵过程中PO4^3- -P 浓度较高。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
考察自然型发酵、填料型发酵及中性型发酵等3 种乳渣废水发酵系统的产酸性能。结果表明,中性发酵系统(3# )中乳渣废水产酸性能最佳,该系统水解酶活性较高,具有丰富的SCFAs 含量,但是1# 和2# 发酵系统中水解酶活性较低,导致SCFAs 产量较少。同时发现,乳渣废水发酵系统具有显著的乙酸、丙酸和正丁酸积累性能,其中1# 系统具有较高的乙酸比率,最大可达69. 70% ,3#系统中丙酸比率最大可达到50% ,2#发酵系统正丁酸比率最大可达38. 85% 。发酵系统副产物NH4+ -N 含量低于PO4^3- -P 含量。