目前,越來越嚴(yán)格的出水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)使得氮的高效去除已經(jīng)成為國內(nèi)外污水處理廠面臨的一個重要的問題,而城市生活污水中可生物降解有機物不足是氮去除效率低的主要原因;因此外增碳源的選取、制備以及性能分析得到了國內(nèi)外研究者的重視。關(guān)于含碳有機物作為反硝化碳源的研究已經(jīng)有大約20 多年的歷史。盡管許多研究認(rèn)為,甲醇、乙醇、乙酸和葡萄糖等化學(xué)有機物良好的反硝化性能;但是費用和經(jīng)濟效益使得它們在實際中很難得到大面積的應(yīng)用,并且還有可能面臨導(dǎo)致出水水質(zhì)惡化等問題。一些工業(yè)有機廢水,比如水解的糖液、啤酒廢水和食品廠廢水等,由于相對潔凈、組成穩(wěn)定以及包含了豐富的有機物等特性,所以它們在污水處理過程中也得到了一定的應(yīng)用。

廚余垃圾由于包含了大量豐富的有機物,因此也可以作為一種理想的碳源基質(zhì)。厭氧發(fā)酵過程包含了水解、酸化、產(chǎn)乙酸和產(chǎn)甲烷4 個階段,前2 個階段的發(fā)酵產(chǎn)物主要是有機酸,比如乙酸、丙酸、丁酸等揮發(fā)性脂肪酸VFA、乳酸和乙醇等單一有機物,因此可以考慮將其作為反硝化碳源。目前國內(nèi)外對廚余垃圾厭氧發(fā)酵的研究大部分都是操作條件(pH、溫度、基質(zhì)濃度、水力停留時間和有機負(fù)荷率)對發(fā)酵過程和產(chǎn)物的影響 ,尤其是對VFA 的關(guān)注更為明顯;但是這些研究一般都是需要較長的發(fā)酵時間(5 ~ 7 d)、堿的大量消耗(調(diào)節(jié)pH)以及有機物的損耗(生物氣的大量產(chǎn)生),這些缺陷使得廚余發(fā)酵產(chǎn)物難以應(yīng)用到大規(guī)模的實際工程中。

因此,本研究基于“以廢治廢”的理念,從節(jié)約時間和成本的角度考慮了一種不調(diào)節(jié)pH 的短程自然發(fā)酵過程,事實上,短程發(fā)酵過程不僅縮短了發(fā)酵時間,而且其產(chǎn)物除了包含豐富的有機酸,還包含了大量的未被酸化的大分子有機物(碳水化合物和蛋白質(zhì))。最后, 我們探究這種短程發(fā)酵液的反硝化性能,為其以后在污水廠中的實際應(yīng)用提供依據(jù)。

1材料與方法

1. 1 實驗材料

實驗所用的廚余垃圾取自于西安思源學(xué)院學(xué)生食堂,主要包括米飯、面條、饅頭、蔬菜、肉和蛋類等食物殘渣,原料首先人工剔除掉其中的骨頭以及塑料等無機雜質(zhì),然后利用食物粉碎機將其破碎至顆粒尺寸5 mm 以下,其物理化學(xué)特性見表1。

接種污泥取自于西安思源學(xué)院污水廠的厭氧污泥,經(jīng)自然存放3 d 后倒去上清液備用。

1. 2 厭氧發(fā)酵實驗

厭氧發(fā)酵實驗是在有效容積為10 L 的密封發(fā)酵罐中完成的,整個發(fā)酵過程在室溫(25 ℃ ) 下進(jìn)行,發(fā)酵過程的初始固體濃度(TS)通過控制廚余原料和自來水的質(zhì)量比來實現(xiàn)的:m(廚余) ∶ m (自來水) = 1 ∶ 1,TS1 = (9 ± 0. 3)% ;m (廚余) ∶ m (自來水) = 2 ∶ 1,TS2 = (11 ± 0. 6)% ;m (廚余) ∶ m (自來水) = 3 ∶ 1,TS3 = (13 ± 0. 5)% ;m (廚余) ∶ m (自來水) = 4 ∶ 1,TS4 = (15 ± 1. 1)% ,發(fā)酵過程為60 h 時水解酸化液中有機酸和溶解性化學(xué)需氧量濃度變化幅度在5% 以內(nèi),即認(rèn)為發(fā)酵過程達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)。發(fā)酵過程中,每隔12 h 取樣進(jìn)行分析。

實驗開始前添加1 /3 體積的接種污泥和2 /3 的體積的廚余原料,密閉發(fā)酵之前用高純氮氣吹脫5 min確保厭氧環(huán)境,為了完全混合,機械攪拌速率控制為80 r˙min - 1 ,整個發(fā)酵過程中不調(diào)節(jié)pH。發(fā)酵過程結(jié)束之后,發(fā)酵混合物在10 000 r˙min - 1 下離心20 min 后再將上清液過0. 45 μm 濾膜得到的液體就認(rèn)為是發(fā)酵液。

1. 3 硝酸鹽利用速率( NUR) 實驗

通過1. 2 部分得到的發(fā)酵液即作為一種碳源進(jìn)行反硝化性能的研究。發(fā)酵液的反硝化性能參數(shù):反硝化速率(vDN )和反硝化能力(PDN )可以通過NUR 實驗來測定的,NUR 的具體操作方法參考文獻(xiàn)。

反硝化污泥的馴化過程是:發(fā)酵液和NaNO3 分別作為碳源和氮源,并補充一定量的微量元素,控制初始COD/ NO3 -N = 8,在經(jīng)過15 個連續(xù)反硝化過程之后出水NO3 -N 小于1 mg˙L - 1 ,即認(rèn)為污泥馴化過程結(jié)束。NUR 實驗采用1 L 的密閉小瓶作為的反應(yīng)器,首先調(diào)整反應(yīng)器中的馴化污泥MLVSS = (2 500 ± 200)mg˙L - 1 ,然后將發(fā)酵液和硝酸鈉分別作為碳源和氮源,控制初始NO3 -N 為50 mg˙L - 1 ,通過添加不同量的發(fā)酵液調(diào)節(jié)初始階段的COD/ NO3 = 2、4、6、8 和10,反應(yīng)初始階段pH 用1 mol˙L - 1 NaOH 和HCl 調(diào)節(jié)為7,反應(yīng)時間為300 min,定時測定反硝化過程中的COD,NO2 -N 和NO3 -N,整個NUR 實驗在室溫條件(25 ℃ )下進(jìn)行。

1. 4 分析方法

厭氧發(fā)酵過程中,碳水化合物的測定是以葡萄糖作基準(zhǔn)物的是苯酚-硫酸法 ,蛋白質(zhì)的測定是以牛血清蛋白為基準(zhǔn)物的費林試劑法。VFA 用氣相色譜(GC,Agilent 6890N)測定,進(jìn)樣口和檢測器溫度分別為200 ℃ 和250 ℃ ,柱子型號為WAXETR (30 m × 0. 25 mm × 0. 25 μm),升溫程序為:柱溫由100 ℃ 以3℃ ˙min - 1 的速率上升到160 ℃ ,保持2 min,之后以20 ℃ ˙min - 1 的速率上升到250 ℃ ,保持10 min。乳酸用液相色譜(LC,Shimadzu Co. Ltd. )測定,分析柱為COSMOSIL 5C18-II,流動相為0. 05 mmol˙L - 1 磷酸鹽緩沖液(50 mmol˙L - 1 NaH2 PO4 ∶ 50 mmol˙L - 1 H3 PO4 = 9 ∶ 1),UV 檢測器溫度和波長分別設(shè)為40 ℃ 和210 nm,流速1 mL˙min - 1 。

TS、VS、MLSS、MLVSS、COD,NO3 -N 和NO2 -N 的測定采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法。

2結(jié)果與討論

2. 1 短程發(fā)酵性能及其產(chǎn)物分布

本研究主要考察了厭氧發(fā)酵過程的前2 個階段:水解和酸化,圖1 用反應(yīng)過程中SCOD 濃度的變化情況來表征水解效率(SCOD/ TCOD),可以看出,隨著發(fā)酵時間的延長,SCOD 的濃度均是在36 h 內(nèi)先迅速增加后逐步趨于平穩(wěn),4 個TS 條件下SCOD的增加量分別為7. 78 g˙L - 1 (TS1 )、10. 59 g˙L - 1(TS2 )、21. 55 g˙L - 1 (TS3 )和10. 85 g˙L - 1 (TS4 ),因此4 個固體濃度條件下的水解率也分別從最初的25% 分別增加到34. 4% 、36. 3% 、42. 3% 和35. 6% 。

可以看出, 盡管在TS4 條件下的SCOD 濃度最高(69. 12 g˙L - 1 ),但是這僅比TS3 時(SCOD = 67. 63g˙L - 1 )增加了1. 49 g˙L - 1 。

由此可見,在一定的固體濃度范圍內(nèi),水解率會隨固體濃度的增加而增加,但是當(dāng)超過一定的限值之后,過高的固體濃度反而會對水解過程有所抑制,因此本實驗中TS3 是最適合短程水解的條件。JIANG等 的實驗結(jié)果也表明,最合適的有機負(fù)荷率(OLR)是11 g˙L - 1 ,而非16 g˙L - 1 ,同時作者認(rèn)為反應(yīng)器中OLR 過高會導(dǎo)致發(fā)酵系統(tǒng)的不穩(wěn)定。

根據(jù)不同的固體濃度,單相厭氧發(fā)酵可以分為濕式發(fā)酵( < 5% TS)、半干式發(fā)酵(5% ~ 10% TS)和干式發(fā)酵(10% ~ 20% TS)3 類,NAGAO 等[15] 研究了OLR 在3. 7 ~ 12. 9 kg˙(m3 ˙d) - 1 的范圍內(nèi)變化時對廚余垃圾單相厭氧發(fā)酵性能的影響,結(jié)果表明OLR = 9. 2 kg˙(m3 ˙d) - 1 有最優(yōu)的發(fā)酵性能;VEEKEN等 認(rèn)為,當(dāng)發(fā)酵系統(tǒng)中水分含量過少時并不會完成較高的水解率,這是因為酸向甲烷轉(zhuǎn)化的過程只能發(fā)生在液相環(huán)境中,因此高固體濃度和低水分含量的環(huán)境會減少液相中酸的產(chǎn)生,這些結(jié)論都與本實驗得出的結(jié)果是一致的。

如圖2 所示,乳酸和乙酸是短程自由發(fā)酵過程中的2 種最主要的有機酸,占據(jù)了總有機酸(TOA)含量的90% 以上,并且在4 個固體濃度條件下,乳酸的含量都要比乙酸高。圖2(a)表明,乙酸含量隨著固體濃度增加而增加,在TS4 時乙酸有最大產(chǎn)值為3. 8 g˙L - 1 ,這個結(jié)論與RAMOS 等[17] 的結(jié)論是一致的。但是乳酸的產(chǎn)量并沒有隨著固體濃度增加而直線增加(圖2(b)),乳酸的最高產(chǎn)量發(fā)生在TS3 條件下(12. 34g˙L - 1 ),而并非TS4 條件下(8. 26 g˙L - 1 ),但是RAMOS 等得到的結(jié)論卻是乳酸含量隨固體濃度增加而增加,在TS = 90 g˙L - 1 時乳酸產(chǎn)量有最大值,這種差異性是由于發(fā)酵類型的不同而導(dǎo)致的,根據(jù)前面對單相厭氧發(fā)酵的分類,本研究中的TS2 、TS3 、和TS4 都屬于半干式發(fā)酵,而RAMOS 等[17] 的實驗中TS = 1、5、10、40 和90 g˙L - 1 應(yīng)該屬于濕式發(fā)酵,因此可以看出,不同的發(fā)酵類型對不同有機酸產(chǎn)量影響不同。

基于以上結(jié)論,從圖3(c)可以看出TOA 總產(chǎn)量是在TS3 條件下達(dá)到了最大值(16. 56 g˙L - 1 ),該條件下,TOA 中包含了75% 的乳酸、21% 的乙酸和4%的丙酸和丁酸,這個結(jié)果與以前的結(jié)論是不一樣的,比如JIANG 等[9] 和LIM 等 通過調(diào)節(jié)pH= 6 從而使得發(fā)酵產(chǎn)物中VFA(主要是乙酸、丙酸和丁酸) 的產(chǎn)量占SCOD 的60% 以上。WU 等 和PROBST 等 認(rèn)為,廚余垃圾中包含了大量豐富的乳酸菌(LAB) 是乳酸大量產(chǎn)生的直接原因,LAB 很容易將碳水化合物和蛋白質(zhì)等有機物轉(zhuǎn)化成乳酸,并且乳酸的產(chǎn)生在酸性環(huán)境比堿性和中性環(huán)境更容易進(jìn)行。因此本研究中的短程自由發(fā)酵完成的是乳酸為主的發(fā)酵過程。

由于自由發(fā)酵過程中并不調(diào)節(jié)pH,有機酸的生成使得系統(tǒng)中的pH 在12 h 內(nèi)就快速下降到3 左右,極低的pH 會抑制有機酸的生成;所以有機酸的產(chǎn)率在12 h 后變得比較緩慢(圖2),同時發(fā)酵液中也會有滯留大量的碳水化合物。由此可見自由發(fā)酵導(dǎo)致不完全的水解酸化過程,同時也使得發(fā)酵過程中的有機物的損耗量(生物氣的產(chǎn)生)不超過10% ,這與文獻(xiàn)中報道的50% 以上的基質(zhì)損耗量相比較要小許多;因此,盡管有機酸不是自由發(fā)酵最主要的產(chǎn)物,但是它可以降低發(fā)酵基質(zhì)氣體形式的損耗。圖3 顯示的是TS3 條件下的發(fā)酵液中的有機物成分,其中碳水化合物是最主要的成分,其次是乳酸和乙酸,其中還包含約29% 的未知有機物,可能是乙醇、長鏈脂肪酸或者一些更復(fù)雜的有機酸。乙酸、丙酸和丁酸等VFAs 的反硝化性能在前人的研究中已經(jīng)得到了明確的驗證 ;乳酸也被認(rèn)為是乙酸和丙酸產(chǎn)生的前驅(qū)物 ,也可以認(rèn)為是一種良好的反硝化碳源,SAGW 等 的研究就驗證了乳酸鹽的反硝化性能;LEE等的研究表明,碳水化合物雖然是一種慢速降解碳源,但是它對反硝化菌群豐富度和代謝多樣性有強化作用;因此,發(fā)酵液既包含了快速降解的有機物(乙酸和乳酸),也包含了慢速降解的有機物(碳水化合物和蛋白質(zhì)),它的反硝化性能需要得到驗證。在接下來的研究中,我們考察了TS3 條件下發(fā)酵液的反硝化性能。

2. 2 發(fā)酵液的反硝化性能

圖4 顯示的是不同COD/ N 比條件下發(fā)酵液作為碳源時在NUR 實驗中NO2 -N、NO3 -N 和COD 的濃度變化情況。可以看出,當(dāng)COD/ N = 2 和4 時,出水中仍有殘留的NO3 -N 和累積的NO2 -N,因此導(dǎo)致的是不完全的反硝化過程,而當(dāng)COD/ N 增加到6 和8 時,盡管NO2 -N 在60 min 的時候達(dá)到最高累積值9. 5 和12. 2 mg˙L - 1 ,但是出水TN 濃度在1. 5 mg˙L - 1 以下。這表明COD/ N 比為6 和8 時有完全的反硝化過程發(fā)生,由此可見發(fā)酵液的反硝化性能只受量的限制,并不受可用性的限制。當(dāng)COD/ N 值增加到10,盡管NO2 -N 的最高積累值的時間提前了10 min,但是最高累積量卻沒有變化。圖4(c)顯示的是反應(yīng)過程中COD 的變化情況,當(dāng)COD/ N 比值為2、4 和6時,出水COD 值均小于30 mg˙L - 1 ,而當(dāng)COD/ N = 8和10 時出水COD 有明顯增加(75 和96 mg˙L - 1 )。

因此,如果從出水中COD 和TN 的濃度達(dá)到最小值的角度來看,最佳的COD/ N 比值為6。

混合碳源的反硝化性能可以用硝酸鹽利用情況來評價,同時也可以得到其中的快速降解有機物(SS )和慢速降解有機物(XS )的含量。硝酸鹽NOx -N(NO3 -N + 0. 6NO2 -N) 利用速率實驗是基于還原1 gNO2 -N 和0. 6 g NO3 -N 至1 g N2 需要同樣數(shù)量的電子的理論。圖5 考察了COD/ N = 6 的條件下NOx -N 的變化情況,在前60 min 內(nèi)NOx -N 有最快的減少速率(32. 6 mg˙(L˙h) - 1 ),這個階段是發(fā)酵液中的乳酸和乙酸等SS 被反硝化菌利用;當(dāng)SS 被利用完之后,接下來的60 ~ 100 min 內(nèi)NOx -N 的減少速率為17. 3 mg˙(L˙h) - 1 ,這個階段是發(fā)酵液中碳水化合物和蛋白質(zhì)等xS 被反硝化菌利用的過程,最后一個階段是系統(tǒng)中的內(nèi)源物質(zhì)反硝化過程。根據(jù)SAGE 等的研究,可知碳源的反硝化速率VDN 和反硝化能力PDN 的計算公式如下:

式中:tC 為SS 被消耗完的時間點;NOx,in 為反應(yīng)初始階段的NOx 濃度;NOx,C 為tC 時刻的NOx 濃度;TNin 和TNe 分別為反應(yīng)初始階段和反應(yīng)結(jié)束的TN 濃度;SCODin 和SCODe 分別為反應(yīng)初始階段和反應(yīng)結(jié)束的SCOD 濃度。

根據(jù)圖5 和以上公式可以計算出發(fā)酵液的反硝化性能參數(shù)VDN,Ss = 12. 89 mg˙(g˙h) - 1 和PDN =0. 174 g˙g - 1 (COD)。VDN 代表的是反硝化過程中N的減少速率,PDN 代表的是活性污泥因消耗一定量的COD 而減少的N 的量。理論上,每轉(zhuǎn)化1 g NO3 -N成N2 需要2. 86 g COD ( PDN,理論值= 0. 35 g ˙ g - 1(COD));但實際上系統(tǒng)中的碳源不僅需要用于反硝化過程的電子,還要為系統(tǒng)中的微生物的新陳代謝提供能源和能量,因此真正的PDN 值都應(yīng)該小于理論值。表2 比較了一些化學(xué)有機物和工業(yè)廢水的反硝化性能參數(shù),可以看出發(fā)酵液的VDN 和PDN 明顯優(yōu)于很多化學(xué)有機物和工業(yè)廢水,由此可見短程發(fā)酵液具有高效的反硝化性能。

如圖5 所示,混合碳源中的SS 可以根據(jù)碳源的PDN 和由快速降解碳源引起的N 損耗計算出來,公式如下:

式中:SS 為混合碳源種的快速降解成分;(ΔNOx -N)tC 為tC 時刻NOx -N 的減少量;PDN 代表系統(tǒng)的反硝化能力。

由此計算出發(fā)酵液中的SS 組分為58. 35% ,因此其中的XS 組分為41. 65% ,這表明發(fā)酵液中的快速降解有機物占有很大比例。根據(jù)2. 1 部分的結(jié)論可知發(fā)酵液中的TOA 占SCOD 的24. 6% ,這就表明發(fā)酵液中除了有機酸,其中部分碳水化合物或未知成分也可以被反硝化菌快速利用。HENZE 等和候紅娟等 研究表明,城市生活污水中的快速降解有機物僅占TCOD 的10% ~ 20% ,因此豐富的快速降解有機物含量也表明發(fā)酵液是一種優(yōu)質(zhì)的反硝化碳源。具體參見污水寶商城資料或http://www.dowater.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

3結(jié)論

1)廚余垃圾在短程自由發(fā)酵過程中,初始固體濃度對發(fā)酵過程和產(chǎn)物有重要的影響。TS3 (廚余和水質(zhì)量比為3 ∶ 1)條件下酸化率最高。

2)短程發(fā)酵液是以碳水化合物為主,還包含了乳酸和乙酸等有機酸,以及一些未知有機物的混合碳源。

3)NUR 批次實驗表明COD/ N = 6 是短程發(fā)酵液反硝化過程的最佳比值,而且發(fā)酵液中超過一半的有機物都是容易被反硝化菌利用的有機物。

4)本研究在經(jīng)濟和時間雙重節(jié)約模式下得到的短程發(fā)酵液被證明是一種優(yōu)質(zhì)的反硝化碳源,這將為廚余垃圾應(yīng)用于污水處理的實際應(yīng)用奠定了基礎(chǔ)。

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