目前, 污水處理的普及率越來越高, 而污水處理的能耗問題也愈發突出, 在典型的污水好氧生物處理系統中, COD的去除是通過曝氣實現的, 通常需要高于2.0 mg·L-1的溶解氧來降低污水中的COD, 而曝氣是污水處理系統中能源消耗最多的部分, 據統計, 約占總電量消耗的50%~60%.在曝氣階段, 污水中的COD被轉化為CO2排放到大氣中, 常規活性污泥法中, 二氧化碳的總排放量為0.544~0.616 kg·m-3, 有機質沒有被有效利用.
與好氧生物處理技術相比, 厭氧生物處理技術無需曝氣, 可通過厭氧微生物將污水中的COD轉化為甲烷和二氧化碳等, 節省能耗的同時可產生清潔能源甲烷, 甲烷是一種非常有價值的碳氫化合物生物燃料, 其熱值高達36.5 MJ·m-3.傳統的厭氧生物處理技術主要集中于高濃度廢水, 如食品廢水、養殖廢水和酒精廢水等, 對于低濃度的城市生活污水研究較少, 其原因是在常溫和低濃度條件下厭氧微生物生長緩慢, 而隨著能源的日益緊缺及厭氧生物處理技術的不斷發展和完善, 越來越多的研究者把目光轉向低濃度污水的厭氧生物處理,, 通過分離水力停留時間(HRT)和污泥停留時間(sludge retention time, SRT)維持系統內的微生物數量來克服厭氧微生物生長緩慢, 反應速率低的缺點.
厭氧濾池(AF)是一種內部填充固體濾料的反應器, 微生物在濾料表面附著生長, 形成厭氧生物膜, 通過生物膜內微生物的生化反應及濾料層的吸附截留作用降解轉化污染物.厭氧生物濾池微生物量高、抗沖擊負荷能力強, 可以有效地分離水力停留時間(HRT)與污泥停留時間(SRT), 運維成本較低, 是一種理想的厭氧反應器形式.
本研究以實際生活污水配加葡萄糖為研究對象, 采用火山巖為濾料, 對上向流厭氧濾池(UAF)處理低濃度城市生活污水的可行性進行了研究, 利用小試反應器探究了在不同水力停留時間(HRT)下, 反應器的處理效果以及主要的產甲烷菌群的變化, 以期為上向流厭氧濾池工藝(UAF)在城市生活污水厭氧處理中的應用與推廣提供指導.
1 實驗材料與方法
1.1 實驗材料
1.1.1 實驗裝置
本研究采用上流式厭氧濾池(UAF), 反應裝置如圖 1所示.反應器主體由有機玻璃制成, 濾柱內徑18 cm, 總高195.4 cm, 其中濾料層高110 cm, 有效容積為28 L.本實驗所用濾料為火山巖濾料, 直徑為3~5 mm.濾柱每隔20 cm設1個取樣口, 共6個取樣口.反應器主體纏繞加熱帶并包裹保溫棉, 維持反應器內溫度為35℃±1℃.
圖 1
1.1.2 實驗用水和接種污泥
本實驗采用北京工業大學家屬區實際生活污水并外加葡萄糖配制成實驗進水, 進水COD保持在300 mg·L-1左右, 進水水質與實際城市污水處理廠污水水質類似.
實驗廢水水質如表 1所示.
表 1 實驗廢水水質
接種污泥取自北京某流域管道底泥及北京工業大學生活污水儲水箱底泥, 二者按1：2投加, 投加污泥濃度(mixed liquid suspended solids, MLSS)為10g·L-1.
1.2 反應器的啟動與運行控制
反應器在HRT=24 h的條件下啟動, 進水COD濃度為110.7~404 mg·L-1, 平均濃度為244.6 mg·L-1, 運行28 d后, COD去除率可穩定達到75%以上, 此后進入HRT優化期, 共分為5個不同階段, 分別為24 h(第29~49 d)、18 h(第50~70 d)、12 h(第71~97 d)、5 h(第98~136 d)和2.5 h(第137~178 d), 以達到低HRT條件下城市生活污水厭氧生物處理.每次HRT的改變均在前一階段運行穩定后進行.
1.3 常規分析方法
水質分析方法：COD采用快速消解分光光度法[北京連華永興科技發展有限公司, 5B-3(C)]測定.
掃描電鏡方法：首先將濾料樣品置于2.5%戊二醛中, 于4℃冰箱中固定1.5 h, 用磷酸緩沖液沖洗3次后分別用50%、70%、80%、90%和100%乙醇進行脫水, 每次10~15 min.然后分別用100%乙醇/乙酸異戊酯(1：1)、純乙酸異戊酯各置換一次, 每次15 min.干燥噴金后采用掃描電鏡(Hoskin Scientific, Tokyo, Japan)對樣品進行觀察.
揮發性脂肪酸(volatile fatty acid, VFA)和氣態甲烷(gCH4)用裝有氫火焰離子化檢測器(flame ionization detector, FID)的Agilent 7890A系列氣相色譜(Agilent Technologies, USA)進行分析, 揮發性脂肪酸(VFA)分析測定前水樣經0.45 μm濾膜過濾.
1.4 分子生物學分析方法
為了表征反應器中菌群結構變化, 對接種污泥以及不同HRT條件下穩定期的生物膜樣品進行DNA提取和實時熒光定量PCR(quantitative real-time PCR, QPCR)分析.為了考察不同高度濾料層菌群結構的特征, 在第Ⅳ階段(HRT=5 h), 從反應器上(80 cm)、中(40 cm)和下(0 cm)這3個位置取生物膜樣品進行DNA提取和QPCR分析.
通過振蕩將生物膜與濾料分離, 并在凍干機(Labconco, USA)中冷凍干燥.使用用于土壤的快速DNA提取試劑盒(MP Biomedicals, Solon, OH, USA)從凍干樣品中提取DNA.提取后用NanoDrop One(Thermo Fisher Scientific, Wilmington, DE, USA)測量DNA濃度和純度.
對反應器中4種關鍵的產甲烷菌進行QPCR分析, 所用特異性引物如表 2所示, QPCR反應體系為20 μL, 包括10 μL SYBR Premix Ex TaqTM Ⅱ(Taraka, Japan)試劑, 1.6 μL引物, 6.4 μL無菌水, 2 μL模板DNA.采用Stratagene MX3005p thermocycler (Agilent Technologies, USA)儀器進行定量.
表 2 QPCR分析的特異性引物序列
2 結果與討論
2.1 UAF系統的運行與水力條件優化
2.1.1 不同HRT條件下COD處理效果
反應器在經過28 d的啟動期后, COD的去除效率逐漸趨于穩定, 在不同的HRT條件下, 平均進水COD濃度分別為264.85 mg·L-1(24 h)、275.4 mg·L-1(18 h)、352.42 mg·L-1(12 h)、317.57 mg·L-1(5 h)和321.04 mg·L-1(2.5 h), 平均COD去除率分別為75.54%、76.78%、77.65%、77.05%和75.98%, 進出水COD濃度及去除率如圖 2所示.
圖 2
COD去除率基本穩定在75%以上, 這表明反應器內微生物菌群已經逐漸適應低濃度生活污水的條件.每次HRT改變后的一段時間內, 反應器會出現“不穩定期”, COD的去除率比前一階段有明顯下降, 然后COD去除率開始逐漸回升, 進入“穩定期”. HRT發生變化時, 會誘導反應器內微生物種群的變化, 導致系統處于不穩定狀態, 需要一段時間的適應過程, 這在本研究HRT由12 h降至5 h的過程中表現的尤為明顯：HRT降至5h后, COD的去除率明顯下降, 一周后開始逐漸回升, 在第17 d基本進入“穩定期”, “穩定期”COD去除率為77.14%~87.18%, 平均去除率為82.44%, 出水COD濃度為35.48~79.03 mg·L-1, 平均濃度為55.88 mg·L-1.本研究中, 每階段“穩定期”的平均COD去除率分別為73.43%、78.81%、78.51%、82.44%和75.12%. HRT由24 h逐步縮短至5 h的過程中, COD去除率逐漸升高, 在厭氧反應器中, 污水和微生物之間的物質傳遞在有機物降解過程中發揮極其重要的作用, 隨著反應器HRT的降低, 一方面有機負荷有較大的提升;另一方面較大的上升流速增強了微生物與污水之間的物質傳遞, 提高了反應器的處理效果.微生物與底物的接觸程度對于底物的充分轉化有重要的影響, 以中等混合程度為最佳.當HRT由5 h縮短至2.5 h時, 微生物與底物之間的接觸時間過短, 最終導致了處理效果的下降.
2.1.2 沿程COD降解轉化規律
同時檢測了啟動期及HRT=2.5 h條件下的沿程COD及VFAs濃度變化, 結果如圖 3所示.在啟動期, 投加的種泥有相當一部分沉降堆積在進水混合區以及承托層處, 導致COD的去除主要集中在進水混合區、承托層及0~20 cm濾料層處, 在20~100 cm濾料層COD的去除量很少, 原水中的VFAs以及發生水解酸化反應產生的VFAs在反應器底部即被產甲烷菌所利用, 并沒有發生VFAs積累的現象, 出水VFA濃度<4 mg·L-1.
圖 3
HRT=2.5 h時, COD在濾料層0~60 cm處都有降解, 濾料層得到了較為充分的利用, 但平均出水COD濃度較前階段“穩定期”提升了近21 mg·L-1.主要的原因可能是：①HRT過短導致微生物與底物接觸時間不足;②濾料層上部生物膜數量較少, 微生物數量低, 因此對COD的降解能力不足, 導致出水COD濃度偏高.在反應器運行的第175 d(HRT=2.5 h), 分別對濾料層0、40和80 cm處濾料生物膜表觀形態進行掃描電鏡觀察, 結果如圖 4所示
圖 4
由圖 4可以看出, 濾料層底部生物膜較為豐富致密, 微生物由胞外聚合物粘連呈絲狀包裹在濾料表面, 隨著高度的增加, 濾料表面的生物膜量逐漸減少, 在80cm處生物膜已非常稀薄, 濾料的大部分沒有生物膜的包被.在生物膜形成過程中, 水力剪切與底物濃度對生物膜結構有顯著影響, 由于濾池采用上向流運行方式, 濾料層不同高度處接觸COD濃度不相同, 導致各層生物膜生長狀態不同, 底部微生物富集生長速度較快, 頂部生物量增長速率較低.具體聯系污水寶或參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。
2.2 UAF系統產甲烷能力及能耗分析
2.2.1 甲烷體積分數與甲烷產率變化
測定了不同HRT條件下甲烷體積分數及甲烷產率的變化情況, 結果如圖 5所示.甲烷所占的氣體體積分數隨著HRT的降低呈現逐漸增高的趨勢, 分別為49%、49.5%、47.9%、60.9%和65.76%.前3個階段甲烷體積分數并沒有明顯變化, 而將HRT降低到5 h之后, 水力剪切作用極大促進了生物膜的形成和微生物與底物之間的傳質效率, 使得甲烷體積分數有明顯的上升. HRT=2.5 h初期, 由于前一階段結束后將反應器內水排空進行生物學樣品取樣, 因此反應器上部空間為空氣, 測得甲烷體積分數偏低, 隨著反應器的運行, 原有氣體不斷被排出, 甲烷體積分數不斷增大, 穩定后維持在73%左右.
圖 5
在反應器運行的不同階段內, 甲烷產率(每消耗單位質量底物產生的甲烷的量, 以CH4/CODre計)分別為0.14、0.20、0.26、0.24和0.30 L·g-1, 總體隨HRT的降低而升高.在之前的研究中, 甲烷產率一般在0.14~0.32 L·g-1之間, Manariotis等利用AF處理低濃度廢水的研究中, 甲烷產率隨著HRT的降低而逐漸增大, 當甲烷產率達到頂峰后再縮短HRT會使其下降, 這與本研究結果類似.甲烷與COD的理論轉化率為0.35 L·g-1(0℃, 1.01×105Pa), 由于一部分甲烷溶解在水中隨出水排放掉, 因此反應器的實際甲烷產率要略低于理論甲烷產率, 如何回收利用出水中溶解態甲烷是后續研究中要關注的問題.
2.2.2 系統能耗分析
每摩爾甲烷燃燒所產生的能量為800 kJ(0.222 kW·h), 考慮到能源轉換率, 甲烷燃燒所產生的能量大約有33%能夠轉化為電能, 在本研究中, 不同HRT條件下系統產能分別為0.053、0.166、0.270、0.200和0.210 kW·h·m-3.系統的能耗主要是進水蠕動泵的能耗, 可由公式算出：
式中, P為能耗需求(kW), Q為流量(m3·s-1), γ為9 800 N·m-3, E為水頭損失(m).
計算得到各階段反應器運行的泵能耗分別為0.002 18、0.002 18、0.004 08、0.004 08和0.005 44 kW·h·m-3, 約占產能的4.15%、1.31%、1.51%、2.04%和2.59%, 產能可完全滿足泵能耗需求, 凈產能為0.050 33、0.163 45、0.266 08、0.195 59和0.204 53 kW·h·m-3.
2.3 UAF系統內優勢產甲烷菌群的富集
為了解析城市生活污水厭氧生物處理過程中的微生物群落結構, 對反應器內主要的產甲烷菌群進行了定量分析, 結果如圖 6所示.
圖 6
利用QPCR技術檢測出反應器中存在3組產甲烷古菌：Methanobacteriales, Methanomicrobiales和Methanosarcinales.其中Methanosarcinales屬于乙酸營養型產甲烷菌, 而Methanobacteriales和Methanomicrobiales則屬于氫營養型產甲烷菌. Methanococcales在本研究中未被檢測到.由3種產甲烷菌的測定結果可以得到, 乙酸營養型產甲烷菌Methanosarcinales的豐度(以干污泥計)一直保持較高水平, 在HRT=2.5 h條件下, 其豐度為5.22×1010 copies·g-1, 分別為Methanobacteriales和Methanomicrobiales的6.78倍和11.51倍, 在反應器內占主導地位. Díaz等利用UASB反應器處理啤酒廢水, 其系統內乙酸營養型產甲烷菌Methanosaeta是主要的菌種, 占總古細菌數的75%~95%. Guo等的研究指出, 在一般的污泥消化系統中, 普遍都是乙酸營養型產甲烷菌占主導地位.氫營養型產甲烷菌Methanobacteriales的豐度(以干污泥計)在前5個階段保持相對穩定, 在HRT=2.5h條件下由2.03×109 copies·g-1提高至7.71×109 copies·g-1, 增長3.8倍;而Methanomicrobiales在前5個階段一直保持減少的趨勢, 當反應器在HRT=2.5 h條件下運行時, 該菌豐度(以干污泥計)較前一階段有了顯著地提高, 其從1.64×108 copies·g-1上升至4.54×109 copies·g-1, 增長了27.6倍.在低HRT條件下, 系統內容易發生VFA的積累, 而氫營養型產甲烷菌對酸的耐受性要高于乙酸營養型產甲烷菌, 因此在低HRT條件下氫營養型產甲烷菌得到大量增殖. Li等的研究認為, 在系統中富集氫營養型產甲烷菌更有利于系統在短HRT條件下穩定運行.
對反應器運行的第Ⅳ階段(HRT=5 h)濾料層不同位置(0、40和80 cm)微生物進行了定量分析, 結果如圖 7所示.由圖可知, 濾料層不同高度都存在較高豐度的產甲烷菌, 這種微生物分布狀態有利于濾池不同高度濾料層進行產甲烷反應.同時, 濾料層最底端(0 cm)產甲烷菌豐度最高, 中部(40 cm)次之, 上部(80 cm)最低, 這與圖 4生物膜表觀形態觀測結果相吻合, 其原因可能是：①接種污泥后部分種泥在重力作用下向下移動, 導致濾池內污泥呈現不均勻分布狀態, 底部微生物豐度高于上部;②濾池沿程底物濃度呈現下高上低的狀態, 底部微生物生長速率高于上部, 使微生物豐度由下向上逐漸降低.
圖 7
2.4 問題與展望
UAF在去除COD的同時可進行資源的回收利用, 可滿足污水處理廠節能降耗的需求, 但是該工藝對于氮、磷等污染后的去除能力較差, 需要后續耦合其他工藝進一步處理, 如硝化反硝化工藝、短程硝化反硝化工藝、厭氧氨氧化工藝和一體化脫氮工藝等.通過UAF去除COD不但可以節省曝氣回收能源, 還有利于厭氧氨氧化工藝的啟動與運行, 馬艷紅等的研究發現, COD濃度越高, 厭氧氨氧化活性的增長越緩慢, 導致啟動時間延遲.因此, 利用UAF處理生活污水具有非常高的應用潛力.
3 結論
(1) 上向流厭氧濾池反應器接種儲水箱污泥和管道底泥, 35℃、HRT=24 h條件下運行28 d后COD去除率可穩定達到75%以上.
(2) 隨著HRT的降低, 反應器COD去除率逐漸提高, 在HRT=5 h時COD去除率最高可達85%以上, 出水COD濃度低于50 mg·L-1, 進一步縮短HRT至2.5 h后COD去除率降低至75.98%.
(3) 甲烷體積分數和甲烷產率都隨HRT的減少而增高, 在HRT=2.5 h的情況下分別為73%和0.30 L·g-1, 系統產能可滿足泵能耗需求.同時, 有部分甲烷溶解在出水中, 導致甲烷產率低于理論產率.
(4) 反應器內乙酸營養型產甲烷菌Methanosarcinales占主導地位, 在HRT=2.5 h條件下其豐度分別為Methanobacteriales和Methanomicrobiales的6.78倍和11.51倍.在HRT=2.5 h條件下, 3種主要的產甲烷菌群豐度都得到了不同程度的增長.同時, 濾料層底部產甲烷菌豐度最高, 中部次之, 上部最低.(來源：環境科學 作者：楊忠啟)
