高温好氧强化污泥厌氧消化的最佳曝气量

房 平,唐安平,贺慧妮

(西安工程大学 环境化学与工程学院,陕西 西安 710048)

0 引 言

随着全国城镇污水处理规模的增大,污泥产量快速提升,污泥的处理、处置问题已经成为目前亟待解决的环境问题. 污泥厌氧消化是城市污泥比较有效的一种处理方式,具有减少污泥体积,削减病原菌微生物,改善污泥性能,产生沼气等优点[1]. 污泥絮体主要是由微生物细胞以及胞外聚合物组成,而胞外聚合物主要包括蛋白质,碳水化合物,核酸和腐殖酸类物质[2]. 然而,在处理污泥的过程中,污泥絮体中的大分子有机物很难水解,水解阶段是厌氧消化过程中的限速阶段,水解速率通常较为缓慢,导致厌氧消化速率较慢. 为了缩减厌氧消化的反应周期,提升甲烷产量,近年来,研究者通过超声波、臭氧以及热水解预处理和化学方法等预处理手段强化污泥厌氧消化[3-4].

热水解[5]预处理可以有效改善污泥的水解限速的问题,促进污泥中有机物的释放,以提高厌氧消化反应速率，增大产甲烷率. 研究发现热水解预处理可以加速污泥的水解速率,污泥中难以降解的固体有机物转化为易生化降解的有机物小分子,进而缩短污泥停留时间,以此来增强厌氧消化效果[6-8]. 然而,另一方面,随着热水解的温度升高,会有难以生化降解的中间产物生成,在一定程度上抑制厌氧消化效果. 另外,微波预处理也能有效破碎污泥,释放污泥胞外聚合物和微生物胞内蛋白质、多糖等溶解性有机物，有助于强化污泥厌氧消化性能. 然而,微波—厌氧消化工艺对于挥发性有机物的去除效果并不好[9]. 针对热水解与微波预处理的不足,程洁红等[10]研究表明，在高温好氧预处理—厌氧消化系统中污泥的挥发性固体有机物去除率能在 22 d时达到污泥稳定化要求的40%以上，其高温好氧预处理—厌氧消化工艺甲烷产量最高为496 m L/g,高于中温厌氧消化工艺．所以,高温好氧预处理可以有效增强厌氧消化产甲烷率,有研究发现含固率是5%,预处理温度为55 ℃,反应时间为2 d时,强化厌氧消化效果较好[1].

然而,很少有人研究高温好氧预处理过程中,不同曝气量的工况下,高温好氧预处理强化厌氧消化效果.所以,本实验主要以曝气量为因变量,与原泥组进行对比,考察预处理效果最好及产气量最高的最佳曝气量. 并且,在强化厌氧消化效果的基础上，考察了TAD-MAD过程中对肠球菌的削减效果.

1 实 验

1.1 污泥来源

试验所用原泥取自西安市某污水处理厂的脱水污泥,接种泥采用该厂厌氧消化后污泥,污水处理工艺为A2O. 所取污泥取回立即保存至4 ℃冰箱,实验之前污泥经1 mm筛网过滤,污泥质量浓度稀释至80 000 mg/L,开始进行高温好氧预处理实验.

1.2 试验装置与方法

试验装置如图1所示．高温好氧预处理装置(有效容积为1 L)可搅拌和控温. 反应器外层有循环水浴加热,反应器内壁有曝气管,底部装有曝气盘,外部装有空气加热箱,整体管路连接蠕动泵.循环连续2 d使用. 污泥中温厌氧试验采用产甲烷活性测试系统AMPTSⅡ(瑞典产),采用容积为0.65 L的血清瓶进行厌氧发酵,有效容积0.4 L,反应器采用水浴加热并配有搅拌装置,搅拌速度为80 r/min,水浴温度37 ℃. 高温好氧反应器每个批次进泥1 L,反应温度55 ℃,反应时间2 d,曝气量分为3组,分别为15 L/min(工况1),20 L/min(工况2),25 L/min(工况3)3个工况,过程中因蒸汽蒸发,水分散失严重,补去离子水以保持恒容.3组不同工况预处理后,按挥发性固体有机物中基质与接种的质量比为3∶1的比例加入接种泥,进行25～30 d的中温厌氧消化,每组样品3个平行.

1.3 污泥检测

污泥处理过程中有4个取样点，分别为原泥，预处理后(3组工况)厌氧前、厌氧后.污泥干重(TS)、挥发性固体有机物(VS)、碱度,氨氮按标准方法[11]测定;溶解性有机物(SCOD)采用DR2800HACH分光光度计测定;糖类、蛋白质分别采用Dubois法[12]和Lowry法[13]测定;污泥经8 000 r/min离心3 0min后吸取上清液过0.45 μm醋酸纤维膜,滤液用来测定SCOD、溶解性蛋白质和多糖;三维荧光光谱分析用荧光分光光度仪检测.

1.4 肠球菌的培养与计数

肠球菌的浓度分析主要采用滤膜法测定[14],用灭菌移液吸管吸取污泥样品5 mL,缓慢加入45 mL灭菌磷酸盐(PBS)缓冲液至50 mL的离心管中,振荡试管使其混合均匀,将菌液稀释至原来的10，102,103,104,105,106,107倍. 根据肠球菌群落的生长结果(最佳生长结果30～300 个菌株),每个取样点选择3个合适的稀释梯度,每个稀释梯度取3个平行样本．将稀释菌液用孔径0.45 μm醋酸纤维滤膜过滤,将滤膜截留面朝上贴附在灭菌滤膜肠球菌培养基上,平板倒置在生化培养箱中,38 ℃恒温培养48 h,计数最佳梯度的三个平行样的菌落数,取3个平行样的菌落数平均值作为最终结果,根据稀释倍数计算样品中肠球菌的丰度,并取其log值后进行数据分析.

2 结果与讨论

2.1 理化指标分析

图 2 高温好氧消化预处理过程氧化还原电位Fig.2 Oxidation-reduction potential in thermophilic aerobic digestion pretreatment process

图2为3种不同曝气量下高温好氧消化预处理过程中的氧化还原电位(ORP)的变化.ORP值在-300 mV以下时,表示反应器内绝对厌氧,而ORP在-200～-100 mV时,反应器内是微缺氧状态. ORP大于-100 mV时,反应器内为微好氧状态. 从图2可以看出,曝气量为15 L/min时,ORP值在35 h以后才上升至-200 mV以上,戴雅等[15]研究发现, ORP达到-200 mV以上,即可满足污泥微生物的需氧量. 然而,反应器3种工况在第一天几乎都不能达到-200 mV以上,24 h以后,工况2与工况3逐渐上升至-200 mV以上,反应器内变为微缺氧环境,适宜好氧菌生长,如嗜热菌[16]. 反应器运行初期,污泥浓度及有机物含量均很高,氧气的利用率较低,微生物的好氧呼吸受到抑制,ORP较低. 反应器运行1 d之后,需氧量逐渐下降,而供氧量并没有减少,好氧菌逐渐占据优势,所以ORP逐渐上升,反应器中处于微好氧环境.

高温好氧预处理—厌氧消化过程中,对VS的去除率是评价污泥稳定化效果的重要指标. TS,VS的削减效果如图3所示,分析3种工况下,高温好氧预处理前/后对VS的削减效果,3组工况的削减率分别达到41.51%,37.53%,32.44%.美国EPA规定对VS的削减率达到38%即可认定污泥达到稳定化要求. 因此3种工况下的预处理均能达到稳定. 脱水污泥中含有大量的微生物,嗜热菌比较适应高温条件,并且可以吸收污泥中的部分有机物,使得有机物含量迅速降低.在高温好氧消化过程中,固相有机物转化为液相有机物,大分子转化为小分子,从而提高后续的污泥厌氧消化过程中的水解速率. 而在厌氧消化过程中,原泥组与高温好氧组在厌氧前/后,VS的削减率分别为22.23%,20.18%,19.32%,24.23%. 相比较而言,去除效果差异并不大,第3组工况下的VS去除率较高的原因也有可能是曝气量较高,一些挥发性有机物散失严重.

图 3 污泥质量浓度变化趋势 图 4 溶解性有机质的变化趋势 Fig.3 The change trend of sludge concentration Fig.4 The change trend of dissolved organic matter

图4是预处理强化厌氧消化过程中有机质的变化情况.由图4发现,高温好氧预处理后,SCOD的含量大幅度增加,3组工况的预处理前/后的SCOD的增长率分别为-13.83%,49.04%,45.42%;蛋白质的增长率分别为40.00%,45%.00%,54.00%;多糖并未有较大增长．其中工况2预处理前/后SCOD、溶解性蛋白质、溶解性多糖增长率最高.众所周知,溶解性有机大分子是厌氧消化过程中微生物利用的重要物质,供厌氧产酸菌,产甲烷菌利用[17]. 高温好氧预处理对溶解性有机物的促进作用可以间接增强污泥厌氧消化速率.

图5为三维荧光光谱测试结果,其中溶解性有机物分为5个区域[18]：Ⅰ区(EM0～330 nm;EX 0～250 nm)和Ⅱ区(EM 330～380 nm;EX 0～250 nm)是芳香类蛋白,Ⅲ区(EM 380～540 nm;EX 0～250 nm)富里酸类物质,Ⅳ区(EM 0～380 nm;EX 250～340 nm)为溶解类微生物副产物类物质,Ⅴ区(EM 380～540 nm;EX 250～340 nm)为腐殖酸.

(a) 原泥 (b) 工况1

(c) 工况2 (d) 工况3图 5 三维荧光光谱分析Fig.5 Three-dimensional fluorescence spectroscopy analysis

由图5可知,高温好氧预处理前/后主要是Ⅰ区,Ⅱ区,Ⅳ区荧光强度变强,所以在高温好氧预处理后,有大量的溶解性蛋白质以及水解酶和微生物代谢副产物等物质生成. 对比原泥与3组工况下的荧光值发现,有机质的含量增加,并且工况2的荧光值最亮,荧光范围也比较大,说明在预处理过程中,体系内存在有机质种类之间的相互转化,并且溶解性有机质以及小分子有机质的增长率较高[19].根据图像结果分析,有大量的芳香类蛋白质以及腐殖酸生成,并且有微生物的代谢产物,水解酶等物质生成,供厌氧微生物利用,加速污泥水解,从而增强产甲烷效果,强化厌氧消化效果.

本研究将累计产甲烷量归一化为单位进料VS的累计产甲烷量. 从图6可知,工况2,3的预处理组的后续厌氧消化过程中产甲烷量明显优于原泥组. 工况2的产气量相比于原泥组增长了28.73%. 然而,工况1的产甲烷量却低于原泥组,原因是工况1的曝气量不足,嗜热菌不能大量生长,且SCOD以及溶解性蛋白质相比于原泥都较低,并且据图5三维荧光色谱结果分析,工况1预处理后的荧光范围相比原泥强度范围并未增大,所以相比于原泥,工况1的微生物副产物类物质如蛋白质水解酶以及一些有机酸类物质都较少. 所以在厌氧消化过程中,微生物可以利用的有机质含量较少,导致产气量较低. 所以,综上所述,以反应时间为2 d时,温度为55 ℃为基本条件,曝气量在20 L/min时,溶解性有机质的含量最高,产气量最高，强化厌氧消化效果最好.

图 6 单位进料产甲烷量 图 7 肠球菌计数分析 Fig.6 Methane production of unit feed production Fig.7 Enterococcus count analysis

2.2 肠球菌数量分析

如图7所示,3组工况预处理前后的肠球菌削减率分别为39.34%,51.42%,37.84%.而在3组预处理强化厌氧消化过程中,原泥组以及工况1，2，3组的肠球菌削减率分别为55.80%,37.19%,41.33%,41.79%,工况2的预处理前/后,肠球菌的削减率最高．在高温好氧预处理过程中,由于反应器温度较高,以及曝气量较大,体系内处于微好氧状态,肠球菌生长环境较差,有少量的肠球菌不能适应外部环境而死亡,在后续的厌氧消化过程的水解阶段,反应器内产生大量的挥发性有机酸，对肠球菌有毒害作用,所以肠球菌的数量在厌氧消化过程中大量减少. 综上所述,工况2对肠球菌的削减效果较优于其他2组预处理.

3 结 论

(1) 在进泥浓度为80 g/L的条件下,高温好氧消化工艺的反应时间2 d,反应温度55 ℃时，最佳曝气量为20 L/min; 工况2组预处理前/后的SCOD的增长率最大,达到45.04%.

(2) 从产气量结果来看,对比三维荧光光谱分析,工况2组的产甲烷量最高,相比于原泥组增长了28.73%.

(3) 高温好氧预处理强化污泥厌氧消化可以有效去除肠球菌,其中工况2预处理前/后的削减效果最佳,削减率达到51.42%.并且,在后续的厌氧消化过程中工况2组TAD-MAD过程相比于原泥，肠球菌的削减率达到41.33%.