吳昌生,徐 銳,劉紹根
(1.安徽建筑大學(xué) 環(huán)境與能源工程學(xué)院,安徽 合肥 230022;
2.水污染控制與廢水資源化安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,安徽 合肥 230022)
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溫度對堿預(yù)處理絮凝污泥水解酸化影響研究
吳昌生,徐銳,劉紹根
(1.安徽建筑大學(xué) 環(huán)境與能源工程學(xué)院,安徽 合肥 230022;
2.水污染控制與廢水資源化安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,安徽 合肥 230022)
摘要:采用4組構(gòu)造相同的完全混合流態(tài)水解酸化反應(yīng)器,以同等濃度的生物絮凝吸附污泥作為底物污泥,初始pH值為10,分別在溫度為15℃、25℃、35℃、45℃的反應(yīng)條件下,研究溫度對生物絮凝吸附污泥水解酸化產(chǎn)物及產(chǎn)率的影響。試驗(yàn)結(jié)果表明:溫度的升高加速了生物絮凝吸附污泥水解酸化。45℃時,SCOD第5天即達(dá)到最大產(chǎn)量3976.3mg/L,同時VFAs也達(dá)到峰值1988.5mg/L。隨著溫度的升高,最大濃度VFAs組分中,乙酸和丙酸比重不斷增加。45℃時,VFAs組分中乙酸、丙酸分別高達(dá)51.25%、26.32%。此外,4組反應(yīng)溫度下,生物絮凝吸附污泥產(chǎn)酸發(fā)酵獲得碳源的同時均伴隨著氮、磷元素的釋放,且溫度越高,釋放越明顯。整體而言,35℃反應(yīng)條件下,生物絮凝吸附污泥水解酸化既可為脫氮系統(tǒng)提供較多的碳源,又能避免過高的溶出氮、磷負(fù)荷。
關(guān)鍵詞:水解酸化;生物絮凝吸附污泥;發(fā)酵;碳源
0引言
生物絮凝吸附主要利用微生物聚集的生物絮體吸附水中懸浮態(tài)、膠體態(tài)以及少量代謝產(chǎn)物等污染物,不用投加任何絮凝劑[1]。絮凝吸附產(chǎn)生的污泥中除自身所含有的有機(jī)物外,還含有大量從污水中吸附得到的膠體態(tài)和懸浮態(tài)的有機(jī)物以及部分溶解性有機(jī)物。水解酸化就是把污泥中的大分子有機(jī)物分解成小分子有機(jī)物,得到揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的過程。而VFAs中的乙酸和丙酸是增強(qiáng)生物脫氮的有利碳源,其反硝化速率比甲醇和乙醇的更高[2]。
研究發(fā)現(xiàn),溫度升高到一定值后,會使污泥水解發(fā)酵過程中的有機(jī)物溶解,同時會促使中間產(chǎn)物有機(jī)酸的形成,從而抑制甲烷菌的生長。如Feng[3]等研究表明,控制連續(xù)流反應(yīng)器中溫度低于35℃,SRT為12d,pH值為10時,剩余污泥的水解和VFAs的產(chǎn)量隨著溫度的增加顯著提高。Yuan[4]等研究發(fā)現(xiàn),在溫度分別為24.6℃、14℃、4℃時,污泥完全水解所需時間分別為5、7、9天,且通過計(jì)算得出在24.6℃、14℃、4℃條件下的水解速率分別為0.17d-1、0.08d-1、0.04d-1(阿侖尼烏斯溫度系數(shù)為1.07)。但這些研究主要是針對剩余污泥、初沉污泥或者兩者的混合污泥,并且這些研究多數(shù)處在中性、酸性的環(huán)境,對于堿性預(yù)處理?xiàng)l件水解酸化的研究卻很少。研究發(fā)現(xiàn)絮凝污泥水解酸化產(chǎn)物 VFAs 組分中乙酸、丙酸所占比例比剩余污泥水解酸化的高,而絮凝污泥產(chǎn)酸發(fā)酵中氮、磷元素的釋放量及釋放率均比剩余污泥產(chǎn)酸發(fā)酵中的低[5]。由此可以看出利用絮凝污泥水解酸化較剩余污泥更有優(yōu)勢。目前關(guān)于溫度對絮凝吸附污泥堿性發(fā)酵影響的研究報(bào)道較少見。
本實(shí)驗(yàn)控制pH為10,反應(yīng)于堿性條件下進(jìn)行,在MLVSS濃度相同的條件下,維持反應(yīng)溫度恒定,探討溫度對絮凝污泥堿性發(fā)酵的影響,以尋求絮凝污泥水解酸化的最適溫度條件,為生物絮凝吸附污泥作為底物產(chǎn)酸發(fā)酵獲得碳源的工藝研究提供參考。
1材料與方法
1.1底物污泥
生物絮凝吸附污泥取自實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行的生物絮凝吸附試驗(yàn)裝置。試驗(yàn)前,將其低溫濃縮一天后排掉上清液,濃縮后的污泥特征見表1,再根據(jù)本試驗(yàn)的需要進(jìn)行濃縮或稀釋。
表1 濃縮后污泥主要特征指標(biāo)
1.2接種污泥
接種污泥取自實(shí)驗(yàn)室現(xiàn)有的水解酸化反應(yīng)器,利用顯微鏡觀察發(fā)現(xiàn)污泥中以短桿菌為主,測得MLSS為23.6g/L,MLVSS為15.3g/L,平均粒徑0.3~0.5mm。
1.3試驗(yàn)的裝置以及使用的運(yùn)行方法
本試驗(yàn)設(shè)置4組平行試驗(yàn),試驗(yàn)裝置如圖1所示。反應(yīng)器有效容積為2L,采用磁力攪拌器攪拌,利用設(shè)置水封以及增加集氣裝置來構(gòu)建厭氧環(huán)境,分別放入4個恒溫培養(yǎng)箱中,控制溫度為15℃、25℃、35℃、45℃。用NaOH和HCl來調(diào)節(jié)試驗(yàn)初始pH至10,通過蒸餾水稀釋來獲得4組試驗(yàn)所需要的絮凝吸附污泥濃度(8 g/L)。
圖1 試驗(yàn)裝置示意圖
1.4分析的指標(biāo)以及測定的方法
本試驗(yàn)以污泥為研究對象,在進(jìn)行相關(guān)指標(biāo)檢測時,除MLSS、MLVSS外其余均需預(yù)處理,預(yù)處理主要是離心作用、絮凝以及濾膜過濾三個過程。具體測定方法如下:(1)混合液懸浮固體濃度和混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度的測定方法均為重量法。(2)氨氮、磷酸鹽以及COD(包括sCOD和TCOD)的檢測方法均采用《水和廢水監(jiān)測分析方法第四版》中的常用方法,分別納氏試劑光度法、鉬銻抗分光光度法以及重鉻酸鉀快速密閉消解法;pH值的測定使用WTW340i-pH測定儀來完成。(3)VFAs測定利用氣相色譜法。
2結(jié)果與討論
2.1溫度對生物絮凝吸附污泥水解的影響
圖2(a)中可得,溫度對絮凝吸附污泥水解影響顯著,SCOD的產(chǎn)量和產(chǎn)速均與溫度呈正相關(guān)。從圖2(a)中曲線趨勢上不難觀察出:15℃時,曲線幾乎與時間軸平行,SCOD最初為93.5mg/L,第480min時也僅有127.3mg/L。25℃時,曲線呈緩升型,從初始至第480min時,SCOD增長了299.5mg/L。35℃時,曲線接近線性增長趨勢,SCOD保持快速增長,至第480min時產(chǎn)量為697.2mg/L。45℃時,曲線呈形似“S”型增長;SCOD全程保持最快產(chǎn)速和最高產(chǎn)量,至第480min時高達(dá)948.4mg/L。圖2(b)顯示的是4組不同反應(yīng)溫度下,生物絮凝吸附污泥水解反應(yīng)中SCOD由正向溶出增長至最大SCOD產(chǎn)量,轉(zhuǎn)而負(fù)向消耗減少的過程。圖中較易發(fā)現(xiàn):45℃時,SCOD第5天達(dá)到最大值3976.3mg/L;爾后SCOD逐漸降低。35℃時,SCOD最大值2846.7mg/L推遲到第9天出現(xiàn)。25℃時,SCOD增長一直較緩,柱狀圖上沒有明顯的增長趨勢。但實(shí)際上,第11天SCOD到達(dá)峰值為805.5mg/L;第13天,SCOD開始降低為801.5mg/L。15℃時,SCOD前5天增長較明顯;隨后SCOD增幅甚小,至第13天SCOD溶出量僅為519.4mg/L。
據(jù)上,提高溫度不但能夠提高絮凝吸附污泥的水解SCOD產(chǎn)量,還能明顯加快SCOD的產(chǎn)速。出現(xiàn)上述現(xiàn)象可能是因?yàn)閇6]:(1)一定范圍內(nèi),升溫能夠提高水解酸化菌酶的活性,從而促進(jìn)水解酸化菌生長與新陳代謝。(2)較高的溫度能加快污泥絮體解體,從而促進(jìn)污泥細(xì)胞破碎以及有機(jī)物的水解釋放。
圖2 SCOD濃度隨時間的變化
2.2溫度對生物絮凝吸附污泥產(chǎn)酸效果的影響
由于污泥水解酸化產(chǎn)出脂肪酸等代謝產(chǎn)物主要以VFAs為主,所以利用VFAs的產(chǎn)量來反映污泥的產(chǎn)酸效果是可行的[7]。圖3反映了溫度對生物絮凝吸附污泥酸化產(chǎn)VFAs的影響。
從圖3中可以看出,溫度對VFAs的影響與SCOD的基本一致,提高溫度有利于VFAs的高效轉(zhuǎn)化和快速積累。4組不同反應(yīng)溫度下,VFAs產(chǎn)量大小依次是45℃>35℃>25℃>15℃。45℃時反應(yīng)進(jìn)行最快,VFAs產(chǎn)量第5天達(dá)到最大值1988.5mg/L;35℃時,增長趨勢較45℃時稍弱,但第7天也達(dá)到峰值1168.4mg/L;25℃時,VFAs增長緩慢,第9天為最高245.8mg/L,隨后逐漸降低;15℃時,VFAs增長一直不明顯,從第1天39.3mg/L至第15天65.1mg/L僅增長28.5mg/L。
由上可看出,溫度升高有利于污泥的厭氧產(chǎn)酸,且溫度越高達(dá)到最大VFAs濃度所需時間越短。這可能是因?yàn)閇8]:一方面,較高的溫度能提高產(chǎn)酸菌的活性;另一方面,溫度對厭氧發(fā)酵中基質(zhì)的物化特征有著重要的影響,較高的溫度能夠促進(jìn)有機(jī)物的水解進(jìn)而酸化。有研究者觀察到適當(dāng)升高溫度有利于厭氧水解酸化過程產(chǎn)VFAs。如Mahmond等[9]報(bào)道污泥在25 ℃和35 ℃時水解和酸化的COD分別占進(jìn)水總COD的23.85 %、22.42 %和41.1 %、40.54 %。
圖3 VFAs產(chǎn)量隨時間變化
2.3VFAs:SCOD以及VFAs中組分的分析
SCOD向VFAs轉(zhuǎn)化率能直接用來反映污泥的產(chǎn)酸效果[10],從圖4中明顯可以看出反應(yīng)溫度的高低對VFAs:SCOD影響很大。15℃時,VFAs:SCOD從第1天開始即逐漸降低,說明低溫不利于生物絮凝吸附污泥的酸化反應(yīng)。25℃時,VFAs:SCOD前9天緩慢上升,反應(yīng)至第9天達(dá)到峰值31.37%后開始降低。35℃時,VFAs:SCOD最大值比25℃時提前2天到來,且峰值更高為47.24%。45℃時,VFAs:SCOD在第7天即達(dá)到最大值52.77%,隨后比值較大幅度地下降,可能由于甲烷菌消耗大量VFAs并且污泥水解的速率高于產(chǎn)酸的速率。僅從VFAs:SCOD的角度來看,升高溫度加速了酸化反應(yīng)且加深了酸化程度。
本試驗(yàn)選擇4組不同反應(yīng)溫度,絮凝吸附污泥酸化產(chǎn)VFAs最大值時,VFAs的組分分析,見圖5。試驗(yàn)中水解酸化主要產(chǎn)生常見的6種VFAs,即乙酸、丙酸、正丁酸、異丁酸、正戊酸、異戊酸。從圖5中可以看出,溫度對VFAs中單酸分布有一定的影響??傮w來說,4組反應(yīng)溫度條件下,隨著溫度的升高,生物絮凝吸附污泥酸化產(chǎn)VFAs中丁酸、戊酸含量逐漸減少,而乙、丙酸的含量逐漸升高;6種酸的含量由大到小順序?yàn)橐宜?,丙酸,正丁酸,正戊酸,異丁酸,異戊酸。?5℃時,VFAs中單酸含量比例最高為丙酸37.35%,其次為乙酸23.14%。提高反應(yīng)溫度能夠促進(jìn)VFAs中乙酸累積的原因可能為[11]:一方面,較高的溫度能夠加快碳水化合物和蛋白質(zhì)向乙酸的轉(zhuǎn)化;另一方面,升高溫度能夠提高某些胞內(nèi)酶的活性促使其它有機(jī)酸(丙酸、丁酸或戊酸等)進(jìn)一步生成乙酸。較高溫度在一定程度上也能促進(jìn)丙酸累積的原因是:丙酸主要是從比較容易發(fā)生的碳水化合物的水解酸化過程得到的,而且升溫恰好能促進(jìn)這一反應(yīng)的進(jìn)行[12]。
圖4 VFAs/SCOD值隨時間變化
圖5 VFAs中組分的分析(最大VFAs產(chǎn)出時)
2.4溫度對生物絮凝吸附污泥溶出氮元素的影響
生物絮凝吸附污泥中含大量的蛋白質(zhì),所以水解酸化過程除了有SCOD、VFAs等有機(jī)物的溶出,還會釋放出氮元素。本試驗(yàn)主要以氨氮和總氮為考察對象。
從圖6、7中可以看出,溫度上升促進(jìn)生物絮凝吸附污泥中氨氮和總氮的溶出。25℃、35℃、45℃時氨氮溶出隨時間的變化呈明顯上升趨勢,且溫度越高上升越明顯。第480min時,45℃下,氨氮溶出量為41.05mg/L,而35℃和25℃下分別為27.31mg/L、23.87mg/L。15℃下,氨氮隨時間變化增長一直不明顯,曲線幾乎與時間軸平行,至第480min濃度僅為15.95mg/L。35℃和45℃反應(yīng)條件下,總氮溶出隨時間變化曲線為顯著上升的折線,且45℃下的溶出量一直高于35℃條件下。第480min時,兩種溫度下,總氮溶出量分別為70.27mg/L、58.14mg/L。25℃下,總氮溶出上升緩慢,從初始至第480min,總氮溶出濃度增加了25.73mg/L。與前3組溫度比,15℃下,總氮溶出一直未明顯增長,第480min也僅為29.77mg/L。
溫度升高加快了氮元素的溶出,含大量氮元素的水解酸化液若投加到脫氮系統(tǒng)中,會增加系統(tǒng)的氮負(fù)荷[13,14]。從這一點(diǎn)來說,溫度的提高應(yīng)有個限度且需要綜合考慮伴隨氮元素釋放對脫氮系統(tǒng)的影響。
圖6 氨氮濃度隨時間的變化
圖7 總氮濃度隨時間的變化
2.5溫度對生物絮凝吸附污泥溶出磷元素的影響
由于微生物細(xì)胞膜由磷脂雙分子層組成,且微生物內(nèi)含多聚磷酸鹽顆粒,因此在水解和產(chǎn)酸過程中會釋放出磷元素。
4組不同溫度條件下,生物絮凝吸附污泥中正磷酸鹽隨時間的變化如圖8所示。從圖8中可知,溫度對水解酸化過程中正磷酸鹽的溶出影響顯著。溫度升高,促進(jìn)了正磷酸的快速溶出,表現(xiàn)為更高的溶速和更大的溶量。如圖8所示,溶出速率和溶出量,大小順序均為:45℃>35℃>25℃>15℃。45℃和35℃時,溶出量隨時間變化曲線有明顯的上升現(xiàn)象,相比之下,25℃和15℃時,曲線上升變化很小,尤其是15℃時,正磷酸鹽全程幾乎未有增長。45℃時,正磷酸鹽快速釋放,從初始1.30mg/L至第180min達(dá)到20.51mg/L,第180min以后,正磷酸鹽溶出放緩,至第480min達(dá)到最大值31.42mg/L。35℃時,正磷酸鹽保持平緩的增長趨勢,至第480min達(dá)到峰值15.23mg/L。25℃時,前360min,溶出一直沒有明顯增長;此后才開始較慢增長,至第480min達(dá)到最大值7.65mg/L。15℃條件下,正磷酸濃度全程較穩(wěn)定,初始濃度1.34mg/L,至反應(yīng)第480min僅為2.41mg/L。
溫度的升高,促進(jìn)了生物絮凝吸附污泥水解酸化過程中正磷酸鹽的溶出,而正磷酸濃度的提高勢必會增加系統(tǒng)的磷負(fù)荷,給磷達(dá)標(biāo)排放帶來新的壓力[15,16]。因此,在考慮以生物絮凝吸附污泥作為底泥,進(jìn)行水解酸化反應(yīng)獲得碳源時,一定要經(jīng)過全面考慮后選擇合適的溫度條件。
圖8 正磷酸鹽濃度隨時間變化
2.6溫度對生物絮凝吸附污泥水解酸化效果的綜合影響
試驗(yàn)中生物絮凝吸附污泥水解酸化的效果隨溫度變化顯著,溶出SCOD、VFAs的同時,也伴隨著釋放出N、P元素。N、P元素的釋放必然會增加后續(xù)系統(tǒng)中的N、P負(fù)荷,所以在實(shí)際運(yùn)行中選擇合適的溫度范圍,控制溶出ρSCOD:ρ(N):ρ(P)比值及ρ(N)和ρ(P)的總量是非常必要的[17]。表2給出了480min后不同溫度下,生物絮凝吸附污泥中ρSCOD:ρ(N):ρ(P)比值、ρSCOD以及ρ(N)+ρ(P)的總量。從表2中可以看出,45℃和35℃條件下,ρSCOD所占比例較高,但45℃時ρ(N)和ρ(P)的總量高達(dá)72.47mg/L,而35℃時ρ(N)+ρ(P)的總量僅為42.54mg/L。15℃時,ρSCOD:ρ(N):ρ(P)比值為87:11:2。25℃時,ρSCOD:ρ(N):ρ(P)比值為92:6:2,且ρ(N)和ρ(P)的總和僅為31.52mg/L,但ρSCOD僅為406.7mg/L。綜上,在35℃及初始pH=10條件下進(jìn)行反應(yīng),既可以為脫氮除磷系統(tǒng)提供較多的SCOD,又可避免系統(tǒng)氮、磷負(fù)荷過高。
表2 溫度對生物絮凝吸附污泥水解酸化效果綜合影響
3結(jié)論
(1)溫度的提高促進(jìn)了生物絮凝污泥水解酸化反應(yīng),表現(xiàn)為SCOD、VFAs峰值產(chǎn)量的增加以及最大產(chǎn)出濃度的提前到來。低溫15℃時,SCOD、VFAs全程幾乎未有明顯增長,顯然不適合作為生物絮凝吸附污泥水解酸化反應(yīng)溫度。
(2)對最大濃度VFAs組分分析發(fā)現(xiàn),VFAs單酸組分含量大小順序基本為:乙酸>丙酸>正丁酸>正戊酸>異丁酸>異戊酸,且反應(yīng)溫度越高,乙酸和丙酸的積累優(yōu)勢更明顯。然而15℃時,VFAs中單酸含量比例最高為丙酸37.35%,其次才為乙酸23.14%。
(3)生物絮凝吸附污泥產(chǎn)酸發(fā)酵的同時,還存在著N、P元素的釋放。且溫度越高,這種伴隨釋放越明顯,勢必會增加系統(tǒng)的氮、磷負(fù)荷,這將會減小生物絮凝吸附污泥水解酸化液作為碳源的作用。
(4)綜合考慮溫度對生物絮凝吸附污泥水解酸化效果影響發(fā)現(xiàn),在溫度為35℃的反應(yīng)條件下,不但可以為脫氮除磷系統(tǒng)提供較多的SCOD,而且又可避免系統(tǒng)氮、磷負(fù)荷過高。
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Effects of Temperature on Flocculation/Adsorption Sludge Hydrolysis and Acidification by Alkaline Pretreatment
WU Changsheng, XU Rui,LIU Shaogen
(1.School of Environment and Energy Engineering, Anhui Jianzhu University, Hefei 230022;2.Provincial key Laboratory of water Pollution Control and Wastewater Reutilization, Hefei 230022)
Abstract:The effect of temperature on the bio-flocculation and adsorption sludge hydrolysis and acidification was investigated through applying four configuration-consistent and completely mixed pattern of hydrolysis acidification reactors. The four reactors were fed with bio-flocculation and adsorption sludge with the same contents. The experiments were performed under the conditions of 15℃, 25℃, 35℃, 45℃ respectively and initial pH is 10. The results show that the hydrolysis and acidification of bio-flocculation/adsorption sludge speeds up when temperature rises. Under the condition of 45℃,after 5 days SCOD achieves its maximum of 3976.3mg/L, and 1988.5mg/L VFAs are produced and peaked. With the temperature rising, among the maximum concentration of VFAs components the proportions of acetic acid and propionic acid also grow, reaching 51.25% and 26.32% respectively. Besides, under the four conditions of different temperatures, the carbon source production through the hydrolysis and acidification of bio-flocculation and adsorption sludge are accompanied with the release of nitrogen and phosphorus. The higher the temperature is, the more obvious the release is. In general, 35℃ is the perfect condition under which the hydrolysis and acidification of bio-flocculation and adsorption sludge can not only provide nitrogen removal system with more carbon source, but also can avoid excessive release of nitrogen and phosphorus.
Key words:hydrolysis and acidification; bio-flocculation/adsorption sludge; fermentation; carbon source
中圖分類號:X703.1
文獻(xiàn)標(biāo)識碼:A
文章編號:2095-8382(2016)01-059-06
DOI:10.11921/j.issn.2095-8382.201601013
作者簡介:吳昌生(1990-),男,碩士研究生,主要研究方向?yàn)樗幚砝碚撆c技術(shù)。
基金項(xiàng)目:國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51278002)
收稿日期:2015-08-26