2019, Vol. 40
目前, 污水处理的普及率越来越高, 而污水处理的能耗问题也愈发突出, 在典型的污水好氧生物处理系统中, COD的去除是通过曝气实现的, 通常需要高于2.0 mg·L-1的溶解氧来降低污水中的COD, 而曝气是污水处理系统中能源消耗最多的部分, 据统计, 约占总电量消耗的50%~60%.在曝气阶段, 污水中的COD被转化为CO2排放到大气中[1], 常规活性污泥法中, 二氧化碳的总排放量为0.544~0.616 kg·m-3, 有机质没有被有效利用[2].
与好氧生物处理技术相比, 厌氧生物处理技术无需曝气, 可通过厌氧微生物将污水中的COD转化为甲烷和二氧化碳等, 节省能耗的同时可产生清洁能源甲烷, 甲烷是一种非常有价值的碳氢化合物生物燃料, 其热值高达36.5 MJ·m-3[3].传统的厌氧生物处理技术主要集中于高浓度废水, 如食品废水[4, 5]、养殖废水[6]和酒精废水[7]等, 对于低浓度的城市生活污水研究较少, 其原因是在常温和低浓度条件下厌氧微生物生长缓慢, 而随着能源的日益紧缺及厌氧生物处理技术的不断发展和完善, 越来越多的研究者把目光转向低浓度污水的厌氧生物处理[2, 8~12], 通过分离水力停留时间(HRT)和污泥停留时间(sludge retention time, SRT)维持系统内的微生物数量[13]来克服厌氧微生物生长缓慢, 反应速率低的缺点.
厌氧滤池(AF)是一种内部填充固体滤料的反应器, 微生物在滤料表面附着生长, 形成厌氧生物膜, 通过生物膜内微生物的生化反应及滤料层的吸附截留作用降解转化污染物.厌氧生物滤池微生物量高、抗冲击负荷能力强, 可以有效地分离水力停留时间(HRT)与污泥停留时间(SRT), 运维成本较低[14], 是一种理想的厌氧反应器形式.
本研究以实际生活污水配加葡萄糖为研究对象, 采用火山岩为滤料, 对上向流厌氧滤池(UAF)处理低浓度城市生活污水的可行性进行了研究, 利用小试反应器探究了在不同水力停留时间(HRT)下, 反应器的处理效果以及主要的产甲烷菌群的变化, 以期为上向流厌氧滤池工艺(UAF)在城市生活污水厌氧处理中的应用与推广提供指导.
1 实验材料与方法 1.1 实验材料 1.1.1 实验装置本研究采用上流式厌氧滤池(UAF), 反应装置如图 1所示.反应器主体由有机玻璃制成, 滤柱内径18 cm, 总高195.4 cm, 其中滤料层高110 cm, 有效容积为28 L.本实验所用滤料为火山岩滤料, 直径为3~5 mm.滤柱每隔20 cm设1个取样口, 共6个取样口.反应器主体缠绕加热带并包裹保温棉, 维持反应器内温度为35℃±1℃.
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图 1 上向流厌氧滤池装置示意 Fig. 1 Schematic of upflow anaerobic filter |
本实验采用北京工业大学家属区实际生活污水并外加葡萄糖配制成实验进水, 进水COD保持在300 mg·L-1左右, 进水水质与实际城市污水处理厂污水水质类似.
实验废水水质如表 1所示.
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表 1 实验废水水质 Table 1 Characteristics of experimental wastewater |
接种污泥取自北京某流域管道底泥及北京工业大学生活污水储水箱底泥, 二者按1：2投加, 投加污泥浓度(mixed liquid suspended solids, MLSS)为10g·L-1.
1.2 反应器的启动与运行控制反应器在HRT=24 h的条件下启动, 进水COD浓度为110.7~404 mg·L-1, 平均浓度为244.6 mg·L-1, 运行28 d后, COD去除率可稳定达到75%以上, 此后进入HRT优化期, 共分为5个不同阶段, 分别为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), 以达到低HRT条件下城市生活污水厌氧生物处理.每次HRT的改变均在前一阶段运行稳定后进行.
1.3 常规分析方法水质分析方法：COD采用快速消解分光光度法[北京连华永兴科技发展有限公司, 5B-3(C)]测定.
扫描电镜方法：首先将滤料样品置于2.5%戊二醛中, 于4℃冰箱中固定1.5 h, 用磷酸缓冲液冲洗3次后分别用50%、70%、80%、90%和100%乙醇进行脱水, 每次10~15 min.然后分别用100%乙醇/乙酸异戊酯(1：1)、纯乙酸异戊酯各置换一次, 每次15 min.干燥喷金后采用扫描电镜(Hoskin Scientific, Tokyo, Japan)对样品进行观察.
挥发性脂肪酸(volatile fatty acid, VFA)和气态甲烷(gCH4)用装有氢火焰离子化检测器(flame ionization detector, FID)的Agilent 7890A系列气相色谱(Agilent Technologies, USA)进行分析, 挥发性脂肪酸(VFA)分析测定前水样经0.45 μm滤膜过滤.
1.4 分子生物学分析方法为了表征反应器中菌群结构变化, 对接种污泥以及不同HRT条件下稳定期的生物膜样品进行DNA提取和实时荧光定量PCR(quantitative real-time PCR, QPCR)分析.为了考察不同高度滤料层菌群结构的特征, 在第Ⅳ阶段(HRT=5 h), 从反应器上(80 cm)、中(40 cm)和下(0 cm)这3个位置取生物膜样品进行DNA提取和QPCR分析.
通过振荡将生物膜与滤料分离, 并在冻干机(Labconco, USA)中冷冻干燥.使用用于土壤的快速DNA提取试剂盒(MP Biomedicals, Solon, OH, USA)从冻干样品中提取DNA.提取后用NanoDrop One(Thermo Fisher Scientific, Wilmington, DE, USA)测量DNA浓度和纯度.
对反应器中4种关键的产甲烷菌进行QPCR分析, 所用特异性引物[15]如表 2所示, QPCR反应体系为20 μL, 包括10 μL SYBR Premix Ex TaqTM Ⅱ(Taraka, Japan)试剂, 1.6 μL引物, 6.4 μL无菌水, 2 μL模板DNA.采用Stratagene MX3005p thermocycler (Agilent Technologies, USA)仪器进行定量.
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表 2 QPCR分析的特异性引物序列 Table 2 Specific primer sequences for quantitative real-time PCR analysis |
2 结果与讨论 2.1 UAF系统的运行与水力条件优化 2.1.1 不同HRT条件下COD处理效果
反应器在经过28 d的启动期后, COD的去除效率逐渐趋于稳定, 在不同的HRT条件下, 平均进水COD浓度分别为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去除率分别为75.54%、76.78%、77.65%、77.05%和75.98%, 进出水COD浓度及去除率如图 2所示.
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图 2 不同HRT条件下COD浓度及去除率变化 Fig. 2 Variations of COD concentration and removal rate under different HRT conditions |
COD去除率基本稳定在75%以上, 这表明反应器内微生物菌群已经逐渐适应低浓度生活污水的条件.每次HRT改变后的一段时间内, 反应器会出现“不稳定期”, COD的去除率比前一阶段有明显下降, 然后COD去除率开始逐渐回升, 进入“稳定期”. HRT发生变化时, 会诱导反应器内微生物种群的变化, 导致系统处于不稳定状态, 需要一段时间的适应过程[5], 这在本研究HRT由12 h降至5 h的过程中表现的尤为明显：HRT降至5h后, COD的去除率明显下降, 一周后开始逐渐回升, 在第17 d基本进入“稳定期”, “稳定期”COD去除率为77.14%~87.18%, 平均去除率为82.44%, 出水COD浓度为35.48~79.03 mg·L-1, 平均浓度为55.88 mg·L-1.本研究中, 每阶段“稳定期”的平均COD去除率分别为73.43%、78.81%、78.51%、82.44%和75.12%. HRT由24 h逐步缩短至5 h的过程中, COD去除率逐渐升高, 在厌氧反应器中, 污水和微生物之间的物质传递在有机物降解过程中发挥极其重要的作用[16], 随着反应器HRT的降低, 一方面有机负荷有较大的提升；另一方面较大的上升流速增强了微生物与污水之间的物质传递, 提高了反应器的处理效果.微生物与底物的接触程度对于底物的充分转化有重要的影响, 以中等混合程度为最佳[17].当HRT由5 h缩短至2.5 h时, 微生物与底物之间的接触时间过短, 最终导致了处理效果的下降.
2.1.2 沿程COD降解转化规律同时检测了启动期及HRT=2.5 h条件下的沿程COD及VFAs浓度变化, 结果如图 3所示.在启动期, 投加的种泥有相当一部分沉降堆积在进水混合区以及承托层处, 导致COD的去除主要集中在进水混合区、承托层及0~20 cm滤料层处, 在20~100 cm滤料层COD的去除量很少, 原水中的VFAs以及发生水解酸化反应产生的VFAs在反应器底部即被产甲烷菌所利用, 并没有发生VFAs积累的现象, 出水VFA浓度＜4 mg·L-1.
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图 3 不同HRT条件下沿程COD及VFAs浓度变化情况 Fig. 3 Variations of COD and VFAs concentration under different HRT conditions |
HRT=2.5 h时, COD在滤料层0~60 cm处都有降解, 滤料层得到了较为充分的利用, 但平均出水COD浓度较前阶段“稳定期”提升了近21 mg·L-1.主要的原因可能是：①HRT过短导致微生物与底物接触时间不足；②滤料层上部生物膜数量较少, 微生物数量低, 因此对COD的降解能力不足, 导致出水COD浓度偏高.在反应器运行的第175 d(HRT=2.5 h), 分别对滤料层0、40和80 cm处滤料生物膜表观形态进行扫描电镜观察, 结果如图 4所示
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图 4 滤池运行第175 d不同高度滤料层滤料生物膜表观形态 Fig. 4 Biofilm apparent morphology on the surface of filter media at different heights of the AF on the 175th day |
由图 4可以看出, 滤料层底部生物膜较为丰富致密, 微生物由胞外聚合物粘连呈丝状包裹在滤料表面, 随着高度的增加, 滤料表面的生物膜量逐渐减少, 在80cm处生物膜已非常稀薄, 滤料的大部分没有生物膜的包被.在生物膜形成过程中, 水力剪切[18]与底物浓度对生物膜结构有显著影响, 由于滤池采用上向流运行方式, 滤料层不同高度处接触COD浓度不相同, 导致各层生物膜生长状态不同, 底部微生物富集生长速度较快, 顶部生物量增长速率较低[19].
2.2 UAF系统产甲烷能力及能耗分析 2.2.1 甲烷体积分数与甲烷产率变化测定了不同HRT条件下甲烷体积分数及甲烷产率的变化情况, 结果如图 5所示.甲烷所占的气体体积分数随着HRT的降低呈现逐渐增高的趋势, 分别为49%、49.5%、47.9%、60.9%和65.76%.前3个阶段甲烷体积分数并没有明显变化, 而将HRT降低到5 h之后, 水力剪切作用极大促进了生物膜的形成和微生物与底物之间的传质效率[20, 21], 使得甲烷体积分数有明显的上升. HRT=2.5 h初期, 由于前一阶段结束后将反应器内水排空进行生物学样品取样, 因此反应器上部空间为空气, 测得甲烷体积分数偏低, 随着反应器的运行, 原有气体不断被排出, 甲烷体积分数不断增大, 稳定后维持在73%左右.
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图 5 不同HRT条件下甲烷体积分数及甲烷产率的变化 Fig. 5 Variations of methane volume fraction and yield under different HRT conditions |
在反应器运行的不同阶段内, 甲烷产率(每消耗单位质量底物产生的甲烷的量, 以CH4/CODre计)分别为0.14、0.20、0.26、0.24和0.30 L·g-1, 总体随HRT的降低而升高.在之前的研究中, 甲烷产率一般在0.14~0.32 L·g-1之间[10, 22~24], Manariotis等[25]利用AF处理低浓度废水的研究中, 甲烷产率随着HRT的降低而逐渐增大, 当甲烷产率达到顶峰后再缩短HRT会使其下降, 这与本研究结果类似.甲烷与COD的理论转化率为0.35 L·g-1(0℃, 1.01×105Pa)[26], 由于一部分甲烷溶解在水中随出水排放掉, 因此反应器的实际甲烷产率要略低于理论甲烷产率, 如何回收利用出水中溶解态甲烷是后续研究中要关注的问题.
2.2.2 系统能耗分析每摩尔甲烷燃烧所产生的能量为800 kJ(0.222 kW·h), 考虑到能源转换率, 甲烷燃烧所产生的能量大约有33%能够转化为电能[27], 在本研究中, 不同HRT条件下系统产能分别为0.053、0.166、0.270、0.200和0.210 kW·h·m-3.系统的能耗主要是进水蠕动泵的能耗, 可由公式[26]算出：
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式中, P为能耗需求(kW), Q为流量(m3·s-1), γ为9 800 N·m-3, E为水头损失(m).
计算得到各阶段反应器运行的泵能耗分别为0.002 18、0.002 18、0.004 08、0.004 08和0.005 44 kW·h·m-3, 约占产能的4.15%、1.31%、1.51%、2.04%和2.59%, 产能可完全满足泵能耗需求, 净产能为0.050 33、0.163 45、0.266 08、0.195 59和0.204 53 kW·h·m-3.
2.3 UAF系统内优势产甲烷菌群的富集为了解析城市生活污水厌氧生物处理过程中的微生物群落结构, 对反应器内主要的产甲烷菌群进行了定量分析, 结果如图 6所示.
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图 6 不同HRT条件下系统内产甲烷菌群丰度 Fig. 6 Abundance of methanogen groups in the system under different HRT conditions |
利用QPCR技术检测出反应器中存在3组产甲烷古菌：Methanobacteriales, Methanomicrobiales和Methanosarcinales.其中Methanosarcinales属于乙酸营养型产甲烷菌, 而Methanobacteriales和Methanomicrobiales则属于氢营养型产甲烷菌. Methanococcales在本研究中未被检测到.由3种产甲烷菌的测定结果可以得到, 乙酸营养型产甲烷菌Methanosarcinales的丰度(以干污泥计)一直保持较高水平, 在HRT=2.5 h条件下, 其丰度为5.22×1010 copies·g-1, 分别为Methanobacteriales和Methanomicrobiales的6.78倍和11.51倍, 在反应器内占主导地位. Díaz等[28]利用UASB反应器处理啤酒废水, 其系统内乙酸营养型产甲烷菌Methanosaeta是主要的菌种, 占总古细菌数的75%~95%. Guo等[3]的研究指出, 在一般的污泥消化系统中, 普遍都是乙酸营养型产甲烷菌占主导地位.氢营养型产甲烷菌Methanobacteriales的丰度(以干污泥计)在前5个阶段保持相对稳定, 在HRT=2.5h条件下由2.03×109 copies·g-1提高至7.71×109 copies·g-1, 增长3.8倍；而Methanomicrobiales在前5个阶段一直保持减少的趋势, 当反应器在HRT=2.5 h条件下运行时, 该菌丰度(以干污泥计)较前一阶段有了显著地提高, 其从1.64×108 copies·g-1上升至4.54×109 copies·g-1, 增长了27.6倍.在低HRT条件下, 系统内容易发生VFA的积累, 而氢营养型产甲烷菌对酸的耐受性要高于乙酸营养型产甲烷菌[29], 因此在低HRT条件下氢营养型产甲烷菌得到大量增殖. Li等[30]的研究认为, 在系统中富集氢营养型产甲烷菌更有利于系统在短HRT条件下稳定运行.
对反应器运行的第Ⅳ阶段(HRT=5 h)滤料层不同位置(0、40和80 cm)微生物进行了定量分析, 结果如图 7所示.由图可知, 滤料层不同高度都存在较高丰度的产甲烷菌, 这种微生物分布状态有利于滤池不同高度滤料层进行产甲烷反应.同时, 滤料层最底端(0 cm)产甲烷菌丰度最高, 中部(40 cm)次之, 上部(80 cm)最低, 这与图 4生物膜表观形态观测结果相吻合, 其原因可能是：①接种污泥后部分种泥在重力作用下向下移动, 导致滤池内污泥呈现不均匀分布状态, 底部微生物丰度高于上部；②滤池沿程底物浓度呈现下高上低的状态, 底部微生物生长速率高于上部, 使微生物丰度由下向上逐渐降低.
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图 7 滤料层不同高度产甲烷菌群丰度 Fig. 7 Abundances of methanogen groups at different heights of the filter layer |
UAF在去除COD的同时可进行资源的回收利用, 可满足污水处理厂节能降耗的需求, 但是该工艺对于氮、磷等污染后的去除能力较差, 需要后续耦合其他工艺进一步处理, 如硝化反硝化工艺、短程硝化反硝化工艺、厌氧氨氧化工艺和一体化脱氮工艺等.通过UAF去除COD不但可以节省曝气回收能源, 还有利于厌氧氨氧化工艺的启动与运行, 马艳红等[31]的研究发现, COD浓度越高, 厌氧氨氧化活性的增长越缓慢, 导致启动时间延迟.因此, 利用UAF处理生活污水具有非常高的应用潜力.
3 结论(1) 上向流厌氧滤池反应器接种储水箱污泥和管道底泥, 35℃、HRT=24 h条件下运行28 d后COD去除率可稳定达到75%以上.
(2) 随着HRT的降低, 反应器COD去除率逐渐提高, 在HRT=5 h时COD去除率最高可达85%以上, 出水COD浓度低于50 mg·L-1, 进一步缩短HRT至2.5 h后COD去除率降低至75.98%.
(3) 甲烷体积分数和甲烷产率都随HRT的减少而增高, 在HRT=2.5 h的情况下分别为73%和0.30 L·g-1, 系统产能可满足泵能耗需求.同时, 有部分甲烷溶解在出水中, 导致甲烷产率低于理论产率.
(4) 反应器内乙酸营养型产甲烷菌Methanosarcinales占主导地位, 在HRT=2.5 h条件下其丰度分别为Methanobacteriales和Methanomicrobiales的6.78倍和11.51倍.在HRT=2.5 h条件下, 3种主要的产甲烷菌群丰度都得到了不同程度的增长.同时, 滤料层底部产甲烷菌丰度最高, 中部次之, 上部最低.
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