UASB處理飲料廢水的工藝研究

【資料簡介】

    UASB是厭氧反應(yīng)器中應(yīng)用zui廣泛的反應(yīng)器,具有負(fù)荷高、能耗低、可產(chǎn)生生物能等特點(diǎn),被用于處理啤酒、酒精、制藥、淀粉、化工、檸檬酸和碳酸飲料等行業(yè)排出的有機(jī)廢水。飲料廢水具有有機(jī)物含量高、可生化性好的特征,尤其適合采用UASB 反應(yīng)器進(jìn)行處理。

　　厭氧顆粒污泥活性高,沉降性能好,實(shí)際工程由于環(huán)境條件復(fù)雜很難培養(yǎng)出顆粒污泥。實(shí)驗(yàn)室關(guān)于厭氧污泥顆?；难芯勘容^多,但對于實(shí)際工程中污泥顆粒化的研究較少。影響污泥顆?；囊蛩赜袦囟取H 值、有機(jī)負(fù)荷、水利條件、基質(zhì)特性、營養(yǎng)物質(zhì)、重金屬、接種污泥等。氮、磷等營養(yǎng)物是微生物生長所必需的組分,在厭氧生物處理過程中也是如此。微生物對氮、磷等營養(yǎng)物的需求非常復(fù)雜,文獻(xiàn)研究發(fā)現(xiàn),基質(zhì)中過量的氮磷有助于厭氧污泥的顆?；M(jìn)程,但是很多工業(yè)廢水普遍存在N 營養(yǎng)缺乏的問題;GOODWIN 等認(rèn)為,營養(yǎng)物(如磷,鎂,鈣和微量元素)不足,會(huì)降低厭氧顆粒污泥中EPS 含量,進(jìn)而影響污泥的顆粒化程度。對現(xiàn)有文獻(xiàn)的檢索未發(fā)現(xiàn)有專門針對N 營養(yǎng)缺乏影響厭氧污泥顆粒化進(jìn)程的研究,鑒于氮磷等營養(yǎng)物在微生物增殖方面的重要作用,所以探討氮營養(yǎng)物在污泥顆?；M(jìn)程中的作用很有必要。

　　西安中萃可口可樂飲料有限公司的廢水采用UASB 工藝進(jìn)行處理,自2001 年投入運(yùn)行以來,處理效果良好;但反應(yīng)器中的污泥一直為絮體形態(tài)[7] ,在旺季處理負(fù)荷較高時(shí),造成污泥流失,出水SS 增高。本研究通過對進(jìn)水水質(zhì)進(jìn)行監(jiān)測,探討氮營養(yǎng)物在污泥顆?；M(jìn)程中的作用,主要體現(xiàn)在以下3 個(gè)方面:1)通過測定反應(yīng)器進(jìn)出水水質(zhì)、產(chǎn)氣量、氣體組分等評價(jià)UASB 反應(yīng)器的處理性能;2) 分析污泥顆?；某梢?3)采用激光粒度儀和熒光原位雜交(FISH)技術(shù)對污泥的顆?；^程以及顆粒污泥的形態(tài)、微生物種群等進(jìn)行研究。

　　1　材料與方法

　　1. 1 反應(yīng)器及運(yùn)行參數(shù)

　　1. 1. 1 反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)

　　UASB 反應(yīng)器平面尺寸為14 m × 10 m,總高度6. 5 m,有效反應(yīng)器高度為4. 8 m,總工作容積為667 m3 。采用穿孔管配水,布水面積139 m2 ,空塔水流上升速度< 1 m·h - 1 。出水槽長14 m,寬1 m,深2. 75 m。厭氧池設(shè)有回流管,當(dāng)廢水量較低時(shí),將出水部分回流以保證UASB 中足夠的上升流速。

　　設(shè)計(jì)zui大流速為30 m3 ·h - 1 ,設(shè)計(jì)zui大流量為2 000 m3 ·d - 1 ,設(shè)計(jì)水力停留時(shí)間為10 ~ 15 h。設(shè)計(jì)COD 負(fù)荷為6 kg·(m3 ·d) - 1 ,沼氣產(chǎn)率為0. 4 m3 ·kg - 1 ;投入運(yùn)營后,由于工藝變化及清潔生產(chǎn)改進(jìn)等,排水量及濃度均較設(shè)計(jì)值大幅減少,實(shí)際日處理平均水量為463. 10 m3 。運(yùn)行溫度為25 ~ 29 ℃ 。

　　1. 1. 2 進(jìn)水水質(zhì)

　　該飲料廠主要生產(chǎn)可樂、雪碧、芬達(dá)和瓶裝飲用水。UASB 的進(jìn)水為生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的廢水和廠區(qū)生活污水的混合廢水,其中生產(chǎn)廢水主要來源于車間的洗瓶水、設(shè)備清洗水、水線的反滲透(RO)設(shè)備排出的濃水等,生產(chǎn)廢水中的污染物以糖分為主,進(jìn)水中的COD、氨氮濃度見圖1。

　　1. 2 分析方法

　　1. 2. 1 常規(guī)分析

　　參照文獻(xiàn)所的標(biāo)準(zhǔn)分析方法,COD 采用重鉻酸鉀法、pH 值采用玻璃電法、VSS 和SS 采用重量法、氨氮采用納氏試劑比色法、磷酸鹽采用鉬銻抗分光光度法測定。VFA 和氣體組分采用氣相色譜法測定(Agilent 6 890 N GC / FID 和Agilent 6 890 N GC / TCD)。

　　1. 2. 2 污泥粒徑分布測定

　　厭氧污泥粒徑分布采用激光衍射粒度儀(LS230 / SVM,BECKMEN,USA) 進(jìn)行測定,粒度測定范圍為0 ~ 2 000 μm。

　　1. 2. 3 污泥形態(tài)和結(jié)構(gòu)

　　污泥絮體和顆粒形態(tài)采用光學(xué)顯微鏡(Nikon ECLIPSE 90i)的相差模式直接進(jìn)行觀察。

　　1. 2. 4 zui大比產(chǎn)甲烷活性

　　顆粒污泥zui大比產(chǎn)甲烷活性(specific methanogenic activities,SMA)采用血清瓶實(shí)驗(yàn)法。

　　1. 2. 5 微生物種群分析

　　顆粒污泥中微生物種群采用熒光原位雜交(fluorescence in situ hybridization,FISH)法進(jìn)行檢測。FISH方法的具體操作步驟如下:顆粒污泥樣品固定采用4% 多聚甲醛于4 ℃ 下固定6 h,將顆粒污泥浸泡于冷凍切片包埋劑(SAKURA Tissue-Tek? O. C. T. Compound,USA) 中12 h,使包埋劑滲透至顆粒內(nèi)部。然后,將包埋的泥樣置于- 20 ℃ 下冷凍,采用冷凍切片機(jī)(Leica CM 1950,Germany)進(jìn)行切片,切片厚度為20 μm。取切片所得污泥樣品于明膠載玻片上,室溫過夜干燥。將干燥后的污泥載玻片依次置于50% 、80% 和 (體積比)的乙醇溶液中各3 min 對細(xì)胞進(jìn)行脫水后,取出后風(fēng)干。取適量的探針使用液(探針溶液(50 ng·μL - 1 )與雜交緩沖液(去離子甲酰胺濃度為20% )按照體積比1 ∶ 8 混合,避光,于46 ℃ 中預(yù)熱數(shù)分鐘)涂于載玻片的樣品上,然后將載玻片迅速移入雜交管中,于46 ℃ 下避光雜交3 h。雜交完成后,取出載玻片進(jìn)行洗脫處理并立即風(fēng)干封片。雜交的具體操作方法依據(jù)NIELSEN 等 編寫的《FISH 操作技術(shù)手冊》和于莉芳采用的方法進(jìn)行。檢測所用寡核苷酸探針及雜交條件等見表1。采用激光掃描共聚焦顯微鏡(LEICA TCS SP8)進(jìn)行觀察。

 表1　實(shí)驗(yàn)所用寡核苷酸探針

　　2　結(jié)果與討論

　　2. 1 處理效果

　　針對UASB 中的污泥形態(tài)主要為絮狀污泥,沉淀效率較低的情況,對進(jìn)水水質(zhì)進(jìn)行全面分析。圖1為2014 年9 月至2015 年9 月UASB 反應(yīng)器進(jìn)出水COD、氨氮含量、產(chǎn)氣量及容積負(fù)荷等監(jiān)測結(jié)果。如圖1 所示,未投加N 源時(shí)(對應(yīng)于1 ~ 60 d),進(jìn)水中平均氨氮濃度為2. 25 mg·L - 1 (圖1(a)),C / N 比高達(dá)800 多,氮營養(yǎng)明顯缺乏。反應(yīng)器中污泥仍是絮體形態(tài),沉降性能差,經(jīng)常會(huì)引起污泥流失,導(dǎo)致出水SS 增高。進(jìn)水COD 變化范圍為800 ~ 3 500 mg·L - 1 (圖1 ( b)),出水COD 為100 ~ 300 mg· L - 1 ,COD 去除率為84. 55% 。投加N 源后(60 d 以后),使得進(jìn)水中氨氮濃度維持在15 ~ 20 mg·L - 1 ,C / N比約為130,1 周后即在反應(yīng)器中觀察到部分小的顆粒污泥。隨著運(yùn)行時(shí)間的延長,顆粒污泥的含量逐漸升高,約3 個(gè)月(對應(yīng)于150 d)后,污泥*顆?；?其后一直維持在穩(wěn)定狀態(tài)。顆?；?COD 去除率提高到92. 5% ,出水SS 濃度降低。說明營養(yǎng)物(氮) 濃度對UASB 污泥顆?；哂惺种匾淖饔?。

　　飲料廢水水量和水質(zhì)波動(dòng)較大,測定期間,水量變化范圍為30 ~ 865 m3 ·d - 1 ,反應(yīng)器日平均產(chǎn)氣量達(dá)到300 m3 ,單位容積的日平均產(chǎn)氣量為0. 46 m3 ·(m3 ·d) - 1 (圖1(c)),折算為去除每kg COD 平均產(chǎn)甲烷0. 3 m3 。顆粒化后UASB 反應(yīng)器去除率高達(dá)92. 5% ,比未顆?；瘯r(shí)提高了約8% ,對應(yīng)的COD 容積負(fù)荷變化范圍為0. 08 ~ 3. 2 kg·(m3 ·d) - 1 (圖1(d)),遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于該廢水處理系統(tǒng)設(shè)計(jì)的COD 負(fù)荷。盡管進(jìn)水COD 濃度有較大的波動(dòng),但出水水質(zhì)穩(wěn)定,說明UASB 反應(yīng)器對飲料廢水具有較好的適應(yīng)性和很強(qiáng)的耐沖擊負(fù)荷能力。

　　VFA 是厭氧消化過程中重要的中間產(chǎn)物,是反應(yīng)器運(yùn)行控制的一個(gè)重要指標(biāo)。一般認(rèn)為,出水VFA濃度(以乙酸計(jì))低于200 mg·L - 1 時(shí),反應(yīng)器運(yùn)行狀態(tài),VFA 濃度過高會(huì)產(chǎn)生酸積累,超過800 mg·L - 1 時(shí)系統(tǒng)就會(huì)有酸化的危險(xiǎn)[14] 。本實(shí)驗(yàn)中定期對VFA 進(jìn)行監(jiān)測,測得出水中平均VFA 濃度(以乙酸計(jì))為36. 17 mg·L - 1 ,遠(yuǎn)小于200 mg·L - 1 ,說明該系統(tǒng)運(yùn)行良好。

　　2. 2 污泥顆?；治?/span>

　　顆粒化前后反應(yīng)器中污泥形態(tài)見圖2 和圖3?？梢?在未顆?；瘯r(shí),反應(yīng)器中污泥呈深黑色,主要為絮體,結(jié)構(gòu)較松散,絮體外圍分布有大量絲狀細(xì)菌(見圖2(a))。隨著反應(yīng)器的運(yùn)行,污泥絮體不斷聚集,形成粒徑較大且密實(shí)的顆粒態(tài)污泥。如圖2(b)所示,成熟的厭氧顆粒污泥呈黑色,形狀多數(shù)是相對規(guī)則的球形或橢球形,表面邊界清晰。運(yùn)行至第150 天后,厭氧反應(yīng)器中的污泥基本完成顆粒化。

　　為了追蹤UASB 中厭氧污泥顆?；倪M(jìn)程,實(shí)驗(yàn)對反應(yīng)器中污泥粒徑分布的變化進(jìn)行了測定,其中粒徑大于0. 5 mm 的污泥占總污泥量的比例達(dá)到了58. 63% (見圖3),成熟的顆粒污泥的沉降速度達(dá)到約60 m·h - 1 。

　　2. 3 顆粒污泥的zui大比產(chǎn)甲烷活性

　　厭氧生物處理過程中,單位污泥單位時(shí)間產(chǎn)生的zui大甲烷量(SMA)是評價(jià)污泥活性的重要指標(biāo)。測定期間,絮體污泥(投加氯化銨前)以乙酸、丙酸和丁酸為基質(zhì)的SMA 分別為1. 07、0. 87 和0. 63 g·(g·d) - 1 (以VSS 計(jì))[7] ;污泥顆粒化完成后,顆粒污泥的SMA 分別為0. 69、0. 47 和0. 39 g·(g·d) - 1 。很明顯,污泥顆?；?其對應(yīng)的活性反而有所降低,這是因?yàn)槲靼部煽诳蓸饭綰ASB 進(jìn)水的COD 負(fù)荷較低,污泥停留時(shí)間較長,當(dāng)顆?；?沉淀性能大幅提高,反應(yīng)器中污泥的平均濃度由顆?；?8. 12 mg·L - 1 大幅增加到63. 28 mg·L - 1 ,較高的污泥齡造成污泥中的活性成分降低,污泥中的甲烷菌含量降低。

　　將基于混合菌群的污泥產(chǎn)甲烷活性定義為表觀活性(即采用Serum Bottles 測定的活性),而基于各目標(biāo)微生物(乙酸營養(yǎng)型甲烷菌和氫營養(yǎng)型甲烷菌)的產(chǎn)甲烷活性為真活性。表觀活性除以目標(biāo)菌群在厭氧污泥中所占的比例即為相應(yīng)菌群的真活性。經(jīng)計(jì)算,絮體和顆粒污泥以乙酸、丙酸和丁酸為基質(zhì)的真活性(折算為COD)分別為1. 99、1. 62、1. 17 和2. 13、1. 43、1. 19 g·(g·d) - 1 (以甲烷菌計(jì))。盡管顆粒污泥的表觀活性比絮體污泥低,但是兩者的真活性基本接近。表2 對比了實(shí)際UASB 反應(yīng)器處理不同種類廢水的污泥形態(tài)、容積負(fù)荷以及污泥分別以乙酸、丙酸和丁酸為基質(zhì)的產(chǎn)甲烷活性。可以看出,在容積負(fù)荷和溫度大致相同的條件下,顆粒污泥和絮狀污泥的表觀產(chǎn)甲烷活性差異較大,這與相應(yīng)污泥中甲烷菌的含量差異較大有關(guān)。

 表2　UASB 反應(yīng)器處理不同廢水的表觀產(chǎn)甲烷活性對比

　　2. 4 微生物種群分布特性觀察

　　在厭氧生物處理中,參與的微生物主要分為3 類,即發(fā)酵細(xì)菌、產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌和產(chǎn)甲烷菌,三者之間存在互營關(guān)系。3 類微生物在顆粒污泥中的空間分布主要與基質(zhì)種類、濃度、負(fù)荷以及水力條件(擴(kuò)散)等相關(guān)?，F(xiàn)有研究表明,厭氧微生物種群在顆粒污泥中的分布主要有層狀分布或非層狀分布2 種結(jié)構(gòu)。當(dāng)基質(zhì)容易水解、濃度較低、負(fù)荷較小、水力條件較差、擴(kuò)散限制時(shí),易形成層狀結(jié)構(gòu);反之,易形成非層狀結(jié)構(gòu)。如BATSTONE 等 通過研究基質(zhì)動(dòng)力學(xué)對UASB 反應(yīng)器中顆粒污泥微生物種群分布的影響,發(fā)現(xiàn)處理果汁廢水(主要為碳水化合物,容易降解)的厭氧顆粒污泥呈層狀結(jié)構(gòu),顆粒外層為高密度的產(chǎn)酸菌,甲烷菌和微生物互營體系分布在顆粒中心;處理蛋白廢水(水解較碳水化合物難)的厭氧顆粒污泥密度較低且沒有明顯的分層結(jié)構(gòu),參與有機(jī)物降解的微生物均勻分布于污泥顆粒內(nèi)。

　　為了分析顆粒污泥中各類微生物的空間分布情況,本實(shí)驗(yàn)采用FISH 方法對顆粒污泥種群結(jié)構(gòu)進(jìn)行原位檢測,結(jié)果見圖4。

　　王紅葉等對反應(yīng)器中污泥絮體的FISH 檢測結(jié)果表明,絮體中的菌膠團(tuán)主要為發(fā)酵細(xì)菌和產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌,絮體中分布的絲狀菌主要為甲烷菌,同時(shí)還有少量甲烷球菌和甲烷桿菌,其中甲烷菌在污泥絮體中所占比例為46. 3% ,保證了系統(tǒng)較高的產(chǎn)甲烷能力,從而使厭氧過程順利進(jìn)行。圖4(a)為顆粒污泥切片的FISH 圖,厭氧微生物遍布整個(gè)顆粒污泥內(nèi),且顆粒中心沒有觀察到明顯的無機(jī)核區(qū)。可見,顆粒污泥種群分布表現(xiàn)為層狀結(jié)構(gòu)( layered structure),顆粒的表層主要為發(fā)酵產(chǎn)酸球菌(圖4(b)),在顆粒內(nèi)部,產(chǎn)酸菌與乙酸營養(yǎng)型甲烷菌、產(chǎn)酸菌與氫營養(yǎng)型甲烷菌形成的互營體系均勻分布在顆粒污泥內(nèi),有利于減小種間氫和乙酸的傳質(zhì)阻力,從而為甲烷菌利用基質(zhì)提供了有利的條件,促進(jìn)產(chǎn)甲烷活性。通過MSMX860 探針標(biāo)記發(fā)現(xiàn),顆粒污泥中乙酸營養(yǎng)型甲烷菌主要以球菌形式存在(圖4(c)),并且有少量的桿狀甲烷菌,而被MB1174、MC1109 和MG1200探針標(biāo)記的氫營養(yǎng)型甲烷菌則以桿菌為主(圖4(d))。其中甲烷菌(包括乙酸營養(yǎng)型和氫營養(yǎng)型甲烷菌)的比例占到約32. 84% ,這比絮體污泥中甲烷菌的所占比例小很多,也是造成顆粒污泥表觀活性變小的主要原因。

　　3　結(jié)論

　　實(shí)驗(yàn)通過對西安可口可樂飲料有限公司污水處理站的UASB 反應(yīng)器各項(xiàng)指標(biāo)的連續(xù)監(jiān)測,得到如下結(jié)論:

　　1)發(fā)現(xiàn)UASB 反應(yīng)器中污泥開始顆粒化,而這一現(xiàn)象與進(jìn)水中氨氮含量增加有很大的關(guān)系。150 d后,反應(yīng)器中污泥基本完成顆?；?粒徑大于0. 5 mm 的顆粒占到54. 66% ,顆粒污泥有比較高的沉速和活性,顆粒污泥以乙酸、丙酸和丁酸為基質(zhì)時(shí)的zui大比產(chǎn)甲烷活性分別為0. 69、0. 47 和0. 39 g ·((g·d) - 1 )(以VSS 計(jì))。

　　2)反應(yīng)器的處理效果表現(xiàn)如下:對COD 去除率達(dá)到92. 5% ,比未顆粒化時(shí)提高了約8% ,沼氣中甲烷組分含量高達(dá)75. 27% 。反應(yīng)器日平均產(chǎn)氣量達(dá)到300 m3 ,折算為去除每公斤COD 平均產(chǎn)甲烷0. 3 m3 。

　　3)顯微鏡和FISH 方法的觀察結(jié)果表明,反應(yīng)器中厭氧顆粒污泥呈黑色,形狀大多數(shù)是相對規(guī)則的球形或橢球形,邊緣清晰且光滑;厭氧微生物遍布整個(gè)顆粒污泥內(nèi),且顆粒中心沒有觀察到明顯的無機(jī)核區(qū)。顆粒污泥中種群分布表現(xiàn)為層狀結(jié)構(gòu),發(fā)酵產(chǎn)酸細(xì)菌分布于顆粒外層,而甲烷菌分布于顆粒內(nèi)層。