有機負荷對UASB產氫反應器中顆粒污泥的影響研究

王夢一,劉 爽,李文哲,鞠文聰,殷麗麗,孫銘超,劉長軍

(1.東北農業(yè)大學 工程學院,哈爾濱 150030;2.黑龍江省農村能源總站,哈爾濱 150008)

0 引言

厭氧發(fā)酵產氫技術既可以處理有機廢棄物,又可以產生氫氣,是廢棄物資源化利用的有效方式[1-2]。升流式厭氧污泥床(UASB)反應器在處理低濃度有機廢水并生產沼氣方面發(fā)揮了重要作用。由于UASB反應器能夠形成微生物濃度高、沉降性能良好和結構穩(wěn)定的顆粒污泥,使體系保持較高的生物量,提高了其抗沖擊能力[3],近年來,利用UASB反應器厭氧發(fā)酵產氫也受到了廣泛的關注。

前期實驗表明,有機負荷是影響UASB反應器厭氧發(fā)酵效率的一個重要因素,直接影響產氫顆粒污泥的形成和產氫效率[3]。國內外研究學者針對不同有機負荷下顆粒污泥的生長及理化性質的變化進行了一些探索性的工作[4-8]。李亞峰等人在工程研究中發(fā)現(xiàn),USAB反應器的高有機負荷既加速了顆粒污泥的生長又加速了顆粒污泥的破壞[9]。J.T.C.GROTENHUIS等人研究發(fā)現(xiàn),增加進水底物濃度會提升顆粒污泥的產甲烷性能[10]。但有關有機負荷對UASB產氫反應器顆粒污泥性質影響的研究鮮有報道。

為此,利用UASB反應器培養(yǎng)產氫顆粒污泥,通過研究有機負荷對產氫速率、顆粒污泥粒徑、沉降性能,以及EPS組成和含量的影響,揭示不同有機負荷對產氫顆粒污泥特性的影響,為其規(guī)模化應用提供參考。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

圖1為發(fā)酵裝置的結構示意圖。發(fā)酵系統(tǒng)由UASB反應器、蠕動泵、儲液罐和集氣袋等組成,反應器的總體積為10L,工作體積為8L。試驗的水力停留時間為6h,發(fā)酵溫度為(35±1)℃。

圖1 UASB反應器試驗系統(tǒng)示意圖Fig.1 Schematic layout of the UASB reactor experimental system

1.2 實驗材料

1.2.1 接種污泥

接種污泥取自東北農業(yè)大學實驗室以葡萄糖為基質培養(yǎng)的產氫污泥,pH值為5.4,污泥總懸浮固體濃度(SS)為64.43g/L,揮發(fā)性懸浮固體濃度(VSS)為57.82g/L,VSS/SS=89.74%,反應器的接種量為有效體積的25%。

1.2.2 底物組成

實驗底物是以葡萄糖為碳源,按C∶N∶P=100∶5∶1配成的有機廢水,同時加入氯化銨、磷酸二氫鉀及多種微量元素,以提供微生物生長所需的營養(yǎng)。底物具體組成及含量如表1所示。

表1 底物成分及含量Table 1 The substrate composition and content mg/L

1.3 實驗設計

反應器的運行參數(shù)如表2所示。

表2 反應器運行參數(shù)Table 2 Operation parameter of the UASB reactor

在實驗過程中,保持上升流速不變,通過改變底物葡萄糖濃度來改變反應器內的有機負荷。實驗是在體系產氫速率、pH等參數(shù)達到穩(wěn)定狀態(tài)后開始的。

1.4 測試方法

發(fā)酵產生的氣體采用100L集氣袋收集,并用排水法測定其體積;氣體組成成分和含量利用氣相色譜法測定,設備型號為GC-6890N(安捷倫,美國),裝載TDX-01型填充柱和熱導檢測器。色譜條件如下：利用流量40mL/min的氬氣為載氣,進料口溫度為120℃,爐溫為170℃,檢測器溫度為220℃。整個樣品測定時間為2.5min,采用外標法對氣體進行標定[11];SS、VSS參照標準方法測定[12];污泥粒徑分布采用標準篩分法測定,取一定量的顆粒污泥,使其依次通過孔徑為5、4、3、2、1.6、1.43、1、0.6mm的標準篩網(wǎng),然后收集各篩網(wǎng)截留的顆粒污泥,烘干并稱重,由此可計算不同粒徑范圍顆粒污泥質量占污泥總質量的百分比。顆粒污泥的平均粒徑采用加權平均方法進行估算[13]。

顆粒污泥樣品的松散附著的胞外聚合物(LB-EPS)和緊密結合的胞外聚合物(TB-EPS)的提取按照兩階段熱提取方法提取[14-15]。將樣品置于10mL離心管中離心(4000r/min,5min),離心后棄上清液后,將剩余的污泥用濃度為0.85%的NaCl溶液(50℃)懸浮至原體積,然后迅速搖勻;將上述污泥懸浮液離心(4000r/min,10min),所得上清液經過0.45μm濾膜過濾,濾液即為LB-EPS。將上述剩余的污泥用濃度為0.85%的NaCl溶液再次懸浮至原體積,所得污泥懸浮液在80℃水浴鍋中加熱30min,待冷卻后離心(4000r/min,15min);所得清液經過0.45μm濾膜過濾,濾液即為TB-EPS。污泥樣品中LB-EPS和TB-EPS的量以蛋白質和多糖加和的形式表征,蛋白質和多糖濃度分別采用福林-酚法和苯酚-硫酸法進行測定。

2 結果與分析

2.1 有機負荷對產氫的影響

不同有機負荷下反應器內總懸浮固體濃度(SS)、揮發(fā)性懸浮固體濃度(VSS)及葡萄糖利用率,如表3所示。有機負荷從40gCOD/(L·d)增加到80gCOD/(L·d),反應器內的污泥濃度SS從53.49g/L增加到85.29g/L,VSS從43.98g/L增加到75.30g/L,生物量增多。當有機負荷增至90gCOD/(L·d),體系SS繼續(xù)增加,而VSS基本不變。由此說明在較高的有機負荷下,反應器內污泥量仍在增加,但污泥中的活性組分的含量卻沒有隨之增加,污泥的活性度在降低。

表3 反應器內污泥濃度及葡萄糖利用率Table 3 Sludge concentration and glucose utilization rate in the UASB reactor

由表3和圖2可知：有機負荷從40gCOD/(L·d)增加至80gCOD/(L·d)的過程中,體系葡萄糖利用率高于97%,產氫速率從2.23L/(L·d)增加至8.6L/(L·d);當有機負荷增至90gCOD/(L·d),葡萄糖利用率低于70%,產氫速率明顯下降。因為隨著有機負荷的增加,反應系統(tǒng)特定的微生物群落結構和數(shù)量已經達到平衡狀態(tài),此時制約產氫效能的關鍵因素已經不是有機物量和生物量,而是發(fā)酵微生物活性。在有機負荷為90gCOD/(L·d)時,進料葡萄糖濃度為21.10g/L,由于進料濃度過高,使得系統(tǒng)內離子活度降低,滲透壓升高,顆粒污泥內部傳質速率沒有隨之增加,導致底物轉化不完全。

圖2 反應器運行過程中產氫速率隨有機負荷的變化Fig.2 Changes of Hydrogen production rate and organic load in the reactor

與此同時,過高的底物濃度使得產氫菌群細胞內總有機酸含量升高,細胞活性降低,抑制產氫。從第55天開始,將有機負荷降低至80gCOD/(L·d),產氫速率又逐漸增加,說明反應器內顆粒污泥具有較強的抗沖擊負荷能力,能夠在短時間內恢復到良好狀態(tài)。

2.2 有機負荷對顆粒污泥粒徑和EPS的影響

試驗過程中,對不同有機負荷下顆粒污泥的粒徑進行了測量,結果如圖3所示。有機負荷從40gCOD/(L·d)增加至80gCOD/(L·d),顆粒污泥粒徑明顯增大,且增加有機負荷造成的粒徑分布變化是小顆粒和大顆粒污泥占的比例較大,中間粒徑范圍的顆粒污泥所占的比例較小。粒徑在0～0.6mm的顆粒污泥所占百分比從43.21%減少至20.78%,粒徑在0.6～1mm的顆粒污泥所占比例從38.48%減少至14.89%;粒徑在1.6～2mm的顆粒污泥所占百分比從2.68%增加至11.64%,粒徑在2～3mm的顆粒污泥所占比例從0.68%增加至13.65%。有機負荷增至50gCOD/(L·d),反應器內開始出現(xiàn)粒徑大于3mm的大顆粒污泥;有機負荷為80gCOD/(L·d)時,粒徑在3～4mm和4～5mm的顆粒污泥所占比例分別為20.42%和6.4%;有機負荷繼續(xù)增至90gCOD/(L·d),系統(tǒng)受高負荷影響,顆粒污泥結構不穩(wěn)定,粒徑不再明顯增大,甚至有解體上浮的趨勢。

圖3 不同有機負荷下顆粒污泥粒徑分布的變化Fig.3 Particle size distribution of granular sludge with the different organic load in the reactor

由圖3可以看出：在一定的有機負荷范圍內,顆粒污泥的粒徑隨著負荷的增加而增大。分析認為：高有機負荷一方面加快了顆粒污泥的成長,另一方面也加速了部分顆粒污泥的破裂,而破裂后的污泥碎體又可以作核心,重新形成顆粒污泥,二次核心的不斷產生也保證了體系內污泥量的增加。此外,進料葡萄糖濃度與基質濃度是正相關的,從而與基質的穿透深度正相關。進料濃度高時,溶解性的底物和發(fā)酵中間產物在顆粒污泥中的擴散速度加快,有利于營養(yǎng)物質進入到顆粒內部,促使顆粒污泥粒徑不斷增大。但是,當顆粒污泥半徑超出系統(tǒng)最大基質穿透深度,其核心將發(fā)生基質傳遞限制,導致顆粒污泥內部由于營養(yǎng)不足而發(fā)生自溶,形成空核;顆粒污泥穩(wěn)定性變差,最終發(fā)生破裂。

胞外聚合物(EPS)是細菌分泌于體外的一些高分子聚合物,主要成分是蛋白質和多糖,現(xiàn)有研究結果表明微生物代謝產物EPS是促進污泥顆粒化的主要因素[16-18]。如圖4所示。有機負荷從40gCOD/(L·d)增加至80gCOD/(L·d),顆粒污泥平均粒徑從0.7mm增加到1.92mm,EPS含量從103.49mg/g VSS增加至283.85mg/g VSS,EPS含量占污泥總質量(VSS)的百分比從10.35%增加至28.39%,在整個有機負荷增大過程中,蛋白質含量先增加后減小,多糖含量持續(xù)增加。因為隨著有機負荷的不斷增加,顆粒污泥不能及時利用全部的碳源來維持生長和新陳代謝,而是將過量的碳源轉移到胞內或者EPS中。

圖4 不同有機負荷下顆粒污泥平均粒徑與EPS的變化Fig.4 Changes of the average particles diameter of granular sludge and EPS with the different organic load in the reactor

EPS組分分層劃分理論認為,其主要由兩部分組成：內層是粘附在微生物聚集體細胞表面的莢膜聚合物,稱為TB-EPS;外層是LB-EPS,其結構疏松,密度較小,是沒有邊界的粘稠液體[19]。由圖5可以看出：有機負荷從40gCOD/(L·d)增加至80gCOD/(L·d),LB-EPS的含量先減少后增加,

圖5 不同有機負荷下顆粒污泥EPS組分的變化Fig.5 Changes of LB-EPS and TB-EPS in the granular sludge with the different organic load in the reactor

TB-EPS的含量持續(xù)增加。當有機負荷80gCOD/(L·d)時,LB-EPS和TB-EPS的含量分別為89.21mg/g VSS和194.64mg/g VSS,TB-EPS的含量是LB-EPS的2.18倍,說明此時顆粒污泥結構較為緊實,強度較高。從圖5還可以看出：有機負荷增加至90gCOD/(L·d),TB-EPS的含量明顯減少,LB-EPS的含量明顯增加;但當有機負荷過高時,顆粒污泥外層聚集大量的LB-EPS會使泥水分離效果變差,削弱其結構強度[18]。同時,LB-EPS含量較高,增加了顆粒污泥表面的負擔,容易增強細胞之間的排斥力,從而降低顆粒污泥的沉降性。

2.3 有機負荷對pH和液相末端產物的影響

反應器運行過程中pH和液相末端產物的變化如表4所示。第1～30天,有機負荷從40gCOD/(L·d)增加到50gCOD/(L·d),pH基本不變,維持在5.35左右,沒有占絕對優(yōu)勢的液相產物,此階段屬于混合型發(fā)酵類型;從第31天開始,繼續(xù)增大有機負荷,pH開始呈現(xiàn)下降趨勢,丁酸和乙酸含量增加,且丁酸含量增加幅度較大,乙醇含量降低。由此說明此階段反應器內各類微生物在競爭底物和利于自身生長代謝生態(tài)位的過程中,丁酸型發(fā)酵菌群正在成為優(yōu)勢菌群。當有機負荷增加至80gCOD/(L·d),丁酸的含量遠大于其他酸或醇,且丁酸加乙酸的含量占總液相產物的質量分數(shù)在68%以上,呈現(xiàn)丁酸型發(fā)酵;繼續(xù)增加有機負荷至90gCOD/(L·d),pH迅速降低至4.60左右,發(fā)酵類型仍為丁酸型發(fā)酵,反應體系出現(xiàn)了明顯的有機酸積累抑制產氫現(xiàn)象。有相關研究表明：在高有機負荷條件下,由于丁酸型發(fā)酵不穩(wěn)定,體系難以保持NADH/NAD+的相對平衡,且有機酸積累明顯,發(fā)酵代謝途徑有向產生較少酸性末端產物的乙醇型方向轉化的潛力,以保護氫酶和微生物本身的生命活性[20-22]。在本試驗過程中,發(fā)酵類型并沒有向乙醇型發(fā)生轉變。原因是在較低pH環(huán)境下,發(fā)酵微生物為保持胞內pH平衡而增加了對ATP的需求,使得微生物主要的代謝途徑沒有發(fā)生變化。為了保持反應器穩(wěn)定運行,降低有機負荷后,體系pH經過一段時間又恢復至適宜產氫的范圍。

表4 反應器內pH及液相末端產物Table 4 pH and liquid end products in the UASB reactor

3 結論

研究表明：在40～80gCOD/(L·d)范圍內,提高有機負荷不但能夠提高產氫速率,還能提高顆粒污泥沉降性能和強度。當有機負荷為80gCOD/(L·d)時,產氫速率達到最大值8.6L/(L·d),平均粒徑1.92mm,EPS含量達283.85mg/gVSS,且LB-EPS和TB-EPS的含量分別為89.21mg/gVSS和194.64mg/gVSS。當有機負荷進一步增加時,產氫速率降低,顆粒污泥沉降性能和強度變差。