馴化污泥的投加對污泥產酸過程的影響

鄭艷霞，倪偉敏，趙 樑，賈秀英，朱奕蕾，范慧婷

(杭州師范大學生命與環(huán)境科學學院，浙江 杭州 310036)

馴化污泥的投加對污泥產酸過程的影響

鄭艷霞，倪偉敏，趙 樑，賈秀英，朱奕蕾，范慧婷

(杭州師范大學生命與環(huán)境科學學院，浙江 杭州 310036)

城市污水處理廠產生的剩余污泥常用作厭氧水解產酸的原料，可為反硝化工藝提供可利用碳源.本文通過實驗研究了在不同的馴化污泥與未馴化污泥質量比(n)下，剩余污泥厭氧水解酸化過程中pH、ORP、SCOD、TOC、TN、 NO3-N、NO2-N和MLSS的變化規(guī)律.綜合各因素分析，結果表明：最佳配比方式為n=1∶2.在此配比下， SCOD和TOC分別能達到的最大值為5006．7 mg/L和2060 mg/L，反應時間為 3 d.

污泥配比；剩余污泥；水解酸化

0 前 言

隨著城市化進程的加快，城市生活污水處理行業(yè)發(fā)展越來越快，產生的污泥也越來越多，所以剩余污泥的處理成為一個嚴峻的問題.在城市污水的反硝化處理過程中，碳源不足是影響其處理效果的關鍵因素[1].隨著對剩余污泥厭氧水解酸化過程的研究，發(fā)現(xiàn)在污泥水解過程中，可以產生供反硝化過程利用的可溶性碳源，從而可以有效解決反硝化過程中的碳源不足問題，同時也可以達到以廢治廢的目的[2].

影響剩余污泥水解產酸的因素很多，例如：肖本益[3]和苑宏英[4]研究了堿性條件下pH值對污泥厭氧發(fā)酵過程的影響，蔡偉娜[5]和駱燕萍[6]研究了溫度對污泥厭氧發(fā)酵產酸過程的影響，楊潔[7]和李歡[8]研究了超聲波預處理對污泥厭氧水解過程的影響等等，而現(xiàn)今不同的馴化污泥和未馴化污泥配比對厭氧水解酸化過程影響的研究相對較少.一般認為，顆粒性有機物轉化為可溶性有機物是污泥厭氧水解酸化的限速步驟，影響這個限速步驟最重要的有兩個因素：微生物(水解產酸菌)的數(shù)量和有機質(碳源)的含量.馴化污泥可以提供在污泥水解酸化過程中發(fā)揮作用的微生物，未馴化污泥則提供可利用碳源.因此，研究馴化污泥與未馴化污泥不同的配比對剩余污泥對水解酸化過程的影響很有必要，本文就馴化污泥和未馴化污泥不同的配比方式對厭氧水解過程中pH、ORP(氧化還原電位Oxidation-Reduction Potential)、SCOD(溶解性化學需氧量Solluted Chemical Oxigen Demand)、TOC(總有機碳Total Organic Carbon)、TN(總氮Total Nitrogen)、NO3-N、NO2-N和MLSS(混合液懸浮固體濃度Mixed Liquor Suspended Solids)的變化規(guī)律進行深入的研究，為剩余污泥厭氧水解酸化過程的進一步研究提供依據(jù).

1 實驗材料與方法

1．1 馴化污泥來源

馴化污泥是來自杭州某污水處理廠壓濾過的污泥，陰涼處風干后加水，添加一定營養(yǎng)鹽，在厭氧環(huán)境中發(fā)酵40 d而成，此時的污泥已馴化成熟，可作為污泥水解過程中的接種污泥.馴化污泥濃度為101 g/L.離心后馴化污泥上清液的性質如表1所示.

表1 馴化污泥上清液的性質

1．2 未馴化污泥來源

1、2、3—污泥取樣口;4—攪拌槳;5—進泥口;6—水浴套進水口;7—水浴套出水口;8—排泥口

本實驗未馴化污泥取自杭州市某污水處理廠經過壓濾后的剩余污泥，并在陰涼處風干10 d，使其干燥，并于4 ℃下冷藏.未馴化污泥是該污泥在干燥狀態(tài)下按所需要的實驗條件兌水稀釋而成，按實驗條件投入反應器中，作為厭氧水解的碳源來源.

1．3 實驗裝置與運行

本實驗采用的實驗裝置采用有機玻璃制造，直徑為100 mm，高為400 mm，有效容積為3.8 L，并且外圍有水浴恒溫套.稱取不同質量的馴化污泥和未馴化污泥，按照質量比(n=0∶1、1∶8．5、1∶4、1∶3、1∶2和1∶1)兌水混合使其總污泥濃度為50 g/L，具體配比方式見表2.

采用雙層攪拌器對污泥進行攪拌，攪拌速度控制在100 r/min，使污泥攪拌均勻但不產生漩渦.通過水浴恒溫套控制溫度為25 ℃.不調節(jié)pH值，每24 h從裝置中的上、中、下3個取樣口分別取樣，混合離心后分析上清液，厭氧發(fā)酵水解時間為8 d.試驗重復進行了2次，數(shù)據(jù)取2次實驗的平均值. 實驗裝置見圖1.

表2 馴化污泥和未馴化污泥的配比方法

1．4 分析項目與方法

污泥水解液在6000 r/min下離心15 min后通過0．45 μm的微孔濾膜過濾，過濾后的水樣進行各個指標的測定.具體分析方法見表3.

表3 試驗過程中分析方法與分析儀器

2 結果與討論

2.1 pH的變化規(guī)律

圖2 pH隨反應時間的變化規(guī)律Fig. 2 Change of pH with the the reaction time

由2圖中pH的變化曲線可以看出，在8 d的厭氧發(fā)酵時間內，n=0∶1至1∶1不同反應器中pH值的降低幅度分別為0．23，0．46，0．64，0．63，0．66，0．42.在此pH變化范圍內產酸菌能夠正常代謝產酸.初始pH值和反應結束時的pH值都是隨著n值的增大而增大.對于初始pH值來講，n值越大，馴化污泥的稀釋程度越小，初始pH值會相對越高.在反應過程中的pH值也是隨n值增大也增高，而pH值降低后又緩慢升高的時間出現(xiàn)在第3 d，說明此時污泥水解速率減慢，微生物(主要是產甲烷菌)開始分解揮發(fā)性脂肪酸.這與李定龍等[11]的研究結果相吻合.綜上所述，pH的變化規(guī)律則呈現(xiàn)n值越大，pH值越高.產酸能力最強的反應器是n=1∶2的反應器.

2．2 ORP的變化規(guī)律

圖3 ORP隨反應時間的變化規(guī)律Fig. 3 Change of ORP with the the reaction time

在厭氧水解系統(tǒng)中，氧化還原電位(ORP)是由能形成氧化還原電子對的化學物質存在形態(tài)決定的，并決定了適宜的菌群[12].從圖3中 ORP的變化曲線可以看出，6個反應器ORP的變化范圍為-128～-257 mv，任南琪[13]等認為丙酸型優(yōu)勢菌群所需 ORP 在-200～100 mV 之間，丁酸型優(yōu)勢菌群在-350～-200 mV，由于實驗過程中ORP值大部分在-350～-200 mV，可以確定本組實驗的反應類型：n=0∶1和1∶8.5的反應器是丙酸型，n=1∶4的反應器是丙酸型和丁酸型混合型的，n=1∶3、1∶2和1∶1的反應器是丁酸型.

此外，反應體系中的氧化還原電位與SCOD具有較好的相關性[12-14]，在ORP逐漸上升到逐漸平穩(wěn)時，SCOD的變化規(guī)律也呈類似的趨勢.圖3結果顯示，反應起始階段各個反應器中ORP值隨時間逐漸升高，當反應進行到第4 d時ORP達到最大值，而此時的 SCOD值也都達到最大值.ORP的變化表現(xiàn)為n值越大，ORP越小.Chang等[15]研究結果也表明，添加接種污泥的量越大，ORP的值也越小，ORP值的大小從某種程度上也反映出污泥的水解程度.其原因是配比越大產酸菌的數(shù)量和活性較高，反應器內的有機質快速進入反應，產生的營養(yǎng)物較豐富，其成分比較復雜引起的.

2．3 SCOD與TOC的變化規(guī)律

不同污泥配比方式，在厭氧消化過程中有機物的變化規(guī)律有很大差異，從起始值可以看出，n值越大，TOC和SCOD的值也越大.從SCOD的變化規(guī)律上來看，經過8 d的發(fā)酵，6組反應器SCOD的變化情況見表4.△SCOD的計算公式為：△SCODt=SCOD(ti)-SCOD(t0).

表4 不同污泥配比下SCOD的最大值、初始值和SCOD最大增加量(△SCODmax)

馴化污泥即接種污泥，代表水解過程的微生物量；未馴化污泥，代表水解過程中可分解的有機質量.水解過程，微生物量多少決定水解速率，以及有機質能否被水解；有機質量決定可轉化為SCOD的量.當n相對適中時，能使剩余污泥水解酸化過程高效地啟動和進行.從圖4 △SCOD的變化規(guī)律來看，6個反應器中的SCOD，除了n=0∶1和1∶8．5的反應器內SCOD在整個反應過程中呈緩慢持續(xù)上升趨勢，其他配比的反應器都呈現(xiàn)先大幅度上升，隨后有小幅下降，最后小范圍波動的變化規(guī)律，下降階段發(fā)生在反應第3 d，此后進入產甲烷階段，分解產生可溶性有機物.n越小的反應器SCOD值開始下降的時間越早，n=1∶8．5的反應器△SCODmax達到4885．8 mg/L，對于反硝化過程所需要的碳源來講，能提供最大的值，但耗時較長，效率低；其次能產生最大SCOD增加量的反應器為n=1∶2，產生的△SCODmax為3627 mg/L，反應周期也較短，從污泥產酸效率上看，最適合的污泥配比為n=1∶2.從△SCODmax上看n=1∶8．5>1∶2>1∶1>1∶3>1∶4>0∶1.綜合考慮馴化污泥的最佳配比為n=1∶2，反應周期應為3 d.

圖4 △SCOD隨反應時間的變化規(guī)律Fig. 4 Change rule of △SCOD with reaction time

圖5 TOC隨反應時間的變化規(guī)律Fig. 5 Change rule of TOC with reaction time

由圖5中TOC的變化曲線可知，TOC的變化規(guī)律和SCOD的變化規(guī)律非常相似.從TOC增加量上看n=1∶8．5>1∶2>0>1∶1>1∶3>1∶4，從整體TOC的變化規(guī)律來看， 5個反應器的TOC都大幅度上漲后，在反應第3 d時同時下降，隨后平穩(wěn)波動，說明污泥水解反應周期應為3 d.n=1∶2的反應器TOC最大增加量達到1344．2 mg/L，對于反硝化過程所需的碳源來講，TOC能提供最大的值.從TOC產量上看，n值較小的，TOC產量持續(xù)增加，但反應時間也長，效率低，n值相對適中時，TOC產量相對較大，反應周期短，效率高.綜合考慮最佳污泥配比為n=1∶2.

2．4 TN的變化規(guī)律

圖6 TN隨時間的變化規(guī)律Fig. 6 Change rule of TN with the the reaction time

圖7 TOC/TN隨反應時間的變化規(guī)律Fig. 7 Change rule of of TOC/TN with the the reaction time

圖8 不同配比下的污泥降解率Fig. 8 Sludge degradation under different rates

上清液中TN包含可溶性的含氮有機物和硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮及氨氮等無機態(tài)的氮，由于實驗過程中測得無機態(tài)的氮小于0．5 mg/L，因此本實驗的TN幾乎全為含氮類的可溶性有機物.從圖6中TN的變化規(guī)律上可以得出：TN最大產量為1195 mg/L，最大增加量為599．2 mg/L.n=0∶1、1∶8．5和1∶2的TN最大增加量差不多，n=0∶1和1∶8．5的反應器TN最大增加量為569 mg/L和599．2 mg/L，n=1∶2的反應器TN最大增加量為505．6 mg/L，但是綜合TN最大產量和反應時間來看，最佳的n=1∶2.

2．5 不同配比對污泥減量化的影響

從圖8 上可以看出，初始污泥濃度是按照50 g/L投加的，污泥在不同反應器內的降解率有很明顯的差異.n=0∶1和1∶8．5的反應器在反應第4 d時，污泥濃度降低最快，n=1∶1、1∶2、1∶3和1∶4的反應器在反應第3 d時，污泥濃度就降低最快，這說明配比越大，微生物量越大，污泥分解速率大于生長速率所需的時間也越短.隨著厭氧水解持續(xù)， MLSS也不斷地減小.從最后污泥的減量效果來看，n=0∶1、1∶8．5、1∶3和1∶1的反應器污泥分解率在20%～23%；n=1∶4和1∶2的反應器污泥分解率分別為32%和45%.這也說明n=1∶2的反應器污泥水解產生有機物的量最多，污泥減量效果最明顯.從另一方面也說明n=1∶2的反應器在水解酸化過程中產生的可溶性有機質量是最多的.

2．6 剩余污泥厭氧水解機理初步探索

Batstone 等[16]和 Rozzi[17]的研究表明，剩余污泥厭氧發(fā)酵產酸分為4階段.這4個階段分別為污泥顆粒的分解、大分子物質水解為小分子物質、小分子可溶性物質水解發(fā)酵產酸和產氫產乙酸階段.在厭氧發(fā)酵水解階段，首先大顆粒污泥變?yōu)樾☆w粒污泥，接著水解酶把碳水化合物、蛋白質和脂類等大分子化合物分解為葡萄糖、氨基酸、甘油、脂肪酸等小分子化合物.進入產酸階段時，小分子化合物在酸化菌的作用下分解為VFAs(揮發(fā)性脂肪酸volatile fatty acids)、醇、乳酸和CO2、H2、NH3、H2S等氣體，隨著VFAs被產甲烷菌分解為甲烷，以及反應時間的延長，產生的 VFAs逐漸降低.當VFAs的分解速率大于產生速率時，pH值逐漸升高，這與實驗結果吻合.

3 結 論

3.1在不調節(jié)pH時，整個污泥水解酸化過程中pH值的變化范圍在7上下浮動，能保持相對穩(wěn)定，滿足微生物生長需要；ORP的變化規(guī)律反映出污泥水解酸化類型主要以丙酸型和丁酸型為主.

3.2污泥配比越小，反應時間越長，分解有機物的速率越低；配比越大，污泥水解酸化的周期越短.獲得最大SCOD和TOC產量的污泥厭氧水解周期為3 d，3 d后進入產甲烷階段，SCOD和TOC濃度開始降低.

3.3SCOD和TOC最大產量和最大增加率的最佳的比為n=1∶2.配比過大或過小對污泥水解過程都不是最有利的.當n=1∶2時，SCOD的最大增加量為5006．7 mg/L，TOC的最大產量為2060 mg/L，TN的產量為1080 mg/L，能為城市剩余污泥反硝化過程中提供足夠的可利用碳源.

3.4在整個污泥水解酸化過程中，碳水化合物和脂肪類等含碳類有機物比蛋白質類含氮類有機物更容易被水解酸化菌分解和吸收利用.

3.5污泥減量效果最明顯的反應器是n=1∶2.

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TheEffectsofAcclimatedSludgeAdditiononSludgeAcidificationProcess

ZHENG Yanxia, NI Weimin, ZHAO Liang, JIA Xiuying, ZHU Yilei, FAN Huiting

(College of life and Environmental Science, Hangzhou Normal University, Hangzhou 310036, China)

Residual sludge produced by urban sewage treatment plants is commonly used as the raw materials of anaerobic hydrolysis acidification, and provides the available carbon source for denitrification technology. This paper analyzed the change rules of pH, ORP , SCOD, TOC, TN, NO3-N, NO2-N and MLSS in the anaerobic hydrolysis process of residual sludge under different mass ratio of acclimated sludge and unacclimated sludge. The results show that the best ratio is 1∶2. Under this sludge ratio, SCOD and TOC can respectively achieve maximum 5006.7 mg/L and 2060 mg/L and the reaction time is 3 d.

sludge ratio; residual sludge; hydrolysis acidification

2013-04-15

浙江省新苗計劃項目(ZX13005001033),國家863計劃子課題項目(2011AA060801-6).

倪偉敏(1978—),男，講師,博士,主要從事污染控制與資源化研究.E-mail：weimin_ni@163.com

10.3969/j.issn.1674-232X.2013.05.012

X703.1

A

1674-232X(2013)05-0446-06