廚余發(fā)酵液作為外增碳源對(duì)微污染河水脫氮效果的影響

石舟翔， 楊建紅， 劉康齊， 沈 欣， 張 鄆， 王曉紅， 馮俊生

(常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院， 江蘇 常州 213164)

微污染河水的形成不僅會(huì)降低河道水的美學(xué)價(jià)值，還會(huì)破壞生態(tài)平衡，帶來許多衛(wèi)生問題[1]。而引起河水微污染主要是因?yàn)楹铀锌偟?TN)指標(biāo)超標(biāo)，因此，如何處理和治理微污染河道水脫氮是中國(guó)存在的一個(gè)普遍而嚴(yán)重的問題。但脫氮過程需要有機(jī)碳作為電子供體[2]，因此原始廢水中合適的碳氮比對(duì)于生物脫氮非常重要[3]。然而，我國(guó)河道水的碳氮比過低，反硝化作用受到碳源不足的限制，導(dǎo)致脫氮效率低下[4]。由于我國(guó)許多地表水水體富營(yíng)養(yǎng)化嚴(yán)重，已加強(qiáng)了對(duì)微污染河水的治理，使河道水中的TN指標(biāo)達(dá)到V類水標(biāo)準(zhǔn)低于2 mg·L-1。為了達(dá)到嚴(yán)格的總氮水質(zhì)指標(biāo)，通常使用外部碳源，如甲醇、乙酸鈉或葡萄糖，以增強(qiáng)氮的去除[5]。但這樣傳統(tǒng)外部碳源的使用增加了河水治理的運(yùn)行成本，因此，尋找廉價(jià)的外部碳源對(duì)于治理微污染河水是一個(gè)亟待解決的問題[6]。

雖然有報(bào)道稱利用廚余垃圾發(fā)酵液可以提高廢水的總氮去除效率[7]，但直接利用發(fā)酵液作為外加碳源用于河水反硝化脫氮的研究卻很少見。本文對(duì)廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源的可行性分析、發(fā)酵液組成以及利用產(chǎn)生的發(fā)酵液對(duì)微污染河水進(jìn)行脫氮進(jìn)行了研究。進(jìn)一步分析脫氮后出水的特性，研究發(fā)酵液的使用對(duì)出水水質(zhì)的影響。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

活性污泥取自常州市某污水處理廠二沉池污泥，在接種反應(yīng)器之前，先使用蒸餾水沖洗2遍以稀釋殘留吸附在在活性污泥上的氮，使用緩沖溶液將活性污泥稀釋至混合液懸浮固體濃度3 gMLSS·L-1。

廚余垃圾取自常州市某大學(xué)食堂，首先丟棄塑料、筷子、骨頭和蛋殼，然后用電動(dòng)攪拌器將食物殘?jiān)鼣嚢璩蓾{狀，并儲(chǔ)存在4℃下備用。在將漿液加入發(fā)酵反應(yīng)器之前，用蒸餾水將總固體含量稀釋至約10%。

實(shí)驗(yàn)試劑硝酸鉀為優(yōu)級(jí)初含量為99%，無水乙酸鈉為分析純含量≥99%、牛血清白蛋白購(gòu)為生化試劑BR，均購(gòu)自國(guó)藥化學(xué)試劑有限公司。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 實(shí)驗(yàn)裝置及運(yùn)行參數(shù)

實(shí)驗(yàn)由兩部分組成，一是通過廚余垃圾發(fā)酵產(chǎn)生發(fā)酵液，二是以發(fā)酵液為碳源的模擬二級(jí)廢水脫氮。發(fā)酵工藝在間歇式反應(yīng)器(SBR)中操作，脫氮工藝在反硝化反應(yīng)器中進(jìn)行，發(fā)酵反應(yīng)器的溫度保持在30℃±2℃，由恒溫磁力攪拌器加溫度計(jì)控制，反硝化反應(yīng)器在28℃±2℃厭氧條件下運(yùn)行，pH值控制在6.5～8.0，由pH計(jì)控制去除河水中的氮化物。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置圖

1.3 分析方法

1.3.1 發(fā)酵液成分分析實(shí)驗(yàn)

(1)發(fā)酵液中總化學(xué)需氧量(TCOD)和溶解性化學(xué)需氧量(SCOD)測(cè)定：每天分別取用紗布過濾以獲得的發(fā)酵液10 mL至于兩支試管中，一支搖勻后取試管中間溶液3 mL，另一只靜置24 h后取上層清液3 mL分別用盛奧華6B-1800型水質(zhì)快速測(cè)定儀和盛奧華6B-24型雙溫區(qū)智能消解儀測(cè)定發(fā)酵液中TCOD和SCOD的含量。

(2)發(fā)酵液組成成分測(cè)定：取用紗布過濾以獲得的發(fā)酵液5mL樣品，采用氣質(zhì)聯(lián)用儀GC-MS安捷倫7890B-5977B測(cè)定其主要成分。

1.3.2 發(fā)酵液作為碳源對(duì)微污染河水脫氮效率實(shí)驗(yàn)

(1)

(2)COD利用率測(cè)定：污泥反硝化COD利用率的主要依據(jù)是電子平衡原理，將1 g硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為氮需要消耗2.86 g COD。取反硝化30 d后A1和A2反應(yīng)器中溶液5 mL作為出水水樣，測(cè)定出水COD利用公式計(jì)算出COD利用率[8]，用η表示反硝化COD利用效率，公式如下：

(2)

(4)出水蛋白質(zhì)含量測(cè)定：取1 mL出水水樣至于試管中加5 mLFolin酚試劑甲，靜置8分鐘再加入1 mLFolin酚試劑乙試劑利用分光光度計(jì)與標(biāo)準(zhǔn)曲線比對(duì)從而得出樣品中蛋白質(zhì)含量。稱取1 g牛血清蛋白片溶于0.9%氯化鈉溶液中稀釋至500 mL作為標(biāo)準(zhǔn)溶液[9]。

(5)熒光光譜分析測(cè)定：取反硝化反應(yīng)前A1和A2反應(yīng)器中溶液5 mL作為進(jìn)水水樣，取反硝化30 d后A1和A2反應(yīng)器中溶液5 mL作為出水水樣，通過熒光光譜分析利用熒光分光光度計(jì)測(cè)定其性質(zhì)，測(cè)量波長(zhǎng)范圍：激發(fā)波長(zhǎng)(λEx)220～400 nm，發(fā)射波長(zhǎng)(λEm)280～500 nm，掃描速度1200 nm·min-1。

2 結(jié)果分析與討論

2.1 廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源的可行性分析

2.1.1 碳源的產(chǎn)生

如圖2所示，在發(fā)酵開始時(shí)，TCOD和SCOD濃度隨著發(fā)酵過程的進(jìn)行逐漸增加，然后穩(wěn)定在約52.21±4.12 g·L-1，直到實(shí)驗(yàn)結(jié)束。這是因?yàn)樵诎l(fā)酵過程中微生物活性不斷增高將食物殘?jiān)纸獬煽扇苄蕴妓衔?。另有一些學(xué)者研究報(bào)道說[10]，SCOD的濃度先迅速增加，然后穩(wěn)定下來。開始時(shí)的低SCOD可能是由于發(fā)酵初期細(xì)菌的微生物活性比較低。在穩(wěn)定發(fā)酵階段，SCOD/TCOD的比值約為90%，表明大部分食物殘?jiān)凰鉃榭扇苄孕☆w粒碳源。從而證明廚余垃圾發(fā)酵液能發(fā)酵產(chǎn)出豐富的可溶性碳水化合物，同時(shí)證明了作為碳源的可行性。

2.1.2 廚余垃圾發(fā)酵液成分的分析，

本實(shí)驗(yàn)發(fā)酵液主要組成成分如圖4～圖7所示，其中揮發(fā)性脂肪酸是本實(shí)驗(yàn)廚余垃圾發(fā)酵液中的主要有機(jī)成分，占化學(xué)需氧量的27.8%，而酰胺類和醇類占化學(xué)需氧量的2.3%。不溶性碳水化合物首先被溶解和水解成可溶性碳水化合物和單糖，然后轉(zhuǎn)化成丙酮酸，并進(jìn)一步轉(zhuǎn)化成揮發(fā)性脂肪酸。這與以前的研究不同，以前的研究報(bào)道碳水化合物和蛋白質(zhì)都明顯地在反應(yīng)器中積累[12]。本研究中的低酸堿度阻礙了蛋白質(zhì)的溶解和水解成氨基酸，進(jìn)而轉(zhuǎn)化成中間產(chǎn)物酰胺，而由于厭氧的條件使發(fā)酵液中的醇類物質(zhì)積累。接著進(jìn)一步分析了揮發(fā)性脂肪酸的組成，如圖6所示，在總揮發(fā)性脂肪酸中，乙酸占80%以上，其他揮發(fā)性脂肪酸的濃度很低。因此，發(fā)酵液中揮發(fā)性脂肪酸對(duì)反硝化作用的主要貢獻(xiàn)是乙酸。

圖2 廚余垃圾發(fā)酵液發(fā)酵過程中SCOD和TCOD的含量變化

圖3 廚余垃圾發(fā)酵液發(fā)酵過程中氮化合物含量變化

圖4 廚余垃圾發(fā)酵液中乙醇GC-MS質(zhì)譜圖

圖5 廚余垃圾發(fā)酵液中戊酸GC-MS質(zhì)譜圖

圖6 廚余垃圾發(fā)酵液中乙酸GC-MS質(zhì)譜圖

圖7 廚余垃圾發(fā)酵液中9-十八碳烯酰胺GC-MS質(zhì)譜圖

2.2 廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源對(duì)微污染河水脫氮效率的影響

2.2.1 反硝化速率

圖 8反應(yīng)了A1廚余發(fā)酵液作為碳源和A2乙酸鈉作為碳源兩種系統(tǒng)的反硝化速率，從圖中可以看出， A2以乙酸鈉作為碳源系統(tǒng)的反硝化速率為10.8 mgNOX-N·g-1VSS·h-1，A1以廚余發(fā)酵液作為碳源系統(tǒng)的反硝化速率為 11.30 mgNOX-N·g-1VSS·h-1。雖然兩種系統(tǒng)中的污泥濃度都在3 gMLVSS·L-1，但反硝化速率卻不相同。在兩種碳源中乙酸鈉系統(tǒng)反硝化速率要低于廚余垃圾系統(tǒng)，這樣可以得出在反硝化過程中，以廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源與乙酸鈉相比更容易被反硝化微生物降解利用?？赡苁且?yàn)橹坝袑W(xué)者研究，單一組分的物質(zhì)反硝化速率要低于混合物[13]，而廚余垃圾發(fā)酵液是由可溶性碳水化合物、酰胺類、揮發(fā)性脂肪酸、醇類以及可溶性蛋白質(zhì)等物質(zhì)組成。所以當(dāng)用廚余垃圾發(fā)酵液作為反硝化碳源時(shí)，加入到反應(yīng)器中反硝化微生物同時(shí)利用降解了可溶性碳水化合物、酰胺類、揮發(fā)性脂肪酸、醇類以及可溶性蛋白質(zhì)等物質(zhì)，實(shí)現(xiàn)了多種反硝化微生物協(xié)同作用共同脫氮的效果，因此A1廚余垃圾反硝化系統(tǒng)的反硝化速率高于A2乙酸鈉反硝化系統(tǒng)。另外碳源大致可以分為3個(gè)類別根據(jù)微生物降解的程度：容易生物利用的碳源(如乙酸鈉、乙酸、揮發(fā)性脂肪酸,葡萄糖,可溶性碳水化合物等)，可以緩慢生物利用碳源(如二塘、可溶性蛋白質(zhì)等)，還有內(nèi)源反硝化碳源的細(xì)胞物質(zhì)的微生物。綜上所述，由于乙酸鈉是屬于高效降解碳源而以廚余廢液發(fā)酵液作為碳源的反應(yīng)速率要大于乙酸鈉，因此廚余廢液發(fā)酵液也可以歸類為快速降解的碳源。

圖8 A1和A2系統(tǒng)反硝化過程中反硝化速率的變化

2.2.2 COD利用率

圖 9顯示了乙酸鈉、廚余發(fā)酵液這兩種碳源系統(tǒng)的反硝化COD的利用率。 從圖中可以看出，以乙酸鈉為碳源的反硝化COD的利用率為17.27±3.5%，以廚余發(fā)酵液為碳源的反硝化COD的利用率為17.06±3.5%。通過對(duì)比可以看出這以兩種物質(zhì)作為碳源的反硝化系統(tǒng)COD的利用率基本一致，可能是因?yàn)樵谖⑸锓聪趸^程中，微生物能夠更容易的利用以廚余廢棄物發(fā)酵液和乙酸鈉為碳源作為反硝化的供體提供的電子，因此其反硝化效果比較好，從而進(jìn)一步證明以廚余垃圾發(fā)酵液作為反硝化碳源的可行性。

圖9 A1和A2系統(tǒng)反硝化過程中COD的利用率

2.2.3 脫氮效果

2.3 對(duì)反硝化出水特性水質(zhì)指標(biāo)分析

如圖13所示，可以看出使用發(fā)酵液的出水中TCOD的殘留濃度為18.3±6.4 mg·L-1，而對(duì)照組使用乙酸鈉時(shí)，相應(yīng)的值為17.5±5.7 mg·L-1，表明發(fā)酵液和乙酸鈉之間沒有明顯差異，出水后的COD指標(biāo)達(dá)V類水標(biāo)準(zhǔn)，證明以廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源并沒有使原水COD超標(biāo)，并且由進(jìn)出水前后TCOD的對(duì)比，發(fā)酵液被反硝化菌有效利用。

圖10 A1系統(tǒng)反硝化過程中氮化合物濃度的變化

圖11 A2系統(tǒng)反硝化過程中氮化合物濃度的變化

圖12 A1和A2系統(tǒng)反硝化過程中TN的去除率

如圖14所示，以發(fā)酵液為碳源的廢水中蛋白質(zhì)含量為3.7±1.8 mg·L-1，而以乙酸鈉為碳源的廢水中蛋白質(zhì)含量為3.8±2.2 mg·L-1，說明發(fā)酵液并沒有增加廢水中的蛋白質(zhì)殘留量。

圖13 A1和A2系統(tǒng)反硝化出水TCOD含量的變化

圖14 A1和A2系統(tǒng)反硝化出水蛋白質(zhì)含量變化

2.4 進(jìn)水和出水熒光特性分析

根據(jù)以前的研究，(EX/EM=200-250 nm/280-330 nm)代表酪氨酸芳香蛋白化合物，(EX/EM=200-250 nm/330-380 nm)代表色氨酸芳香蛋白化合物，(EX/EM=200-250 nm/380-540 nm)代表黃腐酸化合物，(EX/EM=250-400 nm/280-380 nm)代表類蛋白化合物[15]。

如圖15所示是以發(fā)酵液為碳源的進(jìn)水三維熒光色譜圖，圖16是以乙酸鈉為碳源的進(jìn)水三維熒光色譜圖，圖17和圖18分別是其對(duì)應(yīng)的反硝化出水三維熒光色譜圖。從圖中可以看出以發(fā)酵液為碳源的進(jìn)水中檢測(cè)到酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸芳香蛋白和類蛋白化合物，而以乙酸鈉為碳源的進(jìn)水中未檢測(cè)到這幾種化合物。但是在兩種流出物中都沒有檢測(cè)到熒光峰，表明當(dāng)使用發(fā)酵液作為碳源時(shí)，在反硝化過程中利用了酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸樣芳香蛋白和類蛋白化合物。因此，該結(jié)果進(jìn)一步證實(shí)了發(fā)酵液作為反硝化碳源的客觀可行性。

圖15 以發(fā)酵液為碳源的進(jìn)水三維熒光色譜圖

圖16 以乙酸鈉為碳源的進(jìn)水三維熒光色譜圖

圖17 以發(fā)酵液為碳源的反硝化出水三維熒光色譜圖

圖18 以乙酸鈉為碳源的反硝化出水三維熒光色譜圖

3 結(jié)果與討論

(1)對(duì)發(fā)酵液中組成成分分析得出總化學(xué)需氧量濃度達(dá)到52.21±4.12 g·L-1。酰胺類、醇類、揮發(fā)性脂肪酸是本實(shí)驗(yàn)發(fā)酵液的主要成分且對(duì)反硝化作用的主要貢獻(xiàn)是乙酸。。

(2)對(duì)于反硝化脫氮效果分析得出以發(fā)酵液和乙酸鈉為碳源的最高反硝化速率分別為11.30 mgNOX-N·g-1VSS·h-1和10.8 mgNOX-N·g-1VSS·h-1，COD利用率分別為17.27±3.5%和17.06±3.5%，總脫氮效率分別為89.4±7.6%和94.0±5.5%。以兩種碳源進(jìn)行反硝化后的出水特性指標(biāo)總化學(xué)需氧量和蛋白質(zhì)無明顯差異，證實(shí)了發(fā)酵液用于深度脫氮的可行性。

(3)對(duì)進(jìn)水和出水熒光特性分析，結(jié)果表明廚余垃圾發(fā)酵液中的酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸芳香蛋白和類蛋白化合物確實(shí)在客觀上參與了反硝化反應(yīng)，從而客觀證明發(fā)酵液用于微污染河水深度脫氮的可行性。