1 引言(Introduction)

厌氧生物处理技术因具有运行费用低、能耗少且可产生沼气生物质能等优点, 在污水处理中得到了广泛的研究与应用(Barca et al., 2015; Seib et al., 2016; Shi et al., 2017; Yang et al., 2018).其中, 升流式厌氧污泥床(UASB)是目前应用最为广泛的高效厌氧反应器, 具有容积负荷高、处理量大、投资少、占地面积小等优点(张倩倩等, 2013).在厌氧处理中, 产甲烷菌代谢缓慢, 容易引起水解酸化过程和甲烷化过程失衡.因此, 对有机酸降解及厌氧产甲烷化过程的强化研究具有重要意义.

文献调研发现, 向厌氧系统中投加高导电性的Fe₃O₄可以明显提高有机酸的转化速率和甲烷产量, 从而强化有机物的厌氧降解过程(Ahmed et al., 2017; Guo et al., 2017; Zhao et al., 2017).Zhuang等(2015)向含苯甲酸的水稻土中添加导电性铁氧化物纳米颗粒, 与无导电材料的对照组相比, 投加磁铁矿后苯甲酸的降解速率提高了53%.此外, 科研人员在Fe₃O₄对氯酚类化合物(Jiang et al., 2018)、部分苯系物(Ahmed et al., 2017)及偶氮染料(Wang et al., 2018)降解作用的研究中发现, Fe₃O₄能够不同程度地强化上述有机物的去除, 促进其矿化降解.这为提高厌氧工艺中出水水质提供了新思路.

但尽管已有研究证实Fe₃O₄能够强化厌氧过程, 但大多数研究关注Fe₃O₄对厌氧降解和厌氧产甲烷过程的影响, 并没有具体分析Fe₃O₄对厌氧污泥自身性质的影响及Fe₃O₄对厌氧反应装置抗冲击能力的影响, 而进水有机负荷也是影响厌氧反应装置运行效率的重要因素之一.因此, 本研究拟运行两个平行的UASB厌氧反应装置, 通过分阶段提升进水有机负荷, 对比考察Fe₃O₄的加入对厌氧反应器运行的影响.通过对反应器运行过程中有机物去除、挥发酸产量、产气情况、污泥粒径变化及胞外聚合物分泌等的分析, 以明确Fe₃O₄对厌氧反应装置运行性能及厌氧活性污泥性质的影响.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 试验装置

试验装置为两个平行的UASB反应器, 有效容积均为2.0 L, 分别记为A和B反应器.其中, A反应器作为对照组, 不添加Fe₃O₄, 而B反应器内则一次性投加20 g微米级Fe₃O₄颗粒(购自阿拉丁).在运行过程中, 两反应器的温度由外置的循环水浴锅控制在37 ℃, 水力停留时间始终保持在24 h, 同时设置出水回流以保证反应器在整个运行阶段的上升流速为1 m · h^-1.运行过程中监测进、出水pH、COD、挥发酸及装置产气量、甲烷含量.

2.2 污泥来源及试验用水

试验接种污泥为新乡市某市政污水处理厂二沉池回流污泥(MLSS 20.55 g · L^-1, MLVSS 10.85 g · L^-1), 污泥接种量为反应器有效容积的45%.本试验采用梯度提升进水有机负荷(OLR)的方式启动两个UASB反应器, 每次提升负荷均为前一次进水OLR的2倍, 根据OLR的变化, 反应器的运行可分为5个阶段, 其OLR分别为1.6、3.2、6.4、12.8、25.6 kg · m^-3 · d^-1.其中, 阶段Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的运行时间均为20 d, 而阶段Ⅳ和阶段Ⅴ的运行时间则为30 d, 试验总运行时间为120 d.

试验进水为以葡萄糖和乙酸钠为碳源的人工配水, 阶段Ⅰ中进水具体成分如下(mg · L^-1)：乙酸钠(2500)、葡萄糖(800)、NH₄Cl(130)、KH₂PO₄(33)、MgSO₄(200)、CaCl₂(200)、NaHCO₃(1500).同时, 每升水中添加1 mL微量元素, 微量元素组成参照文献(Ma et al., 2019).

2.3 测定方法与数据处理

试验中COD、VSS、pH的分析均采用国家环境保护总局发布的标准方法(魏复盛等, 2002)；蛋白质测定采用BCA试剂盒法(Sheng et al., 2010)；多糖的测定采用苯酚硫酸法(张青, 2004).三维荧光光谱由荧光分光光度计(CARY Eclipse, 美国VARIAN公司)测得, 设定参数为：激发波长(λ_Ex)为200~500 nm, 发射波长(λ_Em)为200~500 nm, 扫描步长均为10 nm, 扫描速度为2000 nm · min^-1, 激发和发射单色仪的狭缝宽度均为5 nm, 电压为700 V；反应期内产生的气体经气袋收集后, 用7890A气相色谱仪(美国Agilent公司)测定CH₄含量(孟令威, 2013)；挥发酸(VFAs)采用7890B气相色谱仪(美国Agilent公司)测定(吕景花等, 2019).污泥粒径则由激光粒度分析仪(Microtrac S3500, 美国)测定.

所得的两反应器中的实验数据采用SPSS 23.0软件进行t检验分析(单侧检验), 当p < 0.05时, 认为在统计学上具有显著性.

3 结果与分析(Results and discussion) 3.1 Fe₃O₄对厌氧反应器内有机物去除效果的影响

图 1为5个运行阶段期间两反应器内的COD去除情况, 图中柱状图的高度为每个阶段最后运行10 d的出水COD平均值, 误差线代表了数据组中COD的最大值和最小值.

反应器起始阶段Ⅰ中, 进水COD为1600 mg · L^-1, 有机负荷为1.6 kg · m^-3 · d^-1, A、B反应器平均出水COD分别为47.49 mg · L^-1和44.97 mg · L^-1, B反应器对有机物的去除效果略优于A反应器.当负荷提升到3.2 kg · m^-3 · d^-1时, A、B两反应器出水COD均较阶段Ⅰ有所降低, 分别为36.89、32.85 mg · L^-1.这一现象可能跟阶段Ⅰ较短的运行时间有关, 由于阶段Ⅰ的运行时间只有20 d, 而厌氧微生物通常生长缓慢, 又处于驯化培养阶段, 因而在阶段Ⅰ的后10 d运行中, 出水水质可能并未完全稳定.图 1中阶段Ⅰ运行时出水COD的误差线波动范围也从侧面证实了这一推测.而统计学分析结果也进一步表明, 在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ中两反应器对有机物的去除情况并无显著性差异.

随后, 当进水有机负荷相继提升到6.4和12.8 kg · m^-3 · d^-1时, A反应器出水中COD平均值分别为47.80、55.16 mg · L^-1, 而B反应器出水中COD平均值分别为33.65、54.03 mg · L^-1.两反应器出水COD均较前一阶段有所增加, 说明有机负荷的提高对厌氧反应器出水水质有一定程度的不利影响.同时, B反应器出水有机物浓度始终显著低于A反应器, 这一现象与Zhao等(2018)、Liu等(2012)的研究结果一致, 即Fe₃O₄的加入能够促进有机物的厌氧水解过程, 进而提高有机物的去除效率.此外, 在前4个运行阶段中, 两反应器的出水COD均始终低于100 mg · L^-1, 且两反应器出水中挥发酸主要组成均为少量的乙酸、正丁酸和正戊酸(图 2), 总挥发酸含量低于50 mg · L^-1, 说明当有机负荷低于12.8 kg · m^-3 · d^-1时, UASB反应器对有机物均有较好的去除效果, 且不会在反应器内引起挥发酸积累.

在阶段Ⅴ, 随着进水有机负荷提升至25.6 kg · m^-3 · d^-1, A、B两反应器的出水水质明显变差, 两反应器出水中均开始有污泥流出.对比该阶段最后运行10 d的数据发现, A、B反应器出水中有机物平均浓度分别为2706.19和1016.92 mg · L^-1, 均显著高于前4个阶段.这一现象很可能是因为过高的有机负荷引起了系统酸化.从图 2中出水的挥发酸组成情况可知, 在阶段Ⅴ的运行过程中, A、B两反应器中的挥发酸种类和含量均有较大幅度的增长, 其中以乙酸和丙酸的积累程度最为严重.乙酸的积累说明反应器内乙酸型产甲烷菌受到了一定程度的抑制, 而丙酸具有一定毒性, 且不易降解转化为乙酸、CO₂和H₂, 一般可以作为厌氧反应器内不稳定运行的指示因子(Boe et al., 2010).当挥发酸积累到一定程度时, 会对厌氧污泥的活性产生严重抑制, 并导致系统出水水质恶化(宿程远等, 2018).最终, 在阶段Ⅴ的运行中, A、B两反应器对COD的平均去除效率分别为90.0%和96.3%.尽管两反应器的水解效率均有所下降, 但B反应器的出水水质依然明显好于A反应器, 反应器在高有机负荷下的运行也表现出较好的稳定性.这一现象说明Fe₃O₄的加入不仅对有机物的厌氧水解有一定促进作用, 而且也对高运行有机负荷表现出一定的抗冲击能力.

3.2 Fe₃O₄对厌氧反应器内产甲烷过程的影响

在启动初期, 反应器内污泥处于驯化培养阶段, 厌氧微生物尤其是产甲烷菌含量较少, 因此, 阶段Ⅰ中两反应器的甲烷产量与甲烷产率均处于较低水平.如图 3所示, 在阶段Ⅰ运行中, A反应器平均甲烷产量仅为13.89 mL · d^-1, 而投加Fe₃O₄的B反应器平均甲烷产量为48.36 mL · d^-1, 是A反应器甲烷产量的3.48倍.与此同时, 这一阶段A、B两反应器的甲烷产率分别为9.30和33.01 mL · g^-1, 均显著低于理论值, 也进一步说明在反应器运行初期产甲烷微生物活性较低.随着有机负荷的提升, 在阶段Ⅱ运行期间, 两反应器的甲烷产率均较阶段Ⅰ显著提高.其中, B反应器的甲烷产率平均值为159.36 mL · g^-1, 为A反应器甲烷产率(67.25 mL · g^-1)的2.37倍, 这一比值低于阶段Ⅰ的3.55倍.随后, 在阶段Ⅲ的运行中, A、B两反应器的甲烷产率分别进一步提高至389.34 mL · g^-1和308.25 mL · g^-1.此时B反应器等甲烷产率依然高于A反应器, 为A反应器的1.26倍, 即B反应器的平均甲烷产率较A反应器提升了26%.在之后的阶段Ⅳ和阶段Ⅴ运行中, B反应器的平均甲烷产率也始终高于A反应器, 两阶段中B反应器的平均甲烷产率较A反应器分别提升了16.08%和6.42%.在阶段Ⅴ, 尽管挥发酸积累较多, 但A、B两反应器的甲烷产率均在400 mL · g^-1以上, 高于理论甲烷产率, 说明系统内挥发酸的积累暂时还没有对产甲烷菌活性造成明显抑制.

5个阶段中甲烷产量和甲烷产率的分析结果表明, B反应器中甲烷产量和甲烷产率都始终高于A反应器, 说明Fe₃O₄的投加可以有效增强厌氧产甲烷过程.与此同时, 从阶段Ⅰ~阶段Ⅴ, B反应器的甲烷产率较A反应器的增量显著降低, 表明随着进水有机负荷的提升, Fe₃O₄对UASB反应器内产甲烷能力的优势作用有所减弱, 但仍对反应器产甲烷过程表现出促进作用.

此外, 本研究还比较了两反应器中甲烷产量与进水有机负荷之间的关系, 发现二者均具有良好的线性关系, 且B反应器的甲烷产量与有机负荷的线性拟合斜率显著大于A反应器(图 4).这一现象表明Fe₃O₄的引入能够显著增强厌氧系统的产甲烷过程, 有效提高甲烷产量.该结论也与已报道的研究结果一致(Peng et al., 2018; Zhao et al., 2018), 即Fe₃O₄可以通过促进铁还原菌和产甲烷菌之间的共营养代谢, 进而提高厌氧系统的甲烷产量.

3.3 Fe₃O₄对厌氧反应器内污泥性质的影响

对试验运行过程中污泥样品的粒径分析结果表明(图 5), 在反应器运行的前90 d, A、B两反应器中较大粒径污泥的比例在逐渐增大, 而粒径小于100 μm的污泥比例则保持减小趋势.在启动的第20 d, A、B两反应器中粒径在300~600 μm范围内的污泥比例相似, 均为0.43%；运行第60 d时, A反应器中300~600 μm粒径范围内的污泥占比为4.4%, B反应器中此粒径范围内的污泥比例则为6.2%, 略高于A反应器；运行至第90 d时, A反应器中粒径在300~600 μm范围内的污泥占比继续增大至12.62%, B反应器中则为16.74%.然而, 当有机负荷继续提升至25.6 kg · m^-3 · d^-1并运行一段时间后, 300~600 μm粒径范围内的污泥占比较前一阶段显著下降.其原因可能是在较高的有机负荷运行条件下, 反应器内产气量较大, 在气流的扰动作用下, 反应器内污泥获得较高的上升流速, 而过高的上升流速不利于反应器内颗粒污泥的絮凝, 甚至会破坏已有的较大粒径污泥结构.

当污泥粒径大于300 μm时, 通常认为该污泥已经是颗粒污泥.试验发现, 从阶段Ⅲ开始, B反应器中300~600 μm粒径范围内的污泥占比始终大于A反应器, 推测其原因可能是B反应器中Fe₃O₄的加入促进行了污泥的颗粒化进程(Yu et al., 2000;Gao et al., 2014).

3.4 Fe₃O₄对厌氧反应器内胞外聚合物的影响

研究表明, EPS中的多糖(PS)和蛋白(PN)是影响污泥絮凝性能的主要因素(李硕等, 2016).EPS主要有两种来源：一种来自于活性污泥细菌细胞, 是细胞代谢和自溶所产生的聚合物；另一种来自废水中的化合物, 即污泥所处的基质环境(李金印, 2008).本研究对不同运行阶段污泥样品的EPS进行分析, 结果如图 6所示.

从图 6中可以看出, 在阶段Ⅰ~阶段Ⅳ的运行中, A、B反应器内蛋白质含量均随OLR的提升呈增长趋势, 但在阶段Ⅴ, 当OLR提升至25.6 kg · m^-3 · d^-1时, 两反应器中的蛋白质含量均较阶段Ⅳ有所减少.与此同时, 在5个阶段的运行过程中, 多糖含量不断增多, 高负荷并未对多糖的分泌产生不利影响. Xie等(2010)研究认为, 污泥絮凝的程度与蛋白和多糖含量的比值有关.随着PN/PS值的升高, 污泥的絮凝作用也相应增大.分析运行过程中PN/PS的变化发现, 前4个阶段中, A反应器的PN/PS值从0.069增至1.54, B反应器的PN/PS值从0.064增至1.67, 且二者的增长均与OLR的增长呈现良好的正向关系(R_A²=0.9346, R_B²=0.9127).而在阶段Ⅴ的运行中, 两反应器的PN/PS值则都明显降低.其中, A反应器的PN/PS值降至0.9502, B反应器的降幅较大, 降至0.5803.PN/PS的减小将不利于污泥的絮凝和集聚, 从而导致小粒径污泥比例增多, 大粒径污泥比例减少.这也与3.3节中阶段Ⅴ中污泥粒径变化情况相符.

表 1为厌氧污泥的三维荧光光谱强度分布情况.在EEM光谱中共识别出3个峰：a峰位于λ_Ex/λ_Em=220~224 nm/330~360 nm处, b峰位于λ_Ex/λ_Em=278~288 nm/330~360 nm处, c峰位于λ_Ex/λ_Em=424~426 nm/470 nm处.其中, a峰主要是芳香族蛋白质类物质, b峰为溶解性微生物产物类物质, c峰为腐殖酸类物质(Wen et al., 2015).根据Jimenz等(2014)的研究, 芳香族蛋白质类物质的生物易降解性最好, 溶解性微生物产物类物质次之, 腐殖酸类物质最差.

在反应器运行过程中, a峰和b峰的强度几乎始终处于较强状态, 这说明在反应器运行过程中易降解物质始终处于优势地位.A、B反应器中蛋白质类物质峰的强度均呈增长趋势, 且同一有机负荷下A、B反应器各峰强度相差不多, 这表明添加Fe₃O₄并未对反应器EPS中蛋白质的生成产生明显有利作用.在有机负荷为25.6 kg · m^-3 · d^-1时, A反应器的b峰强度出现了大幅度降低的情况, 而B反应器未出现此情况, 这说明添加Fe₃O₄有可能会对高负荷下厌氧系统中微生物的稳定性有一定帮助.随着有机负荷的改变, λ_Ex和λ_Em均发生了一定的红移或蓝移, 这说明EPS中各组分的结构形态会随反应器有机负荷的不同而发生一定的变化(Cao et al., 2019).

4 结论(Conclusions)

1) Fe₃O₄对有机物的厌氧水解有一定促进作用, 这种促进作用在反应器高负荷运行条件下尤为突出.

2) Fe₃O₄可以有效提高厌氧系统的甲烷产量, 促进产甲烷过程, 且进水有机负荷率越低, Fe₃O₄对产甲烷过程的增强效应越明显.

3) Fe₃O₄的加入可以增强UASB反应器中污泥的颗粒化进程.此外, 当进水有机负荷过高时(25.6 kg · m^-3 · d^-1), 会使蛋白质含量减少, 进而影响污泥的絮凝效果.但多糖的分泌并未受抑制, 始终随有机负荷的提高而增大, 与有机负荷呈现正相关关系.