电子受体冲击条件下低有机质剩余污泥的高温厌氧水解酸化性能

第1期吴光学等：电子受体冲击条件下低有机质剩余污泥的高温厌氧水解酸化性能由图3可见，短时曝气、投加NOf—N、投加NOf．N和对照组在稳定条件下，VFAs浓度分别为1156、1071、975和669mg／L。所有条件下VFAs主要以乙酸和丁酸为主，丙酸和戊酸仅有少部分。所以，酸化类型为丁酸型，而非丙酸型或者乙醇型发酵¨3|。也即在各种条件下，VFAs代谢模式没有太大区别。这与其他高温水解酸化研究类似。例如，zhang等¨41研究得到，在高温条件下VFAs组分主要以乙酸、丙酸和戊酸为主。xiong等¨纠得到在40、50和60℃条件下，发酵VFAs主要是戊酸、乙酸和丁酸。此外，为研究产甲烷过程对系统VFAs浓度的影响，增加运行了投加产甲烷抑制剂溴乙烷磺酸盐(BES)的反应器。当抑制产甲烷过程后，相比于对照组反应器，VFAs浓度有所提高，介于投加NOf．N和NOf．N之间，但仍小于短时曝气冲击条件下的浓度。因此，短时曝气对VFAs积累的提升作用，除了抑制产甲烷活性外，还包括其他原因。其中之一可能是短时曝气会提高生物对固体有机物质的酶降解活性J。因此，引入电子受体冲击主要是改善固体物质的降解效率(包括水解和酸化2个过程)，并没有影响酸化的代谢模式。短时曝气、投加NOf-N、投加NOf-N和对照组条件下，以VFAs和总COD的比值表征酸化效率，得到其值分别为10l、94、86和59mg／g。和水解部分得到的溶解性COD产率相比，酸化率相对较低。说明产生溶解性COD的酸化速率比水解速率低，或者产生的溶解性COD不易于转化为VFAs。此外，如果以VFAs和溶解性cOD作比，得到比率分别为51％、50％、49％和58％。对照条件下VFAs和溶解性c0D比值较高的原因，可能是溶解性COD较低造成。“u¨21得到对总COD为137400mg，L的脱水污泥，在中温、高温和极高温条件下，批处理厌氧发酵试验中VFAs浓度分别为2850、6128和5463mg／L。2．3污泥水解酸化过程中氮磷营养元素释放不同电子冲击条件下各反应器中NHf-N和PO。卜-P浓度随时间变化如图4所示。由图4可见，在稳定条件下，短时曝气、投加N0f—N、投加N0f—N和对照组条件下，NHf．N浓度分别为277、279、263和265、mg／L，P04卜．P浓度分别为23．7、23．3、22。9和21．3mg儿。NHf．N释放主要是由于蛋白质类有机物水解产生氨基酸，酸化时产生VFAs和NHf．N。由于NHf．N浓度相似，说明酸化过程中降解的氨基酸类有机物量相似。蛋白质类物质的差异主要在于水解阶段产生溶解性蛋白质浓度不同，而非酸化阶段造成的差异。也即酸化阶段是蛋白质类物质去除的限制因素而非水解阶段，这与Ahn等¨刮得到在55℃条件下酸化是限制因素的结果一致。PO。3。．P释放浓度较低，远低于能够进行资源化回收的50—75mg／L的底限浓度范围Ⅲo，因此不利于PO。3’．P的资源化回收利用。室藿董香菌誉量O5lO1520253035404550时闻，dO5101520253035404550时问，d图4电子受体冲击条件下NHf-N和Po。“．P浓度变化FIig．4AmmundereleIphosphomsreIe{lseckingconditions2．4反应器出水有机组分分析反应器出水中有机物的分子量大小和不同组分的分布，能在一定程度上反应水解酸化效率。不同电子冲击条件下各反应器溶液中有机物分子量分布如图5所示。如∞如∞如∞如31，，‘2ll万方数据环境工程技术学报第6卷100l00010000100000l0010000分子量，Da图5电子受体冲击条件下出水有机物分子量分布盹．5M蛐di8试咖叩for棚嘲torgaIIic幽sllIldereld!咖d鼢cl【ingcondi6吣小于500Da的主要是葡萄糖、乙酸钠等小分子物质，500～3000Da为腐殖酸类等难降解物质，而10000～30000Da主要是生物代谢物质‘协1。在稳430400370g量瑚鲻熟3lO菸280250220相对荧光强度8ooO7000280320360400“0480520560600发射波长／眦(a)短时曝气430枷370宕量340鲻熟3lO赘280250220相对荧光强度800070006000280320360400440480520560600发射波长／nm(c)投加NOi-N50004ooO30002000_r定条件下，各反应器出水中有机物主要以分子量小于l000Da为主，且以无电子冲击厌氧条件下强度最低，与其VFAs等浓度较低相一致。短时好氧冲击条件下，所有分子量有机物的强度均较高，说明其浓度也较高，主要与其固体颗粒物的水解酸化程度较高有关。反应器中有机物的三维荧光分布如图6所示。由图6可见