宿程遠(yuǎn),鄭 鵬,盧宇翔,謝 蓮,黃純萍,黃 智,陳孟林

海泡石與生物質(zhì)炭強(qiáng)化厭氧處理養(yǎng)豬廢水

宿程遠(yuǎn)1,2*,鄭 鵬2,盧宇翔2,謝 蓮2,黃純萍2,黃 智2,陳孟林2

(1.巖溶生態(tài)與環(huán)境變化研究廣西高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,廣西桂林 541004；2.廣西師范大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院,廣西桂林 541004)

探討了海泡石與生物質(zhì)炭投加對(duì)于厭氧技術(shù)處理養(yǎng)豬廢水效能的影響,并通過(guò)三維熒光光譜(EEM)與傅里葉紅外光譜(FTIR)分析了海泡石與生物質(zhì)炭對(duì)于厭氧污泥溶解性微生物產(chǎn)物(SMP)及胞外聚合物(EPS)組分的影響.結(jié)果表明,投加海泡石與生物質(zhì)炭后,提高了厭氧反應(yīng)器對(duì)COD與氨氮的去除效果,對(duì)COD的平均去除率分別提高了10.1%與15.4%,對(duì)氨氮的去除率最高分別達(dá)到了50.9%和71.5%.對(duì)于厭氧污泥SMP而言,投加海泡石后,其FTIR光譜中2930cm-1、1460cm-1處的吸收峰減弱,表明其對(duì)養(yǎng)豬廢水中大分子有機(jī)物的去除效果有一定程度增強(qiáng);而投加生物質(zhì)炭后,其EEM光譜中類(lèi)富里酸(x/m=340nm/420nm)的吸收峰強(qiáng)度降低,從而提高了厭氧反應(yīng)器出水水質(zhì).對(duì)于厭氧污泥EPS而言,通過(guò)EEM分析可知,投加生物質(zhì)炭后厭氧污泥中簡(jiǎn)單類(lèi)蛋白(x/m=225nm/340nm)吸收峰、色氨酸類(lèi)蛋白(x/m=280/340nm)吸收峰強(qiáng)度增大,蛋白含量的提高有利于厭氧污泥的絮凝;同時(shí)出現(xiàn)了輔酶F420(x/m=420nm/470nm)的吸收峰,這表明加入生物質(zhì)炭后,厭氧反應(yīng)器內(nèi)產(chǎn)甲烷菌活性更佳,為厭氧反應(yīng)器對(duì)養(yǎng)豬廢水的高效處理提供了保障.

養(yǎng)豬廢水；厭氧反應(yīng)器；生物質(zhì)炭；海泡石；污泥特性

養(yǎng)豬廢水中富含氮、有機(jī)物、懸浮物等,是一種成分復(fù)雜的高氨氮、高負(fù)荷有機(jī)廢水;如不經(jīng)妥善處理后排放,其會(huì)通過(guò)地表徑流污染地表水與地下水,導(dǎo)致水體環(huán)境惡化,影響人體健康[1-2],因此,當(dāng)前養(yǎng)豬廢水的有效處理引起了人們的關(guān)注.而根據(jù)養(yǎng)豬廢水的水質(zhì)特點(diǎn),厭氧生物處理成為首選技術(shù)之一.厭氧生物處理技術(shù)具有能耗低、污泥產(chǎn)量少、抗沖擊負(fù)荷能力,并可產(chǎn)生能源等優(yōu)點(diǎn),其將環(huán)境保護(hù)與產(chǎn)能有機(jī)地結(jié)合在一起[3-4].但現(xiàn)有厭氧生物處理工藝多針對(duì)有機(jī)物的去除,高濃度氨氮廢水的有效處理是厭氧生物處理中常遇到的難題之一[5].對(duì)于養(yǎng)殖廢水處理而言,由于其廢水中含有較多的尿素、蛋白質(zhì)等成分,高濃度的氨氮會(huì)使厭氧微生物的活動(dòng)受到一定程度的抑制,造成細(xì)胞內(nèi)pH值變化,增加維護(hù)能源需求;同時(shí)抑制酶促反應(yīng),從而對(duì)厭氧反應(yīng)器的處理效能造成影響[6].

針對(duì)廢水中高氨氮的去除,國(guó)內(nèi)外諸多學(xué)者進(jìn)行了積極探索,如在厭氧反應(yīng)器中投加零價(jià)鐵(ZVI)、沸石等,ZVI可提高厭氧反應(yīng)器對(duì)COD的去除率及甲烷產(chǎn)量,而沸石通過(guò)吸附及離子交換作用,提高厭氧反應(yīng)器對(duì)廢水中氨氮的去除效果[7-8].但當(dāng)ZVI過(guò)量投加,會(huì)對(duì)厭氧微生物造成潛在的影響,而費(fèi)用問(wèn)題也是限制其應(yīng)用的關(guān)鍵因素[7].雖然沸石的加入提高了氨氮與COD的去除效果,但污染物僅靠沸石本身去除,其能力有限,且多需要對(duì)沸石進(jìn)行一定的改性或修飾[8].海泡石作為一種硅酸鹽的礦物材料具有綠色無(wú)毒的特點(diǎn),將其應(yīng)用于廢水處理時(shí)安全可靠,且具有很強(qiáng)的吸附性能與分子篩功能[9].生物質(zhì)炭是由植物生物質(zhì)在完全或部分缺氧的條件下熱解而產(chǎn)生的一類(lèi)含碳量較高的高度芳香化物質(zhì),具有很好的熱穩(wěn)定性和抗生物化學(xué)分解特性;同時(shí)生物質(zhì)炭具有發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)和巨大的比表面積,且表面富有多種官能團(tuán)使其具有較強(qiáng)的化學(xué)吸附能力[10-11].鑒于此,本文探討了海泡石與生物質(zhì)炭投加對(duì)于厭氧生物技術(shù)處理養(yǎng)豬廢水效能的影響,并通過(guò)三維熒光光譜(EEM)與傅里葉紅外光譜(FTIR)分析了海泡石與生物質(zhì)炭對(duì)于厭氧污泥溶解性微生物產(chǎn)物(SMP)以及胞外聚合物(EPS)組分的影響,以期為養(yǎng)豬廢水的有效處理以及海泡石、生物質(zhì)炭的有效利用提供科學(xué)的借鑒.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與試驗(yàn)過(guò)程

試驗(yàn)裝置參考文獻(xiàn)[12]加工,如圖1所示,試驗(yàn)利用4個(gè)廣口瓶作為厭氧反應(yīng)器,其體積為2000mL.2個(gè)反應(yīng)器內(nèi)不放置海泡石與生物質(zhì)炭,分別標(biāo)簽為B1與R1;用細(xì)繩將一尼龍多孔袋捆綁并固定懸掛于反應(yīng)器內(nèi)部,尼龍多孔袋內(nèi)裝有80g海泡石,標(biāo)簽為B2;另一尼龍多孔袋內(nèi)放有20g生物質(zhì)炭,標(biāo)簽為R2.4個(gè)反應(yīng)器均在35℃下恒溫水浴進(jìn)行試驗(yàn)[12-13].

首先進(jìn)行海泡石投加影響試驗(yàn),試驗(yàn)開(kāi)始前,分別向B1與B2反應(yīng)器中加入適量厭氧污泥,約占反應(yīng)器總體積的1/3.試驗(yàn)期間每24h更換一次進(jìn)水,每天記錄B1與B2反應(yīng)器進(jìn)、出水COD、NH4+-N濃度與pH值,計(jì)算COD與NH4+-N去除率,從而考察海泡石投加對(duì)厭氧反應(yīng)器處理效能的影響.試驗(yàn)結(jié)束后,分別對(duì)厭氧污泥SMP、EPS進(jìn)行分析.繼而又探討了生物質(zhì)炭投加影響試驗(yàn),其試驗(yàn)過(guò)程與海泡石試驗(yàn)一致.

圖1 裝置示意

1.2 試驗(yàn)材料

本試驗(yàn)用水為實(shí)際養(yǎng)豬廢水,取自廣西桂林市某養(yǎng)豬場(chǎng)調(diào)節(jié)池,該廢水COD與NH4+-N濃度分別為1745~2154mg/L和416.5~516.0mg/L,pH值平均為8.28.

厭氧反應(yīng)器所用顆粒污泥取自廣西桂林某啤酒廠運(yùn)行穩(wěn)定的UASB厭氧反應(yīng)器,其污泥性質(zhì)為:VSS/SS=0.6~0.7,SS為25g/L.

海泡石購(gòu)置于河北省某海泡石加工廠.通過(guò)堅(jiān)果果殼制備所需生物質(zhì)炭,將夏威夷果果殼先剔除砂礫等雜物后,裝于不銹鋼桶內(nèi),置于馬弗爐中,隔絕空氣,在500℃的溫度下炭化2h,制得所需生物質(zhì)炭.試驗(yàn)過(guò)程中,所用海泡石與生物質(zhì)炭的粒徑為2.0~5.0mm.

1.3 分析方法

COD:采用快速消解分光光度法測(cè)定.NH4+- N:采用納氏試劑分光光度法測(cè)定.厭氧污泥SMP與EPS的提取參考文獻(xiàn)[14]與[15],獲得所需樣品后,其EEM光譜利用熒光光譜儀(HITACHI, F7000)進(jìn)行分析,分析條件為[16]:發(fā)射波長(zhǎng)和激發(fā)波長(zhǎng)的下限為220nm,兩者上限分別為550nm和500nm,狹縫為5nm;其FTIR光譜利用傅里葉紅外光譜儀(Thermo Nicolet)進(jìn)行分析,測(cè)量范圍為4000~400cm-1[17].

2 結(jié)果與討論

2.1 COD去除情況分析

本文首先考察了海泡石與生物質(zhì)炭投加對(duì)厭氧反應(yīng)器去除養(yǎng)豬廢水中COD的影響,結(jié)果如圖2所示.

圖2 海泡石與生物質(zhì)炭對(duì)COD去除效能的影響

由圖2可知,由于厭氧顆粒污泥需要對(duì)養(yǎng)豬廢水進(jìn)行一定的適應(yīng),因此在厭氧反應(yīng)器處理養(yǎng)豬廢水的初期,B1與B2對(duì)COD的去除率分別由45.5%、66.3%下降到40.7%、53.5%;隨著試驗(yàn)的進(jìn)行,厭氧顆粒污泥逐漸適應(yīng)養(yǎng)豬廢水,在第5d時(shí),B1與B2對(duì)COD的去除率分別提高到了58.1%和64.5%.投加海泡石前期對(duì)COD的去除效率提高并不明顯;從第7d開(kāi)始,海泡石的作用得以體現(xiàn);到第30d,B1與B2對(duì)COD的去除率分別為68.8%和81.9%,表明海泡石投加后,雖然對(duì)COD的去除具有一定作用,但效果并不非常明顯.原因在于,海泡石具有一定的吸附能力,但其吸附容量有限;且養(yǎng)豬廢水的成分非常復(fù)雜,含有較多的懸浮物,這在一定程度上也影響了海泡石的吸附作用.同時(shí)由圖2可知,投加生物質(zhì)炭后,在反應(yīng)器運(yùn)行初期,R2對(duì)COD的去除率即高于R1,表明在投加初期生物質(zhì)炭便發(fā)揮了作用;但在8~10d時(shí),發(fā)現(xiàn)R1與R2對(duì)COD的去除率相差不大,可能的原因是生物質(zhì)炭剛投加到厭氧反應(yīng)器時(shí),主要發(fā)揮的是生物質(zhì)炭的吸附作用,當(dāng)吸附作用飽和后,其去除污染物能力下降;但由于厭氧反應(yīng)器內(nèi)的微生物同樣會(huì)被吸附到生物質(zhì)炭上,這樣微生物便可利用生物質(zhì)所吸附的有機(jī)物作為基質(zhì),從一定程度上恢復(fù)了生物質(zhì)炭的吸附性能,最終兩者達(dá)到動(dòng)態(tài)的平衡[18].從整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程來(lái)看,R1與R2對(duì)COD的平均去除率為65.5%和76.1%,增加生物質(zhì)炭后對(duì)COD的去除率提高了10.9%,高于投加海泡石的反應(yīng)器,主要原因在于,生物炭具有更為豐富的表面官能團(tuán)與較大的比表面積,這些特征使其對(duì)有機(jī)污染物具有更好的吸附能力[19].

2.2 氨氮去除情況分析

養(yǎng)豬廢水一個(gè)顯著的特點(diǎn)即含有大量的氨氮,而高濃度氨氮會(huì)對(duì)厭氧微生物的活性造成一定的抑制[20],因此本文考察了海泡石與生物質(zhì)炭投加對(duì)厭氧反應(yīng)器去除養(yǎng)豬廢水中氨氮的影響,結(jié)果如圖3所示.

由圖3可知,B1與R1對(duì)養(yǎng)豬廢水中氨氮的平均去除率分別為27.7%和35.9%.當(dāng)投加海泡石后,從第4d開(kāi)始到第30d,B2對(duì)氨氮的平均去除率為44.2%,最高去除率達(dá)到50.9%;正如Huang等[8]利用MgCl2對(duì)天然沸石進(jìn)行改性后,發(fā)現(xiàn)其對(duì)氨氮的去除效果明顯提高,主要原因?yàn)楫?dāng)廢水中含有磷時(shí),Mg2+可與氨氮反應(yīng)生成MgNH4PO4.海泡石對(duì)于氨氮的去除主要是兩個(gè)作用,一是發(fā)揮海泡石的吸附作用,另外海泡石與沸石同樣具有良好的離子交換能力,更為重要的是海泡石是一種鎂硅酸鹽的礦石,本身即含有大量的鎂離子,因此其對(duì)氨氮具有良好的去除效果[21].同時(shí)由圖3可知,投加生物質(zhì)炭后,第4d開(kāi)始到第30d,R2對(duì)氨氮的平均去除率為62.5%,其主要原因在于生物質(zhì)炭具有大的比表面積、大量的表面負(fù)電荷與陽(yáng)離子交換量,以及高電荷密度,生物質(zhì)炭對(duì)于氨氮的去除是一個(gè)離子交換、靜電吸引、表面吸附的綜合過(guò)程,因此表現(xiàn)出了良好的去除效能.

圖3 海泡石與生物質(zhì)炭對(duì)氨氮去除效能的影響

2.3 進(jìn)出水pH值的情況分析

通過(guò)對(duì)厭氧反應(yīng)器出水pH值的測(cè)定可反映出反應(yīng)器的運(yùn)行狀態(tài),為防止厭氧反應(yīng)器的酸化提供及時(shí)指導(dǎo),因此本文對(duì)投加海泡石與生物質(zhì)炭對(duì)反應(yīng)器出水pH值的影響進(jìn)行了分析,如圖4所示.

由圖4可知,R1相比B1其出水pH值波動(dòng)較大,這可能與接種污泥有關(guān);但投加海泡石的B2出水pH值為7.76~8.34,投加生物質(zhì)炭的R2出水pH值為7.92~8.50,兩者差別不明顯;整體而言,投加海泡石與生物質(zhì)炭后厭氧反應(yīng)器出水pH值高于未投加的,這表明投加海泡石與生物質(zhì)炭的厭氧反應(yīng)器出水均具有一定的緩沖能力,一方面在于海泡石具有不同的酸堿中心,而生物質(zhì)炭呈多堿性,因此可對(duì)養(yǎng)豬廢水的pH值進(jìn)行一定的調(diào)節(jié)[22];另一方面在于厭氧微生物對(duì)污染物的降解過(guò)程主要包括產(chǎn)酸與產(chǎn)甲烷兩個(gè)階段,由于產(chǎn)甲烷菌的世代時(shí)間較長(zhǎng),因此在厭氧反應(yīng)器投加海泡石與生物質(zhì)炭后,可作為產(chǎn)甲烷菌的載體,有利于其生長(zhǎng),從而提高了對(duì)有機(jī)酸的利用,使得出水pH值增大.

2.4 污泥SMP與EPS的FTIR分析

SMP為微生物代謝作用所產(chǎn)生,主要由碳水化合物、蛋白質(zhì)及腐殖質(zhì)組成,是出水中殘留有機(jī)物的主要組成部分,厭氧反應(yīng)器后續(xù)單元的處理效果與能量消耗會(huì)受到厭氧反應(yīng)器出水中SMP的影響[23],因此,本文對(duì)投加海泡石與生物質(zhì)炭對(duì)厭氧顆粒污泥SMP的影響進(jìn)行了FTIR光譜分析,如圖5所示.

由圖5可知,對(duì)于B1而言,SMP的FTIR譜圖中在3480cm-1處出現(xiàn)了吸收峰,分析其為N—H的伸縮振動(dòng),代表了氨基官能團(tuán);2930cm-1處出現(xiàn)C—H的伸縮振動(dòng),1460cm-1處出現(xiàn)C=O的伸縮振動(dòng);1150cm?1為多糖及碳水化合物的特征峰[23-24].對(duì)于B2而言,2930cm-1、1460cm-1處的吸收峰減弱,2930cm-1處的吸收峰代表甲基,1460cm-1處的吸收峰代表羧基,表明投加海泡石后對(duì)此類(lèi)物質(zhì)有較好的去除,大分子有機(jī)物更容易為海泡石所吸附.另一個(gè)明顯的變化是N-H的伸縮振動(dòng)吸收峰移到了3460cm-1處,可能的原因是海泡石中含有大量鎂、鈣等金屬離子,這些溶出離子后與蛋白發(fā)生了一定的絡(luò)合反應(yīng).對(duì)于R1與R2而言,其FTIR光譜沒(méi)有明顯變化,均在3430cm-1、1445cm-1、1350cm-1處出現(xiàn)了吸收峰,表明該厭氧顆粒污泥的SMP中主要為蛋白與多糖類(lèi)物質(zhì).

微生物在其生長(zhǎng)過(guò)程中會(huì)向外分泌EPS,其由細(xì)胞所分泌的粘液、微生物的排泄物、代謝與水解產(chǎn)物、以及吸附的廢水中有機(jī)物等多種物質(zhì)組成[15,24].對(duì)于厭氧顆粒污泥來(lái)說(shuō),其EPS可起到中和污泥表面電荷、壓縮雙電層的作用,同時(shí)由于EPS具有較高的粘度,在微生物之間可起到粘連作用,有利于厭氧顆粒污泥的絮凝與穩(wěn)定[15,24].但在不同條件下所培養(yǎng)出的微生物其EPS含量及組分會(huì)發(fā)生變化,因此,本文對(duì)投加海泡石與生物質(zhì)炭對(duì)厭氧顆粒污泥EPS的影響進(jìn)行了FTIR光譜分析,如圖6所示.

由圖6可知,對(duì)于B1與B2而言,污泥EPS的FTIR光譜中均在3500~3300cm-1處出現(xiàn)了N—H的伸縮振動(dòng)峰,在3000~2920cm-1處出現(xiàn)了C—H的伸縮振動(dòng)峰,在FTIR光譜1650~1600cm-1處所出現(xiàn)的峰為C=O的伸縮振動(dòng),多聚糖的C—O—C伸縮振動(dòng)峰在譜圖的1100~1020cm-1處出現(xiàn)[23-24],這表明B1與B2中厭氧顆粒污泥的EPS均以多糖與蛋白為主要成分,原因在于海泡石為硅酸鹽礦石,含有鎂、鈣金屬離子,對(duì)厭氧顆粒污泥特性影響較小.對(duì)于R1與R2而言,雖然其污泥EPS中仍以多糖與蛋白為主,但加入生物質(zhì)炭后其FTIR譜圖發(fā)生了一定的變化,在3415cm-1的氨基變?yōu)榱穗p峰,且在620cm-1處出現(xiàn)了明顯的不飽和鍵的吸收峰,可能原因在于投加生物質(zhì)炭后,對(duì)厭氧微生物的生理活動(dòng)帶了一定的影響,提高了厭氧顆粒污泥EPS中的蛋白質(zhì)含量;同時(shí)根據(jù)王月瑛等人[11]的研究表明,植物類(lèi)生物質(zhì)炭FTIR譜圖中,在600cm-1左右處有代表取代苯的C-H外振動(dòng)吸收峰,因此對(duì)于本試驗(yàn)而言,投加生物質(zhì)炭后,厭氧顆粒污泥EPS的FTIR譜圖出現(xiàn)了變化.

2.5 污泥SMP與EPS的EEM分析

通過(guò)以上研究可知,投加生物質(zhì)炭對(duì)COD、氨氮的去除率提高更為顯著,且對(duì)厭氧顆粒污泥的EPS造成了一定的影響,因此本文對(duì)投加生物質(zhì)炭對(duì)厭氧顆粒污泥SMP、EPS的影響進(jìn)行了EEM光譜的進(jìn)一步分析,如圖7~圖9所示.

圖8 厭氧污泥LB-EPS的EEM譜圖

圖9 厭氧污泥SMP的EEM譜圖

由圖7可知,對(duì)于TB-EPS而言,R1與R2的污泥中均出現(xiàn)了簡(jiǎn)單類(lèi)蛋白(x/m=225nm/ 340nm)吸收峰、色氨酸類(lèi)蛋白(x/m=280/ 340nm)吸收峰,但R2中由于生物質(zhì)炭的加入,使得蛋白吸收峰強(qiáng)度更大,由于蛋白質(zhì)的自身特性,其可通過(guò)增加污泥表面疏水性與降低污泥表面電負(fù)性而促進(jìn)厭氧顆粒污泥形成,當(dāng)?shù)鞍踪|(zhì)含量降低時(shí)會(huì)伴隨著厭氧顆粒污泥性狀變差,因此在TB-EPS中,蛋白含量的增大有利于保障厭氧顆粒污泥的穩(wěn)定性[24-25].同時(shí)在R2的EEM譜圖中還出現(xiàn)了輔酶F420(x/m=420nm/470nm)的吸收峰,Dong等研究表明,輔酶F420的吸收峰強(qiáng)度與厭氧顆粒污泥的產(chǎn)甲烷活性(SMA)具有顯著正相關(guān)(2=0.9987),輔酶F420吸收峰強(qiáng)度越大,污泥的產(chǎn)甲烷活性越強(qiáng),表明加入生物質(zhì)炭后,厭氧反應(yīng)器內(nèi)的產(chǎn)甲烷菌活性更好,這也是R2對(duì)污染物去除效能更優(yōu)的一個(gè)重要原因[26].由圖8可知,在R1與R2污泥LB-EPS的EEM譜圖中,主要是色氨酸類(lèi)蛋白的吸收峰(x/m=280/340nm)和輔酶F420(x/m=420nm/470nm)的吸收峰,投加生物質(zhì)炭后,這兩個(gè)吸收峰的強(qiáng)度均增強(qiáng).而由圖9可知,在R1與R2污泥SMP的EEM譜圖中,均出現(xiàn)了色氨酸類(lèi)蛋白(x/m=280/340nm)和類(lèi)富里酸(x/m=340nm/420nm)的吸收峰[27],但兩者的類(lèi)富酸吸收峰強(qiáng)度存在區(qū)別,對(duì)比可知未投加生物炭的厭氧反應(yīng)器其出水類(lèi)富酸吸收峰更強(qiáng),表明投加生物炭可提高養(yǎng)豬廢水的厭氧處理效果,為后續(xù)的處理單元減輕負(fù)擔(dān).

3 結(jié)論

3.1 投加海泡石與生物質(zhì)炭后,提高了厭氧反應(yīng)器對(duì)養(yǎng)豬廢水中COD的去除效果,且對(duì)氨氮的去除效果提高更為明顯,氨氮去除率分別提高到了44.2%和62.5%,同時(shí)為厭氧反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行提供了更好的緩沖作用.

3.2 投加海泡石后使得厭氧顆粒污泥的SMP中大分子有機(jī)物減少,而投加生物質(zhì)炭后使得污泥的SMP中類(lèi)富里酸的強(qiáng)度降低,出水水質(zhì)更優(yōu);同時(shí)投加生物質(zhì)炭后,使得污泥TB-EPS中的蛋白含量增大,提高了產(chǎn)甲烷菌的活性.

3.3 在處理養(yǎng)豬廢水時(shí),投加海泡石與生物質(zhì)炭以提高厭氧反應(yīng)器的處理效果是可行的,雖然投加海泡石的效果比生物質(zhì)炭的效果略差,但其作為礦石,價(jià)格更為低廉.兩者的投加還降低了出水當(dāng)中大分子有機(jī)物的含量,可為后續(xù)的處理單元?jiǎng)?chuàng)造了更為良好的條件.在實(shí)際應(yīng)用時(shí),可將海泡石或生物質(zhì)炭以填料,或?yàn)V床的形式對(duì)厭氧反應(yīng)器進(jìn)行強(qiáng)化,從而保證厭氧反應(yīng)器的高效運(yùn)行.

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Enhanced efficiency of an anaerobic reactor containing sepiolite or biochar for treatment swine wastewater.

SU Cheng-yuan1,2*, ZHENG Peng2, LU Yu-xiang1, XIE Lian1, HUANG Chun-ping1, HUANG Zhi2, CHEN Meng-lin2

(1.Key Laboratory of Karst Ecology and Environment Change of Guangxi Department of Education, Guilin 541004, China；2.School of Environment and Resources, Guangxi Normal University, Guilin 541004, China)., 2017,37(10)：3764~3772

In this study, the enhanced efficiency of an anaerobic reactor containing sepiolite and biochar for treatment swine wastewater was investigated, respectively. The impacts of sepiolite and biochar on the components of soluble microbial products (SMP) and extracellular polymeric substances (EPS) of anaerobic sludge were also evaluated using excitation-emission matrix (EEM) and fourier transform infrared (FTIR) spectra. The results showed that the anaerobic reactor containing sepiolite or biochar could improve the removal of both COD and ammonia nitrogen. Using sepiolite and biochar, the average removal rate of COD increased by 10.1% and 15.4%, respectively. Meanwhile, the maximal removal efficiency of ammonia nitrogen reached to 50.9% and 71.5%, respectively. With regard to the SMP of the sludge, the absorption peaks at 2930cm-1, 1460cm-1abated in the FTIR spectra. It was indicated that sepiolite effectively removed great molecule organic substances in the swine wastewater. On the other hand, the intensity of the absorption peak of fulvic acid-like (x/m=340nm/420nm) was reduced in the EEM spectra using biochar. It was demonstrated that biochar improved the quality of the reactor effluent. In terms of the EPS of the sludge, the intensity of the absorption peaks of protein-like (x/m=225nm/340nm) and tryptophan PN-like (x/m=340nm/420nm) increased in the EEM spectra containing biochar. It was denoted that the augment of the protein content was in favour of the anaerobic granular sludge flocculation. Besides, the absorption peak of coenzyme F420(x/m=420nm/470nm) also appeared in the EEM spectra. It was illustrated that the activity of methanogens in the anaerobic reactor was intensified, which ensured the enhanced efficiency of the anaerobic reactor for treatment swine wastewater.

swine wastewater；anaerobic reactor；biochar；sepiolite；sludge characteristics

X703.1

A

1000-6923(2017)10-3764-09

宿程遠(yuǎn)(1981-),男,河北晉州人,副教授,博士,主要從事水及廢水處理理論與技術(shù)研究.發(fā)表論文50余篇.

2017-03-27

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51641803);巖溶生態(tài)與環(huán)境變化研究廣西高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室資助項(xiàng)目(YRHJ16Z007)

* 責(zé)任作者, 副教授, suchengyuan2008@126.com