ABR 反應器處理畜禽養殖廢水中厭氧污泥顆?；难芯?/h1>
2015-03-11 14:05趙金安雷英春
中北大學學報(自然科學版) 2015年1期
趙金安，雷英春，2
（1．太原工業學院 環境與安全工程系，山西 太原030008；2．中北大學 化工與環境學院，山西 太原030051）
0 引 言
畜禽養殖廢水由于含有大量的N，P，是導致水體富營養化的根本原因；同時釋放氨、硫化物、甲烷等惡臭有害氣體，污染大氣且危害人體健康．廢水厭氧處理具有低污泥產量、低運行成本以及低能耗等特點，被公認是最經濟的廢水處理方式［1］，廣泛應用于高濃度有機廢水的處理．所以，國內外對于畜禽養殖廢水的處理，均遵循厭氧＋好氧組合工藝的模式．其中厭氧段作為組合工藝的預處理單元，COD 及氨氮的去除率都能達到70%以上，承擔廢水中主要負荷的降低，充分發揮了高速厭氧反應器的作用．高速厭氧反應器的特點之一是提高反應器內生物量濃度，而提高生物量濃度則有兩種途徑：一種是加入載體（如厭氧過濾器、厭氧流化床等）使微生物附著在載體上生長，另一種是依靠微生物自身的能力形成顆粒生物體，即厭氧污泥顆?；^程［2］．
自從Young和McCarty［3］首次觀察到厭氧顆粒污泥以來，厭氧顆粒污泥始終是國內外學者研究的熱點．上流式厭氧污泥床（UASB）是高速厭氧反應器中研究較充分，曾經一度成為應用最廣泛的一種方法，它的運行效果極大程度地依賴于厭氧顆粒污泥的形成及性能．所以迄今為止，厭氧顆粒污泥的研究都以UASB 反應器為主［4－14］．但是，由于UASB 需要上流式操作，能耗大，并且三相分離器結構復雜，于是近年來ABR 作為一種能耗低、結構簡單的高濃度有機廢水的高效處理方法受到研究者的關注［15－17］，并用于低濃度廢水的處理［18－19］．宮小燕等采用人工配水，COD 濃度為5 000mg·L－1，研究了不同溫度和有機負荷對ABR 啟動過程中胞外聚合物（EPS）產生的影響，以及各隔室優勢菌種［15］．董凌霄等研究了污泥顆?；?6］采用人工配制葡萄糖廢水，濃度為872～3 529mg·L－1，各隔室中VFA，pH，堿度與COD 和有機負荷（OLR）之間的關系，并對污泥顆?；F象進行了掃描電鏡觀察．F．Motteran等研究了污泥顆?；?7］用ABR 與UASB 串聯，處理COD 濃度高達26 000mg·L－1的豬場廢水．該研究充分發揮了ABR 多個隔室依次排列形成的種群分布特點，緩沖了高濃度對UASB 的沖擊．避免了高濃度廢水對UASB 形成沖擊負荷，造成UASB酸化而導致UASB 不可恢復的癱瘓的情形．該研究討論了超高濃度下形成的顆粒污泥的操作條件，并對顆粒污泥進行了表征．
與UASB污泥顆?；芯肯啾?，關于ABR的污泥顆?；芯繄蟮篮苌伲瑫r，考慮到我國畜禽養殖廢水的具體特點，在CODCr的濃度達到10 000mg·L－1的廢水處理過程中，形成顆粒污泥的研究報道幾乎沒有．本文對ABR－MSBR組合工藝進行了實驗室小試研究，針對ABR 啟動過程中厭氧污泥顆?；挠绊懸蛩剡M行了單因素研究，并對顆粒污泥的形貌及產氣特性進行了表征．
1 試 驗
1．1 實驗裝置
ABR 結構簡單，無需填料、三相分離器；對進水的水質特性要求不嚴，具有良好的水力特性、高的生物截留能力，良好的室間種群分布；同時運行靈活而穩定，維護簡單，投資費用少．所以ABR 作為預處理單元，可有效地降低COD 濃度．厭氧反應池設計為連續進水，連續排水形式．污水經儲水箱、提升泵、高位水箱、流量計、管道從ABR 下部進水，進水口距池底20mm，用穿孔管沿池寬均勻布水；在末端池壁上部設計溢流堰出水；反應器上部有機玻璃板上均勻開2個集氣孔．
反應器為有機玻璃材質，形成4個大隔室．前端為進水隔室，依次為降流、升流交替的3 個隔室，如圖1 所示．
圖1 實驗ABR 裝置示意圖Fig．1 Sketch of ABR
1．2 原水水質
模 擬 廢 水 CODCr的 濃 度 為 1 000 ～10 000mg·L－1，配 料 為 葡 萄 糖，NH4HCO3，MgCl2，CoCl2，K2HPO4，CuSO4，FeSO4，MnSO4等，按營養比CODCr∶N∶P＝400∶5∶1配制．
1．3 研究方法
1．3．1 試驗方法
接種污泥為太原市北郊污水處理廠二沉池回流污泥，采取培養馴化同步進行的方法啟動，操作方式為連續進水、出水．控制進水的pH 值在7．1左右，溫度25～35 ℃，流量為36mL·min－1，進水CODCr濃度為1 000mg·L－1，HRT 為0．7d，容積 負 荷NV為1．44 kg CODm－3·d－1，約1．152kg BODm－3·d－1．當CODCr去 除 率 達 到75%以上時增加負荷，增幅不超過50%．
1．3．2 分析方法
COD，重鉻酸鉀法；DO，膜電極法，JPB－607；pH，玻璃電極法，WTW inoLab；SS，重量法；產氣量，氣袋收集法；形貌，掃描電鏡Hitachi H－2800．
2 結果與討論
2．1 污泥顆粒形成過程
厭氧折板反應器顆粒污泥的形成過程歷時101d，污泥形成過程的實驗數據如圖2 所示．
圖2 廢水pH 和CODCr隨時間變化曲線Fig．2 Change of pH and CODCrof wastewater
從圖2可以看出，隨著進水CODCr濃度的增大，伴隨著顆粒污泥的不斷形成，無論進水端pH值如何波動，經過一段時間的適應與調整，出水pH 值始終穩定在7．0左右；達到設計負荷時，進水CODCr為10 000mg·L－1，此時CODCr的去除率仍能保持72%．啟動試驗和試運行階段全稱為調試運行或反應器的啟動，兩階段的分界點為顆?；醪叫纬蓵r．試驗進行至46d時，發現顆粒污泥形成，粒徑約0．2 mm，此時進水CODCr為6 000mg·L－1左 右， 容 積 負 荷 為8．0kgCODm－3·d－1；隨后，顆粒污泥形成速度加快，粒徑變大，約73d時，反應器中顆粒污泥清晰可見，粒徑依隔室不同而變化；啟動結束時，約101d，容積負荷達到15．0kg CODm－3·d－1，產氣率為0．36m3·kg－1，顆粒污泥形貌有規律，一般為球形或橢球形，第一隔室為灰白色，其余3室為黑色，粒徑在0．2～4．5mm 之間．在自來水龍頭下沖洗，用手搓捻，不會成為粉末，污泥有一定強度．
2．2 污泥形貌
取各室少量污泥，肉眼觀察，均呈顆粒狀，具體結果如表1 和圖3 所示．
表1 厭氧折板反應器顆粒污泥性狀Tab．1 Characteristics of sludge granule of ABR
圖3 顆粒污泥實體照片Fig．3 Picture of sludge granules
掃描電鏡結果如圖4 所示．從圖4 中可以看出，顆粒污泥的結構都比較緊密，表面分布較多的孔隙，基本呈球形，橢球形．由于隔室不同，形狀略有差異．第1 隔室（如圖4（a）），粒徑較大，約4．5mm．原因是反應器前端有機負荷高，營養豐富，表面有孔隙，便于營養快速運輸．粒徑不均勻的原因是存在沖擊負荷．第2 隔室（如圖4（b）），平均粒徑為2mm，呈球形，形貌規則，說明反應器負荷較穩定，同時由于負荷較前室低，導致顆粒較?。?隔室（如圖4（c）），顆粒更加富有變化，有的呈長橢圓形，有的呈球形，粒徑的大小也不均勻，但顆粒的大小整體較前室更?。砻髁司旱亩鄻有?、復雜性，更低的負荷使顆粒更?。?隔室（如圖4（d）），出現優勢菌種的趨勢明顯，但更小的有機負荷使顆粒更小，同時也更密實．同時，由于出水，密度較小的顆粒會被洗出，所以第4隔室中保留下來的顆粒密度較大．
圖4 顆粒污泥掃描電鏡圖片Fig．4 SEM of sludge granule
取樣制片后在光學顯微鏡下可看到，菌團周圍混
雜著絮狀的菌膠團，排列緊湊，說明結合得很緊密．菌團邊緣非常清晰整齊，結構致密．
2．3 產氣率
污泥產甲烷活性能夠較好地反映出顆粒污泥的生物活性．由于廢水中被去除的CODCr主要轉化為甲烷，因此污泥產甲烷活性可以反映出污泥所能具有的去除CODCr及產生甲烷的潛力．從圖5 中可以看出，產氣率隨容積負荷的提高而增加，最高容積產氣率為0．36m3CH4／kgVS．
圖5 產氣量隨時間的變化Fig．5 Effect of time to methane yield
2．4 影響污泥顆?；囊蛩?/h3>
2．4．1 有機底物
有機底物的質與量均對污泥顆?；兄匾绊懀绻麖U水可生化性COD 含量高，則廢水易酸化；同時調整水力停留時間，可以促進顆粒形成．
前端較高濃度的有機底物，形成了較大的濃度梯度，使體系具有較大的傳質推動力，有機物可以滲透到較大顆粒污泥的深處．與此同時，在高負荷條件下，產氣量很高，大量氣泡的析出會帶走細小污泥，這種選擇性的污泥洗出，對污泥的顆?；鸬搅嗣黠@的促進作用．
2．4．2 pH 值
在厭氧消化中，存在著水解細菌和酸化菌及產甲烷菌．產甲烷菌對pH 值的要求非?？量?，通常要求其最佳范圍是6．8～7．2．在實驗運行穩定時，出水基本保持中性，測得4個室的pH 分別為6．73，6．84，6．94，6．91．
2．4．3 有機負荷
本文試驗所采用的種泥是絮狀污泥，進水CODCr的濃度為1 000mg·L－1，容積負荷NV為1．44kg CODm－3·d－1．如果進水CODcr的濃度為1 0000mg·L－1， 則 容 積 負 荷 NV為14．4kg CODm－3·d－1．接種初期的厭氧污泥活性較差，采用較高的有機負荷極易形成沖擊負荷，揮發性脂肪酸大量積累，導致系統癱瘓．所以本研究采取較低負荷啟動．進入顆粒污泥出現階段后，有機負荷的改變對反應器的去除效率影響不大．
3 結 論
1）在25～35 ℃中溫條件下，進水CODCr的濃 度 為1 000 mg·L－1，容 積 負 荷 NV為1．44kg CODm－3·d－1，逐步增加進水CODCr的濃度．在46d 時發現顆粒污泥形成，在73d時反應器中顆粒污泥清晰可見，粒徑依隔室不同而變化；在啟動結束時，約101 d，容積負荷達到15．0kgCODm－3·d－1，顆粒污泥的形貌有規律．
2）顆粒污泥的粒徑分布為0．2～4．5mm，在低倍顯微鏡下觀察到邊緣非常整齊的菌團，呈球形、橢球形，表面有孔隙．主要菌種符合絲狀產甲烷菌特征，產甲烷活性達到0．36m3CH4／kgVS．
3）在設計負荷下，CODCr去除率達到72%，出水需要后續好氧處理．
4）實驗中顆粒污泥的形成過程中采取固定HRT，導致了污泥過度流失，不利于污泥顆?；M程．
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0 引 言
畜禽養殖廢水由于含有大量的N，P，是導致水體富營養化的根本原因；同時釋放氨、硫化物、甲烷等惡臭有害氣體，污染大氣且危害人體健康．廢水厭氧處理具有低污泥產量、低運行成本以及低能耗等特點，被公認是最經濟的廢水處理方式［1］，廣泛應用于高濃度有機廢水的處理．所以，國內外對于畜禽養殖廢水的處理，均遵循厭氧＋好氧組合工藝的模式．其中厭氧段作為組合工藝的預處理單元，COD 及氨氮的去除率都能達到70%以上，承擔廢水中主要負荷的降低，充分發揮了高速厭氧反應器的作用．高速厭氧反應器的特點之一是提高反應器內生物量濃度，而提高生物量濃度則有兩種途徑：一種是加入載體（如厭氧過濾器、厭氧流化床等）使微生物附著在載體上生長，另一種是依靠微生物自身的能力形成顆粒生物體，即厭氧污泥顆?；^程［2］．
自從Young和McCarty［3］首次觀察到厭氧顆粒污泥以來，厭氧顆粒污泥始終是國內外學者研究的熱點．上流式厭氧污泥床（UASB）是高速厭氧反應器中研究較充分，曾經一度成為應用最廣泛的一種方法，它的運行效果極大程度地依賴于厭氧顆粒污泥的形成及性能．所以迄今為止，厭氧顆粒污泥的研究都以UASB 反應器為主［4－14］．但是，由于UASB 需要上流式操作，能耗大，并且三相分離器結構復雜，于是近年來ABR 作為一種能耗低、結構簡單的高濃度有機廢水的高效處理方法受到研究者的關注［15－17］，并用于低濃度廢水的處理［18－19］．宮小燕等采用人工配水，COD 濃度為5 000mg·L－1，研究了不同溫度和有機負荷對ABR 啟動過程中胞外聚合物（EPS）產生的影響，以及各隔室優勢菌種［15］．董凌霄等研究了污泥顆?；?6］采用人工配制葡萄糖廢水，濃度為872～3 529mg·L－1，各隔室中VFA，pH，堿度與COD 和有機負荷（OLR）之間的關系，并對污泥顆?；F象進行了掃描電鏡觀察．F．Motteran等研究了污泥顆?；?7］用ABR 與UASB 串聯，處理COD 濃度高達26 000mg·L－1的豬場廢水．該研究充分發揮了ABR 多個隔室依次排列形成的種群分布特點，緩沖了高濃度對UASB 的沖擊．避免了高濃度廢水對UASB 形成沖擊負荷，造成UASB酸化而導致UASB 不可恢復的癱瘓的情形．該研究討論了超高濃度下形成的顆粒污泥的操作條件，并對顆粒污泥進行了表征．
與UASB污泥顆?；芯肯啾?，關于ABR的污泥顆?；芯繄蟮篮苌伲瑫r，考慮到我國畜禽養殖廢水的具體特點，在CODCr的濃度達到10 000mg·L－1的廢水處理過程中，形成顆粒污泥的研究報道幾乎沒有．本文對ABR－MSBR組合工藝進行了實驗室小試研究，針對ABR 啟動過程中厭氧污泥顆?；挠绊懸蛩剡M行了單因素研究，并對顆粒污泥的形貌及產氣特性進行了表征．
1 試 驗
1．1 實驗裝置
ABR 結構簡單，無需填料、三相分離器；對進水的水質特性要求不嚴，具有良好的水力特性、高的生物截留能力，良好的室間種群分布；同時運行靈活而穩定，維護簡單，投資費用少．所以ABR 作為預處理單元，可有效地降低COD 濃度．厭氧反應池設計為連續進水，連續排水形式．污水經儲水箱、提升泵、高位水箱、流量計、管道從ABR 下部進水，進水口距池底20mm，用穿孔管沿池寬均勻布水；在末端池壁上部設計溢流堰出水；反應器上部有機玻璃板上均勻開2個集氣孔．
反應器為有機玻璃材質，形成4個大隔室．前端為進水隔室，依次為降流、升流交替的3 個隔室，如圖1 所示．
圖1 實驗ABR 裝置示意圖Fig．1 Sketch of ABR
1．2 原水水質
模 擬 廢 水 CODCr的 濃 度 為 1 000 ～10 000mg·L－1，配 料 為 葡 萄 糖，NH4HCO3，MgCl2，CoCl2，K2HPO4，CuSO4，FeSO4，MnSO4等，按營養比CODCr∶N∶P＝400∶5∶1配制．
1．3 研究方法
1．3．1 試驗方法
接種污泥為太原市北郊污水處理廠二沉池回流污泥，采取培養馴化同步進行的方法啟動，操作方式為連續進水、出水．控制進水的pH 值在7．1左右，溫度25～35 ℃，流量為36mL·min－1，進水CODCr濃度為1 000mg·L－1，HRT 為0．7d，容積 負 荷NV為1．44 kg CODm－3·d－1，約1．152kg BODm－3·d－1．當CODCr去 除 率 達 到75%以上時增加負荷，增幅不超過50%．
1．3．2 分析方法
COD，重鉻酸鉀法；DO，膜電極法，JPB－607；pH，玻璃電極法，WTW inoLab；SS，重量法；產氣量，氣袋收集法；形貌，掃描電鏡Hitachi H－2800．
2 結果與討論
2．1 污泥顆粒形成過程
厭氧折板反應器顆粒污泥的形成過程歷時101d，污泥形成過程的實驗數據如圖2 所示．
圖2 廢水pH 和CODCr隨時間變化曲線Fig．2 Change of pH and CODCrof wastewater
從圖2可以看出，隨著進水CODCr濃度的增大，伴隨著顆粒污泥的不斷形成，無論進水端pH值如何波動，經過一段時間的適應與調整，出水pH 值始終穩定在7．0左右；達到設計負荷時，進水CODCr為10 000mg·L－1，此時CODCr的去除率仍能保持72%．啟動試驗和試運行階段全稱為調試運行或反應器的啟動，兩階段的分界點為顆?；醪叫纬蓵r．試驗進行至46d時，發現顆粒污泥形成，粒徑約0．2 mm，此時進水CODCr為6 000mg·L－1左 右， 容 積 負 荷 為8．0kgCODm－3·d－1；隨后，顆粒污泥形成速度加快，粒徑變大，約73d時，反應器中顆粒污泥清晰可見，粒徑依隔室不同而變化；啟動結束時，約101d，容積負荷達到15．0kg CODm－3·d－1，產氣率為0．36m3·kg－1，顆粒污泥形貌有規律，一般為球形或橢球形，第一隔室為灰白色，其余3室為黑色，粒徑在0．2～4．5mm 之間．在自來水龍頭下沖洗，用手搓捻，不會成為粉末，污泥有一定強度．
2．2 污泥形貌
取各室少量污泥，肉眼觀察，均呈顆粒狀，具體結果如表1 和圖3 所示．
表1 厭氧折板反應器顆粒污泥性狀Tab．1 Characteristics of sludge granule of ABR
圖3 顆粒污泥實體照片Fig．3 Picture of sludge granules
掃描電鏡結果如圖4 所示．從圖4 中可以看出，顆粒污泥的結構都比較緊密，表面分布較多的孔隙，基本呈球形，橢球形．由于隔室不同，形狀略有差異．第1 隔室（如圖4（a）），粒徑較大，約4．5mm．原因是反應器前端有機負荷高，營養豐富，表面有孔隙，便于營養快速運輸．粒徑不均勻的原因是存在沖擊負荷．第2 隔室（如圖4（b）），平均粒徑為2mm，呈球形，形貌規則，說明反應器負荷較穩定，同時由于負荷較前室低，導致顆粒較?。?隔室（如圖4（c）），顆粒更加富有變化，有的呈長橢圓形，有的呈球形，粒徑的大小也不均勻，但顆粒的大小整體較前室更?。砻髁司旱亩鄻有?、復雜性，更低的負荷使顆粒更?。?隔室（如圖4（d）），出現優勢菌種的趨勢明顯，但更小的有機負荷使顆粒更小，同時也更密實．同時，由于出水，密度較小的顆粒會被洗出，所以第4隔室中保留下來的顆粒密度較大．
圖4 顆粒污泥掃描電鏡圖片Fig．4 SEM of sludge granule
取樣制片后在光學顯微鏡下可看到，菌團周圍混
雜著絮狀的菌膠團，排列緊湊，說明結合得很緊密．菌團邊緣非常清晰整齊，結構致密．
2．3 產氣率
污泥產甲烷活性能夠較好地反映出顆粒污泥的生物活性．由于廢水中被去除的CODCr主要轉化為甲烷，因此污泥產甲烷活性可以反映出污泥所能具有的去除CODCr及產生甲烷的潛力．從圖5 中可以看出，產氣率隨容積負荷的提高而增加，最高容積產氣率為0．36m3CH4／kgVS．
圖5 產氣量隨時間的變化Fig．5 Effect of time to methane yield
2．4 影響污泥顆?；囊蛩?/h3>
2．4．1 有機底物
有機底物的質與量均對污泥顆?；兄匾绊懀绻麖U水可生化性COD 含量高，則廢水易酸化；同時調整水力停留時間，可以促進顆粒形成．
前端較高濃度的有機底物，形成了較大的濃度梯度，使體系具有較大的傳質推動力，有機物可以滲透到較大顆粒污泥的深處．與此同時，在高負荷條件下，產氣量很高，大量氣泡的析出會帶走細小污泥，這種選擇性的污泥洗出，對污泥的顆?；鸬搅嗣黠@的促進作用．
2．4．2 pH 值
在厭氧消化中，存在著水解細菌和酸化菌及產甲烷菌．產甲烷菌對pH 值的要求非?？量?，通常要求其最佳范圍是6．8～7．2．在實驗運行穩定時，出水基本保持中性，測得4個室的pH 分別為6．73，6．84，6．94，6．91．
2．4．3 有機負荷
本文試驗所采用的種泥是絮狀污泥，進水CODCr的濃度為1 000mg·L－1，容積負荷NV為1．44kg CODm－3·d－1．如果進水CODcr的濃度為1 0000mg·L－1， 則 容 積 負 荷 NV為14．4kg CODm－3·d－1．接種初期的厭氧污泥活性較差，采用較高的有機負荷極易形成沖擊負荷，揮發性脂肪酸大量積累，導致系統癱瘓．所以本研究采取較低負荷啟動．進入顆粒污泥出現階段后，有機負荷的改變對反應器的去除效率影響不大．
3 結 論
1）在25～35 ℃中溫條件下，進水CODCr的濃 度 為1 000 mg·L－1，容 積 負 荷 NV為1．44kg CODm－3·d－1，逐步增加進水CODCr的濃度．在46d 時發現顆粒污泥形成，在73d時反應器中顆粒污泥清晰可見，粒徑依隔室不同而變化；在啟動結束時，約101 d，容積負荷達到15．0kgCODm－3·d－1，顆粒污泥的形貌有規律．
2）顆粒污泥的粒徑分布為0．2～4．5mm，在低倍顯微鏡下觀察到邊緣非常整齊的菌團，呈球形、橢球形，表面有孔隙．主要菌種符合絲狀產甲烷菌特征，產甲烷活性達到0．36m3CH4／kgVS．
3）在設計負荷下，CODCr去除率達到72%，出水需要后續好氧處理．
4）實驗中顆粒污泥的形成過程中采取固定HRT，導致了污泥過度流失，不利于污泥顆?；M程．
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——李紅，安明哲，茍梓希.CN 114180719A
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