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厭氧折流板反應器(anaerobicbaffledreactor,ABR)是由美國斯坦福大學的MCCARTY等于80年初提出的一種高效厭氧反應器,其在對高濃度有機廢水和有毒難降解廢水的處理中具有特殊的優勢,譬如,在處理畜禽養殖廢水方面取得了較好的效果。對于ABR反應器來說,顆粒污泥是決定ABR反應器高負荷處理能力的關鍵因素。ABR啟動的目的就是形成成熟的厭氧顆粒污泥,這個過程一般需要2~8個月,傳統的ABR啟動方式一般有2種:分別為固定進水基質濃度而逐步縮短HRT的啟動方式和固定HRT而逐步增大進水基質濃度啟動方式,采用前一種方式啟動的ABR在COD去除率、運行穩定性和污泥流失量等方面均優于后一種方式。姜瀟研究ABR時采用第二種啟動方式,接種污泥取自北京某污水處理廠的中溫消化池污泥和少量的厭氧顆粒污泥,由于在操作的過程中遇到意外情況時均保持原來的操作條件,從而導致啟動時間延長到300d;李文昊采用接種未馴化的非顆粒污泥,逐步提高進水負荷和降低HRT相結合的方式,并投加顆粒活性炭加速顆粒污泥形成,控制反應溫度在35℃,終有機容積負荷達到8.00kgCOD·(m3·d)-1條件下,ABR啟動時間為70d。針對反應器的啟動時間過長的問題,國內外學者已經通過采用一些強化措施促進UASB中污泥顆粒化過程,加速反應器的啟動,相應的技術方法包括:添加多價陽離子(Ca2+、Mg2+、Al3+和Fe2+)、天然高分子物質(甲殼素、竹炭顆粒以及各種植物提取物)、人工合成高分子物質(陽離子高分子AA180H等)、有機-無機雜化高分子物質和惰性材料(聚乙烯醇凝膠球、聚乙烯塊),使用零價鐵床等。研究表明,這些強化技術均在各自的優化條件下大多縮短了顆粒污泥的適應和生長時間,但并不一定能夠提高反應器的COD去除效果。
上述強化技術主要應用在UASB的啟動中,但針對ABR加速啟動的系統研究較少。本文擬借鑒UASB的加速啟動方式,即采用接種成熟顆粒污泥的方法進行ABR的加速啟動,探討ABR處理模擬畜禽養殖廢水的啟動過程以及合適的操作條件。
1實驗部分
1.1實驗裝置
反應器的長×寬×高=550mm×102mm×255mm,超高35.39mm,有效容積12.32L。第1格室(160mm×102mm×255mm)的容積是2、3、4和5格室(80mm×102mm×255mm)的2倍,能更有效的去處懸浮物,而第5格室后加60°的傾角的沉降格室。
1.2實驗用水及接種污泥
1.2.1實驗用水
實驗所用進水為人工配制的模擬畜禽養殖廢水,COD∶N=(10~25)∶1,以葡萄糖為碳源,氯化銨Mg、K以及Al、Co、Fe、Cu、Mo、Ni、Zn等微量元素以保證污泥的正常生長,本實驗所用試劑均為分析純。
1.2.2接種污泥
ABR各格室的接種污泥為UASB反應器的厭氧顆粒污泥,接種體積占ABR各格室體積的1/3左右。該接種污泥呈橢圓球狀,表面光滑,表1給出了其基本性質。可見,這些厭氧顆粒污泥中位直徑為0.89mm,結構較為密實。
表1接種污泥的基本性質
1.3實驗方法
對接種厭氧顆粒污泥后的ABR,采用逐步升高負荷的方式進行啟動。在啟動過程中,固定停留時間為24h,調節進水堿度,反應器溫度在20~35℃之間,當出水COD去除率達到60%以上時,再穩定運行5~7d,確保出水中VFA和pH分別在0~0.2和6.8~7.5之間,然后逐步提高有機負荷30%左右,繼續上述啟動過程;當進水有機負荷為5.7,COD去除率在80%以上,即可認為ABR啟動完成。在上述啟動過程,定期測定ABR各格室和進出水的相關指標。COD使用COD快速測定儀進行測定(CTL-12,華通,河北承德),VFA采用氣相色譜法(SP3420A,北分瑞利)測定,DO使用溶解氧電極進行測定(DO-958-S,China)。混合液懸浮固體濃度(MLSS)、揮發性懸浮固體濃度(MLVSS)、污泥沉降比(SV)和污泥體積指數(SVI)參照標準方法測定。污泥的粒度使用激光粒度儀測定。反應器啟動成功后,測定污泥微生物群落結構及多樣性按照文獻中程序和方法進行,主要包括:提取DNA、細菌16Sr析等步驟。在ABR操作條件的優化過程中,采用單因子實驗方法,通過比較不同的水力停留時間或溫度條件下ABR的處理效果,獲得反應器的操作條件。
2結果分析與討論
2.1ABR的快速啟動過程
2.1.1有機污染物的去除效果
圖2為ABR啟動過程中出水COD及其去除率的變化曲線。如圖所示,ABR啟動過程可以分為5個階段,每個階段平均運行時間為兩周左右。在第1階段(1~13d),ABR進水COD控制在2000mg·L-1,對應的有機負荷(OLR)為2.0kgCOD·(m3·d)-1;起初,ABR在常溫下運行,出水COD在1000mg·L-1以上,然后控制反應器溫度在32℃左右,ABR出水的COD逐步下降到500mg·L-1以下,去除率終大于75%。在第2階段(14~26d)中設定OLR為2.5kgCOD·(m3·d)-1,ABR進水COD控制在2500mg·L-1左右,其去除率在80%左時可達90%以上。進入第3階段(27~44d),ABR進水COD控制在3250mg·L-1,由于反應器保溫設施運行不穩定,導致該階段ABR的COD去除率不穩定;出水COD在啟動32d左右開始突然上升,相應的COD去除率甚至出現低于40%的現象,盡管如此,ABR出水pH保持在6.7~7.2之間,VFA低于3.0mmol·L-1,表明反應器并沒有發生酸化;這種現象一直持續到第4階段(45~56d)結束,當進水COD在4400mg·L-1時,ABR的COD去除率仍然較低(<60%)。為了改善這種情況,在此階段后期對ABR的保溫設施進行維修,以確保反應器的運行溫度控制在32~35℃,在第5階段(57~64d),ABR有機負荷設定為5.7kgCOD·(m3·d)-1,進水COD在5700mg·L-1,反應器的出水COD逐步降低,COD的去除率終穩定在98%左右,表明ABR啟動成功。
上述結果表明,采用接種成熟顆粒污泥的方法可以在保持高負荷處理能力的條件下成功啟動ABR。徐金蘭等采用接種厭氧消化污泥的方法啟動ABR,其容積負荷從0.85kgCOD·(m3·d)-1提高到1.50kgCOD·(m3·d)-1運行了60d左右;李文昊(2010)采用顆粒活性炭加速啟動厭氧消化污泥及接種下水道污泥混合物的方式啟動ABR,其容積負荷達到8.00kgCOD·(m3·d)-1、COD去除率超過80%運行了70d的時間。可見,采用成熟顆粒污泥接種或者其他加速啟動的方式均可縮短ABR的啟動時間。
2.1.2VFA與甲烷產生量的變化特征
圖3給出了ABR啟動過程中VFA和出水pH的變化曲線。由圖3(a)可見,隨著ABR的啟動,第1格室的VFA變化幅度較大(0.1~1.1mg·L-1);同時,出水中VFA隨著ABR的啟動進程整體上逐漸降低并趨于穩定,終低于0.2mg·L-1,證明本研究中的ABR在啟動過程中運行狀態逐漸趨于穩定。此外,VFA的組分分析表明:其主要成分為乙酸、丙酸和丁酸,幾乎未發現異戊酸和戊酸組分;其中丙酸組分占VFA的比例超過50%,說明丙酸發酵是ABR水解酸化的主要過程。ABR啟動初期,出水的pH持續下降并接近5.5(見圖3(b)),相應的VFA濃度在0.4mg·L-1左右(見圖3(a)),并且ABR對COD的去除效果很差(見圖2),這是由于反應器進水堿度不足(1000mg·L-1,以CaO計),其酸化環境不適宜ABR各格室中的厭氧微生物的活動。通過及時提高進水堿度至1500mg·L-1(以CaO計),ABR出水的pH在6.5~7.5之間波動。
ABR啟動過程中的產氣量如圖4所示。在圖4(a)中,總產氣量隨著ABR的啟動總體呈上升趨勢,在50~60d期間由于反應器溫度降低而出現明顯下降;啟動成功后,總產氣量超過25L·d-1。圖4(b)中各格室的產氣量排序為:Ⅰ>Ⅱ>Ⅳ>Ⅴ>Ⅲ,第1格室的產氣量是第2格室的4倍左右,表明通過接種顆粒污泥同步啟動ABR處理模擬畜禽養殖廢水,并未*實現產酸相與產甲烷相的有效分離,這一結果與以前的研究結果不一致。在本研究中,采用的是接種厭氧顆粒污泥啟動反應器,進水有機物為易降解的葡萄糖,且第1格室的污泥濃度相對較高、體積較大,所以模擬廢水進入第1格室后迅速被降解為單分子有機酸,然后被產甲烷菌繼續反應生成甲烷氣體。
2.1.3厭氧顆粒污泥的生長特征
圖5是ABR啟動過程中厭氧顆粒污泥中位直徑和二維分形維數的變化曲線。由圖5(a)可知,顆粒污泥的中位直徑并不是隨著ABR的運行呈線性增長,在反應器啟動初期,污泥生長速度緩慢,隨著反應器的運行,有機物濃度逐漸增加,顆粒污泥的生長速度也逐漸增快。經過64d的啟動以后,ABR5個格室中顆粒污泥的中位直徑分別達到了(第1到第5格室)1.58、1.42、1.32、1.28和1.18mm。和姜瀟的研究結果在同一量級上。此外,ABR啟動階段顆粒污泥的平均生長速度(10-3mm·d-1)分別是10.8、8.3、6.7、6.1和4.5。一般情況下,二維分形維數(D2)表示顆粒的致密程度,其值越接近于2表明顆粒的結構越致密。圖5(b)顯示,隨著ABR啟動時間的延長,5個格室中的污泥D2均呈下降趨勢,在啟動的第1階段下降趨勢明顯,由初的2.06下降到1.63~1.80之間,說明隨著顆粒污泥尺寸的增加其致密程度不斷下降。此后,污泥D2的下降趨勢逐漸趨于平緩,并且在啟動的第3和第4階段出現了上升趨勢。在ABR完成啟動之后,污泥的D2為1.80~1.86,較原始顆粒污泥有所下降。
2.2ABR成熟厭氧顆粒污泥
2.2.1理化特征
表2為ABR啟動成功后各格室顆粒污泥的理化特征。可見,ABR第3格室中顆粒污泥的MLSS在5.0~10.0g·L-1之間,其他格室中厭氧顆粒污泥的MLSS均大于10.0g·L-1。第1格室厭氧顆粒污泥的有機組分的比例為77.00%,第2、3、4和5格室均大于89%,遠高于姜瀟的50%,高于接種污泥。說明反應器各格室污泥中生物質的含量普遍較高,這可能是由于接種污泥為UASB中的顆粒污泥、ABR的高負荷啟動和運行等因素所導致的結果。反應器各格室中污泥顆粒的沉降比(SV)大小順序為I>Ⅱ>Ⅴ>Ⅲ>Ⅳ。從污泥體積指數(SVI)可以看出,第4格室中顆粒污泥的SVI小,第2格室中的這表明第2格室中顆粒污泥的沉降性能和壓縮性能格室差,高于提出的顆粒污泥SVI為10mL·(gSS)-1的數值。
表2ABR啟動成功后各格室顆粒污泥的理化特征
2.2.2微生物學特征
ABR各格室中厭氧顆粒污泥樣品所提取總DNA如圖6所示,并對其進行PCR擴增及DGGE分析得到的DGGE指紋圖譜,其中每一條帶代表一種或著幾種微生物,且條帶的亮度與微生物含量正相關,條帶亮度較大的條紋是污泥中的優勢生物群。微生物群落的種群結構和數量在ABR格室中存在明顯演替過程。從圖6可以看出,ABR從第1格室到第5格室微生物的種類和豐度依次遞減。序列3、5、6、7、13、16、20和21在各個格室中存在,序列13在第1格明顯,并且在后面格室中逐漸減弱,序列8、9以及14從第4格室才開始出現,不同條帶在不同格室中亮度不同。這些現象表明在ABR不同格室中微生物群落發生了演替,主要是因為ABR不同格室的基質濃度以及上清液pH不同,導致適合其生長的微生物群落不同。