近年來,畜禽養殖業趨于規�；l展,其產生的廢水對環境的影響日益突出。研究表明,2010 年我國畜禽養殖業所排放的化學需氧量(COD)、總氮(TN) 和總磷(TP) 分別占農業面源污染的95. 78% 、37. 89% 和56. 30% 。養殖廢水具有排水量大、有機質濃度高和氮磷營養元素含量高等特征,污水中常伴有消毒水、重金屬、殘留的獸藥以及各種人畜共患病原體等污染物的特點,處理難度大。如何高效快速處理畜禽養殖廢水是近年來研究的重點之一。
厭氧折流板反應器( anaerobic baffled reactor,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300 d;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�；钚蕴考铀兕w粒污泥形成,控制反應溫度在35 ℃ ,最終有機容積負荷達到8. 00 kg COD·(m3 ·d) - 1 條件下,ABR 啟動時間為70 d。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�；^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AA 180 H 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= 550 mm × 102 mm × 255mm,超高35. 39 mm,有效容積12. 32 L。第1 格室(160 mm × 102 mm × 255 mm)的容積是2、3、4 和5格室(80 mm × 102 mm × 255 mm)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�？梢�,這些厭氧顆粒污泥中位直徑為0. 89 mm,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24 h,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 ~ 7 d,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)�；旌弦簯腋」腆w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 DNA 片段的PCR 擴增、PCR 產物的變性梯度凝膠電泳(DGGE)分析、DGGE 圖譜中優勢條帶的回收與測序以及序列片段分析等步驟。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,獲得反應器的最佳操作條件。
2 結果分析與討論
2. 1 ABR 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 ~ 13 d), ABR 進水COD 控制在2 000mg·L - 1 ,對應的有機負荷(OLR) 為2. 0 kg COD·(m3 ·d) - 1 ;起初,ABR 在常溫下運行,出水COD在1 000 mg· 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,去除率最終大于75% 。在第2 階段(14 ~ 26 d) 中設定OLR 為2. 5 kg COD·( m3 ·d) - 1 ,ABR 進水COD 控制在2 500 mg·L - 1 左右,其去除率在80% 左右,最高時可達90% 以上。進入第3 階段(27 ~ 44 d) ,ABR 進水COD 控制在3 250 mg·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32 d 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. 0 mmol·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 ~ 56 d) 結束,當進水COD 在4 400 mg·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 ~ 64 d) ,ABR 有機負荷設定為5. 7 kg COD·( m3 ·d) - 1 ,進水COD 在5 700 mg·L - 1 ,反應器的出水COD 逐步降低,COD 的去除率最終穩定在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. 85 kg COD·(m3 ·d) - 1 提高到1. 50 kg COD·(m3 ·d) - 1 運行了60 d 左右;李文昊(2010)采用顆�；钚蕴考铀賳訁捬跸勰嗉敖臃N下水道污泥混合物的方式啟動ABR,其容積負荷達到8. 00 kg COD·(m3 ·d) - 1 、COD 去除率超過80% 運行了70 d 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. 2 VFA 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. 1 mg·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,最終低于0. 2 mg·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. 4 mg·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(1 000 mg·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1 500 mg·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 ~ 60 d 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25 L·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,并未完全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64 d 的啟動以后,ABR 5 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. 18 mm。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 - 3 mm·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 階段下降趨勢最為明顯,由最初的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. 2 ABR 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�？梢�,ABR 第3 格室中顆粒污泥的MLSS 在5. 0 ~ 10. 0 g·L - 1 之間 ,其他格室中厭氧顆粒污泥的MLSS 均大于10. 0 g·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 最小,第2 格室中的SVI 最高。這表明第2 格室中顆粒污泥的沉降性能和壓縮性能最好,而第4 格室最差,高于提出的顆粒污泥SVI 為10 mL·(g SS) - 1 的數值。
表2 ABR 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 格室最為明顯,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。
表3 DGGE 測序條帶的親緣關系
圖7 為采用MEGA5 軟件,Neighbor-joining 法構建系統發育樹,自展數(bootstrap)為100。從DGGE結果中可以看出有很多完全屬于同一物種的條帶:Pseudomonas fluorescens、Pseudomonas syringae 和CQ5-3,CQ1-1、CQ1-2、CQ1-3 和Raoultella omithinolytica等組合,它們每一組在系統發育樹中都完全處于同一個OTUs (Operational taxonomic units)。選取DGGE 圖譜中比較有代表性的21 條條帶,進行目標序列以及相關性序列的對比分析(見表3)。由表3可知,除了樣品2 和樣品19 的相似比例僅為92%和93% 外,其余條帶與基因庫中已有物種的相似比例都在95% 以上。計算出主要條帶序列所占比例,序列最相似的產酸菌包括:Raoultella ornithinolytica、Uncultured Clostridiales bacterium、Staphylococcus sp. 、Propionibacterium sp. 、Uncultured Acidobacteria bacterium、Brevibacterium casei 等,產甲烷菌為UnculturedFirmicutes bacterium 等,產氫菌為Uncultured Clostridiumsp. 等。
2. 3 ABR 運行過程的優化
2. 3. 1 水力停留時間的影響
圖8 為HRT 對ABR 去除COD 和氨氮的影響曲線,以豎線為間隔,從左到右依次為48、36、24 和12 h。由此可見,當HRT 分別為48 和36 h 時,ABR的處理效果比較穩定。當HRT 縮短到24 h 時,COD的去除率依舊保持在80% 以上,氨氮的去除率開始升高;繼續縮短HRT 為12 h,污泥負荷隨之增加,導致COD 和氨氮的去除率均有明顯降低。結合表4 的平均去除率可知,該ABR 適合的HRT 為24 h。
表4 不同水力停留時間下污染物的平均去除率
2. 3. 2 反應器溫度
圖9 為溫度變化對ABR 處理效果的影響曲線。當反應器溫度為18 ℃ 時,COD 去除率在45% ~ 70%區間內波動,其平均值為61. 91% ;當溫度上升到32 ℃ 后,ABR 的COD 平均去除率增加到81% 。由此可見,ABR 在中溫條件下運行效果更好。已有的研究表明,ABR 中污泥微生物適合在中溫條件下生長;降低溫度會導致污泥中絮狀沉淀增多,產生大量細胞殘骸,對微生物種群結構和數量產生不利的影響 。
2. 4 ABR 的運行穩定性研究
ABR 啟動成功后,進水COD 為5 000 mg·L - 1 ,氨氮濃度為500 mg·L - 1 ,HRT 控制在24 h,ABR 的運行狀況如圖10 所示,1 ~ 38 d 的運行中,溫度控制在(32 ± 1)℃ ,COD 去除率保持在80% 以上。在ABR 的后續運行過程中,反應器溫度降低到室溫,出水COD 開始波動,但COD 去除率依然保持在60%以上。這表明ABR 在處理模擬畜禽養殖廢水的下過程中具有較為穩定的運行效果,并在一定程度上能夠抵抗溫度降低的影響。具體參見污水寶商城資料或http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。
3 結論
1)針對模擬畜禽養殖廢水的處理,通過接種厭氧顆粒污泥和逐步提升負荷的方式可以在64 d 內完成ABR 的啟動。啟動成功后ABR 的OLR 可達5. 7,COD 平均去除率可達98% 。
2)成功啟動之后反應器中顆粒污泥濃度在7.14 ~26. 17 g·L - 1 之間,中位直徑從0. 89 mm 增長到1. 18 ~1. 58 mm,平均增長速度為7. 28 × 10 - 3 mm·d - 1 。接觸營養物質越多的格室污泥活性越好、顆粒污泥增長越快。成熟顆粒污泥結構相對疏松,致密程度低于接種污泥。
3)PCR-DGGE 分析結果表明,ABR 從第1 格室到第5 格室微生物的種類和豐度依次遞減,不同格室中微生物群落發生了演替。其中序列最相似的產酸菌包括:Raoultella ornithinolytica、Uncultured Clostridialesbacterium、Staphylococcus sp. 、Propionibacterium sp. 、Uncultured Acidobacteria bacterium、Brevibacterium casei等,序列最相似的產甲烷菌Uncultured Firmicutes bacterium 等,以及序列最相似的產氫菌Uncultured Clostridiumsp. 等。
4)在進水COD 和氨氮濃度分別為5 000 mg·L - 1 、500 mg·L - 1 ,堿度為2 000 mg·L - 1 (以CaO 計),HRT 為24 h,運行溫度(32 ± 1)℃ 時,運行效果較好。相應的COD 去除率穩定在80% 以上。
