孫根行, 李忠義, 路雪婷, 孫緒博, 劉若陽(yáng)

(陜西科技大學(xué) 資源與環(huán)境學(xué)院， 陜西 西安 710021 )

0 引言

厭氧生物處理可處理高濃度有機(jī)廢水,成本低，效果好,能產(chǎn)生可利用的生物能源等特點(diǎn)，日益成為人們關(guān)注的焦點(diǎn)[1].厭氧序批式反應(yīng)器(ASBR)是20世紀(jì)90年代美國(guó)Iowa州立大學(xué)土木工程系Richard R·Dague教授在“厭氧活性污泥法”等研究的基礎(chǔ)上，將好氧生物處理的序批式反應(yīng)器(SBR)運(yùn)用于厭氧處理工藝中，提出并發(fā)展的一種新型高效厭氧反應(yīng)器[2].ASBR具有工藝簡(jiǎn)單、投資省、操作靈活、生化反應(yīng)推動(dòng)力大、耐沖擊負(fù)荷、適應(yīng)水質(zhì)水量等優(yōu)點(diǎn)，尤其適合于我國(guó)環(huán)境污染現(xiàn)狀，在工業(yè)廢水[3，4]、城市廢水[5]、農(nóng)業(yè)廢水[6]廢物的生物處理領(lǐng)域具有廣泛的應(yīng)用前景[7].ASBR內(nèi)形成的污泥大多是絮狀污泥，即使能形成顆粒污泥也需時(shí)很長(zhǎng)，約一年以上，而且污泥粒徑較小，約1 mm，污泥濃度低，沉速慢，從而限制了容積負(fù)荷的提高[8，9].因此,如何在短期內(nèi)培養(yǎng)出活性高、沉降性能優(yōu)良,并適用于處理廢水水質(zhì)的厭氧顆粒污泥就成為高效厭氧生物反應(yīng)器推廣應(yīng)用的關(guān)鍵[10]，污泥顆?；徽J(rèn)為是大多數(shù)厭氧反應(yīng)器啟動(dòng)的目標(biāo)和成功的標(biāo)志[11].

岳秀萍等[12]在厭氧序批式反應(yīng)器快速形成顆粒污泥技術(shù)研究中初次啟動(dòng)接種采用厭氧消化污泥，投加聚季銨鹽培養(yǎng)，在73 d時(shí)污泥平均粒徑達(dá)到0.72 mm.邵享文等[13]在厭氧序批式反應(yīng)器中絲狀顆粒污泥的形成中接種啤酒廠(chǎng)厭氧消化污泥，在120 d時(shí)污泥完全顆?；?已有的ASBR啟動(dòng)研究報(bào)道中接種污泥大多采用厭氧消化污泥，接種二沉池剩余污泥啟動(dòng)的實(shí)驗(yàn)鮮有報(bào)道.二沉池剩余污泥產(chǎn)量大，后續(xù)處理成本高，如果能用于厭氧反應(yīng)器的啟動(dòng)接種污泥，可以實(shí)現(xiàn)污泥資源化利用，減少后續(xù)處理成本和接種污泥成本，具有很高的經(jīng)濟(jì)效益.本實(shí)驗(yàn)就接種二沉池剩余污泥和UASB中厭氧污泥對(duì)ASBR快速啟動(dòng)的對(duì)比進(jìn)行研究，并且在無(wú)攪拌和無(wú)任何添加物的條件下提高反應(yīng)器的處理效率和負(fù)荷，為ASBR中培養(yǎng)顆粒污泥提供一些參考數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

ASBR反應(yīng)器采用內(nèi)徑124 mm、外徑140 mm、壁厚8 mm和高度260 mm的廣口玻璃瓶，總?cè)莘e2.8 L,有效液體容積為2.5 L,氣室的空間為0.3 L，瓶口用膠塞密封.反應(yīng)器內(nèi)的溫度通過(guò)恒溫水浴的方法控制，利用溫控儀將溫度控制在(35±1) ℃.實(shí)驗(yàn)過(guò)程中采用兩套裝置A和B接種不同的污泥.工藝流程見(jiàn)圖1.

圖1 ASBR流程圖

1.2 接種污泥

A中接種污泥為西安市第五污水處理廠(chǎng)的二沉池剩余污泥，B中接種污泥為UASB反應(yīng)器中培養(yǎng)的厭氧污泥，接種污泥量均為反應(yīng)器有效容積的40%.裝置A、B接種的污泥各項(xiàng)參數(shù)分別為混合液懸浮固體濃度MLSS=11.67 g/L、11.41 g/L；混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度MLVSS=6.60 g/L、6.64 g/L；MLVSS/MLSS=0.57、0.59.

1.3 實(shí)驗(yàn)用水

實(shí)驗(yàn)用水人工配制，淀粉作為碳源，NH4Cl、KH2PO4分別提供微生物生長(zhǎng)所需要的氮和鉀,并控制C∶N∶P=250∶5∶1.為確保反應(yīng)溶液對(duì)進(jìn)水沖擊具有緩沖能力，維持容器內(nèi)溶液pH值在6.8～7.5之間(甲烷菌的適宜范圍)[14]，按1 g COD投加0.5 g NaHCO3調(diào)節(jié)堿度.同時(shí)進(jìn)水中以Takashima等[15]推薦的營(yíng)養(yǎng)物配方補(bǔ)充營(yíng)養(yǎng)液(N、P、Fe、Co、Mn、Ni、Ca、Zn、Mg、S等),以保證微生物代謝的需要，微量元素以配制混合溶液的方式投加.隨著啟動(dòng)的進(jìn)行，負(fù)荷不斷提高，配水方案中各成分的量也隨之按比例增加.

1.4 實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)用水在配水箱中配制，采用蠕動(dòng)泵進(jìn)水，每個(gè)反應(yīng)周期的時(shí)間隨著進(jìn)水化學(xué)需氧量(COD)濃度的不同做出調(diào)整，初期采用24 h，末段變?yōu)?2 h，進(jìn)水時(shí)間為10 min，出水時(shí)間為5 min.

每次配水時(shí)測(cè)量進(jìn)水COD，出水COD每個(gè)水力停留時(shí)間(HRT)內(nèi)測(cè)量，出水揮發(fā)性有機(jī)酸VFA濃度和pH值每個(gè)反應(yīng)周期檢測(cè)一次，污泥的各項(xiàng)指標(biāo)每?jī)芍軝z測(cè)一次.

1.5 分析項(xiàng)目和測(cè)試方法

COD、pH值、MLSS、MLVSS、污泥沉降比(SV)、污泥體積指數(shù)(SVI)和堿度的測(cè)定參照標(biāo)準(zhǔn)分析方法[16],揮發(fā)性脂肪酸(VFA)采用蒸餾滴定法測(cè)量，如表1所示.

表1 主要分析項(xiàng)目與測(cè)試方法

2 結(jié)果與討論

2.1 進(jìn)出水COD和COD去除率的變化

啟動(dòng)過(guò)程中進(jìn)水COD負(fù)荷從0.30 g/(L·d)逐漸提升至5.16 g/(L·d)，水力停留時(shí)間從3 d減少至1 d.反應(yīng)器A和B的出水COD濃度和有機(jī)負(fù)荷隨時(shí)間的變化如圖2所示.從圖中可以看出A和B出水COD濃度大多數(shù)在100～400 mg/L，每次提高COD負(fù)荷的1～2 d內(nèi)A和B出水COD濃度會(huì)有不同程度的提高，A中變化幅度較大.前15 d出水COD濃度波動(dòng)較大，表明厭氧活性污泥仍處于適應(yīng)期，在35 d時(shí)進(jìn)水負(fù)荷從0.75 g/(L·d)提高至1.96 g/(L·d)，A和B出水COD濃度都超過(guò)了500 mg/L，隨后經(jīng)過(guò)幾個(gè)周期的運(yùn)行逐漸恢復(fù)正常，50 d時(shí)A中出水有一次急劇升高，可能是由于進(jìn)水過(guò)量導(dǎo)致.總體上B的出水濃度低于A(yíng),接種了UASB反應(yīng)器厭氧污泥的效果相對(duì)較好.

圖2 A和B中出水COD和 容積負(fù)荷隨時(shí)間的變化

由圖3可以看出，啟動(dòng)期間COD去除率隨有機(jī)負(fù)荷的提高逐漸提高，在啟動(dòng)初期時(shí)，雖然進(jìn)水負(fù)荷低，但是由于污泥處于選擇優(yōu)化階段，處理效果差，去除率低且不穩(wěn)定.在35 d時(shí)由于負(fù)荷驟然升高，去除率急劇下降，45 d之后運(yùn)行基本平穩(wěn)，A和B中去除率均在85%以上，整個(gè)反應(yīng)器適應(yīng)負(fù)荷變化的能力增強(qiáng)，COD的去除率不會(huì)隨著負(fù)荷的增加而出現(xiàn)大幅度波動(dòng).從整體來(lái)看，反應(yīng)器B的去除率穩(wěn)定且高于A(yíng).

圖3 A和B中COD去除率和 容積負(fù)荷隨時(shí)間的變化

2.2 出水VFA的變化

出水VFA在A(yíng)SBR反應(yīng)器控制中是非常重要的參數(shù)，VFA濃度的高低直接反映了產(chǎn)甲烷菌的活性和反應(yīng)器的酸化程度[17]，進(jìn)而反映出反應(yīng)器的運(yùn)行狀態(tài).一般情況下，底物先被產(chǎn)酸菌轉(zhuǎn)化為VFA，VFA再被甲烷菌直接利用產(chǎn)生甲烷,因此當(dāng)產(chǎn)甲烷菌活躍時(shí)出水VFA濃度就低，不會(huì)發(fā)生積累，出水VFA濃度低于200 mg/L時(shí)(以乙酸計(jì))，反應(yīng)器的運(yùn)行狀態(tài)最為良好.如果VFA濃度過(guò)高則說(shuō)明產(chǎn)甲烷菌活性不高，VFA發(fā)生積累，超過(guò)800 mg /L，即有面臨酸化的危險(xiǎn)，要及時(shí)調(diào)整運(yùn)行參數(shù)或者直接加堿調(diào)節(jié)，防止反應(yīng)器惡化.反應(yīng)器啟動(dòng)過(guò)程中出水VFA隨時(shí)間的變化見(jiàn)圖4.

圖4 出水VFA隨時(shí)間的變化

由圖4可以看出，開(kāi)始啟動(dòng)的幾天內(nèi)出水VFA濃度比較高，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，出水VFA濃度隨容積負(fù)荷的提高達(dá)到峰值，隨后下降至穩(wěn)定.整個(gè)啟動(dòng)過(guò)程，反應(yīng)器A和B中最高的出水VFA濃度分別為387 mg/L和276 mg/L(以乙酸記)，最低值為81 mg/L和75 mg/L，并沒(méi)有達(dá)到抑制反應(yīng)的程度.到啟動(dòng)的末期，A和B中的濃度均降到130 mg/L以下，證明反應(yīng)器運(yùn)行狀態(tài)良好，并沒(méi)有出現(xiàn)酸化的情況.

由于加入了NaHCO3調(diào)節(jié)反應(yīng)器內(nèi)的堿度，控制反應(yīng)的pH值，整個(gè)啟動(dòng)過(guò)程中大部分情況pH值處于6.8～7.5之間，只有少數(shù)幾個(gè)值達(dá)到8或小于6.6，可能由于測(cè)量誤差或者是操作不當(dāng)引起.

2.3 反應(yīng)器周期內(nèi)的運(yùn)行情況

實(shí)驗(yàn)進(jìn)行到55 d時(shí)，在容積負(fù)荷為5.09 g/(L·d)，HRT為1 d的條件下檢測(cè)一個(gè)周期內(nèi)的各項(xiàng)指標(biāo)的變化情況.在一個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)，每?jī)蓚€(gè)小時(shí)取樣一次，檢測(cè)pH值、COD濃度、VFA濃度等指標(biāo)以及反應(yīng)進(jìn)水后反應(yīng)器內(nèi)的變化過(guò)程.周期內(nèi)COD和VFA隨時(shí)間的變化見(jiàn)圖5和圖6.

圖5 一個(gè)周期內(nèi)COD濃度和 去除率隨時(shí)間的變化

進(jìn)水COD為5 000 mg/L時(shí)，由于容器內(nèi)剩余水的稀釋作用，進(jìn)水后取樣測(cè)得A和B中COD濃度分別為2 472 mg/L和2 448 mg/L，達(dá)到最大；VFA濃度也都在100 mg/L以下.由圖5可以看出進(jìn)水結(jié)束后的前兩個(gè)小時(shí)內(nèi)，COD的濃度下降到1 000 mg/L以下，VFA的濃度升高到將近500 mg/L，快速進(jìn)水使COD值和F/M值達(dá)到最大，反應(yīng)推動(dòng)力也最大，同時(shí)也導(dǎo)致VFA的快速積累，但沒(méi)有對(duì)產(chǎn)甲烷菌產(chǎn)生抑制作用，很快被降解.COD在最初的兩小時(shí)內(nèi)降解速率最快，之后逐漸降低，到反應(yīng)的最后，A和B中的COD濃度都降到300 mg/L以下， COD去除率分別為94.15%和97.12%.VFA濃度降到100 mg/L以下.反應(yīng)器運(yùn)行良好，生物活性強(qiáng).

圖6 一個(gè)周期內(nèi)VFA濃度隨時(shí)間的變化

2.4 pH值的變化情況

剛進(jìn)水后由于進(jìn)水中加入NaHCO3的原因，A和B的pH值分別達(dá)到7.80和7.86，但是隨著反應(yīng)的進(jìn)行，受VFA的影響pH降低到7.2以下，之后的pH值一直維持在6.9～7.2之間，處于產(chǎn)甲烷菌的最佳pH值范圍內(nèi).

2.5 MLSS、MLVSS和MLVSS/ MLSS的變化

在A(yíng)SBR反應(yīng)器啟動(dòng)過(guò)程中，排水過(guò)程中附帶排除漂浮在表面的活性差的污泥，保留沉降性能良好的、具有顆?；瘍A向的污泥.A和B中MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS隨時(shí)間的變化如圖7所示，A和B中MLSS、MLVSS在啟動(dòng)初期增長(zhǎng)比較緩慢，隨著啟動(dòng)時(shí)間的增加不斷增大.開(kāi)始接種的污泥濃度基本相同，分別為11.7和11.4 g/L，B中濃度在開(kāi)始15 d速度變快，且始終大于A(yíng)中濃度，最后A、B的污泥濃度分別達(dá)到21.6 g/L和24.5 g/L.由圖7可知B中有機(jī)物增長(zhǎng)速度明顯快于A(yíng)，且在啟動(dòng)的最后階段A和B的MLVSS/MLSS分別達(dá)69.1%和78.1%，說(shuō)明此時(shí)反應(yīng)器中活性微生物濃度比較大，對(duì)高負(fù)荷進(jìn)水適應(yīng)能力較強(qiáng).

圖7 MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS 隨時(shí)間的變化

2.6 污泥粒徑的變化

污泥粒徑隨時(shí)間的變化如圖8所示.由圖8可以看出，前20天污泥粒徑增長(zhǎng)緩慢，但隨著容積負(fù)荷提高，污泥粒徑的增長(zhǎng)明顯加快，B中的粒徑增長(zhǎng)幅度大于A(yíng).經(jīng)過(guò)75 d的培養(yǎng)，A和B中的平均污泥粒徑分別達(dá)到了1.1 mm和1.4 mm，顆粒污泥的粒徑一般為0.5～3.0 mm[18]，表明反應(yīng)器內(nèi)已經(jīng)形成了成熟的厭氧顆粒污泥，達(dá)到了ASBR反應(yīng)器快速啟動(dòng)的目的.

圖8 污泥粒徑隨時(shí)間的變化

3 結(jié)論

(1)接種二沉池的剩余污泥和UASB中厭氧污泥均能成功啟動(dòng)ASBR反應(yīng)器，分別耗時(shí)75 d和61 d.當(dāng)進(jìn)水COD為5 000 mg/L，容積負(fù)荷為5.16 g/(L·d)時(shí)，A和B的COD去除率分別達(dá)到86.0%和91.7%，且出水VFA濃度(以乙酸計(jì))分別為112 mg/L和90 mg/L.接種兩種污泥均能實(shí)現(xiàn)ASBR反應(yīng)器的快速啟動(dòng)，且在相對(duì)較高負(fù)荷條件下對(duì)COD的去除效果良好，出水VFA濃度也可表明反應(yīng)器運(yùn)行狀態(tài)良好.

(2)A和B的污泥濃度最后分別達(dá)到21.6 g/L和24.5g/L，MLVSS/MLSS分別達(dá)到69.1%和78.1%，污泥粒徑也分別達(dá)到1.1 mm和1.4 mm，說(shuō)明接種二沉池污泥也可以達(dá)到高污泥活性和較大的污泥粒徑，反應(yīng)器內(nèi)的生物活性高，抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng).

(3)在恒溫35 ℃、無(wú)攪拌、無(wú)任何添加物的條件下，通過(guò)逐步增加進(jìn)水的COD，縮短水力停留時(shí)間，并定期排除上層浮泥的方法能夠培養(yǎng)出厭氧顆粒污泥.特別是接種二沉池剩余污泥能夠變廢為寶，節(jié)約啟動(dòng)成本，無(wú)攪拌和無(wú)需添加任何藥品也可節(jié)省啟動(dòng)和運(yùn)行費(fèi)用，對(duì)指導(dǎo)實(shí)際應(yīng)用具有很大的參考價(jià)值.

[1] Zaiat M,Rodrigues J A D.，Ratusznei S M,et al.Anaerobic sequencing batch reactor for wastewater treatment:A developing technology[J].Applied Microbiology and Biotechnology,2001,55(1):29-35.

[2] Sung S，Dague R R.Laboratory studies on the anaerobic sequencing batch reactor[J].Water Environment Research,1995(5-6):294-301.

[3] Masse D，Masse L，Verille A ,et al.The start-up of anaerobic sequencing batch reactors at 20 and 25 for the treatment of slaughterhouse wastewater[J].Chemical Technology and Biotechnology,2001,76(4):393-400.

[4] 岳秀萍,范永偉,蔣秋靜.污泥顆?；疉SBR反應(yīng)器處理啤酒廢水研究[J].中國(guó)給水排水，2010,26(17)：76-78.

[5] Kwnnedy K J,Sanchez W A,Hamoda M F,et al.Performance of anaerobic sludge blanket sequencing batch reactor[J].Research Journal of the Water Pollution,1991,63(1):75-83.

[6] Angenent L T,Sung S,Raskin L.Methanogenic population dynamics during startup of a full-scale anaerobic sequencing batch reactor treating swine waste[J].Water Reserch,2002,36(18):4 648-4 654.

[7] 朱 珂，郭 靜，劉學(xué)欣.厭氧序批式反應(yīng)器的特征與應(yīng)用[J].工業(yè)水處理，2005，25(2):16-19.

[8] Ong S L,Hu J Y,Ng W J,et al.Granulation enhancement in anaerobic sequencing batch reactor operation[J].Journal of Environmental Engineering,2002,128(4)：387-390.

[9] Wirtz R A,Dague R R.Enhancement of granulation and start-up in the anaerobic sequencing batch reactor[J].Water Environmental Reserch,1996,68(4):883-892.

[10] 賀延齡.廢水的厭氧生物處理[M].北京:中國(guó)輕工業(yè)出社,1998:126.

[11] 王 進(jìn)，張振家，張志峰.加速厭氧污泥顆粒化的研究進(jìn)展[J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備，2006，7(6)：19-23.

[12] 岳秀萍，李 培，李亞新.厭氧序批式反應(yīng)器快速形成顆粒污泥技術(shù)研究[J].化學(xué)工程，2009，37(7)：51-54.

[13] 邵享文，彭黨聰.厭氧續(xù)批式反應(yīng)器中絲狀顆粒污泥的形成[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2013,7(2)：468-472.

[14] 高廷耀，顧國(guó)維，周 琪.水污染控制工程[M].北京：高等教育出版社，2007:276.

[15] Takashima M,Speece R E.Mineral nutrient requirements for high-rate methane fermentation of acetate at low SRT[J].Research Journal WPCF,1989,61:1 645-1 650.

[16] 國(guó)家環(huán)?？偩?水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M].第四版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,2002.

[17] Vereijken T,Ljspeert P.Anaerobic industrial wastewater treatment[J].Seminar Biotechnological Wastewater Treatment,1992,39(2):261-268.

[18] 沈耀良，王寶貞.廢水生物處理新技術(shù)[M].北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2006:579.