周 露，李 橋，劉 俊

(1.重慶大學(xué)a.建筑城規(guī)學(xué)院；b.山地城鎮(zhèn)建設(shè)與新技術(shù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶400030；2.中國(guó)水電顧問集團(tuán)成都勘測(cè)設(shè)計(jì)研究院，成都610072；3.重慶市綦南供電局，重慶401422)

厭氧廢水處理是近年來污水處理領(lǐng)域發(fā)展較快的技術(shù)，也是實(shí)現(xiàn)“一控雙達(dá)標(biāo)”的重要途徑[1]。在厭氧處理工藝發(fā)展過程中，升流式厭氧污泥床(UASB)工藝以其穩(wěn)定的處理效率、低廉的運(yùn)行成本以及小限度的剩余污泥產(chǎn)量和能量的可回收利用逐步成為國(guó)內(nèi)外厭氧處理的主流技術(shù)[2－3]。在過去的十幾年中，UASB工藝已經(jīng)在許多國(guó)家成功應(yīng)用于工業(yè)廢水和城市污水的處理，特別是在巴西、美國(guó)、歐洲以及東南亞等氣候炎熱的國(guó)家地區(qū)應(yīng)用廣泛[4－6]。然而，從污水處理的經(jīng)濟(jì)適用性和處理技術(shù)的普及推廣價(jià)值來看，應(yīng)用UASB工藝處理低溫城市污水具有更為重要的實(shí)際意義與科學(xué)價(jià)值，有必要對(duì)其在寒冷地區(qū)城市污水的處理特性進(jìn)行系統(tǒng)研究?；钚愿?、沉淀性良好和穩(wěn)定的顆粒污泥的形成，能使系統(tǒng)內(nèi)的微生物在短時(shí)間內(nèi)適應(yīng)水質(zhì)，降低系統(tǒng)的維護(hù)與出水后續(xù)處理費(fèi)用，是UASB穩(wěn)定運(yùn)行的基礎(chǔ)。在試驗(yàn)研究中，顆粒污泥培養(yǎng)一般采用直接接種顆粒污泥或逐步提高有機(jī)負(fù)荷方法，但在實(shí)際應(yīng)用中接種獲得大量的顆粒污泥很難實(shí)現(xiàn)，而且逐步提高有機(jī)負(fù)荷的啟動(dòng)周期較長(zhǎng)，受水質(zhì)影響較大[7－8]。另外，在啟動(dòng)過程中投加大比表面積的顆粒物質(zhì)也被證實(shí)可以縮短啟動(dòng)時(shí)間，這些惰性顆粒不僅能夠成為微生物附著載體，而且能夠彌補(bǔ)反應(yīng)過程中堿度流失，使UASB在室溫條件下的啟動(dòng)時(shí)間降低[9－10]。然而，溫度的降低會(huì)導(dǎo)致微生物代謝能力下降，通過相互布朗運(yùn)動(dòng)及胞外聚合物產(chǎn)生能力的抑制延緩顆?；^程，延長(zhǎng)UASB在低溫狀況下的啟動(dòng)時(shí)間，甚至導(dǎo)致工藝的啟動(dòng)失敗[7]。

基于上述背景并考慮實(shí)際情況下接種污泥的來源問題，以污水廠厭氧消化污泥為接種污泥，研究投加給水廠生產(chǎn)廢水促進(jìn)顆粒化的可行性，并與逐步提高有機(jī)負(fù)荷啟動(dòng)方式進(jìn)行對(duì)比，對(duì)啟動(dòng)過程中系統(tǒng)運(yùn)行效能和微生物特性進(jìn)行分析，并對(duì)形成的顆粒污泥特性進(jìn)行初步探討，為后續(xù)研究和實(shí)際應(yīng)用提供一定的基礎(chǔ)。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與材料

UASB裝置為有機(jī)玻璃制成的總有效容積為6.0L的柱狀反應(yīng)器，內(nèi)徑為10.0cm，高為80.0cm，流程示意圖如圖1所示。反應(yīng)裝置由外圈恒溫低溫水槽、內(nèi)圈反應(yīng)柱、三相分離器、穿孔布水板、取樣口(間隔25cm)和觀察口組成。其中，反應(yīng)器A采用逐步提高有機(jī)負(fù)荷方式啟動(dòng)，反應(yīng)器B采用投加給水廠生產(chǎn)廢水方式啟動(dòng)。

圖1 UASB試驗(yàn)裝置圖

反應(yīng)器內(nèi)溫度通過恒溫循環(huán)器(DTY－15B)生產(chǎn)低溫自來水泵入設(shè)置在系統(tǒng)外部的低溫槽循環(huán)流動(dòng)實(shí)現(xiàn)，根據(jù)當(dāng)?shù)匚鬯疁?0—3月份的實(shí)測(cè)情況將原水溫度控制在15℃。試驗(yàn)進(jìn)水采用蠕動(dòng)泵控制，在原水投加給水廠生產(chǎn)污廢水后直接泵入反應(yīng)器，投加量為40mg／L Al3＋。產(chǎn)生氣體通過水封瓶與濕式氣體流量計(jì)控制，剩余污泥通過反應(yīng)器底部排泥管排放。反應(yīng)器接種污泥采用城市污水處理廠消化池污泥，接種量為25kg·VSS／m3，活性為0.28kg CODCH4／kgVSS·d，污泥容積指數(shù)為42mL／g·SS。生產(chǎn)廢水取自重慶某飲用水處理廠澄清池排泥水，水質(zhì)特性見表1。

表1 水廠生產(chǎn)廢水水質(zhì)

1.2 試驗(yàn)用水與分析方法

試驗(yàn)原水采用人工合成污水，COD通過投加啤酒來提供，營(yíng)養(yǎng)元素通過投加氯化銨和KH2PO4實(shí)現(xiàn)，堿度和pH值由NaHCO3和NaOH調(diào)控，微量元素液的投加量為1mL／L(配方見文獻(xiàn)[11])。原水主要水質(zhì)參數(shù)見表2。

表2 試驗(yàn)人工合成原水水質(zhì)

水質(zhì)指標(biāo)中COD，SS和MLSS等的測(cè)定均采用國(guó)家環(huán)?？偩诸C布的方法進(jìn)行[12]。出水中甲烷含量通過亨利定律計(jì)算。揮發(fā)性脂肪酸和氣體組成通過氣相色譜測(cè)定(AGILENT GC4890)，檢測(cè)器分別為FID和TCD。生物最大比產(chǎn)甲烷活性測(cè)定采用董春娟等的方法[13]，其操作條件為15℃。顆粒污泥的粒徑分布采用篩分法確定：從反應(yīng)器內(nèi)取一定量污泥，用水沖洗后使之依次通過孔徑為4、2、1、0.5、0.2mm的分樣篩，然后將各個(gè)分樣篩截留的污泥收集，在105℃下烘干、稱重，計(jì)算不同粒徑范圍的污泥所占比例。

2 試驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1 啟動(dòng)方式及啟動(dòng)期系統(tǒng)運(yùn)行狀態(tài)

高溫狀態(tài)下(35℃以上)，UASB的啟動(dòng)方式一般為直接接種顆粒污泥或厭氧污泥，逐步提高有機(jī)負(fù)荷使反應(yīng)器達(dá)到設(shè)計(jì)負(fù)荷和穩(wěn)定的運(yùn)行狀態(tài)[7]。本試驗(yàn)參考高溫狀態(tài)的啟動(dòng)方式，在每個(gè)有機(jī)負(fù)荷狀況下系統(tǒng)達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)后通過增加進(jìn)水流量逐步提高負(fù)荷。初期采用有機(jī)負(fù)荷為0.25kgCOD／(m3·d)的低負(fù)荷狀態(tài)運(yùn)行，相應(yīng)水力停留時(shí)間為48 h，而后逐步提升有機(jī)負(fù)荷至0.50kg COD／(m3·d)，1.0kg COD／(m3·d)，2.0kg COD／(m3·d)，4.0kg COD／(m3·d)，相應(yīng)水力停留時(shí)間分別為24h、12h、6h和3h。

整個(gè)啟動(dòng)期COD去除效率及有機(jī)負(fù)荷增長(zhǎng)情況如圖2所示?？梢钥闯?，在低負(fù)荷期啟動(dòng)初期，由于原水溫度較低，接種污泥對(duì)水溫適應(yīng)性較差，A反應(yīng)器對(duì)COD的去除能力很低，有20d的時(shí)間里COD去除效率低于20%。與反應(yīng)器A相比，反應(yīng)器B的原水經(jīng)過生產(chǎn)廢水中鋁鹽的絮凝與吸附作用，該作用與接種污泥協(xié)同去除約30%的COD。在經(jīng)歷了初期的低溫抑制作用后，2個(gè)系統(tǒng)內(nèi)污泥逐漸適應(yīng)原水溫度，隨著啟動(dòng)周期的延長(zhǎng)和有機(jī)負(fù)荷的提高，系統(tǒng)內(nèi)微生物經(jīng)歷快速生長(zhǎng)，2種啟動(dòng)方式的COD去除率不斷升高，但添加生產(chǎn)廢水方式COD去除率增長(zhǎng)更快，在有機(jī)負(fù)荷達(dá)到2kgCOD／(m3·d)后，2種啟動(dòng)方式的COD去除率都達(dá)到70%以上。

與COD去除效果和速率增長(zhǎng)狀況不同，2種啟動(dòng)方式達(dá)到穩(wěn)態(tài)的有機(jī)負(fù)荷時(shí)間具有明顯差異。在所有的有機(jī)負(fù)荷條件下，投加生產(chǎn)廢水的反應(yīng)器B都具有較短的適應(yīng)期，在達(dá)到最大有機(jī)負(fù)荷4.0kg COD／(m3·d)時(shí)，其達(dá)到穩(wěn)定COD去除率時(shí)間約為115d，而反應(yīng)器A對(duì)有機(jī)負(fù)荷的提高適應(yīng)周期較長(zhǎng)，其達(dá)到最高有機(jī)負(fù)荷的時(shí)間約為148d，強(qiáng)化啟動(dòng)方式較常規(guī)啟動(dòng)方式達(dá)到最高負(fù)荷約縮短30d。

圖2 啟動(dòng)期COD去除效率與有機(jī)負(fù)荷變化

由于顆粒污泥或者污泥床的形成與懸浮固體直接相關(guān)，因此一般將出水中懸浮物的濃度做為判斷UASB工藝啟動(dòng)階段的指標(biāo)(如圖3所示)。由于接種污泥沉降性較差，有部分微生物隨出水洗出系統(tǒng)，造成出水SS濃度偏高，而添加生產(chǎn)廢水后，通過鋁鹽的絮凝提高了污泥沉降性，減低了微生物洗出率，使反應(yīng)器B的SS處理效率提高。在經(jīng)歷約1周的污泥洗出期后，接種污泥逐步適應(yīng)低溫水質(zhì)，SS去除率有所提高。隨著反應(yīng)時(shí)間的降低，系統(tǒng)有機(jī)負(fù)荷的增加使底物與微生物接觸充分，反應(yīng)器內(nèi)微生物經(jīng)歷快速生長(zhǎng)期，顆粒污泥的逐步形成，系統(tǒng)對(duì)SS的去除逐漸穩(wěn)定，在啟動(dòng)期結(jié)束時(shí)，2種啟動(dòng)方式對(duì)SS去除率接近80%。

圖3 啟動(dòng)期SS去除效率與有機(jī)負(fù)荷變化

表3為啟動(dòng)期不同階段微生物濃度隨反應(yīng)器高度變化情況。在2種啟動(dòng)方式下，污泥濃度均隨與啟動(dòng)時(shí)間和有機(jī)負(fù)荷呈正相關(guān)關(guān)系。在系統(tǒng)啟動(dòng)初期，由于接種污泥絮體較松散，系統(tǒng)內(nèi)污泥隨進(jìn)水流化程度較高，有部分洗出。隨著顆?；倪M(jìn)行，反應(yīng)器底層積累的顆粒污泥量日益增多，并逐漸在反應(yīng)區(qū)形成密實(shí)的污泥床?？偽勰嗔坑?jì)算結(jié)果表明，傳統(tǒng)啟動(dòng)方式下污泥增長(zhǎng)速率為0.029g VSS／d，而投加生產(chǎn)廢水對(duì)生物量的生長(zhǎng)促進(jìn)較為明顯，其平均污泥增長(zhǎng)速率為0.034g VSS／d。

表3 啟動(dòng)期微生物濃度隨反應(yīng)器高度變化

2.2 啟動(dòng)期發(fā)酵產(chǎn)氣與顆粒污泥粒徑分析

反應(yīng)器A和B在啟動(dòng)期產(chǎn)氣特性如圖4所示?？梢钥闯?，2個(gè)反應(yīng)器在啟動(dòng)過程中甲烷產(chǎn)生速率都與有機(jī)負(fù)荷和COD降解速率呈正相關(guān)關(guān)系。值得注意的是，由于原水溫度較低，顆粒污泥的產(chǎn)甲烷活性受到抑制，盡管系統(tǒng)產(chǎn)氣量隨著有機(jī)負(fù)荷的增加逐步升高，但是在提高有機(jī)負(fù)荷后的穩(wěn)定運(yùn)行期，甲烷產(chǎn)率僅與有機(jī)物的降解速率有關(guān)，表明低溫條件下UASB系統(tǒng)產(chǎn)甲烷能力與顆粒污泥的形成過程和反應(yīng)進(jìn)程沒有直接關(guān)系。

圖4 啟動(dòng)期產(chǎn)氣特性

啟動(dòng)期顆粒污泥粒徑分布如圖5所示。

圖5 啟動(dòng)期顆粒污泥粒徑分布

2種啟動(dòng)方式污泥絮體或顆粒粒徑均隨有機(jī)負(fù)荷的增加逐漸增大。由于生產(chǎn)廢水中鋁鹽的絮凝作用，反應(yīng)器B在第60d左右(有機(jī)負(fù)荷為1.0kgCOD／(m3·d))時(shí)底部出現(xiàn)直徑為0.5～1.0mm的細(xì)小顆粒污泥。隨著有機(jī)負(fù)荷的增加，污泥成層及產(chǎn)生氣體促進(jìn)了污泥的顆?；^程，在經(jīng)過40d的快速成長(zhǎng)后，顆粒污泥粒徑達(dá)到2.0mm。盡管培養(yǎng)中后期，系統(tǒng)的有機(jī)負(fù)荷有所增加，但顆粒污泥粒徑增加緩慢，表明系統(tǒng)內(nèi)部已經(jīng)形成了成熟、穩(wěn)定的顆粒污泥。與反應(yīng)器B相比，反應(yīng)器A中顆粒污泥化過程較慢，由于水溫的降低抑制了生物絮體的顆粒化過程，直到第95d在系統(tǒng)內(nèi)出現(xiàn)顆粒污泥，其中50%以上污泥粒徑在0.2～1.0mm之間。當(dāng)培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，反應(yīng)器A中顆粒粒徑在1.0～4.0mm的顆粒污泥比例約為60%，而只有8%的污泥粒徑超過4mm。

為進(jìn)行更為直觀的比較，將完成顆?；瘯r(shí)間定義為系統(tǒng)內(nèi)10%污泥粒徑超過2mm時(shí)所需時(shí)間。因此，反應(yīng)器A完成顆?；瘯r(shí)間為120d，而反應(yīng)器B為95d。與反應(yīng)器A相比，反應(yīng)器B中污泥濃度、污泥粒徑及對(duì)COD的降解能力都較高，表明通過在原水中添加水廠生產(chǎn)廢水能夠促進(jìn)污泥顆粒化進(jìn)程，縮短啟動(dòng)周期。生產(chǎn)廢水中的鋁鹽通過初期的絮凝作用，降低體系的ξ電位，并且對(duì)細(xì)胞表面的負(fù)電荷起到架橋作用，促進(jìn)污泥顆粒化過程。

2.3 啟動(dòng)期最大比產(chǎn)甲烷菌活性分析

表4描述了啟動(dòng)期2種啟動(dòng)方式顆粒污泥產(chǎn)甲烷活性對(duì)比情況?？梢钥闯觯磻?yīng)器A的產(chǎn)甲烷活性在啟動(dòng)期隨著有機(jī)負(fù)荷的增加逐漸升高，由接種時(shí)的0.28kg CH4－COD／kgVSS·d增加到試驗(yàn)結(jié)束期的1.30kgCH4－COD／kgVSS·d。與反應(yīng)器 A相比，反應(yīng)器B中污泥活性在培養(yǎng)前60d逐漸增加，60d時(shí)的污泥活性為1.26kg CH4－COD／kgVSS·d，隨著有機(jī)負(fù)荷的提高，反應(yīng)器B內(nèi)污泥活性有所降低，主要是由于在60d的培養(yǎng)過程中，反應(yīng)器B內(nèi)形成了少量較大粒徑的顆粒污泥，相應(yīng)的污泥量有所提高(表2)。由于基質(zhì)擴(kuò)散阻力隨顆粒粒徑增加而增大，導(dǎo)致底物向顆粒的內(nèi)部傳質(zhì)能力降低，降低了微生物活性。另外，由于微生物細(xì)胞中鋁離子含量很低，投加生產(chǎn)廢水促進(jìn)了鋁離子與微生物胞外多糖聚合物的反應(yīng)，導(dǎo)致污泥表面和顆粒中存在鋁鹽的聚集，這可能也是導(dǎo)致反應(yīng)器B內(nèi)產(chǎn)甲烷活性下降的原因。

表4 啟動(dòng)期產(chǎn)甲烷活性比較(kg CH4－COD／kgVSS·d)

3 結(jié)論與建議

1)在原水中添加水廠生產(chǎn)廢水能夠強(qiáng)化UASB工藝處理低溫城市污水的啟動(dòng)，在相同的運(yùn)行條件和接種條件下，投加生產(chǎn)廢水較常規(guī)啟動(dòng)方式提前25d完成污泥顆粒化。

2)添加生產(chǎn)廢水強(qiáng)化啟動(dòng)較常規(guī)啟動(dòng)方式對(duì)有機(jī)負(fù)荷提高適應(yīng)性較強(qiáng)，而且具有較高的COD去除效率和微生物增長(zhǎng)速率。

3)建議在后續(xù)研究工作中進(jìn)行生產(chǎn)廢水投加量、投加方式、投加生產(chǎn)廢水對(duì)系統(tǒng)內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響研究。

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