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畜禽养殖废水处理工艺

发布时间:2017-7-16 9:25:23  中国污水处理工程网

  近年来,畜禽养殖业趋于规模化发展,其产生的废水对环境的影响日益突出。研究表明,2010 年我国畜禽养殖业所排放的化学需氧量(COD)、总氮(TN) 和总磷(TP) 分别占农业面源污染的95. 78% 、37. 89% 和56. 30% 。养殖废水具有排水量大、有机质浓度高和氮磷营养元素含量高等特征,污水中常伴有消毒水、重金属、残留的兽药以及各种人畜共患病原体等污染物的特点,处理难度大。如何高效快速处理畜禽养殖废水是近年来研究的重点之一。

  厌氧折流板反应器( anaerobic baffled reactor,ABR) 是由美国斯坦福大学的MCCARTY 等 于80年初提出的一种高效厌氧反应器,其在对高浓度有机废水和有毒难降解废水的处理中具有特殊的优势 ,譬如,在处理畜禽养殖废水方面取得了较好的效果。对于ABR 反应器来说,颗粒污泥是决定ABR 反应器高负荷处理能力的关键因素。ABR 启动的目的就是形成成熟的厌氧颗粒污泥,这个过程一般需要2 ~ 8 个月 ,传统的ABR 启动方式一般有2 种:分别为固定进水基质浓度而逐步缩短HRT 的启动方式和固定HRT 而逐步增大进水基质浓度启动方式,采用前一种方式启动的ABR 在COD 去除率、运行稳定性和污泥流失量等方面均优于后一种方式 。姜潇研究ABR 时采用第二种启动方式,接种污泥取自北京某污水处理厂的中温消化池污泥和少量的厌氧颗粒污泥,由于在操作的过程中遇到意外情况时均保持原来的操作条件,从而导致启动时间延长到300 d;李文昊采用接种未驯化的非颗粒污泥,逐步提高进水负荷和降低HRT 相结合的方式,并投加颗粒活性炭加速颗粒污泥形成,控制反应温度在35 ℃ ,最终有机容积负荷达到8. 00 kg COD·(m3 ·d) - 1 条件下,ABR 启动时间为70 d。针对反应器的启动时间过长的问题,国内外学者已经通过采用一些强化措施促进UASB 中污泥颗粒化过程, 加速反应器的启动, 相应的技术方法包括: 添加多价阳离子( Ca2 + 、Mg2 + 、Al3 + 和Fe2 + )、天然高分子物质(甲壳素、竹炭颗粒以及各种植物提取物)、人工合成高分子物质( 阳离子高分子AA 180 H 等)、有机-无机杂化高分子物质和惰性材料( 聚乙烯醇凝胶球、聚乙烯块) ,使用零价铁床等。研究表明,这些强化技术均在各自的优化条件下大多缩短了颗粒污泥的适应和生长时间,但并不一定能够提高反应器的COD 去除效果 。

  上述强化技术主要应用在UASB 的启动中,但针对ABR 加速启动的系统研究较少。本文拟借鉴UASB 的加速启动方式,即采用接种成熟颗粒污泥的方法进行ABR 的加速启动,探讨ABR 处理模拟畜禽养殖废水的启动过程以及合适的操作条件。

  1 实验部分

  1. 1 实验装置

  反应器的长× 宽× 高= 550 mm × 102 mm × 255mm,超高35. 39 mm,有效容积12. 32 L。第1 格室(160 mm × 102 mm × 255 mm)的容积是2、3、4 和5格室(80 mm × 102 mm × 255 mm)的2 倍,能更有效的去处悬浮物,而第5 格室后加60°的倾角的沉降格室。

  1. 2 实验用水及接种污泥

  1. 2. 1 实验用水

  实验所用进水为人工配制的模拟畜禽养殖废水,COD ∶ N = (10 ~ 25) ∶ 1,以葡萄糖为碳源,氯化铵Mg、K 以及Al、Co、Fe、Cu、Mo、Ni、Zn 等微量元素 以保证污泥的正常生长,本实验所用试剂均为分析纯。

  1. 2. 2 接种污泥

  ABR 各格室的接种污泥为UASB 反应器的厌氧颗粒污泥,接种体积占ABR 各格室体积的1 /3 左右。该接种污泥呈椭圆球状,表面光滑,表1 给出了其基本性质。可见,这些厌氧颗粒污泥中位直径为0. 89 mm,结构较为密实。

表1 接种污泥的基本性质

  1. 3 实验方法

  对接种厌氧颗粒污泥后的ABR,采用逐步升高负荷的方式进行启动。在启动过程中,固定停留时间为24 h,调节进水碱度,反应器温度在20 ~ 35 ℃ 之间,当出水COD 去除率达到60% 以上时,再稳定运行5 ~ 7 d,确保出水中VFA 和pH 分别在0 ~ 0. 2 和6. 8 ~ 7. 5 之间,然后逐步提高有机负荷30% 左右,继续上述启动过程;当进水有机负荷为5. 7,COD 去除率在80% 以上,即可认为ABR 启动完成。在上述启动过程,定期测定ABR 各格室和进出水的相关指标。COD 使用COD 快速测定仪进行测定(CTL-12,华通,河北承德),VFA 采用气相色谱法(SP3420A,北分瑞利)测定,DO 使用溶解氧电极进行测定(DO-958-S,China)。混合液悬浮固体浓度(MLSS)、挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)、污泥沉降比(SV)和污泥体积指数(SVI)参照标准方法测定。污泥的粒度使用激光粒度仪测定。反应器启动成功后,测定污泥微生物群落结构及多样性按照文献中程序和方法进行,主要包括:提取DNA、细菌16Sr DNA 片段的PCR 扩增、PCR 产物的变性梯度凝胶电泳(DGGE)分析、DGGE 图谱中优势条带的回收与测序以及序列片段分析等步骤。在ABR 操作条件的优化过程中,采用单因子实验方法,通过比较不同的水力停留时间或温度条件下ABR 的处理效果,获得反应器的最佳操作条件。

  2 结果分析与讨论

  2. 1 ABR 的快速启动过程

  2. 1. 1 有机污染物的去除效果

  图2 为ABR 启动过程中出水COD 及其去除率的变化曲线。如图所示,ABR 启动过程可以分为5个阶段,每个阶段平均运行时间为两周左右。在第1 阶段(1 ~ 13 d), ABR 进水COD 控制在2 000mg·L - 1 ,对应的有机负荷(OLR) 为2. 0 kg COD·(m3 ·d) - 1 ;起初,ABR 在常温下运行,出水COD在1 000 mg· L - 1 以上, 然后控制反应器温度在32 ℃ 左右, ABR 出水的COD 逐步下降到500mg·L - 1 以下,去除率最终大于75% 。在第2 阶段(14 ~ 26 d) 中设定OLR 为2. 5 kg COD·( m3 ·d) - 1 ,ABR 进水COD 控制在2 500 mg·L - 1 左右,其去除率在80% 左右,最高时可达90% 以上。进入第3 阶段(27 ~ 44 d) ,ABR 进水COD 控制在3 250 mg·L - 1 ,由于反应器保温设施运行不稳定,导致该阶段ABR 的COD 去除率不稳定;出水COD 在启动32 d 左右开始突然上升,相应的COD 去除率甚至出现低于40% 的现象,尽管如此,ABR出水pH 保持在6. 7 ~ 7. 2 之间,VFA 低于3. 0 mmol·L - 1 ,表明反应器并没有发生酸化;这种现象一直持续到第4 阶段(45 ~ 56 d) 结束,当进水COD 在4 400 mg·L - 1 时,ABR 的COD 去除率仍然较低( < 60% ) 。为了改善这种情况,在此阶段后期对ABR 的保温设施进行维修,以确保反应器的运行温度控制在32 ~ 35 ℃ ,在第5 阶段(57 ~ 64 d) ,ABR 有机负荷设定为5. 7 kg COD·( m3 ·d) - 1 ,进水COD 在5 700 mg·L - 1 ,反应器的出水COD 逐步降低,COD 的去除率最终稳定在98% 左右,表明ABR 启动成功。

  上述结果表明,采用接种成熟颗粒污泥的方法可以在保持高负荷处理能力的条件下成功启动ABR。徐金兰等采用接种厌氧消化污泥的方法启动ABR,其容积负荷从0. 85 kg COD·(m3 ·d) - 1 提高到1. 50 kg COD·(m3 ·d) - 1 运行了60 d 左右;李文昊(2010)采用颗粒活性炭加速启动厌氧消化污泥及接种下水道污泥混合物的方式启动ABR,其容积负荷达到8. 00 kg COD·(m3 ·d) - 1 、COD 去除率超过80% 运行了70 d 的时间。可见,采用成熟颗粒污泥接种或者其他加速启动的方式均可缩短ABR 的启动时间。

  2. 1. 2 VFA 与甲烷产生量的变化特征

  图3 给出了ABR 启动过程中VFA 和出水pH 的变化曲线。由图3(a)可见,随着ABR 的启动,第1 格室的VFA 变化幅度较大(0. 1 ~ 1. 1 mg·L - 1 );同时,出水中VFA 随着ABR 的启动进程整体上逐渐降低并趋于稳定,最终低于0. 2 mg·L - 1 ,证明本研究中的ABR 在启动过程中运行状态逐渐趋于稳定。此外,VFA 的组分分析表明:其主要成分为乙酸、丙酸和丁酸,几乎未发现异戊酸和戊酸组分;其中丙酸组分占VFA 的比例超过50% ,说明丙酸发酵是ABR 水解酸化的主要过程。ABR 启动初期,出水的pH 持续下降并接近5. 5(见图3(b)),相应的VFA 浓度在0. 4 mg·L - 1 左右(见图3(a)),并且ABR 对COD 的去除效果很差(见图2),这是由于反应器进水碱度不足(1 000 mg·L - 1 ,以CaO 计),其酸化环境不适宜ABR各格室中的厌氧微生物的活动。通过及时提高进水碱度至1 500 mg·L - 1 (以CaO 计),ABR 出水的pH在6. 5 ~ 7. 5 之间波动。

  ABR 启动过程中的产气量如图4 所示。在图4(a)中,总产气量随着ABR 的启动总体呈上升趋势,在50 ~ 60 d 期间由于反应器温度降低而出现明显下降;启动成功后,总产气量超过25 L·d - 1 。图4(b)中各格室的产气量排序为:Ⅰ > Ⅱ > Ⅳ > Ⅴ > Ⅲ,第1 格室的产气量是第2 格室的4 倍左右,表明通过接种颗粒污泥同步启动ABR 处理模拟畜禽养殖废水,并未完全实现产酸相与产甲烷相的有效分离,这一结果与以前的研究结果不一致。在本研究中,采用的是接种厌氧颗粒污泥启动反应器,进水有机物为易降解的葡萄糖,且第1 格室的污泥浓度相对较高、体积较大,所以模拟废水进入第1 格室后迅速被降解为单分子有机酸,然后被产甲烷菌继续反应生成甲烷气体。

  2. 1. 3 厌氧颗粒污泥的生长特征

  图5 是ABR 启动过程中厌氧颗粒污泥中位直径和二维分形维数的变化曲线。由图5(a)可知,颗粒污泥的中位直径并不是随着ABR 的运行呈线性增长,在反应器启动初期,污泥生长速度缓慢,随着反应器的运行,有机物浓度逐渐增加,颗粒污泥的生长速度也逐渐增快。经过64 d 的启动以后,ABR 5 个格室中颗粒污泥的中位直径分别达到了(第1 到第5 格室)1. 58、1. 42、1. 32、1. 28 和1. 18 mm。和姜潇的研究结果在同一量级上。此外,ABR 启动阶段颗粒污泥的平均生长速度(10 - 3 mm·d - 1 ) 分别是10. 8、8. 3、6. 7、6. 1 和4. 5。一般情况下,二维分形维数(D2 )表示颗粒的致密程度,其值越接近于2 表明颗粒的结构越致密。图5(b)显示,随着ABR 启动时间的延长,5 个格室中的污泥D2 均呈下降趋势,在启动的第1 阶段下降趋势最为明显,由最初的2. 06 下降到1. 63 ~ 1. 80 之间,说明随着颗粒污泥尺寸的增加其致密程度不断下降。此后,污泥D2 的下降趋势逐渐趋于平缓,并且在启动的第3 和第4 阶段出现了上升趋势。在ABR 完成启动之后,污泥的D2 为1. 80 ~ 1. 86,较原始颗粒污泥有所下降。

  2. 2 ABR 成熟厌氧颗粒污泥

  2. 2. 1 理化特征

  表2 为ABR 启动成功后各格室颗粒污泥的理化特征。可见,ABR 第3 格室中颗粒污泥的MLSS 在5. 0 ~ 10. 0 g·L - 1 之间 ,其他格室中厌氧颗粒污泥的MLSS 均大于10. 0 g·L - 1 。第1 格室厌氧颗粒污泥的有机组分的比例为77. 00% ,第2、3、4 和5 格室均大于89% ,远高于姜潇的50% ,高于接种污泥。说明反应器各格室污泥中生物质的含量普遍较高,这可能是由于接种污泥为UASB 中的颗粒污泥、ABR 的高负荷启动和运行等因素所导致的结果。反应器各格室中污泥颗粒的沉降比(SV)大小顺序为I> Ⅱ > Ⅴ > Ⅲ > Ⅳ。从污泥体积指数(SVI) 可以看出,第4 格室中颗粒污泥的SVI 最小,第2 格室中的SVI 最高。这表明第2 格室中颗粒污泥的沉降性能和压缩性能最好,而第4 格室最差,高于提出的颗粒污泥SVI 为10 mL·(g SS) - 1 的数值。

表2 ABR 启动成功后各格室颗粒污泥的理化特征

  2. 2. 2 微生物学特征

  ABR 各格室中厌氧颗粒污泥样品所提取总DNA如图6 所示,并对其进行PCR 扩增及DGGE 分析得到的DGGE 指纹图谱,其中每一条带代表一种或着几种微生物,且条带的亮度与微生物含量正相关,条带亮度较大的条纹是污泥中的优势生物群。微生物群落的种群结构和数量在ABR 格室中存在明显演替过程。从图6 可以看出,ABR 从第1 格室到第5 格室微生物的种类和丰度依次递减。序列3、5、6、7、13、16、20 和21 在各个格室中存在,序列13 在第1 格室最为明显,并且在后面格室中逐渐减弱,序列8、9 以及14 从第4 格室才开始出现,不同条带在不同格室中亮度不同。这些现象表明在ABR 不同格室中微生物群落发生了演替,主要是因为ABR 不同格室的基质浓度以及上清液pH 不同,导致适合其生长的微生物群落不同。



表3 DGGE 测序条带的亲缘关系

  图7 为采用MEGA5 软件,Neighbor-joining 法构建系统发育树,自展数(bootstrap)为100。从DGGE结果中可以看出有很多完全属于同一物种的条带:Pseudomonas fluorescens、Pseudomonas syringae 和CQ5-3,CQ1-1、CQ1-2、CQ1-3 和Raoultella omithinolytica等组合,它们每一组在系统发育树中都完全处于同一个OTUs (Operational taxonomic units)。选取DGGE 图谱中比较有代表性的21 条条带,进行目标序列以及相关性序列的对比分析(见表3)。由表3可知,除了样品2 和样品19 的相似比例仅为92%和93% 外,其余条带与基因库中已有物种的相似比例都在95% 以上。计算出主要条带序列所占比例,序列最相似的产酸菌包括:Raoultella ornithinolytica、Uncultured Clostridiales bacterium、Staphylococcus sp. 、Propionibacterium sp. 、Uncultured Acidobacteria bacterium、Brevibacterium casei 等,产甲烷菌为UnculturedFirmicutes bacterium 等,产氢菌为Uncultured Clostridiumsp. 等。

  2. 3 ABR 运行过程的优化

  2. 3. 1 水力停留时间的影响

  图8 为HRT 对ABR 去除COD 和氨氮的影响曲线,以竖线为间隔,从左到右依次为48、36、24 和12 h。由此可见,当HRT 分别为48 和36 h 时,ABR的处理效果比较稳定。当HRT 缩短到24 h 时,COD的去除率依旧保持在80% 以上,氨氮的去除率开始升高;继续缩短HRT 为12 h,污泥负荷随之增加,导致COD 和氨氮的去除率均有明显降低。结合表4 的平均去除率可知,该ABR 适合的HRT 为24 h。



表4 不同水力停留时间下污染物的平均去除率

  2. 3. 2 反应器温度

  图9 为温度变化对ABR 处理效果的影响曲线。当反应器温度为18 ℃ 时,COD 去除率在45% ~ 70%区间内波动,其平均值为61. 91% ;当温度上升到32 ℃ 后,ABR 的COD 平均去除率增加到81% 。由此可见,ABR 在中温条件下运行效果更好。已有的研究表明,ABR 中污泥微生物适合在中温条件下生长;降低温度会导致污泥中絮状沉淀增多,产生大量细胞残骸,对微生物种群结构和数量产生不利的影响 。

  2. 4 ABR 的运行稳定性研究

  ABR 启动成功后,进水COD 为5 000 mg·L - 1 ,氨氮浓度为500 mg·L - 1 ,HRT 控制在24 h,ABR 的运行状况如图10 所示,1 ~ 38 d 的运行中,温度控制在(32 ± 1)℃ ,COD 去除率保持在80% 以上。在ABR 的后续运行过程中,反应器温度降低到室温,出水COD 开始波动,但COD 去除率依然保持在60%以上。这表明ABR 在处理模拟畜禽养殖废水的下过程中具有较为稳定的运行效果,并在一定程度上能够抵抗温度降低的影响。具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

  3 结论

  1)针对模拟畜禽养殖废水的处理,通过接种厌氧颗粒污泥和逐步提升负荷的方式可以在64 d 内完成ABR 的启动。启动成功后ABR 的OLR 可达5. 7,COD 平均去除率可达98% 。

  2)成功启动之后反应器中颗粒污泥浓度在7.14 ~26. 17 g·L - 1 之间,中位直径从0. 89 mm 增长到1. 18 ~1. 58 mm,平均增长速度为7. 28 × 10 - 3 mm·d - 1 。接触营养物质越多的格室污泥活性越好、颗粒污泥增长越快。成熟颗粒污泥结构相对疏松,致密程度低于接种污泥。

  3)PCR-DGGE 分析结果表明,ABR 从第1 格室到第5 格室微生物的种类和丰度依次递减,不同格室中微生物群落发生了演替。其中序列最相似的产酸菌包括:Raoultella ornithinolytica、Uncultured Clostridialesbacterium、Staphylococcus sp. 、Propionibacterium sp. 、Uncultured Acidobacteria bacterium、Brevibacterium casei等,序列最相似的产甲烷菌Uncultured Firmicutes bacterium 等,以及序列最相似的产氢菌Uncultured Clostridiumsp. 等。

  4)在进水COD 和氨氮浓度分别为5 000 mg·L - 1 、500 mg·L - 1 ,碱度为2 000 mg·L - 1 (以CaO 计),HRT 为24 h,运行温度(32 ± 1)℃ 时,运行效果较好。相应的COD 去除率稳定在80% 以上。

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