周 露，李 橋，劉 俊

(1.重慶大學a.建筑城規(guī)學院；b.山地城鎮(zhèn)建設與新技術教育部重點實驗室，重慶400030；2.中國水電顧問集團成都勘測設計研究院，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域發(fā)展較快的技術，也是實現“一控雙達標”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、低廉的運行成本以及小限度的剩余污泥產量和能量的可回收利用逐步成為國內外厭氧處理的主流技術[2－3]。在過去的十幾年中，UASB工藝已經在許多國家成功應用于工業(yè)廢水和城市污水的處理，特別是在巴西、美國、歐洲以及東南亞等氣候炎熱的國家地區(qū)應用廣泛[4－6]。然而，從污水處理的經濟適用性和處理技術的普及推廣價值來看，應用UASB工藝處理低溫城市污水具有更為重要的實際意義與科學價值，有必要對其在寒冷地區(qū)城市污水的處理特性進行系統研究?；钚愿?、沉淀性良好和穩(wěn)定的顆粒污泥的形成，能使系統內的微生物在短時間內適應水質，降低系統的維護與出水后續(xù)處理費用，是UASB穩(wěn)定運行的基礎。在試驗研究中，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負荷方法，但在實際應用中接種獲得大量的顆粒污泥很難實現，而且逐步提高有機負荷的啟動周期較長，受水質影響較大[7－8]。另外，在啟動過程中投加大比表面積的顆粒物質也被證實可以縮短啟動時間，這些惰性顆粒不僅能夠成為微生物附著載體，而且能夠彌補反應過程中堿度流失，使UASB在室溫條件下的啟動時間降低[9－10]。然而，溫度的降低會導致微生物代謝能力下降，通過相互布朗運動及胞外聚合物產生能力的抑制延緩顆?；^程，延長UASB在低溫狀況下的啟動時間，甚至導致工藝的啟動失敗[7]。

基于上述背景并考慮實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廢水促進顆粒化的可行性，并與逐步提高有機負荷啟動方式進行對比，對啟動過程中系統運行效能和微生物特性進行分析，并對形成的顆粒污泥特性進行初步探討，為后續(xù)研究和實際應用提供一定的基礎。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗裝置與材料

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

圖1 UASB試驗裝置圖

反應器內溫度通過恒溫循環(huán)器(DTY－15B)生產低溫自來水泵入設置在系統外部的低溫槽循環(huán)流動實現，根據當地污水水溫10—3月份的實測情況將原水溫度控制在15℃。試驗進水采用蠕動泵控制，在原水投加給水廠生產污廢水后直接泵入反應器，投加量為40mg／L Al3＋。產生氣體通過水封瓶與濕式氣體流量計控制，剩余污泥通過反應器底部排泥管排放。反應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，污泥容積指數為42mL／g·SS。生產廢水取自重慶某飲用水處理廠澄清池排泥水，水質特性見表1。

表1 水廠生產廢水水質

1.2 試驗用水與分析方法

試驗原水采用人工合成污水，COD通過投加啤酒來提供，營養(yǎng)元素通過投加氯化銨和KH2PO4實現，堿度和pH值由NaHCO3和NaOH調控，微量元素液的投加量為1mL／L(配方見文獻[11])。原水主要水質參數見表2。

表2 試驗人工合成原水水質

水質指標中COD，SS和MLSS等的測定均采用國家環(huán)?？偩诸C布的方法進行[12]。出水中甲烷含量通過亨利定律計算。揮發(fā)性脂肪酸和氣體組成通過氣相色譜測定(AGILENT GC4890)，檢測器分別為FID和TCD。生物最大比產甲烷活性測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：從反應器內取一定量污泥，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，然后將各個分樣篩截留的污泥收集，在105℃下烘干、稱重，計算不同粒徑范圍的污泥所占比例。

2 試驗結果與討論

2.1 啟動方式及啟動期系統運行狀態(tài)

高溫狀態(tài)下(35℃以上)，UASB的啟動方式一般為直接接種顆粒污泥或厭氧污泥，逐步提高有機負荷使反應器達到設計負荷和穩(wěn)定的運行狀態(tài)[7]。本試驗參考高溫狀態(tài)的啟動方式，在每個有機負荷狀況下系統達到穩(wěn)定狀態(tài)后通過增加進水流量逐步提高負荷。初期采用有機負荷為0.25kgCOD／(m3·d)的低負荷狀態(tài)運行，相應水力停留時間為48 h，而后逐步提升有機負荷至0.50kg COD／(m3·d)，1.0kg COD／(m3·d)，2.0kg COD／(m3·d)，4.0kg COD／(m3·d)，相應水力停留時間分別為24h、12h、6h和3h。

整個啟動期COD去除效率及有機負荷增長情況如圖2所示?？梢钥闯?，在低負荷期啟動初期，由于原水溫度較低，接種污泥對水溫適應性較差，A反應器對COD的去除能力很低，有20d的時間里COD去除效率低于20%。與反應器A相比，反應器B的原水經過生產廢水中鋁鹽的絮凝與吸附作用，該作用與接種污泥協同去除約30%的COD。在經歷了初期的低溫抑制作用后，2個系統內污泥逐漸適應原水溫度，隨著啟動周期的延長和有機負荷的提高，系統內微生物經歷快速生長，2種啟動方式的COD去除率不斷升高，但添加生產廢水方式COD去除率增長更快，在有機負荷達到2kgCOD／(m3·d)后，2種啟動方式的COD去除率都達到70%以上。

與COD去除效果和速率增長狀況不同，2種啟動方式達到穩(wěn)態(tài)的有機負荷時間具有明顯差異。在所有的有機負荷條件下，投加生產廢水的反應器B都具有較短的適應期，在達到最大有機負荷4.0kg COD／(m3·d)時，其達到穩(wěn)定COD去除率時間約為115d，而反應器A對有機負荷的提高適應周期較長，其達到最高有機負荷的時間約為148d，強化啟動方式較常規(guī)啟動方式達到最高負荷約縮短30d。

圖2 啟動期COD去除效率與有機負荷變化

由于顆粒污泥或者污泥床的形成與懸浮固體直接相關，因此一般將出水中懸浮物的濃度做為判斷UASB工藝啟動階段的指標(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，造成出水SS濃度偏高，而添加生產廢水后，通過鋁鹽的絮凝提高了污泥沉降性，減低了微生物洗出率，使反應器B的SS處理效率提高。在經歷約1周的污泥洗出期后，接種污泥逐步適應低溫水質，SS去除率有所提高。隨著反應時間的降低，系統有機負荷的增加使底物與微生物接觸充分，反應器內微生物經歷快速生長期，顆粒污泥的逐步形成，系統對SS的去除逐漸穩(wěn)定，在啟動期結束時，2種啟動方式對SS去除率接近80%。

圖3 啟動期SS去除效率與有機負荷變化

表3為啟動期不同階段微生物濃度隨反應器高度變化情況。在2種啟動方式下，污泥濃度均隨與啟動時間和有機負荷呈正相關關系。在系統啟動初期，由于接種污泥絮體較松散，系統內污泥隨進水流化程度較高，有部分洗出。隨著顆粒化的進行，反應器底層積累的顆粒污泥量日益增多，并逐漸在反應區(qū)形成密實的污泥床?？偽勰嗔坑嬎憬Y果表明，傳統啟動方式下污泥增長速率為0.029g VSS／d，而投加生產廢水對生物量的生長促進較為明顯，其平均污泥增長速率為0.034g VSS／d。

表3 啟動期微生物濃度隨反應器高度變化

2.2 啟動期發(fā)酵產氣與顆粒污泥粒徑分析

反應器A和B在啟動期產氣特性如圖4所示?？梢钥闯?，2個反應器在啟動過程中甲烷產生速率都與有機負荷和COD降解速率呈正相關關系。值得注意的是，由于原水溫度較低，顆粒污泥的產甲烷活性受到抑制，盡管系統產氣量隨著有機負荷的增加逐步升高，但是在提高有機負荷后的穩(wěn)定運行期，甲烷產率僅與有機物的降解速率有關，表明低溫條件下UASB系統產甲烷能力與顆粒污泥的形成過程和反應進程沒有直接關系。

圖4 啟動期產氣特性

啟動期顆粒污泥粒徑分布如圖5所示。

圖5 啟動期顆粒污泥粒徑分布

2種啟動方式污泥絮體或顆粒粒徑均隨有機負荷的增加逐漸增大。由于生產廢水中鋁鹽的絮凝作用，反應器B在第60d左右(有機負荷為1.0kgCOD／(m3·d))時底部出現直徑為0.5～1.0mm的細小顆粒污泥。隨著有機負荷的增加，污泥成層及產生氣體促進了污泥的顆?；^程，在經過40d的快速成長后，顆粒污泥粒徑達到2.0mm。盡管培養(yǎng)中后期，系統的有機負荷有所增加，但顆粒污泥粒徑增加緩慢，表明系統內部已經形成了成熟、穩(wěn)定的顆粒污泥。與反應器B相比，反應器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?；^程，直到第95d在系統內出現顆粒污泥，其中50%以上污泥粒徑在0.2～1.0mm之間。當培養(yǎng)結束時，反應器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。

為進行更為直觀的比較，將完成顆?；瘯r間定義為系統內10%污泥粒徑超過2mm時所需時間。因此，反應器A完成顆粒化時間為120d，而反應器B為95d。與反應器A相比，反應器B中污泥濃度、污泥粒徑及對COD的降解能力都較高，表明通過在原水中添加水廠生產廢水能夠促進污泥顆?；M程，縮短啟動周期。生產廢水中的鋁鹽通過初期的絮凝作用，降低體系的ξ電位，并且對細胞表面的負電荷起到架橋作用，促進污泥顆?；^程。

2.3 啟動期最大比產甲烷菌活性分析

表4描述了啟動期2種啟動方式顆粒污泥產甲烷活性對比情況?？梢钥闯觯磻鰽的產甲烷活性在啟動期隨著有機負荷的增加逐漸升高，由接種時的0.28kg CH4－COD／kgVSS·d增加到試驗結束期的1.30kgCH4－COD／kgVSS·d。與反應器 A相比，反應器B中污泥活性在培養(yǎng)前60d逐漸增加，60d時的污泥活性為1.26kg CH4－COD／kgVSS·d，隨著有機負荷的提高，反應器B內污泥活性有所降低，主要是由于在60d的培養(yǎng)過程中，反應器B內形成了少量較大粒徑的顆粒污泥，相應的污泥量有所提高(表2)。由于基質擴散阻力隨顆粒粒徑增加而增大，導致底物向顆粒的內部傳質能力降低，降低了微生物活性。另外，由于微生物細胞中鋁離子含量很低，投加生產廢水促進了鋁離子與微生物胞外多糖聚合物的反應，導致污泥表面和顆粒中存在鋁鹽的聚集，這可能也是導致反應器B內產甲烷活性下降的原因。

表4 啟動期產甲烷活性比較(kg CH4－COD／kgVSS·d)

3 結論與建議

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

2)添加生產廢水強化啟動較常規(guī)啟動方式對有機負荷提高適應性較強，而且具有較高的COD去除效率和微生物增長速率。

3)建議在后續(xù)研究工作中進行生產廢水投加量、投加方式、投加生產廢水對系統內微生物群落結構的影響研究。

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