厭氧顆粒污泥的快速培養(yǎng)和特征分析

施云芬　孫萌　張更宇　關(guān)宏程

摘要：

培養(yǎng)厭氧顆粒污泥的自制反應(yīng)器進(jìn)水為養(yǎng)豬廢水，進(jìn)行不同惰性載體對(duì)厭氧顆粒污泥形成影響的對(duì)比實(shí)驗(yàn)。結(jié)果表明，添加大孔型陽離子交換樹脂的反應(yīng)器培養(yǎng)時(shí)間為39 d，COD去除率達(dá)到80%，并出現(xiàn)粒徑為2.50～3.00 mm的大顆粒污泥，產(chǎn)甲烷量為9.75 mL CH4·（g VSS·d）-1，與添加聚合鋁和粉煤灰的反應(yīng)器相比，產(chǎn)甲烷菌活性顯著強(qiáng)；添加惰性載體與未添加載體反應(yīng)器相比，培養(yǎng)時(shí)間縮短20%～45%，厭氧顆粒污泥活性相差14.00%±0.10%；參考Richards模型進(jìn)行產(chǎn)甲烷量和反應(yīng)器培養(yǎng)過程中出水COD建模，發(fā)現(xiàn)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)和模型數(shù)據(jù)對(duì)比偏差在0.50%±0.01%。

關(guān)鍵詞：

厭氧顆粒污泥；離子交換樹脂；聚合鋁；粉煤灰

中國(guó)的生豬養(yǎng)殖目前以分散式養(yǎng)殖為主，養(yǎng)豬廢水直接排放進(jìn)入水體或受雨水沖洗進(jìn)入水體，造成地表水、地下水及農(nóng)田的嚴(yán)重污染[1]。由于豬廢水中N、P含量較高，大多采用厭氧生物處理方式對(duì)其進(jìn)行水質(zhì)凈化。厭氧反應(yīng)器啟動(dòng)和運(yùn)行過程中厭氧顆粒污泥活性起到?jīng)Q定性作用。厭氧顆粒易沉淀具有特殊的強(qiáng)厭氧活性，控制反應(yīng)器中生物多樣性水平，其形成實(shí)質(zhì)是微生物固定化的一種形式，具有較高的沉降速度和產(chǎn)甲烷活性等優(yōu)勢(shì)[2]。Sabry[3]研究絮狀污泥和顆粒污泥在UASB反應(yīng)器中處理廢水效果，結(jié)果表明水力停留時(shí)間為2 h，容積負(fù)荷較高的條件下，絮狀污泥被沖出反應(yīng)器，而顆粒污泥在反應(yīng)器中不斷積累并且粒徑增大。Winkler等[4]依據(jù)球形粒徑的沉降速度受浮力、重力和阻力的影響，通過控制溫度和含鹽量濃度考察顆粒污泥沉降速度，結(jié)果表明，當(dāng)水溫從40 ℃變?yōu)? ℃時(shí)，隨著含鹽量的增加沉降速度減少。Ismail等 [5]發(fā)現(xiàn)處理高含鹽量廢水的UASB反應(yīng)器中添加Ca濃度為1 g·L-1對(duì)顆粒污泥形成有促進(jìn)作用。Palatsi等[6]基于脂肪是厭氧消化的主要基質(zhì)，在厭氧消化過程中，最初水解為甘油和長(zhǎng)鏈脂肪酸，然后轉(zhuǎn)化為氫氣和醋酸，繼而產(chǎn)生甲烷的機(jī)理，向批處理實(shí)驗(yàn)中添加膨潤(rùn)土作為對(duì)照劑，考察吸附對(duì)厭氧顆粒污泥中長(zhǎng)鏈脂肪酸的抑制情況，結(jié)果表明，膨潤(rùn)土濃度為0.5 g C18：1·L-1以上對(duì)油酸的抑制作用較為明顯，但是這種抑制作用是可逆的，后期產(chǎn)甲烷活性恢復(fù)表明部分β氧化劑在此階段不受限制作用。Simon等[7]采用排阻色譜法研究厭氧顆粒污泥中EPS特性，改變填料柱中極性和離子強(qiáng)度測(cè)定檢出線強(qiáng)度變化情況，發(fā)現(xiàn)在波長(zhǎng)為210或280 nm處對(duì)EPS色譜圖影響效果明顯。Costa等[8]在批處理試驗(yàn)中考察有機(jī)溶劑對(duì)厭氧顆粒污泥形態(tài)和生理特性的影響，在溶劑濃度為33 mg·L-1時(shí)，測(cè)定顆粒污泥相對(duì)生物量活性損失達(dá)到50%，然而在活性恢復(fù)階段，由于反應(yīng)器輕負(fù)載而導(dǎo)致生物質(zhì)在溶劑中飽和，測(cè)得COD去除率下降到30%。但由于厭氧顆粒污泥培養(yǎng)周期過長(zhǎng)，培養(yǎng)過程中存在外界條件的改變對(duì)顆粒污泥活性影響較大甚至導(dǎo)致活性消失等問題，從而延長(zhǎng)了厭氧反應(yīng)器啟動(dòng)時(shí)間。為解決上述問題，采用模擬工程實(shí)際的自制裝置，向反應(yīng)器中投入不同惰性載體，對(duì)各反應(yīng)器進(jìn)行階梯式逐步對(duì)比正交試驗(yàn)，縮短顆粒污泥培養(yǎng)時(shí)間，對(duì)現(xiàn)有厭氧處理提高培養(yǎng)顆粒污泥效率具有重要意義。

施云芬，等：厭氧顆粒污泥的快速培養(yǎng)和特征分析

1材料和方法

1.1反應(yīng)器的運(yùn)行

試驗(yàn)采用自制培養(yǎng)厭氧顆粒污泥的反應(yīng)器如圖1所示，反應(yīng)器外徑200.00 mm，內(nèi)徑d=181.40 mm，反應(yīng)器高度H=24.00 mm，反應(yīng)器的有效容積25.00 L，由有機(jī)玻璃材料制成；取樣口與反應(yīng)器瓶口間距離為160.00 mm。進(jìn)水系統(tǒng)采用2個(gè)水箱同時(shí)工作，1號(hào)進(jìn)水水箱內(nèi)有2個(gè)功率為100.00 W揚(yáng)程為3.20 m的潛水泵，提供足夠的水力剪切力，2號(hào)進(jìn)水水箱下端出水，由溫度控制儀控制進(jìn)水溫度維持在35 ℃左右。

圖1試驗(yàn)裝置圖

1號(hào)反應(yīng)器加入陽離子交換樹脂；2號(hào)反應(yīng)器不添加任何惰性材料；3號(hào)反應(yīng)器加入聚合鋁和粉煤灰；4號(hào)反應(yīng)器加入聚合鋁；5號(hào)反應(yīng)器加入粉煤灰。

反應(yīng)器每天運(yùn)行2個(gè)周期，每6 h為1個(gè)周期，每次進(jìn)水1 h，水力停留時(shí)間12 h，容積負(fù)荷在2.00 kg·（m3·d）-1，每周成比例提高進(jìn)水濃度。

1.2接種污泥和培養(yǎng)方式

試驗(yàn)采用吉林市酒精廠絮狀污泥作為接種污泥，接種量為0.20 L，濃度為1 023.00 mg·L-1。由于養(yǎng)豬廢水中有機(jī)物質(zhì)和N、P含量豐富，直接采用豬廢水啟動(dòng)反應(yīng)器。反應(yīng)器運(yùn)行過程中逐漸提高豬廢水濃度。培養(yǎng)過程分為3個(gè)階段，厭氧顆粒污泥馴化階段、顆粒污泥形成階段、顆粒污泥成熟階段。在各個(gè)階段開始培養(yǎng)時(shí)分別向各個(gè)反應(yīng)器中添加相應(yīng)的惰性介質(zhì)量100.00 mg。接種污泥指標(biāo)如表1所示。

1.3分析方法

COD、氨氮（NH+4-N）、堿度、MLSS等指標(biāo)均采用國(guó)家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[9]，胞外聚合物（EPS）按照dAbzac等[10]的提取法測(cè)定，揮發(fā)性脂肪酸（VFA）采用GCMS-QP2010質(zhì)譜聯(lián)機(jī)和頂空法氣象色譜儀定量分析，色譜柱流量為1.50 mL·min-1，進(jìn)樣口溫度為200 ℃，質(zhì)譜儀中離子源溫度為200 ℃、接口溫度為230 ℃，檢測(cè)器為MSD，檢測(cè)器電壓為075 kV，固定加載燈絲能量為70.00 eV，進(jìn)樣量為5.00 mL，顆粒污泥形態(tài)參照文獻(xiàn)[11]采用電子掃描電鏡對(duì)培養(yǎng)好的厭氧顆粒污泥進(jìn)行觀察。

2試驗(yàn)結(jié)果和討論及模型的建立

從厭氧顆粒污泥形成機(jī)理出發(fā)，接種污泥為絮狀污泥，對(duì)其進(jìn)行靜態(tài)馴化，使其適應(yīng)養(yǎng)豬廢水水質(zhì)，然后提高養(yǎng)豬廢水進(jìn)水濃度，進(jìn)行顆粒污泥形成階段、顆粒污泥成熟階段的培養(yǎng)。

2.1絮狀接種污泥顆粒化過程

馴化階段對(duì)5個(gè)反應(yīng)器同時(shí)進(jìn)行靜態(tài)培養(yǎng)，反應(yīng)器初始馴化水質(zhì)情況見表2。

培養(yǎng)期間每天通過反應(yīng)器取樣口測(cè)定COD濃度，并觀察顆粒污泥形成狀況。取樣口COD去除率達(dá)到85%以上時(shí)，表明絮狀污泥適應(yīng)養(yǎng)豬廢水水質(zhì)，污泥馴化階段結(jié)束[12]。馴化階段發(fā)現(xiàn)1號(hào)反應(yīng)器在馴化第6 d COD去除率達(dá)到81.32%，并且連續(xù)2 d保持為83.37%、82.49%，其余4個(gè)反應(yīng)器在馴化第7 d后COD去除率才陸續(xù)大于80.00%，各反應(yīng)器馴化成功結(jié)束時(shí)間分別為1號(hào)反應(yīng)器（10 d）>3號(hào)反應(yīng)器（11 d）>4號(hào)反應(yīng)器（14 d）>5號(hào)反應(yīng)器（17 d）>2號(hào)反應(yīng)器（23 d）。觀察各反應(yīng)器中污泥形態(tài)發(fā)現(xiàn)，馴化階段污泥結(jié)構(gòu)松散，污泥顏色均呈現(xiàn)出棕褐色。

顆粒污泥形成階段是根據(jù)取樣口COD濃度測(cè)定來表征的。當(dāng)COD去除率達(dá)到80%以上時(shí)，顆粒污泥形成階段結(jié)束。采用梯度進(jìn)水方式逐漸增大進(jìn)水濃度，進(jìn)水濃度由1 280.00 mg·L-1逐漸倍增至10 240.00 mg·L-1對(duì)各反應(yīng)器中污泥進(jìn)行培養(yǎng)。使用恒溫控制器對(duì)進(jìn)水水溫進(jìn)行實(shí)時(shí)測(cè)定，研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)外界條件溫差變化較大時(shí)，反應(yīng)器運(yùn)行系統(tǒng)在中溫條件下可以使厭氧顆粒污泥中產(chǎn)甲烷菌群活性最佳[1314]，故反應(yīng)器溫度確定在35 ℃。1號(hào)進(jìn)水水箱和2號(hào)進(jìn)水水箱交替進(jìn)行供水，較高的進(jìn)水流速會(huì)引起過高反壓力，污泥和廢水接觸表面積會(huì)減少并且導(dǎo)致水頭損失，進(jìn)而導(dǎo)致溢出泄露、性能不穩(wěn)定的問題，所以需保證培養(yǎng)過程中有足夠的水力剪切力[15]，最終確定進(jìn)水流量保持在0.04 L·s-1，容積負(fù)荷為4.52 kg COD·（L·d） -1。

各反應(yīng)器出水COD值和甲烷產(chǎn)生量測(cè)定結(jié)果表明，1號(hào)反應(yīng)器在該周期培養(yǎng)第27 d出水COD去除率為81.19%，甲烷產(chǎn)生量3.48 mL CH4·（g VSS·d）-1，與其余4個(gè)反應(yīng)器相比，培養(yǎng)效果明顯。觀察各反應(yīng)器內(nèi)污泥形態(tài)變化，發(fā)現(xiàn)顆粒污泥逐漸變大，且逐步呈現(xiàn)出灰黑色，而后各個(gè)反應(yīng)器陸續(xù)有細(xì)沙狀顆粒污泥出現(xiàn)。各反應(yīng)器中顆粒污泥形成順序?yàn)?號(hào)反應(yīng)器（16 d，3.48 mL CH4·（g VSS·d）-1）>3號(hào)反應(yīng)器（24 d，2.19 mL CH4·（g VSS·d）-1）>4號(hào)反應(yīng)器（28 d，2.76 mL CH4·（g VSS·d）-1）>5號(hào)反應(yīng)器（36 d，2.25 mL CH4·（g VSS·d）-1）>2號(hào)反應(yīng)器（66 d，2.01 mL CH4·（g VSS·d）-1）。

顆粒污泥成熟階段保持廢水進(jìn)水濃度12 000 mg·L-1，進(jìn)水流量提高到0.08 L·s-1，增大水力剪切力，使容積負(fù)荷為9.65 mL CH4·（g VSS·d）-1。1號(hào)反應(yīng)器在該階段第10 d COD去除率達(dá)到88.85%，產(chǎn)甲烷量在9.75 mL CH4·（g VSS·d）-1，測(cè)定其顆粒污泥性質(zhì)，VSS含量3114 mg·L-1，MLSS為14.11 mg·L-1，EPS（多糖）為30.08 mg·L-1，EPS（核酸）為94.42 mg·L-1。各反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥成熟后采用氣質(zhì)聯(lián)機(jī)儀測(cè)定廢水中各有機(jī)物質(zhì)含量如圖2所示。在掃描電鏡下觀察各反應(yīng)器中顆粒污泥形態(tài)如圖3所示。

圖2厭氧顆粒污泥成熟階段各反應(yīng)器中

有機(jī)物含量變化情況

圖31、3、4、5號(hào)反應(yīng)器中污泥在3個(gè)培養(yǎng)階段形態(tài)

Lotito 等[16]采用掃描電鏡觀察顆粒污泥形成過程，成熟的顆粒污泥粒徑在2.50～3.50 mm之間。實(shí)驗(yàn)在顆粒污泥培養(yǎng)成熟后觀察反應(yīng)器發(fā)現(xiàn)存在大顆粒污泥，顆粒呈現(xiàn)分散排布在反應(yīng)器底部，污泥床層明顯存在，占反應(yīng)器容積1/3左右。各反應(yīng)器培養(yǎng)顆粒污泥成熟階段順序?yàn)?號(hào)反應(yīng)器（11 d，975 mL CH4·（g VSS·d）-1）>5號(hào)反應(yīng)器（13 d，642 mL CH4·（g VSS·d）-1）>3號(hào)反應(yīng)器（15 d，866 mL CH4·（g VSS·d）-1）>4號(hào)反應(yīng)器（16 d，718 mL CH4·（g VSS·d）-1）>2號(hào)反應(yīng)器（27 d，453 mL CH4·（g VSS·d）-1）。整個(gè)厭氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中各反應(yīng)器COD去除率變化情況如圖4所示，各反應(yīng)器產(chǎn)甲烷情況如圖5所示。

圖4各反應(yīng)器培養(yǎng)過程中COD去除率變化情況

圖5各反應(yīng)器培養(yǎng)過程中產(chǎn)甲烷情況

整個(gè)培養(yǎng)過程中，各反應(yīng)器厭氧顆粒污泥形成時(shí)間順序?yàn)?號(hào)反應(yīng)器（39 d）>3號(hào)反應(yīng)器（50 d）>4號(hào)反應(yīng)器（58 d）>5號(hào)反應(yīng)器（67 d）>2號(hào)反應(yīng)器（116 d）。

2.2不同惰性載體對(duì)厭氧顆粒污泥形成的影響分析

厭氧顆粒污泥形成過程中，厭氧細(xì)菌在反應(yīng)器內(nèi)可以被惰性顆粒吸附進(jìn)而形成小的顆粒[17]。隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，顆粒不斷的吸附新的微生物，顆粒上的微生物隨之不斷繁殖并逐漸發(fā)育成為成熟的顆粒污泥。實(shí)驗(yàn)向厭氧培養(yǎng)裝置中投加的惰性載體為陽離子交換樹脂，其上的可交換離子是由許多活性基團(tuán)在水中由電離作用形成的，陽離子交換樹脂的可交換離子遇水時(shí)有向水中擴(kuò)散的傾向，在濃差擴(kuò)散和靜電引力兩種相反力的作用下形成雙電層式結(jié)構(gòu)；陽離子交換樹脂與粉煤灰和聚合氯化鋁相比，離子交換樹脂內(nèi)部的大孔道樹脂網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)保證了樹脂的交聯(lián)度強(qiáng)度，使離子交換樹脂在厭氧顆粒污泥形成過程中作為核心聚集污泥。

比較投加不同惰性載體反應(yīng)器中顆粒污泥性能發(fā)現(xiàn)，污泥形成過程中1號(hào)反應(yīng)器出水有機(jī)物含量明顯比其他反應(yīng)器少且其中的顆粒污泥在掃描電鏡下觀察具有表面疏松和大孔輸送通道的特點(diǎn)，說明顆粒污泥附著在離子交換樹脂上，由于離子交換樹脂孔道面積為600～1 300 m2/g[18]，縮短了顆粒污泥中產(chǎn)甲烷菌傳輸?shù)穆烦?，防止顆粒污泥形成過程中水解酸化菌的過度積累而導(dǎo)致反應(yīng)器酸化和中毒現(xiàn)象，顆粒表面出現(xiàn)明顯的分層現(xiàn)象易于甲烷的傳輸，這種特殊的結(jié)構(gòu)促進(jìn)了厭氧顆粒污泥的形成。

投加聚合鋁作為載體的反應(yīng)器中顆粒污泥形成時(shí)間比離子交換樹脂慢，原因可能是由于聚合鋁本身是絮凝劑，在反應(yīng)器中粘度較大，會(huì)將顆粒污泥連接成面狀，即使在較大的水力負(fù)荷沖擊下也起不到篩選顆粒污泥的作用，性能稍差的顆粒污泥仍會(huì)留在反應(yīng)器當(dāng)中；投加聚合鋁和粉煤灰的反應(yīng)器則因?yàn)樘砑恿朔勖夯遥捎陉庪x子表面活性劑對(duì)惰性載體的生物吸附作用有關(guān)[19]，降低了聚合鋁的粘度，粘度的降低使得顆粒污泥沉降速度加快[20]，故培養(yǎng)過程中添加聚合鋁和粉煤灰的反應(yīng)器比只投加聚合鋁的反應(yīng)器顆粒污泥形成速度快。

惰性劑的添加對(duì)顆粒污泥中產(chǎn)甲烷菌群動(dòng)力學(xué)活性有一定的影響[21]，圖4～5是各反應(yīng)器出水COD去除率和產(chǎn)甲烷情況。可以看出，各反應(yīng)器出水COD去除率變化規(guī)律相同，投加不同的惰性載體可以縮短絮狀污泥培養(yǎng)成厭氧顆粒污泥時(shí)間，且添加惰性載體的反應(yīng)器中顆粒污泥的產(chǎn)甲烷菌群活性與未添加惰性載體的反應(yīng)器中顆粒污泥相比提高了14.00%±0.10%，但是培養(yǎng)過程中顆粒污泥形成的機(jī)理沒有改變，說明顆粒污泥附著在惰性載體上，惰性載體疏松多孔的結(jié)構(gòu)促進(jìn)了顆粒污泥中水解酸化菌、產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌和產(chǎn)甲烷菌分解，惰性載體在顆粒污泥形成過程中起到了催化劑的作用，縮短了厭氧處理的啟動(dòng)時(shí)間，節(jié)省了厭氧處理成本。

2.3數(shù)學(xué)模型建立

厭氧顆粒污泥中微生物模型的研究逐漸成熟，正交試驗(yàn)的引入對(duì)于多參數(shù)試驗(yàn)測(cè)定來說快速方便[22]。應(yīng)用最為廣泛的是Logistic模型和Richards模型，其中Logistic模型假設(shè)氣體產(chǎn)率與微生物活性關(guān)系，代表已經(jīng)產(chǎn)生天然氣的數(shù)量和基質(zhì)濃度；Richards模型是Logistic模型的一種概括，引入第4個(gè)參數(shù)（d）使得曲線形狀更具有靈活度。

Fermoso等[23] 將Logistic模型和Richards模型結(jié)合起來，對(duì)采用運(yùn)行中定義參數(shù)（AO.BO）測(cè)定微量金屬鈷對(duì)厭氧顆粒污泥產(chǎn)甲烷活性的影響，建立模型：

SMA=（Vmax-V0）C0KM+C0+V0（1）

式中：SMA為產(chǎn)甲烷數(shù)；Vmax為最大產(chǎn)甲烷活性；V0為未添加金屬鈷反應(yīng)器中產(chǎn)甲烷活性；C0為金屬鈷濃度；KM為親和常數(shù)。

實(shí)驗(yàn)對(duì)Richards模型進(jìn)行改進(jìn)，得出添加不同載體厭氧反應(yīng)器中厭氧顆粒污泥產(chǎn)甲烷活性和反應(yīng)器出水COD之間的關(guān)系。模型假設(shè)條件：1）研究過程中外界條件恒定；2）在調(diào)查條件下，評(píng)估厭氧顆粒污泥中產(chǎn)甲烷菌活性的影響；3）制定合適的微生物媒質(zhì)及適應(yīng)的惰性載體；4）構(gòu)造預(yù)測(cè)用于厭氧顆粒污泥形成微生物學(xué)模型。建立模型如下所示：

式中：y為累計(jì)甲烷生產(chǎn)；A為基質(zhì)COD濃度，mg·L-1；d為曲線斜率；μm為產(chǎn)甲烷率，mg·L-1；e為exp（1）=2.718；λ為水力停留時(shí)間，h；t為培養(yǎng)時(shí)間，h。

通過對(duì)基質(zhì)出水COD濃度變化求導(dǎo)獲得最佳基質(zhì)COD濃度As，與產(chǎn)甲烷率μm比照，代入所測(cè)數(shù)據(jù)，計(jì)算出累計(jì)產(chǎn)甲烷量數(shù)值，與實(shí)際測(cè)得累計(jì)產(chǎn)甲烷量進(jìn)行比較，各反應(yīng)器數(shù)據(jù)偏差在0.5%±001%之間，計(jì)算結(jié)果與實(shí)際符合。

3結(jié)論

1）向反應(yīng)器中添加惰性載體可以加快厭氧顆粒污泥形成，添加惰性載體的反應(yīng)器中顆粒污泥的產(chǎn)甲烷菌群活性與未添加惰性載體的反應(yīng)器中顆粒污泥相比提高了14.00%±0.10%。

2）陽離子交換樹脂作為載體用于培養(yǎng)厭氧顆粒污泥具有很好的效果。其大孔徑促進(jìn)分散的污泥快速聚集，高分子性能可以增強(qiáng)產(chǎn)甲烷菌的活性，本實(shí)驗(yàn)通過添加陽離子交換樹脂利用39 d快速完成厭氧顆粒污泥的培養(yǎng)。

3）改進(jìn)Richards模型，使之適用于厭氧顆粒污泥產(chǎn)甲烷率和反應(yīng)器出水COD的模型建立。結(jié)果發(fā)現(xiàn)數(shù)據(jù)偏差在0.50%±0.01%，得出各載體對(duì)提高產(chǎn)甲烷活性影響順序?yàn)殡x子交換樹脂>聚合鋁和粉煤灰>聚合鋁>粉煤灰。

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（編輯薛婧媛）