畜禽养殖废水处理工艺

1、畜禽养殖废水处理工艺近年来，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

2、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

3、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 C ,最终有机容积负荷达到 8. 00 kg COD 2 （m3 2 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

4、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实验装置反应器的长3 宽3 高=550 mm3 102 mm3 255mm，超高35. 39 mm有效容积12.

5、 32 L。第 1 格室（160 mm 3 102 mm 3 255 mm）的容积是 2、3、4 和 5 格室（80 mm 3 102 mm 3 255 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。2020 W 50 与;_162.刈 皿网“植型 JU 99图1小试AHR示意图验用水及接种污泥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 = （1025）： 1,以葡萄糖为碳源，氯化钱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。2 接种污泥ABR各格室的接种污泥为 UASB反应

6、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污泥种类MJ.SSZ(s iL)MIASS/(ft * 1-1 )Jjhj / m m1 ASB2 1.600. (H)0. N91.招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2035 C之间，当出水COD去除率达到60% 以上时，再稳定运行57 d,确保出水中 VFA和pH分别在00. 2 和6

7、. 87. 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

8、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汾析、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

9、000mg2 L - 1 , 对应的有机负荷(OLR)为2. 0 kg COD 2 (m3 2 d) - 1 ; 起初,ABR 在常温下运行，出水CO疏1 000 mg? L - 1以上，然后控制反应器温度在 32 C左右，ABR 出水的COD逐步下降到500mg2 L - 1以下，去除率最终大于 75%。在第2阶段(1426 d) 中设定 OLR 为 2. 5 kg COD 2 ( m3 2 d) - 1 ,ABR 进水 COD控制在 2 500 mg2 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(2744 d) ,ABR 进水COD控 制在3 250 m

10、g 2 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. 77. 2 之间,VFA低于3. 0 mmol 2 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(4556 d)结束，当进水COD在4 400 mg? L - 1 时,ABR的COD去除率仍然较低( n W V 出，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

11、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BI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。rq :=_)rq :=_)图3 ABK忘动过程中VFA刊出水的变化0V-g -1Ji*o 1 工一 一一一 L 工 一L 一 J ：20.K)4050607001234 5s中哈时间/d不愠格辛图4 ABR启动过程中总产气域的变化和不同格室的产气垃时报d时间网图5 ABR启动过程中厌氧颗粒污混中位板径和二维分形维数的变化1.3厌氧颗粒污泥的生长特征图5是A

12、BR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 2 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

13、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

14、 g2 L - 1之间,其他格室中厌氧颗粒污泥的MLSS均大于10. 0 g2 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In v m Wo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

15、 为 10 mL2 (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MIA SVI/(mL rABR格室居 L-1)2f). 1720. 1577. 00，68.51%26. if01 L 6710. 639 LI津77. Hb 45如343L 3346.福K1 1. 7310. 7.91. 4723.9：V19. 68Ka 63 %42. i n21生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DN做口图6所示，并对其进行PCR扩增及DGG由析得到的DGGE旨纹图谱，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

16、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。图6 ABR细菌16S rDNA-PCR产物水平DGGE图谱23g 2；76HW176f ku*hwrJ Ai

17、 山rrm Am. iifiimi JNSMSRI 斯I f/uiJnirrd 4c*ihiK#rnrj AiEmn| JMK：M】炉)951jHW6.275 Hm/KM八/M k。辰26访区口21 10)100 IM”lw um.iF，(RTirrtJ Mhi 产KJ568MR)，序”776HWX-2100. f W，JcwmA“rM“ESW6l ：HW1.I99f .WiWfjbnt/ Ar%rrnum Am K，e EU6261 % JW7-I“ HW7.2PrTywwuAk/rHMri lri 九jcTee i AY IIXiQ HW7.Jf m.川Ma j询 皿 M 22*iU-4H

18、W7,A|- i*，也f j-： h 小 ikb 1稣.JliWll-l旷加加彦KWil Jra 7 ABH状轨真细薄系统发育树表3 DGGE测序条带的亲缘关系样品摘号用相似菌株各林登录号用阴度1RdiQla r nith in3vfn rJhieirAB5?NVM995JL?/ ni?ii/Liwdf Cstndiali baetrfiumHJC 3 M3I4J0RgSr叩呼HG31390099%FiEinri卬 Mp.AY(WSO4100%gMmuH中/ ClirkHum Hp,KF5SI6M100%9-1Lm uJjuMd*dt “tn由口1 “九KC7S5W9S5JL10心cuttm笈

19、1加 1打打inmJ(J9I(2999现11M口加匕我tiureaKC7S8O6199%12Prtinn tlkrrrriii m Qp.El弱队涉？100%13f；f” 巾 iiiiumJm. fhFR745S75100%14/ /n-AjJfur-r J FiiniuntehEFn7271899佻15I iCultulfd S/hrfJal h&E君riuJHkl 2991099后嘤16f /KultvdFiMFE通&*，iunJX3MU50也曜17/ rarulmd Arid也却1a 6*川玉,ri打naJM1663I399%8SpAwigrjWHJFKn -pKES51162100%1

20、9I. nt ultu/ilAB77O33693%20ftret i)MA leriuril 曰?产KF57J73999佻21t/.Ir-J ujld 列p.J(.I4O29M99喉图7为采用 MEGA瞅彳,Neighbor-joining法构建系统发育树，自展数(bootstrap) 为100。从DGG钻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O

21、TUs(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%F口 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 b

22、acterium 、 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 ho由此可见，当HRT分另I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

23、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 。r t1飞去ir t1飞去i泉率” 2。 25 3。 35 40HRT= M hHRT 45 h J1RT 24 hSO0040州0图8 ABH时污染物的去除效果表4不同水力停留时间下污染物的平均去除率指标12 h24 h36 h4K hCOD平均去除率/%53. 090. 8K5. 990. 4氮赳平均去除率/%1L】22. 83. 64.22. 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 C时,COD去除率 在45%70%区间内波动，其平均值为61. 91%

24、;当温度上升到 32 C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衣?。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。ntM d图9 图9 4HH在不同温度下对污染物的去;除她果图10 ABR运行过程中2. 4 ABR 的运行稳定性研究ABR启动成功后，进水COD为5 000 mg 2 L - 1 , 氨氮浓度为500 mg2 L - 1 ,HRT 控 制在24 h,ABR的运行状况如图10所示,138 d的运行中，温度控制在（32 土 1） C ,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