宜興市地埋式一體化養(yǎng)殖污水處理設(shè)備的價(jià)格

對(duì)接種厭氧顆粒污泥后的ABR,采用逐步升高負(fù)荷的方式進(jìn)行啟動(dòng)。在啟動(dòng)過程中,固定停留時(shí)間為24 h,調(diào)節(jié)進(jìn)水堿度,反應(yīng)器溫度在20 ~ 35 ℃ 之間,當(dāng)出水COD 去除率達(dá)到60% 以上時(shí),再穩(wěn)定運(yùn)行5 ~ 7 d,確保出水中VFA 和pH 分別在0 ~ 0. 2 和6. 8 ~ 7. 5 之間,然后逐步提高有機(jī)負(fù)荷30% 左右,繼續(xù)上述啟動(dòng)過程;當(dāng)進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷為5. 7,COD 去除率在80% 以上,即可認(rèn)為ABR 啟動(dòng)完成。在上述啟動(dòng)過程,定期測(cè)定ABR 各格室和進(jìn)出水的相關(guān)指標(biāo)。COD 使用COD 快速測(cè)定儀進(jìn)行測(cè)定(CTL-12,華通,河北承德),VFA 采用氣相色譜法(SP3420A,北分瑞利)測(cè)定,DO 使用溶解氧電極進(jìn)行測(cè)定(DO-958-S,China)。混合液懸浮固體濃度(MLSS)、揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)、污泥沉降比(SV)和污泥體積指數(shù)(SVI)參照標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定。污泥的粒度使用激光粒度儀測(cè)定。反應(yīng)器啟動(dòng)成功后,測(cè)定污泥微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性按照文獻(xiàn)中程序和方法進(jìn)行,主要包括:提取DNA、細(xì)菌16Sr DNA pian段的PCR 擴(kuò)增、PCR 產(chǎn)物的變性梯度凝膠電泳(DGGE)分析、DGGE 圖譜中優(yōu)勢(shì)條帶的回收與測(cè)序以及序列片段分析等步驟。在ABR 操作條件的優(yōu)化過程中,采用單因子實(shí)驗(yàn)方法,通過比較不同的水力停留時(shí)間或溫度條件下ABR 的處理效果,獲得反應(yīng)器的zuijia操作條件。

　　2　結(jié)果分析與討論

　　2. 1 ABR 的快速啟動(dòng)過程

　　2. 1. 1 有機(jī)污染物的去除效果

　　圖2 為ABR 啟動(dòng)過程中出水COD 及其去除率的變化曲線。如圖所示,ABR 啟動(dòng)過程可以分為5個(gè)階段,每個(gè)階段平均運(yùn)行時(shí)間為兩周左右。在第1 階段(1 ~ 13 d), ABR 進(jìn)水COD 控制在2 000mg·L - 1 ,對(duì)應(yīng)的有機(jī)負(fù)荷(OLR) 為2. 0 kg COD·(m3 ·d) - 1 ;起初,ABR 在常溫下運(yùn)行,出水COD在1 000 mg· L - 1 以上, 然后控制反應(yīng)器溫度在32 ℃ 左右, ABR 出水的COD 逐步下降到500mg·L - 1 以下,去除率zui終大于75% 。在第2 階段(14 ~ 26 d) 中設(shè)定OLR 為2. 5 kg COD·( m3 ·d) - 1 ,ABR 進(jìn)水COD 控制在2 500 mg·L - 1 左右,其去除率在80% 左右,zui高時(shí)可達(dá)90% 以上。進(jìn)入第3 階段(27 ~ 44 d) ,ABR 進(jìn)水COD 控制在3 250 mg·L - 1 ,由于反應(yīng)器保溫設(shè)施運(yùn)行不穩(wěn)定,導(dǎo)致該階段ABR 的COD 去除率不穩(wěn)定;出水COD 在啟動(dòng)32 d 左右開始突然上升,相應(yīng)的COD 去除率甚至出現(xiàn)低于40% 的現(xiàn)象,盡管如此,ABR出水pH 保持在6. 7 ~ 7. 2 之間,VFA 低于3. 0 mmol·L - 1 ,表明反應(yīng)器并沒有發(fā)生酸化;這種現(xiàn)象一直持續(xù)到第4 階段(45 ~ 56 d) 結(jié)束,當(dāng)進(jìn)水COD 在4 400 mg·L - 1 時(shí),ABR 的COD 去除率仍然較低( < 60% ) 。為了改善這種情況,在此階段后期對(duì)ABR 的保溫設(shè)施進(jìn)行維修,以確保反應(yīng)器的運(yùn)行溫度控制在32 ~ 35 ℃ ,在第5 階段(57 ~ 64 d) ,ABR 有機(jī)負(fù)荷設(shè)定為5. 7 kg COD·( m3 ·d) - 1 ,進(jìn)水COD 在5 700 mg·L - 1 ,反應(yīng)器的出水COD 逐步降低,COD 的去除率zui終穩(wěn)定在98% 左右,表明ABR 啟動(dòng)成功

　　上述結(jié)果表明,采用接種成熟顆粒污泥的方法可以在保持高負(fù)荷處理能力的條件下成功啟動(dòng)ABR。徐金蘭等采用接種厭氧消化污泥的方法啟動(dòng)ABR,其容積負(fù)荷從0. 85 kg COD·(m3 ·d) - 1 提高到1. 50 kg COD·(m3 ·d) - 1 運(yùn)行了60 d 左右;李文昊(2010)采用顆?；钚蕴考铀賳?dòng)厭氧消化污泥及接種下水道污泥混合物的方式啟動(dòng)ABR,其容積負(fù)荷達(dá)到8. 00 kg COD·(m3 ·d) - 1 、COD 去除率超過80% 運(yùn)行了70 d 的時(shí)間。可見,采用成熟顆粒污泥接種或者其他加速啟動(dòng)的方式均可縮短ABR 的啟動(dòng)時(shí)間。

　　2. 1. 2 VFA 與甲烷產(chǎn)生量的變化特征

　　圖3 給出了ABR 啟動(dòng)過程中VFA 和出水pH 的變化曲線。由圖3(a)可見,隨著ABR 的啟動(dòng),第1 格室的VFA 變化幅度較大(0. 1 ~ 1. 1 mg·L - 1 );同時(shí),出水中VFA 隨著ABR 的啟動(dòng)進(jìn)程整體上逐漸降低并趨于穩(wěn)定,zui終低于0. 2 mg·L - 1 ,證明本研究中的ABR 在啟動(dòng)過程中運(yùn)行狀態(tài)逐漸趨于穩(wěn)定。此外,VFA 的組分分析表明:其主要成分為乙酸、丙酸和丁酸,幾乎未發(fā)現(xiàn)異戊酸和戊酸組分;其中丙酸組分占VFA 的比例超過50% ,說明丙酸發(fā)酵是ABR 水解酸化的主要過程。ABR 啟動(dòng)初期,出水的pH 持續(xù)下降并接近5. 5(見圖3(b)),相應(yīng)的VFA 濃度在0. 4 mg·L - 1 左右(見圖3(a)),并且ABR 對(duì)COD 的去除效果很差(見圖2),這是由于反應(yīng)器進(jìn)水堿度不足(1 000 mg·L - 1 ,以CaO 計(jì)),其酸化環(huán)境不適宜ABR各格室中的厭氧微生物的活動(dòng)。通過及時(shí)提高進(jìn)水堿度至1 500 mg·L - 1 (以CaO 計(jì)),ABR 出水的pH在6. 5 ~ 7. 5 之間波動(dòng)。

宜興市地埋式一體化養(yǎng)殖污水處理設(shè)備的價(jià)格

　ABR 啟動(dòng)過程中的產(chǎn)氣量如圖4 所示。在圖4(a)中,總產(chǎn)氣量隨著ABR 的啟動(dòng)總體呈上升趨勢(shì),在50 ~ 60 d 期間由于反應(yīng)器溫度降低而出現(xiàn)明顯下降;啟動(dòng)成功后,總產(chǎn)氣量超過25 L·d - 1 。圖4(b)中各格室的產(chǎn)氣量排序?yàn)?Ⅰ > Ⅱ > Ⅳ > Ⅴ > Ⅲ,第1 格室的產(chǎn)氣量是第2 格室的4 倍左右,表明通過接種顆粒污泥同步啟動(dòng)ABR 處理模擬畜禽養(yǎng)殖廢水,并未*實(shí)現(xiàn)產(chǎn)酸相與產(chǎn)甲烷相的有效分離,這一結(jié)果與以前的研究結(jié)果不*。在本研究中,采用的是接種厭氧顆粒污泥啟動(dòng)反應(yīng)器,進(jìn)水有機(jī)物為易降解的葡萄糖,且第1 格室的污泥濃度相對(duì)較高、體積較大,所以模擬廢水進(jìn)入第1 格室后迅速被降解為單分子有機(jī)酸,然后被產(chǎn)甲烷菌繼續(xù)反應(yīng)生成甲烷氣體。

　　圖5 是ABR 啟動(dòng)過程中厭氧顆粒污泥中位直徑和二維分形維數(shù)的變化曲線。由圖5(a)可知,顆粒污泥的中位直徑并不是隨著ABR 的運(yùn)行呈線性增長(zhǎng),在反應(yīng)器啟動(dòng)初期,污泥生長(zhǎng)速度緩慢,隨著反應(yīng)器的運(yùn)行,有機(jī)物濃度逐漸增加,顆粒污泥的生長(zhǎng)速度也逐漸增快。經(jīng)過64 d 的啟動(dòng)以后,ABR 5 個(gè)格室中顆粒污泥的中位直徑分別達(dá)到了(第1 到第5 格室)1. 58、1. 42、1. 32、1. 28 和1. 18 mm。和姜瀟的研究結(jié)果在同一量級(jí)上。此外,ABR 啟動(dòng)階段顆粒污泥的平均生長(zhǎng)速度(10 - 3 mm·d - 1 ) 分別是10. 8、8. 3、6. 7、6. 1 和4. 5。一般情況下,二維分形維數(shù)(D2 )表示顆粒的致密程度,其值越接近于2 表明顆粒的結(jié)構(gòu)越致密。圖5(b)顯示,隨著ABR 啟動(dòng)時(shí)間的延長(zhǎng),5 個(gè)格室中的污泥D2 均呈下降趨勢(shì),在啟動(dòng)的第1 階段下降趨勢(shì)zui為明顯,由zui初的2. 06 下降到1. 63 ~ 1. 80 之間,說明隨著顆粒污泥尺寸的增加其致密程度不斷下降。此后,污泥D2 的下降趨勢(shì)逐漸趨于平緩,并且在啟動(dòng)的第3 和第4 階段出現(xiàn)了上升趨勢(shì)。在ABR 完成啟動(dòng)之后,污泥的D2 為1. 80 ~ 1. 86,較原始顆粒污泥有所下降。

　　2. 2 ABR 成熟厭氧顆粒污泥

　　2. 2. 1 理化特征

　　表2 為ABR 啟動(dòng)成功后各格室顆粒污泥的理化特征?？梢?ABR 第3 格室中顆粒污泥的MLSS 在5. 0 ~ 10. 0 g·L - 1 之間 ,其他格室中厭氧顆粒污泥的MLSS 均大于10. 0 g·L - 1 。第1 格室厭氧顆粒污泥的有機(jī)組分的比例為77. 00% ,第2、3、4 和5 格室均大于89% ,遠(yuǎn)高于姜瀟的50% ,高于接種污泥。說明反應(yīng)器各格室污泥中生物質(zhì)的含量普遍較高,這可能是由于接種污泥為UASB 中的顆粒污泥、ABR 的高負(fù)荷啟動(dòng)和運(yùn)行等因素所導(dǎo)致的結(jié)果。反應(yīng)器各格室中污泥顆粒的沉降比(SV)大小順序?yàn)镮> Ⅱ > Ⅴ > Ⅲ > Ⅳ。從污泥體積指數(shù)(SVI) 可以看出,第4 格室中顆粒污泥的SVI zui小,第2 格室中的SVI zui高。這表明第2 格室中顆粒污泥的沉降性能和壓縮性能zuihao,而第4 格室zui差,高于提出的顆粒污泥SVI 為10 mL·(g SS) - 1 的數(shù)值。

　　2. 2. 2 微生物學(xué)特征

　　ABR 各格室中厭氧顆粒污泥樣品所提取總DNA如圖6 所示,并對(duì)其進(jìn)行PCR 擴(kuò)增及DGGE 分析得到的DGGE 指紋圖譜,其中每一條帶代表一種或著幾種微生物,且條帶的亮度與微生物含量正相關(guān),條帶亮度較大的條紋是污泥中的優(yōu)勢(shì)生物群。微生物群落的種群結(jié)構(gòu)和數(shù)量在ABR 格室中存在明顯演替過程。從圖6 可以看出,ABR 從第1 格室到第5 格室微生物的種類和豐度依次遞減。序列3、5、6、7、13、16、20 和21 在各個(gè)格室中存在,序列13 在第1 格室zui為明顯,并且在后面格室中逐漸減弱,序列8、9 以及14 從第4 格室才開始出現(xiàn),不同條帶在不同格室中亮度不同。這些現(xiàn)象表明在ABR 不同格室中微生物群落發(fā)生了演替,主要是因?yàn)锳BR 不同格室的基質(zhì)濃度以及上清液pH 不同,導(dǎo)致適合其生長(zhǎng)的微生物群落不同。