DASB 反應器對脫墨廢水降解特性的影響

詹 詠， 劉賓寒， 黃嘉良， 薛 冰， 葉匯彬， 黃遠東

（上海理工大學 環(huán)境與建筑學院，上海 200093）

由于城市的擴大和工業(yè)的迅速發(fā)展，有機廢水量急劇增加，目前已成為水環(huán)境污染的最重要污染源[1]。為適應我國環(huán)境規(guī)劃和發(fā)展的需要，必須不斷開發(fā)和利用新型高效的反應器。

就目前的研究和應用而言，還存在一些問題，比如內循環(huán)式（internal circulation，IC）反應器、厭氧膨脹顆粒污泥床（summarization of expanded granular sludge bed，EGSB）目前的應用領域還都比較窄，有待在其他領域中開發(fā)其應用[2]。升流式厭氧流化床（upflow blanket filter，UBF）、IC 反應器相對于上流式厭氧污泥床（upflow anaerobic sludge blanket，UASB）來說結構也都較復雜，施工、安裝的要求更高、難度更大。我國目前對UBF，IC 反應器和厭氧折流板反應器（anaerobic baffled reactor，ABR）的研究都還主要停留在運行性能方面，有關工藝設計及運行控制方面的研究開展得不多，因此如何改進反應器結構使其能更好地運行，以及如何控制反應器的運行過程，將是以后需要重點研究的問題[3]。

降流式厭氧污泥床（down flow anaerobic sludge bed，DASB）反應器作為一種新型厭氧處理工藝，結合了第二代反應器的優(yōu)點，克服了某些不足之處，如厭氧濾池所需的成本較高的濾料和UASB所需的工藝復雜的布水系統(tǒng)和三相分離器。DASB具有工藝簡單、造價較低的優(yōu)點[4]。另外，DASB還具有生物截留能力強、生物污泥與進水基質接觸混合效果良好、運行管理方便、性能可靠等優(yōu)點，作為好氧法的替代或預處理工藝，可能更為合理[5]。但是DASB 反應器仍處于試驗研究階段，其在有機廢水處理中的研究還未見報道。DASB 反應器作為一種新型反應器，投入實際運行過程中還有大量的問題需要解決，如：啟動過程中的具體條件、酸化后自我恢復能力、對造紙脫墨廢水處理的條件和能力、相應工藝設計參數(shù)的確定等[6]。

因此，本論文針對上述問題，擬研究DASB反應器用于處理造紙脫墨廢水時，脫墨廢水化學需氧量（chemical oxygen demand，COD）的質量濃度、COD 去除率、pH 值、混合液懸浮固體（mixed liquid suspended solids，MLSS）質量濃度，以及厭氧污泥的特性，以期了解DASB 反應器在環(huán)境溫度條件下的啟動過程，更好地進行反應器的運行控制，從而實現(xiàn)運行過程的優(yōu)化。

1 材料與方法

1.1 原水的選取

試驗所使用的原水是來自湖南岳陽某造紙廠原處理工藝流程中調節(jié)池內的脫墨廢水。脫墨廢水來源于廢紙制漿過程，廢紙制漿過程包括廢紙碎解、篩選、凈化、脫墨、洗滌、濃縮和熱溶物處理等工序，尤以碎解、凈化、脫墨工序更為重要[7]。該廢水中含有大量的油墨、脫墨劑、短纖維、礦物油或植物油、松香、膠料、顏料、表面活性劑及其他化學添加劑等較多難降解物質，其可生化性不理想[8]。本次脫墨廢水的COD 質量濃度為1 900～2 100 mg/L，BOD5質量濃度為570～735 mg/L，SS 質量濃度為960～1 080 mg/L，色度≤250 倍，pH 值為7～10。

由于脫墨廢水中的氮元素足夠，而磷元素不足，為了調整COD，N，P 的比例約至200∶5∶1，在啟動過程中需要添加磷元素，即投加磷酸鈉，投加量為10 mg/L，同時還加入鐵、鎳、鈷微量元素，即投加FeCl2，NiCl2，CoCl2，投加量分別為0.41，0.02，0.02 mg/L。此外，為了維持反應器內的pH 值，避免酸化，依據(jù)試驗出水pH 值情況，在進水時加入適量的NaHCO3。

1.2 接種污泥的選取

本試驗接種污泥取自湖南岳陽某造紙廠改進型UASB 中的厭氧活性污泥和農(nóng)村沼氣池中的厭氧活性污泥。污泥性狀良好，為去掉污泥中大塊雜質及有毒成分，用3 mm 孔徑篩濾除大塊無機物，靜置沉淀除去上清液后，均勻加至4 個格室中。改進型UASB 中的接種污泥的MLSS 質量濃度為52 g/L，體積為400 L；農(nóng)村沼氣池中的接種污泥的MLSS 質量濃度為36 g/L，體積為200 L。混合后，接種的平均污泥質量濃度約為46.7 g/L。

1.3 試驗布置及設備選擇

試驗裝置為碳鋼制作的4 個圓形容器串聯(lián)而成，裝置內外表面均已作防腐處理。上部為圓柱形，直徑50 cm，高250 cm；底部為錐形，高18 cm。單個容器容積約550 L，有效容積約475 L。DASB反應器剖面圖如圖1 所示。進水計量泵選用米頓羅（Milton Roy）G 系列M 型，污泥循環(huán)泵選用漢邦LW 型。

圖1 DASB 反應器剖面圖Fig. 1 Cutaway of the DASB reactor

從結構上看，DASB 反應器是通過導流管將幾個獨立的反應器串聯(lián)起來，每個反應室都是一個相對獨立的下向流污泥床厭氧反應器，其中污泥可以以顆粒化形式或絮狀形式存在。運行時，廢水自上而下通過反應室內的污泥床層，并通過水流和產(chǎn)氣的攪拌作用，使進水底物與生物污泥充分混合接觸，再通過導流管的引導，使廢水繼續(xù)在后續(xù)的反應室中與生物污泥接觸混合，從而降解水中的有機物。第四個反應室的污泥按一定的污泥回流比回流至第一個反應室中。污泥回流可以確保反應器內有足夠數(shù)量且穩(wěn)定的生物污泥，同時，污泥回流有利于保證各反應室的污泥處于懸浮狀態(tài)。保持該懸浮狀態(tài)的關鍵，是整個反應器中的生物體不斷遷移。

從工藝上看，在單個反應室內，水力特性接近于完全混合式；從整體上看，則近似于推流式。這種推流式的變化，使優(yōu)勢微生物種群得以良好地生長繁殖，廢水中的污染物分別在不同的反應室中得到降解，因而系統(tǒng)具有良好的穩(wěn)定性和處理效果。

1.4 試驗內容和方法

根據(jù)試驗的要求和目的，試驗主要分析的項目、頻率、方法和儀器見表1。其中，ρCOD為COD的質量濃度；ρMLSS為MLSS 的質量濃度。

表1 試驗內容及方法Tab.1 Experiment items and methods

2 結果與討論

2.1 DASB 處理脫墨廢水COD 的去除規(guī)律

在啟動過程中，以造紙脫墨廢水為進水底物。進水中添加適量的磷酸鈉、FeCl2、NiCl2和CoCl2，進水COD 質量濃度約為2000 mg/L，進水量為30 L/h，起始容積負荷約為0.76 kg/（m3·d），采用控制進水COD 質量濃度，逐步縮短水力停留時間（Hydraulic retention time，HRT）的方式來逐步提高容積負荷，直到運行結束。整個過程歷時90 d，由啟動期和負荷運行期兩個階段組成。

本試驗把COD 的去除情況作為最重要的考察對象，它同時也是判斷水質達標排放的最重要的依據(jù)之一[9]。圖2 是試驗整個階段進出水COD 質量濃度、COD 去除率的變化規(guī)律。圖3 是試驗過程中容積負荷和COD 去除率的變化曲線。

2.1.1 啟動期

在試驗初期應嚴格控制反應器的操作運行，這對順利啟動非常重要。試驗啟動期的主要目的是使菌種由休眠狀態(tài)恢復到營養(yǎng)細胞的狀態(tài)，逐漸將接種污泥培養(yǎng)馴化成適應待處理水質的具有較高活性的厭氧污泥，使反應器進入“工作”狀態(tài)[10]。

圖2 COD 去除率的變化規(guī)律Fig. 2 Changes of COD removal rate

圖3 COD 去除率和容積負荷的變化曲線Fig. 3 Changes of COD removal rate and volume load

在試驗初期，將反應器控制在低負荷運行狀態(tài)。在第1～25 天內，COD 的容積負荷為0.76 kg/（m3·d），進水質量濃度控制在2000 mg/L 左右，進水量為30 L/h，當COD 去除率能穩(wěn)定運行一段時間后，開始提高反應器的容積負荷。啟動第一天COD 去除率較低，只有32%。分析其原因：一方面是污泥活性尚未完全恢復，有機物也未進入正常的轉化路徑；另一方面，由于發(fā)生了污泥流失，導致出水懸浮物濃度較高。第6 天，出水COD 質量濃度高達1 464 mg/L，COD 去除率僅為24%，隨著運行的延續(xù)，污泥的活性開始回升，DASB 反應器對COD 的去除率逐步提高，并在運行到第20 天時，DASB 反應器第一次達到了運行的穩(wěn)定狀態(tài)。在第20～25 天穩(wěn)定運行期間，COD 去除率分別為42%，42%，40%，42%，43%和42%。

第26 天，通過調節(jié)進水量將反應器的容積負荷提高到1.01 kg/（m3·d），出水COD 質量濃度不穩(wěn)定，COD 去除率有所波動，由42%降低到31%。隨著系統(tǒng)的繼續(xù)運行，COD 去除率迅速提高并在第30 天達到45%。系統(tǒng)在第35 天達到第二次運行穩(wěn)定狀態(tài)，第35～40 天，COD 平均去除率為50%。

第41 天，將容積負荷提高到1.65 kg/（m3·d），提高幅度為39%，COD 去除率有較大變化，在隨后的3 d 內反應器對COD 的去除率從50%降到35%左右，出水COD 質量濃度高達1300 mg/L，但隨著向試驗進水中加NaHCO3并經(jīng)過數(shù)天的運轉逐漸好轉。系統(tǒng)在第51 天達到第三次穩(wěn)定狀態(tài)，第51～59 天穩(wěn)定運行期間，出水COD 質量濃度在733～763 mg/L 之間，COD 去除率在62%～63%之間波動。在本容積負荷階段，最大COD 去除率為65%，出現(xiàn)在第53 天。

系統(tǒng)運行59 d 后，進水質量濃度約為2 000 mg/L，進水量為65 L/h，水力停留時間為29.2 h，容積負荷為1.65 kg/（m3·d），COD 去除率穩(wěn)定在62%左右，啟動成功。

2.1.2 負荷運行期

在負荷運行期，為使反應器盡快達到較高的負荷且運行正常，須認真控制反應器的運行狀況，考察它的處理效能[11]。

反應器啟動成功后，從第60 天開始，反應器進入提高負荷運行階段，負荷的提高是由調節(jié)進水量來實現(xiàn)的，COD 容積負荷提高到2.15 kg/（m3·d），在隨后的3 d 內，DASB 反應器對COD 去除率有所下降。第64～76 天，出水COD 質量濃度基本保持在737～805 mg/L 之間，COD 去除率穩(wěn)定在61%～63%之間。

為進一步提高反應器負荷，考察DASB 反應器的運行效果，第77 天，將進水量提高到100 L/h，容積負荷提高到2.53 kg/（m3·d），又運行了14 天，COD 去除率穩(wěn)定在56%。試驗停止。

2.2 pH 值的變化規(guī)律

pH 值是影響厭氧消化過程的重要因素，許多研究結果和實際運行經(jīng)驗表明，厭氧消化需要一個相對穩(wěn)定的pH 范圍[12]。一般以產(chǎn)甲烷菌為主要目的的厭氧生物處理來說，pH 值范圍是6.5～7.5，最佳是6.8～7.2[13]。因此，在厭氧生物處理中合理地控制pH 值就顯得很關鍵。試驗進出水及各格室pH 值變化規(guī)律如圖4 和圖5 所示。

由圖3 和圖4 可以看出，試驗所用的脫墨廢水pH 值在6.86～7.42 之間，在試驗初期，反應器運行正常，反應器內pH 值穩(wěn)定在6.76～7.45 之間。當運行到第26 天時，反應器各格室及出水pH 值由第25 天的7.24，7.10，7.15，7.30，7.30下降到7.05，6.98，7.02，6.95，6.91，系統(tǒng)pH 值有下降的趨勢，但是隨著系統(tǒng)本身自有的緩沖體系的調解，很快又恢復到原來的水平。

圖4 進出水pH 值的變化規(guī)律Fig. 4 Changes of pH of incoming and outgoing water

圖5 反應器各格室pH 值的變化規(guī)律Fig. 5 Changes of pH value in each compartment of the reactor

當試驗進行到第41 天，各格室及出水pH 值下降到6.70，6.64，6.61，6.52，6.55，反應器處于酸化狀態(tài)。為消除酸化現(xiàn)象，主動采取在進水中投NaHCO3的方式來調控反應器內pH 值。經(jīng)過7 d 的調整，反應器很快地趨于穩(wěn)定，穩(wěn)定時各格室及出水pH 值分別穩(wěn)定在7.31，7.24，7.15，7.35，7.41。當試驗進行到第60 天時，系統(tǒng)pH 值亦有下降的趨勢，仍然采取向試驗進水中投加NaHCO3的方式來增強消化液的緩沖能力，以維持系統(tǒng)的酸堿平衡。

經(jīng)分析，pH 值的降低大致有兩個原因：第一個原因是容積負荷過高，使產(chǎn)酸菌優(yōu)勢生長，甲烷菌受到抑制，不能及時地將有機脂肪酸轉化，致使有機酸積累，pH 降低；第二個原因是傳質效果不好，顆粒污泥本身是存在于厭氧大環(huán)境中的一個小厭氧體系，在顆粒狀態(tài)生長的產(chǎn)甲烷菌比較多的集中在深處，顆粒內部存在著濃度梯度。若厭氧過程的中間產(chǎn)物不能很好地擴散到顆粒內部被甲烷菌利用，底物就會轉化為更多的有機酸，從而破壞了系統(tǒng)的酸堿平衡，pH 值降低。由此可以看出，pH 值的變化實際上也反映了傳質效果的好壞。因此，維持體系良好的酸堿環(huán)境是反應器運行的必要條件[14]。

2.3 MLSS 的變化規(guī)律

圖6 是DASB 反應器運行過程中，各格室內ρMLSS的變化規(guī)律。

圖6 反應器各格室內MLSS 的變化規(guī)律Fig. 6 Variation of MLSS in each compartment of the reactor

污泥濃度的大小對反應器處理能力的影響很大。一般而言，污泥濃度越大，即單位有效容積中的微生物量越多，反應器的有機物轉化率以及所承受的處理負荷率也就越高[15]。

由圖5 可知，隨著運行時間的推移，各格室污泥濃度都經(jīng)歷了先降低、后升高的過程。前期啟動運行時，反應器中的污泥濃度先有逐漸下降的趨勢，各個格室的ρMLSS分別從啟動時的19.8，19.2，18.8，18.5 g/L 降低到第13 天的14.3，15.0，14.6，13.1 g/L，這是由于接種污泥中的部分微生物未能適應本試驗反應控制條件而被淘汰所致。在其后運行的一段時間中，各個格室的污泥濃度有緩慢增加的趨勢，運行到第73 天時，各格室的生物量分別為24.6，22.5，23.2，21.6 g/L。這可能是由于污泥有一個適應的過程，隨著負荷的提高，細小的污泥隨出水流出反應器，污泥洗出量增加，污泥濃度降低，經(jīng)過一段時間的適應后，污泥濃度有所增加。并在其后的17 d 中，污泥濃度趨于穩(wěn)定，未有增加的趨勢。

在試驗運行過程中可以發(fā)現(xiàn)，各個階段都能觀察到污泥流失的現(xiàn)象，但具體情形卻不同。啟動期反應器在低負荷狀態(tài)下運行，發(fā)生污泥流失主要是由污泥本身沉降性能差所導致的，這是被淘汰污泥的自然流失，流失的污泥大多是細小的污泥，但也有較大顆粒污泥，估計為較大顆粒污泥形成的空腔使污泥上浮所致。較大的顆粒污泥由于其內部氣體不能釋放導致密度減小，浮力增加，所以容易上浮[16]。

留在反應器中的污泥逐步發(fā)生形態(tài)和性質的轉變。在負荷運行期，反應器負荷提高，反應器內產(chǎn)氣量增大。由于水流剪切力和氣體托浮力的作用引起了一些污泥的上浮流失，這些上浮的污泥沉降性能相對較好，其上浮流失與沉降性能較差的污泥流失是有區(qū)別的。

2.4 厭氧顆粒污泥特性

表2 對試驗前期和試驗后期DASB 反應器中的活性污泥生態(tài)特性進行了簡單的對比分析。其中污泥容積指數(shù)（sludge volume index，SVI），其物理意義是在曝氣池出口處的混合液，在經(jīng)過30 min靜沉后，每克干污泥所形成的沉淀污泥所占有的容積，以mL 計。一般認為在顆粒污泥厭氧反應器中，當活性污泥的SVI 為15～20 mL/g 時，可認為污泥具有良好的沉降性能。

表2 DASB 反應器中的活性污泥生態(tài)特性Tab.2 Ecological characteristics of activated sludge in DASB reactor

無論是在試驗前期還是試驗后期，用顯微鏡觀察顆粒污泥發(fā)現(xiàn)，顆粒污泥表面有較多的孔穴，這些孔穴是底物與營養(yǎng)物質進入顆粒內部的通道，顆粒內部菌體產(chǎn)生的氣體也從該通道逸出。各種不同類型的細菌以微小群落的形式隨機地分布在顆粒污泥中。顆粒污泥內部較為松散，以絲狀菌為主，絲狀菌在顆粒污泥形成過程中起到包埋、纏繞菌體的作用。直徑較大的顆粒污泥內部往往有空隙，這是因為廢水在處理過程中，底物轉化首先在顆粒污泥較外層進行，向內部擴散有限，顆粒內部底物要低得多，濃度低到一定的程度，顆粒內部由于細胞自溶，而導致微生物量減少，形成一個大的空腔，大而空的顆粒污泥易于破碎，其碎片可成為新生污泥的內核。

3 結 論

以DASB 反應器處理造紙脫墨廢水，試驗中補充適量的磷酸鈉、FeCl2，NiCl2和CoCl2營養(yǎng)物質，采用控制進水COD 質量濃度、逐步縮短HRT 的啟動方式來逐步提高容積負荷，啟動效果較好，COD 去除率穩(wěn)定直至實驗結束。

通過增大進水流量提高COD 容積負荷。DASB反應器的緩沖能力較強，但當容積負荷太高時，污泥的生物吸附接近飽和，COD 去除率下降。

當反應器處于酸化狀態(tài)時，采用在進水中投NaHCO3的措施來調控反應器內pH 值，經(jīng)過一段時間的調整，酸化現(xiàn)象得到有效控制。

DASB 反應器運行過程中，各格室污泥質量濃度隨著運行時間的推移都經(jīng)歷了先降低、后升高、最后趨于穩(wěn)定的過程。