傳統(tǒng)的UASB 反應(yīng)器容易出現(xiàn)配水不均勻、溝流、跑泥、抗沖擊負荷能力低、對SS 去除效果不佳等問題。改良的厭氧反應(yīng)器是將傳統(tǒng)的UASB 反應(yīng)器內(nèi)三相分離器變換成填料，形成填料層截留污泥，使截留的污泥層形成類似于生物膜的二次處理。同時通過增設(shè)外循環(huán)系統(tǒng)，在外加動力的輔助下利用回流使反應(yīng)器保持污泥床穩(wěn)定的膨脹和擾動，可避免配水不均勻和溝流等現(xiàn)象；同時回流水也可以起到一定稀釋的作用，增強反應(yīng)器抵抗負荷沖擊的能力；外循環(huán)可提供足夠的水力剪切力，促進絮狀污泥向顆粒污泥轉(zhuǎn)化。在外動力的攪拌下懸浮起的污泥中較大顆粒污泥在自身重力作用下沉降于反應(yīng)器底部，而較小的懸浮污泥被填料截留下來，附著在填料上形成生物膜，因此在反應(yīng)器內(nèi)形成活性污泥與膜共處理的模式。
本試驗對傳統(tǒng)UASB 進行了改良，并運用改良后的反應(yīng)器對玉米淀粉廢水進行處理，玉米淀粉廢水特性是水量大，可生化性強且水質(zhì)簡單，含有較多的微固體顆粒有利于污泥顆�；木酆�；同時為該厭氧反應(yīng)器提供數(shù)據(jù)支持和理論依據(jù)。
1 材料與方法
1.1 試驗裝置
本研究采用的工藝流程如圖1 所示。該厭氧反應(yīng)器是自行設(shè)計加工，反應(yīng)器呈圓柱形，由有機玻璃加工而成，內(nèi)徑為450 mm，高為750 mm，反應(yīng)器有效容積為100 L。反應(yīng)器內(nèi)部裝有倒扣漏斗形狀的吸口，與外部動力相連接形成外循環(huán)，通過攪拌使進水和污泥良好接觸；同時在反應(yīng)器的反應(yīng)區(qū)設(shè)有填料層，起到截留污泥和形成上部污泥層薄膜的骨架；底部采用倒傘狀進水布水系統(tǒng)。該反應(yīng)器配備有加熱、保溫設(shè)備，沿池壁向上依次平均開有3 個取樣口，在反應(yīng)器底部留有排泥口。同時該反應(yīng)器用黑布包裹，避免光照影響厭氧微生物生長。
1.2 試驗水質(zhì)
取自某淀粉廠的二沉池廢水，水質(zhì)指標：COD為2 835～3 507mg/L，BOD5為1 543～2 178mg/L，SS 質(zhì)量濃度為900～1 350mg/L，pH 為6～9。
1.3 接種污泥
接種污泥來自某污水廠的厭氧反應(yīng)罐，Vs/Ss=0.63，污泥沉降性能良好，接種量為45 L。將接種污泥放在500mg/L 的COD 的溶液中浸泡3～4 d。對污泥進行馴化，淘洗后接種。
1.4 測試項目
水質(zhì)分析方法采用國標：COD 重鉻酸鉀法；MLSS、MLVSS 采用標準重量法；pH：SARTORIUSPB-10 pH 儀；揮發(fā)性脂肪酸（VFA）含量：滴定法；污泥內(nèi)部結(jié)構(gòu)采用掃描電子顯微鏡( SEM) 觀察：JSM-6390 LV JEOL Japan 。
1.5 反應(yīng)啟動條件及控制
1.5.1間歇進水條件
該反應(yīng)器在常溫下采用間歇底部進水，進水溫度維持在（35±2）℃，根據(jù)進水濃度確定進水時間，一般為:10～30min，進水完成后開啟外動力循環(huán)攪拌裝置攪拌60 s，沉淀時間是HRT 從16 h 遞減降至4 h，出水時間為5min。
1.5.2連續(xù)進水和運行階段控制要求
進水方式：采用底部連續(xù)進水，每30min 開啟外動力攪拌裝置攪拌30 s，以確保配水均勻與污泥接觸。運行一定時間后，采用頂部進水對填料進行反沖洗，確保填料不因堵塞而影響填料的功能和效率。
2 結(jié)果與討論
2.1 啟動運行期進水負荷對處理效果的影響
反應(yīng)器啟動期的主要目的是以培養(yǎng)顆粒污泥為主，兼達到反應(yīng)器的設(shè)計負荷。所以本研究采用間歇的方式啟動，在啟動成功后采用連續(xù)進水模式運行。間歇模式啟動的進水初始COD 為1 000mg/L，同時依據(jù)COD 去除率來提升進水負荷，并檢驗反應(yīng)器去除效果優(yōu)與差。在每個進水負荷提升之后，改良厭氧反應(yīng)器的COD 去除率都會受到影響有所下降；同時又能在較短的時間內(nèi)恢復(fù)對COD 的去除。啟動運行期改良反應(yīng)器對進水COD 的去除效果如圖2 所示。
由圖2 可以看出，改良UASB進水COD在1000～3 000mg/L 波動，啟動前期COD 的去除率較低，主要因為微生物需要適應(yīng)改變的生存環(huán)境。在隨后的時間里，微生物逐漸適應(yīng)反應(yīng)器內(nèi)部環(huán)境，COD 去除率在不斷上升，在第20 天COD 去除率為82%。從圖2 中明顯的可以看出，去除率有3 次不同的下降，這是因為反應(yīng)器負荷提升的原因，但又在短時間內(nèi)恢復(fù)。在第35 天后，進水COD 的負荷從2 000mg/L 升至3 000mg/L 后，去除率出現(xiàn)了較大的波動從89%下降至74%。但在第45 天反應(yīng)器的去除率又達到了82%，說明反應(yīng)器的抗沖擊負荷強，微生物的活性也是最佳的狀態(tài)。同時在提升進水負荷的同時也縮短了HRT，由剛啟動時期的16 h 縮短至4 h，啟動前35 天采用的是間歇模式，COD 去除率均值為78.6%；后25 天采用連續(xù)進水，HRT=4 h，COD 去除率均值在82.6%。在第35 天已經(jīng)發(fā)現(xiàn)有大量的顆粒污泥存在，這標志著反應(yīng)器啟動成功；同時UASB反應(yīng)器的容積負荷達到了20.16 kg/(m3·d)。也就是說反應(yīng)器啟動利用微攪動間歇模式啟動，可以較為快速的啟動成功。
2.2 填料的截留
能否較好地截流反應(yīng)器內(nèi)的污泥，使污泥的停留時間與HRT 相分離，是衡量該改良反應(yīng)器的填料能否替代傳統(tǒng)的三項分離器處理裝置的一個重要指標。本試驗是處理高濃度廢水，所以只檢查出水中的SS。
在反應(yīng)器間歇進水期，反應(yīng)步驟為進水- 攪拌-沉淀- 出水，包括了靜置沉淀的時間。測定出水的SS 均值為343mg/L。
為了較好的說明填料層對污泥的截留作用，在反應(yīng)器連續(xù)進水期間控制進水中的SS 質(zhì)量濃度。該反應(yīng)器擁有外動力循環(huán)攪拌裝置，過強的攪拌會使污泥難以聚集。李亞新[2]等通過對不同攪拌頻率的研究表明攪拌對COD 的去除沒有影響，但會對出水的SS 有影響。故該試驗攪拌是每30min，攪拌60 s。每90min 取1 次樣品約100 mL，并測定其SS 質(zhì)量濃度，結(jié)果如表1 所示。
由表1 可以看出，在每個半點取樣測得的SS 高于整點的數(shù)值，因為每個半點是在攪拌之后取樣，而整點是靜置30min 之后，攪拌之前取樣，不同的取樣能較好說明填料層對污泥的截流效果。在HRT 為4 h 時，反應(yīng)器利用填料層對SS 的去除均值266.6mg/L 左右，低于沒加入填料層時的出水SS 值。劉書燕 的研究說明： HRT 在6 h 以下，HRT 變化對UASB 去除水中SS 成負相關(guān)。而該反應(yīng)器對SS 的去除趨勢較為明顯，所以利用軟性填料代替三相分離器是可行的。同時發(fā)現(xiàn)填料層上形成有厭氧污泥膜，這有利于增加反應(yīng)器的去除效率。
2.3 不同HRT 與VFA 含量關(guān)系
該反應(yīng)器啟動采用2 種模式啟動，先間歇后連續(xù)，所以在2 種啟動模式下VFA 和HRT 是不同的。啟動運行期VFA 的變化與HRT 的情況如圖3 所示。
由圖3 可以看出，VFA 累積的時期是在前35天內(nèi)，基本上是采用間歇模式啟動進水期間，VFA的累積量最大為987mg/L。較高的VFA 累積符合Law rence 和McCarty 試驗結(jié)果，即乙酸、丁酸、丙酸順次消長模式，在這一理論指導(dǎo)下，厭氧操作要求對污泥消化時揮發(fā)性有機酸（VFA) 的濃度不得高于2 000mg/L，本試驗VFA 最高在間歇模式向連續(xù)模式轉(zhuǎn)變的過程中VFA 累積達到最大。VFA 的累積量是隨著每次負荷提升而增加，這也說明了在間歇模式下啟動反應(yīng)器的抗沖擊負荷能力和對VFA 的累積適應(yīng)能力遠遠強于連續(xù)模式啟動。在連續(xù)進水的最后測ρ（VFA）=166mg/L，這一結(jié)果與胡紀萃的UASB研究結(jié)果：UASB 反應(yīng)器產(chǎn)生的VFA 不得大于300mg/L 相符合。從圖中可以看出，由間歇進水轉(zhuǎn)變成連續(xù)進水過程中VFA 在降低，一個很緩和的過度。主要因為前期的間歇進水達到了VFA 積累的最大值，微生物適應(yīng)了在這個最大VFA 積累環(huán)境，產(chǎn)甲烷菌同時也達到了良好的產(chǎn)甲烷狀態(tài)。因此，沒有出現(xiàn)因連續(xù)運行條件下VFA 大量累積引起的酸敗。
2.4 VFA 與pH 的關(guān)系
pH 是影響厭氧反應(yīng)的重要因素之一。厭氧微生物酶的穩(wěn)定及細胞對基質(zhì)的吸收，均受到pH 的影響。VFA 是厭氧反應(yīng)過程中產(chǎn)生的重要中間產(chǎn)物，例如乙酸、丙酸、丁酸等，都會導(dǎo)致反應(yīng)器內(nèi)的pH發(fā)生變化。因此，監(jiān)測pH 與VFA 的變化規(guī)律可以預(yù)測厭氧反應(yīng)變化，有效的控制反應(yīng)效率，降低反應(yīng)器酸敗風險。
由圖4 可以看出，在該反應(yīng)器啟動運行期間，反應(yīng)器pH 維持在6.70～7.20 之間，基本上滿足了厭氧微生物不同階段的酸堿條件。同時因為進水負荷的改變，引起pH 的波動，導(dǎo)致出水VFA 的濃度變化形成負相關(guān)性。在反應(yīng)器由間歇進水模式向連續(xù)流轉(zhuǎn)變的過程中pH 降低到6.69，而最大VFA 濃度卻早于該pH 點的出現(xiàn)。因此可以說VFA 的變化影響著pH 的變化。所以僅從pH 的檢測尚不能較為直接的反映出厭氧反應(yīng)的潛在問題，這是因為pH 是檢測溶液中的氫離子濃度，而揮發(fā)性脂肪酸都是有機弱酸，不能完全電離，導(dǎo)致pH 的變化比VFA 的變化滯后許多，因此VFA 才是控制厭氧反應(yīng)器的關(guān)鍵參數(shù)。
最后在連續(xù)進水模式下VFA 快速下降以滿足連續(xù)模式下微生物的活性，增強了反應(yīng)器的抗沖擊負荷能力，降低反應(yīng)器因進水濃度波動而引起的酸積累。
2.5 污泥電鏡
厭氧污泥的顆�；莻�相對復(fù)雜的物理化學(xué)與微生物的過程，經(jīng)過許多學(xué)者的不懈努力提出許多關(guān)于厭氧污泥顆粒化的理論和模型：主要包括物理化學(xué)模型（選擇壓模型、惰性核模型、EPS 吸附架橋模型、多價陽離子吸附架橋模型、合成和天然聚合物吸附架橋模型等）、結(jié)構(gòu)模型（Capetown 模型、Spaghetti 理論和多層模型、第二最小值粘附模型、局部脫水和疏水交互作用模型、表面張力模型、營養(yǎng)型共生微生物群落模型等）、質(zhì)子遷移脫水理論和細胞間通信模型等。
污泥掃描電鏡圖像如圖5 所示。圖5（a）為該顆粒污泥是底部顆粒污泥樣品：顆粒污泥呈現(xiàn)圓盤形態(tài)，盤面布滿很多小孔，可以設(shè)想泥核內(nèi)部結(jié)構(gòu)不是緊促密實，而是含有通道的蓬松結(jié)構(gòu)。一部分廢水在顆粒污泥表面積上發(fā)生降解反應(yīng)；而另一部分廢水通過盤面通道進入核心與核內(nèi)微生物發(fā)生生化反應(yīng)，同時通過通道輸出廢物和生化反應(yīng)所產(chǎn)生的CH4和CO2，這樣可以大大提高微生物的去除效率。圖5（b）為頂部填料層中污泥電鏡圖，可以清晰的觀察到該污泥層是以棒狀桿菌和絲狀菌為主。而頂部污泥層是底部污泥層中較小顆粒上浮，通過填料層截留下來形成的。一方面降低了出水中的細小物質(zhì)，另一方面對廢水進行二次類似生物膜去除。
3 結(jié)論
試驗采用了先間歇模式啟動運行，其優(yōu)點主要表現(xiàn)在：F/M 值的高低交替變化，既保證了反應(yīng)期間高的去除率，又使得沉淀階段有較高的沉降效率；由于反應(yīng)器采用間歇進水和間歇攪拌，因此不會產(chǎn)生短流等問題；間歇進水反應(yīng)器本身就是沉淀池，不必再另外設(shè)置沉淀池。最后采用正常的連續(xù)流進水，有機負荷達到了20.16 kg/(m3·d)，而出水中的SS 質(zhì)量濃度平均為266.6 mg/L，說明填料能很好的截留污泥，減少污泥流失，起到了較好的水、固、氣的分離。優(yōu)于傳統(tǒng)的三相分離器，降低了該反應(yīng)器的經(jīng)濟成本。
該改良反應(yīng)器采用間歇攪拌，在一定范圍內(nèi)提高了上升流速，強化物質(zhì)的傳質(zhì)效果，同時也提高COD 去除率，達到了78%以上；其較佳的攪拌頻率為30 min 攪拌一次，時長約為30 s。
在間歇- 連續(xù)模式下反應(yīng)器能較好的適應(yīng)水力的沖擊負荷，這也為工業(yè)實踐中具有周期生產(chǎn)的行業(yè)在處理廢水提供一個例證。
