ABR反应器的启动研究
厌氧折流板反应器_ABR_的启动及酸化的恢复
厌氧折流板反应器 (ABR - Anaerobic Baffled Reactor) 是一种新型高效厌氧反应器 ,从结构看相当于几个升流式 污泥床反应器 (USB - Upflow Sludge Bed)的串联 ,实现了 产酸菌群和产甲烷菌群在不同隔室生长的条件 ,在高浓度 有机废水的处理中有特殊的优势 。本文介绍了厌氧折流 板反应器的原理及其相关研究的进展情况 。 1 厌氧折流板反应器的原理 111 良好的水力特征 ABR反应器内设置若干竖向导流 板 ,将反应器分隔成串联的几个反应室 ,每个反应室都可 以看作一个相对独立的升流式污泥床系统 ( upflow sludge bed,简称 USB ) ,废水进入反应器后沿导流板上下折流前 进 ,依次通过每个反应室的污泥床 ,废水中的有机基质通 过各反应室并与其中的微生物充分接触而得到去除 。借 助于水流的上升和沼气搅动的作用 , 反应室中的污泥上 下运动 ,水流在不同隔室中流态呈现完全混合态 。但是由 于导流板的阻挡和污泥自身的沉降性能 ,污泥在水平方向 的流速极其缓慢 ,从而大量的厌氧污泥被截留在反应室 中 ,反应器在整个流程方向则表现为推流式流态 [1, 2 ] 。 112 阶段化多相厌氧反应器 在展望先进的厌氧处理技 术时 , Lettinga[3 ] 提出了阶段化多相厌氧 ( staged M ulti一 Phase Anaerobic reactor system ,简称 SMPA )反应器 ,它不仅 能在更高的负荷率下提供更好的处理效率 ,而且适应于极 端的环境条件和抑制性化合物 。
tech1 1997, 69 ( 2) : 276 - 284
(责编 :张杨林 )
(上接 66 页 ) PolII p romoter sequences, B ioinformatics, 1999, 15:
处理印染废水的ABR反应器中微生物生态与脱色菌DN322的研究的开题报告
处理印染废水的ABR反应器中微生物生态与脱色菌DN322的研究的开题报告一、研究背景与目的随着工业化进程的加速发展，环境问题也日益凸显。
在工业过程中，印染行业所产生的废水是一个很大的问题。
传统处理方式使用物理和化学方法来处理印染废水，但存在着高成本、低效率、二次污染等问题。
因此，发展高效、经济、环保的印染废水处理技术显得至关重要。
而生物技术治理印染废水是一种具有巨大发展前景的理念。
其中，ABR反应器可以降低微生物的生长速度，利用微生物的吸附和降解能力进行污水处理。
同时，利用脱色菌DN322（Rhodococcus）解决废水中染料的问题，净化出水质量。
因此，本课题的目的是研究ABR反应器中的微生物生态环境，以及脱色菌DN322的添加对印染废水的处理效果进行分析，为印染废水处理提供一种新的解决方案。
二、研究内容1. 研究ABR反应器中微生物的生态环境，包括pH值、温度、氧气含量、反应器内微生物数量和种类等因素。
2. 优选脱色菌DN322的生长条件和添加量，研究其对废水中染料的去除效果。
3. 通过实验室方法，对ABR反应器和脱色菌DN322的处理效果进行评价，比较添加脱色菌DN322前后处理技术的差异性，最后得出所得出水质量评价指标。
三、研究意义本课题以印染废水的治理为出发点，研究ABR反应器中的微生物生态环境与脱色菌DN322的添加，进一步优化印染废水的处理技术。
本课题的研究成果可以为印染废水的治理提供一种新思路，优化印染废水的处理效果，降低成本，达到环保、高效的目的。
同时，优秀的研究成果也可以在环境领域拓展新的应用和发展方向。
四、研究方法本研究将采用实验室方法，包括印染废水模拟实验、ABR反应器构建、脱色菌DN322的添加、水样取样和分析等方法来对实验数据进行定量分析。
具体步骤如下：1. 制备印染废水。
2. 构建ABR反应器。
3. 优选脱色菌DN322的生长条件和添加量。
4. 添加脱色菌DN322到ABR反应器。
农村生活污水处理ABR工艺的启动与污泥微生物特性
农村生活污水处理ABR工艺的启动与污泥微生物特性杨春;吕锡武【摘要】通过折流板厌氧反应器(ABR)处理农村生活污水的启动运行,以及高通量测序技术,研究反应器中污泥微生物相关特性.研究结果表明:反应器采用低负荷启动、阶段提高有机负荷方式,可以在60d内实现挂膜完成,反应器对污水中化学需氧量(COD)去除率在66％左右,出水pH值稳定在6.35～7.05;颗粒污泥中主要优势细菌种群有变形杆菌(Proteobacteria)、拟杆菌纲(Bacteroidetes)、绿弯菌纲(Chloroflexi).运行启动后,在污泥中出现广古菌门(Euryarchaeota)、嗜热丝菌门(Caldiserica)、螺旋菌门(Spirobacteria).运行稳定后,细菌生物量含量会减少,这表明ABR启动对原始污泥的微生物种类起到显著的选择作用.%The start-up and microbiological characteristic of sludge by high-throughput sequencing of rural domestic wastewater treatment by anaerobic baffled reactor (ABR) have been studied.Results show that under the following conditions of dosing seed sludge,continuous operation by improving the load by steps after 60 days,the biofilm could be successfully formed.In the process of start-up,COD (chemical oxygen demand) removing rate was about66％,and pH value was about 6.35 ～ 7.05.Dominant community in granule sludge was closely related to Proteobacteria,Bacteroidetes and Chloroflexi.Euryarchaeota,Caldiserica,Spirobacteria appeared in the sludge after the reactor starting up.After the reactor running stability,bacterial biomass content would be reduced.The star-up of ABR played a significant role in the change of primary sludge's microbial species.【期刊名称】《净水技术》【年(卷),期】2017(000)005【总页数】7页(P79-85)【关键词】折流板厌氧反应器(ABR);厌氧消化;启动运行;微生物特性;农村生活污水【作者】杨春;吕锡武【作者单位】东南大学能源与环境学院,江苏南京210000;东南大学能源与环境学院,江苏南京210000【正文语种】中文【中图分类】TU992.3厌氧折流板反应器(anaerobic baffled reactor，ABR)是具有特别的模块化结构的高效处理废水厌氧生物反应器，由于这种特殊的性质，每个隔室都可以驯养微生物群落适应废水和环境条件,而且微生物在反应器中分布，污染物在各种微生物种群共同作用下得到降解去除。
厌氧折流板反应器(ABR)系统的特性及调控研究
厌氧折流板反应器（ABR）系统的特性及调控研究厌氧折流板反应器（ABR）系统的特性及调控研究摘要：在当今环境保护日益受到重视的背景下，厌氧折流板反应器（Anaerobic Baffle Reactor，ABR）作为一种高效的污水处理技术逐渐受到研究者的关注。
本文通过综述相关文献，阐述了ABR系统的一些基本特性及其调控研究进展。
结果表明，ABR系统具有体积小、占地面积小、能耗低、低污泥产量等特点，并且在COD（化学需氧量）、氨氮和总氮的去除方面表现出较好的水平。
同时，本文还对ABR系统的调控研究进行了探讨和总结，包括回流比、有机负荷、水力停留时间、温度和PH值等因素对ABR系统运行性能的影响，以及控制BOD（生化需氧量）、COD和氨氮的策略。
综上所述，ABR系统在实际应用中表现出了良好的技术特性和调控性能，并且在进一步研究和开发中有着广阔的应用前景。
一、引言随着人口的增加和工业化的发展，污水处理已成为当代社会中的一个重要环节。
同时，人们对环境质量的要求也越来越高。
传统的污水处理技术往往存在着处理成本高、处理效果差、占地面积大等问题。
因此，研发一种高效、节能、占地面积小的污水处理技术显得尤为重要。
二、ABR系统的特性ABR系统，即厌氧折流板反应器系统，是一种采用厌氧生物技术处理有机废水的新型装置。
该系统由反应器本体、进水管、出水管、折流板等组成。
ABR系统具有以下特性：1. 体积小：ABR系统相对于传统的污水处理设备来说，体积更小。
这使得它在使用过程中占地面积较小，特别适用于场地有限的情况。
2. 能耗低：ABR系统的能耗远低于传统的曝气池等处理设备。
这主要是因为ABR系统采用了厌氧生物技术，无需额外供氧。
3. 低污泥产量：ABR系统处理废水时，产生的污泥量明显低于传统的处理设备。
这不仅节省了后续处理的成本，还有利于污泥的资源化利用。
4. 较好的处理效果：ABR系统在污染物去除方面表现出较好的水平。
目前相关研究已证实，ABR系统在COD、氨氮和总氮的去除方面有着较高的去除率，对废水的处理效果明显优于传统的处理设备。
ABR反应器启动注意要点
ABR反应器的启动影响厌氧反应器启动的因素很多，包括废水的组成及浓度、接种污泥的数量和活性、环境条件(pH、θ/℃)、微量元素的补充、操作条件(COD容积负荷、水力停留时间)和反应器的结构尺寸等诸多因素[22]。
WeiLand和Rozzi[23]在讨论高效厌氧反应器的启动问题时特别提出了以下需注意的问题：1.为了丰富污泥中产甲烷菌的种类，采用几种不同来源的厌氧污泥进行接种；2.温度应在33～37℃或50～55℃范围内，pH值应在7.2～7.6范围内,以保证产甲烷菌的最大活性；3. COD:N:P=100:(10～1):(5～1)，NH3-N<1000mg/L；4.微量金属元素的需求，尤其是Fe、Ni、Co、Mo。
Henze等人则建议启动的初始COD容积负荷应低一些(ρt<1.2kgm-3 d-1 )，这有利于厌氧活性污泥的生长。
Baber和D.C.St uckey[24]系统的研究了ABR的启动方式，采取了两种启动方式：（1）固定进水基质浓度，逐步缩短HRT的启动方式；（2）固定HRT，逐步提高进水基质浓度的启动方式，因为前者从COD去除率、运行的稳定性及污泥的流失量方面衡量均优于采用后者方式启动的反应器，一般采用前者为ABR的启动方式。
ABR反应器的运行影响因素ABR反应器运行的主要影响因素有：挥发性脂肪酸（VFA）、容积负荷、水力停留时间（HRT）、水力特性、温度、pH值等。
挥发性脂肪酸是有机物厌氧发酵过程中的重要中间产物，它反映了废水可生化性的改变情况。
但VFA的过度积累会抑制甲烷菌的生长，从而使反应器的稳定时间延长。
特别当反应器中的碱度充足时，用pH值很难判断挥发酸的积累程度，因此控制反应器内挥发酸浓度就显得十分重要。
容积负荷直接反应了食物与微生物之间的平衡关系，容积负荷的变化可通过改变进水浓度或改变水力停留时间来实现。
水力停留时间是控制ABR反应器运行的主要参数，它直接影响了ABR中的CO D去除率。
厌氧折流板反应器(ABR)的启动研究
中图法分 类 号 ： ７ ３ ３ Ｘ ０ ．
文献 标识 码 ： Ａ
０ 引 言
厌氧折流板反应器 （ ｎ ｅｏ ｉ Ｂ ｆｅ ｅｃｏ ） Ａ ａｒｂ ａ ｄＲ ａｔｒ 简称 Ａ Ｒ， ２ ｃ ｆ ｌ Ｂ 是 ０世纪 ８ ０年代 由 Ｍａ ａｔ Ｃｒ ｙ开发 的一种 新
厌 氧 折 流 板 反 应 器 （ Ｂ 的启 动 研 究 Ａ Ｒ）
董 凌 霄 ，秦 宁
（ 西 科 技 大 学 资 源 与 环 境 学 院Байду номын сангаас， 西 西 安 ７ ０ ２ ） 陕 陕 １０ １
摘 要 ： 在温度 为 ２ ～３ ５ ２℃ ，ＨＲ Ｔ一１ ～２ ， ２ ４ｈ 容积 负荷 为 １ ０ ～７ ０ｋ ／ ． ２ ． ｇ ｍ。・ｄ条件 下 ， 对 ＡＢ Ｒ反 应 器进行 了 ６ ７ｄ３个阶段 的启 动 实验 ，实验 表 明 Ｃ Ｄ 的去 除率达 到 ９ ． 以上 并且 Ｏ ３３
Ｃ 、 等． ｏ Ｎｉ
１ ３ 接 种 污 泥 ．
接种污泥取 Ｆ西安邓家村 污水 处理厂 二沉池 ， 泥体积 约为 反应 器有效 容积 的 １ ３ 此 时 ，ｖ ｓ Ｔ Ｓ ４ 污 ／． ｓ／ Ｓ ＝ ０ ２７左右． ．８ 将此 污泥在 ３ ５℃ 的恒 温培养箱培 养两周后投入 反应器接种 ， 种污泥量为 ７ ５Ｉ 接 ． ．
１ ４ 分 析 项 目及 方 法 ．
Ｃ） （ Ｄ采州标准重铬 酸钾法 ； Ｓ和 Ｔ Ｓ采 用重 量法 ＪＶ Ａ 用直接 蒸馏 法… ； 度用 溴 甲酚绿一 ＶＳ Ｓ ；Ｆ 碱 甲基 红 测定 ； 温度用恒 温 水 浴锅 控 制． 进水 浓 度 分别 为 ８ ０ １０ ０ １５ ０ ２０ ０ ２５ ０ ３０ ０ ３５０ ｍｇ Ｉ， 将 ０ 、 ０ 、 ０ 、 ０ 、 ０ 、 ０ 、 ０ ／ 再 Ｃ Ｄ同定在 ３５ ０ｍｇ Ｉ 逐步缩短 ＨＲ Ｏ ０ ／ ， Ｔ到 １ ， ２ｈ 以考察 反应器 的抗 冲击负荷能力 ， 连续 运行 ６ ， ７ｄ 考察 每个 格 室的厌 氧污泥 、 Ｈ值 、 （ ）ＶＦ 碱度 等指标 的变化． ｐ Ｃ ） 、 Ａ、 Ｉ
厌氧折流板反应器(ABR)的启动研究
过 各 格 室 ，类 似 于 多 个 Ｕ Ｓ Ａ Ｂ串 联 。 与其 它 厌 氧 反 应 器 相 比 ， 具
情 况 ， 对 启 动 后 污 泥 的 特 征 和 并
反 应 器 生物 相 进 行 了分 析 。
２材 料 与 方 法
２１试 验装 置 ．
收 稿 日期 ：００ ０ — ８ ２ １—３ ２
离 器 ， 价 低 ， 污 泥堵 塞 ， 行 造 无 运
管 理 方便 ” １ 。 本 试 验 对 Ａ Ｒ 反 应 器 的 启 Ｂ
室 宽 度 比为 ３： ， 往 上 流室 的 １通 挡 板 下 部 边 缘 有 ４ 。倾 角 的 导 ５ 流 板 布 水 ， 于将 水 送 至 上 流 室 便 的 中心 ， 泥 水 充 分 混 合 以维 持 使 较 高 的污 泥 浓 度 。每格 室 侧 壁上 部 设 有 污 水 取 样 口 ， 于 取 样 监 用 测 污 水 水 质 ， 格 室 侧 壁 下 部 设 ｏ 每 有 污 泥 取 样 口 ， 于 取 样 监 测 污 用 泥 ；每 格 室顶 部 设 有 排 气 孔 ， 整
ｗｈ ｎ ｔ ｅｔ ｍｐ ｒ ｔ ｒ ａ ５ ３ ｊ ａ ｄ ＨＲＴ ｗａ ４ ｈ ｕ ｓ ｏ ｇ ｎ ｃｌ ａ ｉ ｇ ｓ１０ ｅ ｈ ｅ ｅ ａｕ ｅｗ ｓ － ２ ｃ ｎ ２ ｃ ｓ２ ｏ ｒ ． ｒ ａ ｉ ｄ ｎ ．２～３ ５ ｇＣＯＤ ｍ ． ｏ ｗａ ．２ ｋ ／ ． ｄ
行 控 制 。反 应 器 长 ×宽 ×高为 ：
５ ４ ｍ ７ ２ ｍ ｘ１０ ｍｍ ×４ ０ ｍ 有 ６ ｍ，
效 容积 为 ２ 。 ＯＬ
２２试 验用 水 水 质 ．
该厌氧折 流板反应 器 由 ８ ｍ 厚 的有 机 玻 璃 制 成 ， 应 器 ａ ｒ 反
ABR实验方案
ABR出水实验
一、实验目的
在室温下，通过实验确定一个最佳HRT使ABR反应器出水的BOD<50mg/L，同时根据实验结果及相关基础数据得出相应的容积负荷及上升流速以指导实际污水处理的设计与调试。
二、实验方法
1、（水样？）实验在室温下进行，取实验HRT为5、7、9、11、13d。
实验开始前先将ABR加满水样，再根据ABR 反应器的有效容积确定投加的污泥量（一般为有效容积的3~5%），最好选择与之一样的污水处理的污泥，经过一段调试启动后开始运行。
2、以HRT为5、7、9、11、13d开始试验，按一定流量(Q=V/HRT)进水，同时检测进出水的PH、COD、BOD，并做相关的实验记录。
表ABR进出水实验记录
HRT: 流量:
日期温度PH COD BOD 备注
3、若实验出水BOD已小于50 mg/L且已稳定，则可确定相应的HRT及容积负荷、上升流速。
若BOD仍大于50 mg/L，则根据实验结果确定一个出水BOD最小的HRT，再利用单因素实验对分法（每次实验点都取在实验范围的中点，即中点取点法，例如HRT为9d，
则可取HRT为8、8.5、9.5、10、10.5）重新确定HRT，重复实验步骤2、3 ，最后确定反应器出水的BOD<50mg/L的最佳HRT，并计算出容积负荷及上升流速。
ABR反应器性能研究回顾与总结
ABR反应器性能研究:回顾与总结李 刚 欧阳峰 杨立中(西南交通大学环境科学及工程系,四川成都 610031)摘 要:厌氧折流板反应器ABR是一种新型高效厌氧反应器,本文主要是对ABR反应器问世以来关于它的研究及相关的工作进行了较为全面的整理与分析,找出待研究领域和问题,为今后的研究工作提供了基础和方向。
关键词:ABR反应器;厌氧消化;废水处理;厌氧微生物中图分类号:X703,S21614 文献标识码:A 文章编号:1000-1166(2001)03-0009-06 Staduy on the Perform ance of ABR R eactor:R eview and Summ ary/LI G ang,OU YANG Feng,YANG LiΟzhong/(Dep artment of E nvironmental Science and E ngineering,Southw est Jiaotong U niversity,Chengdu610031,China) Abstract:The Anaerobic Baffled Reactor(ABR)is a novel anaerobic digester,researches on it and the related w ork are re2 viewed,summarized and analyzed systematically in this paper.On the other hand,the problems needed for further study are pointed out.K eyw ords:ABR reactor,anaerobic digestion,wastewater disposal,anaerobic bacteria 80年代初,美国Stan ford大学的McCar2 ty[1]及其合作者在厌氧生物转盘反应器的基础上改进开发出了厌氧折板反应器ABR (Anaerobic Baffled Reactor,简称ABR)。
改型ABR反应器接种好氧污泥的启动研究
厌氧反 应器 能否成 功肩 动是 决定该 反应 嚣运行成败的先决条件 ， 厌氧反应器其启动 时 间长 ， 影响 因素 复杂 ， 启动 最佳种 泥是处理 同类 废水的 厌氧颗粒 污泥【 采用 好氧污 泥启 ｌ Ｉ 。 动 的不 多 。 要是 因为 好氧 污 泥生 长环 境 和 主 厌 氧颗 粒污 泥相 差很 大 。 细 垒研 究 了采 用 胡 好氧 活性 污 泥经过较 长时 间 的驯化 后来 启动
器的启动 。 图２ 中进 水 为８ ０ ０ ０ ０ —１ ０ 的阶 段 为驯化 初 期 ， 水 浓 度 较 低 ， 留 时 间长 ， 此 出 水 进 停 因 Ｃ 浓 度 低 ， 除率 高 。 ０Ｄ 去 驯化 完 成 后 ， 续 连
进水 ， 除率 开 始 下 降 ， 去 这是 由于 污 泥 对 水 质还 处 于 适 应阶 段 造 成 的 ， 随着 逐 渐 培 养 ， Ｃ Ｄ的去 除 率 稳步 上 升 ， 图２ ０ 由 中的 曲线 可 以发 现 在 整 个 启 动过 程 中 由于 是 低 负荷 启 动 ， 污 泥 驯 化 后 ， 同进 水 浓 度 的 出 水 在 不 Ｃ 基本 维持在 ４ ０ ５ ｍｇ Ｌ ＯＤ ０ ～４ ０ ／ 左右 ， 因此 ，
如
本在此范围 ， 即增 加 进 水 浓 度 （ 同进 水 浓 不 度 的 出水 Ｃ 及 去 除 率 变 化 曲线 见 图２ 。 ＯＤ ） 当进 水浓 度 为 １ ０ ～２ ０ ｍｇ Ｌ， 行一 段 ０ ００ ／ 运 ５ 时 间后 ， 得出水 Ｃ Ｄ ０ ～５ ０ ／ 保 测 Ｏ 在４ ０ ０ ｍｇ Ｌ，
０８０ ） ２ ０ ０
摘 要： 实验采 用改￣Ａ Ｒ 应器接种好氧污泥进行 启动研 究 ， ［Ｂ 反 以稀释 的屠宰度水 为进水 ， 并逐渐增 加进 水浓度 ， 室温２ ℃ ～２ ℃ ，Ｈ 在 ０ ５ ｐ为 ６ ５ ． 的条件下 。 ． ～８ ５ 连续遗 仔５ 天 。 ６ 成功实现 了改 型厌氧折 流板反 应器 的启 动， Ｏ 去除率达 到８ ％ ＣＤ 。 ３ 关螬馏 。 Ｂ 反虚 器 启动 好氧 污泥 厌氧 污泥 屠宰废水 ＡＲ 中图分 类 号 ： Ｈ １ Ｔ １１ 文献 标 识 码 ： Ａ 文章 编号 ：６ ３ ９ （０ Ｏ１ （） ０ １ － １ １ － ７ １２ ｌ ）２ａ一 ０７ ０ ７ ２
ABR反应器启动及影响因素
ABR反应器影响因素及启动1.污泥厌氧消化的原理污泥厌氧消化，即污泥中的有机物在无氧的条件下被厌氧菌群最终分解成甲烷和CO2的过程，是一个极其复杂的过程，一般分为三个阶段，第一阶段在水解和发酵细菌的作用下，使碳水化合物、蛋白质和脂肪水解与发酵，转化为单糖、氨基酸、脂肪酸、甘油及CO2及氢等；第二阶段在产氢产乙酸菌的作用下，把第一阶段的产物转化成氢、CO2和乙酸等；第三阶段，通过两组生理上不同的产甲烷菌的作用下，一组把氢和CO2转化为甲烷，另一组对乙酸脱羧产生甲烷。
2.厌氧消化影响因素废水的厌氧处理启动受到许多因素影响，可把这些因素分为设计操作因素与环境因素两大类。
环境因素包括温度、pH值、碱度、营养、氧化还原电位以及包括毒性、可降解性等在内的废水特征等。
设计操作因素包括反应器类型、操作单元的选择及排列方式、预处理的方式、接种污泥的数量和活性、微量元素的补充、容积负荷、水力停留时间等等。
（1）温度有机物的厌氧分解分为产酸和产甲烷两个阶段，而温度又是厌氧反应的重要影响因素之一。
在一定的范围内，温度的提高不仅能加快厌氧硝化菌对有机污染物分解速率，而且还可能降低厌氧污泥混合液的粘度，而与粘度相关的污泥沉降性能又直接影响了反应器的出水水质。
在中等负荷条件下，反应器温度由35℃降至25℃对COD去除率无明显影响，当温度进一步降至15℃时，反应器的效率明显下降。
温度适宜时，细菌发育正常，有机物分解完全，产气量高，固体颗粒在较高的温度下有更好的沉降性能。
因此反应器在启动时，应尽可能在气温较高的条件下进行，等反应器成功启动后一般可以在相对低温下持续正常运行。
（2）酸碱度pH值是常规厌氧过程中的重要参数。
水解与发酵菌及产氢产乙酸菌对pH的适应范围大致为5～6.5，而甲烷菌对pH的适应范围在6.6～7.5，一般控制在7.0左右。
在硝化系统中，若水解发酵阶段与产酸阶段的反应速率超过产甲酸阶段，则pH值降低，抑制了甲烷菌的生长。
改进型ABR处理太湖富藻水启动研究
（ １ ． Ｓ ｃ ｈ ｏ ｏ ｌ ｏ ｆ Ｅ ｎ ｅ ｒ ｇ ｙ ａ ｎ ｄ Ｅ ｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍｅ ｎ ｔ －Ｓ ｏ ｕ ｔ ｈ ｅ ａ ｓ ｔ Ｕｎ ｉ ｖ，Ｎａ ｎ ｊ ｉ ｎ ｇ ，Ｊ ｉ ａ ｎ ｇ ｓ ｕ ２ １ ０ ０ ９ ６ ，Ｃｈ ｉ ｎ ａ ； ２ ．Ｄｅ ｐ ｔ ｏ ｆ Ｃ ｉ ｖ ｉ ｌ Ｅｎ ｇ ｉ ｎ ｅ ｅ ｒ ｉ ｎ ｇ －Ｙａ ｎ ｃ ｈ ｅ ｎ ｇ Ｉ ｎ ｓ ｔ ｉ ｔ ｕ ｔ ｅ ｏ ｆ Ｔｅ ｃ ｈ ｎ ｏ ｌ ｏ ｇ ｙ ，Ｙａ ｎ ｃ ｈ ｅ ｎ ｇ。Ｊ ｉ ａ ｎ ｇ ｓ ｕ ２ ２ ４ ０ ５ １，Ｃｈ ｉ ｎ ａ）
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不同接种污泥ABR厌氧氨氧化的启动特征
不同接种污泥ABR厌氧氨氧化的启动特征厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation,ANAMMOX)生长速度缓慢[1]，在选择启动反应器时需考虑其具有较好的生物截留能力，保证足够的菌群. 而ABR反应器具有可耐受较高的污染负荷、良好的生物截留能力、易于固液分离、易形成颗粒污泥等特点，其对培养增殖速度缓慢的厌氧氨氧化菌具有优势，已经应用于厌氧氨氧化反应的启动和研究[2,3].厌氧污泥如反硝化污泥，厌氧颗粒污泥等[4, 5, 6]均已成功应用于厌氧氨氧化的启动. 相较于絮状污泥，颗粒污泥可有效减少微生物从反应器中流失，以保证足够的生物量. 但是颗粒污泥培养过程缓慢，严重阻碍了其应用. 本文以ABR反应器为厌氧氨氧化的启动反应器，分别接种完全絮状厌氧污泥、厌氧颗粒/絮状混合污泥，考察两个厌氧氨氧化反应器启动过程的差异、添加部分颗粒污泥对絮状污泥形成颗粒污泥的诱导效应，并初步明确启动过程中反应器对污泥的截流率以及稳定后各隔室对氮素去除的贡献率，以期为厌氧氨氧化的启动提供参考. 1 材料与方法 1.1 实验装置实验采用的ABR反应器由有机玻璃制成. 反应器长37.5 cm，宽8 cm，高度33 cm，持水高度26.5 cm，有效容积6.36 L. 反应器分为5个隔室，每隔室升流区降流区格间宽度比为4 ∶1，折流板导向角45°(见图 1). 反应器整体密封保证厌氧，每隔室的上部使用橡胶管来排除产生的气体，橡胶管采用水封，反应器整体用遮阳塑料膜遮住避光. 采用恒流蠕动泵控制进水，反应器放置于水浴中，利用温度控制器维持反应器温度30~35℃.图 1 ABR反应器装置示意1.2 接种污泥本研究采用两种污泥，污泥1：取自UASB反应器的厌氧颗粒污泥，污泥浓度52.5mg ²mL-1，污泥2：城市污水处理厂A2/O工艺的厌氧污泥，污泥浓度102mg ²g-1. 采用2个相同的ABR反应器，第一个反应器(R1反应器)接种污泥1和污泥2的混合污泥，按照1 ∶3质量比混合，分别为2 250 mL的絮状厌氧污泥和386 g的厌氧颗粒污泥; 第二反应器(R2反应器)接种污泥2共3 000 mL的絮状厌氧污泥. 污泥在ABR反应器各隔室均匀接种，接种后R1、 R2反应器中混合液的污泥浓度相同(以MLSS值表示)，均为24.8g ²L-1.1.3 反应器运行条件两个ABR反应器运行条件相同. 反应器HRT设置在26 h，采用人工配水，进水的pH值为7.5±0.5，其组分包括(NH4)2SO4，NaNO2，以及KH2PO4 0.027g ²L-1，MgSO4 ²H2O 0.300g ²L-1，CaCl2 0.136g ²L-1，KHCO3 0.5g ²L-1，微量元素Ⅰ、Ⅱ. 参照文献[7]配制，按每1 L配水添加1 mL微量元素Ⅰ、Ⅱ. NO2--N浓度过高会抑制厌氧氨氧化菌的活性[8]，逐渐提高进水氮素的浓度提高进水的基质负荷，促进厌氧氨氧化菌的增长[9,10]. 1~68 d，NO2--N与NH4+-N浓度以1 ∶1配置，负荷控制在54.5 g ²(m3 ²d)-1(表 1); 69~114 d提高进水负荷，两者负荷控制在62.3 g ²(m3 ²d)-1; 在第3阶段后期NO2--N基本全部去除，而NH4+-N还有部分未被去除，在114~170 d提高NO2--N负荷为68.0 g ²(m3 ²d)-1， NH4+-N负荷维持在62.3 g ²(m3 ²d)-1，以期通过添加NO2--N负荷来去除NH4+-N，增强总氮的去除率.表 1 启动过程中氮负荷的变化1.4 测定项目与方法启动过程中每天采集进出水水样，成功启动后采集每个格室水样，分析NH4+-N、 NO2--N 和NO3--N. 同时，测定接种污泥及启动成功时每个格室污泥浓度(MLSS). NH4+-N:采用纳氏试剂光度法，NO2--N:采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，NO3--N:采用紫外分光光度法，MLSS采用重量法[11]. 2 结果与讨论R1和R2反应器均成功启动了ANAMMOX反应，启动耗时分别为120 d和125 d. R1和R2反应器的启动规律相似，根据NH4+-N的去除规律可将两个反应器的启动过程分为4个阶段，分别为菌体水解期(出水NH4+-N高于进水，NO2--N基本被去除)、活性停滞期(出水NH4+-N 基本等于进水，出水NO2--N升高)、活性提高期(NH4+-N、 NO2--N大幅度且同比例降低)和稳定运行期(NH4+-N、 NO2--N的去除率稳定，基本达到90%以上). 这与Yang等[12]对ANAMMOX启动过程的研究结果一致. 但是，有研究者将ANAMMOX启动过程分为3个阶段[13, 14, 15]，为活性迟滞期，活性提高期以及稳定运行期，虽然比本研究少1个阶段，但启动过程氮素的去除规律基本一致.2.1 进出水水质2.1.1 R1反应器的启动特征(1)菌体水解期(PhaseⅠ: 1~15 d)运行开始前2 d，出水较浑浊，第1、 2 d出水的污泥浓度(以MLSS表示)为0.61、 0.35 g ²L-1. 但是，第3 d开始出水澄清，未检测到SS流失，表明ABR反应器对污泥具有较好的持留作用. 从水质来看，启动过程的前15 d出水NH4+-N明显高于进水，而出水NO2--N 的含量基本为零(图 2)，跟其他学者的研究结果基本一致. 孟凡能等[16]接种好氧颗粒污泥、厌氧颗粒污泥、氧化沟/短程硝化活性污泥组成的混合污泥启动厌氧氨氧化反应，在前11 d，NH4+-N出水亦大于进水，但NO2--N去除量可达0.02 kg ²(m3 ²d)-1，认为主要是菌体的溶酶作用导致了出水NH4+-N高于进水，溶酶作用产生的有机物以及接种污泥带入的有机物可作为电子供体反硝化还原NO2--N，促进NO2--N被高效去除[17].图 2 启动过程中水质变化及氮去除率变化(2)活性停滞期(PhaseⅡ: 15~74 d)该阶段出水NH4+-N浓度不断下降，但依旧高于或基本等于进水NH4+-N浓度. 从出水NO2--N浓度来看，前27 d依旧保持很低(低于0.1 mg ²L-1)，去除率均达99%以上，反硝化作用依旧很强. 然而，从第28 d开始，出水NO2--N浓度不断升高，最高达31 mg ²L-1，去除率不断降低，最低达到44.57%. 这是因为第Ⅰ阶段的溶酶作用产生的有机物以及污泥中含有的有机物不断被消耗，反硝化作用降低造成出水NO2--N 浓度的升高[18].(3)活性提高期(PhaseⅢ: 75~119 d)从75 d开始，出水NH4+-N不断降低，去除率不断升高，最高达86.2%; 出水NO2--N 的浓度开始降低，去除率持续升高，在第92 d恢复到99.4%. 在该阶段，NH4+-N和NO2--N 大幅度被消耗，表明ANAMMOX开始显现[19].(4)稳定运行期(PhaseⅣ: 120~170 d)反应器运行到120 d，NH4+-N、 NO2--N去除率都高达97%，此后出水基本稳定，表明反应器启动成功. 稳定运行期间，NH4+-N、 NO2--N负荷分别为62.3 g ²(m3 ²d)-1、 68 g ²(m3 ²d)-1，平均去除率分别高达97.4%、 99.7%，厌氧氨氧化反应器的培养阶段结束.2.1.2 R2反应器启动特征R2反应器的启动特征与R1基本相似，但也存在差异. 从污泥截流来看，R2反应器前3 d的污泥浓度(以MLSS表示)2.74、 1.12、 0.56 g ²L-1,从第4 d开始出水未检测到SS，R1反应器比R2具有更好的截流污泥能力，这也是接种颗粒污泥的优势.从启动的过程和污染物去除特征来看，R2反应器的菌体水解期持续时间较R1多13 d，且在前3 d的出水NH4+-N浓度都高于R1，尤其第1 d出水NH4+-N高达94.5 mg ²L-1，推测是R1反应器接种的颗粒污泥来自于工业废水UASB反应器，有机物和有机氮含量高所致.但是，活性停滞期的持续时间相对R1较短，仅37 d，NO2--N浓度升高，最高达29.1 mg ²L-1，去除率仅为41.3%~66.4%. R2反应器在第62 d进入活性提高期，较R1提前12 d，该阶段出水NH4+-N不断减低，去除率不断升高，最高达94.2%; 同时NO2--N去除率也大幅度升高，在82 d恢复到99.4%，此后维持在99%左右. 在第125 d，R2反应器运行进入稳定运行期，NH4+-N平均去除率92.0%，略低于R1; NO2--N平均去除率和R1相近，达99.9%. 同时，从污泥截流率看(该时段反应器总污泥量除以接种污泥量)，R2反应器居于劣势，平均污泥截留率仅为33.6%，而R1反应器的平均污泥截留率为41.9%，表明接种具有良好沉降性能的颗粒污泥可有效减少污泥的流失，截留ANAMMOX微生物，促进其富集.R1反应器进入活性提高期的时间较晚，而进入稳定期的时间较早，推测是R1反应器接种的颗粒污泥来自于工业废水UASB反应器，以人工配水为底物进行驯化，活性恢复较为困难，所需复活时间长. 但是由于颗粒污泥的沉降性能较好，流失较少，活性一旦恢复，微生物的基数大，增长的也快，较于R2反应器提前进入稳定期，稳定运行期R1对NH4+-N的去除率略高于R2. 总体来说，即使R1污泥截留量明显高于R2，两者表现出厌氧氨氧化活性的时间相差不大，均取得良好的脱氮效果，说明接种污泥的不同并未造成ABR厌氧氨氧化反应器的启动规律和污染物去除特征有明显差异.不管是R1还是R2反应器，启动耗时基本接近，在120 d左右，这与许多研究者的研究结果一致[20,21]. 如朱月琪等[2]在ABR反应器内接种厌氧河流底泥，在4个月内成功启动厌氧氨氧化，稳定运行时NH4+-N和NO2--N的容积负荷分别为31.9 g ²(m3 ²d)-1和31.2 g ²(m3 ²d)-1，平均的去除率达85.2%和98.2%. 本研究中R1和R2反应器的启动时间与其研究接近，但对底物的平均去除率均略高，这可能与接种的污泥、容积负荷、 pH及其他不可复制的环境因素相关.2.2 3种氮素之间的定量关系目前，学术界普遍接受的ANAMMOX菌分解合成的总计量化学式如式(1)所示[1].由式(1)，厌氧氨氧化反应中NH4+-N与NO2--N的消耗量，以及NO3--N的生成量理论比值为1 ∶1.32 ∶0.26. 然而，不同研究者得出的结论之间存在着差异，冯平等[22]研究结果表明，稳定运行阶段三者之间的比值为1 ∶1.44 ∶0.26; 而彭绪亚等[23]采用两套UASB 反应器启动ANAMMOX反应，稳定时三者比值分别为1 ∶(1.1～1.2) ∶ (0.25～0.45) 和1 ∶(1.1～1.2) ∶(0.30～0.40)，可能是接种污泥的性质、 pH等环境的不可复制性导致的差异.本实验中，R1、 R2达到稳定运行后三者的比值分别为1 ∶1.16 ∶0.21和1 ∶1.27 ∶0.36，这与Strous等[1]的研究结果有一定差异. 两个反应器中NH4+-N与NO2--N消耗量的比值分别为1 ∶1.16和1 ∶1.27，均低于理论值，可能是反应器进水未进行有效除氧，导致部分NH4+-N被亚硝化菌和硝化菌转化为NO2--N和NO3--N，使得NO2--N与NH4+-N消耗量比值小于理论值. 但是在NO3--N生成量与NH4+-N生成量之间，两个反应器存在差异，R1反应器略小于理论值，推测稳定期R1反应器中可能还存在反硝化作用，这主要是因为UASB 颗粒污泥有机质含量较高，且颗粒污泥菌体释放有机物的速率较慢所致[24]; 但是，R2反应器高于理论值，具体原因还有待分析.2.3 格室间的氮素去除规律对稳定期间各格室氮素去除规律分析发现(图 3)，R1反应器中NH4+-N和NO2--N基本在第一格室已被去除，去除率均高达99%以上，其余4个隔室并未起到作用. R2反应器的去除规律有所不同，第一格室虽然对NO2--N和NH4+-N具有较大的去除作用，NO2--N去除率高达99%，NH4+-N去除率85%，但其余4个格室对NH4+-N亦有去除作用，贡献率为7%. 从NO3--N 的生成量及每个格室的变化情况看，均在第一格室生成NO3--N，且R1第一格室生成量比R2第一格室高8.3 mg ²L-1，随后NO3--N均被逐渐消耗部分，且两个反应器的消耗量基本相同. 监测稳定运行时的各格室的污泥浓度发现(表 2)，R2反应器污泥浓度总体低于R2反应器，尤其第一格室的污泥浓度比R2反应器的第一格室的污泥浓度低34%，两个反应器对氮的去除存在一定的差异，造成该结果的原因很多，如污泥的性质及污泥量、生物量等，但具体原因有待进一步研究.图 3 稳定运行时水质变化\表 2 稳定运行时的各格室的污泥浓度接种的厌氧颗粒污泥和厌氧絮状污泥分别是黑色和灰黑色，启动成功时R1、 R2反应器的相对应格室的颜色相似，均是第一格室有少部分的红棕色，随着水流的方向颜色变化依次为少量红棕色黄褐色黑色，该现象与鲍林林等[25]研究相似. 而典型的ANAMMOX细胞中含有大量的细胞色素C而呈现红色[26]，结合第一格室对氮素的大部分的去除，可认为该格室的红色菌群为ANAMMOX，且高于其他格室. 其余格室由于基质的浓度低导致ANAMMOX的富集度较低，颜色是黄褐色甚至最后格室仍保持原接种污泥颜色黑色，但对每个格室菌属类别仍需进一步的鉴定. 从污泥形态看，R2中污泥以不规则块状和絮状存在，R2中污泥是不规则块状、絮状和部分颗粒污泥，可能由于水力负荷较低，没有足够的剪切力使得在ABR中诱导絮状污泥形成颗粒污泥，可尝试通过提高流速，增大剪切力来培养厌氧颗粒污泥.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
厌氧折流板反应器(ABR)的低负荷启动研究
厌氧折流板反应器(ABR)的低负荷启动研究
王欣;李清雪;魏玲玲;刘书燕
【期刊名称】《河北工程大学学报（自然科学版）》
【年(卷),期】2006(023)004
【摘要】研究ABR在低负荷下的启动情况.启动负荷采用2.0 kgCOD/(m3·d),在反应器稳定后将负荷逐步提高至5kgCOD/(m3·d),运行90d,ABR实现稳定启动.研究了ABR在启动过程中pH值、COD去除率、VFA及碱度的变化.试验结果表明:低负荷启动ABR过程中,随着负荷的提高,各个隔室的各项指标均呈有规律的变化.由此可知,低负荷启动ABR的方式完全可行.
【总页数】3页(P42-44)
【作者】王欣;李清雪;魏玲玲;刘书燕
【作者单位】河北工程大学,城建学院,河北,邯郸,056038;河北工程大学,城建学院,河北,邯郸,056038;河北工程大学,城建学院,河北,邯郸,056038;河北工程大学,城建学院,河北,邯郸,056038
【正文语种】中文
【中图分类】X703
【相关文献】
1.厌氧折流板反应器(ABR)的启动研究 [J], 丁绍兰;秦宁
2.负荷对ABR的启动和处理效果研究 [J], 王洋;陈峰;王凡;何国富
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4.600MW“W”火焰直流锅炉烟煤启动及低负荷稳燃技术的研究及应用 [J], 杨兆勇;张正樵;刘定坡;戚嘉伟
5.多联机低负荷制冷启动阶段的可靠性研究 [J], 杨元涛
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ABR作为产甲烷反应器的两相厌氧工艺的启动特性
ABR作为产甲烷反应器的两相厌氧工艺的启动特性冼超彦;周兴求【摘要】用厌氧折流板反应器(ABR)作为两相厌氧工艺的产甲烷反应器进行了启动研究,寻求快速启动的办法.采取先快速提高进水COD浓度,后提高进水量的方式,使产酸相尽快维持在酸性最佳条件下,调节产甲烷相进水pH值在6.8～7.2之间,从而保证产甲烷相在最佳条件下,经过35 d的启动过程,分别在产酸反应器和产甲烷反应器中出现了性能良好的絮状活性污泥和厌氧颗粒污泥.启动后第35天,当两相反应器水力停留时间为14 h,COD负荷为36.48 ks/(m3·d)时,系统整体COD去除率达到98.0%.【期刊名称】《工业用水与废水》【年(卷),期】2010(041)001【总页数】5页(P72-75,79)【关键词】厌氧折流板反应器;两相厌氧工艺;启动特性【作者】冼超彦;周兴求【作者单位】华南理工大学,环境科学与工程学院,广州,510006;华南理工大学,环境科学与工程学院,广州,510006【正文语种】中文【中图分类】X703.1两相厌氧消化系统是20世纪70年代初美国戈什（Ghosh）和波兰特（Pohland）开发的厌氧生物处理新工艺。
两相厌氧消化工艺是根据厌氧消化过程产酸和产甲烷两阶段中起作用的微生物在种群组成和生理生化特性方面的差异，采用2个独立的反应器串联运行。
两相厌氧消化技术是一种高效的高浓度有机废水处理技术，比单相处理系统更稳定，能承受更高的有机负荷［1-3］。
就目前国内外使用两相厌氧工艺的情况来看，国内传统的两相厌氧工艺，两相均采用UASB反应器，普遍存在初次启动时间长、调控复杂、投资较大等缺点［4］。
因此设计新型两相厌氧工艺采用厌氧折流板反应器（ABR）作为产甲烷反应器，并寻求其快速启动的方法。
1.1 试验装置及流程试验装置如图1所示。
R1为产酸反应器，R2为产甲烷反应器，2个反应器均由有机玻璃制造。
人工配水通过恒流泵进入R1，由于产酸反应器对温度的要求不高，试验期间的温度波动不大，因此R1不需要保温。
ABR启动期运行效能及互营产甲烷菌群的分布特征
ABR启动期运行效能及互营产甲烷菌群的分布特征班巧英;刘琦;张立国;李建政【摘要】为探讨厌氧折流板反应器(ABR)启动期运行效能和互营产甲烷菌群的空间分布特征,考察了ABR反应器处理制糖废水启动期的运行特征,并采用聚合酶链式反应-变性梯度凝胶电泳(PCR-DGGE)技术分析了互营产甲烷菌群在ABR各格室的分布规律.结果表明,在污泥驯化阶段,ABR的COD去除率为61.5％,出水挥发酸总量高达1808mg/L.经过2个阶段的调控运行后,ABR出水挥发酸明显降低,甲烷含量增加至55％以上,COD去除率达到了94.8％.而且ABR第2～4格室形成了沉降性能良好的颗粒污泥.PCR-DGGE检测结果表明,该ABR系统中的主要产氢产乙酸菌为Syntrophobacter和Pelotomaculum,主要分布在ABR系统第3,4格室.ABR 第1,2格室的产甲烷菌主要为耐酸的氢营养型产甲烷菌(Methanoregula和Methanosphaerula),而乙酸营养型产甲烷菌(Methanosaeta和Methanothrix)主要分布在第3,4格室.ABR系统中产甲烷菌的多样性要明显高于产氢产乙酸菌,说明当系统受到冲击时,产氢产乙酸作用比产甲烷作用更易成为限速步骤.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2018(038)009【总页数】7页(P3351-3357)【关键词】厌氧折流板反应器;启动运行;产氢产乙酸菌;产甲烷菌;聚合酶链式反应-变性梯度凝胶电泳【作者】班巧英;刘琦;张立国;李建政【作者单位】山西大学环境与资源学院,山西太原 030006;山西大学环境与资源学院,山西太原 030006;山西大学环境与资源学院,山西太原 030006;哈尔滨工业大学市政与环境工程学院,黑龙江哈尔滨 150090【正文语种】中文【中图分类】X703.5厌氧生物处理技术广泛用于处理各种有机废弃物,同时回收甲烷作为清洁能源[1-3].有机物的厌氧生物处理过程主要涉及4类微生物:产酸发酵菌群、产氢产乙酸菌群、同型产乙酸菌群和产甲烷菌群.其中,产氢产乙酸菌群将产酸发酵菌群的代谢产物(如:丙酸、丁酸、乙醇、乳酸等)转化为产甲烷菌可利用的底物(乙酸和H2/CO2).研究表明,产氢产乙酸菌群的活性对甲烷发酵过程具有显著的限制作用,主要是由于这些短链挥发酸和乙醇(乳酸除外)的厌氧降解是一个高度吸能的过程,很难自发进行[4].因此,强化产氢产乙酸菌群的功能,对提高厌氧生物处理系统的效能和稳定性发挥重要作用.在产甲烷环境中,这些短链挥发酸和乙醇的降解是通过产氢产乙酸菌和产甲烷菌的互营协作来完成的[5].产氢产乙酸菌的这种代谢方式使其分离培养十分困难,导致只有少数产氢产乙酸菌被分离和鉴定[5].产氢产乙酸菌广泛存在于各种厌氧生境中,它们的组成和分布受到诸多因素的影响 [6-8]. Ariesyady等[9]用显微放射自显影-荧光原位杂交的方法发现:在一个城市废水处理厂的厌氧反应器中,当丙酸浓度为0.5mmol/L时,Smithella是主要的食丙酸产氢产乙酸菌,而Syntrophobacter是丙酸浓度为2.5mmol/L条件下的主要食丙酸产氢产乙酸菌.实时荧光定量PCR(qPCR)分析表明,高水力停留时间(HRT)有利于Pelotomaculum的生长,而低HRT促进了Smithella的生长[10].尽管一些研究已经报道了互营产甲烷菌群(产氢产乙酸菌群和产甲烷菌群)在升流式厌氧污泥床反应器(UASB)、厌氧消化器、自然生境中的分布特征[7-8,10].然而,互营产甲烷菌群在厌氧折流板反应器(ABR)中不同格室分布特征的相关报道仍然较少.ABR反应器是由一系列垂直的折流板组成[11].它的特殊构造有利于颗粒污泥的形成、生物相的分离、微生物的截留、以及抗冲击负荷能力的提高,适用于处理各种高浓度及难降解有机废水[2,11].ABR反应器的成功启动是其处理有机废水的先决条件.因此,本研究考察以絮状污泥为接种污泥时,ABR反应器启动期的运行特征以及互营产甲烷菌群在ABR反应器中不同格室的分布特征,为优化ABR反应器的启动过程、强化互营产甲烷作用及运行稳定性提供理论基础.试验装置为ABR,由有机玻璃制成,其有效容积为27.8L.ABR由4个相等的格室组成(记作C1、C2、C3、C4),每个格室用垂直的隔板将其分为下向流室和上向流室(体积比1:4).每个向上流室沿壁设置4个等间距的取样口.每个格室顶部设有集气管与水封相连,产生的气体由湿式气体流量计计量.水封和气体流量计装有pH 3.0的水以防止气体溶解.反应器外壁缠绕电热丝,通过温控仪将内部混合液的温度控制在(35±1)℃.试验废水由蠕动泵控制流量进入第1格室,最后从第4格室上部流出.试验废水为稀释的制糖废水,添加尿素和KH2PO4使COD:N:P为200~300:5:1,并补充微生物生长所必须的微量元素及维生素等[12].接种污泥取自哈尔滨市某污水处理厂二沉池好氧污泥和哈尔滨某啤酒厂厌氧生物处理系统中二沉池厌氧污泥.其中第1格室以好氧污泥为种泥;第2格室和第3格室则以好氧污泥:厌氧污泥(VSS)分别为2.5:1和1:2.5的比例接种;第4格室以厌氧污泥为接种污泥.第1,2,3,4格室污泥生物量分别为15.23,14.92,13.74,14.31g VSS/L. ABR启动过程分为3个阶段:污泥驯化阶段、效能提高阶段、负荷提高阶段.污泥驯化阶段采用低负荷运行方式,固定HRT为24h,进水COD分阶段从500mg/L逐步提高到6000mg/L.效能提高阶段采用延长HRT与提高进水COD浓度交替进行的方式,将HRT由24h经由36h延长至48h,而进水COD浓度由6000mg/L提高至8000mg/L.负荷提高阶段采用固定COD浓度,逐步缩短HRT的方式,将HRT由48h经由42h缩短至36h.反应器运行温度控制在(35±1)℃,进水pH值控制在8.0左右.每次改变运行条件均在前一次运行达到稳定时进行.启动结束时从4个格室污泥床采集污泥样品,保存至-20℃备用.COD、pH值和生物量采用标准方法测定[13],气体组成和挥发酸组成采用气相色谱仪测定(SP- 6800A和SP6890,山东鲁南瑞虹化工仪器有限公司),测定方法参照以前研究[12].在污泥样品中加入戊二醛(2.5%)于4℃固定2h;用0.1mol/L磷酸缓冲液冲洗3次;用不同浓度乙醇依次脱水;用无水乙醇/叔丁醇(体积比1:1)、纯叔丁醇各置换1次;用HCP-2型(HITACHI)临界点干燥仪进行干燥;将样品观察面朝上粘贴在扫描电镜观测样品台上,用E-1010(HITACHI)型离子溅射镀膜仪在样品表面镀上一层厚度15nm金属膜,然后镜检.称取0.15g污泥(湿重),采用DNA提取试剂盒(MO BioLaboratories,Inc,Carlsbad,CA,USA)提取厌氧活性污泥总DNA.DNA浓度用分光光度计测定(Thermo Fisher Scientific A).PCR反应体系(50μL)为:DNA 2.0μL,正、反向引物(20μmoL/L)各0.5μL,dNTPs (2.5mmoL/L)4.0μL, 10×ExTaq buffer 5.0μL,ExTaq酶(5U/μL) 0.8μL,超纯水37.2μL.反应程序:94℃预变性5min;94℃变性1min,55℃退火45s(古细菌退火温度56℃),72℃ 45s,30个循环;72℃延伸7min.所用引物为真细菌通用引物和古菌通用引物[12].取15μL上述PCR产物进行DGGE.电泳条件:聚丙烯酰胺浓度40%~60%,电压120V、温度60℃,时间10h,然后进行银染.将DGGE凝胶中的条带用手术刀片切下来、碾碎并置于30μL 1×TE缓冲溶液中, 40℃恒温水浴3h(期间每30min颠倒混匀一次). 12000r/min离心3min.取3μL上清作为模板,用上述通用引物进行PCR扩增.然后用胶回收试剂盒(赛百盛)纯化PCR产物,将纯化的PCR产物连接到pMD18-T 载体上并转化到大肠杆菌DH5α中,随机挑选3个白色克隆进行PCR检测,将阳性克隆送至上海生工生物技术有限公司测序,测序结果与NCBI的GenBank 数据库中的16S rRNA基因序列对比分析.定量分析采用绝对定量方式.所用引物为真细菌和古菌通用引物[12].标准样品为含目的基因序列的重组pMD18-T质粒.将标准样品进行10倍梯度稀释(101~107).标准样品和待测样品同时进行实时qPCR检测.qPCR在荧光定量分析系统(Model 7500, ABI,Foster,CA,USA)中完成,所用荧光染料为SYBR green.反应体系:引物1μmol/L,SYBR Green Mix 10μL(Toyobo Co.,LTD.,Japan),H2O 5.96μL,ROX 0.04μL,DNA模板3μL.反应程序:94℃预变性1min,94℃15s,58℃ 30s,72℃35s数据采集,40个循环.每个qPCR反应设置3个重复.以达到对数增长时的循环数(Ct值)为横坐标,标准质粒数目的对数值为纵坐标绘制标准曲线,得到关于真细菌和古菌的一元线性回归方程分别为y=-0.3031x+11.626 (R2=0.9929),y=-0.2769x+10.455 (R2=0.9982).ABR是一种符合分阶段多相厌氧工艺思想的高效厌氧反应器[11].在流态上,ABR具有良好的生物相分离的特征,使参与甲烷发酵的主要功能微生物菌群能够生长于各自最佳的环境中,促使厌氧生物处理过程的效率与稳定性大大提高.ABR反应器启动成功的标志就是颗粒污泥的形成和微生物相分离功能的实现[2,11].本研究中,ABR 采用低负荷、分阶段运行方式进行启动,经过228d调控运行达到稳定,完成了启动过程.如表1所示,污泥驯化阶段历时120d达到稳定状态,且稳定期的COD去除率仅为61.5%.从出水挥发酸的组成可以看出,造成COD去除率较低的主要原因是乙酸和丙酸不能被有效的降解,它们的浓度分别为1072,554mg/L.说明乙酸营养型产甲烷菌和食丙酸产氢产乙酸菌的代谢活性在此阶段受到显著的抑制.该阶段第3,4格室pH£6.2,而大多数产甲烷菌和食丙酸产氢产乙酸菌适宜的pH范围是6.8~7.2[4,14].因此,乙酸和丙酸在这个阶段发生了明显的积累,进而导致COD去除率较低.在最后一个格室仍然含有一定量的氢气,表明氢营养型产甲烷菌的活性也受到一定程度的抑制.而氢分压也是影响产氢产乙酸菌活性的主要原因之一[4].在效能提高阶段,随着HRT逐步由24h延长至48h,产氢产乙酸菌群和产甲烷菌群的代谢活性逐步提升,尤其是ABR的第3,4格室,发酵气体中甲烷含量分别达到了51.0%和58.9%,出水挥发酸总量降低至347mg/L,使得COD去除率也随之增加并最终稳定在了90.1%(表1).在负荷提高阶段,逐步缩短HRT至36h,COD去除率保持了稳步上升的趋势,仅运行了24d就达到了稳定状态.分析认为,HRT的逐步缩短促使ABR系统中颗粒污泥大量形成,提高了反应器的生物量以及抗负荷冲击能力,导致ABR反应器可在短时间内达到高效稳定的运行状态.其出水挥发酸残留仅为291mg/L,COD去除率高达94.8% (表1).然而,当ABR处理疫病动物尸骸废水时,在有机负荷率为4.6kgCOD/(m3·d)条件下,其COD去除率只有88.0%[11].第1,2格室产生了大量挥发酸,而第3,4格室的挥发酸显著减少,甲烷含量却明显增加,说明该ABR系统的1,2格室为产酸相,3,4格室为产甲烷相.如图1所示,在ABR启动的污泥驯化阶段(HRT 24h、进水COD 6000mg/L) 达到稳定运行时,第1~4格室的MLVSS分别为8.3,8.5,10.1,9.2g/L.在效能提高阶段,随着HRT延长至48h,进水COD增加至8000mg/L,ABR 4个格室的生物量增加了18.1%~ 75.0%.这一结果表明,较长的HRT促进了厌氧污泥中微生物的增殖.在负荷提高阶段,HRT从48h 逐步缩短到36h,有机负荷率由4.0kgCOD/(m3·d)提高到了5.4kgCOD/(m3·d).ABR系统第1~4格室的生物量持续增加,分别达到了11.2,13.4,18.4,16.7g/L.分析认为,生物量的增加与ABR系统中污泥的颗粒化有关.在ABR系统第2~4格室已经形成厌氧颗粒污泥(图2),提高了系统的抗负荷冲击能力[2].较高的生物持有量,为ABR系统的高效稳定运行奠定了基础.ABR相分离功能将具有不同生理生态特征的微生物分布在不同格室,使其各自在适宜环境条件下发挥着较强的代谢活性.为了探讨ABR 的相分离特征,本研究通过qPCR分析了负荷提高阶段真细菌和古菌在ABR不同格室的分布特征.如图3所示,第1、2格室以真细菌为主,其含量分别为3.6´106个和1.2´106个16S rRNA基因拷贝数/ng DNA.相反,古菌在第1,2格室的含量比真细菌少2个数量级.主要是由于前2个格室主要功能为产酸发酵(表1),而参与产酸发酵的微生物属于真细菌.与第1,2格室相比,第3格室的古菌含量显著增加,达到了1.6´106个16S rRNA基因拷贝数/ng DNA.尽管第4格室的古菌含量显著减少,但仍然占细菌总数的50%左右.类似地,刘然等的研究也表明,ABR的前端格室以真细菌为主,而后端格室中古菌的相对丰度明显增加[15].为了解产氢产乙酸菌群在ABR各格室的分布规律,在ABR启动结束时,对每个格室的污泥进行了真细菌PCR-DGGE分析.结果表明(图4),有3个条带的16S rRNA基因序列与已鉴定产氢产乙酸菌高度相似,且均为食丙酸产氢产乙酸菌.其中,条带B1和B2分别与变形菌门的Syntrophobacter wolinii和S.pfennigii高度相似(95%)(表2).当与产甲烷菌共存时,这两种菌可以氧化丙酸生成乙酸和CO2/H2,同时也可以在一些特殊的底物上纯培养[4].条带B3与厚壁菌门低GC 含量的革兰氏阳性菌Pelotomaculum schinkii的相似性为96%.P.schinkii是一个专性互营菌,只有与产甲烷菌共培养时才能生长.它们通过甲基丙二酰-辅酶A途径(MMC)降解丙酸[4].从图4可以看出,所有的产氢产乙酸菌分布在第3,4格室.由表1可知,第3,4格室的pH为7.0~7.4,适合产氢产乙酸菌的生长.图4表明,条带B1和B2的信号明显高于条带B3,说明Syntrophobacter可能是ABR系统中主要的产氢产乙酸菌.从表1可以看出,ABR第2格室出水丙酸浓度高达608mg/L,经过第3,4格室的降解之后,80.8%的丙酸被去除,可见,这些食丙酸产氢产乙酸菌在ABR系统的丙酸降解中起着重要作用.类似地,陈重军等[16]发现Syntrophobacter是ABR厌氧氨氧化反应器中的主要产氢产乙酸菌.然而,在一个以葡萄糖为唯一碳源的ABR中,Syntrophomonas是主要的产氢产乙酸菌[17].此外,从表1还可以看出,经过第3,4格室的降解后,丁酸浓度从152mg/L降低至38mg/L,说明少量的食丁酸产氢产乙酸菌可能存在于第3,4格室.然而, PCR-DGGE并没有检测到与已知食丁酸产氢产乙酸菌高度相似的条带.这可能是由于食丁酸产氢产乙酸菌的含量低于PCR-DGGE的检测限或一些未知的食丁酸产氢产乙酸菌存在于系统中造成的.在甲烷发酵系统中,产氢产乙酸菌的生长代谢离不开产甲烷菌的协同作用,因此本研究也对古菌进行了PCR-DGGE指纹分析.从古细菌DGGE图谱(图5)中获得9条16S rRNA基因部分序列.条带A1和A4与未知的古菌高度相似(97%以上).条带A2, A3,A6,A8,A9与氢营养型产甲烷菌(Methanolineatarda,Methanobacterium beijingense, Methanospirillum hungatei, Methanoregula boonei, Methanosphaerula palustris)的相似性为98%~100%(表2).这些氢营养型产甲烷菌可利用H2/CO2和甲酸进行生长代谢[14].条带A5,A7分别与产甲烷丝状菌Methanosaeta harundinacea 和Methanothrix soehngenii高度相似(99%).产甲烷丝状菌属可以利用浓度低至5~ 20µmol/L的乙酸[14].从DGGE图谱上可以看出,在ABR系统中,产甲烷菌群在各个格室中的分布存在着明显的演替过程.从前端格室到后端格室,产甲烷菌的多样性逐渐提高.由图5可知,ABR第1,2格室的优势产甲烷菌为Methanoregula (条带A8), Methanosphaerula (条带A9),已有研究结果表明,这两个属的产甲烷菌为耐酸产甲烷菌[18-19].除此之外,条带A3 (Methanobacterium)和A6 (Methanospirillum)也存在于在第1,2格室.一些研究表明,氢营养型产甲烷菌比乙酸营养型产甲烷菌更耐酸[9,20-21].耐酸产甲烷菌的存在降低了ABR系统产酸格室的氢分压 (表1),为产酸发酵菌群解除了产物的反馈抑制作用.这些耐酸氢营养型产甲烷菌使得ABR系统的产酸格室(第1,2格室)的甲烷产量分别达到了4.0,6.7L/d.第3,4格室的主要产甲烷菌是Methanolinea (条带A2),Uncultured ArcI archaeon (条带A4), Methanosaeta(条带A5)、Methanothrix (条带A7), Methanoregula(条带A8)、Methanosphaerula(条带A9).结合图5和表2可以发现,乙酸营养型产甲烷菌(Methanosaeta和Methanothrix)存在于ABR系统的第2~4格室.产甲烷丝状菌(Methanosaeta和Methanothrix)不仅是产甲烷系统中常见的乙酸营养型产甲烷菌,而且能促进颗粒污泥的形成[22].图2也证实了第2~4格室的微生物是以颗粒污泥的形式存在的.以前的研究也发现,产甲烷丝状菌是颗粒污泥反应器中主要的乙酸营养型产甲烷菌[23-24].这些产甲烷菌使得ABR系统第3,4格室的甲烷含量达到了55%以上.本研究还发现,产甲烷菌的多样性要明显高于产氢产乙酸菌,说明与产甲烷作用相比,在系统遭受冲击时,产氢产乙酸作用可能会成为第一限速步骤.3.1 在中温条件下,ABR系统经过3个阶段的调控运行完成了启动过程,在有机负荷率为5.4kgCOD/ (m3·d)条件下,COD去除率达到了94.8%,且在第2~4格室形成了性能良好的颗粒污泥.3.2 ABR系统的前2格室以真细菌为主,而后2格室中的古菌数量显著增加,其中,Syntrophobacter为优势产氢产乙酸菌,主要分布在第3,4格室.3.3 在ABR系统的第1,2格室主要为耐酸的氢营养型产甲烷菌(Methanoregula,Methanosphaerula),而乙酸营养型产甲烷菌(Methanosaeta,Methanothrix)主要分布在第3,4格室.[1] 吴鹏,陆爽君,徐乐中,等.ABR耦合间歇曝气MBR工艺处理生活污水研究[J]. 中国环境科学, 2015,35(9):2658-2663.[2] 赵丽,陈晴,王毅力,等.ABR 处理模拟畜禽养殖废水中有机物的快速启动与运行优化研究[J]. 环境工程学报, 2017,11(7):3943- 3949.[3] 杨敏,陈德珍,戴晓虎.污泥热解液与牛粪混合厌氧消化特性研究[J]. 中国环境科学, 2018,38(2):634-642.[4] Li J, Ban Q, Zhang L, et al. 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HABR反应器PPT
低很多；启动后期，第1隔室的VFA 浓度达97.2 mmol/L ，但经过处理后的VFA 浓度只有8.9 mmol/L ，显示出反应器良好的运行情况。
启动前期各隔室pH 值相差不大，均在6.5以上，由于此时并没有进入两相厌氧阶段。
随着COD 浓度的增加，此时反应器逐渐进入两相厌氧阶段，到了启动后期，此时1、2隔室的pH 值有明显下降，基本在5.5左右，而4、5隔室仍然保持在7.0以上，至此反应器形成比较理想的两相厌氧分段。
3.1.3 各隔室COD 去除率的变化特征01000200030004000500060007000800090000510152025303540C OD 浓度/（m g ·L -1）102030405060708090100C O D 去除率/%102030405060708090100123451~5C OD 去除率启动初期COD 去除率约为55%左右，此时前2个隔室对整个系统的去除率贡献约为40%左右；由于启动初期产甲烷菌活性还很弱，因此后3个隔室的COD 去除率作用还不明显。
启动后期，整体的去除率保持在90%以上，产酸菌和产甲烷菌都很好的发挥了活性，此时前2个隔室对整体去除率的贡献约在50%左右；后3隔室去除率的贡献提高到42%左右。
2．酸化试验4.1.1.1应器已经进入完全酸化阶段。
器运行到15d左右时，各隔室都已经处在酸化阶段，此时甲烷细菌活性已经受到了严重的抑制，暂时失去活性，至此4隔室和5隔室失去了去除COD的能力。
总去除率仅为56.21%3147101316192225283134t/d-1随着时间推移，pH 值和碱度逐渐上升。
酸化调控末期，1隔室pH 值在6.0左右；2、3、4隔室pH 值稳定在6.0～6.5左右；出水pH 值最终稳定在7.3左右。
同时3、4隔室碱度缓慢上升，碱度相差不大，大约在500～600 mg/L ；出水碱度快速上升，出水碱度达到1100 mg/L 趋于稳定，至此HARB 反应器完全恢复。
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27(4):60726201[10] XINGLaijun (邢来君),LI M ingchun (李明春).G eneral mycology(普通真菌学)[M].Beijing :Higher Education Press ,1999:262301[11] W ON S W ,CHOI S B ,Y UN Y S.Interaction between protonatedwaste biomass of Corynebacterium glutamicum and anionic dye reactive red 4[J ].Colloids and Surf aces A :Physicochem Eng Aspects ,2005,262(1/2/3):17521801Biosorption of reactive red X 23B from aqueoussolution by the pretreated mycelia of Penicilium sp.ZH ANGLi 2fang 1,2,WEI De 2zhou 1(1School of Res ources &Civil Engineering ,N ortheastern Universi 2ty ,Shenyang 110004,China ;2School of Environmental and Chemi 2cal Engineering ,Shenyang Lig ong University ,Shenyang 110168,China )Abstract:The paper aims to introduce its authors ’study on the bios orption of reactive red X 23B from its aqueous s olution by using pretreated mycelia of Penicilium sp.As is known ,Penicilium sp.a strain of fungus by nature ,can be used as bios orbent to abs orb the reactive red X 23B ,an anion dye ,from the aqueous s olution in batch system.Therefore ,study of the batch system helps to disclose the ef 2fect of the parameters ,the pretreatment method ,pH level ,salt con 2centration ,heavy meta and s o on ,on its bios orption.H ,a 2m ong the various chemical agents ,the nitric 2treated biomass has shown the best per formance in light of im proving the dye rem oval ca 2pacity at its concentration of 50mg/L.I t is true that the nitric 2treated fungal mycelia has potentially a bios orption capacity to abs orb the re 2active red X 23B 40%higher as com pared with the raw fungal mycelia with little effect of the nitric acid concentration difference.H owever ,the dye ads orption rate may increase remarkably with the increase of nitric treating time.In addition ,lower salt concentration in the s olu 2tion may help to increase the bios orption capacity of fungal mycelia toward the reactive red X 23B.The results of our study show that the am ount of the ads orbed reactive red X 23B tends to increase by the presence of 50mg/L Zn 2+or Pb 2+ion.In addition ,we have als o investigated the change of pH and the am ount of K +and Mg 2+ions in the s olution during the nitric treatment on fungal biomass.As a re 2sult ,the fungal biomass was found to ads orb large am ounts of hydro 2gen ion and release K +into the s olution in the treating process.M oreover ,the IR analysis als o show that the ads orption peaks of ni 2tric 2treated fungal mycelia tend to appear at amide I ,amide Ⅱand amide III characteristic of strong ads orption band.Thus ,it can be concluded that the bind site of amino groups of biomass turns to in 2crease after nitric acid treatment ,with the reactive red dye anion in the protonated biomass easily ads orbed.Amino group ,likely to be the im portant binding sites for reactive red X 23B in it ,is als o expect 2ed to play the main role in the dye bios orption in the acid s olution.K ey w ords :environmental biology ;pretreatment ;Penicilium sp.;bios orption ;reactive red X 23BC LC number :X 172 Document code :A Article ID :100926094(2008)05200402053收稿日期:2008201224作者简介:杨宏,教授,博士,从事水环境恢复理论与工程实践研究,yhong @ 。
文章编号:100926094(2008)0520044204ABR 反应器的启动研究3杨 宏,张静慧,于萍波,邓建诚,黄春雷,姚 乾(北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京100022)摘 要:研究了添加填料对折流式厌氧反应器(ABR )启动性能的影响。
反应器启动时,控制COD 负荷为0115kg/(m 3・d ),逐渐提升至016kg/(m 3・d )。
未加填料的反应器经过约60d ,加入填料的反应器经过约35d 的连续运行,出水COD 去除率稳定,启动基本完成。
研究表明,添加填料的复合式反应器启动速度明显快于普通ABR ,且运行稳定性更好,COD 去除率较高,能够较好地截留污泥,有利于反应器生物效应的形成。
关键词:市政工程;厌氧折流板反应器;低浓度废水;填料;启动中图分类号:T U991126 文献标识码:A0 引 言厌氧折流板反应器(Anaerobic Baffled Reactor ,ABR )是美国S tan ford 大学的McCarty 教授及其合作者于20世纪80年代初在厌氧生物转盘反应器的基础上改进开发的一种高效厌氧反应器。
反应器被分成若干反应室,每个反应室都是一个相对独立的上流式污泥床系统。
污泥以颗粒或絮状形式存在,进水中的底物与微生物充分接触而被降解去除。
水流呈局部完全混合而整体推流的流态,不仅有利于提高反应器的容积利用率,而且在不同隔室内可相对独立地培养适合各自环境的微生物群落,使产酸相与产甲烷相分离[1]。
对于低浓度有机废水的启动,在未加入填料的ABR 反应器中由于容积负荷较低,污泥易处于饥饿状态,常会发生污泥的溶出现象[2,3];而当容积负荷较高时,因进水浓度较低,上升流速必然较大,会把大量污泥带出反应器,导致污泥过度流失[4]。
两种情况都会导致处理效率下降。
为了解决这一矛盾,本文在R 2反应器中添加橡胶粉末填料,使污泥能够稳定生长,增强反应器的抗冲击能力,提高启动速度。
对普通ABR 反应器R 1和增添了填料的R 2进行对比实验研究。
1 装置与方法111 装 置两套厌氧折流板反应器均由有机玻璃制成。
第1套反应器(R 1)分为6个隔室,反应器有效容积为300L ;第2套反应器(R 2)有效容积为10L ,其中加入了橡胶粉末填料(江苏省宜兴市润扬水工业有限公司)。
112 方 法实验用水为城市生活污水,辅加葡萄糖调节C OD ,实验中保持进水C OD 约为300mg/L 。
原水由蠕动泵打入反应器,通过调节水力停留时间(HRT )调整反应器运行状态。
接种污泥取自北京高碑店污水处理厂厌氧消化池,呈絮状。
接种污泥质量浓度为30g/L ,污泥体积约为反应器有效容积的1/3。
第8卷第5期2008年10月 安全与环境学报Journal of Safety and Environment V ol.8 N o.5 Oct ,2008C OD测定采用重铬酸钾法[5]和碧月牌5B-3B型C OD快速测定仪;TSS和VSS测定采用重量法;碱度和挥发性脂肪酸(VFA)采用C OM-300电位滴定仪测定[2];pH值采用Ther2 m o Orion868型台式pH计测定;用Leica DMI L倒置显微镜对污泥絮体内的微生物进行观察。