好氧颗粒污泥的快速启动及其对高氨氮化肥工业废水处理的研究 81页

硕士学位论文好氧颗粒污泥的快速启动及其对高氨氮化肥工业废水处理的研究StudyonRapidStartupofAerobicGranularSludgeandTreatmentofHighAmmoniaConcentrationFertilizerIndustrialWastewater作者：刘浩导师：湛含辉教授中国矿业大学二O一五年六月n中图分类号X703.1学校代码10290UDC502密级公开中国矿业大学硕士学位论文好氧颗粒污泥的快速启动及其对高氨氮化肥工业废水处理的研究StudyonRapidStartupofAerobicGranularSludgeandTreatmentofHighAmmoniaConcentrationFertilizerIndustrialWastewater作者刘浩导师湛含辉申请学位工学硕士培养单位环境与测绘学院学科专业环境工程研究方向水污染控制答辩委员会主席张雁秋评阅人郑元林、李燕二○一五年六月n论文审阅认定书研究生刘浩在规定的学习年限内，按照研究生培养方案的要求，完成了研究生课程的学习，成绩合格；在我的指导下完成本学位论文,经审阅，论文中的观点、数据、表述和结构为我所认同，论文撰写格式符合学校的相关规定，同意将本论文作为学位申请论文送专家评审。导师签字：年月日n致谢三年的研究生学习时光即将结束，在此我想对我的母校、导师、父母以及帮助我的所有老师和朋友表达我由衷的谢意。本文是在导师湛含辉教授的悉心指导和帮助下完成的。从前期论文的选题、设计构思以实验到后期论文的修改和定稿都浸透着湛老师的心血。在整个过程中湛老师都给予了我极大的帮助与鼓励，让我鼓足勇气克服重重困难，顺利地完成论文的各项工作。长期以来，湛老师高尚的人格、严谨治学的科研态度、谦虚认真的学者风度、献身科学的执着精神以及功底深厚的学术造诣，都深深的影响了我，让我感受良多，受益匪浅，是我今后工作和学习中不断前进的动力。值此论文完成之际，谨向我敬爱的湛老师表示由衷的感谢和深深的敬意。本论文的实验工作主要是在中国矿业大学环境工程中心实验室完成，我要感谢丁毅、周东来、李晓红和雷灵琰四位实验室老师对我试验工作方面的支持和帮助。其次，我要感谢感谢学院的张雁秋教授、王丽萍教授、李燕副教授、王立章副教授、张传义副教授、王晓副教授、李功振副教授以及没有提及姓名的老师们，在学习过程中是你们将宝贵的知识与经验传授给了我，并在各方面提供了支持和大力的协助，才使我得以顺利完成学业。感谢刘利、郝春静、王香莲、王良杰、孙璨、王晴晴等同课题组的兄弟姐妹们在我选题和实验过程中给予的无私帮助；感谢常笑丽、翟缘、乔椋等朋友们，有了你们的陪伴，我才顺利完成了试验和论文撰写；感谢我的室友邵国权、张明杰、丁楠三年来在生活上对我的关心与鼓励，同时也要感谢环境工程硕12班全体同学对我的支持和帮助。正是有了你们的热心帮助与相伴，才让我的研究生生活过得如此充实快乐，祝你们在以后的工作中顺顺利利，生活幸福美满。我要特别感谢我的父母，是你们赋予我生命，给予我最无私的爱与支持，是我不断进取的最大动力。感谢三姨和姨父等亲人们这些年在生活上和精神上给我的极大关心和鼓励，你们的恩情我不会忘记，祝你们永远健康快乐。最后，我要向百忙之中评阅本文和出席毕业论文答辩的各位专家教授表示衷心感谢。刘浩2015年5月n摘要好氧颗粒污泥技术因其具有沉降性能突出、微生物浓度高、耐毒抗冲击性能好、微生物种类多样以及同步硝化反硝化等优点，是目前污水生物处理领域尤其是处理高浓度有毒工业废水方面的研究热点，而如何缩短好氧颗粒污泥系统的启动时间是该技术在实际工业应用中需要重点突破的难题之一。基于此，本课题研究了外压力法简单快速启动好氧颗粒污泥系统的可行性、污泥颗粒化机理与物理模型以及对高氨氮实际化肥工业废水的处理效果。试验采用真空抽滤造粒的方式对活性污泥施加外压力将其制成人造颗粒污泥，在不添加其他辅助物质的条件下投入SBR反应器中培养。通过对不同操作参数下的人造颗粒污泥颗粒化过程及性能变化进行对比，结果表明：当人造颗粒污泥含水率和颗粒粒径分别在69.6%~86.4%和0.5mm~2mm的范围内时，含水率越低、粒径越大其颗粒化效果越好；但当含水率<66.1%，粒径>2.8mm时，颗粒生物活性会显著降低，对污染物去除效果也变差。试验得出含水率为69.6%、粒径为2mm的人造颗粒污泥的颗粒化效果最好，与接种普通活性污泥相比，这种操作参数下的人造颗粒污泥能大大缩短好氧颗粒污泥系统的启动时间，所形成的好氧颗粒污泥具有粒径大且分布集中、结构紧密、沉降性能好、脱氮效率高等优势，其完成颗粒化的时间、平均粒径、比重、SVI值和TN去除率分别为20d、1.68mm、1.048g/cm3、29.5mL/g和84.3%，而接种普通活性污泥依次为40d、0.46mm、1.024g/cm3、54.3mL/g和65.1%。分析外压力法能加速污泥颗粒化的关键机理为活性污泥在外压力作用下污泥快速脱水，可以促使微生物胞外聚合物（EPS）发生紧密桥联进而团聚成较大的颗粒，从而大大缩短了污泥疏水自凝聚和长大的时间。提出的颗粒化物理模型能够非常形象地描述外压力作用下好氧颗粒污泥的形成过程。处理高氨氮实际化肥工业废水的实验结果表明：经过45d的驯化，颗粒污泥逐渐适应了实际废水，对COD、NH+4-N及TN的去除率分别达到93.5%、89.2%和66.5%，且对亚硝酸盐积累率始终保持在71%~84%之间，同时颗粒的物理性质基本维持稳定，说明这种好氧颗粒污泥具有较高的耐毒抗负荷冲击能力以及除污性能。综合以上，本论文利用外压力法可以达到简单快速启动好氧颗粒污泥系统的目的，并能获得较高的化肥工业废水处理效果，为好氧颗粒污泥在实际工业废水处理的应用提供了一定科学依据和技术支持。本论文有图34幅，表7个，参考文献110篇关键词：好氧颗粒污泥；启动时间；外压力法；高氨氮化肥工业废水InAbstractAerobicgranularsludgetechnologyisattractiveincurrentbiologicalwastewatertreatmentfield,especiallyindealingwithhighconcentrationsoftoxicindustrialwastewaterduetoitsoutstandingsettlingperformance,highconcentrationofmicroorganisms,goodimpactresistance,microbialspeciesdiversityandsimultaneousnitrificationanddenitrification,buthowtoshortenthestartuptimeofaerobicgranularsludgesystemisoneofthedifficultproblemsthatneedkeybreakthroughinpracticalindustrialapplications.Forthisreason,thisprojectresearchesthefeasibilityofsimplyandquicklystartupaerobicgranularsludgesystembyexternalpressuremethod,themechanismandphysicalmodelofsludgegranulation,andtreatmenteffectofactualhighammoniaconcentrationfertilizerindustrywastewater.Theexperimentappliedexternalpressureontheactivatedsludgetoproduceartificialgranulesusingvacuumfiltrationmethod,then,cultivatedtheartificialgranulesinSBRwithouttheadditionofotherauxiliarysubstances.Throughthecomparisonofgranulationprocessandpropertychangesoftheartificialgranulesunderdifferentoperatingparameters,theresultsshowedthat:Whenthewatercontentandparticlesizeofartificialgranulesarerespectivelyintherangeof69.6%~86.4%and0.5mm~2mm,thelowerwatercontent,thelargerparticlesize,thegranulationeffectisbetter;Butwhenwatercontent<66.1%,particlesize>2.8mm,thebiologicalactivityofgranulessignificantlyreduces,andtheremovalefficiencyofpollutantsbecomespoor.Experimentshowedthatthegranulationeffectofartificialgranulesisbestwhenwatercontentof69.6%,particlesizeof2mm,comparedwithconventionalactivatedsludgeinoculation,theartificialgranulesundersuchoperatingparameterscangreatlyshortenthestartuptimeofaerobicgranularsludgesystem,aerobicgranulesformedhavelargeandcentralizeddistributionofparticlesize,compactstructure,goodsettlingproperties,andhighernitrogenremovalefficiency.Itsgranulationtime,averageparticlesize,specificgravity,SVIvalueandTNremovalratearerespectively20d,1.68mm,1.048g/cm3,29.5mL/gand84.3%,whiletheinoculatingactivatedsludgeare40d,0.46mm,1.024g/cm3,54.3mL/gand65.1%.Thekeymechanismofexternalpressuremethodacceleratingthegranulationisthatactivatedsludgedehydratesrapidlyunderexternalpressure,whichcanpromotethemicrobialextracellularpolymericsubstances(EPS)closelybridginginordertoagglomerateintolargerparticles,thusgreatlyreducethehydrophobicselfcoagulationIInandgrowthtimeofsludge.Physicalmodelofgranulationproposedinthispapercouldvividlydescribetheformationprocessofaerobicgranularsludgeunderexternalpressure.Theexperimentalresultsfortreatmentofactualhighammoniaconcentrationfertilizerindustrialwastewatershowedthat:after45dofacclimation,granulesgraduallyadaptedtotheactualwastewater,theremovalrateofCOD,NH+4-NandTNreached93.5%,89.2%and66.5%respectively,andthenitriteaccumulationratehasbeenmaintainedatbetween71%~84%,whilethephysicalpropertiesoftheparticlesremainedstable,indicatingthataerobicgranularsludgehashighresistancetoshockloadanddecontaminationcapability.Basedontheabove,thispapercanachievethepurposeofstartingtheaerobicgranularsludgesystemsimplyandquicklybyexternalpressuremethod,andcanobtainhightreatmenteffectoffertilizerindustrialwastewater,thusprovidessomescientificbasisandtechnicalsupportfortheapplicationofaerobicgranularsludgeintheactualindustrialwastewatertreatment.Figures:34,Tables:7,References:110.Keywords:aerobicgranularsludge;startuptime;externalpressuremethod;highammoniaconcentrationfertilizerindustrialwastewaterIIIn目录摘要...............................................................I目录..............................................................IV图清单............................................................VI表清单.............................................................X1绪论.............................................................11.1研究背景........................................................11.2好氧颗粒污泥技术综述............................................21.3废水生物脱氮技术综述...........................................111.4课题研究目的、意义及内容.......................................141.5研究路线.......................................................162试验材料与分析方法..............................................172.1试验仪器.......................................................172.2试验装置与操作.................................................172.3试验分析项目与方法.............................................193外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究..............................223.1概述...........................................................223.2试验污泥和模拟废水.............................................223.3试验方案.......................................................233.4试验结果与讨论.................................................243.5本章小结.......................................................374外压力法促进污泥颗粒化机理及物理模型............................394.1概述...........................................................394.2外压力法促进污泥颗粒化机理及物理模型...........................404.3外压力法操作参数影响分析.......................................414.4本章小结.......................................................445好氧颗粒污泥处理高氨氮化肥工业废水的研究........................46IVn5.1概述...........................................................465.2接种污泥与废水水质.............................................465.3试验方案.......................................................475.4试验结果与讨论.................................................475.5本章小结.......................................................536结论与建议......................................................556.1主要结论.......................................................556.2建议...........................................................56参考文献..........................................................57作者简历..........................................................65学位论文原创性声明................................................66学位论文数据集....................................................67VnContentsAbstract........................................................................................................................IIContents......................................................................................................................VIListofFigures..........................................................................................................VIIIListofTables................................................................................................................X1Introduction...............................................................................................................11.1ResearchBackground..............................................................................................11.2ReviewofAerobicgranularsludgeTechnology......................................................21.3ReviewofBiologicalNitrogenRemovalTechnologyinWastewater...................111.4Purpose,MeaningandContentoftheResearch....................................................141.5ResearchRoute......................................................................................................162MaterialsandAnalyticalMethods........................................................................172.1ExperimentalInstruments......................................................................................172.2ExperimentalDeviceandOperation......................................................................172.3AnalysisItemsandMethods..................................................................................193ResearchonPromotedaerobicgranulationbyExternalPressuremethod......223.1Overview................................................................................................................223.2ExperimentalSludgeandSimulatedWastewater..................................................223.3ExperimentalScheme............................................................................................233.4ExperimentalResultsandDiscussion....................................................................243.5Chapterconclusions...............................................................................................374MechanismandPhysicalModelsofPromotedSludgeGranulationbyExternalPressureMethod........................................................................................................394.1Overview................................................................................................................394.2MechanismandPhysicalModelsofPromotedSludgeGranulationbyExternalPressureMethod...........................................................................................................404.3ImpactAnalysisofOperationParametersbyExternalPressureMethod..............414.4Chapterconclusions...............................................................................................445ResearchonHighAmmoniaConcentrationFertilizerIndustrialWastewaterVInTreatmentbyaerobicgranularsludge.....................................................................465.1Overview................................................................................................................465.2SeedingSludgeandWastewaterQuality...............................................................465.3ExperimentalScheme............................................................................................475.4ExperimentalResultsandDiscussion....................................................................475.5ChapterConclusions..............................................................................................536ConclusionsandSuggestions.................................................................................556.1MainConclusions..................................................................................................556.2Suggestions............................................................................................................56References...................................................................................................................57Author’sResume........................................................................................................65DeclarationofThesisOriginality.............................................................................66ThesisDataCollection...............................................................................................67VIIn图清单图序号图名称页码图1-1好氧颗粒污泥形成过程示意图8Figure1-1Formationprocessdiagramofaerobicgranularsludge8图1-2生物脱氮过程11Figure1-2Processofbiologicalremovalofnitrogen11图1-3好氧颗粒污泥脱氮原理13Figure1-3Nitrogenremovaltheoryofaerobicgranularsludge13图1-4研究路线图16Figure1-4Researchroadmap16图2-1抽滤造粒装置示意图18Figure2-1Schematicdiagramoffiltrationgranulationdevice18图2-2SBR反应器装置示意图18Figure2-2SchematicdiagramofSBRreactor18图3-1各反应器污泥含水率的变化情况25Figure3-1Watercontentchangesofthesludgeineachreactor25图3-2各反应器污泥平均粒径的变化情况25Figure3-2Averageparticlesizechangesofthesludgeineachreactor25图3-3各反应器污泥SVI的变化情况26Figure3-3SVIchangesofthesludgeineachreactor26图3-4各反应器污泥SOUR变化情况27Figure3-4SOURchangesofthesludgeineachreactor27图3-5各反应器MLSS的变化情况27Figure3-5MLSSchangesofthesludgeineachreactor27图3-6各反应器对COD去除情况的变化28Figure3-6RemovalchangesofCODineachreactor28图3-7各反应器对氨氮去除情况的变化29Figure3-7RemovalchangesofAmmonianitrogenineachreactor29图3-8各反应器对TN去除情况的变化30Figure3-8RemovalchangesofTNineachreactor30图3-9各反应器污泥含水率的变化情况31Figure3-9Watercontentchangesofthesludgeineachreactor31图3-10各反应器污泥平均粒径的变化情况31Figure3-10Averageparticlesizechangesofthesludgeineachreactor31图3-11各反应器污泥SVI的变化情况32Figure3-11SVIchangesofthesludgeineachreactor32图3-12各反应器污泥SOUR变化情况33Figure3-12SOURchangesofthesludgeineachreactor33图3-13各反应器MLSS的变化情况33VIIInFigure3-13MLSSchangesofthesludgeineachreactor33图3-14各反应器对COD去除情况的变化34Figure3-14RemovalchangesofCODineachreactor34图3-15各反应器对氨氮去除情况的变化34Figure3-15RemovalchangesofAmmonianitrogenineachreactor34图3-16各反应器对TN去除情况的变化35Figure3-16RemovalchangesofTNineachreactor35图3-17好氧颗粒污泥的粒径分布36Figure3-17Particlesizedistributionofaerobicgranularsludge36图3-18好氧颗粒污泥的扫描电镜图37Figure3-18Scanningelectronphotomicrographsofaerobicgranularsludge37图4-1污泥颗粒化物理模型39Figure4-1Physicalmodelofsludgegranulation39图4-2颗粒化过程中污泥形态变化40Figure4-2Morphologicalchangesofsludgeduringgranulationprocess40图4-3外压力法好氧颗粒污泥形成物理模型41Figure4-3Physicalmodelofsludgegranulationbyexternalpressuremethod41图4-4不同操作参数下形成的好氧颗粒污泥外观形态42MorphologyofaerobicgranularsludgeformedunderdifferentoperationFigure4-442parameters图4-5不同含水率污泥颗粒化假想模型43Figure4-5Supposedgranulationmodelofsludgewithdifferentwatercontent43图4-6不同粒径污泥颗粒化物假想模型44Figure4-6Supposedgranulationmodelofsludgewithdifferentparticlesize44图5-1驯化过程中对各污染物的去除情况变化48Figure5-1Removalchangesofeachpollutantsduringacclimatingprocess48图5-2驯化后好氧颗粒污泥的粒径分布50ParticlesizedistributionofaerobicgranularsludgeafteracclimatingFigure5-250process图5-3周期内DO和各污染物浓度的变化51Figure5-3ConcentrationchangeofDOandeachpollutantsduringaperiod51图5-4周期内NH+--4-N、NO2-NandNO3-N浓度的变化情况53Figure5-4ConcentrationchangeofNH+--4-N、NO2-NandNO3-Nduringaperiod53IXn表清单表序号表名称页码表2-1试验仪器17Table2-1Instrumentsusedintheexperiment17表2-2水质监测方法19Table2-2Monitoringmethodofwaterquality19表2-3筛子目数与筛孔尺寸的对应关系20Table2-3Sievesizecorrespondingtothemeshsieve20表3-1SBR运行参数23Table3-1OperatingparametersofSBR23表3-2成熟好氧颗粒污泥的物理性质36Table3-2Physicalpropertiesofthematureaerobicgranularsludge36表5-1化肥工业废水主要污染物及其浓度47Table5-1Mainpollutantsandconcentrationinthefertilizerindustrialwastewater47表5-2好氧颗粒污泥物理性质变化49Table5-2Physicalpropertieschangesofaerobicgranularsludge49Xn1绪论1绪论1Introduction1.1研究背景（ResearchBackground）随着高速工业化、人口剧增和城市化，自然环境和自然资源面临着难以承受的巨大压力。当前世界的环境问题已呈现出环境污染范围扩大、危害加重、难以防范的特点。水作为自然环境的重要组成元素，是人类赖以生存，社会可持续发展的重要基础。中国的“水”主要存在两大问题：一是水资源短缺，二是水污染严重，其中水污染形势尤为严峻。由于环境保护意识的缺乏，使得大量有危害的工业废水以及氮磷含量较高的农业废水、生活污水进入水体，造成严重的环境污染，日趋加剧的水污染，已经严重影响到了人们的日常生活与生产，是当前亟需解决的重大环境问题。工业废水因排放量大、组成复杂及污染物浓度高、毒性大等特点，在实际中面临处理难度高、效率低等问题。生物处理法作为二级处理在废水处理中应用非常广泛，也是大多数学者研究的热点。目前常见的生物处理技术有厌氧生物处理法、活性污泥法和生物膜法。其中厌氧生物处理法主要用于处理污水中沉淀污泥的消化，也用于处理高浓度的有机废水，但它存在反应缓慢、周期长的缺点；活性污泥法处理低浓度生活污水的效率比较高，工艺比较成熟，但对于高浓度有毒工业废水的处理效果不好，易发生污泥膨胀；生物膜法被广泛应用于石油、印染、造纸、农药、食品和炸药等工业废水的处理，处理效果比较好，主要类别有生物滤池法、生物转盘法、流化床生物膜法、生物接触氧化法、悬浮颗粒生物膜法等，生物膜法之所以能在工业废水处理中广泛应用是因为它一种微生物高度密集的物质，能减少微生物的流失，维持较高的微生物量，使其耐毒抗冲击负荷的能力增强，但由于生物膜需要附着在滤料上，它的稳定运行对滤料材质要求比较高，滤料的破损和堵塞是生物膜最大的缺点。好氧颗粒污泥是微生物自凝聚而成的一种特殊生物膜，它不仅拥有密实的结构、较高的微生物量、良好的沉降性能和较高的耐毒抗冲击能力，还具有微生物多样性、同步硝化反硝化和无需外加滤料等优势，此外，其出色的沉淀性能还可降低对污泥沉淀系统要求，并减少反应器占地面积与基建投资。因此在处理实际工业废水方面具有非常重要的研究价值和应用前景。但启动时间较长是它目前存在的最主要问题之一，故如何简单快速的启动好氧颗粒污泥系统并将其应用到实际工业废水处理就成为了近年来诸多学者研究的热点。1n硕士学位论文1.2好氧颗粒污泥技术综述（ReviewofAerobicgranularsludgeTechnology）好氧颗粒污泥是微生物自固定而形成的一种特殊的生物膜[1]。污泥颗粒化过程是指废水生物处理系统中的微生物在适当的环境条件下，相互聚集形成一种密度较大、体积较大、体质条件较好的微生物聚集体[2]。对颗粒污泥的研究最早源于20世纪80年代，Lettinga[3]等在UASB反应器中成功培育出了厌氧颗粒污泥。好氧颗粒污泥技术是1990年左右，基于厌氧颗粒污泥形成机理的启发而发展来的一项新技术[4]。与传统的活性污泥相比，好氧颗粒污泥不仅具有良好的沉降性能、较强的抗毒耐冲击性能，因其特殊的生物结构还能进行同步硝化反硝化，使好氧颗粒污泥又具有脱氮除磷的能力[5,6]。经过20多年的研究，在好氧颗粒污泥的结构组成、培养条件、形成机理、影响因素以及对高浓度有机废水、市政废水、去除碳/氮/磷、有毒污染物和重金属废水等处理方面已经积累了丰富的经验[1,7~12]。但是迄今为止，针对好氧颗粒污泥的研究仍主要集中在实验室研究，而好氧颗粒污泥在实际废水和实际工程的应用还存在许多有待解决的问题。所以，对于好氧颗粒污泥的深入研究以及应用仍是未来废水生物处理方向的热点之一。1.2.1好氧颗粒污泥的基本特性好氧颗粒污泥的特性受到诸多因素的影响，不同条件下培养的好氧颗粒污泥的基本特性有一定的差异。目前研究好氧颗粒污泥的特性主要集中在物理特性、化学特性和生物特性三个方面。这其中包括对好氧颗粒污泥的外观形态、沉降性能、密度与强度、疏水性、胞外聚合物(EPS)、比耗氧速率(SOUR)、微生物结构与组成等的研究。1.2.1.1物理特性好氧颗粒污泥的外观规则，一般为球形或椭球形，有清晰的边界，结构紧实，其粒径一般为0.3~8mm[13,14]，而活性污泥的粒径一般小于0.15mm。好氧颗粒污泥粒径影响着基质传质、氧传递效果，如果粒径太大，颗粒内部的微生物由于得不到营养物质而自我分解形成空洞，最终导致颗粒污泥的解体；而颗粒粒径太小时不易形成厌氧或缺氧区，所含的反硝化菌及聚磷菌较少，则不能达到去除总氮和总磷的效果[15,16]。污泥的沉降性能是影响泥水分离效率的关键因素，污泥体积指数(SVI)和污泥沉降速率是表征污泥沉降性能的两个指标。好氧颗粒污泥的沉降性能好，其沉降速度一般在30~70m/h之间，远大于絮状活性污泥的沉降速度(8~10m/h)[17]，SVI值也低于90mL/g，有时甚至低于50mL/g，其远低于普通活性污泥的2n1绪论120~150mL/g[18~20]，出色的沉降性能可以防止微生物的流失，增强了对污染物的去除效能，同时又缩小对沉淀池的体积需求，甚至可省去二沉池[21]。好氧颗粒污泥结构比较紧实，密度通常为1.004~1.065g/cm3，含水率一般为94%~98%[22]。其物理强度也较大，以葡萄糖和乙酸为基质培养的好氧颗粒污泥强度高于95%，基本与厌氧颗粒污泥相当[19]。高密度的好氧颗粒污泥有利于提高反应器内的污泥浓度，而较高的物理强度可以使其能承受较强的摩擦与剪切作用。此外，颗粒污泥中还分布了许多孔隙和通道，能够克服密实结构对氧气和基质向颗粒内部传递的阻碍，基质和氧气通过这些通道可以更好地向内层细菌扩散。有研究表明，颗粒粒径越小，其孔隙率就越高，且孔隙和通道也越大[23]。1.2.1.2化学特性好氧颗粒污泥的化学特性主要有细胞表面疏水性、胞外聚合物(EPS)和比耗氧速率(SOUR)三个方面。细胞表面疏水性在细胞自固定过程中起着很重要的作用，Liu等[24,25]认为疏水性越强的细菌，它们之间的相互吸引聚集的作用就越强，通过加大曝气量和缩短沉降时间能够提高细胞的疏水性，从而促进好氧颗粒污泥的形成。通常一般的好氧颗粒污泥表面疏水性能达到活性污泥的两倍[26]。EPS是微生物在特定环境条件下细胞代谢分泌的、包裹在细胞壁外的高分子聚合物，主要由蛋白质(PN)、多糖(PS)、核酸、磷脂和腐植酸等组成[27,28]，具有较强的黏胶特性，有利于微生物之间的絮凝和颗粒污泥的稳定。以往的研究表明，EPS对好氧颗粒污泥起着很重要的作用，如为微生物提供营养物质与经受有毒物质的冲击等，EPS还具有增强聚合物的反应，转移细胞表面的负电荷进而加强相邻细胞间的连接作用[29,30]。此外，EPS中PN与PS的比值还影响细胞表面的疏水性[31]，但由于学界对EPS测量没有统一的测定标准，对于PN与PS成分的所起作用仍然存在争议。SOUR通常用来衡量污泥的生物活性，是指单位重量的微生物在单位时间内的耗氧量，微生物的比耗氧速率越大其活性越高，对有机物的降解效果就越好。好氧颗粒污泥的SOUR约是普通活性污泥的两倍[32]，活性污泥的SOUR一般为48mg/(g·ss·h)，要低于以葡萄糖或醋酸钠为基质培养的好氧颗粒污泥的55.9~96.5mg/(g·ss·h)，且在处理有毒废水时仍能保持较高的微生物活性[19]，这使得好氧颗粒污泥在处理能力和抵抗有毒物质方面比活性污泥更具优势。1.2.1.3生物特性好氧颗粒污泥生物特性的研究重点主要集中对好氧颗粒污泥中微生物的种类、不同微生物在颗粒污泥中的空间分布以及它们所发挥的作用三个方面进行研究[33,34]。应用现代分子生物学技术，如荧光原位杂交技术(FluorescentinSituHybridization，FISH)及多聚酶链式反应-变性梯度凝胶电泳(Polymerasechain3n硕士学位论文reaction-Denaturinggradientgelelectrophoresis)等可便捷可靠的对好氧颗粒污泥中微生物生长及种群结构分布进行研究，基于16SrRNA基因序列可进行好氧颗粒污泥中微生物种群结构分析[35,36]。大量研究结果发现，好氧颗粒污泥中的微生物组成十分丰富，其中主要由异养菌、自养菌、硝化细菌、反硝化细菌、聚磷菌、聚糖菌以及真菌类等微生物种群构成，且微生物的生长与群落结构与进水基质成分密切相关，由不同条件培养形成的好氧颗粒污泥的微生物种类有一定差异[37~39]。在同一好氧颗粒污泥中，不同菌群通过彼此相互竞争形成一种互营共生的交互关系。从微生物生态学角度来看，这种交互关系有利于提高好氧颗粒污泥结构的稳定性[40]。细菌通过基质竞争在好氧微生物颗粒中呈层状分布，生长较快的细菌占据最外层，而生长较慢的分布在内层[41]。但不同好氧颗粒污泥的层状结构组成和分层有所不同。以葡萄糖为基质培养形成的颗粒污泥的结构可分为4层：最外层为好氧菌，其中以氨氧化菌为主，该层厚约70~100μm；紧接外层的是多糖层，位于颗粒表面以下400μm处；在多糖层以下是含有专性厌氧菌的厌氧层，该层约在颗粒表面以下800~900μm；最内层则主要由一些死亡的微生物构成，距颗粒表面约为800~1000μm[42]。微生物按在其在颗粒中的作用可分为两大类：一类主要负责基质降解，另一类则担任构架支撑[43]。1.2.2好氧颗粒污泥形成的影响因素大量研究表明，好氧颗粒污泥的形成是在外界环境选择压下微生物的自固定化过程[44]。而这种选择压主要包括水力选择压和微生物选择压[45]。其中水力选择压主要由沉降时间、水力剪切力、排水时间、水力停留时间(HRT)、反应器体积交换率等因素决定[46,47]；微生物选择压主要由接种污泥、基质组成与基质负荷率含量等因素决定[48,49]。水力选择压与微生物选择压共同作用促使微生物聚集形成颗粒。只有在合适的条件下，才能培养出好氧颗粒污泥。1.2.2.1接种污泥与基质成分目前好氧颗粒污泥通常以城市污水处理的普通活性污泥为接种污泥。最初呈分散状态的细菌经过相互碰撞、粘附以及微生物生长的一系列过程，在水力剪切作用下，细菌之间通过相互紧密连接形成好氧颗粒污泥。细胞的疏水性在活性污泥颗粒化过程中起着非常重要的作用。亲水性的细菌很难附着到污泥絮体上，而污泥中微生物的疏水性强时，絮状污泥更容易相互粘附在一起形成聚集体[50]。研究表明，能够成功培养出好氧颗粒污泥的基质有葡萄糖、醋酸钠、淀粉、蔗糖、蛋白质、乙醇、苯酚以及其他一些工业废水为基质，基质成分与好氧颗粒污泥的微生物群落结构和微生物的种类及分布密切相关[51,52]。Tay等[53]认为，以葡萄糖为基质培养出的好氧颗粒污泥中丝状菌较多，以乙酸钠为基质培养的好氧4n1绪论颗粒污泥表面主要是杆状细菌且结构紧实。单一基质培养的好氧颗粒污泥中微生物种类也比较单一，不利于其对环境的适应和对实际废水的处理，所以采用复合基质培养颗粒污泥更有利于微生物种类的多样化，也更有利于好氧颗粒污泥的生长。近年来，已有学者以屠宰场废水、啤酒废水及大豆加工废水等为底物成功培养出好氧颗粒污泥[51,54,55]。1.2.2.2有机负荷有机负荷对好氧颗粒污泥的形成及稳定性起重要作用。已有报道在有机负荷为2.5~15kgCOD-3-1·m·d的条件下均能发生好氧污泥颗粒化。研究发现，当有机负荷低于2kgCOD-3-1·m·d时无法形成好氧颗粒污泥，而当有机负荷高于8kgCOD-3-1·m·d时形成以丝状菌为主的松散态颗粒污泥，只有当有机负荷为4kgCOD-3-1[56][57]·m·d时形成的好氧颗粒污泥具有较高稳定性和颗粒强度。Li等研究发现高负荷下污泥颗粒化较快且颗粒粒径较大、结构松散，而低负荷下污泥颗粒化较慢、粒径较小、结构密实。可见，有机负荷在一定范围内有利于颗粒污泥的形成、成长，但是过高的有机负荷会增加微生物生长速率，从而降低颗粒污泥的结构稳定。1.2.2.3水力剪切力水力剪切力由液体流、空气流和固相粒子间的摩擦引起，通常以表面气速（曝气量与反应器截面面积的比值）来表征[58]，表面气速越大，产生的水力剪切力也越大。在好氧污泥颗粒化过程中水力剪切力作为重要的水力选择压，对颗粒污泥的形成及其结构特性具有重要影响。过高的水力剪切力会加剧己形成的颗粒污泥表面的生物脱落，使颗粒粒径变小；而过低的水力剪切力会形成结构蓬松的颗粒污泥，不利于颗粒稳定存在。研究表明，当表面气速≥1.2cm/s时SBR反应器才会形成好氧颗粒污泥，在此条件下水力剪切力与颗粒污泥的EPS含量、SOUR、表面疏水性、比重的提高呈正相关性[59]。Liu等[60]研究发现，颗粒内部传质阻力与污泥颗粒粒径大小呈正相关，颗粒核区寡营养环境不利于微生物生长，易发生颗粒解体现象，因此认为较强的水力剪切是实现好氧污泥颗粒化的必要条件[61]。1.2.2.4沉淀时间和体积交换率好氧颗粒污泥的形成需要对微生物进行选择，即要淘汰沉降慢的污泥，而沉降快的微生物则被截留。SBR通过排泥来对微生物进行选择，而排泥的多少由沉淀时间和体积交换率来决定。沉降时间对于微生物群落来说是一个重要的水力选择压，它与颗粒污泥的SVI、粒径等参数密切相关[62]。选择适当的沉降时间可分离颗粒污泥和悬浮或絮状污泥，使难沉降的絮状污泥在较短的沉降时间内被洗出，沉降速度大的微生物絮体在一定剪切力下逐渐形成结构致密的颗粒污泥保留5n硕士学位论文在反应器内[63]。研究表明，沉降时间为20min时，无法形成颗粒污泥，絮状污泥占据反应器；沉淀时间控制在10~15min时，反应器截留下来的是部分颗粒污泥和絮状污泥的混合物；在沉淀时间为1~5min范围时，反应器中的污泥才能全部转化为颗粒形态[64,65]。体积交换率是指反应器排出的水量与总水量的比值。Wang等[66]利用不同体积交换率(20~80%)的SBR培养好氧颗粒污泥。试验发现，当体积交换率大于60%时，好氧颗粒污泥在反应器中占据优势，而当体积交换率低于40%时，SBR中的絮状活性污泥增多。1.2.2.5运行周期与好氧饥饿期好氧颗粒污泥的形成需要根据沉降性能不断对微生物进行选择。当SBR系统体积交换率和沉淀时间固定时，SBR的运行周期则成为一个主要选择压力。运行周期越短，意味着反应体系排泥频率越高，即提供更强的微生物选择压力。但如果运行周期过短，也可能造成微生物流失过多，致使系统运行失败。Pan等发现[67]，当有机负荷均为4kg-3-1·m·d时，不同运行周期下的好氧颗粒化情况各不相同。当运行周期为0.5h时，系统内的污泥会全部被排出而导致运行失败；而当运行周期为12h时，所形成的好氧颗粒污泥会逐渐被絮体污泥所取代；只有运行周期在1~6h时，反应体系才可以形成稳定的好氧颗粒污泥。因此，SBR的运行周期对好氧颗粒污泥的形成有直接影响。SBR在运行过程中可分为基质充足期和饥饿期两个阶段。基质在基质充足期内被降解到最低浓度，使得微生物处于好氧饥饿期。饥饿期的存在可调控EPS组分及含量，对维持细胞表面性质、颗粒污泥结构起重要作用。有研究表明[68]，微生物饥俄时间长短与其表面疏水性呈正相关，在不利于微生物生存的饥饿期，微生物进行适应性代谢，其表面疏水性会增强，造成吉布斯自由能减小，从而可促进细胞之间相互聚集形成颗粒来抵抗不利环境。因此，好氧饥饿期有利于加强颗粒的结构和稳定性.1.2.2.6溶解氧(DO)与基质传递有研究发现，当体系内DO高于0.5mg/L时即可形成好氧颗粒污泥，因此认为DO不是影响好氧污泥颗粒化的决定因素[69]。但是Sturm等[70]研究发现，当控制反应器内DO小于0.5mg/L时，即使提供较强的水力环境，污泥仍无法实现颗粒化，认为DO是影响好氧颗粒污泥形成的决定性因素。由于传质阻力的存在，颗粒外层DO浓度较高，结构紧凑、密实，而颗粒内部DO存在明显的浓度梯度(不同的DO浓度在颗粒内部渗透距离各不相同，一般在50~1000μm)，较外层大大降低甚至为零，从而导致颗粒内部结构较为松散，并可能存在厌氧区、死细胞层或空隙。因此，DO浓度对DO渗透距离及颗粒内部微生物结构、菌群6n1绪论分布、代谢途径等均有一定影响[71,72]。Beun等[21]研究发现，随着DO饱和度从20%升高到40%，反应器脱氮效率从82%增至90%左右，之后随着DO饱和度的提高脱氮效率逐渐下降至73%，可见反应器脱氮效率与DO饱和度相关。此外，DO较低的反应体系不利于颗粒的形成和稳定。低DO一方面会导致颗粒内部供氧不足，丝状菌生长容易占优势；另一方面则会延长基质充足期，加快微生物生长。两方面的作用都会破坏颗粒污泥的结构，削弱其沉降性能和稳定性。1.2.2.7其他影响因素除上述重要因素外，还存在一些因素对好氧颗粒污泥的形成有影响，如反应器类型、温度、pH以及无机金属离子等的影响。好氧颗粒污泥的培养反应器有多种类型，如SBR、SBAR等，它们主要都是间歇上流式的反应器，能为微生物提供了同一方向的剪切力；并且都具有较大的高径比H/D，一般大于10，高径比越大，水流的路程延长，加强了反应器里污泥所受的剪切力。而方向相同且较大的剪切力有利于污泥的聚集，从而有利于污泥颗粒化[73]。目前针对培养好氧颗粒污泥的研究绝大部分都是在室温下(20~25℃)进行。因为低温下微生物活性受到抑制，高温微生物容易失活，因此都难以形成较稳定的好氧颗粒污泥[74]。而不同pH环境下形成的颗粒污泥性质也不同，Yang等[75]研究发现，pH为3时反应器内易形成结构松散、粒径偏大的真菌型好氧颗粒污泥，而pH为8.1时形成粒径小但结构密实的细菌型好氧颗粒污泥。刘丽等[76]研究发现，在高Ca2+投加下易形成高强度的颗粒污泥，且反应器内COD及TN去除能力更高，分别达97.6%、99.5%。Ren等[77]发现，高Ca2+投加情况下，颗粒核区形成钙沉淀结晶核，颗粒更为稳定。1.2.3好氧颗粒污泥的形成机理一般认为好氧颗粒污泥是在外部环境选择压下，好氧微生物细胞之间相互接触和聚集进而形成的一种相对规则、结构致密并且具有多层结构的微生物聚集体。该过程包括物理、化学和生物等多种作用力的综合影响。目前，研究者通过对好氧颗粒污泥理化特性、微生物结构与颗粒化过程操作工艺条件等方面的研究，从不同角度提出了颗粒污泥形成的各种模型和假说，促进了人们对好氧微生物颗粒形成的认识。1.2.3.1好氧污泥颗粒化过程模型迄今为止有很多关于好氧污泥颗粒化过程的描述，由于不同研究中所培养的颗粒污泥种类及观察手段的不同，颗粒污泥的形成过程也有所差别，目前人们对以活性污泥为接种污泥的好氧微生物颗粒化过程所公认的模型一般包括4个步骤[78,79]：7n硕士学位论文（1）细菌之间相互碰撞或细菌向固体表面粘附，形成最初的颗粒凝聚核。这一步的主要作用力有：水力剪切力、扩散力、重力、热力学作用力（如布朗运动）和细菌自身的运动（细胞能通过鞭毛、纤毛或伪足进行运动）等。（2）因碰撞而聚集的微生物保持稳定接触而形成微生物聚集体。维持细胞-固体表面或多细胞之间连接稳定的吸引力包括物理作用力（如范德华力、表面张力、疏水作用力、异性电荷吸引力、丝状菌的搭桥效应等）、化学和生物作用力（包括氢键、离子键、细胞表面脱水、细胞膜粘连溶融、细胞间信息传递及收集等）等。其中需要强调的是细胞表面的疏水性在生物膜或颗粒污泥的形成中起到了重要的作用。根据热动力学原理，细胞表面疏水性的增加将导致表面Gibbs能的降低，从而提高细胞间的相互作用力，并进一步成为了驱使凝聚成团的细菌脱离水相的动力。（3）粘附或凝聚的微生物聚集体中的微生物持续生长、繁殖、聚集，逐渐形成初生颗粒污泥。促使初生颗粒形成的微生物方面作用力包括：微生物分泌的胞外聚合物、细菌菌群的生长、由环境引起的微生物生理代谢的改变和种间竞争等，这些都有利于加强细胞间的相互作用，进而形成一个有高度组织性的微生物结构。在污泥颗粒化过程中，胞外聚合物是细胞凝聚核粘结的重要媒介，它在形成和维持颗粒污泥上具有重要作用。（4）在持续的水力剪切力作用下，初生颗粒形成了一个稳定的三维空间结构。水力剪切作用对初生颗粒污泥具有塑形效能，使颗粒污泥更加致密，菌体间距进一步缩小，结构更加紧凑。即颗粒污泥的最终形状取决于微生物聚集体与水力剪切力的强度、微生物种类、基质负荷的大小之间的关系。好氧颗粒污泥的形成过程简单示意如图1-1。在颗粒化的过程中，微生物之间的相互聚集是颗粒污泥形成的第一步，随着聚集后微生物细胞表面疏水性的增强和细菌分泌的胞外聚合物EPS的增多，吸附和粘连更多的游离微生物，从而形成更大的聚集体，在水力剪切力的作用下，才最终形成了颗粒污泥。图1-1好氧颗粒污泥形成过程示意图[79]Figure1-1Formationprocessdiagramofaerobicgranularsludge1.2.3.2好氧污泥颗粒化机理假说好氧颗粒污泥的形成过程十分复杂，影响因素很多，不同颗粒污泥的形成过程中各种因素所起的作用大小有所不同。目前，研究者对好氧颗粒污泥形成机理8n1绪论的研究尚不深入，针对形成过程中各因素所起的促进作用，研究者提出了多种假说，比如选择压驱动假说、胞外聚合物假说、丝状菌假说、诱导核假说等。（1）选择压驱动假说：选择压在种群遗传学中最早用，表示种群内部选择作用的大小[80]。参考选择压原理，研究者在好氧污泥颗粒化过程中，提供具有高度选择性的环境，把某些性能差的污泥絮体淘汰出反应器，从而达到富集优势菌种，促进颗粒化的目的。大量试验结果与理论分析都可以说明好氧污泥颗粒化过程是微生物在环境选择压驱动下发生的自固定过程。好氧污泥颗粒化过程中的选择压分为水力选择压和微生物选择压。水力选择压包括水力剪切力、反应器类型、沉降时间、体积交换率、周期等，通过对这些因素的控制将物理性能差的微生物排出反应器。微生物选择压包括溶解氧浓度、基质组成、有机负荷率等，通过调节这些参数，淘汰不能适应的微生物[81]。王强等[82]研究发现，采用较短的沉淀时间，能形成较大选择压，有利于好氧颗粒污泥形成。选择压驱动假说是目前较为认可的说法，选择压被普遍认为是好氧颗粒污泥形成过程中最重要的作用力[83]。（2）胞外聚合物假说：即细菌之间由EPS搭桥相连，使细菌紧密地聚集在一起形成生物聚集体。一般认为EPS是微生物之间的粘合剂，它通过特殊的蛋白质-多糖键，疏水键，氢键和离子键，将分散的污泥絮体结合起来。很多研究者认为，细胞表面疏水性是微生物聚集形成颗粒污泥的最初动力，而包裹在细胞表面的EPS中含有脂类、蛋白质等疏水性分子，因此EPS的存在能影响细胞表面疏水性的大小；同时，EPS中胞外多糖带有大量的负电荷，可以改变微生物细胞表面的带电性，使微生物间的静电斥力降低，或EPS与阳离子间的桥连作用从而有利于微生物间的相互聚集；此外，EPS大多数是一些纤维状的胶体，这些纤维胶体交错缠绕成网状结构，构成了颗粒的基本骨架，提高了生物聚集体结构的稳定性[79]。研究表明，好氧颗粒污泥EPS的分泌量远大于活性污泥[84]。（3）丝状菌假说：研究人员发现接种污泥中所含的丝状菌具有包埋、缠绕杆菌、球菌及小颗粒的作用。在污泥颗粒化的起始阶段，丝状菌相互缠绕形成初始核心，再由此生长出新枝形成网络状结构，其他微生物再在这种网络结构上生长繁殖及粘附，这种结构在流体剪切力、沉降时间等的选择压作用下，最终形成了致密、沉降性能好的球形颗粒，这就是丝状菌假说的基本理论[79]。（4）诱导核假说：大多数假设中都强调了颗粒内核物的作用，一般认为诱导核的存在为微生物的吸附生长提供表面，有助于微生物在内核上面附着、聚集生长最后形成成熟的颗粒污泥[79]。可作为颗粒污泥形成的初始内核的物质种类很多，它可能是进水中原本含有的惰性有机或无机物，高分子有机物，额外投加的有机或无机颗粒物质，厌氧、好氧颗粒污泥，或是在反应过程中由金属离子形9n硕士学位论文成的无机沉淀，或是真菌或丝状菌形成的附着核，也可能是营养不足的衰弱颗粒污泥在水流剪切力作用下破碎成碎片形成的新内核。1.2.4好氧颗粒污泥快速培养方法研究进展好氧颗粒污泥技术是目前非常有研究价值和前景的水处理技术，然而其过长的启动时间一直是影响它进一步发展和工业化应用的主要限制因素之一。传统好氧颗粒污泥的培养周期一般需要2~3个月，为了缩短启动周期，研究者根据好氧颗粒污泥形成的机理和影响因素，从反应器类型、接种污泥、诱导核、金属阳离子等方面进行了大量试验研究并取得了很大进展。SBR反应器结构对于好氧颗粒污泥的形成影响很大，高而细的SBR反应器混合和扩散时间短，传质和受力条件均匀，因而优化了反应器内的水力条件，有利于促进好氧颗粒污泥的形成。王惠卿等[85]采用不同高径比的SBR反应器培养好氧颗粒污泥，研究发现高径比为11.1的反应器运行29d就形成了结构稳定的成熟球形颗粒，而高径比为1.2的反应器运行44d形成了圆柱状颗粒，且形成过程具有反复性，颗粒结构不稳定。接种污泥的种类对好氧污泥颗粒化进程有重要影响，不同的接种污泥所形成好氧颗粒污泥的时间不同。研究者为了缩短颗粒化启动时间，有利用厌氧颗粒污泥作接种污泥直接驯化为好氧颗粒污泥的，也有在普通活性污泥中投加不同比例厌氧颗粒污泥或破碎的好氧颗粒污泥等[86~89]作接种污泥促进其颗粒化进程的，这些方法都对快速颗粒化有很大帮助。廖青等[90]在以普通活性污泥、部分好氧颗粒污泥和部分厌氧颗粒污泥分别作为接种污泥培养好氧颗粒污泥的研究中发现，投加部分好氧颗粒污泥可以在短时间内(20d)使普通活性污泥快速颗粒化，投加厌氧颗粒污泥的反应器需要40d左右能完成颗粒化，相比采用普通活性污泥培养的60d，其启动时间得到了大大缩短。Yang等[91]利用反冲洗生物膜作为接种污泥，其颗粒化启动阶段缩短为25d，且好氧颗粒污泥的稳定性得到强化。究其原因可能是，好氧颗粒污泥与生物膜具有许多相似性质，如都有高生物密度，高EPS含量，高细胞疏水性以及紧凑和多样化的结构。因此，用反冲洗生物膜做接种污泥能加快形成颗粒污泥并表现出更好的稳定性。诱导核的作用在污泥颗粒化进程中尤为重要，许多学者研究了不同种类诱导核对颗粒化的促进作用。研究者高阳[92]在接种活性污泥中添加活性炭颗粒，聚吡咯/活性炭颗粒，成功缩短好氧颗粒污泥颗粒化时间，其培养出的好氧颗粒污泥不仅结构稳定，沉降速率大，且除氮效果好。Dong等[93]研究发现，向SBR反应器中投加沸石粉可以强化好氧颗粒污泥的形成，沸石粉以其多孔和比表面积大的特点，大量吸附微生物在表面生长，可替代丝状菌形成三维结构，加快颗粒污泥的形成。10n1绪论此外，大量研究还表明，投加金属离子同样也能加快好氧颗粒污泥的培养。这类金属离子有Fe2+，Mg2+，Ca2+，Al3+，Zn2+等[94~96]。外加阳离子对好氧颗粒污泥不仅具有物理化学作用（如中和作用，络合EPS，形成的氢氧化物或者碳酸盐晶核既可作为诱导核又能提高好氧颗粒污泥的沉降性能），还具有生物作用（促进EPS分泌，增加有机物多样性和微生物多样性）等。1.3废水生物脱氮技术综述（ReviewofBiologicalNitrogenRemovalTechnologyinWastewater）水环境污染的主要特征是水体的有机污染和富营养化，特别是水体的富营养化问题在世界各地日趋严重，已对水生生物和人体健康造成了严重危害。而大量氮排放是引起水体富营养化的主要因子之一，如何采用有效的措施化解这一危机，是目前亟待解决的问题。废水中氮的去除方法有物理法、化学法和生物法三种，其中生物法脱氮因污染物转化的条件温和，微生物来源广、繁殖快、对环境适应能力强，被公认为是一种经济、高效和最有发展前途的方法[97]。近几十年来，废水生物脱氮技术得到了长足的发展，除了传统活性污泥法脱氮工艺如缺氧-好氧工艺（A/O工艺）、厌氧-缺氧-好氧工艺（A2/O工艺）、SBR、MBR、BAFs和氧化沟等外，还发展了同步硝化反硝化、短程硝化反硝化、厌氧氨氧化等多种生物脱氮新技术。它们在实际工程中得到了广泛的应用，并取得了较好的效果。1.3.1传统生物脱氮技术生物脱氮是通过硝化和反硝化实现的，生物脱氮工艺是在20世纪60年代幵发出来的，到目前为止已经形成了多种处理方法。传统废水生物脱氮过程如图1-2所示。氨化菌亚硝酸菌硝酸菌反硝化菌反硝化菌有机氮氨氮NO--2NO3N2ON2（异养/氨化作用）（自养/硝化作用）（异养/反硝化作用）（厌氧或好氧/需有机物）（好氧/不需有机物）（缺氧/需有机物）图1-2生物脱氮过程[98]Figure1-2Processofbiologicalremovalofnitrogen生物脱氮的基本原理是：在传统二级生物处理过程中，污水中的含氮有机物首先被异养型微生物转化为氨氮，然后在好氧条件下，通过好氧的自养型硝化和亚硝化菌的作用，将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐氮或硝酸盐氮，最后在缺氧条件下，利用反硝化细菌（脱氮菌）将亚硝酸盐和硝酸盐转化为氮气从废水中逸出，从而达到从废水中脱氮的目的。传统的脱氮工艺包括了进行硝化的好氧区、进行11n硕士学位论文反硝化的缺氧区和混合液内循环系统（MLR）。这种工艺可以有多种构型，具有多样的处理能力和运行特点。1.3.1.1A/O脱氮工艺A/O（Anoxic/Oxic）脱氮工艺又称为前置缺氧/好氧工艺，是一种应用广泛的脱氮工艺，该脱氮工艺是由Ludzack和Ettinger提出并发展而来的[99]。A/O脱氮工艺将反应器区分隔成两部分，分别为缺氧区和好氧区，好氧区通过曝气进行硝化反应，产生的一部分硝酸盐混合液用泵回流至缺氧区，缺氧区利用进水中的有机物实现反硝化，从而达到脱氮的目的。该工艺在反硝化产生的碱度通过混合液内回流可以补充硝化反应消耗的碱度，缺氧区的前置有利于反硝化细菌直接利用废水中的有机物进行反硝化，而不需要另外补充碳源，另外，缺氧区前置还可以有效的控制污泥膨胀。1.3.1.2A2/O脱氮工艺A2/O（Anaerobic/Anoxic/Oxic）脱氮工艺既是脱氮工艺也是除磷工艺，A2/O代表厌氧/缺氧/好氧及其在反应器中出现的次序。厌氧区利用聚磷菌(PAOs)释磷，缺氧区利用反硝化菌反硝化，好氧区是利用硝化菌和PAOs进行硝化和过量吸磷。A2/O的脱氮能力比A/O法略差，原因是有机物在厌氧区被PAOs消耗了一部分，导致反硝化碳源不足，脱氮效率下降。A2/O的工艺优点在于厌氧段的增加提高了废水的可生化性，厌氧/缺氧/好氧的交替运行还可以抑制丝状菌的繁殖。1.3.1.3SBR脱氮工艺SBR（SequencingBatchReactor）脱氮工艺是在序批式反应器中进行的，通过时间顺序上的控制，SBR可以实现脱氮的功能。按照时间顺序的划分，SBR可以分为进水、缺氧、好氧、沉淀、排水等，经过这样一个过程就能在一个反应器中实现脱氮。SBR反应器能在同一个反应器中完成硝化反硝化反应，不仅使反应产生的酸和碱中和，而且还能减少设备的占地面积，减少建设成本。1.3.1.4MBR脱氮工艺MBR(MembraneBioreactors)脱氮工艺叫做膜生物反应器，MBR脱氮工艺是将膜过滤与生物处理相结合的一种工艺，主要是利用微生物的脱氮作用和膜组件的过滤截留作用。MBR工艺不仅省去了沉淀池，出水悬浮物相比于传统二沉池出水更少[100]。MBR脱氮工艺是膜组件与SBR、A/O、A2/O等生物脱氮工艺的组合工艺，MBR工艺因为其高效的固液分离性能，可以将硝化细菌等世代周期长的微生物截留在反应器中，所以MBR法的脱氮能力强。1.3.1.5BAFs脱氮工艺BAFs（BiologicalAeratedFilters）脱氮工艺即曝气生物滤池脱氮工艺，曝气生物滤池主要由池体、滤料以及曝气系统等构成，微生物以生物膜的形式附着在12n1绪论滤料上，生物膜中溶解氧的分布不均使得硝化菌和反硝化菌等微生物都有其理想的生存环境，当含氨氮废水流经滤料上的生物膜时，硝化菌首先将氨氮氧化为硝态氮，随后反硝化菌利用废水中的有机物将硝态氮还原为氮气脱除[101]。1.3.1.6传统生物脱氮工艺的不足上述传统生物脱氮工艺在废水脱氮方面起到了一定的作用，但仍存在着一些无法克服的问题和矛盾[102]：（1）硝化菌群增殖速度慢且难以维持较高生物浓度，因此造成系统总水力停留时间较长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用；（2）硝化阶段的曝气过程去除了大部分COD，使得后置反硝化阶段需要外加碳源，因此导致运行费用较高；（3）为维持较高的生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用；（4）系统抗冲击能力弱，硝化菌的生长易受到抑制；（5）为中和硝化过程中产生的酸度，需要加碱，增加了处理费用。1.3.2好氧颗粒污泥的脱氮原理及优势好氧颗粒污泥类似球状的结构导致了溶解氧浓度在其表面和内部分布不均，从而将颗粒分成了好氧区、缺氧区和厌氧区，其中好氧亚硝酸盐菌（AOB）在好氧区内先将氨氮氧化为亚硝态氮再经过硝酸盐菌（NOB）氧化为硝态氮，兼性细菌和厌氧细菌(包括反硝化细菌)在缺氧区内将亚硝态氮或硝态氮还原为氮气，好氧颗粒污泥脱氮原理示意如图1-3所示[103]。图1-3好氧颗粒污泥脱氮原理Figure1-3Nitrogenremovaltheoryofaerobicgranularsludge13n硕士学位论文相对于絮状活性污泥，好氧颗粒污泥沉降性能优越，可有效截留微生物，微生物保有量较大，系统抗毒、耐冲击负荷能力强；同时，好氧颗粒污泥具有特殊的层状结构，可以实现同步硝化反硝化，减少了脱氮的步骤，使得脱氮变得更加简单；此外，好氧颗粒污泥的形成可持留大量生长速率较慢的硝化/反硝化细菌，确保反应器在高氨氮容积负荷条件下高效、稳定运行[104]。1.3.3好氧颗粒污泥在脱氮方面的应用近年来，好氧颗粒污泥因为其特殊的结构和良好的沉降性能，逐渐受到了研究者的重视，因为好氧颗粒污泥具有自固定和同步硝化反硝化的性质，研究者在好氧颗粒污泥脱氮等方面展开了大量研究。Qin等[105]在交替的好氧-厌氧SBR中成功培养出微生物颗粒。在好氧阶段，进水中的氨氮几乎全部被转化为亚硝氮和硝态氮，在厌氧阶段，当外加碳源充足时进行完全反硝化，在外加碳源不足时进行短程反硝化。Feng等[106]对好氧颗粒污泥同步硝化反硝化脱氮进行了研究。在3个SBR中接种絮状活性污泥，经过55d的都培养形成了结构紧实的好氧颗粒污泥，将3个SBR的进水氨氮浓度固定在55mg/L，通过调整COD浓度将C/N调整为20、15、10，分别对应R1、R2、R3。研究发现，在R1中TN的去除率达到83.82%，污泥浓度为6450mg/L，颗粒污泥的平均粒径为2.65mm，SOUR为50mg/(g·ss·h)；R2中TN的去除率达到83.09%，污泥浓度为6200mg/L，好氧颗粒污泥的平均粒径为2.30mm，SOUR为45mg/(g·ss·h)；R3中TN的去除率达到78.37%，污泥浓度为6080mg/L，好氧颗粒污泥的平均粒径为1.82mm，SOUR为40mg/(g[107]·ss·h)。deKreuk等调整体系中溶解氧浓度为饱和时的20%，碳氮磷的去除效果得到提高，去除率分别达到100%、94%(去除氨氮)和100%左右。1.4课题研究目的、意义及内容(Purpose,MeaningandContentoftheResearch)1.4.1研究目的与意义当前水环境中氮元素大量积累导致水体质量严重恶化已成为全球性的环境问题，而其中高氨氮工业废水是水环境中氮元素的主要来源之一。但传统的活性污泥脱氮工艺在处理高氨氮工业废水时效果不好，这主要是由于高浓度氨氮对硝化菌等敏感微生物有很强的毒害作用以及硝化菌增殖速度慢而难以富集等因素造成的。与普通活性污泥相比，好氧颗粒污泥密实的结构、较高的微生物浓度和14n1绪论颗粒表面大量胞外聚合物可增强颗粒内部微生物对外界有毒物质的抵抗，同时，因颗粒具有好氧-缺氧-厌氧的特殊结构，其还有利于实现世代时间较长的硝化菌和反硝化菌的优势生长并大量富集，从而实现同步硝化反硝化。从好氧颗粒污泥技术的这些特点来看，其有解决高氨氮工业废水难处理问题的潜在优势。但是迄今为止，好氧颗粒污泥技术仍面临诸多问题而很少有用于工业化的实例，其中启动时间长是其主要限制因素之一。虽然目前已有不少学者利用破碎的好氧颗粒污泥（厌氧颗粒）作接种污泥或投加额外的诱导核或微量元素等方法在实验室内用较短的时间培养出了好氧颗粒污泥，但缩短的时间有限，且所需外加辅助物质的价格较贵又来源稀少，不适合工业化放大，再加之好氧颗粒污泥的培养条件苛刻，在实际工业应用过程中肯定更为复杂困难。因此，寻找一种更为快速、简单可行的培养方法是好氧颗粒污泥技术走向工业化应用的前提条件。综上所述，本论文的主要研究目的是实现好氧颗粒污泥的简单快速启动并考察其对高氨氮实际化肥工业废水的处理效果。为此，本论文在不添加其他辅助物质的条件下，采用对活性污泥预先施加外压力的方法（简称外压力法）来促进好氧颗粒污泥系统的快速启动，同时利用已培养好的成熟好氧颗粒污泥处理高氨氮实际化肥工业废水，研究其对污染物的去除效果。本论文提出了一种简单快速启动好氧颗粒污泥系统的培养方法，并为好氧颗粒污泥处理高氨氮实际化肥工业废水提供了科学依据和技术支持。1.4.2研究内容本论文的研究内容主要如下：（1）外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究。通过真空抽滤造粒的方式对活性污泥预先施加外压力后作接种污泥投入SBR反应器进行培养，然后以接种普通活性污泥作为对照组，对各反应器中的污泥性质和污染物降解性能变化进行对比，考察不同操作参数下的接种污泥对好氧颗粒污泥形成的影响，并确定最佳操作参数；（2）外压力法污泥颗粒化机理分析与物理模型。根据污泥在颗粒化过程中外观形态与污泥性质的变化，对外压力法促进好氧颗粒污泥形成的机理进行分析并模拟其颗粒化物理模型；（3）好氧颗粒污泥处理高氨氮化肥工业废水的研究。通过研究最佳操作参数下培养成熟的好氧颗粒污泥在驯化过程中对污染物的降解性能、物理性质变化及一系列周期试验等，考察其对化肥工业废水的处理效果。15n硕士学位论文1.5研究路线(ResearchRoute)本论文研究路线如图1-4所示：好氧颗粒污泥技术相关文献阅读试验准备试验方案设计、准备试验材料不同含水率外压力法快速启动好氧颗粒抽滤造粒操作参数影响试验不同粒径污泥系统得出最佳操作参数颗粒化机理分析外压力法促进污泥颗粒化机颗粒化物理模型理分析操作参数影响分析污染物去除效果好氧颗粒污泥处理高氨氮化颗粒物理性质变化肥工业废水研究污染物降解过程稳定性研究周期试验N形态变化过程图1-4研究路线图Figure1-4Researchroadmap16n2试验材料与分析方法2试验材料与分析方法2MaterialsandAnalyticalMethods2.1试验仪器（ExperimentalInstruments）试验所用到的主要仪器如表2-1所示。表2-1试验仪器Table2-1Instrumentsusedintheexperiment仪器设备名称型号可见分光光度计722型紫外分光光度计SP-756P烘箱DHG-9070A电子天平DV215CD溶解氧测定仪Oxi-3310COD测定仪DR1010便携式PH计PHBJ-260蠕动泵BT00-100M高速离心机B4i高压灭菌锅MLS-3020恒温加热器JH-12增氧泵SB-948循环水式真空泵SHZ-D(Ⅲ)扫描电子显微镜FEIQuanta2502.2试验装置与操作（ExperimentalDeviceandOperation）2.2.1抽滤造粒装置对活性污泥进行抽滤造粒的装置如图2-1。试验取一定量活性污泥，在充分搅拌均匀后将其倒入抽滤漏斗，然后用循环水式真空泵进行真空抽滤，通过控制污泥量和抽滤时间来调节泥饼的厚度和含水率；将抽至一定含水率的泥饼挤压通过一定孔径的筛网制取粒径均匀一致的人造颗粒污泥，从而完成抽滤造粒过程。17n硕士学位论文（1）活性污泥（2）抽滤漏斗（3）循环水式真空泵（4）造粒筛网图2-1抽滤造粒装置示意图Figure2-1Schematicdiagramoffiltrationgranulationdevice2.2.1SBR反应器装置（1）进水桶（2）蠕动泵（3）SBR反应器（4）曝气头（5）增氧泵（6）空气流量计（7）蠕动泵（8）出水桶（9）排泥口图2-2SBR反应器装置示意图Figure2-2SchematicdiagramofSBRreactor好氧颗粒污泥的培养装置采用自制的序批式生物反应器（SBR），如图2-2所示。反应器高度为400mm，内径为65mm，总有效体积为1L。通过时间继电器控制蠕动泵和电磁式增氧泵，由反应器顶部进水，中部出水，电磁式增氧泵18n2试验材料与分析方法压缩空气通过装在反应器底部的微孔曝气头进入水体，气体流量由空气流量计测定。反应器通过恒温水浴加热控制温度约25℃。2.3试验分析项目与方法（AnalysisItemsandMethods）2.3.1水质分析方法试验过程中水质监测的主要指标有COD、氨氮、硝态氮、亚硝态氮、总氮、DO等。它们的具体监测方法如表2-2所示。表2-2水质监测方法[108]Table2-2Monitoringmethodofwaterquality指标测定方法COD重铬酸钾法NH+4-N纳氏试剂分光光度法NO-2-NN-（l-萘基）-乙二胺光度法NO-3-N紫外分光光度法TN碱性过硫酸钾消解分光光度法DO溶解氧仪pHpH计2.3.2污泥性质分析方法试验过程中好氧颗粒污泥理化性质的具体测定方法如下：（1）颗粒污泥的SV[108]30、MLSS、MLVSS、SVI以及比重均按标准方法进行测定。（2）含水率颗粒污泥含水率的测定采用常压干燥减量称重法，首先将洗净灼烧至恒重的坩埚称重m，取一定质量污泥放入坩埚，称得总重G1，再将坩埚放入105℃的烘箱中烘烤24小时后取出，放在干燥器中冷却至室温，然后称重G2，则含水率的计算公式为：GG12（2-1）含水率（%=）100%Gm1（3）粒径分析颗粒污泥粒径分布的测定方法为湿式筛分法：从反应器中随机取出100mL混合均匀的颗粒污泥样品，预先用磷酸缓冲溶液冲洗3遍以洗掉颗粒表面的粘液、杂质等附着物；将样品从小到大通过不同目数的标准筛，分别测定截留在筛19n硕士学位论文网上和最后筛下的干颗粒污泥质量；最后计算出不同粒径范围的颗粒污泥质量占总颗粒质量的比例，从而确定颗粒污泥的粒径分布，同时由粒径分布情况可以估算颗粒污泥的平均粒径（即各粒径与所占比例的乘积之和）。标准筛目数与筛孔尺寸的对应关系如表2-3所示。表2-3筛子目数与筛孔尺寸的对应关系Table2-3Sievesizecorrespondingtothemeshsieve目数（目）孔径（mm）目数（目）孔径（mm）72.80200.8582.36300.60102.00350.50121.70500.30141.401000.15181.002000.075（4）平均沉速颗粒污泥平均沉速的测定采用自由沉降法，从反应器内随机选出50个颗粒污泥，将其依次放入lL的量筒内自由沉降，测定每个颗粒从放入水中到底部所需要的时间并求出50个颗粒的平均沉淀时间，则平均沉速=水深/平均沉淀时间。（5）颗粒强度颗粒污泥的强度大小通过其完整系数来衡量，即将装有一定量颗粒污泥的锥形瓶放置在摇床上，经过5min（200r/min）的震荡后锥形瓶中残留颗粒污泥的重量占原颗粒污泥总重的比例即表示为颗粒污泥的强度。（6）比好氧速率SOUR颗粒污泥比好氧速率的测定采用溶氧消耗法，具体步骤如下：在反应器曝气初始阶段取一定量好氧颗粒污泥混合液，将其充氧至饱和后倒入装有搅拌棒的BOD测定瓶中，并装满；然后塞上装有溶氧仪探头的橡胶塞，保证溶氧仪探头与橡胶瓶塞连接紧密，且瓶内不留气泡；再将BOD测定瓶置于20℃的恒温水浴中，打开搅拌器，等到溶氧仪的读数稳定后开始记录溶解氧值，此后每隔15s记录一次数据，直到DO的读数没有变化或降到1mg/L左右时停止测定。结束后根据反应器内的污泥浓度、样品体积和BOD测定瓶的容积计算出BOD测定瓶内的污泥浓度(MLSS，g/L)，最后根据计算出的污泥浓度MLSS、测定时间t和BOD测定瓶内溶解氧的变化率得出颗粒污泥的比好氧速率SOUR，计算公式为：(DODO)0tSOUR(mgO/gMLSSh)（2-2）2tMLSS20n2试验材料与分析方法式中：DO0为初始溶解氧浓度，mg/L；DOt为最终溶解氧浓度，mg/L；t为测定时间，h。（6）颗粒污泥的形态观察在好氧颗粒污泥的培养过程中，污泥的形态结构变化采用光学显微镜进行观察，并用数码相机进行拍照记录，成熟好氧颗粒污泥的微观结构采用扫描电镜进行观察与记录，在扫描电镜观测前需要对好氧颗粒污泥进行脱水干燥处理，具体步骤为：①取样与清洗：从反应器中取出若干颗好氧颗粒污泥置于5mL的离心管中，然后去离子水清洗3次；②固定：向清洗好的颗粒污泥中加入适量的戊二醛溶液，然后将其放在4℃的冰箱中静置2小时，以固定颗粒污泥的结构；③冲洗：将固定好的颗粒污泥再用磷酸缓冲溶液冲洗3次；④脱水：将浓度为50%、70%、80%、90%、100%的乙醇依次加入冲洗好的颗粒污泥样品中进行脱水；⑤置换：分别用体积比为1：1的乙醇/乙酸异戊酯溶液和纯乙酸异戊酯对脱水后的颗粒污泥进行置换；⑥干燥：最后将置换后的颗粒污泥样品放入干燥器中干燥8小时。⑦镀金与观测：通过脱水干燥后的颗粒污泥样品再经镀金处理后即可通过扫描电镜观察其微观结构。21n硕士学位论文3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究3ResearchonPromotedaerobicgranulationbyExternalPressuremethod3.1概述(Overview)好氧颗粒污泥系统启动时间长一直是阻碍其工业应用的主要限制因素之一，长期以来，研究者为寻找快速启动好氧颗粒污泥的方法做了大量试验研究。综合以往的研究结果可以得出，好氧颗粒污泥形成的关键因素是高曝气剪切和短沉降时间，它们是促进好氧颗粒污泥形成的重要水力选择压，一方面可以淘洗掉沉降性能较差的絮体污泥，筛选出沉降性能较好的污泥；另一方面高曝气量产生的强剪切力和短沉降时间产生的浓缩挤压力可促使污泥接触碰撞形成紧密的生物聚集体，这两种力均是由反应器系统自身提供，，可统称为自压力，但受运行成本等因素的限制，这种系统提供的自压力大小有限，作用也很缓慢，那么能否在系统外部提供一个足够大的外压力来快速强化这种作用进而促进好氧颗粒污泥的形成，这是一个值得探讨的课题。依据上述推论，本试验采用施加外压力促进污泥团聚的方法，将活性污泥预先抽滤后进行人工造粒，由于该方法是在非常短的时间内靠外压力来改变活性污泥的结构，并不是系统自然形成的成熟好氧颗粒污泥，它的物理化学性质以及微生物种类等不可能在短时间内发生变化，因此将这种人工颗粒污泥再投入SBR反应器中进行培养，通过一系列对比试验探讨外压力法快速启动好氧颗粒污泥系统的可行性。3.2试验污泥和模拟废水（ExperimentalSludgeandSimulatedWastewater）试验污泥取自中国矿业大学南湖校区污水处理站的曝气池污泥，污泥预先通过100目的筛子以去除污泥中大尺寸颗粒等杂质的干扰，测得MLSS浓度为3524mg/L，SVI为74.55mL/g，MLVSS/MLSS约为76.24%。试验采用人工配制模拟废水，配水水源为自来水，以乙酸钠作为碳源，氯化铵作为氮源，磷酸二氧钾作为磷源，由于自来水中含有微生物所需的微量元素，故不再添加其他营养物质或微量元素，COD浓度为500mg/L，进水C:N:P比值为100:5:1，pH值由NaHCO3调节，使其保持在7~8之间。22n3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究3.3试验方案（ExperimentalScheme）3.3.1抽滤造粒过程抽滤造粒过程的基本步骤为：取1L活性污泥，搅拌均匀后等量分为若干批倒入内径为100mm事先放有滤纸的抽滤漏斗中，每批在固定真空度为0.098Mpa下进行抽滤一定时间，然后将抽滤后的泥饼挤压通过一定孔径大小的标准筛，制取粒径均匀的颗粒污泥，这种在外压力作用下人工制造的颗粒污泥可统称为人造颗粒污泥。真空抽滤造粒装置如图2-1所示。抽滤造粒对人造颗粒污泥的直接影响是颗粒的含水率和粒径大小，在不同的抽滤时间和筛网孔径下制造的颗粒含水率和粒径不同，其中污泥量与筛网孔径要保持一定相关性以保证所制取的颗粒近似正方体形。3.3.2反应器培养及运行参数为了探讨外压力法快速启动好氧颗粒污泥系统的可行性，分别以活性污泥和不同含水率及粒径的人造污泥颗粒为接种污泥在SBR系统中进行对比试验。采用完全相同的SBR反应器（如图2-2），控制所有反应器初始污泥浓度均在3520mg/L左右。系统在较高的曝气量下，通过逐步缩短沉降时间来进行好氧颗粒污泥的培养，前9天沉降时间为10min，之后减为3min。系统运行参数如下表3-1所示。表3-1SBR运行参数Table3-1OperatingparametersofSBR运行参数取值运行周期4h进水时间2min曝气时间226~233min沉淀时间10~3min排水时间2min曝气量200L/h换水率50%温度25℃试验在好氧颗粒污泥的培养过程中，通过测定分析各反应器污泥的平均粒径、沉降性能、比耗氧速率、污泥浓度以及对污染物的去除性能等指标的变化，研究外压力法对污泥颗粒化进程的影响，并确定抽滤造粒的最佳操作参数。23n硕士学位论文3.4试验结果与讨论(ExperimentalResultsandDiscussion)3.4.1接种污泥含水率对好氧颗粒污泥形成的影响试验分别以含水率约为99.2%的普通活性污泥（R1）和四组含水率不同的人造颗粒污泥为接种污泥在五个SBR反应器中进行培养。人造颗粒污泥的含水率主要由外压力作用时间即真空抽滤时间决定，抽滤造粒的具体操作参数与方法为：分别取4组1L活性污泥将其平均分为3等份，以保证抽滤后的泥饼厚度在1mm左右，每组的抽滤时间依次为10min、20min、40min、60min，测得相应含水率分别为86.4%、75.2%、69.6%、66.1%，然后将所有抽滤后的泥饼挤压通过孔径为1.00mm的筛子，制取粒径均为1mm的人造颗粒污泥。最后将这些人造颗粒污泥依次投入R2~R5四个SBR反应器。本节试验的目的是通过对比试验，考察不同含水率的接种污泥对好氧颗粒污泥形成的影响。3.4.1.1培养过程中含水率和平均粒径的变化各反应器污泥在培养过程中含水率和平均粒径的变化如图3-1，3-2所示。从图3-1，3-2中可以看出，R1中的污泥平均粒径在运行初始阶段增长缓慢，微生物处于适应调整期，随着沉降时间的缩短和微生物的生长，污泥平均粒径增长速率逐渐加快，反应器运行45d后污泥的平均粒径基本达到稳定，约为0.46mm；在整个培养过程中，污泥的含水率一直保持缓慢降低趋势，并最终稳定在95.7%左右。而其他四个反应器的污泥含水率和平均粒径的变化与R1明显不同，在培养初期，R2~R5中污泥的含水率迅速上升，污泥的平均粒径也在减小，这与外部水力扩散和剪切作用有关，还可以看出，人造颗粒污泥的含水率越低，在培养过程中污泥含水率和平均粒径的变化幅度越小，这说明随着人造颗粒污泥含水率的减小，其水力的渗透能力会降低，但相应抗水力剪切的能力会增大。第3d，R2的含水率升至顶点，平均粒径也降至最低值，基本上为同时期R1的水平，其他4个反应器也先后达到各自拐点，之后随着沉降时间的缩短，大量细小颗粒和絮体污泥被排出反应器，再加上微生物逐渐适应系统环境和颗粒结构而生长，R2~R4的平均粒径开始逐渐增大，含水率也有所降低，但R5的平均粒径和含水率变化不明显。在培养后期，各反应器颗粒污泥的平均粒径和含水率逐渐趋于稳定，它们达到稳定的时间R2为45d，R3为30d，R4为25d，R5为20d，相应颗粒污泥的平均粒径依次约为0.47mm、0.65mm、0.98mm和0.91mm，含水率约为95.5%、94.7%、93.6%和91.1%，由此可知人造颗粒污泥含水率越低，颗粒化所需的时间越短，所形成好氧颗粒污泥的含水率越低，且颗粒粒径（除R5外）越大，这说明降低人造颗粒污泥的含水率有利于提高颗粒的强度，维持颗粒结构的稳定性，并缩短颗粒化完成时间。24n3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究100959085R1R2(%)80R3R4含水率75R570656001020304050时间(d)图3-1各反应器污泥含水率的变化情况Figure3-1Watercontentchangesofthesludgeineachreactor1.6R11.4R2R31.2R4R51.0(mm)0.80.6平均粒径0.40.20.001020304050时间(d)图3-2各反应器污泥平均粒径的变化情况Figure3-2Averageparticlesizechangesofthesludgeineachreactor3.4.1.2培养过程中沉降性能的变化污泥容积指数(SVI)的大小可以用来衡量污泥沉降性能的优劣，图3-3为各反应器污泥的沉降性能变化情况。从图3-3中可以看出，接种污泥含水率越高其初始SVI值越高，且在运行初期，各反应器污泥的SVI值都有所上升，对于接种活性污泥的R1来说，主要是由于初期污泥活性逐渐恢复所致，而对于人造颗粒污泥来说不仅有污泥活性恢复的影响，还有颗粒自身含水率增加膨胀、受水力剪切而破碎的作用，因此R2~R5的SVI值上升的幅度更大，其R2最大，R5最小。随着沉降时间的缩短，沉降性能差的污泥被系统排出，R1~R5反应器的SVI值开始逐渐下降，但R5下降程度不明显。总体来看，各反应器的SVI值在颗粒化过程中都呈现出先增大后减小的趋势，各反应器达到稳定后的SVI值R1为54.3mL/g，R2为53.6mL/g，R3为44.7mL/g，R4为35.1mL/g，R5为29.7mL/g，25n硕士学位论文这说明人造颗粒污泥的含水率越低，最终形成的好氧颗粒污泥SVI值越低，沉降性能越好。9080R1R270R3R460R550SVI(mL/g)4030201001020304050时间(d)图3-3各反应器污泥SVI的变化情况Figure3-3SVIchangesofthesludgeineachreactor3.4.1.3培养过程中生物活性和污泥浓度的变化微生物的生物活性一般用比耗氧速率（SOUR）来衡量，它是指单位质量的微生物在单位时间内的耗氧量。比耗氧速率可反映污泥中好氧细菌的新陈代谢情况，还间接衡量了污泥降解污染物的能力，SOUR越大，微生物活性就越高，对有机物的降解性能就越好。污泥浓度（MLSS）的变化反映了污泥适应系统环境的能力和沉降性能。在反应器运行参数一定的情况下，污泥浓度越高说明污泥对系统环境的适应能力越好，反应器截留污泥的能力也越强。各反应器污泥的SOUR变化情况如图3-4所示，从图3-4可看出，含水率越低的接种污泥初始SOUR值越低，这是由于颗粒污泥含水率越低，它的颗粒结构越密实，营养物和氧气的传质阻力越大，从而抑制了微生物的活性。随着培养时间的延长，各反应器污泥的含水率上升，颗粒的结构不断优化，SOUR值也开始逐步提高并最终趋于稳定。其中R1和R2的SOUR相对较高，达到65mg/(g·ss·h)左右，R3和R4的SOUR相差不大，分别为62.9mg/(g·ss·h)和58.5mg/(g·ss·h)，而R5的SOUR最低，只有36.4mg/(g·ss·h)。26n3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究8070R1R260R3R450R54030SOUR(mg/(g·ss·h))2010001020304050时间(d)图3-4各反应器污泥SOUR变化情况Figure3-4SOURchangesofthesludgeineachreactor65006000R1R25500R3R4R550004500MLSS(mg/L)40003500300001020304050时间(d)图3-5各反应器MLSS的变化情况Figure3-5MLSSchangesofthesludgeineachreactor由图3-5可知，在颗粒化培养初期，各反应器的MLSS都增长缓慢，污泥处于适应调整期，同时还可以看出，接种污泥含水率越低，MLSS的增长速度越慢，这说明含水率越低的颗粒污泥适应环境的时间越长。运行第10d后，随着沉淀时间的缩短，沉降性能差的污泥被排出反应器，R1、R2、R3的污泥浓度都有所降低，且颗粒污泥含水率越高的反应器MLSS降低的幅度越大，R4和R5的MLSS不仅没减小反而增加了，这是由于含水率越低的颗粒污泥沉降性能越好，反应器截留的污泥量也越多，使微生物的增加量大于排出的污泥量。随着运行时间的延长，R1~R4的MLSS快速增加，而R5的MLSS始终增长缓慢。在颗粒化培养后期，R1、R2、R3、R4的MLSS基本维持在6000mg/L左右，R5的MLSS增加不明显，到第45d其MLSS还不到4590mg/L。结合图3-4和图3-5，由R1~R427n硕士学位论文的情况可知，在一定范围内减少接种污泥的含水率会一定程度降低好氧颗粒污泥的生物活性，不过降低幅度不是很明显，但好氧颗粒污泥的浓度保持相差不大，这是因为含水率降低提高了接种污泥的沉降性能，使反应器能截留更多的污泥。而含水率最低的R5反应器其污泥的生物活性和污泥浓度最低，这也说明R5接种污泥过于紧密的结构大大提高传质阻力，使颗粒内部的微生物因无法获取足够的营养物质而活性降低，微生物生长受限。3.4.1.4培养过程中对污染物去除效果的变化颗粒污泥对不同污染物的去除效能主要由污泥浓度、生物活性以及微生物种类等因素所决定。在培养过程中，随着好氧颗粒污泥的逐渐成熟，反应器内的微生物量和生物活性逐渐提高，系统去除污染物的效果也逐步提高。好氧颗粒污泥成熟的过程也是反应器对污染物去除性能逐渐提高并达到稳定的过程。（1）对COD的去除效果变化试验进水COD基本维持在500mg/L左右，通过对比试验考察各反应器污泥对COD的去除情况变化，结果如图3-6所示。6001009550090进水400R1出水(%)85R2出水30080R3出水去除率R1R4出水75200R2COD(mg/L)R5出水COD70R3100R465R506005101520253035400510152025303540时间(d)时间(d)图3-6各反应器对COD去除情况的变化Figure3-6RemovalchangesofCODineachreactor由于人造颗粒污泥受外压力的作用，它们的生物活性遭到不同程度上的降低，在反应器运行初期，接种人造颗粒污泥的R2~R5对COD的去除率都低于接种普通活性污泥的R1。但随着时间的推移，微生物逐渐适应系统和颗粒结构，R2~R5的生物活性和污泥浓度不断增加，相应COD的去除率也随之提高。运行第9d，R1~R3的COD的去除率有所下降，这是因为系统沉降时间缩短，R1~R3中沉降性能差的污泥被排出而使污泥浓度减小造成的，不过之后迅速恢复。污泥颗粒化培养后期，R1~R5反应器污泥在高曝气、短沉淀时间的作用下颗粒化程度的逐渐提高，对COD的去除率也在稳步上升，当反应器运行25d后，R1~R4对COD的去除率基本趋于稳定，均达到93%左右，但R5对COD的去除率相对较低，仅为84.6%，这是由于R5中污泥的生物活性受到抑制，污泥浓度低所致。28n3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究试验结果表明，适当降低接种污泥的含水率对好氧颗粒污泥COD的去除率无明显影响，但接种污泥含水率过低会降低好氧颗粒污泥的COD降解效率。（2）对氮的去除效果变化废水中氮的去除过程是：亚硝酸盐菌AOB在好氧环境下先将水中氨氮转化为亚硝态氮，之后再由好氧硝酸盐菌NOB将亚硝态氮氧化为硝态氮，最后由反硝化细菌在缺氧厌氧环境下将亚硝态氮或硝态氮还原为氮气，从而完成氮的彻底降解。模拟废水中氨氮的浓度为25mg/L左右，试验主要考察各反应器污泥对废水氨氮和总氮TN的去除情况变化。结果如图3-7，3-8所示。从图3-7可以看出，运行初期，R1对氨氮的去除率增长速率很快，培养5d后，其氨氮的去除率就达到了95%左右；而R2~R4三者的氨氮去除率依次在7~11d上升到95%左右，这说明接种污泥含水率的降低，一定程度上影响了氨氧化菌AOB的活性，其恢复活性所需时间相应延长。随着各反应器好氧颗粒污泥的逐渐成熟和MLSS的提高，运行第17d后，R1~R4四个反应器对氨氮的去除均达到了99%左右，之后基本维持稳定。而在整个培养过程中，R5对氨氮的去除率上升比较慢，且最终的氨氮去除率仅为88%左右。试验结果表明，适当降低接种污泥的含水率对好氧颗粒污泥的氨氮去除率无明显影响，但接种污泥含水率过低会抑制好氧颗粒污泥降解氨氮的能力。3010025进水9020））R1出水%15R2出水80R1mg/LR3出水（R210R4出水-N去除率（70R3+4R5出水-N+4R4NH5NH60R505005101520253035400510152025303540时间(d)时间(d)图3-7各反应器对氨氮去除情况的变化Figure3-7RemovalchangesofAmmonianitrogenineachreactor从图3-8中可以看出，在培养初期，各反应器对TN的去除率逐步上升，微生物逐渐适应环境，随着颗粒污泥结构的逐步优化和粒径的增大，R1~R4对TN的去除率开始加速上升，此时R4的去除率增加速度最快，R1和R2相对较慢，而R5对TN的去除率始终保持缓慢增长。随着好氧颗粒污泥的形成，各反应器对TN的去除率也基本趋于平稳。由最终试验结果可知，R4的TN去除率明显高于其他反应器，达到78%左右，其次是R3，约为69.5%，R1和R2的去除率相差不大，分别为66.1%和65.7%，R5的去除率最低，仅为57.5%。试验结果表明，29n硕士学位论文R4对TN的去除效果最好，这主要由于其较大的颗粒粒径和较高的生物活性能在颗粒内部形成的较大缺氧厌氧环境，使反硝化细菌大量繁殖。而R5虽然颗粒粒径大，但颗粒结构过于紧密，传质效果差，外部的碳源和氮源难以进入颗粒内部，使得反硝化菌无法富集生长。30807025R6R7进水R1出水60R820R2出水R3出水R950R4出水R5出水154030TN(mg/L)10SOUR(mg/(g·ss·h))20510000510152025303540010203040时间(d)时间(d)图3-8各反应器对TN去除情况的变化Figure3-8RemovalchangesofTNineachreactor综合对比各反应器污泥性质和除污性能来看，颗粒化情况最好的是R4，其形成好氧颗粒污泥的时间较短，颗粒不仅具有较大的粒径，还维持了较高的生物活性和良好的除污性能，尤其是脱氮优势明显。由此可知，人造颗粒污泥的最佳含水率为69.6%左右，最佳抽滤时间为40min。3.4.2接种污泥粒径对好氧颗粒污泥形成的影响上一节试验研究得出粒径一定的人造颗粒污泥最佳含水率为69.6%左右，最佳抽滤时间为40min。本节试验基于上述研究结论，在最佳含水率条件下，考察接种不同粒径的人造颗粒污泥对好氧颗粒污泥形成的影响。试验选取粒径约为0.5mm、1mm、2mm、2.8mm的人造颗粒污泥为接种污泥进行研究。抽滤造粒的具体操作参数与方法为：分别取四组1L的活性污泥，将每组污泥依次平均分为4、3、2和1等份，每份控制抽滤时间为40min左右（根据污泥量的多少，抽滤时间做适当缩短或延长）以保证其含水率基本在69.6%左右；然后将抽滤后的泥饼挤压通过孔径为0.5mm、1mm、2mm、2.8mm的筛子，制取不同粒径的人造颗粒污泥；最后将这些含水率一定但粒径不同的人造颗粒污泥分别投入R6、R7、R8、R9四个SBR反应器中进行颗粒化培养。3.4.2.1培养过程中污泥性质的变化接种不同粒径的人造颗粒污泥在颗粒化过程中污泥性质变化各有差异，试验从污泥的含水率、平均粒径、SVI、SOUR以及MLSS这几个方面分析各反应器污泥性质的变化情况。30n3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究各反应器污泥含水率和平均粒径变化情况如图3-9，3-10所示。1009590R685R7(%)R880R9含水率75706560010203040时间(d)图3-9各反应器污泥含水率的变化情况Figure3-9Watercontentchangesofthesludgeineachreactor3.5R6R73.0R8R92.52.0(mm)1.5平均粒径1.00.50.0010203040时间(d)图3-10各反应器污泥平均粒径的变化情况Figure3-10Averageparticlesizechangesofthesludgeineachreactor在颗粒化培养初期，各反应器污泥的含水率迅速上升，且上升速度随人造颗粒污泥粒径的增大而有所减小，这是由于颗粒粒径越大，水份向内渗透的阻力增加，渗透需要的时间也相应延长。而颗粒污泥平均粒径在水力剪切的作用下逐渐减小；在培养后期，随着污泥颗粒化程度不断提高，R6~R8中污泥的含水率开始缓慢下降，颗粒的平均粒径也有所增加，并最终逐渐趋于稳定，但R9的颗粒污泥含水率和平均粒径变化不明显。此外，由于污泥的沉降性能与颗粒的粒径大小成正比，与颗粒的含水率大小成反比，因此伴随着颗粒污泥含水率和粒径的变化，其SVI也相应发生变化，具体情况如图3-11所示，在整个颗粒化培养过程31n硕士学位论文中，各反应器污泥的SVI呈现先增加后降低的趋势。70R6R760R8R9504030SVI(mL/g)20100010203040时间(d)图3-11各反应器污泥SVI的变化情况Figure3-11SVIchangesofthesludgeineachreactor结合图3-9，3-10，3-11中各曲线变化情况可以看出，R6~R9四个反应器污泥的含水率、平均粒径和SVI达到稳定的时间分别为30d、25d、20d、16d，各反应器污泥的最终含水率分别约为93.9%、93.7%、93.4%和93.1%，含水率相差都不大；颗粒的平均粒径分别约为0.57mm、0.95mm、1.68mm、2.49mm；SVI值分别为50.1mL/g、35.3mL/g、29.5mL/g、24.4mL/g，从这些数据来看，粒径越大的人造颗粒污泥形成好氧颗粒污泥时间越短，颗粒的粒径也越大，SVI值越低。但通过观察反应器运行状况，发现R9中的颗粒污泥大部分在反应器的中下部，这说明R9过低的SVI值不利于颗粒污泥在反应器中运动，无法与废水充分接触。关于各反应器污泥在颗粒化培养过程中生物活性和对环境的适应能力可以从颗粒污泥比耗氧速率和污泥浓度的变化情况看出。试验结果如图3-12，3-13所示。从图3-12可知，各反应器污泥的SOUR随着培养时间延长均呈现上升趋势，且粒径越大的颗粒污泥其SOUR增加的速度越慢，这说明人工颗粒污泥生物活性恢复所需要的时间与颗粒粒径成反比。随着颗粒污泥结构和微生物种类的不断优化，SOUR的上升速度加快，之后逐渐趋于平稳。各反应器污泥最终SOUR值R6约为63.5mg/(g·ss·h)左右，R7约为68.7mg/(g·ss·h)，R8约为77.4mg/(g·ss·h)，R9约为45.4mg/(g·ss·h)，从这一结果可以看出，R6~R8反应器最终形成的好氧颗粒污泥的SOUR不断提高，由于它们的含水率相差不大，可知促使SOUR提高的主要原因是好氧颗粒污泥粒径的增大能富集更多的微生物；但R9的SOUR迅速降低，这一方面是因为R9形成的好氧颗粒污泥粒径太大，32n3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究大部分沉于反应器底部，获取营养物质和氧气的能力受限，另一方面是因为外部营养物和氧气向颗粒内部传递的深度有限，过大的颗粒粒径无法为颗粒内部提供充足的营养使内部微生物难以生存。8070R6R760R8R9504030SOUR(mg/(g·ss·h))20100010203040时间(d)图3-12各反应器污泥SOUR的变化情况Figure3-12SOURchangesofthesludgeineachreactor7000R66500R7R86000R9550050004500MLSS(mg/L)400035003000010203040时间(d)图3-13各反应器MLSS的变化情况Figure3-13MLSSchangesofthesludgeineachreactor由图3-13可知，在颗粒化培养初期，各反应器的MLSS逐渐缓慢增加，且接种污泥的粒径越大，MLSS增长的速度越慢，这说明粒径越大的颗粒污泥适应环境的时间越长。随着沉淀时间的缩短和颗粒结构的改善，各反应器的MLSS增长速度加快，其中R8的增长速度最快，而R9最慢，这既与各反应器污泥的生物活性相关，也与它们的沉降性能有关。其中污泥的生物活性越高，微生物的增长速度越快，且污泥的沉降性能越高，反应器截留污泥的能力越强。随着运行时间的延长，各反应器的MLSS逐渐达到稳定，R6~R9的MLSS分别维持在5620、33n硕士学位论文5970、6490和4520mg/L左右。R9中的颗粒污泥虽然反应器截留污泥的能力强，但颗粒的生物活性很低，微生物生长受到严重抑制，因此其污泥浓度较低。3.4.2.2培养过程中对污染物去除效果的变化为了研究接种不同粒径的人造颗粒污泥在颗粒化培养过程中对污染物去除效果的变化情况，试验对各反应器出水的COD、NH+4-N及TN浓度进行了长期监测。试验结果如图3-14，3-15，3-16所示。6001009550090400进水85R6出水R780300出水(mg/L)R8出水75R6R9出水COD(mg/L)200去除率70R7R865100CODR9600550510152025303505101520253035时间(d)时间(d)图3-14各反应器对COD去除情况的变化Figure3-14RemovalchangesofCODineachreactor301102510020进水）90）%R6出水15mg/LR7出水80（R8出水R6-N10R9去除率（+4出水70R7-N+4R8NH5NH60R90500510152025303505101520253035时间(d)时间(d)图3-15各反应器对氨氮去除情况的变化Figure3-15RemovalchangesofAmmonianitrogenineachreactor34n3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究30100902580进水20R6出水70R7出水(%)6015R8出水R9出水50R6TN(mg/L)去除率R71040TNR830R95200510152025303505101520253035时间(d)时间(d)图3-16各反应器对TN去除情况的变化Figure3-16RemovalchangesofTNineachreactor从上面三个曲线图可以看出，在颗粒化初始阶段，各反应器对COD、NH+4-N以及TN的去除率逐渐上升，但整体都不高，这是因为污泥中的微生物需要一段时间的驯化培养来适应自身污泥结构和外部环境的改变，且这个适应时间随人造颗粒污泥粒径的增大而延长。随着污泥颗粒化的进行，各反应器（除R9外）的微生物量进入了一个快速增长期，相应对各污染物的去除率也进一步提高。在培养后期，各反应器逐步完成污泥颗粒化，对污染物的去除率也基本趋于稳定。最终各反应器对COD、NH+4-N和TN的去除率情况具体如下：COD去除率方面，R6~R9分别约为92.1%、94.0%、96.4%、77.3%；NH+4-N去除率方面，R6~R9分别为98.6%、99.1%、99.4%、84.5%左右；TN去除率方面，R6~R9分别为66.9%、78.3%、84.3%、61.5%。试验结果表明，R8对污染物的降解效果最好，尤其在TN的去除方面优势明显，这不仅是因为R8拥有较高的污泥浓度和生物活性，使其具有高效的COD和NH+4-N降解性能，还有它较大粒径的好氧颗粒污泥能大量富集厌氧反硝化菌，很大程度上提高了系统对TN的去除效果，而R9由于所形成的颗粒污泥生物活性低，污泥浓度难以提高，使其对COD、NH+4-N和TN的去除率最差。综合各反应器污泥性质和除污效果来看，R8形成的好氧颗粒污泥性能最好，可知人造颗粒污泥的最佳造粒粒径为2mm左右。3.4.3成熟好氧颗粒污泥的物理性质和微观结构3.4.3.1成熟好氧颗粒污泥的物理性质与普通的活性污泥相比，成熟的好氧颗粒污泥形态较规则，颗粒与颗粒之间分界清晰，颗粒的粒径大。较大的粒径使其不仅拥有更快的沉降速度和丰富的生物种群，还能使颗粒内部的微生物免受外界污染物的直接接触，具有一定的保护作用。试验对比了接种普通活性污泥的R1和最佳操作参数下的人造颗粒污泥的35n硕士学位论文R8所形成的成熟好氧颗粒污泥粒径分布情况，如图3-17所示。由图3-17可知，R1形成的好氧颗粒污泥粒径分布较为分散，粒径在0.15~0.3mm、0.3~0.6mm和0.6~0.85mm之间的颗粒质量分数分别占了19.1%、42.2%和24.6%，粒径小于0.15mm和大于0.85mm占比较小，分别为9.7%和4.4%；而R8形成的好氧颗粒污泥粒径分布相对比较集中，其中大部分在1.7~2.0mm之间，占了56.2%，其次是2.0~2.3mm、1.4~1.7mm和0.85~1.4mm，分别占15.3%、12%和7.1%，其余粒径的颗粒污泥所占比例很小，粒径小于0.85mm和大于2.3mm的质量分数分别只占5.6%、3.8%。6060R1R850504040(%)(%)30302020质量分数质量分数101000＜0.150.15~0.30.3~0.60.6~0.85＞0.85＜0.850.85~1.41.4~1.71.7~2.02.0~2.3＞2.3粒径(mm)粒径(mm)图3-17好氧颗粒污泥的粒径分布Figure3-17Particlesizedistributionofaerobicgranularsludge此外试验还对比了R1和R8所形成的成熟好氧颗粒污泥的其他物理性质，结果见表3-2。表3-2成熟好氧颗粒污泥的物理性质Table3-2Physicalpropertiesofthematureaerobicgranularsludge反应器比重(g/cm3)平均沉速(m/h)强度(%)R11.02435.396.17R81.04858.596.35从表3-2可知，R8中好氧颗粒污泥的比重、沉降速度和强度均高于R1，这说明对活性污泥施加外压力的方法可形成更紧密、沉降性能更好的好氧颗粒污泥；但二者的颗粒强度相差不大，这可能是由于颗粒污泥的强度随粒径增加而减小，R8形成的颗粒粒径较大，一定程度降低了它的颗粒强度。3.4.3.2成熟好氧颗粒污泥的微观结构最佳操作参数下形成的成熟好氧颗粒污泥（R8）的微观结构可通过扫描电镜进行观察，如图3-18所示。36n3外压力法促进好氧颗粒污泥形成的研究a外观形态b表面结构C内部结构图3-18好氧颗粒污泥的扫描电镜图Figure3-18Scanningelectronphotomicrographsofaerobicgranularsludge图(a)为放大150倍的颗粒污泥外观形态图，由图可以看出颗粒污泥的椭球形表面凹凸不平，有许多褶皱，使其具有较大的比表面积，便于与周边营养物质和氧气发生接触吸附；图(b)为放大5000倍的颗粒污泥表面构成图，从图中可以看出，颗粒污泥的表面存在有许多空隙，通过这些空隙，可以为颗粒污泥内部微生物提供营养物质和氧气；由图还可以看出颗粒污泥表面主要由球菌和杆菌等微生物种类组成；图(c)为放大10000倍的颗粒内部结构剖面图，从图中可以清晰的看出，颗粒内部也存在大量的空隙，微生物种群分布主要以球菌为主，好氧颗粒污泥内外微生物种群分布不同是由于其内外基质环境和氧气浓度分布不同造成的。通常基质降解率较高的好氧细菌分布在颗粒污泥的外表面，而降解能力较弱、生长缓慢的兼氧厌氧微生物（如反硝化菌）则在内层生长。3.5本章小结(Chapterconclusions)为了实现好氧颗粒污泥系统的简单快速启动，本章试验在不添加其他辅助物质的条件下，探讨了以抽滤造粒方式对活性污泥施加外压力的方法对促进好氧颗粒污泥形成的可行性，通过研究接种不同含水率和粒径的人造颗粒污泥在颗粒化过程中污泥性质与除污性能的变化，以及对成熟好氧颗粒污泥的物理性质及微观结构进行分析，得出以下结论：（1）以不同含水率的接种污泥进行好氧颗粒污泥培养的试验结果表明：在粒径大小一定的条件下，当人造颗粒污泥的含水率在69.6%~86.4%时，降低颗粒含水率不仅可以加强颗粒污泥抗水力剪切的强度，提高颗粒结构的稳定性，使颗粒保持较大的粒径和良好的沉降性能，同时还能维持微生物较高的生物活性，从而加速好氧颗粒污泥的形成。但人造颗粒污泥含水率太低（R5，<66.1%）时，颗粒过于密实而导致内外传质受阻，抑制了颗粒污泥的生物活性，无法获得较高的污泥浓度，除污性能较差。（2）以不同颗粒粒径的接种污泥进行好氧颗粒污泥培养的试验结果表明：37n硕士学位论文在最佳含水率的条件下，当人造颗粒污泥的粒径在0.5~2mm时，提高人造颗粒污泥的粒径不仅可以加速好氧颗粒污泥的形成，而且所形成的颗粒污泥粒径更大，生物活性更高，对污染物的去除效果也更好。但人造颗粒污泥粒径太大（R9，>2.8mm）时，颗粒无法为内部微生物提供充足的营养，使得好氧颗粒污泥的生物活性受到抑制，污泥浓度和除污性能受到严重影响。（3）综合各反应器污泥性质和除污性能来看，R8的颗粒化情况最好，可知抽滤造粒的最佳操作参数为：在真空度为0.098MPa的条件下，抽滤时间约为40min，使污泥含水率控制在69.6%左右，造粒粒径为2mm左右。（4）对比接种活性污泥的R1和接种人造颗粒污泥的R8的试验结果可知，R8在第20d就培养出了粒径为1.68mm左右的成熟好氧颗粒污泥，且粒径分布相对集中，其含水率为93.4%，比重为1.048g/cm3，SVI为29.5mL/g，平均沉速为58.5m/h，强度为96.35%，SOUR为67.4mg/(g·ss·h)，MLSS为6490mg/L，COD去除率达到96.4%，氨氮的去除率达到99.4%以上，TN的去除率达到84.3%，而R1在第45d才培养出粒径为0.46mm左右的成熟好氧颗粒污泥，且粒径分布相对分散，其含水率为95.5%，比重为1.024g/cm3，SVI为54.3mL/g，平均沉速为35.3m/h，强度为96.17%，SOUR为65mg/(g·ss·h)左右，MLSS为6000mg/L左右，COD去除率为93%左右，氨氮的去除率为99.3%左右，TN的去除率仅65.1%。研究结果表明，这种施加外压力方法能加速好氧颗粒污泥的形成，所形成的颗粒污泥粒径大、分布集中，且结构更密实，沉降性能更好，除污性能特别是脱氮性能更佳。（5）通过扫描电子观察R8中成熟的好氧颗粒污泥微观结构，发现颗粒的椭球形表面凹凸不平，有许多褶皱，增大了比表面积，便于与周边营养物质和氧气发生接触吸附；颗粒表面和内部都存在许多空隙，通过这些空隙，可以为颗粒污泥内部微生物提供营养物质和氧气；同时还可以看出颗粒表面主要由球菌和杆菌等微生物种类组成，颗粒内部微生物主要以球菌为主。38n4外压力法促进污泥颗粒化机理及物理模型4外压力法促进污泥颗粒化机理及物理模型4MechanismandPhysicalModelsofPromotedSludgeGranulationbyExternalPressureMethod4.1概述(Overview)传统好氧颗粒污泥的形成是在特殊的系统环境下，微生物通过一系列物理、化学和生物作用的综合影响下而发生自凝聚的一个复杂过程。目前，研究者们关于好氧颗粒污泥的形成从不同角度提出了多种机理假说模型，得到普遍认可的有自凝聚假说、选择压驱动假说、表面疏水性假说、胞外聚合物假说、丝状菌假说、诱导核假说等。但这些假说都只是单一的从某个角度去解释污泥颗粒化机理，没有考虑多方面因素的综合影响。为了更全面、真实的描绘好氧颗粒污泥的形成过程，在大量试验和理论研究的基础上，湛含辉提出了一个综合多因素、普遍适用的污泥颗粒化物理模型。如图4-1所示。图4-1污泥颗粒化物理模型Figure4-1Physicalmodelofsludgegranulation细菌由于自身细胞表面具有的亲水性，使细菌外表面包裹着一层很厚的水化膜，这层水化膜是阻碍细菌与细菌相互凝聚的主要原因。图4-1所描述的颗粒化过程及机理为：首先最初分散的细菌在水中金属阳离子(如Ca2+、Fe3+等）的化学作用下，细胞表面电性发生变化，使细菌表面疏水性增强，水化膜厚度减小；随后细菌在水力剪切碰撞、自压缩（浓缩沉降）、外力压缩（如外加磁场[109]等）等物理力作用下相互聚集，并在细胞自身不断分泌的EPS等生物“胶黏剂”的吸附架桥作用下结合成紧密的初始凝聚体；在特殊的反应器系统环境综合作用下，微生物利用这些初始凝聚体作为骨架（或诱导核），在其表面逐渐吸附聚集39n硕士学位论文生长，并通过系统水力选择压作用被反应器截留下来，不断长大为颗粒污泥；同时在细胞疏水性、EPS吸附桥联和水力剪切力等共同作用下，颗粒污泥的形态趋于规则，结构也更加紧凑；随着颗粒污泥的增大，颗粒内部营养传质改变，使微生物代谢及菌群种类等发生变化，逐渐形成具有高度组织性的微生物结构，在水力剪切力的继续作用下最终形成一个稳定成熟的好氧颗粒污泥。4.2外压力法促进污泥颗粒化机理及物理模型(MechanismandPhysicalModelsofPromotedSludgeGranulationbyExternalPressureMethod)前面试验结果已表明，采用抽滤造粒方式对活性污泥施加外压力的方法可以缩短好氧颗粒污泥的形成时间，并优化其性质如粒径、结构和脱氮性能等。根据湛含辉提出的污泥颗粒化物理模型可知，对活性污泥进行真空抽滤是在系统外部提供一个压力来强化颗粒化过程中的物理作用。由于这种在外压力作用下强制快速聚集形成的颗粒污泥，它的内部结构、生物活性及微生物种类并不具有成熟好氧颗粒污泥的性质，还需要在反应器中进行驯化培养。通过数码相机可以观察这种外压力法形成的2mm人造颗粒污泥（R8）在颗粒化过程中外观形态的变化，如图4-2所示。第1d第5d第20d图4-2颗粒化过程中污泥形态变化Figure4-2Morphologicalchangesofsludgeduringgranulationprocess由图4-2可以看出，人造颗粒污泥投入反应器前为深灰色，培养初期，在曝气剪切作用下部分颗粒污泥破碎成小颗粒，反应器运行5d后，微生物逐渐适应环境恢复活性，颜色也逐渐由深灰色转变为棕黄色，同时颗粒污泥在水力剪切作用下呈规则的球形或椭球形，但粒径大小不均匀，存在部分破碎的小颗粒和絮体污泥；随着运行时间延长和沉降时间的缩短，沉降性能差的污泥不断排出，颗粒污泥粒径逐渐增大，最终在第20d形成了橙黄色、形态规则、粒径大小均匀、结构密实的成熟好氧颗粒污泥。结合人造颗粒污泥在颗粒化过程中外观形态与污泥性质的变化，对外压力法促进好氧颗粒污泥形成的机理进行分析并模拟其颗粒化物理模型，如图4-3所示。40n4外压力法促进污泥颗粒化机理及物理模型图4-3外压力法好氧颗粒污泥形成物理模型Figure4-3Physicalmodelofsludgegranulationbyexternalpressuremethod水中分散的细菌在外压力的作用下相互挤压，使表面水化膜减小而压缩聚集，并在自身分泌的EPS吸附桥联作用下进一步紧密结合。但细菌分泌的EPS有限，再加之这种物理力在这么短的时间内并没有改变细胞表面的亲水性，在投入反应器初期，颗粒污泥吸水，体积变大，含水率增加，使颗粒的强度降低，因此出现部分颗粒被系统较强的水力剪切力破碎成小颗粒的现象；此后通过一段时间的培养颗粒污泥中微生物逐渐适应系统环境和自身结构而恢复活性，颗粒污泥内部受氧气传递限制，形成好氧/缺氧/厌氧环境，使反硝化菌等兼性厌氧细菌能大量繁殖，好氧细菌则分布在颗粒外层；与此同时，在水力剪切作用下，细胞表面疏水性提高，EPS分泌增加，使颗粒污泥的强度逐渐增大，形态趋于规则，结构也更加紧凑；在水力选择压和微生物生长等因素作用下，被反应器截留下来的颗粒污泥开始长大，颗粒内部逐渐形成复杂的微生物结构（其微观结构见图3-19所示）；此后通过进一步水力剪切作用，最终形成形态规则、结构密实的成熟好氧颗粒污泥。根据上述污泥颗粒化形成过程的描述，外压力法能快速启动好氧颗粒污泥系统的关键机理为：它能让活性污泥在外压力作用下快速脱水，减小了细菌表面水化膜，使细菌与细菌在短时间内相互聚集，发生EPS的吸附桥联，并通过人工破碎形成较大粒径的颗粒污泥，这种方法大大节省了细菌疏水、聚集和长大的时间，提高了颗粒化效率，从而缩短了好氧颗粒污泥系统的启动时间。4.3外压力法操作参数影响分析（ImpactAnalysisofOperationParametersbyExternalPressureMethod）试验通过真空抽滤造粒的方式对活性污泥施加外压力，其中两个关键操作参数为：颗粒含水率和造粒大小。二者都间接影响了颗粒污泥的结构、沉降性能、41n硕士学位论文生物活性和菌群种类等。图4-4为不同含水率和粒径的人造颗粒污泥所培养出的好氧颗粒污泥的外观形态。a(R2)b(R4)c(R5)d(R6)e(R8)f(R9)图4-4不同操作参数下形成的好氧颗粒污泥外观形态Figure4-4Morphologyofaerobicgranularsludgeformedunderdifferentoperationparameters图4-4（a.b.c）分别是接种粒径都为1mm但含水率为86.4%、69.6%、66.1%的人造颗粒污泥最终形成的好氧颗粒污泥外观形态图，（d.e.f）分别是接种含水率都为69.6%但粒径为0.5mm，2mm，2.8mm的人造颗粒污泥最终形成的好氧颗粒污泥形态图，从图中可以看出，含水率最高的R2（a）和造粒最小的R6（d）形成的颗粒粒径最小，颜色为淡黄色，R4（b）和R5（c）形成的颗粒粒径相差不大，但R5颗粒的颜色更深，为黄褐色，而R4为橙黄色。R8（e）形成的颗粒不仅粒径大而且颜色也为橙黄色，R9（f）形成的颗粒虽然粒径最大但颜色也为黄褐色。上一章试验研究得出，R8形成的好氧颗粒污泥生物活性最高，脱氮效果最好，其次是R4，R2和R6虽然生物活性也较高，但脱氮效果较差，而R5和R9的生物活性和脱氮效果最差，之所以会出现这些不同结果是因为各反应器的抽滤造粒操作参数不同。本节将结合各反应器污泥颗粒化过程中外观形态变化，分析不同操作参数对好氧颗粒污泥理化性质与脱氮性能影响的内在因素。4.3.1颗粒含水率影响分析在颗粒大小一定的情况下，人造颗粒污泥的含水率不同，颗粒结构密实程度不同，投入反应器培养最终形成的好氧颗粒污泥的性质也有很大差异。不同含水率人造颗粒污泥颗粒化过程的简单假想模型如图4-5所示。当人造颗粒污泥含水率过高时（R2），如图4-5（a）所示，颗粒结构松散，密实度低，细菌表面水化42n4外压力法促进污泥颗粒化机理及物理模型膜虽减小，但胞外聚合物并未发生吸附桥联，颗粒强度低，投入反应器后无法承受系统较强的水力剪切力，颗粒又被破碎分散为细小的絮状污泥，最终形成的好氧颗粒污泥粒径也很小，且呈淡黄色，无法形成有效的缺氧厌氧区，难以富集反硝化菌，因而脱氮效果不佳；当含水率适当时（R4），如图4-5（b）所示，颗粒不仅有很好的密实度，使细菌胞外聚合物相互吸附桥联紧密结合而增强结构强度，在较高的水力剪切作用下维持一定的颗粒形态，而且颗粒还具有良好的孔隙结构，保证营养物和氧气能在颗粒内部进行传质。在氧气传质限制的作用下，颗粒内部形成一定的缺氧厌氧区，在缺氧区内反硝化细菌利用外部传递进来的碳源大量繁殖进行反硝化，好氧细菌则分布在颗粒外层，所形成的好氧颗粒污泥具有良好的脱氮效果；当含水率过低时（R5），如图4-5（c）所示，颗粒密实度过高，虽然可以维持颗粒形态，但其孔隙结构差，阻碍了颗粒内部营养物和氧气的传质，抑制了微生物的生物活性，最后变为黄褐色颗粒，颗粒内部大部分为厌氧区或死区，因此生物活性低和脱氮效果差。图4-5不同含水率污泥颗粒化假想模型Figure4-5Supposedgranulationmodelofsludgewithdifferentwatercontent4.3.2颗粒粒径影响分析在适当含水率下，人造颗粒污泥的粒径不同，颗粒的沉降性能和传质阻力不同，最终培养形成的好氧颗粒污泥的性质也有很大差异。不同粒径大小的人造颗粒污泥颗粒化过程的简单假想模型如图4-6所示。当人造颗粒污泥的粒径太小（R6）时，如图4-6（a），其所示所培养的好氧颗粒污泥的粒径也很小，淡黄色的颗粒外观表明颗粒内部都为好氧环境，氧气传递不受限制，无法形成缺氧厌氧区，因此脱氮效果不好，且小颗粒污泥的沉降性能及微生物截留能力相对较差；43n硕士学位论文而颗粒粒径太大（R9）时，如图4-6（c），在有限的曝气剪切力下，大部分颗粒只能在反应器中下部活动，限制了颗粒获取营养物质和氧气的能力，再加之随颗粒粒径增大，传质阻力也增大，因此基质向颗粒内部传递的深度有限，这让过大的颗粒粒径无法为颗粒内部提供充足的营养，使得内部微生物难以生存，最终也变为黄褐色颗粒，生物活性和脱氮效果差。前面试验结果中R8的生物活性和脱氮效果比R4还好，结合图4-6（b）进行分析：R8形成好氧颗粒污泥的粒径较大，由于氧传递的限制使颗粒内部形成能实现同步硝化反硝化的好氧-缺氧环境，在不同的环境下异养菌、硝化菌和反硝化菌得到富集生长，且在颗粒内部传质好的结构下（即亚硝态盐和有机物能够顺利通过颗粒中的空隙通道进入内部），颗粒粒径越大，内部存在的缺氧区越大，积累的反硝化菌浓度越高，脱氮的效果也越好。图4-6不同粒径污泥颗粒化物假想模型Figure4-6Supposedgranulationmodelofsludgewithdifferentparticlesize综合分析结果表明：要想快速启动性能优异的好氧颗粒污泥系统不仅需要保证人造颗粒污泥合适的含水率，使其具有足够的紧密程度来抵抗水力剪切以维持颗粒结构稳定，以及保持良好的空隙结构，使颗粒内外传质通畅以维持内部微生物的生长，而且还需要保证人造颗粒污泥适当的颗粒粒径，使颗粒内部能形成尽量大的缺氧环境来富集反硝化菌。4.4本章小结(Chapterconclusions)本章结合人造颗粒污泥在颗粒化过程中污泥性质与外观形态的变化，对外压44n4外压力法促进污泥颗粒化机理及物理模型力法促进好氧颗粒污泥形成的机理及操作参数影响进行了分析，提出的颗粒化物理模型形象的描述了外压力作用下好氧颗粒污泥的形成过程，主要结论为：（1）在机理分析中指出，外压力法能快速启动好氧颗粒污泥系统的关键机理为：活性污泥在外压力作用下能快速脱水，减小了细菌表面水化膜，使细菌与细菌在短时间内相互聚集，发生EPS的吸附桥联，并通过人工破碎形成较大粒径的颗粒污泥，这种方法大大节省了细菌疏水、聚集和长大的时间，提高了颗粒化效率，从而缩短了好氧颗粒污泥系统的启动时间。（2）对不同操作参数影响的分析结果表明：要想快速启动性能优异的好氧颗粒污泥系统需要保证人造颗粒污泥合适的含水率和颗粒粒径，使其不仅具有足够的紧密程度来抵抗水力剪切以维持颗粒结构稳定，以及保持良好的空隙结构，使颗粒内外传质通畅以维持内部微生物的生长，而且还需要保证人造颗粒污泥适当的颗粒粒径，使颗粒内部能形成尽量大的缺氧环境来富集反硝化菌。45n硕士学位论文5好氧颗粒污泥处理高氨氮化肥工业废水的研究5ResearchonHighAmmoniaConcentrationFertilizerIndustrialWastewaterTreatmentbyaerobicgranularsludge5.1概述(Overview)氨氮是引起水体富营养化的主要污染物之一。目前我国大多数受污染水域都呈现水体富营养化现象，污染形势十分严峻。而化肥工业废水又是一种高浓度氨氮废水，它主要来自合成氨、尿素等过程中产生的废水，是水体中氨氮的重要来源之一，因此必须要严格控制化肥工业废水中的氨氮排放。传统活性污泥法在处理高氨氮实际废水方面具有很大局限性，原因主要有：一、一般活性污泥法中很少存在反硝化作用，其对总氮的去除率低，虽然A2/O工艺具有一定的脱氮能力，但污泥和硝化液的回流使得系统能耗及费用增加；二、系统微生物耐毒抗负荷冲击的能力弱，实际废水中高氨氮浓度以及少量硫化物和氰化物等有毒物质会破坏整个系统的稳定运行；三、活性污泥沉降速度比较慢，微生物易流失，需要较大容积的二沉池来使其泥水分离。好氧颗粒污泥因内部氧气传质限制能形成好氧区和缺氧区，使得硝化菌和反硝化菌能在系统中能共存，可以实现同步硝化反硝化；其次，颗粒污泥结构密实，微生物浓度高，因此能够承受较高的毒性冲击负荷，提高系统的稳定性和处理效能。同时，颗粒污泥具有出色的沉降性能，泥水分离效果好，能减少污泥流失，并大大降低系统对二沉池的要求。基于上述好氧颗粒污泥的诸多优势，本实验以前期利用外压力法培养出的成熟好氧颗粒污泥来处理实际化肥工业废水，考察其对高氨氮实际废水的处理效果。5.2接种污泥与废水水质（SeedingSludgeandWastewaterQuality）试验接种污泥为前期利用外压力法在最佳操作参数下（即R8）形成的成熟好氧颗粒污泥，颗粒的平均粒径为1.68mm，MLSS约为6000mg/L，其在处理COD为500mg/L，C:N:P为100:5:1的前期模拟废水时，对COD、NH+4-N及TN的去除率分别为96.4%、99.4%和84.3%左右。试验所用的实际化肥工业废水取自徐州某化肥厂汽提池出水，其中各主要污染物及其浓度见表5-1所示，pH值在9~10左右。为了保证微生物生长所需的碳源和磷源，向实际化肥工业废水中补充添加乙酸钠和磷酸二氢钾，使实际废水中46n5好氧颗粒污泥处理高氨氮化肥工业废水的研究C:N:P的比值保持在100:10:1左右，即COD浓度约为1500mg/L，NH+4-N浓度约为150mg/L，TP浓度约为15mg/L，同时用乙酸钠、氯化铵和磷酸二氢钾配制同比例但COD浓度分别为500mg/L、1000mg/L和1500mg/L的模拟废水，三者均由NaHCO3调节pH在7~8之间。表5-1化肥工业废水主要污染物及其浓度Table5-1Mainpollutantsandconcentrationinthefertilizerindustrialwastewater组成浓度（mg/L）COD490~510NH+4-N145~154TN149~157TP0.02~0.055.3试验方案（ExperimentalScheme）试验所采用的SBR反应器结构和运行参数均与前期相同。由于化肥工业废水与前期的模拟废水成分存在很大差异，增加了污染物负荷，如COD提高了三倍，而氨氮浓度则提高了六倍，高达150mg/L左右，再加上实际化肥工业废水中还含有少量硫化物和氰化物等有毒物质，为了让前期培养的好氧颗粒污泥能适应这种废水水质，试验分两个阶段对颗粒污泥进行驯化：第一个阶段为模拟废水驯化，这个阶段进水依次为COD为500mg/L、1000mg/L和1500mg/L的模拟废水；第二个阶段为实际废水驯化，这个阶段进水采用COD为1500mg/L的模拟废水和实际废水混合组成，通过逐步提高实际废水比例的方式驯化好氧颗粒污泥，具体配入比为：25%、50%、100%。在整个驯化过程中，研究好氧颗粒污泥对污染物去除效果及其物理性质的变化，此外，还通过周期试验研究驯化后好氧颗粒污泥对污染物的具体降解过程以及水中N的形态变化规律。5.4试验结果与讨论（ExperimentalResultsandDiscussion）5.4.1驯化过程中好氧颗粒污泥的污染物去除效果变化试验通过对前期培养成熟的好氧颗粒污泥进行逐步驯化，考察其对实际高氨氮化肥工业废水的处理效果。图5-1为驯化过程中好氧颗粒污泥对污染物的去除情况变化曲线。试验第1~15d为模拟废水驯化阶段，从图中可以看出，第1d出水COD为41mg/L，去除率为91.9%，相比驯化前的COD去除率有一定程度的下降，这是由于模拟废水中C/N比发生了变化，水中氨氮浓度提高了一倍，微生物的活性受到一定影响，但随着微生物逐渐适应废水水质，颗粒污泥对COD的去除率开始上升，虽然期间因进水负荷提高COD去除率有所波动，但很快又47n硕士学位论文得到恢复，到第15d对COD的去除率基本稳定在94.6%左右，出水约为79mg/L；以此同时，颗粒污泥对NH+4-N和TN的去除率也受到相应影响，但二者的波动幅度比较大，到第15d对NH+4-N和TN的去除率分别为94.8%和75.2%，出水为7.9mg/L和37.8mg/L。相比驯化前颗粒污泥对模拟废水的处理效果，污染物负荷冲击对NH+4-N和TN的降解性能影响较大，对COD的影响不明显。+进水COD进水NH-N进水TN4+出水COD出水NH-N出水TN4160018016014001401200120100010080025%50%100%模拟废水实际废水实际废水实际废水80N(mg/L)COD(mg/L)6006040040200200001020304050时间(d)+CODNH-NTN41009080(%)70去除率605001020304050时间(d)图5-1驯化过程中对各污染物的去除情况变化Figure5-1Removalchangesofeachpollutantsduringacclimatingprocess第16~45d为实际废水驯化阶段，在实际废水配入比为25%的初期，出水COD升至109mg/L，COD的去除率为92.7%，这是由于实际废水加入，其含有的毒性物质和复杂的组成成分对微生物活性有抑制作用，随后去除率逐步上升，48n5好氧颗粒污泥处理高氨氮化肥工业废水的研究到配入比为50%的第29d达到94.2%。当配入比提高到100%的第31d，因进水中有毒物质浓度迅速增加，对微生物的抑制作用加重，COD的去除率有所下降，经过一定时间的驯化，COD去除率又开始稳步上升，到第41d后基本维持在93.5%左右。在实际废水驯化过程中，颗粒污泥对NH+4-N和TN的去除率总体上随实际废水配入比的提高呈下降趋势，特别是配入比增加至100%时下降幅度比较明显，这不仅有毒性物质浓度增加原因，还有硝化菌反硝化菌本身对环境的敏感性，其耐毒性能要比一般异氧菌要弱，使得实际废水的加入对这两类细菌生物活性的抑制作用要更严重。驯化后期，随着微生物逐渐适应环境，生物活性提高，对NH+4-N和TN的去除率也不断上升，二者最终稳定在89.2%和66.5%左右。总体来看，在整个驯化过程中好氧颗粒污泥对COD去除率的变化幅度不大，基本维持在92%以上，对NH+4-N和TN的去除率呈先减小后增大的变化趋势，最终也获得了较高的的去除效果。试验结果表明，在高氨氮化肥工业废水的冲击下，这种外压力法形成的好氧颗粒污泥表现出了良好的耐毒耐负荷冲击能力，对化肥工业废水的处理效果较好。5.4.2驯化过程中好氧颗粒污泥的物理性质变化在驯化过程中，好氧颗粒污泥随着进水水质的变化其物理性质也发生了变化。表5-2为驯化过程中好氧颗粒污泥物理性质的变化情况。表5-2好氧颗粒污泥物理性质变化Table5-2Physicalpropertieschangesofaerobicgranularsludge时间MLSS平均粒径SVI平均沉速比重含水率强度(d)(mg/L)(mm)(mL/g)(m/h)(g/cm3)(%)(%)160251.6731.258.01.04893.496.23863781.7230.560.41.04593.496.321566901.7629.162.11.04593.595.752167341.7531.361.51.04393.695.252566211.7235.159.41.04293.893.813164601.7037.256.61.04193.993.343766441.7334.659.11.04193.794.254567751.7433.761.71.04393.694.86从表5-2中可以看出，好氧颗粒污泥在1~15d的废水模拟驯化阶段，MLSS、49n硕士学位论文平均粒径和平均沉速从6025mg/L、1.67mm、58.0m/h提高至6690mg/L、1.76mm、62.1m/h，而SVI值、比重和强度有所下降，含水率基本维持不变，这说明好氧颗粒污泥对模拟废水有较好的适应能力，在驯化过程中保持了良好的生物活性、沉降性能以及稳定的颗粒结构。实际废水驯化阶段，在实际废水配入比为25%的16~21d，颗粒污泥的各物理性质变化不明显，说明其对实际废水的加入具有一定的耐受性；在22d~31d，随着实际废水的配入比从25%提高到100%，颗粒污泥的MLSS和平均粒径从6734mg/L、1.75mm下降到了6460mg/L、1.70mm，而SVI值和含水率有所上升，污泥比重、平均沉速和强度下降幅度较小，这说明实际废水配入比的提高对颗粒污泥的活性和结构稳定性造成了不利影响，部分大颗粒破碎，含水率增加，颗粒污泥的生物活性和沉降性能减小。随着在100%实际废水中的继续驯化，颗粒污泥逐渐适应了实际废水，到第45d，MLSS、平均粒径和平均沉速逐渐从6460mg/L、1.70mm、56.6m/h提高到了6875mg/L、1.74mm、61.7m/h，污泥比重和强度也从1.041g/m3、93.34%提高到了1.043g/m3、94.86%，SVI值和含水率则从37.2mL/g、93.9%下降到了33.7mL/g、93.6%。综合对比第1d和第45d好氧颗粒污泥的物理性质可以看出，经过驯化后的颗粒污泥MLSS、平均粒径以及平均沉速都有所提高，而污泥的SVI值、比重、含水率和强度受到了一定的负面影响，但变化不大。王建龙等[26]认为好氧颗粒污泥的SVI值—般低于90mL/g，颗粒沉降速度在25~70m/h之间，粒径分布在0.30~8.00mm之间，比重在1.004~1.065g/cm3之间，强度在85%以上。这说明经过驯化后的好氧颗粒污泥仍比一般好氧颗粒污泥沉降性能和颗粒强度要好，其在处理实际化肥工业废水的过程中能保持良好的稳定性。此外，试验还对驯化后好氧颗粒污泥的粒径分布情况进行了分析，如图5-2。605040(%)30质量分数20100＜0.850.85~1.41.4~1.71.7~2.02.0~2.3＞2.3粒径(mm)图5-2驯化后好氧颗粒污泥的粒径分布Figure5-2Particlesizedistributionofaerobicgranularsludgeafteracclimatingprocess50n5好氧颗粒污泥处理高氨氮化肥工业废水的研究由图5-2可知，好氧颗粒污泥在处理化肥工业废水的驯化过程中，颗粒的粒径分布发生一定变化。与驯化前相比，驯化后粒径在1.7~2.0mm的颗粒污泥减少了8.1%，占比为48.1%，而粒径在1.4~1.7mm和2.0~2.3mm的颗粒污泥则分别提高了4.2%、2.4%，占比为16.2%、17.7%，其他粒径范围变化较小，小于0.85mm、0.85~1.4mm以及大于2.3mm的颗粒污泥分别占4.9%、7.9%和5.2%。这说明高氨氮化肥工业废水的加入对颗粒污泥的粒径分布产生了一定的影响，但总的来说影响不大，颗粒污泥主要集中在1.4~2.3mm，共占82%左右，而其他粒径范围占比很小，这说明好氧颗粒污泥仍维持了很高的颗粒化程度，且粒径分布相对集中。5.4.3好氧颗粒污泥的周期试验为了更清楚的了解系统内好氧颗粒污泥对实际废水中污染物的降解过程以及水中N的形态变化规律，试验研究了驯化后反应器在一个周期内(4h)污染物和DO的变化情况，以及氨氮、亚硝态氮和硝态氮的变化规律。（1）周期内污染物和DO变化规律9001107100800690700COD+805NH-N4600TN70）DO450060mg/L（400503N(mg/L)DO(mg/L)40COD3002302002011001000004080120160200240时间(min)图5-3周期内DO和各污染物浓度的变化Figure5-3ConcentrationchangeofDOandeachpollutantsduringaperiod图5-3为好氧颗粒污泥降解实际废水一个周期内反应器DO和各污染物浓度的变化曲线，从图中可以看出，在周期运行初始阶段，反应器中COD的下降速度很快，40min后，COD由原来的809.1mg/L下降至219.7mg/L，COD已被去除约72.9%左右，这一阶段主要是由于好氧颗粒污泥的物理吸附作用而使COD快速下降。反应器进行运行至第80min，COD下降到了135.8mg/L，这一阶段为COD的快速生物降解期，系统内的异氧微生物的代谢活动非常旺盛。此后，COD的降解趋于平缓，颗粒污泥进入好氧饥饿期，到周期结束时COD的浓度下51n硕士学位论文降至98.1mg/L左右。从图中NH+4-N的变化曲线可以看出，系统在降解COD的同时也在降解NH++4-N，且在运行初始阶段的降解速度很快，到第140min，NH4-N的浓度从82.7mg/L下降至20.09mg/L，这可能是由于颗粒污泥特殊的结构促进了NH+4-N的快速降解。140min之后，NH+4-N浓度下降缓慢，最终稳定在16.3mg/L左右。相比COD，NH++4-N的降解时间相对较长，这可能是由于NH4-N负荷高以及各不同种类微生物基质竞争的结果。在COD和NH+4-N的降解过程中，水中的DO也发生了很大变化。运行前60min，在好氧微生物的代谢作用下，系统内DO下降至2.3mg/L，随着COD和氨氮的逐步降解，DO又开始迅速回升，180min之后基本维持在6mg/L以上。从TN的变化曲线可知，系统前40min对TN的降解速度最快，随着运行时间延长，TN的降解速度减慢，到160min，TN的浓度从101.8mg/L下降至54.15mg/L左右，在这一过程颗粒污泥内的反硝化菌利用颗粒所吸附的大量碳源和硝化产物（亚硝酸盐和硝酸盐）进行反硝化脱氮，因而水中大部分TN得以去除。之后对TN的降解速度缓慢，到周期结束TN的浓度也只下降至51.6mg/L，降低幅度很小，这是由于在这个阶段系统进入了好氧饥饿期，可利用的碳源很少，且DO浓度大幅度增加，颗粒内部缺氧区范围缩小，抑制了反硝化菌的活动，使反硝化速率降低。（2）周期内氨氮、亚硝态氮和硝态氮的变化规律水中氨氮的降解主要是由硝化反应来完成的，它分为两个阶段：第一阶段是亚硝酸盐菌将氨氮转化为亚硝态氮，第二阶段硝酸盐菌将亚硝态氮进一步氧化为硝态氮。其中亚硝酸盐菌与硝酸盐菌统称为硝化菌，它们都是化能自养菌，硝化产物为亚硝态氮和硝态氮，它们都可以被反硝化菌利用进行反硝化。以往研究表明[110]，好氧颗粒污泥的特殊结构可以直接利用亚硝态氮进行反硝化，减小硝态氮积累对硝化反应的抑制，从而加快了硝化反应的速度。图5-4为好氧颗粒污泥降解实际废水一个周期内反应器中N形态及其浓度的变化曲线。从图5-4中可以看出，随着水中NH+-4-N的快速降解，NO2-N浓度迅速上升，在第60min，NO--2-N浓度从12.47mg/L提高到了最大值33.41mg/L，而NO3-N浓度则从4.95mg/L缓慢上升至6.13mg/L，可知水中NH+4-N大部分转化为了NO-+-2-N；此后随着NH4-N降解速度逐渐减慢，在反硝化的作用下，水中NO2-N浓度开始下降，NO--3-N则仍保持逐步增长趋势，且到了140min后，NO2-N浓度下降速度加快，NO-+3-N则加速增长，这是由于在这个阶段NH4-N的降解以及系统反硝化作用都几乎停止，NO---2-N主要转化为NO3-N所致。到周期末，NO2-N浓度降至25.58mg/L，而NO-3-N则上升至10.24mg/L。但是从总体来看，系统52n5好氧颗粒污泥处理高氨氮化肥工业废水的研究对亚硝态氮的积累率始终维持在71%~84%之间，硝态氮的积累率控制在29%~16%之间，以上试验结果表明，这种好氧颗粒污泥能维持较高的亚硝态氮积累率，有利于系统快速降解水中的氨氮，并具有一定短程硝化反硝化特点。90+80NH-N4_NO-N702_NO-N360）50mg/L（40-N+4NH302010004080120160200240时间（min）图5-4周期内NH+--4-N、NO2-N和NO3-N浓度的变化情况Figure5-3ConcentrationchangeofNH+--4-N、NO2-NandNO3-Nduringaperiod5.5本章小结(ChapterConclusions)本章试验研究了外力法形成的好氧颗粒污泥对实际高氨氮化肥工业废水的处理效果，主要内容包括驯化过程中好氧颗粒污泥对污染物的去除效果和物理性质变化，以及驯化完成后的一系列周期试验等，得出以下主要结论：（1）试验通过逐步提高模拟废水中污染物负荷和实际废水比例的方法来驯化好氧颗粒污泥，驯化结果表明，模拟废水中污染物负荷的增加以及实际废水比例的提高对好氧颗粒污泥降解氨氮和TN的性能造成了一定冲击，去除率有所降低，但对COD的降解效果影响比较小。经过45d的驯化培养，好氧颗粒污泥逐渐适应实际化肥工业废水，除污性能也逐步提高，最终对COD和氨氮的去除率分别达到93.5%和89.2%左右，对TN的去除率也达到了66.5%，系统保持了较高的COD、氨氮和TN去除率，说明好氧颗粒污泥具有良好的耐毒抗负荷冲击性能，对化肥工业废水的处理效果较好。（2）试验研究驯化过程中好氧颗粒污泥物理性质的变化，结果发现好氧颗粒污泥在驯化过程中并没有明显受到实际化肥工业废水的抑制，其MLSS和平均粒径在驯化过程中都始终维持在6000mg/L和1.67mm以上，并在驯化后期呈现不断增长的趋势，并最终稳定在6770mg/L、1.74mm左右，同时还保持了良好的沉降性能，平均沉速一直保持在58.0m/h以上，SVI值在34mL/g以下，污泥比重和含水率变化不大，颗粒的强度驯化过程中虽受到了一定影响，但仍保53n硕士学位论文持在93%以上，总的来说，好氧颗粒污泥维持了良好的稳定性。（3）通过研究驯化后好氧颗粒污泥的粒径分布情况，发现经过实际化肥工业废水的驯化，大部分在1.4~2.3mm，占了82%左右，其中1.7~2.0mm颗粒占总体的48.1%，说明好氧颗粒污泥仍维持了较高的颗粒化程度，且粒径分布相对集中。（4）通过对驯化后好氧颗粒污泥进行周期试验可以发现，好氧颗粒污泥对COD和氨氮的降解以及亚硝态氮的积累都非常迅速，在160min之内就能达到较高的COD、氨氮去除率和亚硝态氮积累率。好氧颗粒污泥对亚硝态氮的积累率始终维持在71%~84%之间，硝态氮的积累率控制在29%~16%之间，能有效减小硝态氮积累对硝化反应的抑制，从而加快了硝化反应的速度。54n6结论与建议6结论与建议6ConclusionsandSuggestions6.1主要结论(MainConclusions)本论文为了寻找简单快速培养好氧颗粒污泥的方法，在不添加其他辅助物质的条件下，对活性污泥施加外压力方法促进好氧颗粒污泥形成的可行性进行了试验研究。通过对不同操作参数下好氧颗粒污泥的形成过程及性能变化、污泥颗粒化机理分析及其对实际高氨氮化肥工业废水的处理研究，得出以下主要结论：（1）对比不同操作参数下人造颗粒污泥的颗粒化过程及性能变化试验结果表明：当人造颗粒污泥的含水率在69.6%~86.4%，粒径在0.5mm~2mm时，适当降低颗粒含水率和提高颗粒粒径不仅可以加强颗粒污泥抗水力剪切的强度，提高颗粒结构的稳定性，使颗粒保持较大的粒径和良好的沉降性能，同时还能维持微生物较高的生物活性，从而加速好氧颗粒污泥的形成。但当人造颗粒污泥含水率太低（<66.1%）、粒径太大（>2.8mm）时，都会造成颗粒内外传质受阻，无法为内部微生物提供充足的营养，使得好氧颗粒污泥的生物活性受到抑制，难以获得较高的污泥浓度和除污性能。试验得出抽滤造粒的最佳操作参数为：抽滤时间约为40min，使污泥含水率控制在69.6%左右，造粒粒径为2mm左右。（2）与接种普通活性污泥相比，接种最佳操作参数下的人造颗粒污泥，其完成颗粒化的时间仅为20d，而活性污泥需要45d，大大缩短了颗粒的启动时间；二者所形成好氧颗粒污泥的平均粒径分别为1.68mm和0.46mm，含水率为93.4%和95.5%，比重为1.048g/cm3和1.024g/cm3，平均沉速分别为58.5m/h和41.3m/h，SVI值分别为29.5mL/g和54.3mL/g，说明前者形成的颗粒污泥粒径更大、结构更密实、沉降性能更好，此外，试验还发现，前者的生物活性和颗粒强度更高，颗粒粒径分布集中；与此同时，前者对COD、氨氮和TN去除率分别约为96.4%、99.4%和84.3%，而后者分别为93%、99.3%和65.1%左右，说明前者在脱氮方面具有更大的优势。（3）最佳操作参数下形成的好氧颗粒污泥呈橙黄色，外观规则，结构致密，通过扫描电子观察发现颗粒的椭球形表面凹凸不平，比表面积较大，颗粒表面和内部都存在许多空隙，这便于向颗粒内部微生物提供营养物质和氧气；同时还可以看出颗粒表面主要由球菌和杆菌等微生物种类组成，颗粒内部微生物主要以球菌为主。（4）对外压力法促进好氧颗粒污泥形成的机理进行分析，指出其能快速启动好氧颗粒污泥系统的关键机理为：活性污泥在外压力的作用下快速脱水，减小55n硕士学位论文了细菌表面水化膜，使细菌与细菌在短时间内相互聚集，发生EPS的吸附桥联紧密团聚，从而大大缩短了污泥疏水、自凝聚和长大的时间。同时用物理模型形象的描述这种外压力法好氧颗粒污泥的形成过程。（5）利用最佳操作参数下形成的好氧颗粒污泥处理对高氨氮化肥工业废水的试验结果表明，经过45d的驯化，颗粒污泥始终保持了较好的COD、氨氮去除能力和反硝化脱氮能力，对COD、氨氮及TN的去除率分别达到93.5%、89.2%和66.5%，这体现了好氧颗粒污泥较高的耐毒抗冲击负荷的能力；同时在驯化过程中颗粒污泥的MLSS始终维持在6000mg/L以上，SVI值在34mL/g以下，平均粒径在1.67mm以上，且最终粒径大部分集中在1.4~2.3mm，占了82%左右，分布相对集中，这说明好氧颗粒污泥在驯化过程中并未受明显影响，保持了较高的稳定性。此外，通过对驯化后好氧颗粒污泥进行周期试验发现，好氧颗粒污泥对COD和氨氮的降解以及亚硝态氮的积累都非常迅速，好氧颗粒污泥对亚硝态氮的积累率始终维持在71%~84%之间，具有较高的亚硝态积累能力。6.2建议(Suggestions)本论文在探索快速培养好氧颗粒污泥的方法中主要研究了强化外压力法对好氧颗粒污泥形成的影响、颗粒化机理及对高氨氮化肥工业废水的处理效果。由于时间限制，没有对这种颗粒污泥的EPS成分、细菌种类及分布进行鉴定分析，且只单独考虑了外压力因素，并没有联合其他可能有利于加速好氧颗粒污泥形成的方法，因此，在本研究课题的基础上，还可以从以下两个方面进行进一步研究：（1）对外压力法所形成好氧颗粒污泥中EPS成分、细菌种类与分布进行鉴定，分析各菌种在降解NH+4-N中的作用与关系。（2）在对活性污泥施加适当外压力的同时可以联合投加诸如外加阳离子、疏水性或黏性化学剂等可能促进好氧颗粒污泥形成的因素，这或许能进一步缩短好氧颗粒污泥的形成。56n硕士学位论文参考文献[1]SunilSA,LeeDJ,ShowKY.Aerobicgranularsludge:Recentadvances[J].BiotechnologyAdvances,2008,26(3):411-423.[2]王建龙.生物固定化技术与水污染控制[M].北京:科学出版社,2002,130-135.[3]Lettinga.G,HulshoffPolL.W.UASB-processdesignforvarioustypesofwastewaters[J].WaterScienceandTechnology,1991,24(8):87-107.[4]MishimaK,NakamuraK.Self-immobilizationofaerobicactivatedsludge:Apilotstudyoftheaerobicupflowsludgeblanketprocessinmunicipalsewage-treatment[J].WaterScienceandTechnology,1991,23(4-6):981-990.[5]BaoRL,YuaSL,ShiWX,etal.Aerobicgranulesformationandnutrientsremovalcharacteristicsinsequencingbatchairliftreactor(SBAR)atlowtemperature[J].JournalofHazardousMaterials,2009,168(2-3):1334-1340.[6]LiuY,TayJH.Stateoftheartofbiogranulationtechnologyforwastewatertreatment[J].BiotechnologyAdvances,2004,22(7):533-563.[7]彭永臻,吴蕾,马勇,等.好氧颗粒污泥的形成机制、特性及应用研究进展[J].环境科学,2010,31(2):273-281.[8]TayJH,LiuQS,LiuY.Microscopicobservationofaerobicgranulationinsequentialaerobicsludgeblanketreactor[J].JournalofAppliedMicrobiology,2001,91(1):168-175.[9]LeeDJ,ChenYY,ShowKY,etal.Advancesinaerobicgranuleformationandgranulestabilityinthecourseofstorageandreactoroperation[J].BiotechnologyAdvances,2010,28(6):9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