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針對(duì)現(xiàn)有微氧反應(yīng)器存在回流能耗高、工程放大困難等問(wèn)題，設(shè)計(jì)了2類(lèi)新型曝氣沉淀一體化微氧反應(yīng)器。根據(jù)污泥滯留能力、污染物去除性能初步測(cè)試，優(yōu)選出升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器作為沼液處理實(shí)驗(yàn)的微氧反應(yīng)器。結(jié)果表明：2個(gè)反應(yīng)器的平均NH4+-N去除負(fù)荷為0.410kg·(m3·d)?1，平均TIN去除負(fù)荷為0.105kg·(m3·d)?1，出水SS均小于0.10g·L?1，都擁有優(yōu)良的滯泥能力和污染物去除能力，無(wú)顯著性差異(P>0.05)。在污泥濃度相近的情況下，升流式矩形反應(yīng)器中污泥的VSS/SS由64.4%增至78.0%，這說(shuō)明生物量明顯增加，而改進(jìn)型圓形反應(yīng)器中污泥的VSS/SS降至62.1%；污泥指數(shù)顯示升流式矩形反應(yīng)器的污泥沉降性能更好。從污泥性狀和工程放大可能性考慮，升流式矩形反應(yīng)器更適合在工程上應(yīng)用。

我國(guó)是生豬生產(chǎn)和豬肉消費(fèi)大國(guó)，生豬養(yǎng)殖業(yè)在國(guó)計(jì)民生中具有重要地位。隨著生豬養(yǎng)殖規(guī)?；l(fā)展，在一些地區(qū)產(chǎn)生了大量含高濃度有機(jī)物和氮、磷等物質(zhì)的豬場(chǎng)廢水，對(duì)周邊環(huán)境產(chǎn)生污染。豬場(chǎng)廢水處理模式大致有2種：還田利用和達(dá)標(biāo)處理。廢水經(jīng)過(guò)無(wú)害化處理后用作肥料還田(還田利用)是最理想的處理利用方式，但需要大量供還田的土地，對(duì)于周邊土地有限的大型和特大型豬場(chǎng)，達(dá)標(biāo)處理仍然是一種現(xiàn)實(shí)選擇。

豬場(chǎng)廢水達(dá)標(biāo)處理通常采用厭氧-好氧組合工藝。在組合工藝中，厭氧段主要去除高濃度有機(jī)物并回收可再生能源—沼氣，未被去除的氮素會(huì)導(dǎo)致厭氧消化液(沼液)呈現(xiàn)低碳氮比(C/N)廢水的特征。厭氧出水的生化后處理單元主要采用傳統(tǒng)序批式活性污泥法(SBR)和缺氧/好氧活性污泥法(A/O)，但這些工藝處理沼液的脫氮效果均比較差，主要是因?yàn)檎右喝狈σ捉到庥袡C(jī)物，不能滿(mǎn)足傳統(tǒng)反硝化脫氮的需求。

近年來(lái)，一些研究者采用微好氧脫氮技術(shù)處理沼液，取得了較好的脫氮效果。微氧脫氮技術(shù)是將反應(yīng)體系的溶解氧質(zhì)量濃度(DO)控制在0.3~1.0mg·L?1，在同一反應(yīng)器中同時(shí)實(shí)現(xiàn)有機(jī)物降解和氨氮、總氮的去除。已有研究表明，在低溶解氧條件下處理沼液，處理系統(tǒng)中能建立短程硝化-厭氧氨氧化-反硝化(SNAD)混合脫氮體系，存在短程硝化-厭氧氨氧化和短程硝化-反硝化2種脫氮過(guò)程，可以使自養(yǎng)菌、異養(yǎng)菌在微氧環(huán)境中共存。與傳統(tǒng)脫氮工藝相比，微氧脫氮技術(shù)具有較好脫氮效果，并且可長(zhǎng)期在低溶解氧狀態(tài)下運(yùn)行，N2O的排放量能減少54%。

目前，微氧脫氮技術(shù)主要采用升流式微氧活性污泥反應(yīng)器(UMSR)和內(nèi)曝氣升流式反應(yīng)器(IAUR)進(jìn)行處理。UMSR采用在出水池中曝氣和部分回流的方式來(lái)控制反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度，導(dǎo)致其混合液回流比高，能耗大；IAUR設(shè)計(jì)結(jié)構(gòu)復(fù)雜，工程上難以大規(guī)模應(yīng)用。本研究基于IAUR反應(yīng)器和升流式厭氧污泥床(UASB)的原理設(shè)計(jì)了曝氣沉淀一體化微氧反應(yīng)器(ASIMR)，以污泥滯留能力和污染物去除性能為指標(biāo)初步優(yōu)選出2種反應(yīng)器后，進(jìn)行沼液處理實(shí)驗(yàn)，通過(guò)污染物去除性能、污泥滯留能力和活性污泥性狀等指標(biāo)來(lái)優(yōu)選出更適合工程應(yīng)用的微氧反應(yīng)器。

1、材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)進(jìn)水(沼液)取自四川省成都市雙流區(qū)某規(guī)?；i場(chǎng)?；钚晕勰嗳∽运拇ê?jiǎn)陽(yáng)某規(guī)模豬場(chǎng)廢水處理工程好氧脫水污泥。

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

參考IAUR反應(yīng)器設(shè)計(jì)了圓形曝氣沉淀一體化反應(yīng)器(圓形反應(yīng)器，簡(jiǎn)稱(chēng)ASIMRC)，參考平流式沉淀池設(shè)計(jì)了矩形平流式曝氣沉淀一體化反應(yīng)器(平流式矩形反應(yīng)器，簡(jiǎn)稱(chēng)ASIMRFR)。為了提高反應(yīng)器滯留污泥的能力，又在圓形反應(yīng)器的基礎(chǔ)上做了改進(jìn)，設(shè)計(jì)了改進(jìn)型圓形曝氣沉淀一體化反應(yīng)器(改進(jìn)型圓形反應(yīng)器，簡(jiǎn)稱(chēng)ASIMRIC)。參考UASB三相分離器的設(shè)計(jì)原理，改進(jìn)了平流式矩形反應(yīng)器的沉淀區(qū)，設(shè)計(jì)了升流式矩形曝氣沉淀一體化反應(yīng)器(升流式矩形反應(yīng)器，簡(jiǎn)稱(chēng)ASIMRUR)。

反應(yīng)器水力停留時(shí)間(hydraulicretentiontime，HRT)設(shè)計(jì)為24h，此時(shí)，沉淀區(qū)表面負(fù)荷<4.5m3·(m2·h)?1、溢流堰水力負(fù)荷<1.7L·(m·s)?1、沉淀區(qū)HRT為1.5~2h。

1)圓形反應(yīng)器設(shè)計(jì)。圓形反應(yīng)器直徑200mm，高262mm，有效水深172mm，有效容積5.4L；改進(jìn)型圓形反應(yīng)器在圓形反應(yīng)器的基礎(chǔ)上增加高徑比，由圓形反應(yīng)器的0.86增至改進(jìn)型的6.10；優(yōu)化了擋板的結(jié)構(gòu)，在曝氣區(qū)與沉淀區(qū)交界處增長(zhǎng)10mm的擋板，使在不影響污泥回流到反應(yīng)器的情況下減弱氣流對(duì)沉淀區(qū)的影響。改進(jìn)型圓形反應(yīng)器直徑100mm，高728mm，有效水深688mm，有效容積5.4L。2種圓形反應(yīng)器的示意圖見(jiàn)圖1。

圖1圓形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器示意圖

2)矩形反應(yīng)器設(shè)計(jì)。平流式矩形反應(yīng)器長(zhǎng)×寬×高為275mm×80mm×280mm，有效水深210mm，有效容積5.4L；升流式矩形反應(yīng)器長(zhǎng)×寬×高為275mm×80mm×335mm，有效水深250mm，有效容積5.4L。二者的區(qū)別在于沉淀區(qū)，平流式矩形反應(yīng)器的沉淀區(qū)參照平流式沉淀池設(shè)計(jì)，同向雙層擋板，二次擋泥；升流式矩形反應(yīng)器的沉淀參照UASB三相分離器設(shè)計(jì)，相向雙層擋板，二次擋泥。2種矩形反應(yīng)器的示意圖如圖2所示。

圖2平流式矩形反應(yīng)器和升流式矩形反應(yīng)器示意圖

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1)反應(yīng)器優(yōu)選。4個(gè)反應(yīng)器有效容積同為5.4L，裝入相同的活性污泥，反應(yīng)器內(nèi)混合液懸浮固體質(zhì)量濃度(mixedliquorsuspendedsolids，MLSS)為(8.24±0.15)g·L?1，混合液揮發(fā)性懸浮固體質(zhì)量濃度(mixedliquorvolatilesuspendedsolids，MLVSS)為(5.17±0.08)g·L?1。利用蠕動(dòng)泵(LongerPumpDG15)連續(xù)進(jìn)料，采用重力流出料。采用電磁式空氣泵(ACO-002)曝氣，用玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)(雙環(huán))控制曝氣量以維持反應(yīng)器處于微氧(DO為0.3~1.0mg·L?1)狀態(tài)。實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，保持進(jìn)水水質(zhì)、HRT、DO范圍一致。

為了分別比較改進(jìn)型圓形反應(yīng)器相對(duì)于圓形反應(yīng)器、升流式矩形反應(yīng)器相對(duì)于平流式矩形反應(yīng)器的性能，將2個(gè)圓形反應(yīng)器設(shè)為1組、2個(gè)矩形反應(yīng)器1組分別進(jìn)行對(duì)比實(shí)驗(yàn)，通過(guò)對(duì)污泥滯留效果、污染物(COD、NH4+-N)的去除效率等指標(biāo)進(jìn)行比較，優(yōu)選出效果較好的反應(yīng)器再進(jìn)行后續(xù)沼液處理實(shí)驗(yàn)。圓形反應(yīng)器進(jìn)水COD、NH4+-N濃度、COD/TIN分別為(507±13.4)mg·L?1、(546±32.0)mg·L?1、(0.93±0.07)；矩形反應(yīng)器進(jìn)水COD值、NH4+-N濃度、COD/TIN分別為(632±13.7)mg·L?1、(583±13.7)mg·L?1、1.09±0.04。

2)微氧反應(yīng)器處理沼液實(shí)驗(yàn)。第1階段(1~15d)直接處理沼液；為了富集厭氧氨氧化菌，提升進(jìn)水NO2?-N濃度，第2階段(16~57d)采用回流出水的方式調(diào)節(jié)進(jìn)水水質(zhì)。接種污泥的MLSS為(7.70±0.06)g·L?1，MLVSS為(4.96±0.02)g·L?1。

實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，DO控制在0.3~1.0mg·L?1，外加保溫層維持體系溫度為30℃，同時(shí)保溫層具有遮光效果。利用蠕動(dòng)泵(LongerPumpDG15)連續(xù)進(jìn)料，重力流出料，采用電磁式空氣泵(ACO-002)進(jìn)行曝氣，用玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)(雙環(huán))控制曝氣量。二者進(jìn)水水質(zhì)如表1所示。

3)污泥活性實(shí)驗(yàn)。微氧反應(yīng)器處理沼液實(shí)驗(yàn)中，每隔14d，分別取出適量污泥測(cè)定氨氧化菌(ammoniaoxidizingbacteria，AOB)活性、亞硝酸鹽氧化菌(nitriteoxidizingbacteria，NOB)活性、反硝化菌(denitrifyingbacteria，DB)活性和厭氧氨氧化菌(anaerobicammoniumoxidationbacteria，AnAOB)活性，每組活性實(shí)驗(yàn)做2個(gè)平行。取出的污泥混合液用2g·L?1的KHCO3溶液清洗，清洗至不再檢出NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N。

將清凈的污泥分配至150mL錐形瓶(AOB、NOB)和100mL血清瓶(DB、AnAOB)中，加入100mL培養(yǎng)基溶液(2g·L?1KHCO3和微量元素)。AOB活性和NOB活性實(shí)驗(yàn)在恒溫?fù)u床(30℃)中曝氣穩(wěn)定30min，DB活性和AnAOB活性實(shí)驗(yàn)通15min氮?dú)獬パ迤恐械难鯕夂?，加蓋置于恒溫?fù)u床(30℃)中穩(wěn)定30min。再依次在上述活性實(shí)驗(yàn)瓶中分別加入10000mg·L?1的NH4+-N貯備液1mL、10000mg·L?1的NO2?-N貯備液1mL、10000mg·L?1的NO3?-N貯備液和50000mg·L?1的C6H12O6溶液各1mL、10000mg·L?1的NH4+-N貯備液0.50mL和10000mg·L?1的NO2?-N貯備液0.66mL。加入后立即取樣作為初始值，然后AOB、NOB和DB活性實(shí)驗(yàn)間隔1h取樣1mL，AnAOB活性實(shí)驗(yàn)每隔7d取樣1mL。水樣用0.45μm濾膜過(guò)濾后測(cè)定NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N質(zhì)量濃度。繪制反應(yīng)底物隨時(shí)間變化的線(xiàn)性回歸直線(xiàn)，以確定底物的消耗速率。

4)胞外聚合物(EPS)的提取與測(cè)定。微氧反應(yīng)器處理沼液實(shí)驗(yàn)中，每隔14d，分別取出適量污泥，用PBS緩沖液清洗至上清液無(wú)明顯顏色后，按步驟提取EPS(分為S-EPS、LB-EPS和TB-EPS)。每份污泥樣品取30mL在臺(tái)式冷凍離心機(jī)，在4℃、2000r·min?1條件下離心15min，收集上清液過(guò)0.45μm濾膜即為S-EPS；剩余污泥用PBS緩沖溶液稀釋重懸至原體積，在4℃、5000r·min?1條件下離心15min，收集上清液過(guò)0.45μm濾膜即為L(zhǎng)B-EPS；剩余污泥繼續(xù)用PBS緩沖溶液稀釋重懸至原體積，80℃水浴30min，待冷卻至室溫后再在4℃、5000r·min?1條件下離心15min，收集上清液過(guò)0.45μm濾膜即為T(mén)B-EPS。提取的樣品放在-20℃冰箱保存，分析前取出，EPS中的蛋白采用福林酚法測(cè)定，多糖采用蒽酮-硫酸法，蛋白、多糖含量之和即為EPS含量(mg·g?1)。

5)不同運(yùn)行條件下出水SS的測(cè)定。先用2g·L?1KHCO3清洗活性污泥，直至其中幾乎不含有機(jī)物、NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N，以避免實(shí)驗(yàn)中反硝化、厭氧氨氧化等生化反應(yīng)對(duì)出水SS的影響。再用控制變量法，在其他條件相同的情況下，分別改變曝氣量(HRT穩(wěn)定在1.75d)、HRT(曝氣量穩(wěn)定在576L·d?1)，用重量法測(cè)定出水SS。

6)分析方法反應(yīng)器優(yōu)選實(shí)驗(yàn)每天測(cè)DO，每天取樣測(cè)定反應(yīng)器進(jìn)出水的COD、NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N、pH，TIN以NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N之和計(jì)。

微氧反應(yīng)器處理沼液實(shí)驗(yàn)每天測(cè)DO，每3d取樣測(cè)定反應(yīng)器進(jìn)出水的COD、NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N、pH，TIN以NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N之和計(jì)。每?jī)芍軠y(cè)污泥含量(污泥沉降比(SV30)、MLSS、MLVSS、污泥容積指數(shù)(SVI))、污泥物理形態(tài)(粒徑分布、體視鏡、電鏡)、污泥活性(AOB活性、NOB活性、DB活性和AnAOB活性)。

COD測(cè)定采用COD快速測(cè)定儀(LH-3C，中國(guó)連華科技有限公司)，測(cè)定結(jié)果采用減去1.14倍NO2?-N的方式進(jìn)行校正；NH4+-N測(cè)定采用《水質(zhì)氨氮的測(cè)定納氏試劑分光光度法(HJ535-2009)》；NO2?-N測(cè)定采用《水質(zhì)亞硝酸鹽氮的測(cè)定分光光度法(GB7493-87)》；NO3?-N測(cè)定采用《水質(zhì)硝酸鹽氮的測(cè)定紫外分光光度法(試行)(HJ·T346─2007)》；pH采用玻璃電極法(雷磁，上海)測(cè)定；出水SS采用重量法；DO采用便攜式溶解氧分析儀(哈西，美國(guó))測(cè)定；離心機(jī)采用臺(tái)式高速大容量冷凍離心機(jī)(H2100R，中國(guó)湘儀離心機(jī)儀器有限公司)，粒徑測(cè)定采用QICIP動(dòng)態(tài)顆粒圖像分析儀(SYMPATEC，德國(guó))；體視鏡采用徠卡顯微系統(tǒng)(Leica-M125，德國(guó))，SVI為SV30和MLSS的比值，單位為L(zhǎng)·g?1，其中SV30為活性污泥混合液在量筒靜止，沉降30min后污泥所占的體積百分比。

2、結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器優(yōu)選

1)圓形反應(yīng)器優(yōu)選。污泥滯留能力用出水SS表征，出水SS值越小，則污泥滯留能力越好。2個(gè)反應(yīng)器在HRT為24、12、6h的條件下分別運(yùn)行3d，肉眼可見(jiàn)改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的出水澄清，無(wú)明顯浮泥，而圓形反應(yīng)器的出水帶泥。如圖3(a)所示，改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的平均出水SS為(0.26±0.17)g·L?1，圓形反應(yīng)器出水SS一直顯著高于改進(jìn)型圓形反應(yīng)器，在HRT=6h時(shí)，由于進(jìn)水氮負(fù)荷的增加，為維持溶解氧質(zhì)量濃度在0.3~1.0mg·L?1增大了曝氣量，攪拌效果加強(qiáng)，對(duì)污泥的抬升作用更加強(qiáng)烈，圓形反應(yīng)器出水SS高達(dá)(4.76±0.03)g·L?1，后期出水SS不高是因?yàn)榉磻?yīng)器污泥已經(jīng)所剩不多。由于活性污泥沉降性能在短期內(nèi)變化不大，影響反應(yīng)器SV30的主要因素是反應(yīng)器內(nèi)污泥質(zhì)量。2個(gè)反應(yīng)器接種污泥后的SV30為92%，連續(xù)運(yùn)行9d后，改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的SV30降到75%，圓形反應(yīng)器的SV30則降為43%。綜上，改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的污泥滯留能力比圓形反應(yīng)器強(qiáng)。

圖3微氧反應(yīng)器的性能對(duì)比

圓形反應(yīng)器在HRT為24、12、6h下分別運(yùn)行3d，出水水質(zhì)如圖3(c、e)所示。在HRT為24、12、6h3個(gè)運(yùn)行工況下，改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的平均COD去除率分別比圓形反應(yīng)器高3.83%、3.38%、17.7%，其N(xiāo)H4+-N平均去除率分別比圓形反應(yīng)器高1.31%、2.44%、16.5%。前2個(gè)運(yùn)行工況下2個(gè)反應(yīng)器的污染物去除效果差別不大，這是因?yàn)?個(gè)反應(yīng)器內(nèi)污泥滯留量差距不明顯；在HRT為6h時(shí)圓形反應(yīng)器內(nèi)的活性污泥含量急劇下降，從而導(dǎo)致改進(jìn)型圓形反應(yīng)器污染物去除性能顯著優(yōu)于圓形反應(yīng)器(P<0.05)。

2)矩形反應(yīng)器優(yōu)選。2個(gè)反應(yīng)器在HRT為24、12、6的條件下分別運(yùn)行3d，出水SS和SV30變化如圖3(b)所示。升流式矩形反應(yīng)器平均出水SS為(0.25±0.17)g·L?1。平流式矩形反應(yīng)器的出水SS一直高于升流式矩形反應(yīng)器，在HRT=12h時(shí)出水SS高達(dá)(0.99±0.36)g·L?1，后期出水SS少，是因?yàn)樵贖RT=12h時(shí)大部分污泥已隨出水流出，反應(yīng)器內(nèi)污泥含量很低。在接種污泥后SV30都為90%的情況下連續(xù)運(yùn)行9d，升流式矩形反應(yīng)器的SV30為80%，而平流式反應(yīng)器SV30低于1%，上述結(jié)果說(shuō)明，升流式矩形反應(yīng)器的污泥滯留能力比平流式矩形反應(yīng)器強(qiáng)。

在HRT為24、12、6h3種運(yùn)行工況下，升流式矩形反應(yīng)器的平均COD去除率分別比平流式矩形反應(yīng)器高20.2%、21.3%、18.1%，其N(xiāo)H4+-N平均去除率分別比平流式矩形反應(yīng)器高2.43%、16.30%、16.91%。由于平流式矩形反應(yīng)器從HRT為24h時(shí)就開(kāi)始大量流失活性污泥，其體系內(nèi)污泥含量一直低于升流式矩形反應(yīng)器，從而導(dǎo)致升流式矩形反應(yīng)器的污染物去除效果顯著優(yōu)于平流式矩形反應(yīng)器(P<0.05)。

從污泥滯留能力和污染物去除能力2個(gè)方面比較，4個(gè)反應(yīng)器中升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器對(duì)污泥滯留和污染物的去除能力較好。這2個(gè)反應(yīng)器均能連續(xù)進(jìn)出水并在內(nèi)置沉淀區(qū)進(jìn)行泥水分離，在保證處理效果的前提下還具有滯留污泥能力強(qiáng)、節(jié)省基建等優(yōu)點(diǎn)。因此，選擇升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器作為后續(xù)沼液處理的微氧反應(yīng)器。

2.2 微氧反應(yīng)器處理沼液

整個(gè)實(shí)驗(yàn)進(jìn)程中升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器DO分別為(0.68±0.31)mg·L?1和(0.73±0.43)mg·L?1，溫度控制在30℃左右。

1)進(jìn)出水pH變化與污染物去除性能。第1階段，進(jìn)水平均pH為8.00±0.12，升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的出水平均pH分別為8.09±0.34和7.71±0.64；第2階段，進(jìn)水平均pH為8.23±0.14，出水平均pH分別為7.01±0.42、7.25±0.50。第2階段整體pH下降幅度比第1階段大，特別是升流式矩形反應(yīng)器，平均pH下降了1.0左右。2個(gè)階段都沒(méi)有發(fā)生沼液好氧處理過(guò)程中常見(jiàn)的酸化現(xiàn)象?；旌弦簆H由進(jìn)水堿度、硝化消耗的堿度和反硝化產(chǎn)生的堿度所決定，結(jié)合脫氮效果可知，因?yàn)槠貧饬枯^小，NH4+-N去除率較低，硝化程度有所減弱，消耗的堿度較少，所以導(dǎo)致出水酸化現(xiàn)象不如其他研究明顯。

如圖4(a)所示，第1階段升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的COD去除率分別為(43.4±9.67)%和(40.6±15.0)%(P>0.05)；第2階段COD去除率分別為(29.6±5.74)%和(28.9±5.84)%(P>0.05)。第1階段COD去除率遠(yuǎn)高于添加出水的第2階段，這可能是由于pH下降導(dǎo)致異養(yǎng)微生物活性降低以及污泥沉降性能變差。如圖4(b)所示，第1階段升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的NH4+-N去除率分別為(50.2±7.76)%和(57.3±5.72)%；第2階段NH4+-N去除率分別為(56.3±2.85)%和(54.6±4.58)%。2反應(yīng)器NH4+-N去除性能無(wú)顯著差異(P>0.05)。這個(gè)結(jié)果與使用SBR、A/O工藝處理沼液的氨氮去除效果接近。對(duì)比2個(gè)階段，升流式矩形反應(yīng)器NH4+-N去除效果略高。有研究表明，當(dāng)體系內(nèi)NO2?-N質(zhì)量濃度達(dá)25mg·L?1時(shí)，會(huì)抑制硝化細(xì)菌，從而使其活性速率降低至原活性速率的1/3，進(jìn)而導(dǎo)致NH4+-N去除率降低；氨氧化細(xì)菌活性受pH影響較大，其最適pH為7.0~8.5，當(dāng)出水pH降到7以下時(shí)，也會(huì)抑制其活性，同時(shí)微氧條件限制了DO，故NH4+-N去除率不高。

圖4升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器處理沼液過(guò)程的污染物去除情況

如圖4(c)所示，第1階段，升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的NO2?-N積累率分別為(75.6±6.68)%和(75.2±4.77)%，出水NO2?-N質(zhì)量濃度分別為(185±71.2)mg·L?1和(262±58.3)mg·L?1；第2階段NO2?-N積累率分別為(71.4±20.1)%和(71.6±20.2)%。2個(gè)反應(yīng)器NO2?-N積累率無(wú)顯著性差異(P>0.05)，出水NO2?-N質(zhì)量濃度分別高達(dá)(336±84.5)mg·L?1和(319±84.6)mg·L?1，2個(gè)階段NO2?-N積累率均有所下降。

如圖4(d)所示，第1階段，升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的TIN去除率分別為(19.5±7.01)%和(15.0±4.73)%；第2階段TIN去除率分別為(10.2±9.69)%和(11.3±8.84)%，2反應(yīng)器TIN去除性能無(wú)顯著性差異(P>0.05)。由于未成功建立自養(yǎng)脫氮體系，而現(xiàn)存的異養(yǎng)脫氮體系又缺乏可生化有機(jī)碳源，進(jìn)而導(dǎo)致反硝化缺乏底物，大部分NOx?-N未能被還原成N2而去除；反應(yīng)器出水硝態(tài)氮質(zhì)量濃度過(guò)高、pH降低會(huì)抑制反硝化細(xì)菌活性，導(dǎo)致TIN去除率下降。

微氧反應(yīng)器的脫氮效果見(jiàn)表2。對(duì)比其他研究中的微氧反應(yīng)器脫氮效果，本研究因?yàn)檫M(jìn)水NH4+-N和TIN質(zhì)量濃度較高且HRT較短，導(dǎo)致NH4+-N和TIN的去除率較低，但NH4+-N去除負(fù)荷高達(dá)0.479kg·d?1，TIN去除負(fù)荷高達(dá)0.174kg·d?1。與進(jìn)水NH4+-N和TIN濃度相近的其他研究比較，本研究的去除負(fù)荷明顯更高，氨氮去除負(fù)荷是吳杭航的3倍，WANG的6倍；總氮去除負(fù)荷優(yōu)于進(jìn)水C/N>5的研究，是C/N相近的研究的2~3倍。范鑫帝、張布云、王成等研究中的去除負(fù)荷高于本研究，但其進(jìn)水NH4+-N和TIN質(zhì)量濃度僅為本文的31.1%~49.1%。

2)污泥性狀。反應(yīng)器污泥質(zhì)量濃度與沉降性能變化如圖5(a)所示。第56天升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器MLSS質(zhì)量濃度分別為(7.53±0.13)g·L?1和(7.59±0.25)g·L?1，差異不顯著，但與接種污泥((7.70±0.06)g·L?1)相比略有下降，說(shuō)明微氧環(huán)境下活性污泥生長(zhǎng)速度緩慢，產(chǎn)生的污泥小于出水帶走的污泥。

圖5升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器處理沼液過(guò)程的污泥性狀變化

在接種相同污泥的情況下，升流式矩形反應(yīng)器內(nèi)污泥VSS/SS從64.4%增至78.0%，生物量占比提高，改進(jìn)型圓形反應(yīng)器降至62.1%，灰分占比上升，在二者M(jìn)LSS質(zhì)量濃度相近的情況下，升流式矩形反應(yīng)器的生物量高于改進(jìn)型圓形反應(yīng)器。從污泥沉降比來(lái)看，升流式矩形反應(yīng)器內(nèi)污泥SV30由29%增至40%，而改進(jìn)型圓形反應(yīng)器漲至52%。污泥指數(shù)(SVI)是反映污泥沉降性能的重要指標(biāo)。升流式矩形反應(yīng)器內(nèi)污泥SVI由37.7mL·g?1增至53.1mL·g?1，改進(jìn)型圓形反應(yīng)器升至68.5mL·g?1，升流式矩形反應(yīng)器污泥沉降性能優(yōu)于改進(jìn)型圓形反應(yīng)器。二者污泥沉降性能均有所下降。這主要是由于沼液C/N過(guò)低，沼液易降解有機(jī)物不足，不易形成顆粒較大的絮體，下面的污泥粒徑也說(shuō)明了這個(gè)問(wèn)題。

污泥粒徑變化情況如圖5(c)所示。由于粒徑分布呈正態(tài)分布，故采用中值粒徑D50為表征對(duì)污泥粒徑進(jìn)行分析。與接種污泥(D50=216.35μm)相比，升流式矩形反應(yīng)器、改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的D50均減小，最后升流式矩形反應(yīng)器的D50穩(wěn)定在115μm左右，改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的D50穩(wěn)定在125μm左右，2個(gè)反應(yīng)器的污泥粒徑分布差異不大。在初期污泥粒徑減小，一方面是由于曝氣剪切力使物理壓縮的脫水污泥分散，另一方面是由于缺少營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)而導(dǎo)致的污泥解體；后期污泥粒徑緩慢增大但仍小于接種污泥的中值粒徑，是由于活性污泥逐步適應(yīng)了反應(yīng)體系從而緩慢增長(zhǎng)，但受限于營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)增長(zhǎng)有限。

2反應(yīng)器內(nèi)活性污泥EPS變化情況如圖5(b)所示。接種污泥只能檢測(cè)到TB-EPS，實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)在活性污泥中可檢測(cè)到S-EPS、LB-EPS、TB-EPS。其中LB-EPS雖然占比低，但對(duì)污泥的沉降性能和絮凝性能起決定作用，LB-EPS含量越高，形成的小粒徑污泥顆粒則越多，污泥的沉降性能和絮凝性能越差。與接種污泥相比，多糖(PS)和蛋白(PN)含量皆大幅上升，蛋白質(zhì)作用于污泥顆粒的生長(zhǎng)，多糖作用于污泥的穩(wěn)定性，但同時(shí)會(huì)導(dǎo)致固液分離困難。有研究表明，SVI與EPS含量呈顯著正相關(guān)，故體系內(nèi)污泥沉降性能下降。

2個(gè)反應(yīng)器中污泥的功能微生物活性見(jiàn)表3。將第42天的污泥活性速率(r)與接種污泥相比，改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的AOB活性速率快速提升，升流式矩形反應(yīng)器的AOB活性速率逐步提升；前者的NOB、DB活性速率也略有升高，后者則反之，NOB、DB活性速率均有所下降。升流式矩形反應(yīng)器AOB活性與改進(jìn)型圓形反應(yīng)器接近，但其N(xiāo)OB活性一直弱于改進(jìn)型圓形反應(yīng)器，說(shuō)明升流式矩形反應(yīng)器內(nèi)更容易建立短程硝化過(guò)程，2個(gè)反應(yīng)器的DB活性一直相差不大。2個(gè)反應(yīng)器皆未成功富集厭氧氨氧化細(xì)菌，主要是因?yàn)闆](méi)有接種厭氧氨氧化污泥且運(yùn)行時(shí)間不夠長(zhǎng)，如果未接種厭氧氨氧化污泥，要建立短程硝化、厭氧氨氧化體系，一般需要運(yùn)行230d以上；沼液成分復(fù)雜，氨氮和有機(jī)物濃度過(guò)高，厭氧氨氧化菌對(duì)有機(jī)物、高氨氮和其他雜質(zhì)的耐受度低，再加上連續(xù)流進(jìn)水不斷提供的碳源能使反硝化菌在脫氮上占優(yōu)勢(shì)，進(jìn)而搶奪了厭氧氨氧化菌的生存空間。

由上述結(jié)果可知，微氧反應(yīng)器具有NH4+-N、TIN去除負(fù)荷較高、剩余污泥量少、曝氣能耗低等優(yōu)點(diǎn)，推廣應(yīng)用到工程上可實(shí)現(xiàn)節(jié)能減排。相較于SBR法，提高了容積利用率；相較于A/O法無(wú)需外接沉淀池和污泥、混合液回流；相較于以往常用的微氧反應(yīng)器，規(guī)避了UMSR混合液回流比高、能耗大和IAUR設(shè)計(jì)結(jié)構(gòu)復(fù)雜、工程上難以放大應(yīng)用的缺點(diǎn)。

從滯泥效果看，在不同運(yùn)行條件下二者出水SS低于0.10g·L?1(表4和表5)，均具有良好的滯泥效果；從污染物去除性能來(lái)看，升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器的差異不顯著；但從污泥沉降性能、生物量增長(zhǎng)和功能菌活性來(lái)看，升流式矩形反應(yīng)器更容易建立短程硝化過(guò)程，其幾何構(gòu)型更適合放大，對(duì)建設(shè)場(chǎng)地地形適應(yīng)性強(qiáng)，所以升流式矩形反應(yīng)器更適合在工程中的推廣應(yīng)用。

3、結(jié)論

1)升流式矩形反應(yīng)器和改進(jìn)型圓形反應(yīng)器對(duì)沼液中污染物去除性能、污泥滯留能力的差異性不顯著(P>0.05)，升流式矩形反應(yīng)器污泥生物量占比高、沉降性能顯著優(yōu)于改進(jìn)型圓形反應(yīng)器(P<0.05)。

2)2個(gè)反應(yīng)器的平均NH4+-N去除負(fù)荷為0.410kg·(m3·d)?1，平均TIN去除負(fù)荷為0.105kg·(m3·d)?1，出水SS均小于0.10g·L?1，均擁有優(yōu)良的滯泥能力和污染物去除能力。

3)綜合考慮污泥性狀、污染物去除性能以及工程上放大應(yīng)用可能性等因素，優(yōu)選出升流式矩形反應(yīng)器用于工程上應(yīng)用。