針對現(xiàn)有微氧反應(yīng)器存在回流能耗高、工程放大困難等問題，設(shè)計了2類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試，優(yōu)選出升流式矩形反應(yīng)器和改進型圓形反應(yīng)器作為沼液處理實驗的微氧反應(yīng)器。結(jié)果表明：2個反應(yīng)器的平均NH4+-N去除負荷為0.410kg·(m3·d)−1，平均TIN去除負荷為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%，這說明生物量明顯增加，而改進型圓形反應(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。
我國是生豬生產(chǎn)和豬肉消費大國，生豬養(yǎng)殖業(yè)在國計民生中具有重要地位。隨著生豬養(yǎng)殖規(guī)模化發(fā)展，在一些地區(qū)產(chǎn)生了大量含高濃度有機物和氮、磷等物質(zhì)的豬場廢水，對周邊環(huán)境產(chǎn)生污染。豬場廢水處理模式大致有2種：還田利用和達標處理。廢水經(jīng)過無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，對于周邊土地有限的大型和特大型豬場，達標處理仍然是一種現(xiàn)實選擇。
豬場廢水達標處理通常采用厭氧-好氧組合工藝。在組合工藝中，厭氧段主要去除高濃度有機物并回收可再生能源—沼氣，未被去除的氮素會導(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，主要是因為沼液缺乏易降解有機物，不能滿足傳統(tǒng)反硝化脫氮的需求。
近年來，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)器中同時實現(xiàn)有機物降解和氨氮、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，并且可長期在低溶解氧狀態(tài)下運行，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)進行處理。UMSR采用在出水池中曝氣和部分回流的方式來控制反應(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初步優(yōu)選出2種反應(yīng)器后，進行沼液處理實驗，通過污染物去除性能、污泥滯留能力和活性污泥性狀等指標來優(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 實驗材料
實驗進水(沼液)取自四川省成都市雙流區(qū)某規(guī)模化豬場。活性污泥取自四川簡陽某規(guī)模豬場廢水處理工程好氧脫水污泥。
1.2 實驗裝置
參考IAUR反應(yīng)器設(shè)計了圓形曝氣沉淀一體化反應(yīng)器(圓形反應(yīng)器，簡稱ASIMRC)，參考平流式沉淀池設(shè)計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，簡稱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，設(shè)計了改進型圓形曝氣沉淀一體化反應(yīng)器(改進型圓形反應(yīng)器，簡稱ASIMRIC)。參考UASB三相分離器的設(shè)計原理，改進了平流式矩形反應(yīng)器的沉淀區(qū)，設(shè)計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，簡稱ASIMRUR)。
反應(yīng)器水力停留時間(hydraulicretentiontime，HRT)設(shè)計為24h，此時，沉淀區(qū)表面負荷<4.5m3·(m2·h)−1、溢流堰水力負荷<1.7L·(m·s)−1、沉淀區(qū)HRT為1.5~2h。
1)圓形反應(yīng)器設(shè)計。圓形反應(yīng)器直徑200mm，高262mm，有效水深172mm，有效容積5.4L；改進型圓形反應(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沉淀區(qū)的影響。改進型圓形反應(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)器的示意圖見圖1。
圖1圓形反應(yīng)器和改進型圓形反應(yīng)器示意圖
2)矩形反應(yīng)器設(shè)計。平流式矩形反應(yīng)器長×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×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，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，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 實驗方法
1)反應(yīng)器優(yōu)選。4個反應(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。利用蠕動泵(LongerPumpDG15)連續(xù)進料，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(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)。實驗過程中，保持進水水質(zhì)、HRT、DO范圍一致。
為了分別比較改進型圓形反應(yīng)器相對于圓形反應(yīng)器、升流式矩形反應(yīng)器相對于平流式矩形反應(yīng)器的性能，將2個圓形反應(yīng)器設(shè)為1組、2個矩形反應(yīng)器1組分別進行對比實驗，通過對污泥滯留效果、污染物(COD、NH4+-N)的去除效率等指標進行比較，優(yōu)選出效果較好的反應(yīng)器再進行后續(xù)沼液處理實驗。圓形反應(yīng)器進水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)器處理沼液實驗。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。
實驗過程中，DO控制在0.3~1.0mg·L−1，外加保溫層維持體系溫度為30℃，同時保溫層具有遮光效果。利用蠕動泵(LongerPumpDG15)連續(xù)進料，重力流出料，采用電磁式空氣泵(ACO-002)進行曝氣，用玻璃轉(zhuǎn)子流量計(雙環(huán))控制曝氣量。二者進水水質(zhì)如表1所示。
3)污泥活性實驗。微氧反應(yīng)器處理沼液實驗中，每隔14d，分別取出適量污泥測定氨氧化菌(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，每組活性實驗做2個平行。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活性實驗在恒溫搖床(30℃)中曝氣穩(wěn)定30min，DB活性和AnAOB活性實驗通15min氮氣除去血清瓶中的氧氣后，加蓋置于恒溫搖床(30℃)中穩(wěn)定30min。再依次在上述活性實驗瓶中分別加入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活性實驗間隔1h取樣1mL，AnAOB活性實驗每隔7d取樣1mL。水樣用0.45μm濾膜過濾后測定NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N質(zhì)量濃度。繪制反應(yīng)底物隨時間變化的線性回歸直線，以確定底物的消耗速率。
4)胞外聚合物(EPS)的提取與測定。微氧反應(yīng)器處理沼液實驗中，每隔14d，分別取出適量污泥，用PBS緩沖液清洗至上清液無明顯顏色后，按步驟提取EPS(分為S-EPS、LB-EPS和TB-EPS)。每份污泥樣品取30mL在臺式冷凍離心機，在4℃、2000r·min−1條件下離心15min，收集上清液過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0.45µm濾膜即為LB-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0.45µm濾膜即為TB-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)不同運行條件下出水SS的測定。先用2g·L−1KHCO3清洗活性污泥，直至其中幾乎不含有機物、NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N，以避免實驗中反硝化、厭氧氨氧化等生化反應(yīng)對出水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)，用重量法測定出水SS。
6)分析方法反應(yīng)器優(yōu)選實驗每天測DO，每天取樣測定反應(yīng)器進出水的COD、NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N、pH，TIN以NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N之和計。
微氧反應(yīng)器處理沼液實驗每天測DO，每3d取樣測定反應(yīng)器進出水的COD、NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N、pH，TIN以NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N之和計。每兩周測污泥含量(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測定采用COD快速測定儀(LH-3C，中國連華科技有限公司)，測定結(jié)果采用減去1.14倍NO2−-N的方式進行校正；NH4+-N測定采用《水質(zhì)氨氮的測定納氏試劑分光光度法(HJ535-2009)》；NO2−-N測定采用《水質(zhì)亞硝酸鹽氮的測定分光光度法(GB7493-87)》；NO3−-N測定采用《水質(zhì)硝酸鹽氮的測定紫外分光光度法(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)測定；離心機采用臺式高速大容量冷凍離心機(H2100R，中國湘儀離心機儀器有限公司)，粒徑測定采用QICIP動態(tài)顆粒圖像分析儀(SYMPATEC，德國)；體視鏡采用徠卡顯微系統(tǒng)(Leica-M125，德國)，SVI為SV30和MLSS的比值，單位為L·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個反應(yīng)器在HRT為24、12、6h的條件下分別運行3d，肉眼可見改進型圓形反應(yīng)器的出水澄清，無明顯浮泥，而圓形反應(yīng)器的出水帶泥。如圖3(a)所示，改進型圓形反應(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一直顯著高于改進型圓形反應(yīng)器，在HRT=6h時，由于進水氮負荷的增加，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，對污泥的抬升作用更加強烈，圓形反應(yīng)器出水SS高達(4.76±0.03)g·L−1，后期出水SS不高是因為反應(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個反應(yīng)器接種污泥后的SV30為92%，連續(xù)運行9d后，改進型圓形反應(yīng)器的SV30降到75%，圓形反應(yīng)器的SV30則降為43%。綜上，改進型圓形反應(yīng)器的污泥滯留能力比圓形反應(yīng)器強。
圖3微氧反應(yīng)器的性能對比
圓形反應(yīng)器在HRT為24、12、6h下分別運行3d，出水水質(zhì)如圖3(c、e)所示。在HRT為24、12、6h3個運行工況下，改進型圓形反應(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NH4+-N平均去除率分別比圓形反應(yīng)器高1.31%、2.44%、16.5%。前2個運行工況下2個反應(yīng)器的污染物去除效果差別不大，這是因為2個反應(yīng)器內(nèi)污泥滯留量差距不明顯；在HRT為6h時圓形反應(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個反應(yīng)器在HRT為24、12、6的條件下分別運行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時出水SS高達(0.99±0.36)g·L−1，后期出水SS少，是因為在HRT=12h時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。
在HRT為24、12、6h3種運行工況下，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NH4+-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時就開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個方面比較，4個反應(yīng)器中升流式矩形反應(yīng)器和改進型圓形反應(yīng)器對污泥滯留和污染物的去除能力較好。這2個反應(yīng)器均能連續(xù)進出水并在內(nèi)置沉淀區(qū)進行泥水分離，在保證處理效果的前提下還具有滯留污泥能力強、節(jié)省基建等優(yōu)點。因此，選擇升流式矩形反應(yīng)器和改進型圓形反應(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
整個實驗進程中升流式矩形反應(yīng)器和改進型圓形反應(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)進出水pH變化與污染物去除性能。第1階段，進水平均pH為8.00±0.12，升流式矩形反應(yīng)器和改進型圓形反應(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個階段都沒有發(fā)生沼液好氧處理過程中常見的酸化現(xiàn)象。混合液pH由進水堿度、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，因為曝氣量較小，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去除性能無顯著差異(P>0.05)。這個結(jié)果與使用SBR、A/O工藝處理沼液的氨氮去除效果接近。對比2個階段，升流式矩形反應(yīng)器NH4+-N去除效果略高。有研究表明，當體系內(nèi)NO2−-N質(zhì)量濃度達25mg·L−1時，會抑制硝化細菌，從而使其活性速率降低至原活性速率的1/3，進而導(dǎo)致NH4+-N去除率降低；氨氧化細菌活性受pH影響較大，其最適pH為7.0~8.5，當出水pH降到7以下時，也會抑制其活性，同時微氧條件限制了DO，故NH4+-N去除率不高。
圖4升流式矩形反應(yīng)器和改進型圓形反應(yīng)器處理沼液過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個反應(yīng)器NO2−-N積累率無顯著性差異(P>0.05)，出水NO2−-N質(zhì)量濃度分別高達(336±84.5)mg·L−1和(319±84.6)mg·L−1，2個階段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碳源，進而導(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)量濃度過高、pH降低會抑制反硝化細菌活性，導(dǎo)致TIN去除率下降。
微氧反應(yīng)器的脫氮效果見表2。對比其他研究中的微氧反應(yīng)器脫氮效果，本研究因為進水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去除負荷高達0.479kg·d−1，TIN去除負荷高達0.174kg·d−1。與進水NH4+-N和TIN濃度相近的其他研究比較，本研究的去除負荷明顯更高，氨氮去除負荷是吳杭航的3倍，WANG的6倍；總氮去除負荷優(yōu)于進水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荷高于本研究，但其進水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，說明微氧環(huán)境下活性污泥生長速度緩慢，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)器和改進型圓形反應(yīng)器處理沼液過程的污泥性狀變化
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，改進型圓形反應(yīng)器降至62.1%，灰分占比上升，在二者MLSS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型圓形反應(yīng)器。從污泥沉降比來看，升流式矩形反應(yīng)器內(nèi)污泥SV30由29%增至40%，而改進型圓形反應(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。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過低，沼液易降解有機物不足，不易形成顆粒較大的絮體，下面的污泥粒徑也說明了這個問題。
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為表征對污泥粒徑進行分析。與接種污泥(D50=216.35µm)相比，升流式矩形反應(yīng)器、改進型圓形反應(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，改進型圓形反應(yīng)器的D50穩(wěn)定在125µm左右，2個反應(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，但受限于營養(yǎng)物質(zhì)增長有限。
2反應(yīng)器內(nèi)活性污泥EPS變化情況如圖5(b)所示。接種污泥只能檢測到TB-EPS，實驗結(jié)束時在活性污泥中可檢測到S-EPS、LB-EPS、TB-EPS。其中LB-EPS雖然占比低，但對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，多糖作用于污泥的穩(wěn)定性，但同時會導(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個反應(yīng)器中污泥的功能微生物活性見表3。將第42天的污泥活性速率(r)與接種污泥相比，改進型圓形反應(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活性與改進型圓形反應(yīng)器接近，但其NOB活性一直弱于改進型圓形反應(yīng)器，說明升流式矩形反應(yīng)器內(nèi)更容易建立短程硝化過程，2個反應(yīng)器的DB活性一直相差不大。2個反應(yīng)器皆未成功富集厭氧氨氧化細菌，主要是因為沒有接種厭氧氨氧化污泥且運行時間不夠長，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，一般需要運行230d以上；沼液成分復(fù)雜，氨氮和有機物濃度過高，厭氧氨氧化菌對有機物、高氨氮和其他雜質(zhì)的耐受度低，再加上連續(xù)流進水不斷提供的碳源能使反硝化菌在脫氮上占優(yōu)勢，進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去除負荷較高、剩余污泥量少、曝氣能耗低等優(yōu)點，推廣應(yīng)用到工程上可實現(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)計結(jié)構(gòu)復(fù)雜、工程上難以放大應(yīng)用的缺點。
從滯泥效果看，在不同運行條件下二者出水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看，升流式矩形反應(yīng)器和改進型圓形反應(yīng)器的差異不顯著；但從污泥沉降性能、生物量增長和功能菌活性來看，升流式矩形反應(yīng)器更容易建立短程硝化過程，其幾何構(gòu)型更適合放大，對建設(shè)場地地形適應(yīng)性強，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)器和改進型圓形反應(yīng)器對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)于改進型圓形反應(yīng)器(P<0.05)。
2)2個反應(yīng)器的平均NH4+-N去除負荷為0.410kg·(m3·d)−1，平均TIN去除負荷為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。（來源：農(nóng)業(yè)農(nóng)村部沼氣科學研究所，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部可再生能源開發(fā)利用重點實驗室）
