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本课题对好氧颗粒污泥的培养和维持，好氧颗粒污泥在实际工程中的应用、在工业废水中的形成机理，好氧颗粒污泥降解偶氮染料的能力以及好氧颗粒污泥降解偶氮染料的动力学进行的试验和研究。
为了考察底物种类对好氧颗粒污泥培养和稳定维持的影响，试验采用SBR反应器培养好氧颗粒污泥，在反应器运行的最初阶段，以蔗糖为唯一碳源，进水COD浓度为600～900mg/L，10天后形成了结构较为密实的好氧颗粒污泥，平均粒径为1.15±0.14mm，SVI在90mL/g左右；好氧颗粒污泥稳定维持23天后，COD浓度由900mg/L增加到1200mg/L，好氧颗粒污泥表面出现了大量丝状菌，好氧颗粒污泥平均丝状化程度△值最大达到了1.69±0.23mm，SVI增加至175mL/g。为克服好氧颗粒污泥丝状菌膨胀，以蔗糖+蛋白胨（1:1）的混合底物代替单一底物，好氧颗粒污泥表面的丝状菌逐渐减少，34天后好氧颗粒污泥表面“光滑”，好氧颗粒污泥丝状菌膨胀得到抑制，△值逐步下降至1.00±0.01mm。COD浓度从600mg/L增加至1200mg/L，好氧颗粒污泥依旧保持稳定，未出现丝状菌大量繁殖的现象。本研究表明单一底物培养好氧颗粒污泥在负荷较高时容易出现丝状菌膨胀，而混合底物可以抑制好氧颗粒污泥丝状菌膨胀，有利于好氧颗粒污泥的稳定维持。
为了考察连续进水对好氧颗粒污泥稳定维持的影响，在SBR反应器中接种成熟的好氧颗粒污泥，采用连续进水的方式、间歇出水的方式运行。在反应器运行过程中，部分好氧颗粒污泥解体，完整存在的好氧颗粒污泥表面附着生长树枝状污泥和少量丝状菌，经过染色确认丝状菌为021N型丝状菌。SVI在最初的13天内逐步上升，随后趋于稳定。同时，考察了好氧颗粒污泥在连续进水运行过程中EPS含量的变化以及EPS的空间分布变化：胞外多糖的含量在运行过程中呈下降趋势；胞外蛋白的含量整体呈先上升后下降的趋势，随着反应器运行稳定，胞外蛋白和胞外多糖的含量也趋于稳定；连续进水运行30天后EPS空间分布最大变化是β-D吡喃葡萄糖，它大量聚集生长在颗粒的表层与颗粒中伸出的树枝状污泥及丝状菌表层。本研究表明，连续进水的运行方式不利于好氧颗粒污泥的稳定维持，底物浓度梯度为好氧颗粒污泥稳定维持的重要因素之一。EPS的分泌量以及空间分布对好氧颗粒污泥的形成及其稳定维持起着至关重要的作用。
为考察不同温度、不同冷冻保护剂对好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）储存的影响，实验采用SBR反应器培养AGS，在AGS成熟阶段将其利用不同方法储存：R1（室温，蒸馏水）、R2（4℃，蒸馏水）、R3（4℃，10％（V/V）海藻糖溶液）、R4（-20℃，10％（V/V）海藻糖溶液）、R5（4℃，10％（V/V）蔗糖溶液）、R6（-20℃，10％（V/V）蔗糖溶液）。储存5周后，利用方法R1、R2、R3、R5保存的AGS由浅黄色变为褐色，并维持原有形态；按照方法R4、R6保存的AGS出现了少量破碎，颜色保持淡黄色。将这六种方法保存的AGS进行活性恢复，13个周期后用各种方法储存的AGS对COD去除率均达到85％以上；SOUR在AGS恢复过程中均呈上升趋势，各种方法储存的AGS的EPS在储存后都有所增加；AGS恢复后，EPS又基本恢复到储存前的水平。本实验表明：AGS具有较强的应对外界不良条件的能力，并且能在恢复后维持颗粒形态和活性，其中用4℃、蒸馏水储存AGS的效果最好；冷冻保护剂对AGS的储存没有起到明显的作用，这是由于AGS的结构和传质特点所致。
为了表征不同碳源培养的好氧颗粒污泥的密实以及规则程度，试验利用不同碳源培养的成熟的好氧颗粒污泥的SEM照片，采用Photoshop、Fips对图形进行处理并且对图像进行分形计盒维数的计算。其中，1号（葡萄糖膨胀颗粒）好氧颗粒的计盒维数最低，达到1.794±0.011，3号（蛋白胨颗粒）与5号（生活污水颗粒）的分形维数较高，达到了1.866±0.018和1.880±0.015，较为致密。不同碳源培养的好氧颗粒污泥的边界计盒维数主要分布在1.14左右，其中6号（啤酒颗粒）的形状较为规则，计盒维数达到1.115±0.003，7号（垃圾渗滤液颗粒）的污泥的形状最不规则。结果表明：利用二维分形维数能够较好地表征以及区分不同好氧颗粒污泥的密实程度、规则程度，并且能够表征好氧颗粒污泥的状态，如膨胀等。分形表征一定程度上弥补其他现有表征好氧颗粒污泥的理化特性方法的缺陷，为研究好氧颗粒污泥的组成、结构及物化特征的关系提供重要依据。
为了研究好氧颗粒污泥在垃圾渗滤液中实现的可能性，本实验采用垃圾渗滤液为实验用水，通过不断增加氨氮负荷，并且投加外加碳源的培养策略，在20d内形成了好氧颗粒污泥，粒径大约在0.17～0.20mm，到第109天，好氧颗粒污泥的粒径达到0.65～2.10mm。在运行的过程中，S反应器内初始氨氮浓度从100mg/L逐渐增加到180mg/L，出水氨氮浓度为0～95.4mg/L，去除率为0～99.9％。在培养过程由于氨氮浓度较高，水中的FA抑制了NOB的活性，因此，在硝化过程中属于短程硝化，并在第Ⅱ、Ⅳ阶段发生了SND现象，其中第Ⅳ阶段的较为明显，在应器内部C/N比为3.1～3.9的情况下，TN去除率稳定在75％左右；并对于培养过程中第1、34、54、79、109d的FISH进行了统计，其值分别为2.37％、5.54％、7.26％、16.32％、22.33％，很好的说明了AOB在反应内的富集，并且由于颗粒污泥的形态，强化了富集过程。通过对EPS的染色，发现好氧颗粒内部β-D吡喃葡萄糖的空间分布为外层较多，并随着颗粒的孔隙向内延伸，在次外层与内层不均匀分布。很好的解释了好氧颗粒污泥在好氧的运行式下，发生同步硝化反硝化的途径以及碳源的来源方式。通过上述研究，探索好氧颗粒污泥在垃圾渗滤液中培养的策略以及好氧颗粒污泥在处理垃圾渗滤液废水的效果、可行性。详细研究了如何在垃圾渗滤液此特种废水中实现好氧颗粒污泥并稳定维持。在此基础上，对好氧颗粒污泥的微生物种群进行分析，并对好氧颗粒污泥处理垃圾渗滤的可行性进行分析，从而实现好氧颗粒污污泥高效生物脱氮的目地。
为了考察好氧颗粒污泥在AR14废水中的形成以及降解处理AR14的能力，在SBR反应器内以蔗糖和AR14为底物培养好氧颗粒污泥，在第1阶段，采用纯曝气的方式，好氧颗粒污泥出现在第29d，粒径为0.16±0.04mm，随着反应内的COD浓度逐步增加，好氧颗粒污泥的粒径逐步增大，到120d，好氧颗粒污泥的污泥浓度达到10548mg/L，其平均粒径也达到了2.18±0.25mm。此时好氧颗粒污泥的沉降污泥沉降性能良好，稳定在38mL/g。在第Ⅱ阶段，采用厌氧+曝气的方式运行，驯化好氧颗粒污泥降解AR14的能力。此后，反应器中AR14的脱色率逐步上升，在102d时，脱色率达到89％。并稳定在此水平。对第120d监测了反应器全周期内AR14浓度、COD浓度、pH、ORP的变化趋势，探究了好氧颗粒污泥降解AR14的主要影响因素以及可能的降解机理。本研究表明，好氧颗粒污泥能够成功的在模拟的AR14废水中形成，并且能够稳定维持：蔗糖在第Ⅱ阶段（厌氧+曝气），不仅充当了好氧颗粒污泥稳定维持的碳源，且充当了降解的AR14的共代谢底物；通过对整个周期ORP进行测量，发现ORP在-250mV至-300mV，AR14在好氧颗粒污泥的作用下进行降解。因此ORP是偶氮染料生物厌氧降解过程中一个很重要的控制参数。
为了考察好氧颗粒污泥降解AR14的影响因素以及蒽醌类产物对好氧颗粒污泥降解AR14的加速作用，试验接种成熟的好氧颗粒污泥，在SBR反应器中以厌氧+好氧方式运行，AR14浓度为100mg/L，采用蔗糖为共代谢底物进行实验，在不同的蔗糖浓度下，比较了好氧颗粒污泥降解AR14降解速率，并拟合动力学方程。其中，A5组实验降解AR14的速率最快，且当共代谢底物存在（A2～A5），降解过程均能满足一级动力学方程。实验又以同样的方式运行，并在反应器中加入了蒽醌类产物，比较在不同的蔗糖浓度下，好氧颗粒污泥降解AR14的速率，研究了蒽醌类产物对好氧颗粒污泥降解AR14的加速作用。实验利用蔗糖、淀粉、蛋白胨作为共代谢底物，考察不同的的共代谢底物对好氧颗粒污泥AR14降解的能力。由实验可以看出蔗糖与蛋白胨组降解AR14的速率较快，而淀粉组降解AR14的速率较慢。考察不同运行方式对好氧颗粒污泥降解AR14的影响，其中，D1（厌氧+好氧）与D3（微氧）的运行方式降解AR14都具有良好的降解率，而D2（好氧）在运行12小时后，反应器内AR14浓度为80mg/L，降解率只达到16％，三种运行方式对好氧颗粒污泥去除AR14有明显的不同。本实验表明：蒽醌对好氧颗粒污泥降解AR14具有加速作用，并且通过对反应动力学的求解，计算出蒽醌强化好氧颗粒污泥降解AR14的加速系数α为7.67。在共代谢过程中，底物的种类并不是影响AR14降解的主要原因，无太多专一性。由此也能证明，AR14的共代谢降解不需要特殊菌群，无需专一底物培养特异性菌群对AR14进行降解。微氧运行为好氧颗粒污泥降解AR14的最佳运行方式，虽然降解速率没有厌氧运行方式快，但产生的副产物最少。