第五节　生物处理

一、厌氧生物处理

厌氧生物处理即厌氧消化是利用厌氧微生物，在无需提供氧气的情况下将有机物转化为生物气（即沼气）、水和少量的细胞物质，并对废水废物进行减量化处理的过程。沼气的主要成分是约2/3的甲烷和1/3的二氧化碳，是一种可回收的能源^［104］。

从20世纪70年代开始，厌氧消化的两相四段模式（图1-11）^［105］：两相为水解产酸相和产甲烷相；四阶段为水解段、酸化段、产乙酸段和产甲烷段。各阶段的反应过程如下。

（1）水解段　糖类、蛋白质、脂肪等高分子有机物在水解产酸细菌的作用下分解为有机物单体（单糖、氨基酸、长链脂肪酸）。

（2）酸化段　水解段生成的有机物单体被水解产酸细菌进一步分解为挥发性脂肪酸（乳酸、丙酮酸、乙酸、甲酸等）和乙醇等。

（3）产乙酸段　乳酸、丙酮酸等C3以上的脂肪酸在产氢产乙酸菌的作用下分解为乙酸和氢气。

（4）产甲烷段　产甲烷古菌将氢气和乙酸转化为甲烷和二氧化碳。

厌氧生物处理技术把废水的处理和能源的回收利用相结合，相对于好氧生物处理，其具有以下特点：①通过回收厌氧消化产生的甲烷进行发电，既节约化石燃料的使用，又可以削减温室气体的排放量，具有运行成本低、节能、剩余污泥少的特点；②厌氧消化的残渣中病毒和病原微生物残存少，免疫学安全性高，易于进行堆肥化处理或制作成液体肥料；③废水（尤其是高浓度有机废水）经处理后的洁净水可被用于鱼塘养鱼、灌溉和施肥等；④大容量的厌氧消化槽兼有蓄留槽的功能，对后续阶段的稳定运行起到充分的保障作用。

厌氧生物处理集众多优点于一身，不仅具有回收能源的优点，还能通过资源循环利用减少环境负荷，防止全球变暖，对建设循环型社会起着重要作用。

厌氧消化工艺根据处理物质的种类可以分为溶解性成分占主导的污水处理和固体物占主导的固体废弃物处理。具体的工艺类型如表1-5所列。反应器基本以完全混合式为主，在此基础上的改进工艺有二相（二段）消化法和厌氧折流板法（ABR）。在污水处理的反应器中，为了提高菌体浓度、降低水力停留时间（HRT），采用浓缩污泥的厌氧消化槽回流（厌氧接触法、ABR法）、生物膜利用（厌氧滤床法、厌氧流动床法）、菌体固定化（UASB法、EGSB法）等方法进行处理。

在固体废弃物处理的反应器中，固体物质的分解和水解反应一般是限速步骤，缩短HRT比较困难。因此，提高处理能力的主要方法是提高反应器在高浓度投料时的运行能力。根据投入的原料或反应器内固形物质干重换算浓度（TS浓度），反应器的种类大致可分为湿式（投入TS浓度＜15%，反应器内TS浓度＜8%）和干式（投入TS浓度＞10%）两大类。根据运行温度厌氧消化工艺大致分为无加热、中温和高温3种。干式发酵均为加温反应。

Morgon^［106］为了提高污水污泥的消化效率，在厌氧消化装置中增设了搅拌装置，成为完全混合式的厌氧消化槽，曾被称为高效消化槽。这种反应器以浓度为12%以下的污泥作为处理对象，是最常见的一种厌氧消化装置，其反应工艺如图1-12所示。其形状有大直径的圆筒形、高大的蛋形和龟甲形。美国大多采用的是平底圆筒形消化槽，罐体上部设置浮渣破碎机，底部设有刮泥器。后来Dorr公司对此类消化槽进行技术改造，把底部设计为斜面，从而取消了底部的刮泥器。而德国的消化槽多为椭球形或蛋形，上部和下部都呈圆锥形，底部的倾斜角度在45°以上。这种形状的比表面积小，从而具有放热少的特征，并且上部的面积小，使得浮渣的危害降低，污泥也容易被排除，有利于利用泵或气体注入，进行污泥的上下充分搅拌。

厌氧接触法是1955年由美国Schoepher等^［107］开发完成的处理工艺。工艺流程如图1-13所示。这和常见的活性污泥法的基本流程相似，因此也被称为厌氧活性污泥法。20世纪50年代厌氧接触法被Schoepher等首次应用于罐头生产等食品工厂污水的处理。流入的BOD₅浓度为800～1800mg/L，在HRT为6～12h的条件下，BOD₅的去除率可以高达90%～97%，SS去除率为85%～93%。目前，厌氧接触法被广泛应用于SS浓度较高的污水处理。以纸浆排水（亚硫酸纸浆法的蒸发浓缩液）为处理对象，原水COD_Cr浓度为11000～13000mg/L，BOD₅浓度为6000～7000mg/L，在COD_Cr负荷为5.0kg/（m³·d）的条件下，采用高温（52℃）的消化处理后，可实现良好的COD_Cr去除性能（80%以上），BOD₅去除率＞90%^［108］。

厌氧滤床法亦称为固定床法，是1969年Young等^［109］开发的工艺。最初的设施于1970年建成，厌氧滤床法的工艺流程如图1-14所示。厌氧滤床法可分为上流式和下流式。在上流式厌氧滤床法中，废水由滤床下部导入，并沿着附着有厌氧微生物的塑料滤材或碎石滤床中缓慢向上流动。整个装置由流入水稳流装置、滤材支持部分、滤材、气体的分离以及一次蓄留的顶部空间和处理水收集装置等组成。处理水的循环系统设置在沉淀蓄留部。厌氧滤床法所采用的滤材具有质轻、比表面积和孔隙率大、不易堵塞等特性，多采用塑料制的鲍尔环（有凹槽的圆筒形）或蜂窝（蜂窝形）。在滤床中，除了生物膜以外，仍有大量被截留的污泥存在于滤材的缝隙中，因此为了防止污泥流失，上升流速不应太高；此外，污泥的过度增殖会造成堵塞或者短流，一些厌氧滤床在污泥容易沉积的底部不填充滤材，仅在上部（反应器50%～70%的部分）填充滤材，而下部采用污泥处理的混合型厌氧滤床。厌氧滤床的应用范围很广，适用于处理各类污泥，一般反应槽内的COD_Cr负荷为0.5～15kg/（m³·d）的条件下，下流式比上流式对COD_Cr的去除率高。表1-6对厌氧滤床的应用实例进行了总结^［110］，其中大多采用上流式和处理水循环工艺，滤床多是高3～13m、直径为6～26m的圆筒状。

20世纪70年代后半期，Jewell WJ.将流动床技术应用到厌氧处理工艺^［111］。厌氧流动床法是指在消化槽内填充小颗粒活性炭或砂砾，并在其表面形成生物膜，通过进水或反应槽内部循环的作用下，促使载体流动的运行处理方法^［112］。工艺流程如图1-15所示。厌氧流动床的主要特征有：①载体比表面积大，菌体浓度高，反应活性高；②载体始终处于流动状态，不易堵塞；③生物膜与液体均匀接触，接触效率高；④生物膜薄，生物膜内基质扩散难以形成扩散控制反应。基于以上优点，厌氧流动床法在美国的软饮料废水、荷兰和法国的酵母发酵废水、芬兰的纸浆工厂废水以及印度的石油化工废水的处理中相继得到应用^［113］。荷兰工厂的应用结果表明，厌氧流动床可以在10～30kg/（m³·d）的高负荷条件下运行，并且能维持稳定良好的COD_Cr去除性能。表1-7是关于厌氧流动床/膨胀床装置的实验研究结果^［114］。

UASB法是20世纪70年代由Lettinga等^［115］开发出的高效厌氧污水处理工艺，是上流式污泥床的一种。此工艺利用厌氧细菌自凝聚和颗粒化的特性，在反应器中形成可保持良好沉降性能的粒状污泥，从而达到快速去除污水中有机物的目的。UASB反应器的基本构造如图1-16^［116］所示。反应器的上部设置了气-固-液三相分离器，反应器内部除去了全部滤材，有机物的去除依赖于反应器内的颗粒污泥。进水由反应器底部以均匀向上流的方式导入反应器，进水依次通过污泥床进入分解反应的反应区（中部）、气-固-液三相分离器（上部）、由处理水溢流部流出反应器。伴随有机物去除而产生的沼气的上升力对污泥床产生缓慢的搅拌作用，使颗粒污泥与进水充分接触。UASB法适用于处理含有高浓度可生物降解COD_Cr的废水，如玉米淀粉废水、水产加工废水、小麦淀粉废水、糖蜜发酵废液、啤酒厂废水和屠宰场废水等工业废水。截至2000年，世界厌氧废水处理系统中UASB法所占的比例达到60%，在日本以食品工业废水处理设施为中心，共建有200余座UASB装置。2001年日本朝日啤酒公司通过厌氧处理，由1465.2万吨废水回收了4800t甲烷气体（相当于5200kL重油）^［104］。

二相工艺是由Ghosh和Pohland^{［117，118］}提出的，将厌氧消化的酸生成过程和产甲烷过程分别设置在两个独立的反应槽中进行的处理工艺，与之相对的是一相工艺。二相工艺亦被称为二段消化或者二段厌氧消化，在二相工艺中，酸生成菌和产甲烷菌分别处于各自的最优生长环境，因此整体工艺的产甲烷率高于一相工艺。酸生成相与产甲烷相的相分离是二相工艺的关键，其实现手段有以下几种。

（1）动力学控制法^［119］　利用酸生成菌与产甲烷菌比增值速率的差异，将酸生成相的HRT控制在小于2d的话，就可以将产甲烷菌清除，从而控制酸生成相的甲烷生成。

（2）物理化学控制法　根据酸生成相和产甲烷相的最佳pH值、温度及氧化还原电位（ORP）等环境条件的不同，将酸生成相的pH值控制在5.0～6.5，产甲烷相的pH值则控制在7.0以上的弱碱性。

ABR法是由McCarty等^［120］于20世纪80年代初研究开发的。其工艺流程如图1-17所示。在反应器中设置的竖向导流板将反应器分割成多个并列的反应室，各个反应室近似于上流式污泥床，污泥以颗粒或絮状污泥形式存在，各反应室的处理水在导流板处变为下流式，在下一个反应室再次变为上流式。污泥浓度通过处理水的回流进行调节。表面上ABR法反应器只是UASB法反应器的并联连接，但实际上二者大有不同：①UASB法的水流近似于完全混合，而ABR法类似于推流式；②UASB法是一相的系统，而ABR法是二相或者多相系统。此外，ABR法还具有以下优点：构造简单、无需动力、不需机械搅拌、不易堵塞、运行费用低；SRT长，污泥产量低、不需要拦截污泥的填料和三相分离装置；COD_Cr负荷适应范围大、耐水力和毒物负荷冲击等。

根据实验室研究可知，ABR法适用于处理生活污水，制糖废水、酿造废水等COD_Cr范围为300～115000mg/L的污水。ABR法在处理低浓度难降解型有机废水方面特别受到期待，但此工艺的应用实例现在仍少见。

二、好氧生物处理

（一）活性污泥法^{［121，122］}

活性污泥法生物处理技术是1914年由英国的Clark和Gage创立的。如今活性污泥法及其衍生工艺是污水处理中被广泛使用的方法。活性污泥法的功能由最原始的去除含碳有机物逐渐演变为在去除含碳有机物的同时，高效去除氮磷营养物质。

活性污泥一般呈黄褐色，活性污泥絮体尺寸在0.02～0.2mm范围内，其表面积为20～100cm²/mL，含水率99%以上，比水略重，密度介于1.002～1.006g/cm³。活性污泥系统中的活性污泥絮体由大量繁殖的微生物群体组成，其中主要为细菌，其数量占活性污泥中微生物总重量的90%～95%。在某些工业废水活性污泥处理系统中细菌的数量甚至可达100%。菌胶团细菌是构成活性污泥絮凝体的主要成分，有很强的生物吸附能力和氧化分解有机物的能力。新生的菌胶团颜色浅，无色透明，结构紧密，生命力旺盛，吸附和氧化能力强，再生能力强；而老化的菌胶团颜色深，结构松散，活性不强，吸附和氧化能力弱。菌胶团和丝状细菌构成活性污泥的骨架，微型动物（原生动物和后生动物）附着在其上或者漫游其间，使活性污泥形成结构良好的具有吸附和生物降解功能的生物絮凝体。通过活性污泥的初期吸附作用和微生物的代谢作用，污水中的有机物得以去除。

随着活性污泥法的发展而演化出了除普通活性污泥法以外的多种活性污泥法的变种工艺，如氧化沟法、AB法、SBR法、CAST法等。

1.普通活性污泥法

活性污泥法是早期开始使用并一直沿用至今的运行方式，也是应用最广泛的好氧生物处理方法之一，其工艺流程如图1-18所示。来自初沉池或其他预处理装置的废水从曝气池一端进入，从二沉池连续回流的活性污泥也与此同步进入曝气池。此外，铺设在曝气池底部的空气扩散装置，以细小气泡的形式进入废水，向曝气池内充氧的同时对池内的活性污泥进行剧烈搅拌，使活性污泥与废水充分混合，使活性污泥反应得以进行。反应的结果是，污水中的有机物被微生物分解降解的同时，活性污泥自身得以繁衍增长。经过活性污泥净化后的混合液由曝气池进入二沉池进行固液分离，上清液作为处理水排出系统，沉淀后的污泥一部分回流至曝气池，另一部分作为剩余污泥排出系统。

在长期的工程实践过程中，根据水质的变化、微生物代谢活性的特点和运行管理、技术经济及排放要求等方面的情况，活性污泥法发展了多种运行方式和池型。按照运行方式，可以分为标准曝气法、阶段曝气法、吸附再生法、延时曝气法、高负荷曝气法等；按照池型可分为推流式曝气池和完全混合式曝气池。

普通活性污泥法具有如下各项特征：在曝气池前端，供给微生物的基质较多，微生物的生长一般处于对数生长期后期或稳定期。由于普通活性污泥法曝气时间较长，污水向前推进至曝气池末端时，其中的有机物已几乎被耗尽，微生物进入内源代谢期，活动能力也相应减弱。因此池的前端混合液中溶解氧浓度较低，沿池长逐渐升高，相应的有机物浓度沿池长逐渐降低，耗氧速率也相应地降低。普通活性污泥法对污水处理效果很好，BOD₅去除率可达90%～95%，适用于净化程度和稳定程度较高的废水。

普通活性污泥法存在着下列问题：池前端有机物负荷高，耗氧速率高，为了避免缺氧甚至形成厌氧状态，进水有机负荷不宜过高，因此曝气池容积大，基建费用高；废水自池首端集中进入，对水质、水量变化的适应能力较低，运行效果易受水质、水量变化的影响；耗氧速率与供氧速率不一致，池前端可能出现供氧相对不足，后端出现供氧相对过剩的现象，因此可采用渐减曝气法，即曝气量沿池长逐渐减小，在一定程度上解决普通活性污泥法中供氧与需氧的矛盾。

阶段曝气活性污泥法，是针对普通活性污泥法供需氧不平衡的弊端，做了某些改良的活性污泥法，又称多点进水活性污泥法或逐步曝气活性污泥法，于1942年在美国纽约开始应用。阶段曝气的特征是：废水沿池长度分散进入曝气池。这种运行方式的优点是有机物在池内的分配比较均匀，缩短了前端和后端溶解氧的差距，不仅有利于降低能耗，还能够充分发挥活性污泥微生物的降解功能，并且曝气池对水质和水量冲击负荷的抵抗能力也有所提高。实践证明，曝气池容积同普通活性污泥法相比可以缩小30%。

吸附再生活性污泥法又称接触稳定法，于20世纪40年代后期开始在美国应用。其特点是将活性污泥对有机物降解的吸附和代谢稳定两个过程分别在两个反应器中进行。废水与经过再生池充分再生的活性很强的活性污泥同步进入吸附池，进行30～60min的充分接触，将部分悬浮、胶体和溶解性状态的有机物吸附，去除部分有机物。混合物进而流入二沉池，泥水分离后澄清水排放，污泥则从底部进入再生池，进行第二阶段的分解和合成代谢反应，活性污泥微生物进入内源呼吸期，活性污泥的活性得到充分恢复，在其进入吸附池与废水接触后，能够充分发挥其吸附功能。与普通活性污泥法相比，吸附再生系统具有以下特征：废水在吸附池停留时间短（30～60min），因此吸附池容积一般较小，而再生池内是回流污泥，因此再生池的容积也较小，吸附池与再生池容积之和仍小于普通活性污泥法曝气池的容积；对水质和水量的冲击负荷具有一定的承受能力；当吸附池内的污泥遭到破坏时，可由再生池内的污泥予以补救。

延时曝气活性污泥法又称完全氧化活性污泥法，20世纪50年代初在美国开始应用。它的特点是BOD-SS负荷非常低，曝气时间长（一般多在24h以上），一般采用完全混合曝气池；活性污泥长期处于内源呼吸期，剩余污泥产生量少且性质稳定，无需后续消化处理。由于该法的曝气时间长，因此池容大，而且需要的空气量也多，基建和运行费用高。此法仅适用于处理对处理水质要求高且不宜采用污泥处理技术的小城镇污水和工业废水，水量不宜超过1000m³/d。

高负荷曝气活性污泥法又称短时曝气活性污泥法或不完全处理活性污泥法。其主要特点是污泥负荷高，混合液污泥浓度低（MLVSS=500～1500mg/L），微生物处于对数增殖期，泥龄短，水力停留时间短（1.5～3.0h），污泥回流比小，处理效率低（一般BOD₅去除率不超过70%～75%）。因此，与BOD₅去除率在90%以上的完全处理活性污泥法相比，此法被称为不完全处理活性污泥法。

2.氧化沟法^{［121，122］}

氧化沟生物处理技术是20世纪60年代初由L.A.Pasveer博士通过研究和设计而发明的。第一座氧化沟污水处理厂是Pasveer博士于1954年在荷兰Voorsdoten市建造的。氧化沟是活性污泥法的一种改型，其工艺流程如图1-19所示。它把连续环式反应池作为生化反应器，混合液在其中连续循环流动。曝气设备是氧化沟的主要装置，它使用一种带方向控制的曝气和搅拌装置（转刷、转碟），向反应器中的混合液传递水平速度，从而使被搅动的混合液在氧化沟闭合渠道内循环流动。因此，氧化沟又称为“循环曝气池”或“无终端曝气系统”。氧化沟的水力停留时间长达10～40h，污泥龄一般大于20d，有机负荷则很低，仅为0.05～0.15kgBOD₅/（kgMLSS·d），容积负荷为0.2～0.4kgBOD₅/（m³·d），活性污泥浓度为2000～6000mg/L。

氧化沟工艺的特点如下。

（1）氧化沟内存在推流式和完全混合式两种流态　从氧化沟的水流混合特性来看，兼具完全混合式反应器和推流式反应器的特点。一方面，若着眼于整个氧化沟，以整个水力停留时间为观察基础，可以认为氧化沟是一个完全混合式反应器。废水进入氧化沟后，即被几十倍甚至上百倍的混合液所稀释，因此氧化沟可以按照完全混合式生化反应器的动力学公式进行设计。从另一方面看，废水从排水口下游进入氧化沟，必须至少经过一次循环才能排出，废水在闭合渠道循环一次的时间很短（通常5～20min），因此若以废水在氧化沟中循环一次作为观察基础，氧化沟又表现出推流式反应器的特征。

（2）氧化沟内存在明显的溶解氧梯度　曝气装置在氧化沟的布置特点使得氧化沟中的溶解氧呈现分区变化。在氧化沟内，溶解氧浓度随着距曝气装置距离的增大而减小，在远离曝气装置的某一点处减少为零，出现缺氧区。利用溶解氧在氧化沟内浓度变化，在空间上形成了好氧区、缺氧区、厌氧区的分区，从而在同一构筑物内可以实现含碳有机物及氮磷的同步去除。

（3）氧化沟工艺可以不设置初沉池　由于氧化沟所采用的污泥龄一般较长，有机负荷一般低于0.1kgBOD₅/（kgMLSS·d），属于延时曝气法系列，剩余污泥量较普通活性污泥法少。

按照氧化沟的构造及运行特征划分，除普通氧化沟外，还有以下几种形式：Orbal氧化沟、Carrousel氧化沟、交替工作式氧化沟、一体化氧化沟、导管式氧化沟、射流曝气氧化沟、鼓风曝气氧化沟等。

Orbal氧化沟是1970年在南非开发并由美国Envirex公司继续开发推广的一种同心多渠道的氧化沟系统，内设若干多孔曝气圆盘的水平旋转装置，用以进行充氧和混合搅拌。废水最先引入最里面或者最外面的沟渠，在其中不断循环流动的同时可以通过淹没式输水口从一条沟渠顺序流至下一条沟渠。每条沟渠都是一个完全混合的反应器，整个系统相当于若干个串联在一起的完全混合器，处理水最终从外面或者中心的渠道流出。

Carrousel氧化沟是由荷兰DHV公司于1967年开发的一个多沟串联系统，在荷兰最为流行。其特点是沟渠一般为廊道式，沟渠的一端（或两端）设置垂直轴的表面叶轮曝气器。由于表面叶轮曝气器的提升作用，氧化沟的水深一般可达4.5m。

交替工作式氧化沟最早由丹麦的Krüger公司开发，是SBR工艺和普通氧化沟工艺组合的效果。最初的较典型交替工作式氧化沟是不设沉淀池的双沟式（DE型）和三沟式（T型），主要作用是去除BOD₅。双沟式氧化沟是由两个容积相同的单沟式氧化沟（VR型）组成，两沟被交替用作曝气池和沉淀池。三沟式氧化沟是由3个平行的单沟氧化沟串联组成，左右两侧的单沟交替用作曝气池和沉淀池，中间的则连续曝气。交替工作式氧化沟都不需设置污泥回流系统，但是存在着曝气设备利用率低的问题，双沟式只有37.5%，三沟式可达58.3%。

一体化氧化沟又称合建式氧化沟，集曝气、沉淀、泥水分离和污泥回流功能于一体。主要有船式、BMTS型一体式和侧沟式等几种形式。船式一体化氧化沟将平流式沉淀器设置在氧化沟的一侧，其宽度小于氧化沟宽度，因此就像在氧化沟内放置了一条船，混合液从船的底部及两侧流过，在沉淀槽下游一端有进水口，使部分混合液进入沉淀槽，沉淀槽内的污泥下沉并由底部的泥斗收集回流至氧化沟。BMTS型一体式氧化沟在澄清池的底部设置一系列的导流板，以降低澄清池中下层水流的紊动。侧沟式一体化氧化沟将沉淀区设置在氧化沟一段沟的两侧且贯穿整个池深，混合液从两沉淀区间流过，部分混合液进入沉淀区底部的流孔，再向上通过倾斜板，澄清水用淹没式穿孔管排出，沉淀污泥则沿挡板下滑至混合液。

导管式氧化沟是美国在20世纪80年代推出的，它以导管式曝气器替代转刷等表面曝气器。1983年日本建设省正式确认它为优秀新技术。导管式氧化沟在底部设置导流管，其混合和充氧分别由两套装置独立承担：水力推进器和鼓风机。底部导流管的设置使得水流从底部推进，可以避免底部污泥的淤积。导管式氧化沟的氧利用率高，据日本的应用研究，当氧化沟水深3m时，氧利用率为26%～34%；水深为6m时，氧利用率可达36%～45%。

射流曝气氧化沟的特点是采用射流曝气器进行曝气。通常氧化沟沟底设置射流曝气喷嘴，将压缩空气与混合液在混合室进行充分混合，完成水、泥、气三相的混合传质，并以挟气溶气的状态向水流流动方向射出，达到充氧和搅拌推流的双重作用。射流器可以使氧化沟内水流速度达到0.3m/s左右，足以使活性污泥保持悬浮状态。

鼓风曝气氧化沟是将充氧设备和水流推动设备分开设置的一种工艺。采用鼓风曝气和高效微孔曝气器在池底布气充氧，同时采用潜水推进器推动沟内水的流动。水深一般以6m为宜。

3.AB法^{［121，122］}

AB法废水处理工艺是吸附-生物降解（adsorption-biodegradation）工艺的简称，由德国B.Böhnke教授于20世纪70年代中期开创的，从20世界80年代开始用于实践。AB法的工艺流程如图1-20所示。

A段接受来自排水系统的废水，由于不设初沉池，有助于接种和充分利用污水中输送来的微生物，使A段形成一个开放性的生物动力学系统。AB法中A段溶解氧浓度为0.2～0.7mg/L，水力停留时间短（30～60min），负荷高［2～6kgBOD₅/（kgMLSS·d）］，微生物世代时间短（0.3～0.5d）、活性高，污泥产率高，活性污泥以细菌为主。A段对污染物的去除主要依靠微生物的吸附作用，去除对象为废水中的非溶解性有机物（悬浮的、胶体的物质）、某些重金属和难降解有机物质以及氮磷营养物质，从而大大减轻了B段的负荷。B段接收A段的处理水，水质水量比较稳定，溶解氧浓度为1～2mg/L，水力停留时间长（2.0～3.0h），负荷低［0.15～0.3kgBOD₅/（kgMLSS·d）］，为总负荷的30%～60%，污泥龄为15～20d。B段主要净化功能是依靠生物降解去除有机污染物。B段生物相中以原生动物和后生动物为主，能吞食A段带来的游离细菌、有机颗粒与残渣。AB法的精髓在于A、B段独立设置的沉淀池，其污泥也回流至各自反应池，因此，A、B段生物相互不混杂，每个生物相的独特净化功能得以充分发挥，从而优化了整体的净化效率。

4.SBR法^{［121，122］}

序批式活性污泥法（sequencing batch reactor activated sludge process），简称SBR，是20世纪70年代初，美国Notre Dame大学的Irvine教授等研究开发的好氧生物处理技术，并于1980年在美国国家环保局（USEPA）的资助下，在印第安纳州的Culver城改建并投产了世界上第一个SBR污水处理厂。

在SBR反应器中生化反应与泥水分离在同一反应池中进行，SBR的运行工况以间歇操作为主要特征，即运行操作在空间上是按照序列、间歇的方式进行，由于废水大多是连续排放且流量的波动很大，此时SBR至少需要两个池或者多个池，废水连续按照序列进入每个反应器，它们运行时的相对关系是有次序的，也是间歇的；并且每个SBR的运行操作在时间上也是按次序排列间歇运行的。废水分批次进入反应池，然后依次进行反应、沉淀、排出上清液和闲置过程，完成一个运行周期。SBR的典型运行方式见图1-21。对于单一SBR而言，只在时间上进行有效的控制与变换，即能达到多种功能的要求，运行非常灵活。

与传统的活性污泥法相比，SBR具有以下优越性：不设二沉池，曝气池兼具二沉池功能；建设和运行费用较低；污泥沉降比SVI值较低（一般不超过100），污泥具有良好的凝聚沉降性能，易于沉降，不易产生污泥膨胀现象；易于维护，处理水质优于连续式活性污泥法；通过对运行周期的适当调节，在单一曝气池内能够取得氮磷的同时去除。

传统的SBR工艺形式在工程应用中存在一定的局限性：①进水流量较大的情况下，反应系统需要进行调节，但投资也会相应增大；②对脱氮、除磷性能有严格要求时则需对SBR工艺进行适当的改进。因而在工程应用实践中，陆续发展形成了各种新型SBR工艺，如ICEAS工艺、CAST工艺等。

间歇循环延时曝气系统（intermittent cyclic extended aeration system，ICEAS）由澳大利亚的新南威尔士大学与美国ABJ公司于1968年合作开发。1976年，世界上第一座ICEAS法废水处理厂建成投产。1986年美国国家环保局将ICEAS工艺定义为废水处理的革新/替代技术。

ICEAS工艺的特征是：在SBR反应器的前端增加一个生物选择器，连续进水间歇排水，不但在反应阶段进水，在沉淀和排水阶段也进水。ICEAS反应池分为预反应区（生物选择区）和主反应区两部分。生物选择器一般处于缺氧和厌氧状态，占总体积的10%～15%，主反应区是曝气反应的主体。废水通过渠道或者管道连续进入预反应区，由于预反应区不设分格，废水之后连续进入主反应区。ICEAS工况由进水曝气、沉淀、滗水组成，运行周期比较短（一般为4～6h），其中进水曝气时间占整个运行周期的1/2。

5.Cast法

循环活性污泥技术（cyclic activated sludge technology，CAST）是由美国的Goronszy教授在ICEAS工艺的基础上开发出来的。与ICEAS工艺相比，CAST工艺将主反应区的活性污泥回流（回流比约为进水流量的20%）至容积可变的生物选择器（容积约为总容积的10%）中，而且在沉淀阶段不进水，排水的稳定性得到保障。CAST工艺是一种间歇式生物反应器，在其中进行交替的曝气-非曝气过程的不断重复，将生物反应过程与泥水分离过程综合在一个池内进行。生物选择器是按照活性污泥种群组成的动力学原理而设置的，创造适合微生物生长的条件并选择出絮状污泥，并通过主反应区污泥的回流与进水的混合，不仅充分利用了活性污泥的快速吸附作用，而且提高了溶解性物质的去除速率。同时可使磷在厌氧条件下得到有效的释放。主反应区则是有机物被去除的主要场所。因此，溶解性有机物的去除和难降解有机物的水解作用被加大，脱氮处理效果亦被强化。CAST工艺解决了ICEAS工艺对于SBR优点部分的弱化问题，脱氮除磷效果比ICEAS系统好。

（二）生物膜法^{［121，123］}

废水生物膜处理技术是与活性污泥法并列的一种废水好氧生物处理技术。其实质是使细菌、真菌一类微生物与原生动物、后生动物一类微型动物附着在滤料或者某些载体上生长繁育，并在其上形成膜状生物污泥，即生物膜。废水与生物膜接触，废水中的有机污染物作为营养物质，被生物膜上的微生物所摄取，从而废水得到净化，微生物自身也得到增殖^［108］。

生物膜是高度亲水的，在废水不断在其表面更新的情况下，生物膜的外侧存在着一层附着水层。生物膜是微生物高度密集的集聚地，在膜的表面和内部生长和繁殖着丰富的各种类型的微生物和微型动物，并形成有机污染物-细菌-原生动物的食物链。随着生物膜的成熟，其厚度不断增加，在增加到一定厚度后，氧气不能透入的内侧即转变为厌氧状态，形成厌氧膜层，而外侧为好氧膜层。好氧膜层的厚度一般为2mm左右，有机物的降解主要在好氧膜层进行。溶解于流动水层空气中的氧气和废水中的有机物，透过附着水层传递给生物膜，氧和有机物供微生物的呼吸，从而有机物被降解。CO₂及厌氧层的分解产物，如H₂S、NH₃及CH₄等气体则从水层逸出进入空气中。当厌氧层加厚并且气态代谢产物增多时，气态物质逸出至大气的过程会造成外侧好氧层生态系统的破坏，减弱生物膜的固着力，从而老化脱落。因此，需要控制相关条件，以减缓生物膜的老化过程，不使厌氧层过分增长，加快好氧膜的更新，并且尽量保障生物膜不集中脱落。

生物膜处理法的主要特征如下：①参与净化的微生物呈现多样化、食物链较长，能够存活世代时间较长的微生物，如世代时间都比较长的亚硝化单胞菌属和硝化杆菌属（比增值速度分别为0.21d^-1和1.12d^-1）；②对水质、水量变化有较强的适应性、污泥沉降性能良好，易于固液分离；③能够处理低浓度的废水，可使BOD为20～30mg/L的原废水处理至BOD浓度仅为5～10mg/L；④与活性污泥法系统相比，易于维护运行，节能。

随着生物膜技术的发展，衍生出了多种集合生物膜与活性污泥法优点的技术，如生物接触氧化法、生物转盘、生物滤池、生物膜/活性污泥组合式工艺等。

1.生物接触氧化法^{［124～126］}

生物接触氧化概念最早于19世纪末由Waring等提出。20世纪50年代初，生物接触氧化技术被广泛应用于小型污水处理厂中。生物接触氧化是从生物膜法派生出来的一种废水生物处理方法，兼具活性污泥法和生物膜法两者的优点，即在生物接触氧化池内装填一定数量的填料，利用栖息在填料上的生物膜和充分供应的氧气，通过生物作用，将废水中的有机物氧化分解，达到净化的目的。

在生物接触氧化法中，微生物主要以生物膜的状态附着在固体填料上，有部分絮体呈破碎生物膜状悬浮于处理水中（浓度小于300mg/L），生物接触氧化法中有机物的去除主要依靠生物膜（附着微生物）的作用来完成。运行时填料全部浸没在污水中，利用机械装置向水体充氧。由于吸附作用，生物膜表面上附着一层滞流薄水层，空气中的氧通过滞流层进入生物膜。在有氧条件下，污水层内有机物不断被膜中微生物所吸附、氧化分解。滞流水层内有机物浓度极大地低于流动层，在传质推动力的作用下，流动层内的有机物不断向附着层迁移，使流动水层在整体流动中逐步得到净化，达到污水处理的目的。

生物接触氧化法的中心处理单元是接触氧化池。接触氧化池主要由池体、填料、布水装置和曝气系统4部分组成。根据水流状态的不同，接触氧化池可分为分流式（池内循环式）和竖直流式。分流式即废水充氧与生物膜接触是在不同的单元格内进行，废水充氧后在池内进行单向和双向循环，适用于BOD₅负荷较小的三级处理，国外废水处理工程中较为常用；直流式就是直接在填料底部进行鼓风充氧，国内废水处理工程中多采用直流式。

随着新型填料和反应器的研制和开发，生物接触氧化法的应用领域也更加广泛，用于处理生活污水、城市污水、微污染源水、某些工业有机废水（如石油化工、农药、印染、轻工造纸、食品加工、发酵酿造、制药等行业排放废水），甚至像苯酚、丙酮等一些难降解有毒废水。

相比于传统的活性污泥法和生物滤池法，它具有比表面积大（表1-8）^［125］、污泥浓度高、耐冲击负荷能力强［一般情况下，生物接触氧化法的容积负荷为3～10kg/（m³·d），COD_Cr去除率为传统生物法的2～3倍］、污泥龄长、氧利用率高、节省动力消耗（生物接触氧化法对氧的利用率比活性污泥法高3～8倍，动力消耗比活性污泥法减少20%～30%）、污泥产量少、运行费用低、设备易操作、易维修等优点。

生物接触氧化的运行参数的选择应遵循下述原则^［126］。

（1）性能良好的填料应具有以下特点：①填料上生物膜分布均匀，不产生明显积泥、不产生凝团现象；②空隙率较大，不会被生物膜堵塞，不易被水中油污粘住而影响处理效果，③要求抗压强度高，有较高的耐盐、耐腐蚀性；④要有尽可能高的比表面积和良好的亲水性能，使尽可能多的生物膜附着在填料上；⑤要求充氧动力效果好，可降低运行费用，节省能源；⑥水流阻力小、化学和生物稳定性强，不溶出有害物质而产生二次污染，在填料间能形成均一的流速，且便于运输和安装。

（2）生物接触氧化中水温的适宜范围在10～35℃。水温过低，生物膜的活性受到抑制，同时导致反应物质扩散速率的下降，处理效果受到影响。水温过高，将导致出水SS和BOD₅的增加；温度升高还会使溶解氧降低，氧的传质速率下降，造成溶解氧不足、污泥缺氧腐化而影响处理效果。

（3）控制生物接触氧化池进水的pH值在6.5～9.5。Villaverde.S等研究了不同pH值对生物接触氧化中硝化过程的影响，研究表明，在pH值为5.0～9.0范围内，pH值每增加一个单位，硝化效率将增加13%，硝化生物膜量在pH值为8.2时获得最大值。

（4）生物接触氧化池中溶解氧一般应维持在2.5～3.5mg/L，气水比为（15～20）∶1。溶解氧不足使得生物膜附着力下降而脱落，导致水黏度增加，氧转移效率下降，进而造成缺氧，形成恶性循环使处理效果恶化；过高的气水比会造成对生物膜的强烈冲刷，导致生物膜大量脱落，影响处理效果。

（5）对于城市生活污水，停留时间一般选0.8～1.2h；对于工业废水，差别较大，如印染废水、含酚废水等COD常在500mg/L左右，一般采用停留时间为3.0～4.0h；对于微污染水源水，同济大学研究得出停留时间取1.2～2.0h最佳。

2.生物转盘法^{［124～126］}

生物转盘（rotating biological contacts，RBC）是一种固定膜或附着生长的生物处理工艺，由原联邦德国于20世纪60年代开创。生物转盘由盘片、接触反应槽、转轴及驱动装置所组成。其工作原理是将聚苯乙烯或聚氯乙烯的串联成组的圆形盘片固定在水平轴上，转轴高出槽内水面10～25cm，圆形盘片的一部分（一般为40%）没入污水，随着圆盘的缓慢旋转（1～1.6r/min），将污水与生物膜接触，同时供给微生物生长所需要的氧气，实现污水中有机物的去除。

生物转盘在工艺和维护运行方面具有以下各项特点：①微生物浓度高，据一些实际运行的生物转盘系统的测定统计，转盘上的生物量可达40000～60000mgMLVSS/L；②污泥龄长，转盘有利于增值速度慢的微生物，如硝化菌等的生长；③耐冲击负荷，对于BOD值高达10000mg/L甚至更高的超高浓度有机废水的处理，可以达到出水浓度低于10mg/L的良好处理效果；④不需要调节污泥量，不存在污泥膨胀的麻烦，复杂的机械设备也较少，便于维护管理；⑤接触反应槽不需要曝气，污泥也无需回流，因此，动力消耗低是本法最突出的特点。据有关运行单位统计，每去除1kg BOD₅的耗电量约为0.7kW·h。

3.生物滤池法^{［124～126］}

生物滤池（biological filter）是以土壤自然净化为依据，在污水灌溉的实践基础上，经过较原始的间歇砂滤池和接触滤池而发展起来的人工生物处理技术。1893年在英国试行将污水在粗滤料上喷洒进行净化的实验，取得良好的效果。1900年以后，这种工艺得到公认而被正式命名为生物过滤法，处理的构筑物则称为生物滤池。生物滤池由池体、滤料、布水装置和排水系统等组成。其原理是利用污水长时间以滴状喷洒在块状滤料层的表面而形成的生物膜，通过生物膜上微生物对流经污水中有机物的摄取，从而使污水得到净化。

早期出现的生物滤池（普通生物滤池）负荷低，BOD₅负荷仅为0.1～0.4kg/（m³滤料·d）。其优点是净化效果好，BOD₅去除率可高达90%～95%。主要缺点是占地面积大，而且易堵塞，在使用上受到限制。因此，人们在运行方面采取措施，将BOD₅负荷提高到了0.5～2.5kg/（m³滤料·d），即高负荷生物滤池。但是进水BOD₅浓度需要限制在200mg/L以下，基于此，采取处理水回流的措施，降低进水浓度，加大水量，使滤料不断受到冲刷，生物膜连续脱落-更新，从而占地大、易于堵塞的问题得到一定程度的解决。

4.生物膜/活性污泥组合工艺IFAS^［123］

在活性污泥曝气池内采用生物膜载体是一个古老的概念，近几年，这一概念被扩展为生物膜/活性污泥组合工艺（integrated fixed-film activated sludge process，IFAS），就是将生物膜和活性污泥合并在一起的工艺。其实现的方式是往活性污泥法系统内投加载体（固定式或悬浮式）以生成生物膜，并通过污泥回流来维持混合液的浓度，以提高反应器内的生物量，实现提高系统处理能力或性能的初衷。IFAS的优点有通过投加载体提高系统处理能力或性能、增加生物量的同时不增加沉淀池的固体负荷、可在较小占地面积下获得较高的处理能力、污泥产量低、可以同时硝化反硝化。IFAS也存在一些缺点，如增加运行设备、由于截留载体格网的设置增加了水头损失等。

IFAS使用过很多类型的载体，有些载体甚至已经成为工业标准。决定某特定载体是否可以应用的因素有比表面积、是否易堵塞、耐久性等。一般来说，IFAS使用的载体可以分为固定式和悬浮式载体两类。固定式载体主要为绳状（rope-type）载体，也可称为环状绳索（looped-cord）或绞股（strand media）载体，就是以编织绳将环状载体单体串联起来，其环状部分的材质为聚乙烯或聚酯。被广泛使用的悬浮式载体有塑料材质并类似货车形状的载体和海绵立方形载体，此类载体密度略小于水。

（三）好氧颗粒污泥法

好氧颗粒污泥属于微生物的自固定化技术范畴，每个颗粒污泥是由数以百万计的不同细菌形成的微生物的聚合群落。好氧颗粒污泥具有规则的外形、密实的结构和优良的沉淀性。好氧颗粒污泥是高活性微生态系统，它的存在能实现反应器内较高的生物浓度，从而减小反应器体积，提高耐冲击负荷能力^［127］。Mishima等^［128］首先在升流式好氧反应器中发现了具有良好沉淀性能，粒径在2～8mm之间的好氧颗粒污泥。随后许多研究者利用SBR反应器中独特的厌氧-好氧交替出现和气液两相均成升流运动的特征，培养出了好氧颗粒污泥，并将好氧颗粒污泥化技术应用于处理高浓度有机废水、有毒废水和城市污水脱氮除磷处理。

（1）形成步骤　好氧颗粒污泥的形成需要满足一定的物理、化学和生物条件。Liu和Tay^［129］提出好氧颗粒污泥形成的4个步骤。

①细菌通过物理运动相互接触。促进这一过程的动力可分为流体动力、物质扩散、重力沉降热力学动力和细胞自我运动等。

②细胞间相互接触及稳定的过程。过程中促使细胞相互吸引的动力包括来自物理方面（如范德华力、异性电荷吸引力、热动力、表面张力、疏水性、丝状细菌的架桥效应等）、化学及生化方面（包括细胞表面脱水、细胞膜黏结、细胞间信息传递及收集）等。

③细胞聚合体的成熟。这个过程则是细胞通过分泌产生的胞外聚合物、细胞自身繁殖、代谢变化及环境诱导产生的基因变化等相互作用，进而形成一个有高度组织性的微生物结构。

④在流体剪切力的作用下，最终形成一个稳定的、具有三维微观结构的颗粒污泥系统。

（2）作用原理　颗粒有机物中COD_Cr的去除主要归因于好氧颗粒污泥中含有一定量的原生动物，能够捕食细小的有机颗粒物，颗粒型有机物的粒径越小则去除效率越高。

在好氧颗粒污泥的表面，亚硝化菌和硝化菌将氨氮分别氧化成N-N和N-N；在颗粒污泥的中间层，好氧反硝化菌、异养硝化菌和好氧反氨化菌在低溶解氧条件下（1mg/L左右）进行反硝化，将氨氮转化为N₂；在颗粒内部，当存在外碳源时，反硝化菌将N-N和N-N还原为N₂释放；当缺乏有机碳源时，厌氧氨氧化菌（本节第三部分介绍）又能以氨氮为电子供体将N-N还原为N₂。

好氧颗粒污泥的自身结构特点以及氧扩散梯度的存在使污泥颗粒由内至外可以形成好氧区、缺氧区和厌氧区，为除磷脱氮微生物提供了适宜的生长环境。硝化菌、反硝化菌、聚磷菌、反硝化聚磷菌等可以在三个区域内最大限度地发挥各自的优势实现同步除磷脱氮。好氧颗粒污泥中可以发生聚磷菌除磷，也会由于好氧颗粒污泥内层具有缺氧区，其中的反硝化聚磷菌（DPB）利用储存在体内的有机碳源，并以N-N为电子受体，将其体内储存的聚β-羟丁酸（PHB）降解的同时，将N-N还原为N₂释放。与此同时，DPB超量吸收磷酸盐并储存在体内形成聚磷酸盐，随着剩余污泥的排出实现除磷目的。

（3）优点　与活性污泥絮体相比，好氧颗粒污泥具有以下的优点：a.结构结实紧凑；b.外形规则光滑；c.反应器中无论是在混合状态还是沉淀后静止状态，作为个体清晰可辨；d.可在反应器中实现较高的污泥浓度和较好的污泥沉淀性能；e.能承受较高水力负荷和有机负荷；f.对有毒物质和重金属的适应性较强；g.颗粒污泥优良的沉淀性能使得反应器出水的泥水分离操作变得容易进行。

（4）驯化方法　好氧颗粒污泥的驯化有以下几类方法^［127］。

①接种污泥类型。一般而论，丝状细菌和荚膜细菌丰富的接种污泥有利于颗粒化。与接种絮状污泥相比，直接采用厌氧颗粒污泥进行驯化更为简便且成功率高，启动时间短。

②Ca²⁺、Mg²⁺、Fe²⁺和Fe³⁺能与阴离子结合形成颗粒污泥的核心，加速颗粒污泥的形成。当100g Ca²⁺加入到进水中，16d可以将颗粒污泥培养成功，而不投加Ca²⁺的情况下颗粒污泥的培养时间为32d。

③低pH值和FA有利于颗粒污泥的形成。pH值为4，大量真菌存在时，颗粒污泥粒径可达7mm，而当pH值为8时，细菌占优势，粒径仅为4.8mm；当FA浓度小于23.5mg/L时，颗粒污泥均可培养成功。

④SBR运行方式：运行周期1.5h时粒径相对较大且结构密实；强化颗粒污泥稳定性的最佳饥饿时间为3.3h；高曝气强度有利于颗粒化；低温不利于颗粒污泥的培养，大多数颗粒污泥的培养在室温下进行；排水高度和直径比（H/D）越高越有利于颗粒化，H/D为5时，颗粒污泥的培养时间为16d，而H/D为1时颗粒化启动时间加倍。

（5）应用　好氧颗粒污泥具有诸多优势，许多研究学者在实验室规模的好氧颗粒污泥反应器中开展了多种高浓度有机废水、金属废水、含毒物质废水及生活污水的研究，具体如表1-9^［130］所列。

荷兰DHV公司及代尔夫特理工大学、STW和STOWA于1999年合作开始研究Nereda^TM好氧颗粒污泥技术，并于2003～2005年在荷兰Ede污水处理厂进行了世界上第一例利用好氧颗粒污泥处理城市生活污水的中试研究^［131］。该中试投入运行了2座颗粒污泥SBR工程化反应器，基本参数如下：水量为5m³/h，表面负荷为3m/h；高度和直径分别为6m和0.6m，运行周期为2.5～3h；DO为1.5～5mg/L，水温为12～20℃；进水经沉淀、砂滤等预处理后，可去除75%的SS。稳定运行期间，SBR中的MLSS达8～12g/L，粒径＞212μm的颗粒污泥占80%～90%（质量分数），且以粒径＞0.6mm的颗粒污泥为主，SVI为35～65mL/g。Nereda^TM好氧颗粒污泥技术在荷兰Ede污水处理厂两年的实践运行证明，基于好氧颗粒污泥的Nereda^TM工艺占地面积仅为传统工艺的20%～30%，虽然初期机电设备的投资较大（占基建总投资的40%～45%，而传统活性污泥工艺中该比例为25%～30%），但由于剩余污泥量小，紧凑的反应器所需供氧量较少，其能耗比传统工艺降低了25%～35%，年均总运行费用（包括前处理和后续工艺）比传统活性污泥法低7%～17%^{［132，133］}。同时，荷兰DHV公司于2008年将Nereda^TM工艺首次用于南非某污水处理厂的升级改造中。该污水厂存在的主要问题是进水量已严重超过水厂现有设施的处理能力，致使处理系统的污泥龄低、出水水质差。基于投资和用地等方面的考虑，Nereda^TM技术最终被用于该污水厂的升级改造。与传统工艺相比，Nereda^TM技术的基建投资低20%左右，电耗节省35%～45%，年运行费用降低50%左右。目前，该工程正在试运行^{［134，135］}。

PERBIOF技术是意大利IRSA（Istituto di Ricerca Sulle Acque）研发的高性能污水处理技术。其主体为SBBGR（sequencing batch biofilter granular reactor），内部设生物固定床。该技术通过投加接种污泥，利用固定床培养出的好氧颗粒污泥处理城市生活污水及工业废水。该技术被用来处理意大利一家制革厂的生产废水，在容积负荷为4kgCOD_Cr/（m³·d）、进水COD_Cr平均为2900mg/L时，单独采用SBBGR处理的出水COD_Cr仅为250mg/L（对其去除率高达90%），但是尚不能满足意大利工业废水排放标准。结合后续的臭氧处理装置（臭氧投加量为150～300g O₃/m³），则联合系统对COD、DOC、TSS、TKN、表面活性剂及色度的去除率分别为99.5%、98%、99%、95%、98.7%、98%，出水水质完全满足排放标准^［131］。

倪丙杰等^［136］在合肥朱砖井污水处理厂进行了应用好氧颗粒污泥处理低浓度城市生活污水的中试研究。已建SBR反应器有效容积为1m³，高度和内径分别为6m和0.5m；溶解氧控制在2mg/L左右，HRT为6～8h，排水体积交换率为50%～70%，有机负荷为0.6～1.0kg COD_Cr/（m³·d）。反应器中接种污泥取自朱砖井污水处理厂的曝气池，SVI为75.5mL/g，初始污泥浓度为4.0g/L。经过80d的运行，反应器内出现了粒径为0.3mm左右的颗粒污泥。300d后，MLSS达8.0～10.0g/L，85%为好氧颗粒污泥；污泥平均粒径＞0.4mm，SVI仅为35mL/g，污泥的沉降速率达18～40m/h。

由此可见，好氧颗粒污泥是由多种好氧、兼性及厌氧微生物组成的一个完整的微生物群落，对废水中多种污染物质具有良好的降解潜力。多用于处理高负荷废水和有毒有机废水，具有沉降系统体积小、抗负荷冲击能力强、出水水质好等优点。

三、基于厌氧氨氧化的新型脱氮技术

1994年荷兰Delft理工大学发现了可以在自养条件下将N厌氧氧化的Anaerobic Ammonium Oxidation （Anammox，厌氧氨氧化）技术。这一技术是由荷兰Delft理工大学与Paques B.V.公司联合开发的。狭义的Anammox是指在厌氧或者缺氧条件下，浮霉菌目（Planctomycetales）的化能自养型厌氧氨氧化菌以N为电子受体，直接将N氧化为N₂的过程（图1-22）。反应原理如式（1-10）所示^［137］。硝酸盐是反应的副产物，占进水氮浓度的12%左右。

　　（1-10）

由于实际废水中的氮以氨氮或有机氮的形式存在，为了保证式（1-10）反应的进行，需要首先进行部分亚硝化的预处理。因此，广义的Anammox则包括两个生物反应过程：部分亚硝化［废水中的N约60%被氧化为N，式（1-11）］和狭义的Anammox（残留的N与部分亚硝化反应的产物N进行反应生成N₂）^［138］。广义的Anammox工艺分为一段式工艺（部分亚硝化和狭义的Anammox反应发生在同一反应器内）和二段式工艺（部分亚硝化和狭义的Anammox反应发生在各自独立的两个反应器内）。典型的一段式工艺，诸如Deammonification^［139］、CANON^［140］（completely autotrophic nitrogen removal over nitrite）、OLAND^［141］（oxygen limited autotrophic nitrification and denitrification）和SNAD^［142］（simultaneous nitrification anammox and denitrification）法。二段式工艺的代表为SHARON（single reactor system forhigh-rate ammonium removal over nitrite）-ANAMMOX法^［143］。关于Anammox工艺所使用的反应器类型的报道中，SBR是最常见的，除此之外还有固定床（fixed-bed）反应器、流动床（moving-bed biofilm）反应器、气提式反应器、MBR（membrane bioreactor）。Anammox工艺的处理对象主要是厌氧消化液、污泥处理回流水、厕所排水、垃圾渗滤液等其他C/N比较低的工业废水^［138］。

　　（1-11）

Anammox技术是目前已知的最经济的生物脱氮技术，它的优势如表1-10^［144］所列。诸多优势的原因在于：①Anammox菌是自养型厌氧菌，以碳酸盐/二氧化碳为碳源，氨氮的氧化无需分子氧的投加，亚硝酸盐的还原也无需有机碳源的投入，因此可大幅降低污水生物脱氮的运行费用；②由于Anammox菌的生长速度非常缓慢，其典型的世代周期为15～30d，Anammox工艺污泥产量相比于传统硝化反硝化工艺而言可减少90%，进一步减少了后续污泥处置的费用消耗；③由于Anammox工艺的进水要求N-N/N-N比为1∶1.32，以SHARON为前处理工艺的SHARON-Anammox组合工艺，在不投加任何化学药品的条件下，既能降低污水处理的运行费用，又能实现氮的高效去除。

由于广义的Anammox中的一段工艺需要亚硝化菌与厌氧氨氧化菌在同一系统的共存，因此，需要保障反应器的环境（溶解氧、pH值、水温、有机物等）适宜二者的生存。Anammox反应的最适条件如表1-11^［145］所列。

Paques B.V.公司将Anammox工艺市场化，并在欧洲建造了一些采用此技术的实际工程。2002年在荷兰鹿特丹市的Waterboardhollandse Deltain污水处理厂建成了第一座应用Anammox的工程用来处理污泥消化液，其处理能力为500mgN/d。由于Anammox菌生长缓慢（倍增时间约为11d），此工程的预期启动时间为2年，但是由于实际启动过程中的亚硝酸盐毒性和硫的抑制作用等困难，实际耗费了3.5年才启动成功。据Lackner等^［146］的报道，截至2014年，世界上共有100余座Anammox的实际工程，其中采用一段式Anammox处理法的占总数的88%，虽然Anammox技术发展初期以二段式处理法为主，但是现在一段式处理法已经明显成为主流工艺。现存的Anammox实际工程的处理对象，约75%为污泥处理回流水，土豆加工厂废水等食品工业废水占17%，垃圾渗滤液占8%，这些废水都具有共同的特点，即氨氮约1000mg/L，C/N比小于1。现在Anammox多作为城市污水处理的旁流工艺在应用，对于主流工艺的应用目前报道仍少见。Anammox工艺在国内的应用情况见表1-12^［147］。

四、其他技术

真菌有耐高渗透压、耐高有机底物的特性，真菌的生态位决定了它们在废水生物处理系统中的数量多少及种群结构，其中废水水质是最重要的影响因素，一般认为，某些含碳量较高（如高浓度糖类废水、淀粉废水和纤维素废水）、pH值较低、溶解氧含量较充足的工业废水生物处理系统中真菌数量较多。在某些含碳较高或pH值较低的工业废水处理系统中常常出现真菌，在常规处理系统中出现真菌往往提示负荷很高。另外，许多文献中都报道了活性污泥的膨胀、生物膜更新缓慢等都与丝状真菌的异常增殖有关。

1.真菌废水处理技术（以白腐真菌为例）

在应用真菌处理特异性废水或污染物方面，国内外不少学者进行过实验研究，得出了有意义的结果^［148］。如上海高桥化工厂在中科院微生物所的协助下，已经筛选到具有高度分解氨能力的茄病镰刀霉等数株真菌。华东师范大学应用白地霉（Geotrichcum candidum）处理豆制品废水获得了成功，由此收获的白地霉是良好的动物饲料。黄民生等已筛选分离到具有很强降解染料、木质素及脱色的白腐真菌。因此，可以利用真菌对一些特殊污染物的高效降解特性来处理这些废水。

自然界中木质素的分解主要是靠担子菌纲中的干朽菌、多孔菌和伞菌等白腐真菌完成的。白腐真菌对木质素的降解是由关键酶（木质素氧化物酶、锰过氧化物酶、漆酶等）的催化反应完成的。其中关键酶是反应的启动者，先是木质素的解聚形成许多有高度活性的自由基中间体，继而以链式反应方式产生许多不同的自由基，高效催化转化类似于Fenton反应使木质素解聚成各种低分子量片段直至彻底矿化。可以认为，白腐真菌对木质素的高效降解是微生物代谢与Fenotn反应在微观区域达到了高度优化组合的结果^［149］。

与传统的废水生物处理技术相比，白腐真菌在废水处理中具有如下特点^［148］。

①细胞外降解。真菌降解酶大多存在于细胞外，有毒污染物也不必先进入细胞再代谢，从而避免对细胞的毒害。

②降解底物的非专一性。自由基链式反应的广谱性，决定了真菌能降解多种类型的有机化合物，如杂酚油、氯代芳烃化合物、氯酚、多环芳烃、二英、三硝基甲苯、染料、农药等。

③适应固、液两种体系。大部分微生物仅适于可溶性底物的处理，而许多污染物不溶于水，可生化性极差。真菌能在固体、液体基质中生长，能利用不溶于水的基质，可应用于土壤修复与水污染治理。

④对营养物的要求不高，能利用木屑、木片、农业废弃物等廉价营养源进行大量培养。

南京理工大学唐婉莹等^［150］利用从TNT污染的土壤中分离纯化并经连续培养驯化的白腐真菌，对实际TNT炸药废水进行了好氧生物降解实验，经过5d的降解，废水中所含的主要成分TNT降解率＞99%。

Joyce等采用黄孢原毛平革菌为优势微生物构建白腐真菌生物转盘MycoR（mycological bioreactor）反应器处理纸厂漂白废水，优化条件下能去除2000色素单位/（L·d），并使氯化木素脱氯，大大降低了废水的毒性。

吴涓等^［151］初步研究球形白腐真菌吸附Pb²⁺的能力，结果表明溶液的pH值、金属离子浓度、吸附时间、温度、共存离子和化学预处理等因素对生物吸附能力都有一定的影响。在最佳吸附条件下Pb²⁺的吸附量最大可达108.4mg/g。

2.酵母菌废水处理技术

酵母菌废水处理技术是以环境中筛选的适应于特定废水的一种或多种酵母菌的组合为主体，在完全开放和好氧的条件下，通过酵母菌对废水中的有机物的分解和利用而达到去除废水中的COD_Cr，实现水质净化目的的一种技术^{［152，153］}。

19世纪70年代日本人将酵母菌应用在废水处理中，而再次在环境污染处理中得到关注则是由日本在第二次世界大战后利用酵母菌处理废水同时生产单细胞蛋白。酵母菌真正用于废水处理的研究始于20世纪70年代后期，日本国税厅酿造研究所最早从环境工程概念设计了酵母菌废水处理系统，并应用于啤酒生产废水和食品加工废水的处理^{［154，155］}。20世纪90年代初，日本西原环境卫生研究所（NRIB）的Yoshizawa等率先在世界上实现了酵母菌处理有机废水技术的实用化。在高浓度有机废水的前段处理中，利用筛选出来的酵母菌高效分解大量有机物，尤其是对油脂等特殊有机物的出色去除（可以将废水中的含油量从10000mg/L降低到100mg/L，这是其他生物处理法无法实现的），最大限度地降低了废水的有机负荷。经酵母菌处理后的废液用常规活性污泥法等工艺进一步处理即可达标。

酵母菌废水处理装置的运行方式与普通的活性污泥法非常相似。首先从目的水样环境中筛选适应废水水质的高效去除COD_Cr的多种酵母菌菌种，采用混合菌种在完全开放的条件下以好氧的方式对废水进行处理。废水进入存在混合菌种的曝气池后流入沉淀池，利用酵母菌优良的自然沉降特性，实现菌体与水的分离，部分菌体回流至曝气池^［156］。酵母菌体内含有特殊的氧化分解酶，使其可以利用多种有机物（简单糖类、有机酸、醇等）。酵母菌有发酵型和氧化性两种，其中主要用于废水处理的为氧化性酵母菌。发酵型酵母菌通过酒精发酵作用，将丙酮酸转化为乙醇，并产生大量ATP；而氧化型酵母菌先将丙酮酸在线粒体内转化成乙酰辅酶，再通过三羧酸循环把乙酰辅酶转化成CO₂和小分子物质，并产生大量ATP，同时利用碳源并合成新的细胞物质^［156］。

酵母菌法具有以下特点^［153］。

①由于酵母菌具有丝状真菌的特点，细胞大、生长快、适应能力强、能形成良好絮体、代谢旺盛、耐酸、耐高渗透压、耐高浓度有机物底物，可适应BOD₅从几千到几万毫克/升的高浓度有机废水的处理，污泥负荷可以高出常规活性污泥法的数倍（表1-13）。尤其是在处理高糖、高碳、高渗透压环境有机废水，如橄榄油加工废水、味精废水、印染废水、蜜糖废水、酿造废水、制浆废水时优势显著。

②酵母菌特有的氧化分解酶系可直接降解高浓度油脂类物质。

③酵母菌可以处理高浓度有机废水并实现资源化，如酒精废液的BOD浓度很高，用酒精废水培养酵母菌，既处理了废水又回收了菌体蛋白。酵母菌废水处理过程中产生的剩余污泥蛋白质含量较高，氨基酸组成齐全，且含有多种维生素（如维生素A，维生素E）和Ca、K、Fe等金属离子的特点，作为动物饲料添加剂具有不可估量的价值。利用酵母菌生产单细胞蛋白具有原料丰富、成本低廉、生产周期甚短的优点。

该技术特别适合于高浓度有机废水的前处理，且处理效率高，占地面积小，处理成本低，适合在中小型企业推广应用。该工艺不需要无菌条件，不需要特别制备菌种，不需要特别的发酵罐，整个处理为连续的工艺过程，而不是分批分罐，处理成本大大降低。

目前我国采用酵母菌处理高浓度有机废水的应用与研究如表1-14^［153］所列。从味精厂废水流经处的污泥及土样中筛选出两种能适应味精生产过程中离交尾液的酵母菌，经鉴定为嗜盐假丝酵母（Candida halophila）和黏红酵母（Rhodotorula glutinis）。2株混合菌株在废水pH值为4～9时24h内去除80%以上的COD，pH值为4.0～5.0时可达到最大去除率84%。酵母菌菌群在pH值为4左右的酸性条件下处理效率较好。废水经酵母菌处理后其还原糖由2532.7mg/L降至108.3mg/L，COD由16136mg/L降至2461mg/L，处理速度大大高于活性污泥法。

Chigusa等^［157］利用从工业废水中分离出来的9株混合酵母菌对豆油加工废水进行直接生物处理的中试实验，整个装置连续稳定运行1年以上，获得较好的效果。在进水COD、BOD、油分别为39300mg/L、18200mg/L、11900mg/L时，酵母菌废水处理工艺对COD、BOD₅、油的去除率均稳定在93%以上。酵母菌在处理系统中自然形成菌丝或假菌丝球，具有良好的沉降性，处理后的剩余有机物可通过常规活性污泥进行进一步处理。

酵母菌对某些难降解物质及有毒物也有较强的分解能力，苯酚是焦化、炼油、农药化工染料、纺织等工业废水中的主要污染物，某些特殊的酵母菌如假丝酵母菌、丝孢酵母菌等可以在含有500～1000mg/L杀虫剂和酚的废水中增殖，并将其分解。周江亚等^［158］从苯酚降解颗粒污泥中分离出1株苯酚降解菌并经鉴定为热带假丝酵母菌，在降解苯酚的最优条件下，苯酚的理论去除率可达99.1%。该酵母菌对苯酚的降解速率快，且耐受毒性强，为废水中苯酚的去除提供了新思路。

汪严明等^［159］用酵母菌处理油田钻井废水，开拓了这类废水处理的新方法，其研究表明酵母菌在pH=4、HRT为8h时，对油田钻井废水TOC去除率（40.5%）略高于经过驯化后的活性污泥法工艺（HRT 10h）的去除率（35.2%），而且它对分子量在60kDa以上的有机物也具有一定的处理能力。

阿维菌素（Avermection，AVM）是一种大环内酯类抗生素，其生产废水中残留的阿维菌素对废水生物处理产生严重的抑制作用，常规的生物处理难度大。张庆连^［160］从阿维菌素废液中筛选得到HEUST-BS-01酵母菌株，对80t阿维菌素废液废水的实验结果表明，每吨发酵液可产酵母粉482kg，COD约降低40%，得到的酵母单细胞蛋白含有蛋白质40.02%、灰分5.18%、水分8.12%，符合国家标准要求。

氨基糖苷类抗生素（如盘尼西林、核糖霉素）的生产过程中广泛采用大豆油作为优质碳源，因此，其生产废水中的含油量高，发酵残渣和废水的固液难以分离，导致后续废水处理困难。Wang等^［161］将6种酵母菌株（Candida tropicalis，Candida boidinii，Trichosporon asahii，Williopsis saturnus，Pichia anomala，Yarrow lipolytica）接种于中试和实际制药废水处理厂的序批式反应器（SBR）中，用于后续生物处理单元（A₁-A₂-O）的预处理单元，以便去除废水中的油类并提高固液分离效率。其结果表明中试和实际制药废水处理厂的除油率分别为85%～92%和61.4%～74.2%，污泥沉降速度（SV）由初始的91%分别降低至16.6%～21.3%和22.6%～32%。因此，酵母菌系统是一种稳定、有效的含油脂发酵类抗生素生产废水的预处理方法。