实际生活污水快速培养好氧颗粒污泥的方法研究

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好氧颗粒污泥的培养方法

好氧颗粒污泥是活性污泥微生物通过自固定最终形成的结构紧凑、外形规则的生物聚集体，是具有相对密实的微观结构、优良的沉淀性能、较高浓度的生物体截留和多样的微生物种群。

因此，现作为一种新型的废水生物处理形式，在城市污水和工业废水处理中具有非常广阔的应用前景。

那么该颗粒污泥是如何培养的呢?1、配制人工合成模拟废水以乙酸钠为碳源，KH4C1为氮源，KI2P04为磷源，并加入适当微里元素作为补充:初始COD、HM3-F浓度分别为213mg/1左右和12mg/1左右。

2、接种污泥采用普通絮状污泥为接种污泥，MLSS为3.0g/L,比重为1. 005, SVI为78ml/g。

3、采用进水<-曝气-沉淀排水<-闲置的运行方式，每天四个周期，每周期6h, 进水10min,曝气300min,沉淀25min;排水5min,闲置20min.运行一周后逐渐趋于稳定状态。

4、逐步提高进水负荷COD、MI3-E农度分别提高至400mg/1左右和30mg/l左右。

5、采用进水-曝气-静置+搅拌-=次曝气沉淀排水-闲置的运行方式，运行周期调整为每天三个，每周期8小时:进水5min,曝气150min,静置+搅拌120min, 二次曝气120min,沉淀10min, 排水5min, 其余时间闲置，部分污泥趋向于颗粒化状态，形成具有脱氮功能的颗粒化污泥的雏形，随后的培养中根据情况不断减少沉淀时间，造成选择压，排出沉降性能差的絮状污泥，最终沉淀时间降至5min:初始颗粒内的各种微生物在颗粒内寻找适合自身生长增殖的生态位，并通过竞争与次级增长而衍生出新的代谢互补关系，由此进一步充实了颗粒污泥，形成了结构紧密、外形规则的成熟颗粒污泥。

以上就是有关好氧颗粒污泥培养办法的一些具体介绍，希望对大家进一步的了解有所帮助。

好氧颗粒污泥处理实际污(废)水的研究与工程化应用进展

好氧颗粒污泥以反应器中污泥浓度高、降速沉度快、冲击负荷能力强、耐能够同时实现脱氮除磷等特点，为目前污（）处理领域的研究热点之成废水
现脱氮除磷等特点成为目前污（）处理领域的研究热点之一。介绍了好氧颗粒污泥在实际城废水市生活污水、工业废水处理中的研究现状，以及基于好氧颗粒污泥的技术开发与工程化应用的最新
研究进展，出其在污水处理设施升级改造或新工艺设计中具有良好的应用前蒂。指
第２６卷
第４期
中国给水排水
ＣＨＩＡＡＴＥＲ＆ＷＡＳＷＴＥＷＡＴＥＲ
Ｖ０．６Ｎｏ４１２．
Ｆｂ．０１ｅ２Ｏ
２１００年２月
好氧颗粒污泥．理实际污（水的研究与．：处：废）工翟化应用进展
季民魏燕杰李超秦菲菲王芬，，，，
Ａｂｔａｔｓｒｃ：Ｗｉｈａｖｎａｅｆｈｇｏｃｎｒｔｏｔｄａｔｇｓｏｉｈｃｎｅｔａｉｎ，ｒｐｉｅｔｎｅｏｉａｄｓｔｉｇｖｌｃｔｓｒｎｂｌｙｔｔ・ｌｙ，ｔｏｇａｉｉｏｗｉｈｔｓａｄｓｏｋｏｄｎｔｎｈｃｌａｉｇ，ａｄｃｐｃｔｆｓｍｕｔｎｏｔｏｅｎｐｏｐｏｕｓｒｍｏａ，ａｒｂｃｒｎｕａｎａａｉｙｏｉｌａｅｕｓｎｉｇｎａｄｈｓｈｒｅｖｌｅｏｉｇａｌｒｒ

小区污水处理好氧颗粒污泥的培养

用蠕动泵进水。ｌ２用乙酸钠为碳源的模拟、采污水，、采用葡萄糖为碳源的模拟污水，模拟污３４水组成见表ｌ采用电磁式空气压缩泵曝气，、曝。ｌ４
１２１培养装置的启动．．
４个反应器分别编为ｌ２、和４，每个反应、３器接种沉淀污泥１Ｌ．。将种泥提前３天曝气培养，２停
水处理与回用工艺系统。
１材料．１
１，接种污泥：．１１采用普通絮状活性污泥，白天津取市某城市污水处理厂的曝气池。
１．模拟污水：别采用葡萄糖和乙酸钠为碳源的．２１分２模拟污水，种组成如下所示：
维普资讯
第２６卷４期
２００７年１月０
南平师专学报
ＪＵＲＮＡＬＯＦＮＡＮＩＥＯＰＮＧＴＡＣＨＥＲＳＣＯＩ上ＥＧＥ
Ｖｏ．６１２Ｎｏ４．
Ｏｃｏｅ．０７ｔｂｒ２ｏ
本研究以普通絮状活性污泥为种泥，采用模拟污水探索了用于小区生活污水处理的好氧颗粒污泥培
养工艺，用培养出的好氧颗粒污泥处理小区生活污并
水，考察其对小区生活污水中ＣＤ和总氮的去除，Ｏｏ
表１模拟天津市某小区污水井，主要．３１采其
拟污水至正常水位。以ＳＲ模式运行，周期为４，其中进水Ｂｈ
５１ｍｎ曝气３ｈ沉淀３２ｍｉ， —０ｉ，．，５－５ｎ排水０５１ｎ．—ｍｉ。排

污泥培养方法_实验报告

一、实验目的1. 掌握污泥培养的基本原理和方法。

2. 了解不同污泥培养方法的特点及适用范围。

3. 分析污泥培养过程中的关键因素，为实际污水处理提供理论依据。

二、实验材料1. 原水：生活污水、工业废水等。

2. 污泥：好氧污泥、厌氧污泥等。

3. 培养设备：曝气池、沉淀池、污泥回流装置等。

4. 试剂：营养盐、消毒剂、pH调节剂等。

三、实验方法1. 自然培养法（1）将原水引入曝气池，开始闷曝（只曝气不进水），闷曝2-3天后，停止曝气，静置1-1.5小时。

（2）进入部分新鲜污水（水量约占池容的1/5），然后循环进行闷曝、静置和进水三个过程。

（3）当污水温度为15-20℃时，经过15天左右，可使曝气池中的污泥浓度超过1g/L，混合液的污泥沉降比达到15％～20％。

（4）停止闷曝，连续进水连续曝气，并开始污泥回流。

2. 接种培养法（1）采用附近污水处理厂的浓缩污泥或干污泥作为菌种。

（2）将菌种投入曝气池，开始闷曝，闷曝时间根据实际情况调整。

（3）闷曝结束后，进入正常培养菌种阶段，控制好氧池溶解氧在2-4之间。

（4）根据实际情况，调整营养盐、消毒剂和pH调节剂的投加量。

3. 连续培养法（1）污水直接通过活性污泥系统的曝气池和二沉池，连续进水和出水。

（2）二沉池不排放剩余污泥，全部回流曝气池，直到混合液的污泥浓度达到设计值。

四、实验结果与分析1. 自然培养法经过15天左右的培养，曝气池中的污泥浓度达到1g/L以上，混合液的污泥沉降比达到15％～20％。

污泥呈黄褐色，镜检有大量新型菌胶团，较为密实，可以观察到许多活跃的钟虫。

污泥活性较强。

2. 接种培养法接种培养法在短时间内即可达到较高的污泥浓度，污泥沉降性能良好。

污泥呈黄褐色，镜检有大量新型菌胶团，较为密实，可以观察到许多活跃的钟虫。

污泥活性较强。

3. 连续培养法连续培养法使污泥浓度在较短时间内达到设计值，污泥沉降性能良好。

污泥呈黄褐色，镜检有大量新型菌胶团，较为密实，可以观察到许多活跃的钟虫。

好氧颗粒污泥快速培养及胞外多聚物对颗粒化影响研究的开题报告

好氧颗粒污泥快速培养及胞外多聚物对颗粒化影响研究的开题报告研究题目：好氧颗粒污泥快速培养及胞外多聚物对颗粒化影响研究研究背景：污水处理是城市建设中的一项重要工作，颗粒污泥处理技术是污水处理的重要方法之一。

目前广泛应用的好氧颗粒污泥处理技术，是指将微生物固定在具有吸附能力的载体表面，形成活性固体颗粒，利用好氧性微生物的代谢能力分解污水中的有机物。

好氧颗粒污泥技术具有处理效率高、占地面积小、运行成本低等优点，被广泛应用于污水处理厂中。

然而，好氧颗粒污泥技术中存在一些问题。

例如，传统的好氧颗粒污泥处理技术需要10天到20天的培养周期，处理效率低，且易受到氧气浓度、温度等环境因素的影响。

此外，好氧颗粒污泥中的胞外多聚物含量较高，可能对颗粒化产生不利影响。

因此，本研究旨在探索好氧颗粒污泥的快速培养技术，并研究胞外多聚物对颗粒化的影响，为好氧颗粒污泥技术的进一步应用和发展提供理论依据和参考。

研究内容和方法：本研究的主要内容包括好氧颗粒污泥的快速培养技术研究和胞外多聚物对颗粒化的影响研究。

1. 好氧颗粒污泥的快速培养技术研究采用实验设计方法，通过对好氧颗粒污泥的培养周期、氧气浓度、温度等条件进行调整和优化，探索快速培养技术，研究培养周期和处理效率的关系，并比较传统、快速培养技术处理效果的差异。

2. 胞外多聚物对颗粒化的影响研究收集不同处理条件下的好氧颗粒污泥样品，通过分离和测定胞外多聚物的含量，研究其对颗粒化的影响。

同时，通过扫描电镜等技术，观察颗粒污泥的形态结构变化，探究胞外多聚物对颗粒化的作用机制。

研究意义：该研究旨在探索好氧颗粒污泥的快速培养技术，并研究胞外多聚物对颗粒化的影响，具有重要的理论和应用意义。

一方面，该研究可以为好氧颗粒污泥技术的进一步发展提供理论基础和技术支撑，另一方面，该研究也有望为城市污水处理和环保事业做出积极贡献。

SBR法培养好氧颗粒污泥的实验研究

摘要：以沈阳市某污水处理厂普通絮状活性污泥为接种污泥，采用人工配制的模拟废水，在SBR 反应器中进行好氧颗粒污泥培养实验研究。

结果表明：通过运行方式的调整及参数的改变，在第33 d培养出成熟的好氧颗粒污泥，污泥粒径在2~3 mm 左右；在一次曝气后增加静置缺氧段，有利于脱氮，系统中COD 、NH -N 去除率可分别达到93%和92%；好氧3颗粒污泥系统中含有大量的原生动物和后生动物，系统中污泥状态良好，处理效果好。

采用逐步提高生活污水比例的方法对颗粒污泥进行驯化，当生活污水的比例达到100%时，系统出水COD ＜50mg /L ，NH -N ＜5 mg /L ，达到3GB18918—2002一级A 出水标准。

关键词: 好氧颗粒污泥；培养；去除率；MLSS ； SVI 中图分类号：X703 文献标志码：AExperimental Study of Cultivation of Aerobic Granular Sludge in SBR1 2Wang Yunmei ,Zhang Hua (1. Shenyang Academy of Environmental Sciences, Shenyang 110016, China;2. Sujiatun Sub-bureau of Shenyang Environmental Protection Bureau of China, Shenyang 110101, China)Abstract: In this study, by use of common flocculent activated sludge from a municipal wastewater treatment plant asinoculation sludge and synthetic domestic wastewater, aerobic granular sludge was cultivated in a sequencing batch reactor (SBR). The results showed that by adjustment of operation mode and change of parameters, mature aerobic granular sludge was successfully cultivated on the thirty-third day, with size of about 2~3 mm. Addition of anoxic stationary phase after one time of aeration was helpful for denitrification and the removal rate of COD and NH -N could reach to 93% and 92% respectively. The aerobic granular 3sludge contained a large amount of protozoa and metazoan, indicating that the performance of sludge and the treatment effect was good. Then, the aerobic granular sludge was acclimated by gradual increasing of the domestic sewage ratio. When the sewage ratio reached to 100%, COD and NH -N in the effluent was less than 50 mg/L and 5 mg/L, meeting the level A effluent limits regulated in 3GB18918-2002. Keywords: Aerobic Granular Sludge; Cultivation; Removal Rate; MLSS; SVI CLC number: X703收稿日期：2014-11-26基金项目：国家水体污染控制与治理科技重大专项（2012ZX07202-005-003）基金资助王允妹（1976-），女，硕士、高级工程师。

快速培养活性污泥的常用方法

快速培养活性污泥的常用方法一、引言活性污泥法是污水处理中常用的一种生物处理方法，通过微生物的作用将污水中的有机物和营养物质转化为稳定的有益物质。

在活性污泥法的运行过程中，快速培养活性污泥是关键的一步，有助于提高污水处理效果和效率。

本文将介绍几种常用的快速培养活性污泥的方法，帮助运营管理人员更好地实现这一目标。

二、常用方法接种培养法接种培养法是一种常用的快速培养活性污泥的方法，该方法是将已经培养好的活性污泥接种到新的污水处理系统中，从而加快活性污泥的培养速度。

此方法适用于在原有污水处理系统的基础上进行活性污泥的扩培或新建污水处理系统的启动。

延时曝气法延时曝气法是通过延长曝气时间来促进活性污泥的生长和繁殖。

在延时曝气过程中，微生物能够更好地适应环境，提高降解有机物的能力，从而加快活性污泥的培养速度。

此方法适用于处理高浓度有机废水或难降解废水。

高浓度污泥法高浓度污泥法是通过提高污泥浓度来增加微生物的数量和种类，从而加快活性污泥的培养速度。

此方法适用于处理低浓度有机废水或常规废水。

生物膜法生物膜法是通过在污水接触的固体表面上生长生物膜来提高生物降解和净化效果。

生物膜具有较高的降解有机物的能力，能够加速活性污泥的培养速度。

此方法适用于处理低浓度有机废水或常规废水。

化学物质添加法化学物质添加法是通过向污水中添加适量的化学物质来促进微生物的生长和繁殖。

常用的化学物质包括营养物质、生长因子等，能够提高微生物的代谢能力和适应性，从而加快活性污泥的培养速度。

此方法适用于处理难降解废水或高浓度有机废水。

三、技术要点1.合理控制曝气量：曝气量是影响活性污泥培养的重要因素之一。

适当的曝气量能够促进微生物的生长和繁殖，提高降解有机物的能力。

同时，过量的曝气也会导致能源浪费和污泥老化。

因此，需要根据实际情况调整曝气量，以达到最佳的处理效果。

2.适时排放剩余污泥：剩余污泥是活性污泥培养过程中的一个重要组成部分。

当剩余污泥过多时，会影响微生物的生长和繁殖，导致活性污泥培养速度减缓。

污水如何培养好氧颗粒污泥

污水如何培养好氧颗粒污泥好氧颗粒污泥是废水生物处理中的一种新技术. 与目前普遍使用的活性污泥法中的活性污泥絮体相比，好氧颗粒污泥优势在于活性污泥絮体在一定条件下生长成为颗粒，在水中沉降速度远大于活性污泥絮体，因此，采用好氧颗粒污泥处理废水，曝气池中生物浓度可大大提高，沉淀时间则可大大缩短[1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10]. 普通活性污泥法曝气池中活性污泥浓度约为3000 mg ·L-1，沉淀时间30 min到2 h. 而采用好氧颗粒污泥技术，曝气池中污泥浓度可达10000～14000 mg ·L-1，沉淀时间只需1~3 min[11, 12, 13, 14, 15, 16]. 与普遍应用于处理高浓度废水及难降解废水的厌氧颗粒污泥相比，好氧颗粒污泥的培养时间约为1个星期到1个月，远小于厌氧颗粒污泥启动时间6个月[17]. 因此，好氧颗粒污泥技术有望为当今污水生物处理技术带来突破性的进展.但是，有关好氧污泥颗粒化的研究时间尚短，人们对好氧颗粒污泥的形成过程、形成机制、各种环境因素对好氧颗粒污泥的影响及颗粒污泥微生物学等，还缺乏深入的研究. 另外，有关好氧颗粒污泥的研究中，大部分是在实验室规模下、采用较高有机物浓度的人工配水(如葡萄糖等)作为基质，较少利用低有机物浓度的城镇生活废水培养好氧颗粒污泥. 另一方面，城镇生活废水中含有各类污染物，COD含量较低，通常小于200 mg ·L-1. 目前这类废水的处理多采用传统活性污泥法，废水的处理效果较好，但传统活性污泥法处理系统普遍占地面积大，建设成本高，剩余污泥量大，运行费用高，而且容易发生污泥膨胀.本研究建立中试试验装置，利用实际城市污水培养好氧颗粒污泥，并采用共聚焦激光扫描显微镜、 X射线衍射等现代分析手段研究所培养颗粒污泥的特性，以期为好氧颗粒污泥技术的实际应用奠定基础.1 材料与方法1.1 试验装置中试试验采用圆柱型 SBR 反应器，上半部材质为有机玻璃，下半部材质为钢，内部刷漆防腐. 反应器内径为 1 m，有效高度为4.5 m，有效容积均为 3.5 m3. 采用空气压缩机供气，通过流量计控制曝气量，曝气量为12.5 m3 ·h-1，反应器内表面气体流速为 0.44 cm ·s-1. 反应器内表面气体流速定义如下：反应器内表面气体流速(cm ·s-1)=反应器内的气体流量(m3 ·s-1)/反应器的截面积(m2) ×100试验装置见图 1. SBR 单周期循环时间为180 min，其中进水8 min，曝气160 min，沉淀6 min，出水6 min; 整个运行程序利用微电脑时控开关控制. 人工模拟废水由计量泵从反应器上部泵入反应器内，出水从反应器中间的排水口排出，排水比为50%. 在3 h的循环周期中，反应器中的DO浓度始终保持在2 mg ·L-1以上.图 1 中试装置示意 1.原水水池; 2.进水泵; 3.微电脑时间控制器; 4.空气压缩机; 5.空气流量计; 6.曝气头; 7.出水泵; 8.排水口1.2 接种污泥与培养接种污泥为实际污水处理厂二沉池回流污泥.该污泥呈黄色松散絮状结构，性质见表 1. 取种泥曝气24 h后，沉淀30 min，排出上清液，使接种污泥量为总体积的50%，再注入培养污水至正常水位. 接种后，反应器内污泥浓度约为3000 mg ·L-1.试验用水采用污水厂实际城市污水，进水水质如表 2.表 1 接种污泥的性质表 2 进水水质1.3 分析方法(1)常规分析COD、 NH+4-N采用快速密闭分光光度法，NO-2-N、 NO-3-N、 TP、混合液悬浮固体浓度(mixed liquor suspended solid,MLSS)、混合液挥发性悬浮固体浓度(mixed liquor volatile suspended solid,MLVSS)，出水悬浮物(suspended solid,SS)浓度均采用标准方法[18]测定. 采用 Olympus CX31光学显微镜和配套的Olympus 数码相机进行图像采集.(2)CLSM分析冷冻切片：将反应器中的好氧颗粒污泥取出，用PBS清洗，置于冷冻介质Tissue-Tek OCT (Miles,Elkhart,IN)中，-40℃冷冻一夜. 将冷冻的颗粒污泥在旋转冷冻切片机(CM1510-Cryostat,Leica,Germany)上切成50 μm厚度的切片[19].CLSM分析：采用核酸染料SYTO9(25 mmol ·L-1,Molecular Probe,Eugene,OR)对切片中的细菌进行染色，采用凝集素荧光染色剂ConA-TRITC(250 mg ·L-1,Sigma)对切片中的EPS进行染色. 染色20 min后，用PBS清洗切片样品. 将清洗后的染色切片样品置于共聚焦激光扫描显微镜(CLSM，LSM 5 Pascal,Zeiss,Jena,Germany)下观察[19, 20].(3)好氧颗粒污泥无机物组成分析采用X射线衍射(XRD)分析仪分析好氧颗粒污泥中无机物的组成. 具体方法为：先将样品在550℃灼烧30 min以上，冷却，干燥，然后将样品研磨成粉末，利用Bruker D8 Advance X-ray powder diffractometer采集图谱(Cu-Kα射线，LynxEye检测器，光管电压40 kV，电流40 mA，2θ测角范围10°~80°，步长0.02°，扫描速度为0.3 s ·步-1)，Eva XRD Pattern Processing software (Bruker Co. Ltd.)进行数据分析.2 结果与分析2.1 好氧颗粒污泥的形成在颗粒污泥形成过程中，用光学显微镜对反应器中颗粒污泥的形态进行了观察，其变化如图 2所示. 可见，随着培养时间的进行，分散的絮状污泥逐渐转化成为细小不规则的小颗粒，然后慢慢长大为个体较大、形状饱满的较大颗粒，最终形成椭球形、边界清晰的深褐色成熟好氧颗粒污泥. 反应器中颗粒化污泥所占的比例逐渐增加，由40 d时的20%左右逐渐增加至100 d时的85%左右.图 2 好氧颗粒污泥的形态变化好氧颗粒污泥培养过程中，反应器的沉降时间从30 min逐渐降低到6 min. 减少沉降时间过程中，由于过量排泥，反应器中的污泥浓度(MLSS)从2.13 g ·L-1降低到0.94g ·L-1(图 3)，接着颗粒污泥能够得到更多营养物质用于生长，反应器内的污泥浓度随着颗粒化进程逐渐增加，MLSS开始缓慢增加. 运行至 40 d时，颗粒粒径较以前增大，基本趋于成熟. 好氧颗粒污泥粒径可达1.0 mm左右. 此时反应器中MLSS浓度在1.2 g ·L-1左右.污水厂的进水为河水. 第75 d时，由于大量降雨，河水中的悬浮物急剧增加，使反应器中的MLSS浓度随之增加; 降雨停止后，反应器中的MLSS浓度回落至正常.图 3 中试SBR反应器中MLSS、 MLVSS随运行时间变化2.2 对污染物的去除中试反应器出水SS的浓度变化如图 4所示. 随着运行时间增加，中试反应器中颗粒污泥所占比例越来越高，反应器出水中的SS浓度逐渐降低. 但是，与污水处理厂出水一级A 标准相比(出水SS<10 mg ·L-1)，好氧颗粒污泥中试反应器由于沉降时间短(6 min)，导致出水SS仍偏高(平均为60 mg ·L-1).图 4 中试SBR反应器中出水SS随运行时间变化对COD、 TN、 TP的去除结果见图 5. 反应器稳定运行后，出水COD均维持在50 mg ·L-1以下，较好地实现了COD的去除; 出水NH+4-N小于2 mg ·L-1，实现了绝大部分NH+4-N 的转化，达到了实际污水处理厂的NH+4-N出水指标; 随着污泥颗粒化的进行，出水TN的浓度逐渐降低，3个月后出水TN小于15 mg ·L-1. 出水COD、 NH+4-N、 TN均达到一级A 排放标准. 好氧颗粒污泥反应器对TP 的去除为50%左右，在系统运行的末期阶段，出水TP 维持在0.57~1.09 mg ·L-1范围内.图 5 中试SBR反应器对COD、 N、 P的去除好氧颗粒污泥反应器运行的完整周期为：进水8 min、曝气160 min、沉淀6 min、出水6 min，没有缺氧和厌氧阶段. 在3 h的循环周期中，好氧颗粒污泥反应器稳定运行时对TN和TP的去除率均为50%左右. 图 5表明，好氧颗粒污泥反应器能够在3 h的周期中，实现同步N 的硝化和反硝化、 TP的去除. 但由于缺乏缺氧和厌氧阶段，虽然出水TN和NH+4-N 达到一级A排放标准，但仍可在未来的优化研究中，在周期中增加缺氧或厌氧阶段，进一步提高TN、 TP去除率.2.3 好氧颗粒污泥中细菌和EPS的分布图 6为一典型的好氧颗粒污泥表面的共聚焦激光扫描显微镜(CLSM)图像. 其中红色和绿色分别表示EPS和细菌的分布区域. 可见，在颗粒污泥表面处，细菌均匀地分布在EPS 构成的网络结构中.图 6 好氧颗粒污泥表面的CLSM图像图 7显示了好氧颗粒污泥的中心横断面上的CLSM图像，红色和绿色分别代表EPS和细菌的分布区域. 可以看出，从整个好氧颗粒污泥的横断面上来看，细菌主要分布在好氧颗粒污泥表面约50~80 μm的区域，此后随着颗粒内部深度的增加，菌体分布逐渐越少，而EPS 则分布在整个颗粒污泥中.图 7 好氧颗粒污泥中心横断面的CLSM图像2.4 好氧颗粒污泥的无机物组成分析图 8为好氧颗粒污泥中物质的XRD图谱，通过XRD 图谱分析可以看出，其成分比较复杂，主要成分有：SiO2、 CaSO4、 Ca(Al2Si2O8)、 Fe2O3.其中最高波峰为SiO2.3 讨论好氧颗粒污泥培养初期，为了促进好氧颗粒污泥的产生，改变运行方式，增加曝气时间，减少沉淀时间，加大选择压，这有利于排除一些沉降速率慢的污泥. 此时，反应器内污泥的沉降性能得到了明显的改善，但是由于沉淀时间缩短，反应器的出水SS变大，反应器内的MLSS 有所降低(图 3). 经过将近20 d的培养，反应器内都出现了好氧颗粒污泥，污泥浓度也开始逐渐增加，MLSS维持在1200 mg ·L-1左右. 由于实际污水浓度较低，且其中含有30%~40%左右的工业废水，污泥颗粒化后，污泥浓度并没有大幅度的提高.中试系统的接种污泥也为实际污水厂中的二沉池剩余污泥，MLVSS/MLSS比例约为50%，污泥活性较低，初期培养出的好氧颗粒污泥的MLVSS/MLSS比例也为50%左右，与实际污水厂活性比相当; 随着运行时间的增加，MLVSS/MLSS比例有所增加，达到60%以上，反映出培养的好氧颗粒污泥活性增加.好氧颗粒污泥中试反应器由于沉降时间短(6 min)，导致出水SS偏高(图 4). 因此在未来实际应用时，需要增加过滤工艺.图 5显示50%的TN得到去除，表明培养的好氧颗粒污泥具有同步硝化和反硝化的能力. 这是由于好氧颗粒污泥的多菌种结构，且基质和O2的传质阻力随着粒径的增加而增大、大颗粒的孔隙率也随着颗粒的深度而减小，好氧颗粒污泥内部形成多种微环境，可同时满足脱氮所需的不同条件：O2作为电子受体时，可进行氨氧化; NO-3-N作为电子受体时，可在缺氧区脱氮[21, 22]. 传统活性污泥法中，通常在不同区域需要使用回流泵，因此具有同步硝化和反硝化功能的好氧颗粒污泥有望大大提高废水生物处理的效率，节省能耗.图 5同时显示好氧颗粒污泥反应器对TP的去除效率约为50%. 好氧颗粒污泥对磷的去除主要通过聚磷菌(PAOs)厌氧释磷和好氧吸磷将磷以胞内多聚磷酸盐的方式通过排泥去除. 中试试验过程中没有进行排泥，但由于反应器沉降时间短(6 min)，导致出水SS较高(平均为65 mg ·L-1，图 4)，TP主要由出水中的SS带走. 另外有研究表明，好氧颗粒污泥对磷的去除除了传统的生物除磷途径外，还有一部分是由于磷在颗粒污泥内部的化学沉淀作用而被去除[23, 24].图 6反映了好氧颗粒污泥表面EPS和细菌的分布，图 7则显示了EPS和细菌在整个好氧颗粒污泥中心横断面上的分布. 可以看出，好氧颗粒污泥中EPS均匀分布在整个颗粒污泥中，而细菌则主要分布在表面50~80 μm处，越靠近颗粒内部，由外到内逐渐减少. 文献[25, 26]发现EPS中的藻多糖具有很强的凝聚能力，好氧颗粒污泥中的藻多糖通过形成具有三维空间结构的细菌藻酸盐-金属凝胶而对颗粒污泥的形成起骨架作用. 从颗粒污泥的整体结构(图 6、 7)可以推断好氧颗粒污泥主要骨架结构为EPS，各种菌群镶嵌在EPS组成的凝胶网状结构内.颗粒污泥的VSS/SS比例为50%~60%左右，颗粒污泥中含有较多的无机物. XRD图谱显示，这些无机物以SiO2为主，以及一些金属离子铁、铝、钙等. 中试试验中的实际城市污水的成分十分复杂，含有很多泥沙，还包含30%~40%的工业废水，这些基本在XRD谱图中得以体现. 一些学者[27]曾提出颗粒污泥形成的“晶核假说”原理. 该假说认为好氧颗粒污泥的形成过程类似于结晶过程. 在晶核的基础上，好氧颗粒污泥不断发育，最终形成成熟的好氧颗粒污泥. 该原理所指的晶核一般为接种污泥中的惰性载体或无机杂质等微粒物质. 图 8中无机晶体的存在与“晶核假说”一致，在好氧颗粒污泥形成初期，这些无机微粒提供晶核，促进了好氧颗粒污泥的形成; 在颗粒污泥形成的后期，这些晶核与EPS一起共同维持好氧颗粒污泥结构的稳定性.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。

污废水处理中好氧颗粒污泥技术研究进展

摘
要：综述了好氧颗粒污泥技术在污废水处理工程中的研究情况．好氧颗粒污泥在实验室的阶段
的研究主要集中于在高浓度有机废水处理、有毒有机物降解及脱氮除磷方面的研究，研究成果较为突出，多侧重于用各种模拟废水研究好氧颗粒污泥的形成条件．在实际污废水处理工程中的应用主要集中于对生活污水和工业废水的处理研究，侧重于工程中的处理效果，缺少对形成机理和运行条件方面的研
究．在阐述国内外已有研究成果基础上，从多方面展望好氧颗粒污泥的研究方向和应用前景．
关键词：好氧颗粒污泥；废水处理；形成机理；影响因素
中图分类号：Ｘ７９９．３；Ｘ７８文献标志码：Ａ
Ｖ０１．１７Ｎｏ．１
Ｊ１００８－５５６４（２０１４）０１－００２１０５－
污废水处理中好氧颗粒污泥技术研究进展
周润娟，徐建平
（安徽工程大学ａ．电气工程学院；ｂ．生物与化学工程学院，安徽芜湖２４１０００）
第１７卷第１期
２０１４年１月
西安文理学院学报：自然科学版
ＪｏｕｒｎａｌｏｆＸｉ ’ ａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＡｒｔｓ＆Ｓｃｉｅｎｃｅ（ＮａｔＳｃｉＥｄ）
（ａ．ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＥｌｅｃｔｒｉｃａｌＥｎｇｉｎｅｅｉｒｎｇ；ｂ．ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＢｉｏｃｈｅｍｉｃｌａＥｎｉｎｇｅｅｉｒｎｇ，ＡｎｈｕｉＰｏｌｙｔｅｃｈｎｉｃＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｗｕｈｕ２４１０００，Ｃｈｉｎａ）

低基质生活污水培养好氧颗粒污泥

低基质生活污水培养好氧颗粒污泥好氧颗粒污泥技术是20世纪90年代开始研究的一种新型污水处理技术，同普通絮状污泥相比，具有除污效果好、密度大、强度高、微生物种类多、结构稳定、耐冲击负荷强以及沉降性能好等优点，成为研究的热点[1,2]. 近年来有研究表明，好氧颗粒污泥的特殊结构有利于提高处理系统的同步脱氮能力[3,4]，并且利用好氧颗粒污泥进行脱氮性能的研究取得了较大的进展. 如阮文权等[5]对好氧颗粒污泥进行了硝化反硝化(SND)功能驯化，反应6 h后COD的去除率在90%以上，氨氮去除率达100%，污水脱氮效果显著.柏义生等[6]以厌氧颗粒污泥和少量活性污泥为种泥，进水为人工配水，在SBR反应器中培养出了好氧颗粒污泥. 成熟的好氧颗粒污泥对COD、氨氮和TN的平均去除率分别为94%、97.5%和68.6%. 王震等[7]以人工配水模拟味精废水为基质在SBR系统内培养出了好氧颗粒污泥，成熟颗粒污泥在典型周期内，对COD、氨氮和TN 去除率分别为96.51%、93.30% 和73.04%，颗粒污泥具有同步脱氮特性. 刘小英等[8]在厌氧-好氧交替运行SBR反应器中，以成熟的好氧颗粒污泥处理人工模拟废水，同步硝化反硝化反应去除N约为232.5 mg·d-1，占总氮去除量的54.3%. 而上述研究大多集中于SBR运行模式，而SBR系统为间歇进水排水，当处理大规模的城市污水时，会出现进出水时间长，反应器体积大等问题. 我国大中型城市污水处理厂以连续流工艺居多，所以在连续流反应系统中培养好氧颗粒污泥更有实际意义. 同时，上述接种污泥培养模式的同步硝化反硝化工艺中，很难控制好氧颗粒污泥中硝化细菌和好氧反硝化细菌群的比例和数量，脱氮过程中，难以确保反应系统稳定的脱氮效果. 而一些异养硝化-好氧反硝化菌能够独立完成同步硝化反硝化过程. 污水实际处理系统中，若接种脱氮菌泥为主要强化污泥，培养高效脱氮功能化好氧颗粒污泥，为实现捷径高效的生物脱氮途径提供了可能.近年来，在连续流反应器中进行好氧颗粒污泥的培养成为研究的热点[9, 10, 11, 12, 13]，然而好氧颗粒污泥在连续流传统活性污泥系统内形成较难[14]，且形成的颗粒污泥存在稳定性差以及反硝化脱氮作用不明显[15, 16]等缺点. 有研究发现，废水基质添加适量的Ca2+离子有助于好氧颗粒污泥的形成[17, 18]. 同时，在活性污泥处理系统中，人们观察到了活性污泥的自凝聚现象，进而发现了絮凝细菌的存在，这对于微生物的颗粒固定化具有重要意义[19]. 但仅仅依靠系统内自身的絮凝细菌形成生物絮体，其启动周期很长. 好氧颗粒污泥的培养需 1.5~3个月的时间[20, 21]，极大地限制了颗粒污泥的应用. 近年来，证实投加絮凝细菌是一种促进微生物固定的行之有效的方法[22, 23, 24]. 但存在定期投加，实际操作不方便等缺点. 污泥颗粒化是微生物的一种自凝聚行为，如从微生物的产絮自凝聚特性入手来分析，获得颗粒污泥是更为合理的方法[25].因此本实验在合建式连续流混合式反应器内，接种产絮异养硝化-好氧反硝化菌泥TN-14并联合外加Ca2+促使好氧颗粒污泥的快速形成，研究其颗粒化过程中系统脱氮除碳性能;并在获得成熟的好氧颗粒污泥基础上，对其脱氮动力学方面进行研究，以期为进一步推进好氧颗粒污泥技术在实际工程中的应用提供科学实验依据. 1 材料与方法1.1 实验废水实验进水取自成都信息工程学院校园生活污水，根据实验需求，添加葡萄糖、NH4Cl以及KH2PO4调节废水碳、氮、磷的比例. 反应器启动运行期，加入少量酵母浸膏、40 mg·L-1 Ca2+以及微量Fe2+、Cu2+等离子. 污水主要指标ρ(COD)为150~400 mg·L-1，ρ(NH4+-N)为25~50 mg·L-1，ρ(TN)为30~60 mg·L-1，ρ(TP)为2~6 mg·L-1，pH值在6.5~7.0之间. 1.2 实验装置与接种污泥 1.2.1 接种强化菌种及污泥实验所用的强化脱氮菌剂TN-14由本课题组筛选获得[26]，具有异养硝化-好氧反硝化以及产絮功能，通过形态特征观察，生理生化试验和16S rDNA分子生物学手段，鉴定菌株TN-14为不动杆菌(Acinetobacter sp.). 普通活性污泥取自西南航空港污水处理厂曝气池活性污泥，污泥为絮状，黑褐色. MLSS为3.5 g·L-1，SVI为122 mL·g-1.富集培养基(g·L-1)：(NH4)2SO4 0.47 g;KH2PO4 1 g;FeCl2·6H2O 0.8 g;CaCl2·7H2O 0.2 g;MgSO4·7H2O 1 g;柠檬酸三钠 2.04 g.将脱氮菌剂TN-14以体积比1‰的接种量接入富集培养基内，在160 r·min-1，30℃下培养18 h进入对数期后，以2%的体积接种量接入到富集培养基内进行扩大培养，自然沉淀后取其菌泥.1.2.2 反应装置及启动运行方式本实验采用合建式连续流反应装置，高0.45 m，边长0.12 m，有效容积为4.3 L. 设置了曝气区和沉淀区，中间用隔板隔开，反应区和沉淀区的体积比为3 ∶1(图 1). 反应装置中接种富集培养的13 g (以干重计)TN-14菌泥以及3.3 g(以干重计)普通活性污泥;接种后反应器的实际污泥浓度为3.67 g·L-1. 反应器先闷曝2 d，后改为连续进水，进水中外加40 mg·L-1的Ca2+(以CaCl2配制). 启动阶段有机负荷率(OLR，以COD计)为0.4~0.6 kg·(m3·d)-1，以增加进水流量来增加进水负荷，在第22 d，提高OLR为0.9~1.05 kg·(m3·d)-1. 反应器在常温下启动运行(15~30℃)，曝气量为3.6 L·h-1，污泥回流量为100%，根据实际运行情况给反应器进行排泥.图 1 实验装置示意1.3 颗粒污泥脱氮动力学从连续流反应器中取出适量成熟颗粒污泥，经3次离心清洗(4 000 r·min-1，5 min)，放入1.5 L静态序批式反应器中，反应器内颗粒污泥浓度MLSS在3 500 mg·L-1左右. 同步硝化反硝化实验采用NH4Cl作为氮源. 在恒温(25℃ )下反应6~7 h，间隔一定时间取样测定水质. 1.4 分析项目与方法水体中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TN和TP指标均采用文献[27]的标准方法测定;采用数码相机(SONY)以及扫描电镜(JSM-5900LV，日本)观察颗粒污泥的形态;好氧颗粒污泥的机械强度用完整系数(IC)表示，测定方法依据文献[28]进行;好氧颗粒污泥含水率的测定根据称重法测定;颗粒污泥的沉降速率的测定采用单颗粒的自由沉降方法[29];好氧颗粒污泥的比重采用湿密度表示. 2 结果与讨论 2.1 污泥颗粒化过程中系统对COD和氨氮的去除在好氧颗粒污泥培养过程中定期测定反应器进出水COD以及NH4+-N浓度的变化情况，其结果如图 2所示. 可以看出，实验开始时反应器的进水氨氮浓度为37.32 mg·L-1左右，相应的氨氮(以NH4+-N计，下同)负荷为0.096 kg·(m3·d)-1，运行初期(1~5 d)反应器对NH4+-N的去除率均低于80%，经过逐渐适应，氨氮的去除率趋于稳定. 第6~21 d，反应器对氨氮的平均去除率达到了95.72%，此时，氨氮的进出水平均浓度分别为36.43 mg·L-1和1.65 mg·L-1. 在第22 d增大进水负荷，相应的氨氮负荷也变为0.144 kg·(m3·d)-1，并且进水的水质波动较大. 第25~40 d阶段颗粒污泥的大量出现，系统仍保持较高的氨氮去除率，平均进水氨氮浓度为33.36 mg·L-1，出水平均浓度为2.00 mg·L-1，氨氮平均去除率为94.72%;第41~60 d颗粒污泥成熟强化阶段，反应器对氨氮的平均去除率达到了95.50%. 同时，反应器刚启动的前5 d里，由于新接种的污泥处于对废水的适应期，并且在水流的作用下损失了一部分污泥，导致系统对COD的去除效果有些波动，但是，污水处理系统经过前10 d的适应，污泥浓度逐渐恢复，对COD的去除也逐渐恢复到稳定，基本稳定在80%以上. 第22~40 d提高负荷后，进水平均COD浓度为317.11 mg·L-1，系统出水平均浓度为54.74 mg·L-1，去除率为82.48%. 在第41~60 d里，反应器对COD 的平均去除率上升至85.54%. 本实验结果说明好氧颗粒污泥的形成，能提高反应器对COD的去除能力，但是对氨氮的去除并无明显影响.图 2 好氧颗粒污泥形成过程中对COD和NH4+-N的去除情况2.2 好氧颗粒污泥形成过程中脱氮能力的变化图 3是反应器在运行过程中的硝酸盐和亚硝酸盐的积累情况以及对TN的去除情况. 从中数据可知，刚接种后系统对TN的去除率较低，约为20.43%，此时硝酸盐和亚硝酸盐的浓度也较低，而未被氧化的氨氮含量较高. 随着反应器的运行，污泥的适应性增强，对TN的利用率逐渐增大，在22 d提升负荷前，对TN的平均去除率为44.89%，这一阶段硝酸盐的浓度也逐渐上升. 这是因为反应器中污泥主体呈絮体状，溶解氧的传质效果好，水体中的氨氮被氧化成硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，平均积累量分别为12.32 mg·L-1和6.08 mg·L-1，进水中氨氮减少量是远高于出水中各氮素的总和，可判定系统中发生了同步硝化反硝化作用(SND). 而在颗粒污泥形成前主要由反硝化菌TN-14产生SND作用，它能在好氧的条件下利用硝酸盐进行反硝化降低其含量，增强系统的脱氮效果(普通活性污泥系统为20%~30%). 颗粒污泥逐步形成期(22~40 d)，系统的硝酸盐逐渐降低，反硝化效果进一步加强，TN的去除率达到了53.32%. 随着反应器的继续运行(41~60 d)，颗粒污泥逐步成熟稳定，粒径也逐渐增大，因此增加了缺氧区域，颗粒污泥特殊结构使脱氮效率有了较大幅度的提高，对总氮平均去除率达到65.56%. 沈耀良等[10]在连续流完全混合反应器中以乙酸钠作为碳源培养的好氧颗粒污泥对TN的去除率达到60%，展示了良好的脱氮性能，但是本研究以实际生活污水为进水基质，稳定后也能达到65.56%的去除效果，可见在连续流系统内，采用接种产絮脱氮菌剂的方式有利于促进好氧颗粒污泥的快速启动，同时增强其对污水TN的去除效果.图 3 好氧颗粒污泥形成过程中脱氮能力的变化2.3 成熟好氧颗粒污泥的特性2.3.1 颗粒污泥的物理性质取反应器中成熟好氧颗粒污泥，对其物理性质进行了综合分析，结果见表 1. 从中可以看出，相比于接种污泥，形成的好氧颗粒污泥显示出明显的优势. 污泥的含水率是污泥的一项重要特征，污泥的含水率越低则相同体积的生物量越高，并且同样体积的污泥所需要的构筑物的体积就越小，产生的剩余污泥也就少. 本实验培养的好氧颗粒污泥的含水率为96.3%，低于普通的活性污泥. 同样，污泥的密度(用湿密度来表达)也是用来表征污泥性状的又一指标，密度越大，截留在反应器中的机会也越大，也能从侧面反映污泥的沉降性能，湿密度越大，污泥的沉降性能越好. 在本实验中，测得好氧颗粒污泥的湿密度为1.052 g·cm-3，是高于接种污泥1.005 g·cm-3的，说明培养的颗粒污泥沉降性能好，活性高. 沉降速度则直接显示颗粒污泥的沉降性能，数表 1 好氧颗粒污泥的物理特性据显示出颗粒污泥的沉降速度达到了22~46 m·h-1，比初期的接种污泥高了数倍. 而机械强度则表征污泥抗剪切力作用能力的大小，颗粒污泥的机械强度越高则抗剪切力的能力强，污泥不易破碎. 本文测得该好氧颗粒污泥的机械强度为96.8%，强度较高，能抵抗较强的水流剪切作用力，保持其颗粒完整性.2.3.2 好氧颗粒污泥的外观及微观结构图 4是采用数码相机拍摄的平板上的好氧颗粒污泥，颗粒为黄色，形状规则、结构密实. 对反应器内形成的好氧颗粒污泥进行扫描电镜分析，结果照片如图 5所示. 颗粒污泥整个外观结构密实，表面未见明显的丝状菌缠绕[图 5(a)]. 从图 5(b)只观察到少量的丝状菌，并且可清晰地看到污泥表面存在的空隙，空隙的间隙约为10~60 μm，这些空隙可以作为颗粒污泥外部营养物质以及溶解氧进入颗粒内部的通道，同时也是颗粒内部微生物代谢物质逸出通道. 颗粒污泥的表面还可观察到大量的胞外多聚物的缠绕，并且有较高的黏性 [图5(c)]. 图 5(d)显示了颗粒污泥表面细菌的组成，主要以短杆菌、球菌为主. 这样的颗粒污泥结构和丰富的微生物相使颗粒污泥相比于絮状污泥具有更高强度、沉降性能和良好的生物活性.图 4 颗粒污泥照片(a)整体外观;(b)颗粒污泥空隙;(c)表面胞外分泌物;(d)丰富的种群图 5 好氧颗粒污泥微观结构扫描电镜照片3 好氧颗粒污泥的同步硝化反硝化动力学分析好氧颗粒污泥具有特殊结构，由于溶解氧传质的限制存在好氧-缺氧-厌氧的微环境，在不同的区域存在的不同微生物可以同时发生硝化、反硝化作用. 本实验采用NH4Cl作为氮源，考察成熟的好氧颗粒污泥在好氧的条件下同步硝化反硝化的能力，其结果如图 6所示. 从中可以看出，氨氮在前210 min内迅速降低，同时NO3--N和NO2--N浓度有一定的积累，图 6 好氧颗粒污泥同步硝化反硝化特性但在150 min时NO2--N浓度逐渐降低，基本为0 mg·L-1. 随着反应的继续，NO3--N 的浓度逐渐升高，到反应390 min时达到了6.41 mg·L-1，但TN的浓度随着反应的进行仍逐渐下降，这说明氨氮转化生成的NO3--N被转化了一部分，反应器中存在反硝化作用，并且反硝化作用较明显，这主要是因为TN-14作为具有反硝化能力的强化菌，在好氧颗粒污泥表面进行反硝化消耗了一部分NO3--N，在颗粒污泥内部缺氧的环境下厌氧反硝化菌也进行了反硝化作用，使系统中的NO3--N浓度较低.假设，系统内的NH4+-N都是经过全程硝化反硝化进行脱氮的，即氨氮氧化为NO2--N 再氧化为NO3--N，再经过反硝化作用变为气态氮溢出反应器外. 通过计算可以得出好氧颗粒污泥在单个周期内的硝化速率、反硝化速率以及同步硝化反硝化速率(SND效率)，结果如表 2.表 2 好氧同步硝化反硝化效率可以看出好氧颗粒污泥的硝化作用很强，硝化速率达到了5.78 mg·(L·h)-1，在6.5 h 时硝化效率为95.33%. 在反应过程中反硝化速率为4.90 mg·(L·h)-1，SND效率达到了81.69%，采用好氧反硝化菌TN-14强化培养的好氧颗粒污泥体现了较强的脱氮能力. 为了对同步硝化反硝化反应动力学进行很好地拟合，假设反应在理想状态下进行，硝化反应和反硝化反应各不干扰，二者都符合Monod模型，并且忽略亚硝酸盐的生成、反硝化、同化和氨化作用.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。

好氧颗粒污泥处理城市生活污水的试验研究

ａｙｏｌｃｒｃｎｄＨｄｒｅｅｔｉＰｏｒ，ｅｇｈｕ４５０１ｗｅＺｈｎｚｏ０１，Ｃｈｉａ；ｎ２．ＦｃｌｙｆａｕｔｏＧｅ－ｓｕｃａｄｎｏｍａｉｎ，ｏＲｅｏｒｅｎＩｆｒｔｏ
ＣｉａＵｉｅｓｙｏＰｔｌｍ，Ｄｎｙｇ２７６，ｈａｈｎｎｖｒｉｆｅｒｅｔｏｕｏｇｉ５０Ｃｉ）ｎ１ｎ
分别达到８％，２．验过程中颗粒污泥质量浓度在２７０— ０ｇ・范围内变化，０８％试０３６０ｍＬ高于普通活性污泥系
统，沉降性能良好．泥容积指数在３５且污０～０ｍＬ・。范围内变化，粒污泥的平均粒径稳定在０５～１２ａｇ。颗．．ｍ．
第４２卷第５期
２０８芷０
河南农业大学学报
ＪｕｎｌｏｎｎＡｇｉｕｔｒｌＵｎｖｒｉｏｒａｆＨｅａｒｃｌｕａｉｅｓｔｙ
Ｖｏ＿Ｎｏ５ｌ４２．０ｃ．ｔ２０８０
１０月
文章编号：００— ３０２０）５５３— ４１０２４（０８０ —０５０
摘要：用序批式反应器，使以啤酒厂的普通活性污泥为接种污泥，功培养出成熟稳定的好氧颗粒污泥，应用成并
于处理城市生活污水的试验研究．考察了好氧颗粒污泥在常温下对ＣＤ以及Ｎ一ＯＨ：Ｎ的去除效果，平均去除率

好氧颗粒污泥技术的研究与应用

好氧颗粒污泥技术的探究与应用引言随着城市化进程的加快和人口的快速增长，废水处理成为每个城市务必面对的问题。

传统的处理方法往往接受生化池来处理废水，但存在着处理效果不佳、耗能高等问题。

而好氧颗粒污泥技术的出现，为废水处理提供了一种更有效的解决方案。

本文将对好氧颗粒污泥技术进行深度探究和探讨，并对其应用前景进行分析。

一、好氧颗粒污泥技术的基本原理好氧颗粒污泥技术通过引入氧气和废水中的有机物质，利用微生物的代谢作用来降解有机物，最终实现废水的净化。

好氧颗粒污泥技术的基本原理包括颗粒污泥的形成、颗粒污泥的内部微生物的代谢作用以及颗粒污泥的沉降等三个方面。

起首，好氧颗粒污泥的形成是通过水力条件和颗粒之间的吸附力共同作用下实现的。

在水力条件下，废水中的有机物会连续进入反应器内，在微生物的作用下，有机物逐渐降解并产生一定的胞外聚合物。

这些胞外聚合物与颗粒表面的微生物聚集在一起，形成颗粒污泥。

其次，颗粒污泥内部微生物的代谢作用是好氧颗粒污泥技术发挥作用的核心。

颗粒污泥内部的微生物分为好氧和厌氧微生物，其中，好氧微生物主要负责降解废水中的有机物，将其转化为无机物和大分子有机物；厌氧微生物则进一步降解大分子有机物，使其完成最终的净化过程。

最后，好氧颗粒污泥的沉降是指颗粒污泥在处理过程中的沉降速度。

因为好氧颗粒污泥的特殊形态，沉降速度较快，能够在很短的时间内使污泥与水分离，从而实现废水的净化。

二、好氧颗粒污泥技术的优势与传统的生化池处理方法相比，好氧颗粒污泥技术具有以下优势：1. 净化效果好：好氧颗粒污泥技术能够有效降解废水中的有机物质，使废水的COD、BOD等污染物浓度大幅度降低，达到环保要求。

2. 能耗低：好氧颗粒污泥技术的处理过程中不需要额外添加化学药剂，而且接受了生物降解方法，消耗的能量较少。

3. 运行成本低：好氧颗粒污泥技术的设备简易，易于运行和维护，相对于传统的生化池来说，运行成本更低。

4. 空间占用少：好氧颗粒污泥技术可以在一个较小的空间内进行废水处理，节约土地资源。

好氧颗粒污泥污水处理技术研究现状与发展

好氧颗粒污泥污水处理技术研究现状与发展好氧颗粒污泥（AGS）污水处理技术研究现状与发展摘要：随着城市化的快速发展，城市污水处理成为了一个新的研究热点。

传统的好氧活性污泥工艺存在处理效率低、投资成本高、耗能大等问题。

由此，好氧颗粒污泥（AGS）技术被提出，其通过微生物聚集形成颗粒污泥，具有高效处理性能、能耗低以及操作灵活等优点，因此备受研究者们的关注。

本文将介绍AGS技术的研究现状和发展前景，分析其存在的问题并展望未来的发展。

关键词：好氧颗粒污泥；污水处理；研究现状；发展前景一、引言随着人口的快速增长和工业化进程的加快，城市污水处理成为了一项紧迫且重要的任务。

污水处理的目标是有效去除水中的污染物，使其达到国家排放标准。

传统的好氧活性污泥工艺因其处理效率低、投资成本高以及能耗大等问题逐渐受到了限制。

因此，开发新的高效、经济、可持续的污水处理技术成为了迫切需要。

二、好氧颗粒污泥技术的研究现状1. 技术原理好氧颗粒污泥（AGS）技术是一种利用特定的微生物构建形成颗粒污泥来进行处理的方法。

好氧颗粒污泥是一种由脱氮、好氧和厌氧菌共同构成的生态系统，其通过微生物的自组装形成颗粒结构。

AGS技术通过在富含氧的环境中引入颗粒污泥，在颗粒污泥内部形成氧、氮和碳等有利于污水处理的环境，从而提高处理效率和降低处理成本。

2. 研究进展AGS技术的研究已经取得了一定的进展。

研究者们通过改良系统结构、优化操作条件、加强菌群筛选等方法来提高AGS技术的处理效率。

同时，一些研究还探索了AGS技术在特定领域的应用，例如海水淡化、污泥厌氧消化等。

这些研究为AGS技术的进一步发展提供了有价值的经验和参考。

三、好氧颗粒污泥技术的发展前景1. 优势和潜力相比传统的好氧活性污泥工艺，AGS技术具有明显的优势和潜力。

首先，AGS技术能够在更短的生化反应时间内达到相同或更高的去除效率。

其次，AGS技术由于使用颗粒污泥，使得处理系统更加紧凑，减少了处理设备的空间需求。

好氧颗粒污泥快速培养及其去除生物营养物特性的研究

好氧颗粒污泥快速培养及其去除生物营养物特性的研究好氧颗粒污泥快速培养及其去除生物营养物特性的研究一、引言近年来，水污染对于环境和人类健康造成了严重的威胁。

生活污水、农业面源污染等都导致了水体富营养化的问题。

其中，生物营养物的过度富集是富营养化水体中主要的问题之一，如氮和磷的过量释放促进了藻类的生长，引发了水华事件。

因此，研究和开发高效的生物处理技术以去除这些有害物质，对于水体的保护具有重要意义。

好氧颗粒污泥是一种被广泛研究和应用的生物处理技术，其通过微生物的代谢活性和沉淀作用去除有机物和营养物。

好氧颗粒污泥具有良好的沉降性和容积负荷能力，可以在较短的停留时间内实现高效的有机物及营养物去除。

因此，研究快速培养和优化好氧颗粒污泥的技术具有重要的应用价值。

二、好氧颗粒污泥的形成机制好氧颗粒污泥是由微生物生物膜和胞外多糖物质组成的，其形成机制是一个复杂的过程。

首先，营养物质在处理系统中形成了浓度梯度，吸附微生物菌落并产生生物膜。

随着生物膜的增长，微生物与沉积颗粒结合形成好氧颗粒污泥。

在颗粒污泥中，微生物之间形成了复杂的共生关系，这有助于颗粒的稳定性和生物活性的提高。

三、好氧颗粒污泥的培养优化为了提高好氧颗粒污泥的生物去除能力，研究人员进行了生物培养过程的优化。

这包括选择合适的菌群、优化培养条件和控制操作策略等。

3.1 菌群选择好氧颗粒污泥中的微生物群落结构直接影响其去除效果。

研究人员可以从自然环境中分离和筛选出具有较高去除能力的菌株，并通过改变培养条件来引导这些菌株的增殖。

此外，可以通过将不同种类的菌株引入系统中，形成互补作用，进一步提高好氧颗粒污泥的去除效率。

3.2 培养条件优化培养条件的优化对于好氧颗粒污泥的培养和去除能力具有重要的影响。

研究人员通过调节温度、pH值、氧气供应和营养物浓度等因素来优化培养条件。

例如，提高培养温度和氧气供应可以促进好氧颗粒污泥的形成和生物活性的提高。

此外，添加适当的营养物质，如磷酸盐和硝酸盐，可以增加颗粒污泥对营养物的吸附和去除。

好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟

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好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟共3篇

好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟共3篇好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟1好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟随着城市化进程的不断发展，生活污水不断增加，对水环境的污染越来越严重。

为了保护水环境和人类健康，治理污水成为当务之急。

目前，好氧颗粒污泥作为一种新型的生物技术正在被广泛使用，被认为是一种高效、经济、环保的污水处理技术。

好氧颗粒污泥是一种由微生物聚集形成的生物颗粒，其形状和大小可以受到外界环境因素的影响而改变。

它可以在有机负荷较高的环境中，通过良好的聚集能力和快速的物质转化能力，实现有机负荷的降解和污水的净化。

好氧颗粒污泥的形成过程是复杂的，需要经过长时间的降解、聚合、脱析等过程。

好氧颗粒污泥的培养过程是关键。

首先需要选取适合生长的微生物菌种，然后在适宜的条件下进行培养。

通常采用污泥接种法，将野生菌株从污水中筛选出来，接种到适宜的培养环境中。

在培养过程中，需要逐渐增加有机负荷和DO浓度等条件，增强好氧颗粒污泥的形成、生长和维持能力。

好氧颗粒污泥的作用机制是多样的。

首先，由于生物颗粒具有大比表面积和良好的生物膜形成特性，可以吸附、分解和转化废水中的有机物、无机盐等，从而达到净化废水的目的。

其次，好氧颗粒污泥具有高效的氧气转移能力，可以很好地维持好氧状态。

此外，好氧颗粒污泥的菌类种类繁多，其生态系统稳定削弱了某些病原菌的形成和繁殖，从而减少了水污染对生态环境的破坏。

数学模拟在好氧颗粒污泥的研究中具有重要作用。

它可以为实际应用提供理论支持。

常见的数学模型有CSTB（Continous State-Based Model）模型、ASM（Activated Sludge Model）模型等。

这些模型结合了微生物代谢反应、环境因素因素对污泥的影响等多种因素，可以准确地模拟好氧颗粒污泥的特性和多种处理工艺对其产生的影响。

总之，好氧颗粒污泥作为一种新兴的污水处理技术，具有较强的生物环保特性。

污水生物处理中的好氧颗粒污泥技术

污水生物处理中的好氧颗粒污泥技术好氧颗粒污泥因其具有较高的微生物量，具备脱氮除磷能力和良好的沉淀性能，在工业废水和城市污水处理中的应用潜力很大，但在其形成机理方面还存在问题并未彻底弄清。

本文分析了好氧颗粒污泥的特点及其形成过程的影响因素，如胞外聚合物、水力剪切力、温度等；归纳了关于好氧颗粒污泥的形成假说，总结了其在城市污水和工业废水处理方面的应用情况以及好氧颗粒污泥稳定性及形成机理方面存在的问题，论述了好氧颗粒污泥技术今后的发展趋势。

污水生物处理系统内，微生物聚集的形式主要有絮状污泥、生物膜和颗粒污泥3种，其中颗粒污泥由于具有微生物量多、沉降性好等优点而受到研究者的关注。

颗粒污泥中，好氧颗粒污泥（AGS）具有表面光滑、密度大、沉降性能良好、能够维持较高的生物量以及承受较高的有机负荷等优点。

M.Pronk等指出，好氧颗粒污泥系统的总体能耗为13.9kW•h，比荷兰传统活性污泥厂的平均耗能水平低58%〜63%，其出水水质可以达到传统活性污泥法工艺的出水水质甚至更好。

好氧颗粒污泥系统所需要的体积也比现有的常规活性污泥装置所需要的体积低33%左右，在能耗和土建费用方面均有所减少。

与厌氧颗粒污泥相比，好氧颗粒污泥的形成周期较短，约为30d。

在耗能方面，好氧颗粒污泥可在常温条件下进行培养，同时在污水浓度方面局限性小，对高浓度工业废水和城市生活污水的处理均有良好效果。

污泥在好氧条件下进行培养，颗粒的分层结构形成好氧、缺氧和厌氧区域，其结构特征可以实现一定程度的脱氮除磷效果。

本研究通过对近年来相关文献的整理，拟对好氧颗粒污泥的形成机理进行总结，并对各影响因素之间的相互作用进行分析。

1好氧颗粒污泥的形成机理好氧颗粒污泥的形成是由众多因素共同作用完成的复杂过程，其中既有微生物的作用，也包含物理、化学等方面的作用，国内外学者对于好氧颗粒污泥的形成进行了长期研究，主要形成以下几种学说。

01微生物自凝聚原理自凝聚是一种在适当条件下自发产生的微生物凝聚现象。

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摘要：采用序批式活性污泥法（Sequencing Batch Reactor，SBR），通过接种絮状污泥研究逐级改变进水组成
（配水与实际生活污水的比例）实现好氧颗粒污泥快速培养，同时考查了好氧颗粒污泥培养过程中颗粒污泥的物理性
质及对污染物的去除效果。结果表明：在好氧颗粒污泥培养初期通过添加营养物质并逐渐增加实际生活污水的比例可
第41卷第3期 2015年6月
环境保护科学 Environmental Protection Science
Vol.41 No.3 Jun.2015,88~92
实际生活污水快速培养好氧颗粒污泥的方法研究
杜春娟1，梁红1，高大文1,2，刘畅1 (1.东北林业大学环境科学系，黑龙江哈尔滨 150040； 2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江哈尔滨 150090)
inoculating floc sludge to gradually change the influent composition (the ratio of allocated water and actual domestic sewage). Simultaneously, physical properties of the granular sludge and removal efficiency of the pollutants during the cultivation period are examined. The results show that at the initial stage of cultivation, addition of nutrients and gradual increase of the proportion of actual domestic sewage can quickly cultivate aerobic granular sludge which is basically similar to that developed fully with allocated water. The cultivated aerobic granular sludge is compact in structure and in tawny color, with wet density of 1.046 g/cm³, specific gravity of 1.025, average sedimentation velocity of 38.67 m/h and particle size of about 1 mm. Moreover, the cultivated granular sludge has good pollutant treatment effects and its removal rate of COD and NH4+-N reaches to 85% and 90% respectively. In the early period of cultivation, addition of nutrients into the actual domestic sewage can induce the formation of aerobic granular sludge so as to realize quick cultivation. Keywords: SBR Reactor; Activated Sludge; Aerobic Granular Sludge; Urban Domestic Sewage; Quick Cultivation CLC number: X703
试验SBR反应器运行工况，1~55周期用加热棒水浴加热控制水温为（22±1）℃，56~100周期停止水浴加热，白天室温 ≥ 22 ℃ ，实测水温（23~27）℃，曝气量为200 动泵 2.气体流量计 3.砂芯曝气头 4.出水箱 5.电磁阀 6.进水箱 7.水泵 8.SBR反应器
关键词: SBR反应器；活性污泥；好氧颗粒污泥；城市生活污水；快速培养
中图分类号： X703
文献标志码： A
Research of Quick Cultivation of Aerobic Granular Sludge with Domestic Sewage
Du Chunjuan1, Liang Hong1, Gao Dawen1,2, Liu Chang1 (1.Department of Environmental Science, Northeast Forestry University, Harbin 150040, China; 2.State Key Laboratory of Urban
2 结果与分析
2.1 采用实际生活污水进行好氧颗粒污泥的快速培养
该研究前期试验表明，空曝气有利于污泥的颗粒化，因此在接种污泥加入反应器前，絮状污泥先经3 d的空曝气，污泥由黑色变为黑褐色，然后被投加到SBR反应器中[16]。反应器采用鼓风曝气，其内部溶解氧保持在4 mg/L左右，pH值保持在6.6~8之间，反应运行分3个阶段。这与参考文献研究污泥颗粒化过程相符，其过程为污泥驯化期、颗粒污泥出现期和颗粒污泥稳定成熟期 3个阶段[17]。第一阶段1~20周期对污泥进行驯化，此时 SBR反应器入水中实际生活含50%。运行10个周期反应器内颗粒污泥颜色由黑褐色变成棕褐色，反应器内污泥没有颗粒污泥出现；之后缩短沉淀时间，由10 min改为5 min，运行至15周期，反应器有细小颗粒污泥出现，这比刘绍根等[18]用城市生活污水排培养早出现了20多天。第二阶段21~60周期颗粒污泥出现期，此时反应器进水含实际生活污水 80%。运行至 25周期，反应器内的污泥由棕褐色变为黄褐色，出现直径为0.5 mm左右的颗粒污泥，且随着试验的运行反应器内颗粒污泥不断增多，但此时絮状污泥仍然占主导地位；运行至40周期，颗粒污泥明显增多，肉眼呈现细沙状，此时每隔5个周期沉淀时间缩短1 min，直到沉淀时间缩短为1 min，用以强化颗粒污泥的形成。第三阶段61~100周期颗粒污泥稳定成熟期，此时反应器入水为实际生活污水，反应器在室温下运行（室温在23~27 ℃之间）。此阶段反应器
Water Resources and Water Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)
Abstract: In this research, sequencing batch reactor(SBR) process is used to quickly cultivate aerobic granular sludge by
随着我国城市化发展进程的加快，城市生活污水排放量越来越大，日趋严重的水污染降低了水体的自净功能，使本来就存在的水资源供需矛盾更加尖锐[1]。从20世纪末期开始, 国内外研究学者[2-3]先后发现，在具有兼氧/好氧环境、高气液接触界面和良好水力剪切力的SBR、SBAR等反应器中可形成具有去碳、脱氮、除磷功能的好
以实现好氧颗粒污泥的快速培养，与完全用配水培养的好氧颗粒污泥基本相似，且培养出的好氧颗粒污泥结构密实，
湿密度为1.046 g/cm³，比重为1.025，平均沉降速度为38.67 m/h，粒径在1 mm左右，颜色为黄褐色；同时培养的颗粒污泥对污染物有较好的处理效果，COD、NH4+-N的去除率分别高达85%、90%。培养初期在实际生活污水中通过添加营养物质能够诱导好氧颗粒污泥形成，实现好氧颗粒污泥的快速培养。
氧颗粒污泥。好氧颗粒污泥由于具有微生物浓度高、结构致密、剩余污泥量少、沉降速度快、能实现同步脱氮除磷等优点 ,使其在反应器内的污泥保持较高的浓度和容积负荷，并可缩小或省去二沉池、简化工艺流程、减少污水处理系统的容积和占地面积、降低投资和运行成本。 [4-6] 目前好氧颗粒污泥的研究多集中在常温常压下的培养
第3期
杜春娟等：实际生活污水快速培养好氧颗粒污泥的方法研究
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1.4 分析方法 COD、NH4+-N、MLSS和SVI采用国家颁布的标准方法测定[15]；用光学显微镜和数码相机观察颗粒污泥的形态；用重量法测颗粒污泥的比重和湿密度；随机抽取10~20个颗粒污泥，测定颗粒污泥的沉降速度；取100 mL污泥分别过筛测定污泥的粒径分布。
图1 实验装置
表1 反应器各阶段运行时间
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每周期进水为瞬时进水，曝气时间1~55周期为270 min，56~100周期为300 min，沉淀时间逐渐缩短由10 min至稳定期的1 min；排水时间保持为5 min；反应器1~20周期配水:实际生活污
水为5:5，21~60周期配水: 实际生活污水为2:8， 61~100周期完全为实际生活污水。反应器每天运行2周期，不单独排泥，剩余污泥随排水排出。
1 材料与方法
1.1 实验装置采用SBR反应器见图1。
反应器高45 cm，液面高度30 cm，有效容积 1 L，分为进水、曝气、沉淀和排水4个阶段，以粘砂块为微孔曝气头，采用鼓风曝气，转子流量计调节曝气量为0.2 m3/h，用温度加热棒控制反应器内温度恒定为（ 22±1）℃ ，取样测定 COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS和SVI等指标浓度。 1.2 接种污泥与原水水质
收稿日期：2015-01-12 作者简介：杜春娟（1986-），女，硕士研究生。研究方向：环境工程。
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环境保护科学
第41卷
条件、形成机理、影响因素、结构等特性。 [7-8] 而用好氧颗粒污泥处理城市生活污水的研究多集中在好氧颗粒污泥的培养和降解特性[9-10]。
好氧颗粒污泥的形成需要40 d，并且在运行 130 d后COD处理效果恶化[11]，而接种Ic反应器内的污泥通过90 d的驯化可在SBR反应器中实现对大豆蛋白废水的处理[12]。前期全部的实际生活污水很难将絮状污泥培养成好氧颗粒污泥，即使培养成功也存在培养时间长、曝气量大、处理效果欠佳等问题[9,13-14]。该研究采用在实际生活污水中投加一定量的营养物质诱导颗粒污泥出现，并通过逐渐减少人工配水增加实际生活污水含量的进水方式，考察该方式下培养出的好氧颗粒污泥形成特性及对污染物的去除效果，为实际生活污水快速培养好氧颗粒污泥的工程应用提供理论依据。