低温好氧颗粒污泥的培养及处理生活污水研究
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２ ６卷
第 ４期
中 国 给 水 排 水
ＣＨＩ Ａ ＡＴＥＲ ＆ Ｗ ＡＳ Ｗ ＴＥＷ ＡＴＥＲ
Ｖ０． ６ Ｎｏ ４ １２ ．
Ｆ ｂ． ０１ ｅ ２ Ｏ
２１ ０ ０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 ， ， ， ，
Ａ ｂ ｔ ａ ｔ ｓｒ ｃ ： Ｗ ｉｈ ａ ｖ ｎ ａ ｅ ｆｈ ｇ ｏ ｃ ｎ ｒ ｔｏ ｔ ｄ ａ ｔｇ ｓ ｏ ｉ ｈ ｃ ｎ ｅ ｔａｉｎ， ｒｐｉ ｅ ｔ ｎ ｅｏ ｉ ａ ｄ ｓ ｔ ｉ ｇ ｖ ｌｃ ｔ ｓｒ ｎ ｂ ｌ ｙ ｔ ｔ ・ ｌ ｙ， ｔｏ ｇ ａ ｉｉ ｏ ｗｉｈ ｔ ｓａ ｄ ｓ ｏ ｋ ｏ ｄ ｎ ｔｎ ｈ ｃ ｌａ ｉ ｇ， ａ ｄ ｃ ｐ ｃｔ ｆ ｓｍｕ ｔ ｎ ｏ ｔｏ ｅ ｎ ｐ ｏ ｐ ｏ ｕｓ ｒ ｍｏ ａ ， ａ ｒ ｂ ｃ ｒｎｕａ ｎ ａ ａ ｉｙ ｏ ｉ ｌａ ｅ ｕｓ ｎｉ ｇ ｎ ａ ｄ ｈ ｓ ｈ ｒ ｅ ｖ ｌ ｅ ｏ ｉ ｇ ａ ｌｒ ｒ
好氧颗粒污泥在污水生物处理汇总
好氧颗粒污泥在污水生物处理汇总一、引言随着工业化和城市化的发展，污水的产生和处理成为了一个重要的环境问题。
污水中的污染物，如化学需氧量（COD）和氨氮，是水体富营养化的主要原因，对水生生物和人类健康产生严重影响。
因此，寻求有效的污水处理方法，同时去除COD和氨氮，成为当前的研究重点。
好氧颗粒污泥（AGS）作为一种新型的生物处理技术，具有较高的去除效率和稳定性，受到了广泛关注。
二、好氧颗粒污泥的研究进展好氧颗粒污泥（AGS）是一种由微生物群体在好氧条件下形成的生物膜，具有沉降性能和生物活性。
在过去的十年中，AGS在基础理论和工程应用上都取得了显著进展。
研究表明，AGS对COD 和氨氮有较高的去除效率，且在低温、低溶解氧的条件下仍能保持良好的性能。
此外，AGS还具有较好的抗冲击负荷能力和较高的污泥产率。
在AGS的形成过程中，微生物通过自身的新陈代谢和物理化学作用，将污水中的有机物和氨氮转化为新的生物质和能量。
同时，通过物理作用，微生物将污水中的悬浮物和胶体物质沉降下来，使出水水质得到改善。
这个过程不仅去除了污染物，还产生了具有沉降性能的颗粒污泥，提高了污水处理的效率和质量。
三、污水生物处理的三大工艺污水生物处理的主要工艺包括活性污泥法、生物膜法和厌氧生物处理法。
活性污泥法是最常用的生物处理技术之一，具有处理效果好、能耗低等优点。
生物膜法适用于处理水量较小的污水，具有较高的生物量浓度和较低的能耗。
厌氧生物处理法适用于处理高浓度有机物和含氮、磷的污水，具有能耗低、产甲烷等优点。
四、同步去除COD和氨氮的沉降能力和形成标志在污水生物处理过程中，同步去除COD和氨氮是提高处理效率和质量的关键。
研究表明，AGS具有良好的同步去除COD和氨氮能力。
在AGS的形成过程中，微生物通过自身的代谢活动，将污水中的有机物和氨氮转化为新的生物质和能量。
同时，微生物的物理化学作用将污水中的悬浮物和胶体物质沉降下来，使出水水质得到改善。
好氧颗粒污泥特性、应用及形成机理研究进展
好氧颗粒污泥特性、应用及形成机理探究进展一、好氧颗粒污泥的特性好氧颗粒污泥是一种具有一定规模的聚结结构，由微生物、胞外聚合物和微粒等组成。
它的表面有丰富的三维空间网络结构，提供了微生物生长和代谢所需的环境。
好氧颗粒污泥的微生物群落种类多样，包括有氧和厌氧微生物，在污水处理中发挥着重要的作用。
此外，好氧颗粒污泥具有较高的沉降速度和良好的污泥液固分离性能。
二、好氧颗粒污泥的应用好氧颗粒污泥在生物除磷、生物脱氮、有机废水处理等方面具有广泛的应用。
在生物除磷过程中，好氧颗粒污泥能够通过吸附、沉积和释放磷酸盐等方式将废水中的磷去除，从而达到去除磷的目标。
在生物脱氮过程中，好氧颗粒污泥能够利用有机物为电子供体，将废水中的硝酸盐还原为氮气，实现去除氮的效果。
此外，好氧颗粒污泥还可以用于有机废水的处理，将废水中的有机物降解为无机物，从而净化废水。
三、好氧颗粒污泥的形成机理好氧颗粒污泥的形成机理与微生物的生长、代谢和聚结有关。
经过长时间的好氧反应，微生物群落逐渐适应环境，形成完善的代谢系统。
微生物通过产生胞外聚合物将污水中的有机物吸附和聚结在一起，形成颗粒污泥。
同时，厌氧和有氧微生物之间的协同作用也是颗粒污泥形成的重要机理之一。
厌氧微生物能够提供电子给有氧微生物，增进其代谢活动，从而加速颗粒污泥的形成。
四、好氧颗粒污泥探究的展望目前，对于好氧颗粒污泥的探究主要集中在其特性、应用和形成机理等方面。
将来的探究可以从以下几个方面展开：起首，可以深度探究好氧颗粒污泥的微生物群落结构和功能，以更好地了解其在污水处理中的作用机制；其次，可以优化好氧颗粒污泥的形成过程，提高其形成效率和稳定性；最后，可以探究好氧颗粒污泥与其他污泥处理技术的结合应用，实现更高效的污水处理效果。
综上所述，好氧颗粒污泥作为一种在好氧环境中形成的微生物聚结结构，在污水处理中具有重要的应用价值。
通过对其特性、应用和形成机理的探究，可以更好地理解其作用机制，并优化其应用效果。
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。
好氧颗粒污泥处理城市生活污水的试验研究
Ｃ ｉａＵ ｉｅｓｙｏ Ｐ ｔ ｌ ｍ，Ｄ ｎ ｙ ｇ２ ７ ６ ， ｈ ａ ｈｎ ｎｖｒｉ ｆ ｅｒ ｅ ｔ ｏｕ ｏ ｇｉ ５ ０ Ｃ ｉ ） ｎ １ ｎ
分 别 达 到 ８ ％ ，２ ． 验 过 程 中颗 粒 污 泥质 量 浓 度在 ２７０— ０ ｇ・ 范 围 内 变化 ， ０ ８％ 试 ０ ３６ ０ｍ Ｌ 高于 普 通 活性 污 泥 系
统 ， 沉 降性 能 良好 ． 泥 容 积 指 数 在 ３ ５ 且 污 ０～ ０ｍＬ・ 。 范 围 内 变化 ， 粒 污 泥 的 平 均 粒 径 稳 定 在 ０ ５～１ ２ ａ ｇ。 颗 ． ． ｍ．
第４ ２卷 第 ５期
２ ０８ 芷 ０
河 南 农 业 大 学 学 报
Ｊ ｕ ｎ ｌｏ ｎ ｎ Ａｇ ｉｕ ｔ ｒ ｌＵｎ ｖ ｒ ｉ ｏ ｒ ａ ｆＨｅ ａ ｒｃ ｌｕ ａ ｉ ｅ ｓｔ ｙ
Ｖｏ ＿ Ｎｏ ５ ｌ４２ ． ０ｃ ． ｔ ２０ ８ ０
１ ０月
文 章 编 号 ：０ ０— ３ ０ ２ ０ ） ５ ５ ３— ４ １ ０ ２ ４ （ ０ ８ ０ —０ ５ ０
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 Ｃ Ｄ 以及 Ｎ 一 Ｏ Ｈ： 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。
污水处理中的颗粒污泥解决方案
一步提高处理效率。
深度处理与回用的实际效果分析
01
深度处理技术
深度处理是对经一级或二级处理后的污水进行进一步的处 理，以达到更高的水质指标。常用的深度处理技术包括过 滤、消毒、活性炭吸附等。
污水处理中的颗粒污泥解决方案
汇报人：可编辑 2024-01-05
contents
目录
• 颗粒污泥简介 • 颗粒污泥在污水处理中的应用 • 颗粒污泥的培育与优化 • 颗粒污泥的未来发展与展望 • 案例研究
01 颗粒污泥简介
定义与特性
定义
颗粒污泥是一种由细菌、真菌、原生 动物等微生物聚集形成的、具有紧密 结构的、类似颗粒状的生物污泥。
高效厌氧反应器原理
高效厌氧反应器是一种基于厌氧生物技术的污水处理装置，通 过高效厌氧微生物的作用，实现对有机废水的有效处理。
设计要点与实践经验
在设计高效厌氧反应器时，需要考虑反应器的结构、材料、温度 、pH值等参数。同时，还需要根据实际运行情况调整反应器参数
，以确保最佳的处理效果。
处理效果与优化方向
特性
颗粒污泥具有良好的沉降性、稳定性 和抗冲击负荷能力，能够高效地去除 污水中的有机物、氮、磷等污染物。
形成与演变
形成
颗粒污泥的形成是一个自然过程，通常在厌氧或微好氧条件下，微生物通过自 身繁殖和相互作用，逐渐形成颗粒状结构。
演变
颗粒污泥的演变过程受到多种因素的影响，如温度、pH值、有机负荷、氧化还 原电位等，这些因素会影响微生物的种类和数量，进而影响颗粒污泥的结构和 性能。
厌氧反应器中的应用
01
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。
低温条件下污泥颗粒化处理研究
低温条件下污泥颗粒化处理研究低温条件下污泥颗粒化处理研究污水处理厂产生的污泥是一种含水率高、体积大的废物。
传统的处理方法包括焚烧、堆肥以及填埋，但这些处理方式存在环境污染和资源浪费的问题。
因此，开发一种低温条件下的污泥颗粒化处理技术成为目前研究的热点之一。
低温条件下的污泥颗粒化处理技术具有许多优点。
首先，低温条件下处理污泥能够减少能耗，降低成本。
此外，在低温条件下，污泥颗粒化反应速率较慢，有利于控制处理过程，减少不良反应的发生。
其次，低温条件下，反应物和产物的扩散速度较慢，有利于颗粒生长的均匀性。
最后，在低温条件下处理污泥能够降低产生的臭味和污染物的挥发。
低温条件下的污泥颗粒化处理技术涉及到多个方面的研究内容。
首先，需要确定适宜的低温条件。
低温处理的温度一般在20°C到40°C之间。
温度过高可能导致生物粒的变性和死亡，温度过低又会降低反应速率。
其次，需要选择合适的颗粒化剂。
常用的颗粒化剂有聚合物、硫酸亚铁等。
这些颗粒化剂一方面能够促进污泥颗粒化，另一方面还能够提供营养物质和微生物活动的环境。
同时，颗粒化剂的选择还需考虑其成本和环境友好性。
最后，需要考虑颗粒化反应的操作参数。
例如反应时间、搅拌速度、pH值等。
这些参数的选择一方面需保证颗粒化反应的彻底进行，另一方面还需考虑实际操作中的可行性。
近年来，许多研究者对低温条件下的污泥颗粒化处理技术进行了深入的研究，并取得了令人满意的成果。
例如，一些研究表明，添加适量的颗粒化剂能够促进污泥颗粒化的进行。
同时，使用连续搅拌反应器可以有效地控制处理过程，提高颗粒化效果。
此外，采用一些高效的颗粒化剂，如硫酸亚铁等，能够进一步提高颗粒化反应速率。
总之，低温条件下的污泥颗粒化处理技术具有广阔的应用前景。
在实际应用中，研究者还需进一步优化处理工艺，降低能耗和成本。
同时，需要对颗粒化剂的添加量和类型，以及反应参数的选择进行更深入的研究。
通过不断地改进和创新，低温条件下的污泥颗粒化处理技术将在污水处理领域发挥更大的作用，实现资源的转化和循环利用。
藻-菌颗粒污泥处理低C-N生活污水的研究
藻-菌颗粒污泥处理低C-N生活污水的研究藻-菌颗粒污泥处理低C/N生活污水的研究摘要：随着人口的不断增加和城市化进程的加快，生活污水处理成为了一项重要的环境问题。
本文通过研究使用藻-菌颗粒污泥处理低C/N生活污水的方法，探讨了其在污水处理中的应用潜力。
实验结果显示，藻-菌颗粒污泥可以有效去除污水中的氮和磷，达到国家排放标准要求。
因此，藻-菌颗粒污泥处理技术具有良好的应用前景，值得进一步深入研究和推广。
1. 引言生活污水中含有大量的有机物和营养物质，如氮、磷等。
传统的生活污水处理方法主要依靠微生物处理污水中的有机物，但对于营养物质的去除效果较差。
为了解决这一问题，研究人员开始探索利用藻类和菌类在共生环境下形成的藻-菌颗粒污泥处理低C/N生活污水的方法。
2. 方法本研究选取了一种适应低C/N条件的藻-菌复合体，并将其与培养基和低C/N生活污水混合，建立实验模型。
实验过程中，对污水中的氮、磷等营养物质进行浓度测定，并观察藻-菌颗粒污泥的生长状况和形态结构。
3. 结果与讨论实验结果表明，藻-菌颗粒污泥在低C/N条件下能够快速适应环境并形成稳定的颗粒结构。
经过一定时间的培养，藻-菌颗粒污泥对污水中的氮、磷等营养物质的去除效果较好。
此外，与传统的污水处理方法相比，藻-菌颗粒污泥处理过程中产生的副产物较少，不会对环境造成二次污染。
4. 探讨藻-菌颗粒污泥处理低C/N生活污水的机理可能与藻类和菌类之间的共生关系密切相关。
藻类可以通过光合作用产生氧气，为菌类提供氧化底物。
而菌类则可以吸附和分解营养物质，为藻类提供所需营养物。
通过这种共生关系，藻-菌颗粒污泥能够高效去除污水中的氮、磷等营养物质。
5. 结论藻-菌颗粒污泥处理低C/N生活污水的研究显示了其在污水处理中的潜力。
藻-菌颗粒污泥可以高效去除污水中的氮、磷等营养物质，达到国家排放标准要求。
相比传统的生活污水处理方法，藻-菌颗粒污泥处理技术更加环保、可持续。
未来，我们可以进一步研究藻-菌颗粒污泥处理生活污水的机理，优化处理工艺，并在实际工程中推广应用。
《2024年好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟》范文
《好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟》篇一摘要本论文详细介绍了好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制以及数学模拟方法。
首先，通过实验过程详细描述了颗粒污泥的培育方法；其次，探讨了其作用机制，包括微生物的生物化学反应和物理特性；最后，通过数学模拟方法对好氧颗粒污泥的成长过程进行模拟分析，为后续的污水处理和优化提供理论依据。
一、好氧颗粒污泥的培养过程1. 培养条件好氧颗粒污泥的培养需要在一定的温度、pH值、营养条件和曝气条件下进行。
通常在常温下进行，pH值控制在7.0左右，营养物质以碳源、氮源和磷源为主。
此外，曝气是保证好氧颗粒污泥正常生长的关键因素。
2. 培养步骤（1）接种：将经过筛选的微生物接种到反应器中，作为培养的起始菌种。
（2）驯化：通过逐步改变底物浓度和类型，使微生物逐渐适应新的环境。
（3）生长与稳定：随着驯化的进行，逐渐形成好氧颗粒污泥。
在这一阶段需要保证充足的曝气和适当的搅拌。
（4）监测与优化：定期检测颗粒污泥的形态、大小、活性等指标，并根据检测结果调整培养条件。
二、好氧颗粒污泥的作用机制1. 微生物生物化学反应好氧颗粒污泥主要由微生物组成，这些微生物通过分解有机物获取能量，并利用底物中的营养物质进行生长和繁殖。
此外，微生物还通过分泌酶和生物表面活性剂等物质促进有机物的分解和转化。
2. 物理特性好氧颗粒污泥具有良好的沉降性能和密实性，这使得其可以在污水处理中起到过滤、吸附和截留等作用。
同时，其特殊的物理结构还有利于增加微生物与底物的接触面积，提高生物反应效率。
三、数学模拟研究1. 模型建立基于好氧颗粒污泥的生长特性和污水处理过程中的反应机理，建立数学模型。
该模型包括微生物生长模型、底物降解模型和反应器运行模型等。
2. 模拟分析通过模拟不同条件下的好氧颗粒污泥生长过程和污水处理效果，分析各种因素对好氧颗粒污泥的影响。
这些因素包括温度、pH值、营养物质的种类和浓度、曝气量等。
四、结论好氧颗粒污泥的培养过程是一个复杂而精细的过程，需要严格控制各种条件以保证其正常生长和高效处理污水的能力。
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。
好氧颗粒污泥培养及在印染废水处理中应用研究的开题报告
好氧颗粒污泥培养及在印染废水处理中应用研究的开题报告一、研究背景及意义随着人口增长和工业化进程的不断加速，印染废水的排放量不断增加，已成为严重威胁人类健康和生态环境的污染源之一。
传统的印染废水处理技术包括物理化学法、生物法和综合法等，但存在着效率低、耗能大、投资高等问题。
好氧颗粒污泥是近年来研究的一种新型生物处理技术，具有高降解率、低运行成本、容易操作等优点，在印染废水处理中应用广泛。
然而，目前好氧颗粒污泥的培养方法和机理尚不完全清楚，且在应用过程中存在一定的问题，如颗粒污泥的稳定性和处理效果的提升等，因此需要进一步研究和探讨。
二、研究内容本文将以印染废水处理为研究对象，主要开展以下内容：1.研究好氧颗粒污泥的培养方法和机理，包括污泥的来源、控制参数的优化、微生物群落结构的分析等。
2.优化好氧颗粒污泥的处理条件，探究不同操作条件下的处理效果和污染物去除效率，通过对水质参数的测试和分析，评价好氧颗粒污泥在印染废水处理中的应用效果。
3. 分析好氧颗粒污泥的颗粒结构和物化特性，探究颗粒污泥的稳定性和抗负荷能力，为下一步研究和应用提供基础和支撑。
三、研究方法本研究将采用实验室规模的好氧颗粒污泥反应器，通过控制污泥培养的控制参数、调节进水参数等操作方式，研究好氧颗粒污泥的培养方法和机理。
通过对好氧颗粒污泥处理印染废水的各种条件进行探究，优化最佳处理条件，并开展好氧颗粒污泥处理效果和污染物去除率的测试与分析。
对好氧颗粒污泥的颗粒结构和物化特性进行分析和评估，以探究颗粒污泥的稳定性和抗负荷能力。
四、预期成果本研究旨在深入探究好氧颗粒污泥在印染废水处理中的应用效果，并优化其处理条件，为印染废水处理提供一种高效、低成本的新方法。
预期成果包括：1. 实验室规模的好氧颗粒污泥反应器的成功建立，颗粒污泥的培养方法和机理得到初步探究。
2. 优化好氧颗粒污泥的处理条件，提高其在印染废水处理中的处理效果和污染物去除率。
3. 对好氧颗粒污泥的颗粒结构和物化特性进行全面分析和评估，为下一步深入研究和应用提供支撑和基础。
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粒污泥的培养及对生活污水中污染物的去除。研究发现在秋 、 冬季温度由 １ ８℃逐渐降至 １ ０℃并 长期 维持 在较 低 温度 的条件 下 ， Ｓ Ｂ Ｒ反应 器 中形 成 了具 有 良好物 化特 性 的颗 粒 污泥 ， 稳 定期 污泥 的 平 均粒 径 为 ３ ０ ０ Ｉ ｘ ｍ， 反应 器 中有较 高的生物 量 （ ＭＬ Ｓ Ｓ为 ６ ０ ０ ０ ｍ ｇ ／ Ｌ ） ， 污 泥沉 降 性 能较 好 ， Ｓ Ｖ Ｉ为
Ａｂ ｓ ｔ ｒ ａ ｃ ｔ： Ｔｈ ｅ ａ ｅ ｒ ｏ ｂ ｉ ｃ ｇ ｒ ａ ｎ ｕ ｌ ａ ｒ ｓ ｌ ｕｄ ｇ ｅ ｗａ ｓ ｃ ｕ ｌ ｔ ｉ ｖ ａ ｔ ｅ ｄ ｉ ｎ ａ ＳＢＲ ｒ ｅ ａ ｃ ｔ ｏ ｒ ｏ ｐｅ ｒ ａ ｔ ｅ ｄ ｉ ｎ ａ ｎ ａ ｅ ｒ ｏ ｂ ｉ ｃ ／ａ ｅ ｒ ｏ —
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（ １ ．Ｓ ｔ ａ ｔ ｅ Ｋ ｅ ｙ Ｌ ａ ｂ ｏ ｒ ａ ｔ ｏ ｒ ｙ ｏ ｆ Ｕ ｒ ｂ ａ ｎ Ｗ ａ ｔ ｅ ｒ Ｒ ｅ ｓ ｏ ｕ ｒ ｃ ｅ ａ ｎ ｄ Ｅ ｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍｅ ｎ ｔ ， Ｈ ａ ｒ ｂ ｉ ｎ Ｉ ｎ ｓ ｔ ｉ ｔ ｕ ｔ ｅ ｆ ｏ Ｔ ｅ ｃ ｈ ｎ ｏ ｌ ｏ ｇ ｙ ，
５ ０～ ６ ０ ｍＬ ／ ｇ 。对 Ｃ Ｏ Ｄ、 Ｐ Ｏ 一一Ｐ 、 Ｎ Ｈ ４ ＋一Ｎ均具有 较好 的去 除效 果 ， 平 均去 除 率 分别 达 到 ８ ５ ． ８ ％、
９ ８ ． ３ ％、 ９ ９ ． ２ ％ 。通 过在 反 应 周期 结束 增 设 ２ ｈ缺 氧搅 拌 ， 实现 了对 Ｔ Ｎ 的进 一 步去 除 ， 去 除 率 达
郭 安 ， 彭 永臻 ， 王 然登 ， 程 战利
（ １ ． 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 １ ５ ０ ０ ９ ０；２ ． 北京
工业 大 学水质科 学与水环 境 恢复 工程 北京 市重 点 实验 室 北 京市脱 氮 除磷 处理与过 程控 制 工程技 术研 究 中心 ，北 京 １ ０ ０ １ ２ ４ ；３ ． 天 津 市市政 工程设 计研 究 院 ，天津 ３ ０ ０ ０ ５ １ ） 摘 要： 采 用厌 氧 、 好 氧 交替运 行 的 小试 Ｓ Ｂ Ｒ反应 器 实现 了在秋 、 冬 季无保 温措施 下好 氧颗
１ ０ ０ １ ２ ４， Ｃ ｈ ｉ ｎ ａ ； ３ ．Ｔ ｉ ａ ｎ ｊ ｉ ｎ Ｍｕ ｎ ｉ ｃ ｉ ｐ ａ ｌ Ｅ ｎ ｇ ｉ ｎ ｅ ｅ ｒ ｉ ｎ ｇ Ｄ ｅ ｓ ｉ ｇ ｎ ａ ｎ ｄ Ｒ ｅ ｓ ｅ ａ ｒ ｃ ｈ Ｉ ｎ ｓ ｔ ｉ ｔ ｕ ｔ ｅ ，Ｔ ｉ ａ ｎ ｊ ｉ ｎ ３ ０ ０ ０ ５ １ ， Ｃ ｈ ｉ ｎ ａ ）
第３ １ 卷
第１ ９期
中 国 给 水 排 水
ＣＨＩ ＮＡ Ｗ ＡＴＥＲ ＆ Ｗ ＡＳ ＴＥＷ ＡＴＥＲ
Ｖｏ ｌ ＿ ３１ Ｎｏ． １ ９ ０ｃ ｔ ． ２ ０１ ５
２ ０ １ ５年 １ Ｏ月
低 温 好 氧 颗 粒 污 泥 的培 养 及 处 理 生 活 污 水 研 究
９ ５． ２％ 。
关键 词 ： 好 氧颗 粒 污泥 ； 低 温 ； 生活 污水 ； 污 染物去 除 效果
中图分 类号 ：Ｘ ７ ０ ３
文献 标识 码 ：Ａ
文章 编 号 ：１ ０ ０ ０— ４ ６ ０ ２ （ ２ ０ １ ５ ） １ ９—ｏ ｎ ｏ ｆ Ａｅ ｒ ｏ ｂｉ ｃ Ｇｒ ａ ｎ ｕ ｌ ａ ｒ Ｓｌ ｕ ｄｇ ｅ ｕｎｄ ｅ ｒ Ｌｏ ｗ Ｔｅ ｍｐ ｅ ｒ ａ ｔ ｕ ｒ ｅ ａ ｎｄ Ｉ ｔ ｓ Ａｐｐ ｌ ｉ ｃ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ ｔ ｏ Ｔｒ ｅ ａ ｔ ｍｅ ｎｔ ｏ ｆ Ｍ ｕｎｉ ｃ ｉ ｐａ ｌ Ｄｏ ｍｅ ｓ ｔ ｉ ｃ Ｓ ｅ ｗａ ｇ ｅ
Ｒ ｅ ｃ ｏ ｖ ｅ ｒ ｙ Ｅ ｎ ｇ ｉ ｎ ｅ ｅ ｒ ｉ ｎ ｇ ， Ｅ ｎ ｇ ｉ ｎ ｅ ｅ ｉ ｒ ｎ ｇ Ｒ ｅ ｓ ｅ ａ ｒ ｃ ｈ Ｃ ｅ ｎ ｔ ｅ ｒ ｆＢ ｏ ｅ ｎ ｇ， Ｂ ｅ ｎ ｇ Ｕ ｎ ｉ ｖ ｅ ｒ ｓ ｉ ｔ ｙ ｏ ｆ Ｔ ｅ ｃ ｈ ｎ ｏ ｌ ｏ ｇ ｙ ， Ｂ ｅ ｎ ｇ