好氧颗粒污泥的培养方法
好氧颗粒污泥培养
% 污泥有机成分 污泥体积指数(mL/g)
90.1 (1.6)
178.3 (11.1)
80.9 (1.4)
104.8 (8.1)
60.6 (3.2)
32.4 (4.5)
57.6 (4.2)
34.4 (5.0)
74.1 (2.A2R)-ngwtt-c
40.4 (158.2)
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SVI (mL /g)
不同剪切力作用下形成的
好氧颗粒污泥的外部形态
0.3 cm/s 上升气流速度
1.2 cm/s 上升气流速度
2.4 cm/s 上升气流速度
3.6 cm/s 上升气流速度 AR-ngwtt-c
31
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不同控制泥龄下形成的 好氧颗粒污泥的外部形态
在不同水力剪切力下形成的好氧颗粒污泥
Size (mm)
0.5 0.4 0.3 0.2 0.1
0 0
300 250 200 150 100 50
0 0
➢ 不同表面上升气流速度下污泥尺寸和污
泥体积指数（SVI）随时间的演化。 ➢ 颗粒污泥只能在相当于表面上升气流
速度大于0.3 cm/s时的剪切力下形成，并在 相当于表面上升气流速度大于1.2 cm/s时的 剪切力作用下维持稳定。
25
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影响好氧颗粒污泥形成的一些因素
AR-ngwtt-c
26
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➢ 底物组成: 对颗粒污泥的形成和稳定性影响不敏感 ➢ 有机负荷率: 对颗粒污泥的形成和稳定性影响不敏感
➢ 水力剪切力: 较高的剪切力有利于具有紧凑结构的颗粒形成 ➢ 沉降时间: 较短的沉降时间有利于颗粒形成 ➢ 泥龄：维持系统一定泥龄(MCRT)对颗粒污泥的形成和稳定性非常关键 ➢ 水力停留时间: 应选择一个恰当的水力停留时间（HRT） ➢ 好氧营养匮乏: 每个周期内在一定时段的营养匮乏期有利于颗粒的形成和稳定
SBR中好氧颗粒污泥的培养
ｓ ｗａ ｅ ｐａ ｔ Ｔ ｅ ｒ ｓ ｍ ｓ ｏ ｅ ａ ｏ ｅ ｒｄ ｔｏ ｆ ｈ ｉ ｌ ａｅ ｅ ａ ｅｉ ｏ － ｍｉ ｄ ａ ｒ ｔ ｎ，ｔ ｅａ ｒ ｂ ｃｇ ａ ｕ ａ ｌ ｄ ｅ ｅ ｇ ｌｎ ． ｈ ｕ ｈ ｗ ｄ ｔ ｔ ｒｄ ｇ ａ ａ ｎ ｏ ｅ ｓｍｕ ｔ ｓ ｗ ｎ ｎ ｎ ｌ ｔ ｅａ ｏ ｅ ｌ ｈ ｆ ｉ ｔ ｄ ｇ ｉ ｅ ｉ ｈ ｅ ｏ ｉ ｎ ｒ ｓｕ ｇ ｒ ｌ ｗ ｒ ｆ ｃ ｅ ｔ ｏ ｒ ａ ｈ ＣＯ ｒ ｍｏ ａ ａｅ ｕ ｏ９ ％ ． ｈ ｅ ａｉｎ ｉｔ ｎ ｉ ｆ ｃ ｅ ｅ ｆｒ ｔ ｎ ａ ｄ ｓａ ｉ ｚ ｔ ｎ ｏ ｅ ａ ｒ ｂ ｃ ｅ ｅ ｅ ｉｉ ｎ ｅ ｃ Ｄ ｅ ｖ ｌ ｔ ｐ ｔ ８ ｔ ｒ Ｔ ｅ ａ ｒｔ ｎ ｅ ｓｔ ａ ｅ ｔ ｄ ｔ ｍａ ｏ ｔ ｂｌ ａ ｉ ｆ ｈ ｅ ｏ ｉ ｏ ｙ ｈ ｏ ｉ ｎ ｉ ｏ ｔ
培养活性污泥的方法汇总
培养活性污泥的方法汇总快速培养活性污泥的常用方法：一、好氧段活性污泥培养1.自然培养：(1)间歇培养：间歇培养是让污泥在曝气池中经历一个由低到高，再由高到低的过程。
在开始阶段，由于污泥较少，所以曝气量相对较低，随着污泥量的增加，曝气量也逐渐增大。
到了培养后期，随着剩余污泥排放的减少，曝气量也减少。
这样可以在有限的池容和曝气设备条件下，获得较高的污泥浓度。
(2)连续培养：连续培养是指污水进入曝气池后，不间断地曝气，让污泥在曝气池中保持一定的浓度。
由于连续培养中污泥的浓度较高，所以可以减少剩余污泥排放量。
但同时，由于需要保持持续的曝气，所以对曝气设备的要求较高。
接种培养：接种培养是指向曝气池中添加其他污水处理厂的活性污泥或经过浓缩的生物量。
这种方式可以加快污泥的培养速度，但需要注意选择适合的菌种和合适的接种量。
2.注意事项：(1)在培养过程中，需要时刻关注污泥的性质变化，如SV、MLSS 等指标。
(2)在培养过程中，需要控制好曝气量，避免过度曝气导致污泥老化或沉淀。
(3)在培养过程中，需要定期排放剩余污泥，以保持曝气池中的污泥浓度。
二、厌氧段活性污泥培养1.接种培养：与好氧段的接种培养类似，厌氧段的接种培养也是向消化池中添加其他污水处理厂的厌氧消化污泥或经过浓缩的生物量。
2.逐步培养：逐步培养是指通过控制进水水质、流量和反应条件等因素，逐步增加厌氧消化反应器的负荷，使厌氧消化反应器逐步适应不同的有机物组成和浓度。
通过逐步培养，可以逐渐提高厌氧消化反应器的处理能力和效率。
3.注意事项：(1)在培养过程中，需要控制好进水的有机物浓度和种类，避免过多的有机物进入消化池导致酸化现象的发生。
(2)在培养过程中，需要控制好消化池的温度和压力等参数，以保证厌氧消化反应的正常进行。
(3)在培养过程中，需要定期排放剩余污泥，以保持消化池中的污泥浓度和处理效率。
好氧污泥培养方法
一污泥的培养方法有同步与异步培养与接种，同步是培奍与驯化同时进行或交替进行，异步是先培后驯化，接种是利用类似污水的剩余污泥接种。
活性污泥可用粪便水经曝气培养而得，因为粪便污水中，细菌种类多，本身含有的营养丰富，细菌易于繁殖。
通常为了缩短培菌周期，我们会选择接种培养。
先说粪便水培菌具体步骤：将经过过滤的粪便水投入曝气池，再用生活污水或河水稀释，至BOD约为300-400，进行连续曝气。
这样过二、三天后，为补充微生物的营养物质和排除由微生物产生的代谢产物，应进行换水，换水根据操作情况分为间断和连续操作。
1.间断操作：当第一次加料曝气并出现模糊的活性污泥绒絮后，就可停止曝气，使混合液静止沉淀，经1-1.5小时后排放上清液，把排放的上清液约占总体积的60-70%。
然后再加生活污水和粪便水，这时的粪便水可视曝气池内的污泥量来调整，这样一直下去，直至SV 达到30%。
一般需2周，水温低时时间要延长。
在每次换水时，从停止曝气，沉淀到重新曝气的总时间要控制在2小时之内为宜成熟的污泥应具有良好的混凝，沉降性能，污泥内有大量的菌胶菌和终生纤毛类原生动物，如钟虫，等枝虫，盖纤虫等，并可使污水的生化需氧量去除率达90%左右2.连续操作：在第一次加料出现绒絮后，就不断地往曝气池投加生活污水或河水，添加粪便水的控制原则与间断投配相同。
往曝气池内投加的水量，应保证池内的水量能每天更换一次，随着培养的进展，逐渐加大水量使在培养后期达到每天更换二次。
在曝气池出水进入二次沉淀池后不久（0.5-1）就开始回流污泥，污泥的回流量为曝气池进水量的50%驯化的方法：可在进水中逐渐增加被处理的污水的比例，或提高浓度，使生物逐渐适应新的环境开始时，被处理污水的加入量可用曝气池设计负荷的20-30%，达到较好的处理效率后，再继续增加，每次以增加设计负荷的10-20%为宜，每次增加负荷后，须等生物适应巩固后再继续增加，直至满负荷为止。
如果被处理工业污水中，缺氮和磷以及其它营养物时，可根据BOD：N：P为100：5：1的比例来调整。
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。
《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。
好氧颗粒污泥培养方法及其厌氧化研究
科技进展 《&’()*+,- .+/,*+, 0 1,+2*#$#34》 !##$ ! "#$! %&， %#! $ ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! 由于沉降时间较短， 反应器中大量污泥被洗出。反应 器中活性污泥浓度从 ! """ #$ % & 降低至 ’ ("" #$ % &， 反应器出水中可以看到大量沉降性能较差的污泥。 为了使污泥更好地附着生长于载体表面， 试验过程中 每天清洗容器壁， 以免微生物附着器壁生长， 阻碍污 泥的颗粒化进程。 污泥床中活性污泥以沉降性能较好的絮状及部分颗 粒污泥为主； 沉降性能得到改善， 污泥洗出量减少。 再一次提高 +,- 负荷至 0.3 反应器运行 0" * 后， ・ ， 此时污泥的沉降性能较好， 沉降时间缩短为 *） /$（ % #0 继续洗出絮状污泥和分散污泥， 减少絮状污泥对 3" #12， 底物的消耗， 保证对颗粒污泥的底物供给， 而较高的反 应器容积负荷可以克服传质阻力而有利于颗粒污泥的 生长， 使反应器中木炭载体表面的生物量积累， 直径开 反应器 始增大， 有明显的颗粒状出现。运行到 :" * 时， 中出水 +,- 稳定在 )"" #$ % & 左右， +,- 去除率达到 出水清澈。在气流均匀地搅动下， 颗粒污泥表面 5).04 ， 也有部分粒径为 )." 较清晰， 粒径增大至 3.0 6 3.( ##， 平均粒径约为 3.) ##， 污泥床中仍存在部分 6 3." ##， 絮状污泥， 但其体积占污泥床体积为 )"4 6 )(4 。789 降为 )! #& % $， ;&77 增至5 """ #$ % &。这说明微生物在 木炭载体表面附着生长形成的好氧颗粒污泥由于具有 良好的沉淀性能， 在反应器中可以维持较高的生物量， 并在高容积负荷下稳定高效降解高浓度有机废水的良 好生物活性。 ! "! 好氧颗粒污泥厌氧化研究 培养好氧颗粒污泥的目的是为了获得厌氧颗粒 污泥。与好氧颗粒污泥相比， 厌氧颗粒污泥主要具有 ［0］ 以下优点 ： !形成颗粒污泥有利于启动成功。"形 成颗粒污泥有利于驯化。厌氧处理技术能降解好氧 过程不能降解的许多毒性物质， 但必须经过充分驯 化。#种群协同作用。种群协同代谢是指有些污染 物在被微生物利用时， 只是被微生物产生的酶降解或 转化为不完全的氧化产物， 这种不完全氧化产物进而 可被另一种微生物利用并彻底降解。这种种群协同 作用对污染物尤其是难降解或毒性物质的生物降解 是非常重要的。 $ 颗粒污泥是有效的氢控制方式。 产氢细菌与利用氢细菌是绝对联系的， 当产氢细菌和 利用氢细菌相互非常临近时才能有效实现产乙酸和 <3 反应的不断进行。通常在厌氧颗粒和生物膜中产 乙酸菌靠近利用氢的细菌生长， 因此氢可以很容易地 被消耗掉并使产乙酸过程顺利进行。 将本试验中培养的好氧颗粒污泥置于一个有效 控制温度在 0"@ ， 容积为 3 & 的 =>7? 反应器中， A< 值在 B.( 6 !." 之间， 停留时间为 3’ C， 进水 +,- 逐渐 从) """ #$ % & 提高到 3 """ #$ % &， +,- 负荷从 3 /$ % 0 0 （# ・ 增加至 ’ /$（ ， 培养过程见图 0。 *） % #・ *） 好氧颗粒污泥厌氧化试验共进行了 33 *。在运行期
好氧颗粒污泥的培养
好氧颗粒污泥的培养好氧颗粒污泥[1, 2, 3](aerobic granular sludge，AGS)是微生物在特定的环境下自发凝聚、增殖而形成的颗粒状生物聚合体，它具有许多普通活性污泥难以比拟的优点，如致密的结构、良好的沉降性能、多重生物功效(有机物降解、脱氮、除磷等)、高耐毒性、相对较低的剩余污泥产量等. 得益于这些优点，AGS已成为废水处理领域的研究热点[4]. 迄今为止，AGS的绝大部分研究成果都来自于间歇式运行反应器[5, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 12, 13, 14]，如SBR、 SBAR等. 然而，研究结果[15]表明，长期运行的AGS反应器会出现不稳定甚至解体现象，这说明间歇式反应器并非是好氧颗粒化的最佳选择.序半连续式反应器(sequencing fed batch reactor，SFBR)是近年来发展起来的一种新型反应器，主要特征是连续进水，反应完后一次性排水. 目前，在SFBR中利用活性污泥对废水进行处理的研究已见报道[16, 17, 18, 19, 20, 21]，也有针对连续进水[22]或分段进水[23, 24, 25]对SBR中的AGS稳定性影响的报道，而有关SFBR中成功实现好氧颗粒化的研究鲜有报道. 相比于SBR，SFBR运行灵活、控制简便，较容易建造、实施，若能实现好氧颗粒化及稳定运行无疑会增加AGS反应器的形式. 因此，本研究尝试在SFBR中进行AGS 的培养，并对AGS的特性进行研究，以期为AGS技术的发展提供理论支持.1 材料与方法1.1 试验装置及运行方式1.1.1 试验装置反应器总高度2.3 m，内径8.4 cm，有效容积11.64 L(有效高度2.1 m)，排水口距底座高度54 cm(换水率74.3%). 模拟污水由蠕动泵从反应器底部引入(进水口距底部高4 cm)，压缩空气由空压机提供，经硅胶管后由曝气砂头从反应器底部压入. 试验装置见图 1所示.图 1 试验装置示意1.1.2 周期组成反应器在09:00～21:00运行周期为6 h，其余为12 h一周期，厌氧/好氧(A/O)交替运行，厌氧期不搅拌，除沉淀、排水外，反应器均为连续进水，当水位达到有效高度(2.1 m)时停止进水及曝气，沉淀3~15 min后排出上清液，反应器进入下一循环周期. 培养过程中根据污泥的沉降性能逐渐减少沉淀时间. 具体见表 1所示.表 1 反应器周期组成1.1.3 其它运行参数运行过程中根据反应器对污染物的去除效果而改变COD、 NH+4-N、 TP的浓度，具体见表 2.表 2 反应器运行参数1.2 接种污泥接种5 L化粪池污水和500 mL序批式好氧颗粒污泥反应器(AGSBR)出水，连续曝气1 d 后采用SBR运行模式(6 h ·周期-1，4个周期·d-1)，COD从500mg ·L-1逐渐增至800mg ·L-1，第2 d时反应器内即出现了细小的生物絮体，并夹杂着少量好氧颗粒污泥(SBR 中排出的解体颗粒). 运行8 d后培养出沉降性能良好的活性污泥，颜色主要为黄色. 反应器污泥浓度达到2 558 mg ·L-1，SVI 30.11mL ·g-1，MLVSS/MLSS为0.45. 活性污泥的形成过程见图 2.图 2 活性污泥培养过程数码照片1.3 模拟污水模拟污水成分及浓度见表 3，对应的COD、 TIN、 TP浓度为1 000、 50、 10mg ·L-1，微量元素添加量为1 mL ·L-1模拟污水，根据反应器内污泥生长状况不断调整C、 N、 P 的浓度配比，其它成分不变.表 3 模拟污水组成1.4 分析方法COD、 NH+4-N、 NO-2-N、 TP、电导率均采用国家标准分析方法测定[26]，NO-3-N采用麝香草酚分光光度法，[TIN]=[NH+4-N]+[NO-3-N]+[NO-2-N]; SV、 SVI、 MLSS、 MLVSS 采用标准方法; 颗粒污泥粒径分布采用标准筛筛分测定，标准筛孔径分别为：0.30、 0.60、1.0、 1.43、 2.0、 4.0 mm，测量经筛分后各粒径范围内污泥的MLSS，计算其占总MLSS 的质量分数后得到粒径分布情况(>0.3 mm的视为颗粒，其所占质量分数称为颗粒化率)，平均粒径从筛上累积质量分数曲线上查出，对应的累积筛上、筛下污泥质量分数均为50%; 使用Canon数码照相机记录颗粒形态.胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)的提取方法为：将摇匀后的污泥样品25 mL放置于离心管中，在4℃，2 000 r ·min-1下离心10 min，沉淀物溶解于磷酸盐缓冲液，放置于80℃恒温水浴中加热60 min，提取EPS，然后在10 000 r ·min-1下离心30 min，上清液过滤后用于EPS成分分析[27]. 蛋白质测定采用考马斯亮蓝试剂法，多糖测定采用硫酸-苯酚法.2 结果与讨论 2.1 污泥形态变化培养过程中污泥的形态变化见图 3. 观察发现：随着沉降时间的减小，松散的絮体污泥逐渐转变为较大的菌胶团，11 d时几乎全部以大片菌胶团和细小颗粒形式存在，28 d时AGS 占绝对优势(颗粒化率为86.12%)，所形成的好氧颗粒污泥呈黄色、形状不规则，且粒径较小(平均粒径0.56 mm). 此后，反应器内始终以AGS为主，但当改变运行条件时，污泥会出现短暂的不适应期，部分AGS会变得很疏松，出现絮状物. 43~53 d内由于进水浓度高致使反应器内液体含盐量过大(测得混合液电导率为3.05 S ·m-1)，液体比重的增加使得部分AGS悬浮在反应器上部难以下沉，造成污泥的大量流失，使得污泥负荷迅速增加，加之渗透压的增加使得微生物细胞出现不适情况，以致部分AGS出现解体，降低负荷后(54~63 d)AGS 形状变得更加不规则，且污泥颗粒颜色变浅.图 3 好氧颗粒污泥形态变化数码照片2.2 污泥的理化特性2.2.1 SVISVI变化情况见图 4(a). 从中可知：正常情况下的污泥SVI保持在70mL ·g-1以下，但当运行条件改变时污泥的SVI会出现波动. 运行初期(1~4 d)由于污泥量较少、污泥无机成分较高，造成SVI较小; 随着污泥量的增加，SVI值趋于平缓. 第16 d时提高了氮负荷，污泥变得松散，沉降性能变差，反应器中混合液变得黏稠和浑浊，可能是异养菌难以承受氨氮突然增加造成的冲击，出现细胞破裂及死亡，导致大量污泥随出水排出反应器，SVI急剧下降，随着污泥逐渐适应进水水质，SVI值趋于稳定. 第32 d实验室停电、反应器处于静置状态，33 d的SVI有所上升，随着微生物逐渐适应周围环境后SVI又逐渐降至80 mL ·g-1以下. 43 d后由于进水盐度较高，AGS出现解体、沉降性能变差，54 d降低进水负荷后SVI 值出现一定下降.图 4 运行过程中SVI、 MLSS、 EPS含量及PN/PS变化情况2.2.2 污泥浓度(MLSS)MLSS的变化情况见图 4(b). 从中可知，MLSS整体呈下降趋势. 1~4 d时MLSS有短暂的上升，随着沉降时间的缩短，沉降性能差的絮体污泥被排出反应器，MLSS逐渐减小，14 d 时由于提高了NH+4-N浓度、污泥出现短暂不适应而造成MLSS显著降低，待污泥适应新环境后MLSS基本稳定在2 000~3 000 mg ·L-1之间(18~31 d)，42 d以后由于反应器内高含盐量导致污泥难以下沉而大量流失，MLSS持续下降最终低于1 000 mg ·L-1. 反应器运行过程中未能保持较高的污泥量，一方面是当运行条件改变使微生物不适应造成污泥流失所致; 另一方面是夜间连续进料使曝气阶段反应器内底物浓度较低、易造成丝状菌生长[37, 38, 39]，为维持AGS的稳定需采取较短的沉降时间及时排出絮体污泥，也造成了一定的污泥流失.2.2.3 胞外聚合物(EPS)EPS含量及PS/PN分别见图 4(c)、图 4(d). 由图 4(c)可知：EPS含量(以MLVSS计)处于波动状态，1~59 d内呈上升趋势，59 d时达到最大值373.24 mg ·g-1 ，较培养初期增加了约2.5倍，这与大量研究得出的EPS有利于细胞之间的自凝聚及AGS的稳定性维持[28, 29, 30]是一致的，运行后期由于AGS出现解体，导致EPS急剧下降. 由图 4(d)可发现PN/PS 在1~16 d逐渐增大，17~52 d基本保持在1左右，53 d以后迅速下降至0.3以下，表明蛋白质在EPS中的比例先增加、后趋于稳定，最后又急剧下降. 研究表明：EPS中蛋白质与多糖的组成对AGS的稳定性有显著影响[29, 30, 31]，但二者谁起决定作用还存在争议. 本研究表明当AGS出现解体时蛋白质含量显著下降，说明EPS中蛋白质对SFBR中AGS的稳定性有重要影响.2.2.4 粒径分布反应器内污泥的粒径分布见图 5所示. 从中可知，随着逐渐缩短沉降时间，反应器内污泥的粒径逐渐增大，4、 14、 21、 28 d时对应的平均粒径分别为：0.19、 0.43、 0.54及0.56 mm. 同时，粒径小于0.3 mm的污泥的比例逐渐减少，反应器的颗粒化率逐渐增大，可以看到污泥的颗粒化率由初期的18.17%上升到86.12%，但0.3~0.6 mm内AGS始终占主导，这可能与SFBR中较低的底物传质梯度有关，粒径大的AGS内部难以得到基质而极易解体. 随后由于污泥量减少及沉降性能变差，未进行粒径分析.图 5 第4 d、 14 d、 21 d、 28 d粒径分布2.3 反应器对污染物的去除效果2.3.1 COD去除效果反应器对COD的去除效果见图 6. 从中可以看到，除异常波动外，反应器对COD的去除率基本维持在90%左右，正常情况下出水COD小于100mg ·L-1，表明连续进料下AGS对COD 亦具有较好的去除效果，这主要得益于AGS致密的结构和较高的生物活性.图 6 出水COD浓度及去除率2.3.2 脱氮效果各态氮的浓度变化及TIN去除率见图 7. 可以看出，反应器对NH+4-N、 TIN的去除效果波动较大，去除率分别为44.45%~94.72%及43.87%~93.13%. 分析原因：一是改变氮负荷时会有短暂的不适应，此时的脱氮效率较差; 二是连续进料使得部分NH+4-N未被氧化即排出反应器. 从图 7中还可以看出，出水中NO-3-N浓度绝大部分时间均高于NO-2-N浓度，但也并未出现明显的NO-3-N、 NO-2-N积累，分析可能是AGS的内部分层结构发生了同步硝化反硝化作用，而连续进料为反硝化提供了所需的碳源.图 7 出水NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 TIN浓度2.3.3 TP去除效果反应器对TP的去除效果见图 8. 从中可知，反应器对TP去除效果波动较大，去除率在44.50%~97.40%之间. 分析原因：一是改变运行条件会有短暂的不适应，此时的除磷效果较差; 二是连续进料使得部分TP未完全反应. 除14 d突然提高氮负荷造成系统短暂不适应外，TP去除率可维持在60%以上.图 8 出水TP浓度及去除率2.4 典型周期污染物降解规律2.4.1 COD周期降解规律典型周期内COD的降解规律见图 9(a). 可以发现，由于厌氧期内未曝气、也未搅拌，使反应器中COD逐步升高，90 min时达到321.95mg ·L-1，开始曝气后积累的COD被AGS 迅速吸附并降解，200 min以后反应器内COD浓度趋于平稳并维持在100mg ·L-1以下. SFBR 中厌氧/好氧交替及连续进料的运行模式使其流态在时间上具有一定的推流特征，可为生化反应提供较大的传质推动力，这被认为可有效抑制丝状菌过度生长[37, 38, 39].2.4.2 氮周期降解规律典型周期内氮的降解情况见图 9(b). 厌氧期内(0~80 min)由于连续进料且未搅拌，NH+4-N、 TIN的浓度逐渐升高，好氧期内二者均出现一定的波动，但波动幅度不大. 另外，硝氮、亚硝氮呈交替升高、降低情况. 分析原因包括：一是进水中的NH+4-N氧化不完全及混合不均匀使NH+4-N、 TIN上下波动; 二是发生氨氧化及硝化反应的同时，进水提供的碳源即可与NO-3-N发生反硝化，亦可与NO-2-N发生反硝化，由于两种过程随机进行，使得NO-3-N、 NO-2-N浓度上下波动.2.4.3 TP周期降解规律典型周期内TP的降解情况见图 9(c). TP的浓度总体呈下降趋势，但变化幅度较小，基本维持在3.0mg ·L-1左右. 虽然设置了80 min的厌氧期，但并未出现传统除磷机制中明显的厌氧释磷及好氧吸磷状况，厌氧段的长短对TP的去除效果及除磷机制尚需后续深入研究.图 9 典型周期COD、 NH+4-N及TP降解规律3 SFBR中好氧颗粒化的机制探讨及稳定性分析对于好氧颗粒化过程来说，选择压假说[32,33]越来越受到学者们的认可. 选择压[34]分为水力选择压和生物选择压，前者是通过控制反应器结构特性和水力条件等将性能差的污泥淘汰出反应体系，后者通过改变混合液中营养成分的负荷来使适应此负荷的微生物生存下来而不能适应的微生物逐步消退. 本试验主要是通过控制沉淀时间、水力剪切力、 A/O交替运行等水力选择压来促进AGS的形成. 主要表现在：①通过逐渐缩短反应器的沉淀时间，逐渐将沉降性能差的絮体污泥排出，而沉降性能好的菌胶团逐渐得到富集; ②反应器采用较大的高径比(H/D为25)及较大的曝气量(0.24~0.40 m3 ·h-1)，可为反应器内提供连续、均匀的水力剪切力(1.2~2 cm ·s-1)，研究表明它们能刺激细胞EPS的分泌及疏水性的增加，促进细胞之间的自凝聚[35,36]; ③A/O交替运行方式使SFBR在前80 min内呈理想的推流流态，而好氧期内呈完全混合状态，相比于完全混合式反应器，这种模式可为生化反应提供较大的传质推动力，使得菌胶团在同丝状菌的生长竞争中处于优势地位[37, 38, 39]，有利于AGS的形成.通过逐步提高选择压，28 d后在SFBR中成功培养出了AGS，但32 d后反应器内污泥量持续下降，42 d时反应器内出现AGS解体现象. 除操作条件不当，如检修期静置、进水含盐量过高造成污泥流失及解体外，后期反应器内丝状菌过度繁殖，并在生长竞争中逐渐占优势是AGS解体的主要原因. 主要表现在：通过提高进水浓度及A/O运行模式可在SFBR中创造较高的传质推动力，这在白天12 h内可一定程度上维持AGS的稳定性，但限于自动控制水平，夜间存在635 min的好氧反应期，长时间的好氧饥饿期不仅不利于AGS的稳定性维持[40,41]、亦容易造成丝状菌生长[37, 38, 39]，使得AGS在生长竞争中逐渐处于劣势，为及时将沉降性能差的絮体污泥排出仍需维持较短的沉降时间(3 min)，致使每天早上排水时较多污泥被排出，污泥的生长量难以补充污泥的流失量，最终导致了AGS的解体. 为维持SFBR中AGS的稳定性，后续研究需提高反应器的自动控制水平，并将有机负荷、污泥负荷[42]控制在合理范围内.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
【专业知识】好氧颗粒污泥的培养
【专业知识】好氧颗粒污泥的培养好氧颗粒污泥的培养活性污泥工艺的运行好坏主要依赖于反应器中形成污泥的质量。
最新研究结果表明，在活性污泥反应器中创造一定条件可培养出高活性的SND颗粒污泥，其颗粒尺度在500μm左右，具有良好的沉淀性能和较高的SND速率。
根据目前普遍接受的污泥絮体理论及在曝气池中通常观测到的污泥颗粒大小（约为100μm）可知，在某些特定条件下污泥颗粒的紧密层可进一步增大，进而形成SND 颗粒污泥。
另有研究结果表明，在反硝化条件下活性污泥絮体能形成性能优良的颗粒污泥。
以往认为在曝气池中由于水流紊动剧烈、剪切力较大，污泥颗粒尺度在达到100μm 后就很难增大了。
采用微氧电极对DO在颗粒内部扩散的研究结果表明，当DO为1～2mg/L时，O2在污泥颗粒内的扩散深度约为100μm，因此在单纯的碳氧化曝气池中的污泥尺度若再增大，内部将进入厌氧状态。
目前对如何在曝气池中提高活性污泥尺度的研究报道还较少，最近Morgenroth采用厌氧颗粒污泥培养中的水力筛分法，以碳源为基质在USB反应器内培养出好氧颗粒污泥，其颗粒尺度可达1～3mm，具有优良的沉淀性能。
但由于曝气池中O2的供给是限制因素，当颗粒变大后其平均活性并不高（内部大量污泥处于厌氧状态），且随着运行时间的延长，污泥活性可能进一步退化。
在SBR系统中采用缩短沉降时间可截留住那些具有较高沉速的生物颗粒，培养出的颗粒污泥可达3.3mm（也有仅为0.3～0.5mm的），其中几乎不含丝状菌，全部由细菌组成。
颗粒化不是由微生物种类决定的，而是与操作条件有关，曝气池中的搅动强度或混合程度及曝气产生的剪切力对颗粒污泥的形成都有较大影响。
好氧颗粒污泥的形成机制目前还不完全清楚。
在SBR反应器中，DO保持在0.7～1.0mg/L时运行一个月可基本完成颗粒化，且COD．NH3-N、TN去除率高达95%、95%、60%，颗粒中无丝状菌，SVI为80～100mL/g，SS为4～4.5g/L.好氧颗粒污泥在显微镜和曝气状态下都可观察到，其活性即使在DO＜1mg/L时也很高，有机物和氨氮负荷可达1.5kgCOD/（m3-d）和0.18kgNH3-N/（m3-d）。
好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟
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sbr中好氧颗粒污泥的培养杨春维 - 副本
第31卷第5期2012年10月四川环境SICHUAN ENVIRONMENTVol.31，No.5October 2012·试验研究·收稿日期：2012-01-01基金项目：吉林省教育厅“十二五”科学技术研究项目（吉教科合字【2011】第417号）；吉林省四平市科技发展规划项目（2010014）。
作者简介：杨春维（1976－），男，辽宁辽阳人，2012年毕业于大连理工大学环境学院，博士，讲师，研究方向为污水治理技术开发与机理研究，高级氧化技术在水处理中的应用和机理研究。
SBR 中好氧颗粒污泥的培养杨春维，李雪丽，邵亚红，赵威（吉林师范大学环境科学与工程学院，吉林四平136000）摘要：采用竖式SBR 作为反应器，利用城市污水处理厂剩余污泥作为接种污泥，通过不间断运行培养出好氧颗粒污泥。
实验结果表明，采用非限量曝气模式好氧颗粒污泥降解模拟污水的效果较好，其COD 去除率可达98%以上。
曝气量对好氧颗粒污泥的形成和稳定具有重要影响，当气速为26.5m /h 时，好氧颗粒污泥的性状和处理有机废水效果最佳。
同时好氧颗粒污泥对pH 值的变化不明显，当pH 为5 8范围内，其COD 去除率都可达到85%以上。
但是未经驯化的好氧颗粒污泥对对硝基苯酚和对氯苯酚两种芳香类有机物较敏感，而对硝基苯酚对其毒性更大。
当对硝基苯酚和对氯苯酚浓度为10mg /L 时，其COD 去除率仅为42.5%和52%。
关键词：好氧颗粒污泥；SBR ；活性污泥；培养中图分类号：X703文献标识码：A文章编号：1001-3644（2012）05-0021-05Cultivation of the Aerobic Granular Sludge in Sequencing Batch ReactorYANG Chun-wei ，LI Xue-li ，SHAO Ya-hong ，ZHAO Wei（College of Environmental Science ＆Engineering ，Jilin Normal University ，Siping ，Jilin 136000，China ）Abstract ：Aerobic granular sludge was cultivated through continuous operation in SBR system seeded with excess sludge ofsewage plant.The results showed that for degradation of the simulated sewage in non-limited aeration ，the aerobic granular sludge were efficient to reach COD removal rate up to 98%.The aeration intensity affected the formation and stabilization of the aerobic granular sludge very much.At the aeration speed of 60m /h ，the properties and wastewater treating effect of the granular sludge reached the optimum.The aerobic granular sludge depended on pH insignificantly.The COD removal rate reached more than 85%when the pH value ranged in 5 8.The aerobic granular sludge without acclimation was sensitive to p-nitrophenol and p-chlorophenol ，especially the former.When the concentrations of p-nitrophenol and p-chlorophenol were 10mg /L ，the COD removal rates only reached 42.5and 52%respectively.Key words ：Aerobic granular sludge ；SBR ；activated sludge ；cultivation好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge ）是一种新型的好氧微生物固定化技术，是好氧微生物自凝聚形成的一种特殊形式的活性污泥，具有良好的沉降性能、密实的结构、较高浓度的生物量、较强的冲击负荷和抵抗有毒有害物质的能力，因此引起了众多学者的广泛关注［1 4］。
好氧污泥培养步骤
活性污泥的培养步骤1. 向好氧池注入清水（同时引入生活污水）至一定水位，并注意水温。
2. 按风机操作规程启动风机，鼓风。
3. 向好氧池投加经过滤的浓粪便水（当粪便水不充足时，可用化粪池和排水沟内的污泥补充。
），使得污泥浓度不小于1000mg/L，BOD达到一定数值。
4. 有条件时可投加活性污泥的菌种，加快培养速度。
5. 按照活性污泥培养运行工艺对反应池进行曝气、搅拌、沉降、排水。
6. 通过镜检及测定沉降比、污泥浓度，注意观察活性污泥的增长情况。
并注意观察在线PH值、DO的数值变化，及时对工艺进行调整。
7. 测定初期水质及排水阶段上清液的水质，根据进出水NH3-N、BOD、COD、NO3-、NO2-等浓度数值的变化，判断出活性污泥的活性及优势菌种的情况，并由此调节进水量、置换量、粪水、NH4Cl、H3PO4、CH3OH的投加量及周期内时间分布情况。
8. 注意观察活性污泥增长情况，当通过镜检观察到菌胶团大量密实出现，并能观察到原生动物（如钟虫），且数量由少迅速增多时，说明污泥培养成熟，可以进生产废水，进行驯化。
二、活性污泥的驯化步骤1. 通过分析确认来水各项指标在允许范围内，准备进水。
2. 开始进入少量生产废水，进入量不超过驯化前处理能力的20％。
同时补充新鲜水、粪便水及NH4Cl。
3. 达到较好处理后，可增加生产废水投加量，每次增加不超过10～20％，同时减少NH4CL投加量。
且待微生物适应巩固后再继续增生产废水，直至完全停加NH4Cl。
同步监测出水CODcr浓度等指标,并观察混合液污泥性状。
在污泥驯化期还要适时排放代谢产物,即泥水分离后上清液。
4. 继续增加生产废水投加量，直至满负荷。
满负荷运行阶段,由于池中已培养和保持了高浓度、高活性的足够数量的活性污泥,池中曝气后混合液的MLSS达到5000mg/1,此过程同步监测溶解氧,控制曝气机的运行,并进行污泥的生物相镜检。
三、调试期间的监测和控制在调试及运行过程有许多影响处理效果的因素,主要有进水CODcr浓度、pH 值、温度、溶解氧等,所以对整个系统通过感官判断和化学分析方法进行监测是必不可少的。
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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。