好氧颗粒污泥培养共63页文档
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)
第18页，共61页，编辑于2022年，星期日
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
《好氧颗粒污泥》课件
好氧颗粒污泥
研究现状
四川大学建筑与环境学院 杨平
2008年12月
《好氧颗粒污泥》
提纲
一、引言 二、实验室收获得的颗粒污泥照片 三、好氧颗粒污泥特征 四、获得颗粒污泥的反应器 五、影响好氧污泥颗粒化的因素 六、颗粒污泥微生物结构与种群 七、好氧污泥颗粒化机理 八、好氧颗粒污泥的可能应用方面 九、需要研究的主要方面
63天
J. J. HEIJNEN(荷兰，2002)
《好氧颗粒污泥》
bar = 1mm
二、颗粒污泥照片
J. J. HEIJNEN(荷兰，20《0好5氧)颗粒污泥》
bar = 1mm
二、颗粒污泥照片
FISH ---荧光免
疫原位 杂交
J. J. HEIJNEN(荷兰，2005) The layered structure of the granule 《好氧颗粒污泥》
components [proteins (green): FITC;B — lipids (yellow): Nile red;
C — total cells (red): SYTO 63; D — dead cells (violet): Sytox
blue; E — α-polysaccharide (light blue): Con A rhodamine; F — β-
Schwarzenbeck（德国）─（2004）
《好氧颗粒污泥》
二、颗粒污泥照片
曾光明─湖南大学，2003
《好氧颗粒污泥》
二、颗粒污泥照片
曾光明─湖南大学，2005
《好氧颗粒污泥》
二、颗粒污泥照片
张晓健─清华大学，2001
《好氧颗粒污泥》
好氧硝化颗粒污泥的培养及其性能
目""次
水污染防治
城市污水处理过程中溶解性有机物转化特性 金鹏康"石彦丽"任武昂# 过硫酸盐缓释材料释放过程模型构建
陈方义"安"达"杨"昱"廉新颖"李定龙"姜永海"席北斗"张进保"吴"俊' ()*+,* 氧化 -混凝沉淀协同处理腈纶聚合废水 魏"健"范冬琪"宋永会"田智勇"徐东耀"那明亮#. 膜生物反应器工艺联合曝气系统的可行性研究及工程实践 祁"萌"文湘华"李波桃 "唐骋彪#! 铁负载阴离子交换树脂高效除磷研究 张"红"缪恒锋"阮文权"左剑恶"操家顺$& 建筑垃圾对雨水径流中 /0 的吸附特性 王建龙"杨丽琼"黄涛"郭娉婷"魏子沫1$ 藻类生物膜脱氮除磷动力学研究 郭莉娜"魏"群"周"军"孙红云"李晓伟"陈延飞1! 改性活性炭对废水中铬离子的吸附 左卫元"仝海娟"史兵方.& 2345内不同有机负荷下 $ 种好氧颗粒污泥形成及除磷性能 郎龙麒"万俊锋"王"杰"程"盼"王"岩&# 污泥活性炭的制备及其对酸性红 6的吸附行为 王家宏"张"迪"尹小龙"刘少冲&7 伏牛溪水污染治理效果的数值模拟研究 卿晓霞"张会波"周"健"刘增威8& 9射线辐照降解水中阿莫西林 谢水波"蔡"婷"罗志平"吴宇琦"刘迎九"凌"辉'1 低温结晶净化柠檬酸盐解吸贫液中硫酸根 洪"涛"许鹏飞"李林波"高建雄"孔海林"高"萌'! 壳聚糖络合9陶瓷膜耦合技术处理低浓度含铜废水 张晨牧"刘景洋"孙晓明"徐同宽"白卫南71 :;对磷酸铵镁结晶介稳区诱导期和反应速率的影响 刘"志"邱立平"王嘉斌"谢"康"王"东"孙成江7! 正渗透中驱动溶质反渗模型的建立与实验验证 吴"晴"田"禹!& 水解酸化工艺处理印染废水的机理 宋梦琪"周春江"马鲁铭#%$ 沸石对降雨径流中氨氮的吸附特性 古"励"潘龙辉"何"强"廖欣蕾#%' 玉米秸秆碳源释放特征及反硝化效果 李乐乐"张卫民"何江涛"马文洁"刘菲##1 水分散型阳离子聚丙烯酰胺絮凝剂的絮凝性能及其机理 刘"娟"武耀锋"张晓慷##! 宜兴城市内河污染物时空分布及解析 郝"昊"王晓昌"张琼华"程"?#$& 厌氧时聚99羟基丁酸酯 <;3 最大化积累的影响因子 易"丹"方"茜"张可方"李"典#1# 滇池凤眼莲种养水域水体理化指标 $. 小时变化规律
好氧污泥培养方法
一污泥的培养方法有同步与异步培养与接种，同步是培奍与驯化同时进行或交替进行，异步是先培后驯化，接种是利用类似污水的剩余污泥接种。
活性污泥可用粪便水经曝气培养而得，因为粪便污水中，细菌种类多，本身含有的营养丰富，细菌易于繁殖。
通常为了缩短培菌周期，我们会选择接种培养。
先说粪便水培菌具体步骤：将经过过滤的粪便水投入曝气池，再用生活污水或河水稀释，至BOD约为300-400，进行连续曝气。
这样过二、三天后，为补充微生物的营养物质和排除由微生物产生的代谢产物，应进行换水，换水根据操作情况分为间断和连续操作。
1.间断操作：当第一次加料曝气并出现模糊的活性污泥绒絮后，就可停止曝气，使混合液静止沉淀，经1-1.5小时后排放上清液，把排放的上清液约占总体积的60-70%。
然后再加生活污水和粪便水，这时的粪便水可视曝气池内的污泥量来调整，这样一直下去，直至SV达到30%。
一般需2周，水温低时时间要延长。
在每次换水时，从停止曝气，沉淀到重新曝气的总时间要控制在2小时之内为宜成熟的污泥应具有良好的混凝，沉降性能，污泥内有大量的菌胶菌和终生纤毛类原生动物，如钟虫，等枝虫，盖纤虫等，并可使污水的生化需氧量去除率达90%左右2.连续操作：在第一次加料出现绒絮后，就不断地往曝气池投加生活污水或河水，添加粪便水的控制原则与间断投配相同。
往曝气池内投加的水量，应保证池内的水量能每天更换一次，随着培养的进展，逐渐加大水量使在培养后期达到每天更换二次。
在曝气池出水进入二次沉淀池后不久（0.5-1）就开始回流污泥，污泥的回流量为曝气池进水量的50%驯化的方法：可在进水中逐渐增加被处理的污水的比例，或提高浓度，使生物逐渐适应新的环境开始时，被处理污水的加入量可用曝气池设计负荷的20-30%，达到较好的处理效率后，再继续增加，每次以增加设计负荷的10-20%为宜，每次增加负荷后，须等生物适应巩固后再继续增加，直至满负荷为止。
如果被处理工业污水中，缺氮和磷以及其它营养物时，可根据BOD：N：P为100：5：1的比例来调整。
好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟共3篇
好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟共3篇好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟1好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟随着城市化进程的不断发展，生活污水不断增加，对水环境的污染越来越严重。
为了保护水环境和人类健康，治理污水成为当务之急。
目前，好氧颗粒污泥作为一种新型的生物技术正在被广泛使用，被认为是一种高效、经济、环保的污水处理技术。
好氧颗粒污泥是一种由微生物聚集形成的生物颗粒，其形状和大小可以受到外界环境因素的影响而改变。
它可以在有机负荷较高的环境中，通过良好的聚集能力和快速的物质转化能力，实现有机负荷的降解和污水的净化。
好氧颗粒污泥的形成过程是复杂的，需要经过长时间的降解、聚合、脱析等过程。
好氧颗粒污泥的培养过程是关键。
首先需要选取适合生长的微生物菌种，然后在适宜的条件下进行培养。
通常采用污泥接种法，将野生菌株从污水中筛选出来，接种到适宜的培养环境中。
在培养过程中，需要逐渐增加有机负荷和DO浓度等条件，增强好氧颗粒污泥的形成、生长和维持能力。
好氧颗粒污泥的作用机制是多样的。
首先，由于生物颗粒具有大比表面积和良好的生物膜形成特性，可以吸附、分解和转化废水中的有机物、无机盐等，从而达到净化废水的目的。
其次，好氧颗粒污泥具有高效的氧气转移能力，可以很好地维持好氧状态。
此外，好氧颗粒污泥的菌类种类繁多，其生态系统稳定削弱了某些病原菌的形成和繁殖，从而减少了水污染对生态环境的破坏。
数学模拟在好氧颗粒污泥的研究中具有重要作用。
它可以为实际应用提供理论支持。
常见的数学模型有CSTB（Continous State-Based Model）模型、ASM（Activated Sludge Model）模型等。
这些模型结合了微生物代谢反应、环境因素因素对污泥的影响等多种因素，可以准确地模拟好氧颗粒污泥的特性和多种处理工艺对其产生的影响。
总之，好氧颗粒污泥作为一种新兴的污水处理技术，具有较强的生物环保特性。
好氧颗粒污泥培养方法及其厌氧化研究
科技进展 《&’()*+,- .+/,*+, 0 1,+2*#$#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。
好氧颗粒污泥的培养过程
附件2论文中英文摘要作者姓名：倪丙杰论文题目：好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟作者简介：倪丙杰，男，1981年11月出生，2006年9月师从于中国科学技术大学俞汉青教授，于2009年7月获博士学位。
中文摘要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。
它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，好氧颗粒污泥技术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。
好氧颗粒污泥的形成过程非常复杂，它的作用机制涉及到微生物的生长与竞争、氧的传质、底物的扩散及微生物产物的形成等各个方面。
本论文系统地研究了好氧颗粒污泥的形成过程、作用机制和数学模拟，探索了颗粒污泥在好氧和缺氧条件下的胞内储存过程机理，深入阐明了颗粒污泥中胞外聚合物和溶解性微生物产物的形成规律，并首次成功地以低有机物浓度城市污水为基质在中试规模反应器中培养出性能优良的好氧颗粒污泥。
主要研究内容和研究结果如下：1. 分别采用豆制品加工废水和混合酸废水在SBR 反应器中培养好氧颗粒污泥，基于实验结果和形成机理的分析，实现了好氧颗粒污泥形成过程的定量描述。
粒污泥在形成过程中粒径逐渐增大，沉降速度提高到40 m h-1,污泥体积指数SVI减小至20 mL g-1, COD去除效率高于98%；模型能够很好地定量描述好氧颗粒污泥的形成过程及基质在颗粒内部的扩散；好氧颗粒污泥的形成过程可分为适应期、快速生长期和成熟期。
2. 通过好氧颗粒污泥的间歇实验，探索了颗粒中自养微生物和异养微生物的生长与竞争；根据实验结果修正了ASM3 模型，用以描述好氧颗粒SBR 反应器中自养菌和异养菌的同时生长，并分析两类微生物对于溶解氧的竞争和在颗粒中的空间分布；发现氨氮和COD 在颗粒SBR 反应器运行周期的前1.5小时内分别被自养菌和异养菌消耗完毕，且异养菌消耗更多的溶解氧；自养菌主要位于颗粒的外层，而异养菌则分布于颗粒的外层或者中心。
【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
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二、颗粒污泥照片
Yarlagadda V. Nancharaiah-India(2008)
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二、颗粒污泥照片
Xiao-yan Lia(2008)- The University 第三十七页，课件共有83页 of Hong Kong
二、颗粒污泥照片
清华大学王建龙等(2004)─厌氧颗粒向好氧颗粒污泥转化
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二、颗粒污泥照片
清华大学王建龙等(2004)─厌氧颗粒向好氧颗粒污泥转化
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二、颗粒污泥照片
Anaerobic granule used as seeder
清华大学王建龙等(2005)─厌氧颗粒向好氧颗粒污泥转化
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二、颗粒污泥照片
FISH
Phenol granule cultivated in sequential batch reactor with synthetic wastewater containing 250 mg L−1 phenol, stained for all EPS components [proteins (green): FITC;B — lipids (yellow): Nile red; C — total cells (red): SYTO 63; D — dead cells (violet): Sytox
SEM (c) and (d). Am Jang, 2003 ，USA
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二、颗粒污泥照片
Am Jang, 2003 ，UAS
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