好氧颗粒活性污泥的培养及理化特性研究
好氧颗粒污泥的研究进展
好氧颗粒污泥的研究进展好氧颗粒污泥的研究进展一、引言随着城市化进程的不断加快，城市污水处理厂面临着越来越大的挑战。
好氧颗粒污泥作为一种新型的生物处理技术，被广泛应用于生活污水、工业废水和农业废水的处理过程中。
本文将对好氧颗粒污泥的研究进展进行综述。
二、好氧颗粒污泥的形成机制好氧颗粒污泥是由耐寒、耐酸、耐碱和耐高浓度有机物条件的细菌群体构成的。
其产生的主要原因是良好的沉降性能和附着性能的结合。
在好氧条件下，细菌通过对废水中有机物的降解，产生胞外聚合物，并将颗粒污泥附着在胞外聚合物上，形成一个结构相对稳定的颗粒状污泥。
三、好氧颗粒污泥的特征1. 大比表面积：好氧颗粒污泥相对于传统的生物颗粒污泥具有更大的比表面积，能够提供更多的接触面积，加速废水中有机物的降解。
2. 高活性：好氧颗粒污泥在有机物降解过程中有很高的活性，能够在短时间内完成废水的处理过程。
3. 良好的沉降性：好氧颗粒污泥具有较高的沉降速度，能够减少后续工艺中的沉淀时间和体积。
4. 抗冲击负荷能力强：好氧颗粒污泥能够适应不同浓度和类型的废水，对于冲击负荷有较高的抗性。
5. 高浓度处理能力：好氧颗粒污泥可以在较高浓度下进行处理，节约了处理过程中的能量和药剂的消耗。
四、好氧颗粒污泥的应用好氧颗粒污泥在污水处理方面有着广泛的应用。
其主要应用于以下几个领域：1. 生活污水处理：好氧颗粒污泥能够有效地降解生活污水中的有机物和氨氮，并减少污泥的产生量。
2. 工业废水处理：好氧颗粒污泥能够适应不同类型的工业废水，并对废水中的有机物进行高效降解。
3. 农业废水处理：好氧颗粒污泥在农业废水处理中的应用十分广泛，能够提高农田灌溉水的质量，促进农作物的生长。
五、好氧颗粒污泥的优势和挑战好氧颗粒污泥相对于传统的生物处理技术具有独特的优势，如较高的处理效率、较少的运维成本和较小的占地面积等。
然而，好氧颗粒污泥的应用也面临一些挑战，如操作复杂、运行稳定性不足和污泥浓度波动等。
好氧颗粒污泥培养
250000 200000 150000 100000 50000 0 0 100 200 300 400 500 600 700 Distance for the edge of granule, um
颗粒中的通道及孔状结构可由共焦激光扫描显微镜 (CLSM) 观察到： 图中颗粒污泥直径为0.55 mm，在颗粒表面下250m处明显存在一多微孔层。
尺寸大小分类 (直径, mm) <0.15 0.15-0.5
平均直径 (mm) 0.09 0.35
近圆率 (aspect ratio) 0.69 (0.15)
圆满度 (roundness) 0.88 (0.16)
% 污泥有机成分 90.1 (1.6) 80.9 (1.4)
污泥体积指数(mL/g) 178.3 (11.1) 104.8 (8.1)
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影响好氧颗粒污泥形成的一些因素
AR-ngwtt-c
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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
使用的接种颗粒污泥性质:
平均直径: 1.28 mm
污泥体积指数: 28 mL/g 耗氧率: 13.4 mgO2/g/h 有机成分含量: 51.2% 储存时间: 3个月
反应器启动
(1) 好氧颗粒污泥使用量2.0 L，相当 于反应器工作体积的5.9%
(2) 实现启动生物污泥浓度为1.03 g/L
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
盐度波动下好氧颗粒污泥性能及其微生物特性研究
盐度波动下好氧颗粒污泥性能及其微生物特性研究高盐废水因其高盐度带来的高渗透压作用,用传统生物法处理难以奏效,而好氧颗粒污泥有抗外界冲击、沉降性能好、生物量多等优势,越来越多地被应用于高盐废水处理。
好氧颗粒污泥技术虽然在处理高盐废水中有着优秀的表现和应用前景,但颗粒在实际盐度波动的废水中的耐盐机制仍不明确,有待于进一步的研究。
本论文以“交变盐度调控法”在序批式反应器中(Sequencing Batch Reactor,SBR)运行反应器,研究了1%、2%、4%盐度50%波动下第二信使分子环二鸟苷酸(bis(3’-5’)-cyclic dimeric guanosine monophosphate,c-di-GMP)调节好氧颗粒污泥(Aerobic Granular Sludge,AGS)稳定性机制。
实验结果表明,1%、2%、4%稳定盐度的多糖含量为13 0±9、53±10、121±10 mg·g-1,1%、2%、4%波动盐度的多糖含量为165±8、86±12、171±10 mg·g-1;反应器在盐度波动条件下的除碳效能得到提高,1%、2%、4%稳定盐度化学需氧量(Chemical Oxygen Demand,COD)去除率为92.7±1.5%、72.3±11.6%、41.8±5.9%,对应的 1%、2%、4%波动盐度COD去除率分别为95.1±1.5%、81.2±7.3%、50.0±4.8%。
此外,本实验发现好氧颗粒污泥除碳稳定性与胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substance,EPS)微生物菌群丰度分布有关,Propionibaterium(13.6%-50.9%)等产EPS的菌属作为优势菌属更适应盐度波动,其丰度在盐度波动条件下显著高于盐度非波动条件,且含量受胞内第二信使分子c-di-GMP调控。
好氧颗粒污泥原理及应用
好氧颗粒污泥原理及应用好氧颗粒污泥与普通活性污泥相比，它具有不易发生污泥膨胀、抗冲击能力强、能承受高有机负荷，集不同性质的微生物(好氧、兼氧和厌氧微生物)于一体等特点，近年的研究成果表明AGS能用于处理高浓度有机废水、高含盐度废水及许多工业废水。
1991年Mishillla等最早发现了AGS，并第一次报道了利用连续流好氧上流式污泥床反应器(AerobicUpflowSludgeBlanket，AUSB)培养出AGS。
人们从这一研究成果开始了对AGS颗粒化的研究历程。
而国内学者对AGS的研究始于1995年，相对滞后于国外的研究。
好氧颗粒污泥是由相互聚集的、多物种的微生物构成的团体，被认为是一种特殊的自固定化生物。
在过去的20年中，废水生物处理领域理论研究和工程应用证明，固定化的活性污泥在水质净化方面比悬浮活性污泥更具有效率。
迄今为止，好氧颗粒污泥被认为是最有前途的废水生物处理技术之一。
由于好氧颗粒污泥具有很多优点，因此，近年来对其进行的研究也逐渐增多，但是对于其形成机理却是众说纷纭。
没有达成共识。
本文综述了近年来好氧颗粒污泥形成机理的研究进展并对不同机理之间的区别与联系作一些思考。
1好氧颗粒污泥的基本特性在好氧条件下，培养颗粒污泥的条件较为苛刻，并且在不同操作条件和培养目的下培育出的好氧颗粒污泥在颗粒大小、粒径分布、颜色、功能上也都存在着差异。
好氧颗粒污泥的特性：表面光滑、较高密度和高强度、高生物量、耐冲击负荷、抗有毒物质。
好氧颗粒污泥外观一般为橙黄色或浅黄色，周洵平等总结了不同反应器在各自条件下培养的好氧颗粒污泥的特性。
好氧颗粒污泥具有优良的沉降性能和近乎球形的规则形状。
研究指出，颗粒污泥的形状系数稳定在0.4纵横比一般在0.79左右。
好氧颗粒污泥本身的生物相极其丰富，主要是形态各异的球菌、杆菌等。
不同的培养条件对好氧颗粒污泥微生物群落有一定的影响。
好氧颗粒污泥泥水分离性能好，在反应器中能形成较高的污泥浓度。
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。
好氧颗粒污泥的研究
细 胞 与 细 胞 之 间 的 相 互 作 用 。每 个 颗 粒 污 泥 是 由 数 以 百 万 计 的 不 同 种 细
失。两个星期后， 具有清晰球形轮廓的颗粒污泥在两个反应器都开始形
菌形成的微生物的聚合群落， 近几年， 借鉴传统的厌氧颗粒污泥培养的
成， 而以葡萄糖为碳源的反应器中仍以丝状细菌占主导地位。这证实了
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王艳静， 李亚新 好氧颗粒污泥的研究
本刊 Ｅ－ ｍａｉｌ：ｂｊｂ＠ｍａｉｌ．ｓｘｉｎｆｏ．ｎｅｔ 综 述
中培养出来， 这些底物包括葡萄糖， 醋酸， 乙醇， 苯酚以及人为造成的污 水， 然而用不同碳源底物培养出来的颗粒污泥其内部结构及微生物组 成成分之间却大相径庭。例如葡萄糖培养出的好氧颗粒污泥主要由丝 状菌组成。而醋酸培养的好氧颗粒污泥内没有丝状菌， 其污泥结构主要 是由紧密连接的杆菌组成， 由硝化细菌组成的好氧颗粒污泥可以由无机 碳源培养出来， 并具有非常好的硝化能力。近来在实验室规模的 ＳＢＲ 反 应器中已经成功培养出可以处理富含有机颗粒污染物废水的好氧颗粒 污泥。
ＳＢＲ 中微生物的活动、繁衍会受到反应器中操作条件的周期性变化 的影响。操作周期从时间上可以分为两部分： 在底物降解段内， 在周期开 始时注入的底物被连续降解， 反应器中底物浓度不断降低。在营养匮乏
期内， 反应器混合液中已无底物可用。研究中发现： 在颗粒污泥形成过程 中， 每个周期中所谓“ 底物降解阶段”和“ 营养充裕期”占总周期时间的比 率越来越小， 而所谓的“ 营养匮乏期”占时却越来越长。在研究中还发现， 在“ 营 养 匮 乏 期 ”， 细 菌 疏 水 性 变 强 ， 这 一 变 化 促 进 了 细 菌 间 的 相 互 接 触 和粘连。这证明微生物在“ 饥饿”状态时是可以改变其表面性质的。综上 所述， 作为一个影响微生物聚合的重要因素， ＳＢＲ 中周期性“ 营养匮乏 期 ”有 利 于 结 构 紧 凑 的 颗 粒 污 泥 形 成 。 ２．６ 底物中钙离子的作用
SBR工艺好氧颗粒活性污泥的分子生态学研究共3篇
SBR工艺好氧颗粒活性污泥的分子生态学研究共3篇SBR工艺好氧颗粒活性污泥的分子生态学研究1SBR工艺好氧颗粒活性污泥的分子生态学研究随着人口的增长和城市化的发展，城市污水处理厂的建设和运行已经成为城市发展的重要组成部分。
在污水处理过程中，好氧颗粒活性污泥技术（SBR工艺）已经成为一种常用的处理方式。
SBR工艺通过周期性通气，进而形成污泥颗粒，这种污泥颗粒可以在水中悬浮，同时又具有一定的沉降性能，在处理过程中起到了很好的作用。
近年来，分子生态学技术在污水处理领域得到了广泛的应用，使得我们对颗粒活性污泥中微生物群落的结构和功能有了更加深入的认识。
SBR工艺的好氧颗粒活性污泥中微生物的种类和数量是影响污水处理效果的重要因素。
传统的研究方法主要基于微生物培养和形态学观察，但是这种方法存在着很大的限制。
随着生物大数据、元转录组和元基因组等新技术的使用，分子生态学方法成为了了解颗粒活性污泥中微生物群落结构与功能的更加准确、全面和高效的方法。
颗粒活性污泥中的微生物种类繁多，其中细菌是占据主导地位的微生物。
通过建立基于16S rRNA的分子生态学策略，对颗粒活性污泥中的细菌群落进行分析，发现了这些细菌的多样性和功能多样化。
如硝化细菌是氨氮处理的重要菌种，PHB-accumulating菌能够降解废水中的有机物，EBPR（Enhanced Biological Phosphorus Removal）细菌能够实现废水磷的高效去除。
这些微生物群落的多样性和功能差异是颗粒活性污泥的高效处理必不可缺的原因。
通过分子生态学的方法研究颗粒污泥中微生物群落的结构和功能，还可以为SBR工艺的改进提供依据。
例如，确定出优势细菌和降解有机质和氮磷的特定酶，可以通过新的工艺措施和反应器操作方式对细菌菌群的组成和数量进行控制和调节，以提高污水处理的效果。
总之，颗粒活性污泥中的微生物群落的结构和功能对于SBR工艺的效果至关重要。
分子生态学技术是一种高效、全面、准确的研究方法，可以深入了解污水处理过程中微生物群落的结构、种类和功能，为SBR工艺的改进和提高提供科学依据综上所述，分子生态学技术是一种重要的方法，可以深入研究颗粒活性污泥中微生物群落的结构和功能，为SBR工艺的改进提供依据。
《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。
好氧颗粒污泥特性研究
磷、 工艺占地面积 少、 运行费用低等优点 已经受到越来越 多的关注。 研究表明 ， 工模拟配水为进水在常温和低温条件下均培养 出了结构密实、 以人 沉
降性 能 良好 的 成 熟 颗 粒 污 泥 ， 对 Ｃ Ｄ、 Ｈ ＋ Ｎ、Ｐ的去 除 率分 别 为 ８ ．％～ ６３ ６ ． ８ ．％、４ ６ ．％。 熟 的颗 粒 污泥 经 过 两周 的厌 氧 闲 其 Ｏ Ｎ ４一 Ｔ ６６ ９ ． ％、 ２ ％～ ６３ ４ ％～ ７４ 成 ５
观形 态及其 稳定性 的变 化 ，将 反应器 接种 启动 到 水中含有较多难降解的、 悬浮的有机物， 致使出水 污泥完全颗粒化的整个过程分为启动期、颗粒污 中这些有机物随着部分污泥—起排出。 １ 废水脱氮除磷技术 ． １ （） 生物 脱氮 技术 。 １废水 脱氮 技术有 物化 脱氮 泥 出现 和增 长期及 颗粒 污泥 成熟 期 。经逐 步提 高 Ｒ Ｂ反应器的 Ｎ ２一直维持在 Ｏ ｍ Ｌ以下， Ｏ－ ￣＃ ＯＤ容积负荷将污泥驯化近—周后 ，絮状污泥由 说明其良好的反硝化效果。而 Ｒ Ｄ的 Ｎ ２出水浓 Ｏ－ 和生物脱氮两种。而生物法因微生物来源广、 繁殖 Ｃ 快、对环境适应性强等特性 ，被公认为是一种经 原来 的深 褐 色变成 黄褐 色 。在第 一阶 段条 件下运 度均保持在 ２ ９ ｇＬ以上。这主要是因为进水时 ・ ． ｍ／ ６ 行时， Ｏ Ｃ Ｄ负荷为 Ｚ ｋ／ｍ ＇）水力停留时间为 生活污水中的溶解氧浓度很低， Ｏ ｇ（ ￣ｄ ， 进水时间为 ６ ｍ ｌ ０ ｉ ｌ 济、 有效、 最有发展前途的方法。 （） ２废水生物除磷技术。 除磷技术分为化学除 １ｈ表面上升气体流速为 ｌ ｃｄ ， ２， ＿ ｎ ｓ为了有效地将 的 Ｒ ２ Ｂ其缺氧段时问要 比进水时间为 ３ｍ ｎ的 ０ｉ 磷法 和生物 除磷法 。而生物 除磷 处理 成本低 、 除磷 沉降性能不好的污泥洗出， 将沉淀时间调为 ５ ｉ。 ｌ ｍｏ ｉ Ｄ长， 更有利于反硝化菌的生长和增殖。 效果稳定， 已经越来越广泛的应用于污水处理中。 ２ ． ２好氧夥 亏 泥微观结构分 忻 污泥浓度在运行初期不断下降，但是反应器 １ ２活性污 泥法 的应用 与局 限 对Ｒ Ｃ反应 器 中的好 氧颗 粒 污泥 的微 观结 构 出水 中磷 的浓度 反而 上 升 ， 高时 Ｒ 、 Ｄ出水磷 最 ＢＲ ． ＃Ｌ２ ｍ ／ ６ Ｌ，对应的去除率 活性污泥在运行中遇到的问题有 ： 曝气不足， 作进一步的扫描电镜观察，低温下以活性污泥为 的浓度分别达到 ２ ｍ 、３ ｇ 污 泥 易发 生 厌氧 反 应 ， 出现硫 细 菌 ， 观 呈黑 色 ， 接种污泥培养出来的好氧颗粒污泥其表面及内部 只有 ４ ％和 ４％。这说明污泥中的聚磷菌在好氧 外 ２ ５ 出水水质恶化； 曝气过量 ， 易使污泥解体 ， 导致二 均有非常紧密的细菌结构， 同时生物种类多样 ， 以 段没有充分吸收混合液中的磷。卢珊等也发现了 沉 池 中的上 清液 中含 大量悬 浮微 小 絮体 ，出水 透 杆菌及短 杆 菌为主 ， 伴有 少 量的球 菌 。同时 ， 还 内 在 稳定 期 出水 磷 酸盐 浓度 异常偏 高 ，去除率 大幅 明度 下 降 。在 水 温较低 的地 区 ， 是北 方冬 季 ， 部存在 少数丝 状体 在杆 菌之 间起 着连 接作用 。虽 度 下降 的现 象 。由于 曝气 时的溶 解氧浓 度始终 保 尤其 污泥 的活 性 降低 ，使得 水 中污染 物 的去除 效果不 然 内部微 生物 排列 紧密 ，但其 中仍存在 大量 的空 持 在 ４ ｍ ｆ 上 ， 就可 能使 生物 除 磷 由于“ ５ ｇＬ以 这 过 量 曝气 ” 而产生 阶段 性失效 现象 。 理想 。原废水 水质 的变化 （ 高浓度 有机 废水或 工 隙和通道 ， 如 供物质 传输用 。 业废 水 的流 人）和运 行 管理不 善 ，都会 使 污泥 的 ２ ３颗粒 的粒径 分布 ４ 结论 ＳＩ Ｖ 异常 。另外 ， 常温和 负荷 较高 的情况 下容易 在 常温下培养的好氧颗粒污泥 ，其粒径范围分 以实验 为基 础考察 了在 反应器 中采用 不 同进 发生污泥膨胀现象。 布较广，从 ０ ５ Ｚ ｍｍ的各段均占有较大比例 ， 水在不 同的运行条件下好氧颗粒污泥的培养过 ． ～Ｏ ２ １ 氧颗 粒污 泥技术 ３好 平均粒径在 １ ｍ ． ｍ左右；而在低温条件下培养出 程、 Ｏ 对污染物的去处效果及其运行稳定性 ， 得出以 （ ） 氧颗 粒污 泥理化 性质 。 １好 好氧 颗粒 污泥是 的颗粒，粒径为 ２ ～ ． ． ２ ｍｍ之间的颗粒所占的比 下结 论 ： ０ Ｓ 种特殊的生物膜， 以自身为载体。 外观—般呈淡 例最 大 ， ５ ． 平 均粒 径 大约为 ２ ｍｍ， 为 ０１ ％， ． ０ 此时颗 （） 短 的沉 淀时 间 、 １较 较大 的曝气 量以及 在进 黄色，有时因钙元素含量高也可呈白色；外表光 粒外观尺寸比 较均匀。 水中加入适量的 ｃ 有利于污泥的颗粒化。当反 ２ ． ４生物 降解效 能分 析 应器在富营养高溶解氧条件下运行时，在进水前 滑， 成熟的颗粒污泥其轮廓为圆形或椭圆形； 因培 养条件不相同， 其粒径大小相差甚远 ， 几毫 从零｜ 反 应 器 的 进 水 Ｃ Ｄ 浓 度 维 持 在 增设 ３ｒｉ Ｏ ０ ｎ的厌 氧闲 置期 可有效 抑制 丝状菌 的生 ａ 米至 好几 个毫 米不 等 。颗粒 粒径 对污 泥 的活性影 ８ ０ ｌ０ ｍＣ ，由 反应 器进 出水 Ｃ Ｄ浓 度 变化 长 。 ０ ～ Ｏ０ ｅ Ｌ Ｏ 响较 大 ： 太小 ， 以 分别 形 成好 氧 区 、 氧 区及 曲线可知 ， 不足 缺 在运行初期， 由于反应器在接种污泥之 （） ２ 由扫描电镜观测结果， 成熟的好氧颗粒污 厌氧区， 对污染物 的降解能力差 ， 且容易被洗 出； 前 ，污泥已经经过高 Ｃ ＯＤ负荷在 Ｓ Ｒ反应器中 泥表面及其内部细菌结构紧密。 Ｂ 生物种类丰富， 以 太大 ， 结构比较松散， 传质受限， 容易冲散解体。 驯化过了， 故在最初两天有很好的去除效果 ， 均在 杆菌和短杆菌为主 ，少量的丝状菌在其中起连接 （） ２形成机 理分 析。 粒污 泥的形 成是— 个 比 ９％以上； 颗 ０ 之后因降低沉淀时间， 大量的絮状污泥 作用， 存在的大量空隙和通道用于物质的传 输。 导致对 Ｃ ＯＤ的去除率也很快降低 ，Ｃ反 Ｒ （） ３ 目前 ， 好养颗粒污泥的培养主要是在模拟 较复杂的过程，包含物理、化学和生物等多种作 被洗出， 用， 它可以看作是在流体动力条件下， 微生物自固 应 器最 低为 ７ ％，而 在 常温下 的 Ｒ ７ Ａ由于 污泥 的 废水中进行的，用实际废水进行培养颗粒污泥并 定 形成 的生 物体 聚团 现象 。国 内外 的学者 由于方 增殖可缓解污泥流失造成的影响，因此下降的幅 进行大规模的工程应用 ，以及培养出具有各种功 法 、 角不 同 ， 提出 了多种不 同 的机理假说 。 视 故 度 比Ｒ Ｃ要 小。 能的好养颗粒污泥 ， 尚需进一步的深 ＾ 研究。 参 考文献 （ ） 氧颗粒 污泥 产生 的条件 。 ３好 好氧颗 粒污泥 ３生活污 水培养 好氧 颗粒污 泥 产 生 的； － 主要 的两个 条件 是水 流剪切 力 和 ＮＯ：最 ３ 生活 污水 的性质 ． １ ｆ 刘莉 莉 ． 污 泥的 颗 粒化及 其 应 用研 究ｎ ｌ １ 活性 哈 哈 ２０ ２３ 适 当的溶 解氧 。 生活污水水质污染物主要有三类 ：溶解性有 尔滨 ： 尔滨工业 大 ．０ ３：＿ ． 水流剪切力一般用速度梯度值来表示。速度 机物（ｏｏ或 Ｃ ）悬浮固体（ｓ 、 Ｂ ＯＤ 、 ｓ ）营养物质（ 氮 ｆ］ ２朱亮， 许向阳废 水生物处理好氧污泥颗粒化研 环境科 学 ，０７ ８１Ｏ １２ ２０ ，：７－ ７ ． 梯度可提供—个合适 的选择压，以促使细菌通过 和磷 ）它们都是以达标排放为主要 目的的常规处 究进 展佃． ， 物理、 化学、 生物作用聚集结合。 若该梯度值适当， 理 和 以再 生 回用 为 主要 目的 的深度 处理 的去 除对 『 村 ， ３ 怍 郑平， 胡宝兰． 好氧污泥颗粒化机理及其影 可以防止产生过多的丝状菌。水力剪切力的强弱 象， 在这些污染物中， 悬浮性 Ｃ Ｄ占总 Ｃ Ｄ的比 响因素 浙江大学学报 （ Ｏ Ｏ 农业与生命科学版） ， ０６ ３（ ）２０ ２４ 可以影响好氧颗粒污泥的粒径大小及其内部的菌 例在 ６％～ ｏ ０ ７ ％之间 ， 氮的存在形式主要以无机氮 ２０ ，２２ ：０ － ０． 种。 为主 ， 磷 尚未 在生 活污水 中检 出。 有机 吴伟伟 ， 王舜和，－ ３Ｙ， 短程硝化一 Ｙ￣ － 等． ， 反硝化生 ２模拟 废水 培养好 氧颗 粒污泥 ３ ２对 污染 物的 去除效能 分析 物脱 氮 与反硝 化聚磷 基础 研 究 清华 大学 学报 ２１ ．絮状污 泥向颗 粒污 泥转化 过程 Ｒ 、 Ｄ 中污 泥 对 Ｃ Ｄ 的 平 均 去 除率 分 别 （ ＢＲ Ｏ 自然科 学版 ）２ ０ ，２６ ：４１ ，０６４ （ ）１－ ６ 接 种驯 化后 絮状 污 泥 的 Ｒ Ｒ Ａ、 Ｃ反应 器 分 别 ６％、６ 远 小 于模 拟废 水 培养 出 的颗粒 对 Ｃ Ｄ １ ６ ％， Ｏ 责任编辑： 袁依＾ 在 ２ ￣ １ ℃ 的温 度下运 行 。 ０±Ｉ Ｃ和 ０±ｌ 根据 污泥 外 的去处效 果（５ ９ ％左右 ） 可 能是 因为实际 生活 污 ， 这 １好氧 颗粒 污泥试 验的 研究背 景
好氧活性污泥的培养研究
好氧活性污泥的培养研究好氧活性污泥的培养研究境好氧酒性;亏泥的培养研究赵晓宁刘志斌张正夫(辽宁工程技术大学资源与环境工程学院辽宁阜新123000)摘要采用在实验室自行培养好氧污泥菌种的形式来研究活性污泥培养,以新鲜的人工模拟废水作为营养液直接曝气,通过控制pH值,温度,溶解氧等条件逐步培养活性污泥,得出活性污泥在培养的不同阶段运行异常时的特征.重点对丝状菌污泥膨胀的原因进行分析,并提出有效的控制方法.关键词活性污泥丝状菌污泥膨胀中图分类号:X703文献标识码:A文章编号:1672—9064(2010)02—0055—04活性污泥法是城市污水处理厂最为广泛应用的生物处理技术,是生化法处理废水的基本工艺技术.活性污泥法处理污水时.主要是在活性污泥微生物的作用下.使污水中的有机物迅速加以氧化,分解,从而改变有机物的化学性质.使污水得到净化…但是环境因素的变化对活性污泥微生物活性有着重要的影响培养好氧活性污泥的关键技术是好氧活性污泥沉降性能的好坏.它直接影响了出水水质.而在污泥培养过程中污泥膨胀是处理水质恶化的重要原因本文通过实验研究了哪些具体因素对好氧活性污泥活性产生影响的对污泥发生丝状膨胀的系列原因加以分析.并得出了控制丝状菌的方法1试验部分1.1试验原理在好氧活性污泥法中起主要作用的是好氧活性污泥微生物.好氧活性污泥巾的细菌,真菌,原生动物.微型后生动物等多种微生物群体相结合组成一个小生态体系.只要满足微生物的营养要求和环境条件.好氧活性污泥微生物就可得到生长繁殖.活性污泥培养驯化的方法有多种:间歇投水培养,阶段培养,满载培养,接种培养E2].其中,活性污泥微生物的演变交替规律界限不清晰.相应的微生物对污泥培养的指示作用不明确.试验利用成分较稳定的人工模拟生活污水单独投入SBR曝气池中.进行稳定曝气直接培养出好氧活性污泥.培养过程中活性污泥微生物从低级向高级逐步演变,有利于分别对其进行行为特性研究和适应条件分析1-2试验用水及培养方法1.2.1试验材料及设备种泥:阜新市清源污水处理厂生化反应池中的污泥.人T模拟废水成分:葡萄糖,氯化铵,磷酸二氢钾,磷酸二氢钠,氯化钙,硫酸镁,硫酸铁,硫酸锌和硫酸铜等按着C: N:P=10o:5:】配制试验设备:试验装置见图1.反应器有效容积是0.30x0.88x0.53=139.92L进水图1试验装置虹吸出虹吸捧1.2-2培养方法试验采用SBR法.间歇投入人工模拟的生活污水进行培养.其运行过程见图2.进水反应静止出煎一闲置¨一r一一}==:0十一一:::::…一卜—'I;=::{≥.10:j{≥{图2SBR法系统流程图试验用水为人工模拟的生活污水,污水的pH值控制约为6.5～7.5之间,温度约为14～19℃.溶解氧为2.5—3mgru,COD值为200～300mg/L.其有机物和其它水质条件符合微生物的生长要求.镜检发现少量游离细菌.在此基础上加强曝气.改善其它环境条件.促使活性污泥微生物的逐步演变成熟.最终培养出具有良好生物降解活性的好氧活性污泥.反应器属于完全混合式曝气沉淀池.其运行特点是当废水进入反应池后.在最短时间内,即与池中的混合液能充分的混合,并被稀释.因此流入池中的污水的pH值,温度及水质变化对池内活性污泥的冲击作用将降低1.2-3试验方法池中温度控制在l8～22℃之间,pH值控制在6.5～7.5之间,溶解氧在2.5～3mg,L每天运行2个周期,日总曝气时间J8h.静止时问每次40min.负荷在0.2～0.3kgBOD/(kgMLSS?d).曝气运转过程中.为了及时了解和控制污泥的生长和活性状态.每天通过显微镜检查曝气池混合液及絮体中微生物的状况同时采用时间控制序列操作管理.监测分析以下指标:温度,pH,溶解氧量,污泥SV曝气池MLSS,MLVSS以作者简介:赵晓宁(1983～).辽宁鞍山人,辽宁.T-程技术大学资源与环境工程学院硕士研究生.2o1o.No2境一4㈣善一2000~t1000及进出水COD等.与晒I此同时,利用虹吸作lIMLS5~用排泥.每天排泥量l34567H910戈教^1图3培养前期MISS随时间变化情况1●l蓬20l0nSV3n051015天数l,d图4培养前期SV数据随时间变化情况图5培养前期污泥的形态图6培养中期污泥形态SVi3I5I7I9212325天数培养中期SV数据随时间变化情况为6000mL.污泥浓度控制在3000mg/L左右.2培养过程中的现象讨论2.1培养前期培养前期即培养阶段的第110d.由于从污水厂中取回的新鲜污泥的原始性能很好.所以测得的MLSS与Sv数据均符合正常范围而且絮凝情况良好.分别见图3和图4但由于人工模拟的污水中有机物浓度相对比较高.营养相对单一.所以活性污泥在物理性状上颜色尚浅.见图5.2-2培养中期培养中期即培养的第1l～25d.随着培养过程的进行.细菌数目大大增加.污水中出现了掠食能力更强的纤毛虫纲中的不同种类的原生动物在这个过程中池面浮着大面积的泡沫.池水变成酸臭的味道.原凶可能是由于曝气量的降低且有机物加大导致污泥发生丝状膨胀丝状菌大量繁殖导致污泥膨胀.见图6通过每隔1d对COD的测定.可知在这一时期污泥的活性降低,有机物降解能力下降到30%左右.见表l污泥的沉降性能比较差,SV数据随时间变化情况见图7,且上清液浑浊污水有腐败的气味2-3培养后期培养后期即培养阶段的第25～45d.经过对污泥膨胀的有效控制,丝状菌的生长得到抑制,见图8此时出现了大量的钟虫类原生动物,污水的沉降性能得到明显的改善.SV 数据随时间变化情况见图9.标志着活性污泥已成熟.游离细菌含量低,活性污泥絮体已经形成.污泥浓度在3000～2o10.No2表1培养中期COD的去除率天数/d进水COD/mg-L出水COD/mg?LCOD去除率/% 3200mg/L之间.见图l0.污泥絮体进一步变大通过每隔一天对COD进行测定可知COD去除率达70%(见表2).出水水质良好.污水净化效果良好3污泥发生异常情况的特征及其控制方法3.1丝状菌污泥膨胀的原因3.1.1进水水质变化(1)原水中营养物质含量不足活性污泥法处理污(废)水的过程.就是污泥中的微生物种群不断地吸收,利用水中污染物.在自身增殖的同图8培养后期污泥的形态SVⅪ化情况;nK数::■ⅦsS11:{579iil0t5iJ9数hl图1O培养后期MLSS随时间变化情况时.将污染物加以降解的过程.随反应的进行需要多种营养物质保证其正常的新陈代谢活动.并维持生物的动态平衡和活动若微生物的食物不足.会使低营养型微生物丝硫细菌, 贝氏硫细菌过度繁殖.在与菌胶团细菌的竞争中占优. (2)原水中碳水化合物和可溶性物质含量高.丝状菌与其它菌种相比有其自身的一些特点,它对高分子物质的水解o9==图,i—i能力弱,较难吸收不溶性物质.所以.当废水中含有较多量的可溶性有机物时.有利于底物中丝状菌的繁殖.此外,废水中含过多量的糖类碳水化合物时.诸如球衣菌属的丝状菌能直接将葡萄糖,乳糖等糖类物质作为能源加以吸收利用.同时分泌出高粘性物质覆盖在菌胶团细菌表面.从而大大提高了污泥的水结合率(3)硫化物含量高.正常的活性污泥中硫代谢丝状菌含量不多.若污水中硫化物含量偏高(这种情况多存在于工业废水中).容易引起诸如硫化菌,贝氏硫化菌等硫代谢丝状菌的过量增殖.致使引发污泥膨胀(4)进水波动.进水波动是指进人活性污泥反应器的原水在流量以及有机物浓度,种类方面的改变如果曝气池中有机物浓度突然增加.就会冈微生物呼吸迅速致使溶解氧含量降低,此时丝状菌在争夺氧的过程中占优,能够大量繁殖, 引起污泥膨胀3.1.2反应器环境条件变化(1)温度反应器底物中每种细菌都有自己的最适宜生长温度.在最适宜生长温度下,其繁殖旺盛,竞争力强.如果温度较低.污水中微生物代谢速度较慢.会积贮起大量高粘性的多糖类物质.使活性污泥的表面附着水大大增加,SVI值增高.从而可能会引起污泥膨胀温度对丝状菌的影响也是很普遍的.丝状菌的膨胀对温度具有敏感性.在其它条件等同的情况下.10℃时产生严重的污泥膨胀现象:将反应器温度提高22℃.不再产生污泥膨胀.这也是大多数活性污泥在冬季时会产生污泥膨胀或者污泥膨胀更加严重的原冈之—一(2)溶解氧溶解氧作为构成活性污泥混合液的3要素(气,水,泥)之一,是许多生物降解反应的必要条件.菌胶团细菌和浮游球衣菌等丝状菌对溶解氧需要量差别比较大.菌胶团细菌是好氧菌.而绝大多数丝状菌是适应性强的微好氧菌因此.若溶解氧含量不足.菌胶闭的生长受到抑制,而丝状菌仍能正常利用有机物.在竞争巾占优(3)pH值.pH值较低,会导致丝状真菌的繁殖而引起污泥膨胀.活性污泥微生物最适宜的pH值范同是6.5～8.5;pH 值低于6.5时利于真菌生长繁殖:(4)BOD污泥负荷.BOD污泥负荷是设计活性污泥反应池和控制其运行的重要指标.一般在0.2～0.3kgBOD/ (kgMLSS-d)~lh3.3.1.3营养物质缺乏或不平衡进水中营养物质缺乏或不平衡.除引发丝状菌膨胀外,还会导致非丝状菌污泥膨胀由于进水中含有大量的溶解性有机物.使污泥负荷太高.而进水中又缺乏足够的N,P或溶解氧不足.细菌很快把大量有机物吸人体内.又不能及时代谢分解.向外分泌过多的糖类物质.这类物质中所含的羟基具有很强的亲水性.可以使活性污泥结合水率高达400%.呈粘性的凝胶状3.2丝状菌引起污泥膨胀的控制方法3.2.1投加药剂法控制污泥膨胀2oIo.No2能.唬污泥膨胀的早期控制方法主要是靠外加药剂(如消毒剂)直接杀死丝状菌或投加无机或有机混凝剂增加污泥絮体的密度来改善污泥絮体的沉降性能目前此类方法仍运用于某些污水处理厂投加氧化剂:(1)投加Cl,或漂白粉.控制污泥膨胀采用的传统氧化剂是C1,.Jenkins等人的研究表明43,具有氧化能力的Cl和次氯酸根渗人细胞后.能破坏菌体内的酶系统.导致细胞死亡绝大程度上说的丝状菌是可以通过加氯气得以有效控制.一般投加在回流污泥中,加一定量的Cl,浓度应控制在小于35mg/L.加氯量最适宜控制在10～20mg/L.d.投加量过大反而会杀死菌胶团菌,造成絮体解体当SVI值逐渐降低, 膨胀不断缓解时,应逐渐减少投药量本实验投加了2.3g的次氯酸(2)投加H,O,双氧水在控制污泥丝状菌膨胀中的应用也相当广泛.Keller等人的研究发现LS].控制丝状菌的最少投量是0.1g/kg?d(HO2/MLSS)时,将会破坏脱磷作用,投加一段时间后(大概8-10d)脱磷作用会慢慢恢复H,O,的毒性对脱氮作用只有少量的影响(3)投加0.投加臭氧也可以控制丝状菌所引起的污泥膨胀.臭氧还能有效地改善硝化作用和提高难降解有机物的去除率,臭氧的投加量在3.5g/kg-d(H2O2/MLSS)2~右.投加凝聚剂:投加合成的有机聚合物,铁盐,铝盐等混凝剂均可以通过其凝聚作用来提高污泥的压密性增加污泥的比重:投加高岭土,碳酸钙,氢氧化钙等也可以通过提高污泥的压密性来改善污泥的沉降性能实验采用在曝气池巾投加硅藻土.按十污泥接种量的0.4%～0.5%计算加入l3-2g的硅藻土.改善了污泥的沉降性能..3.2-2加大回流量控制污泥膨胀实验采用将虹吸排的污泥排人2个单独设置的曝气池内进行曝气.将微生物体内贮存物质氧化.从而使菌胶团细菌具有最大吸附和存能力.使污泥得到充分再生并恢复活性,所以可以在与丝状菌的竞争巾获得优势.抑制丝状菌的过量繁殖4结论(1)在污泥培养过程中,培养前期由于营养单一导致污泥在物理性状上颜色较浅.培养中期丝状菌大量繁殖导致污泥膨胀.培养后期对污泥膨胀进行有效控制.出水水质良好.污水净化效果良好(2)丝状菌污泥膨胀现象主要发生在培养中期,通过分析得出丝状菌污泥膨胀的原因主要有进水水质变化,反应器环境条件的变化以及营养物质缺乏或不平衡(3)实验中通过2个阶段交替进行来控制丝状膨胀第1阶段是在投加2.3g次氯酸的同时,把同流量控制在60%,溶解氧在3mg/L左右;第2阶段是在投加13.2g硅藻土的同时,把回流量控制在55%,溶解氧在2.7mL左右每个阶段运行2d,交替进行,共20d,最终使污泥恢复活性,达到稳定(下转第65页)程:厌氧水解池+人T湿地+生态沟:去除效果:COD:73.6%, BOD5:85.8%,SS:8O.7%,NH3一N:60.3%,P:75.6%,经处理后出水达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—20021一级标准B类标准费用:总投资80万元.无运行费用.(2)华北地区(北京康陵村).设计流量:120m~d;工艺流程:初沉池+潜流人工湿地+植物床+人丁湖;去除效果:COD: 81.84%,BOD5:87.19%,SS:86.26%,NH3一N:56.97%,TP:86.66%.出水水质达到北京市水污染物排放标准(DB11/ 307—2005卜一级B到二级之间费用:造价费约3600～4000元/t.运行费0.1元/t(3)华东地区(浙江某农村).设计流量:40m3/d;工艺流程:厌氧池+人1湿地+稳定塘:去除效果:COD:75.1%～87-3%,B0D:75.2%-94.3%,SS:90.2%-97.6%,TN:50.2%～67.8%,NH一N:65%～75-3%,TP:70.6%～85.9%,出水水质达到《污水综合排放标准》(GB8978—1996)的一级标准.费用:造价费3.81万元.运行费0.082元/t,维护费1200元/a.(4)西部地区(四川昭化镇).设计流量:3000mTd;工艺流程:沉沙池+沉淀池+人工湿地+氧化塘;去除效果:COD:82.2%,TN:55.O%,NH3一N:65.7%,TP:94.0%,经处理后出水达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)一级标准B类标准费用:建设成本976元/t,综合处理成本0.35元/t.由上面的示范T程点可以看出.我国不同农村地区建立了以人工湿地为核心处理技术的示范性T程.并取得了明显的处理效果.从投入运行费用也可以看出.采用人湿地处理农村污水比较经济这说明人工湿地在实际工程中的应用情况较好尽管如此.这些丁程还得有点单薄,还需要建立更多的示范工程点来验证处理效果并在技术上改进完善.3辅助措施(1)农村改厕.由于我国农村地区经济落后,很大一部分农民家庭厕所卫生情}兄很差.有很多敞开的粪缸厕所既臭又会滋生苍蝇,蚊子,对周同环境造成很大的影响,其中污染物的含量较高.可以将现有的粪缸厕所改成化粪池,而其他厨房,洗涤污水进行小规模人T生态湿处理的方案既解决了农村的生活污水对环境的污染.又改善了农村家庭厕所卫(上接第57页)状态在T程实际巾.引发污泥膨胀的诱因不可能是单一的.只有分析其产生的主要原因.才能找到解决问题的关键办法参考文献1王凯军.贾立敏.城市污水生物处理技术开发与应用(第1版).北京:化学_T-业出版社.20012SheZ,ZhengX,YangB,eta1.Granuledevelopmentandperformance insucrosefedanaerobicbaffledreactors.JournalofBiotechnology.2o10.NO2能臻查境生状况差的现状.对村庄环境质量的提高有非常重要的作用.(2)增设调节池.农村生活污水具有水量少,浓度高,口变化系数大和间歇排放等特点.白天几个时段集中排水.傲间基本没有排水.不设调节池使水量,水质都难以有效调节.水量大时,由于污水没有出路.只能直排,所以应该设置调节池.(3)后续处理设施针对人工湿地不能使农村污水达标排放.可以结合当地的实际情况.在人工湿地后面接生态塘或土壤渗滤系统4结语相对城市来说.农村经济不发达.农民整体文化素质不高,缺乏技术人才与管理人员,因此,必须从实际出发.在处理污水时应考虑低投入,低耗费,低维护等因素,而人工湿地操作管理简单,运行费用低,投资少,可以充分利用农村地区现有的荒地,洼地,沼泽地,修建人工湿地,人工湿地在我国广大农村地区具有良好的应用前景目前国内一些学者对人工湿地处理农村污水进行研究并取得了一定的成效.但人工湿地还不能作为一种成熟的工艺来处理农村污水.一些技术性的问题还需要深入研究下去参考文献l吴树彪.胡静,翟旭.等.家庭人2r-湿地组合系统处理农村生活污水的试验研究.水处理技术,2009,35(3)2帖靖玺.钟云,郑正,等.二级串联人工湿地处理农村污水的脱氮除磷研究.中国给水排水,2007,23(1)3叶芬霞.李颖.朱瑞芬.塔式复合人工湿地处理农村生活污水的试验研究.中国给水排水,2008,24(21)4严弋.海热提.潜流式人工湿地在我国干旱区的试运行.水处理技术,2007,33(1O)5莫建红.人.Y-湿地工艺处理农村生活污水.广东化工.2009,36(7) 6周有.邵志远.张统,人工湿地在新农村建设污水处理的应用.住宅产业.2OHD8(9)7李松.单胜道.曾林慧.等.人工湿地/稳定塘工艺处理农村生活污水.中国给水排水,2008,24(10)8吴昊.欧阳峰.人工湿地在西部农村地区对生活污水的应用研究.广东农业科学.20o8(9)2006,l22(2)3李宗义.微生物学实验技术.北京:气象出版社.19974ChuaH.Effectsoftracechromiumonorganicadsorptioncapacityand organicremovalinactivatedsludge.Sci.TotalEnviron.1998,2145LettingaG.Anaerobicdigestionandwastewatertreatmentsystems.An. tonEvanLeeuwenhoek,1995,67(1):6赵春禄,张明明,马文林.等.铝絮凝剂对活性污泥中微生物活性影响的研究.环境工程,2000.l8(5)。
好氧活性污泥的性质测定实验-东华大学环境学院大三实验报告.docx
一、活性污泥
（一）什么是活性污泥？
由细菌、菌胶团、原生动物、后生动物等微生物群体及吸附的污水中有机和无机物质组成的、有一定活力的、具有良好的净化污水功能的絮绒状污泥。
不可以，五分钟时间太短，污泥可能只完成了自由沉淀，没有完成絮凝沉淀和成层沉淀，不能反映污泥的性能。
(2)对于城市污水来说，活性污泥SVI大于200或小于50各表征了什么运行问题？如何解决问题？
SVI值小于50，活性污泥颗粒细小，无机物含量高，缺乏活性;
SVI值大于200，沉淀性能不好，可能产生污泥膨胀。
(5)快速水分测定仪：1台
(6)马弗炉：1台
(7)载玻片和盖玻片
(8)100mL量筒：1只
(9)定量滤纸：数张
(10)布氏漏斗：1个
(11)称量瓶：1只
(12)干燥器：1只
(13)坩埚：1只
(14)电炉：1台
(15) 500mL烧杯：2个
(16)玻璃棒：2根
三、实验原理
——活性污泥是人工培养的生物絮凝体，它是由好氧微生物及其吸附的有机物组成的。活性污泥具有吸附和分解废水中的有机物（有些也可利用无机物质）的能力，显示出生物化学活性。活性污泥组成可分为四部分：有活性的微生物、微生物自身氧化残留物、吸附在活性污泥上不能被微生物所降解的有机物和无机悬浮固体。
MLVSS=0.526-0.1993=0.3267g
七、思考题
(1)测定污泥沉降比时，为什么要静止沉淀30min？只是想知道污泥的沉降性能，只静沉5分钟可以吗？
正常的活性污泥在30min内即可完成絮凝沉淀和成层沉淀，并进入压缩沉淀过程；
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。
好氧颗粒污泥技术研究进展与应用现状
2 发展方向
1）深入研究各种控制因素的变化对好氧颗粒污泥稳定性的影响 ,以实 现工艺长期稳定的维持； 2）开发颗粒污泥的联合工艺。颗粒污泥生化反应器可以和其他处理 单元联合使用来弥补彼此的不足 ,如将膜反应器和好氧颗粒污泥结合 起来的好氧颗粒污泥膜反应器(AGSBR)；
PERBIOF技术是意大利IRSA(Istituto diＲicerca SulleAcque) 研发的 高性能好氧颗粒污泥技术。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4 kgCOD/( m3· d) 、进水COD平均为2900mg/L 时，结合后续的臭氧处 理装置( 臭氧投加量为150～300gO3/ 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%和 98%，出水水质完全满足排放标准。
2 反应器的选择
连续流反应器和SBR都可用于好氧颗粒污泥的培养。目前连续流反应 器主要用于培养硝化颗粒污泥，而绝大多数好氧颗粒污泥都是利用有 机基质在SBR中培养。 培养好氧颗粒的关键参数是缩短沉淀时间和进水时间，保持一定的上 升气速和容积负荷.这与好氧颗粒化的机理是密切相关的.
例1 常温好氧条件下好氧颗粒污泥的富集与驯化
好氧颗粒污泥 活性污泥
好氧颗粒污泥中含有丰富的微生物种群 ,在合适的pH 和DO浓度下,多 种微生物可以共存。好氧颗粒污泥主要由异养菌和硝化菌组成。 DO从颗粒外部经表面空隙传递到颗粒内部 ,形成DO梯度,在颗粒核心 部形成缺氧区,在颗粒内部形成厌氧区。 在好氧颗粒污泥的外表面以好氧硝化菌及氨化菌为主,废水中的NH4+N首先被外侧的硝化菌氧化成NO3--N、NO2--N;在缺氧区,反硝化菌占 优势,它们利用从废水中扩散至厌氧区的碳源将NO3--N、NO2--N还原, 以N2形式去除氮。
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、应用及形成机理研究进展好氧颗粒污泥特性、应用及形成机理研究进展摘要：好氧颗粒污泥是一种新型的生物污泥，在污水生物处理领域具有广泛的应用前景。
本文通过综述近年来的研究进展，介绍了好氧颗粒污泥的特性、应用以及形成机理。
主要包括颗粒污泥的特点、好氧颗粒污泥的形成机理、好氧颗粒污泥的应用以及未来研究方向等方面。
本文对于进一步推动好氧颗粒污泥的研究和应用具有一定的参考意义。
关键词：好氧颗粒污泥；特性；应用；形成机理一、引言好氧颗粒污泥是一种由微生物通过自我聚集形成的颗粒状生物团聚物，具有良好的沉降性能。
与传统的活性污泥工艺相比，好氧颗粒污泥具有更高的处理效率和更低的处理成本，在水处理和污水处理领域具有广泛应用的前景。
本文旨在探讨好氧颗粒污泥的特性、应用以及形成机理，为进一步推动好氧颗粒污泥的研究和应用提供参考。
二、好氧颗粒污泥的特性好氧颗粒污泥具有以下几个特点：首先，颗粒污泥中的微生物分布呈现明显的内外层结构；其次，好氧颗粒污泥的外层是氧气供应带，可以实现氧气的向内自上而下的传输；再次，好氧颗粒污泥中的微生物具有较高的溶解氧利用率；最后，好氧颗粒污泥的沉降性能较好，可以实现快速的固液分离。
三、好氧颗粒污泥的形成机理好氧颗粒污泥的形成机理主要包括微生物自聚集、胞外聚合物的生成以及颗粒污泥的成熟等过程。
在污水处理系统中，废水中的有机物经过微生物的分解和氧化，产生胞外聚合物。
这些胞外聚合物通过化学键或物理交联等方式使得微生物自发地形成颗粒状的生物聚集物。
四、好氧颗粒污泥的应用好氧颗粒污泥在污水处理领域具有广泛的应用前景。
首先，好氧颗粒污泥可以有效地去除废水中的有机物和氨氮等污染物，同时降低处理成本。
其次，好氧颗粒污泥可以实现高浓度和高效率的生物处理，提高处理效率。
最后，好氧颗粒污泥还可以用于资源化利用，如生物沼气的产生、土壤改良剂等。
五、未来研究方向虽然好氧颗粒污泥在污水处理领域已经得到了广泛的应用，但是目前仍然存在一些问题需要进一步研究和改进。
好氧颗粒污泥的特点及其研究进展
摘 要 综述了好氧颗粒污泥的基本特征和微生物相、 好氧颗 粒污泥 形成的 主要影 响因素及 其颗粒 化反应 器等。好 氧颗粒污泥是近几年发现的在好氧条件下自发形成的细胞自 身固定 化过程 , 是生 物膜特 殊的生长 形式。颗 粒污泥 具有良 好的沉降性能、 较高的生物量和在高容积负荷 条件下降解高浓度有 机废水 的良好 生物活 性。污泥颗 粒化过 程是一 个多阶 段的过程 , 取决于 废水组成及其操作条件的选择。在气提式内循环间歇反应器 ( internal circulate sequencing batch airlift reac tor, IC SBAR ) 中易于培养出性能良好的好氧颗粒污泥。 关键词 好氧颗粒污泥 颗粒化过程 气提式内循环间歇反应器
第 5 卷第 11 期 20 04 年1 1 月
环境污染治理技术与设备 T echniques and Equipment for Env ironmental Pollution Control
Vol. 5, N o. 11 Nov . 2 0 0 4
好氧颗粒污泥的特点及其研究进展
张兴文 王 芳 杨凤林* 宋欣欣
[ 10] [ 3] [ 8] 3
2
污泥颗粒化影响因素
不同来源的颗粒污泥其特性不同。影响颗粒污
泥特征形成的因素主要有废水组成和操作因素。污 泥颗粒化只是生物膜生长的特殊形式[ 12] 。 SBR 反应器中, 好氧颗粒污泥的形成与底物负 荷、 水流剪 切力和沉 淀时间密 切相关[ 13] 。较高 的 COD 负荷容易引起丝状菌大量生长, 从而阻碍污泥 沉降并导致反应器操作状态的不稳定。但如果较高 的 COD 负荷伴随着较高的水流剪切力 , 则会形成紧 密、 沉降性能好的颗粒污泥。有研究表明 , COD 负荷在一定范围内对颗粒化过程并无直接影响 , 但 它影响到颗粒污泥的最终形状。 污泥龄( SRT ) 的控制与颗粒污泥的形成密切相 关。在同样的有机负荷下, 泥龄短和颗粒没有足够 的时间长大和形成的 颗粒污泥直径小。 SBR 反应 器中, 沉降时间是影响形成好氧颗粒污泥的主要因 素[ 8] , 利用沉降时间的选择可强化特定颗粒的沉降 速率, 并对不同大小的颗粒污泥进行选择。较短的 沉降时间最终会选择出具有较高沉降速率的颗粒污 泥而使其留在反应器中, 而悬浮和絮状等沉降较慢 的污泥就会随排水而被洗出[ 8] , 沉淀时间过长就不 能对颗粒污泥进行有效的选择。除非颗粒污泥的内 核受到底物传质的限制, 在足够长的污泥龄下, 颗粒 的大小将不断增加[ 5] 。当底物的传质受到限制时 ,
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。
好氧颗粒污泥的研究进展
• 定义： 好氧颗粒污泥可以理解为一种在较低水 剪切力下不会凝聚，沉降速度远快于絮状 活性污泥的微生物颗粒状聚合体 • 研究路径： 好氧颗粒污泥的形成 其特性与影 响因数 稳定化 废水处理中的应用
一、研究进展 二、形成机制 三、基本特性与优点 四、影响因数 五、在污水处理中的应用 六、好氧污泥颗粒化过程中Zeta 电位 与EPS的变化特性
六、好氧污泥颗粒化过程中Zeta 电位与EPS 的变化特性
1.实验运行控制
H=140cm D=10cm V=10L 65% T= 6h 进3,厌55，好290 沉10，出2（min）
2.测定方法 1）污泥的zeta电位（Zetasizer Nano z-Malvern法） 取一个周期反应末段的混合液，离心 ，弃上清液，用去 离子水配置浓度为6g/L 的污泥混合液，将样品打入样品池， 测3次,取平均值。 2）EPS的提取和测定 热提取法 取反应器周期运行末段污泥混合液，离心，弃上清液， 匀浆，再重新悬浮于磷酸盐缓冲溶液中，随后将污泥溶液放 置于80℃恒温水浴中加热然后再离心，收集上清液，经微孔 滤膜过滤后待用。 多糖(PS ) 的测定采用蒽酮硫酸法，蛋白(PN ) 的测定采 用考马斯亮蓝法
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一、研究进展
• 第一阶段(1991一1998年)
利用连续流AUSB (Aerobic Upflow Sludge Blanket)反应器培养出好氧颗粒污泥
• 第二阶段(1999一2000年)
好氧颗粒化 (Aerobic Granulation)。热点好氧 颗粒污泥形成的基本条件和影响因素。
• 第三阶段(2001年一至今)
四、影响因数
1. 2. 3. 4. 种泥类型 底物组成 有机负荷 pH值与游离氨
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替 工 艺 ( Alt ernat ion of Anaerobic/ A erobic Process, AAA ) 中, 通过控 制运行条件 培养出 好氧颗粒污泥, 同时描述了该污泥的形粒本身的生物相极其丰富, 主 要是形态各异的细菌, 有球菌、长短不一的杆菌 等等.
颗粒表面附着生长的种类繁多、形态各异、 数目巨大的原、后生动物, 以及周围多种游泳型 原后生动物, 对于减少出水中游离细菌的数目, 提高出水水质, 具有很重要的作用. 而且, 大量 存在的原后生动物可以吞食污水中细菌难以降 解的、大颗粒的污染物, 强化有机物的分解代谢 反应, 大大提高反应器的处理能力和处理效率. 更重要的是, 丰富的微生物相, 较高的生物量, 提高了反应器的处理负荷, 增强了反应器的耐 冲击能力. 2. 2 好氧颗粒污泥的常规理化指标
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环 境 科 学
20 卷
图 2 好氧颗粒污泥的粒径分布
段曝气后沉降 30min 的污泥, 装入 50ml 容量 瓶, 测定该污泥的比重, 结果见表 1. 从表 1 可
以看出, 颗粒污泥的比重为 1. 0068—1. 0072g/ cm3, 而 普 通 活 性 污 泥 的 比 重 约 1. 002— 1. 006g/ cm3.
厌氧、曝气、沉淀、排水等全过程. 根据需要选定 共历时约 7 个月. 好氧颗粒污泥出现在负荷提
运行周期以及各操作时段的启动和关闭时间. 高阶段末期, 并在高负荷运行阶段表现得十分
运行温度冬季 20℃, 由热交换器保持恒温在 20 突出. 好氧颗粒污泥一般均为高负荷阶段的颗
±2℃范围内; 夏季在室温下运行. 气源用山本- 粒污泥. 其外观为橙黄色, 圆形或椭圆形, 颗粒
( 4) P 含量采用标准方法[ 7] , DO, pH 分别
径 在 0. 5mm 以上 的颗粒 占全 部污 泥微 粒的 20% . 这样, 在保持良好沉降性的同时, 又能保 证在曝气时污泥具有良好的悬浮性和透气性.
采用 YSI DO 测定仪和 pH S3B 测定仪.
试验中曾观察到一些由很多小颗粒聚集成的大
( 2) 污泥含水率 表 2 列出了沉降 30min 不同运行状态时污泥的含水率.
表 2 污泥含水率测定结果1)
时间/ d SVI/ m l·g-1 VSS/ SS 比重/ g·cm -3 含水率/ %
34
32. 1
0. 78
1. 0072
97. 0
41
37. 8
0. 80
1. 0071
97. 4
2 实验结果与讨论
团块, 直径在 1cm 左右, 但这些大团块的强度 不高, 在曝气时的剧烈运动中, 会逐渐解体成为
2. 1 好氧颗粒污泥的培养及外观形态
原来的小颗粒.
( 1) 颗粒污泥的培养和普通外观 本试验
( 2) 污泥比重 污泥比重是等体积的污泥
中 AAA 工艺的反应器运行和污泥培养经历了 与蒸馏水质量的比值. 取 500ml 高负荷运行阶
1999 年 3 月
ENVIRONMENTA L SCIENCE
M ar. , 1999
好氧颗粒活性污泥的培养及理化特性研究*
竺建荣 刘纯新
( 清华大学环境科学与工程系, 北京 100084)
摘要 研究厌氧-好氧交替 工艺中好氧颗粒活性污泥的培养和理化特性. 在普通好氧曝气条件下, 反应器内培养出了好 氧颗粒 活 性污 泥, 颗粒 直径 0. 5—1. 5mm, 比 重 1. 007 左右, 含 水率 97% —98% . ML SS4. 04—6. 88% g/ L, SVI20—45ml / g , 一 般 约 30ml/ g . 颗粒污泥受阻沉降层的均匀沉降速度 vs 约 2. 15cm / m in, 临界浓度时沉降速度值 v2 约 0. 35cm / min. 颗粒污泥的耗氧速 率 OURW 1. 27mg/ ( g·min) , 这些理化指标均优于普通的活性 污泥. 对于 COD 浓度 372—548mg/ L、P 浓 度 9. 84—13. 57mg / L 的生活污水, 总 COD 去除率和除 P 效率一般分别在 90% 以上. 关键词 颗粒活性污泥, 厌氧-好氧交替工艺, 生活污水处理, 生物除磷.
周围的液体中有很多草履虫、变形虫、水蚤、线
1 配水槽 2 电磁阀 3 曝气池 4 时间程序控制器
5 进水口 6 曝气器 7 出水管 图 1 试验装置示意图
在反应器的污泥沉淀后从底部向上进水, 同时 从反 应器上部 溢流管排 水. 进 水 16min, 流量 0. 4L/ min, 每次进水 控制在 6—6. 5L. 定期测 定混合 液中的 SV 、SVI, DO, MLSS, MLVSS, TP , pH 等运行参数. 根据参数及时调整反应器 的运行. 每 1d 运行 3 个周期, 每 1 周期 8h: 厌 氧 2. 5h, 曝气 4h, 沉淀和进水 1. 5h. 1. 2 试验用水
* * 周 岳溪. 废水 生物除磷机 理及间歇 式生物处 理工艺的 研 究. 清华大学工学博士论文, 1990. 收稿日期: 1998-05-26
2 期 环 境 科 学 3 9
积 6—6. 5L. 由时间程序控制器分别控制进水、 4 个阶段: 驯化、调整、负荷提高和高负荷运行,
55
49. 5
0. 80
1. 0068
98. 0
1) 污泥含水率= ( 污泥总重量- 干污泥重量) / 污泥总重量
表 1 污泥比重的测定结果
压缩层, 此层中污泥浓度也是均匀的. 在受阻沉 淀层与压缩层之间为过渡层, 此层中的污泥浓 度逐渐变浓. 压缩层与过渡层的分界面以一个 恒定的速度上升. 随着沉淀时间的增长, 受阻沉 淀层与过渡层 将逐渐缩小. 最终, 这 2 层将消 失, 只剩下上层澄清液与下层压缩层. 此时的污 泥浓度称为临界浓度. 随后, 压缩层开始压缩, 高度减小但很缓慢, 直到污泥被压实为止.
测定界面位置随时间变化的情况, 将所测 得数据绘成曲线, 各层的沉降速度均可由沉降 曲线上的各点的切线斜率求出, 结果见图 3. 由 图 3 可求得: vs= 0. 484mm/ s= 2. 15cm/ min
v2= 0. 416mm/ s= 0. 35cm/ min
时间 泥与瓶重 水与瓶重 瓶重 温度校正
6500 型曝气机. 整个装置的工艺流程见图 1. 粒径大多在 0. 5—1. 5mm 之间.
( 2) 低倍光学显微镜下的污泥形态 在较
大的颗粒污泥 颗粒表面和周围存在大量的原
生、后生动物, 附着生长着大量钟虫, 如等枝虫.
这些等枝虫凭借其长柄, 伸展到颗粒周围的空
间, 并不停地在吞食细菌和固体食物颗粒. 颗粒
采用人工模拟配制的生活污水. 水质大致 为: COD 300—550mg/ L, T N 30—40mg/ L, HN3-N 10—20mg/ L, T P 8—15mg/ L 1. 3 分析项目和测试方法
( 1) COD、SV、SVI、MLSS、MLVSS 等均按 标准方法测定[ 7] .
( 2) 耗氧速率( OU RW) 、污泥比重测定方法 参照《水和废水标准检验法》[ 7] .
1 试验材料与方法
1. 1 试验装置 试验采用单池 AAA 工艺, 即一个反应器
内厌氧和好氧交替进行操作的活性污泥法. 它 涵盖多种不同的运行方式, 实质上是 SBR 工艺 的一种变型[ 5, * * ] . 所用反应器为聚氯乙烯塑料 圆桶, 内径为 22cm, 总体积 10L, 有效反应器体
* 清华大学研究基金资助 竺建荣: 男, 35 岁, 博士, 副教授
Abstr act This paper first report s the cult ivat ion and physic-chemical char act er ist ics of gr anular act ivat ed sludge in a single alt er nat ion of anaerobic/ aerobic ( AAA ) process. It was shown t hat under conventional condition, t he granular activat ed sludge was formed and obser ved in t he react or, 0. 5—1. 5 mm in diamet er, specific weight about 1. 007g/ cm3, wat er cont ent 97% — 98% , MLSS4. 04—6. 88g/ L, SV I20—45ml/ g ( normall y 30 ml/ g) , sett ling velocit y in inhibited layer 2. 15 cm/ min, t he set t ling velocit y in compressed layer 0. 35cm/ min, specific oxygen ut ilizing rate of sl udge ( OU RW ) 1. 27mg/ ( g · min) . T hese proper ties of t he granul ar act ivated sludge are bet t er than the paramet ers of convent ional act ivat ed sludge. F or t he domestic sewage t reat ment of COD 372—548mg/ L and P concentrat ion 9. 84—13. 57mg/ L, t he COD and P removal efficiencies coul d r each mor e t han 90% . Keywords granular act ivat ed sludge, alt ernat ion of anaerobic/ aerobic process, domestic sewage t reat ment , biol ogical phosphor us removal.