不同好氧颗粒污泥脱氮性能的研究
王迪，杨凤林，周军，安鹏
大连理工大学环境与生命学院，大连 （116024）
E-mail：paul0875@https://www.doczj.com/doc/9e1476291.html,
摘 要：采用气升式内循环序批反应器(IC SBAR)分别以葡萄糖、乙酸钠、乙醇为碳源培养出三种物理性状各异的好氧颗粒污泥，考察了三种好氧颗粒污泥各自的脱氮能力及脱氮机理。实验结果表明，在进水COD600mg/L，氨氮60mg/L 的水力负荷下，三种好氧颗粒污泥在脱氮性能上都能够长时间保持稳定，其中以葡萄糖培养出的好氧颗粒污泥对总氮的去除率最高，为96%，以乙酸钠和乙醇培养出的好氧颗粒污泥对总氮的去除率次之，分别为85%和57%。总氮的去除好坏决定于反硝化过程的快慢，葡萄糖和乙酸钠为碳源培养的好氧颗粒污泥的内部结构有利于反硝化菌的生长，这是它们的总氮去除效果好于乙醇培养的颗粒污泥的主要原因。
关键词：好氧颗粒污泥，生物脱氮，碳源
中图分类号：X703 文献标识码：A
氮是自然界广泛存在的基本元素之一，是农业生产的重要肥料，人类以及动、植物的生长都离不开它。但是，氮在水环境中超标会对人类以及动、植物造成危害。目前水环境氮污染问题已成为世界性的环境问题，并越来越引起人们的高度重视，研究水环境氮污染的机理，并开发有效的处理含氮废水的方法，是当前亟待解决的问题之一。
目前广泛应用的除氮工艺有A1/O工艺、A2/O工艺、SBR工艺等，它们均属于活性污泥水处理方法。好氧颗粒污泥是在好氧反应器中培养出来的颗粒状微生物自絮凝体。与传统的活性污泥相比，好氧颗粒污泥具有结构致密，沉降速度快，剩余污泥量少，生物相丰富，有机负荷高，能实现同步硝化反硝化（SND）、抗冲击负荷能力强等特点[1~4]。已有文献报道，在好氧颗粒污泥中发现了异养硝化菌、好氧反硝化菌、兼性反硝化菌和自养反硝化菌[5]，并利用好氧颗粒污泥在同一反应单元中实现了SND[6~8]。
本文利用不同碳源培养出物理形态各
异的三种好氧颗粒污泥，在相同的水力负荷下考察了它们各自的脱氮能力，并分析了它们脱氮性能有所差异的原因。以此为好氧颗粒污泥脱氮方面的研究提供试验依据。 1 材料与方法
1.1实验装置
实验采用3个气提升内循环序批反应器（IC SBAR），装置流程图见图1。反应器尺寸如下：外管高90cm，内径7cm，内管高70cm，内径4cm，有效容积3.4L，排水口距底部高40cm，每周期排水2L。反应器运行的每个周期分为：进水（2min）、曝气（240min）、静置沉降（10min）、排水（1min）四个阶段，共历时253min，每个阶段的运行和衔接由液位仪和时间继电器共同控制，曝气阶段的空气流速为0.12m3/h。
图1 气升式内循环序批反应器示意图
Fig.1 Schematic diagram of internal-circulate
sequencing batch airlift reactors (IC-SBAR)
installation
1.2接种污泥与进水水质
实验接种污泥为大连春柳污水处理厂二沉池的絮状活性污泥。MLSS为5308mg/L，3个反应器各接种500mL。
试验用水采用人工模拟废水，三个反应器按碳源不同编号为R1、R2和R3，分别以葡萄糖、乙酸钠和乙醇作为唯一碳源。NH4Cl作为唯一氮源，KH2PO4为磷源，用NaHCO3控制进水pH值保持在7.0~7.5之间。模拟废水各组分含量如下：COD为600mg/L，氨氮为60mg/L，总磷为6mg/L，CaCl2为200mg/L，微量元素的投加量及配方参考文献9。
1.3 实验方法
实验共历时120天，按照颗粒培养期（30d）和稳定运行期（90d）分为两个阶段。第一阶段主要目的是使接种的絮状污泥的相对密度等特性参数均按国家标准方法执行[10]。DO用数显的便携式DO测定仪(YSI, Model 55, USA)测定，颗粒污泥粒径分布采用标准筛筛分法测定。采用光学显微镜观察颗粒污泥形态，利用SEM扫描电子显微镜对颗粒污泥微观结构和菌群形态进行分析。
2 结果与讨论
2.1三种成熟好氧颗粒污泥的物理性状
选取三个反应器中成熟的好氧颗粒污泥进行SEM分析，检测照片见图2。
（R1×10000）
（R2×10000）
（R3×10000）
图2 好氧颗粒污泥SEM分析
Fig.2 the SEM analysis of aerobic granules sludge
表1 好氧颗粒污泥的物理性状Tab.1 physical characters of aerobic granules
R1（葡萄糖）reactor1 (glucose)
R2（乙酸钠）
reactor 2 (acetate)
R3（乙醇）
reactor 3 (ethanol)
颜色 color
形状 figure
平均粒径(mm) average diameter
表面 surface
SVI(mL/g)
沉降速度(m/h) settling speed
细菌类型 bacteria types
深褐色
圆球形
1.0(±0.3)
光滑
31
57
球菌和少量丝状菌
深黄色
椭球形
1.1(±0.5)
光滑
26
53
球菌
淡黄色
不规则
1.1(±0.9)
粗糙
42
39
丝状菌、球菌和杆菌
表1为三种成熟好氧颗粒污泥物理性状参数的对比，其外观形态主要通过光学显微镜观察得知。
由以上观察分析结果可以看出，三种碳源培养出来的颗粒污泥在物理性状上存在着较大差异，这种差异反映了颗粒的内部结构和优势细菌的不同。通过SEM照片我们可以看出，R1中由葡萄糖培养出的颗粒内部结构较为紧密，传质孔道排列有序，平均粒径较小，存在少量的丝状菌。R2中乙酸钠培养出的颗粒内部结构非常密实，传质孔道致密、细小，没有丝状菌，由于其密实的内部结构，平均粒径要稍大于R1中葡萄糖培养出的颗粒，但是颗粒的粒径分布比R1中的颗粒更广。R3中由乙醇培养的颗粒内部结构则非常松散，大量的丝状菌形成了好氧颗粒污泥的骨架，球菌和杆菌附着在丝状菌上，形状极其不规则。
2.2不同颗粒污泥对氨氮的去除
图3是三个反应器对氨氮的处理情况。从图中可以看出， R1（葡萄糖）和R2（乙酸钠）对NH3-N的去除率均高达98%左右，而R3（乙醇）则略低，去除率仅为为93%。
污水中的氨氮的去除主要是通过硝化反应来实现的。硝化反应是在好氧状态下，将氨氮转化为硝酸盐氮的过程。硝化反应是由一群自养型的好氧微生物完成的，它包括两个基本反应步骤。第一阶段是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐氮，称为亚硝化反应。亚硝酸菌中有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺旋杆菌属和亚硝酸球菌属等。第二阶段则由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，称为硝化反应。硝酸菌有硝酸杆菌属、螺旋杆菌属和球菌属等。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，均是化能自养菌。这类菌利用无机碳化合物如CO2、CO32-、HCO3-等作为碳源，通过与NH3、NH4+、NO2的氧化反应来获得能量。
图3 反应器运行期间进出水氨氮变化曲线Fig. 3 NH4-N removal efficiency in the operational
process
由于硝化细菌是自养型好氧菌，所以对反应液内的溶解氧和COD值都有一定的要求。要使硝化细菌正常地进行硝化反应，溶解氧一般应维持在2~3mg/L，溶解氧浓度为0.5~0.7mg/L是硝化菌可以承受的极限。在好氧颗粒污泥系统中，从颗粒
表面到颗粒内部存在着很大的溶解氧浓度梯度，因此硝化菌应该生存在好氧颗粒污泥的最外层。在一般的硝化池内，COD浓度则不宜过高，否则其它的异氧细菌过量的生长会对生长速度较慢的硝化细菌产生竞争。但是好氧颗粒污泥为硝化细菌的生长和繁殖提供了很好的载体，因此硝化细菌在好氧颗粒污泥系统中不易随排水而流失。
R1和R2中的好氧颗粒污泥结构都比较密实，形状也比较规则，硝化细菌可以在颗粒上很好地富集，而R3中的好氧颗粒污泥结构松散，形状多变，在较强的水流剪切力作用下颗粒表面的细菌容易脱落流失，而硝化细菌又恰恰生存在颗粒污泥的表层，因此R3中硝化细菌的含量要少于R1和R2。这就是三个反应器氨氮去除率有所差别的原因。
图4是一个周期内三个反应器中氨氮浓度的变化情况。三个反应器内的氨氮浓度均表现出比较缓和的下降趋势，其中R1和R2中的NH3-N浓度在60分钟时已下降了60%左右，之后至周期结束，NH3-N浓度逐渐下降至2mg/L左右。而R3中NH3-N 降解速度则比较慢，到90分钟NH3-N才降到了进水的50%，最终至周期结束NH3-N浓度为5mg/L左右。
图4 好氧颗粒污泥对氨氮的去除规律Fig. 4 NH4-N removal efficiency in one cycle 2.3 不同颗粒对TN的去除
实验过程中对三个反应器的进出水总氮含量进行了测定，测定结果见图5。
在2.2中试验证明，三个反应器对氨氮的去除率均在90%以上，说明R1、R2、R3的硝化反应进行的都很彻底，因此决定总氮去除效果的关键因素是反硝化反应进行的程度。
反硝化反应是由一群异养性微生物完成的生物化学过程。它的主要作用是在缺氧的条件下，将硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成氮气。反硝化细菌包括假单胞菌属、反硝化杆菌属、螺旋菌属和无色杆菌属等。它们多是兼性细菌，有分子态氧存在时，反硝化菌氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态氧条件下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5+和N3+作为电子受体，O2-作为受氢体生成H2O和OH-碱度，有机物则作为碳源及电子供体提供能量，并得到氧化稳定。
图5反应器运行期间进出水总氮变化曲线Fig. 5 TN removal efficiency in the operational
process
反硝化过程中亚硝酸盐和硝酸盐的转化是通过反硝化细菌的同化作用和异化作用来完成的。异化作用就是将NO2-和NO3-还原为NO、N2O、N2等气体物质，主要是N2。而同化作用是反硝化菌将NO2-和NO3-还原成为NH3-N，供新细胞合成使用，
使氮成为细胞质的成分，此过程可称为同化反硝化。
图6为在一个周期内R1、R2、R3内的总氮变化情况，出水总氮的去除率分别为96%、85%、57%，三个反应器中总氮变化趋势比较缓和，从处理效果上来看，葡萄糖培养出来的颗粒污泥对总氮的去除能力最强。
图6 好氧颗粒污泥对总氮的去除规律
Fig. 6 TN removal efficiency in one cycle
为进一步研究TN去除率有所差异的原因，对一周期内三个反应器中各种形态的氮的变化趋势进行了分析，结果见图7。
R1
R2
R3
图7 R1、R2、R3中各种形态的氮的变化规律Fig. 7 the change characters of nitrogen in
R1,R2,R3 in one cycle
从图7种可以看出，R1（葡萄糖）中的NO2-N和NO3-N累积很少，进水中的NH3-N经过硝化转化成NO2和NO3之后立即被反硝化细菌还原为氮气。这说明R1提供了有利于反硝化细菌生长和工作的微观环境，其中R1中颗粒污泥致密的结构提供了反硝化所需要的缺氧环境，排列有序的传质孔道为反硝化细菌传送了所需的碳源。正是这个原因，R1中的好氧颗粒污泥具有了较强的反硝化能力，致使R1与其他两个反应器相比具有更强的脱氮能力。
R2（乙酸钠）中的NO2-N从始至终浓
https://www.doczj.com/doc/9e1476291.html,
度都很低，而NO3-N则程先增大后减小的趋势，这说明NO3→N2为整个脱氮过程的限速步骤，NO3的累积造成了TN的去除率低于R1。反硝化菌只有在缺氧和碳源充足的情况下才能进行反硝化，R2中的好氧颗粒污泥也同样具有致密的内部结构能为反硝化细菌提供缺氧环境，但是它细小的传质孔道在一定程度上阻碍了有机质向颗粒内部的传送，从而使R2中的反硝化过程受到了一定程度的阻碍。这也是R2总氮去除率略低于R1的原因。
R3（乙醇）中NO2-N的浓度呈先增大后减小的趋势，而NO3-N的浓度在整个周期内都是不断的升高的，这说明R3中的反硝化速率很慢，因为反硝化速率慢，氮以NO3的形态大量累积，因此TN去除效果相对于R1、R2有很大的下降。这是因为R3中颗粒相对松散的结构使在颗粒污泥内部很难形成稳定的缺氧区，而在有分子态氧存在时，反硝化菌氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体，而硝酸根则得不到还原，从而限制了反硝化能力，造成反硝化能力远远不如R1和R2。
3结论
在进水氨氮浓度为60mg/L的情况下，R1（葡萄糖）和R2（乙酸钠）对氨氮的去除率均高达98%左右，而R3（乙醇）则略低，去除率仅为为93%。三种好氧颗粒污泥对总氮的去除率相差比较大，R1、R2、R3的出水总氮浓度分别在2~5mg/L，7~16mg/L，22~32mg/L范围内，总氮去除率分别为95%，87%，55%左右。总氮的去除好坏决定于反硝化过程的快慢，R1、R2中好氧颗粒污泥的内部结构有利于反硝化菌的生长，这是它们的总氮去除效果好于R3的主要原因。
参考文献
[1] Moy B.Y.-P., Tay J.-H., Toh S.-K., Liu Y. and S.T.-L.Tay. High organic loading influences the physical characteristics of aerobic sludge granules. Letters in Applied Microbiology. 2002, 34:407~412
[2]崔成武,纪树兰.好氧颗粒污泥的形成机理[J].水
处理技术,2006,32(2):13~19.
[3]仲海涛,胡勇有.颗粒污泥技术在污水处理中的
应用研究进展[J].江苏环境科技,2006,19(4):35~38
[4]Jang A., Yoon Yong-Han, Bishop Paul L. et al. Characterization and evaluation of aerobic granules in sequencing batch reactor [J]. Journal of Biotechnology, 2003, 105:71~82
[5] 杨凤林,王芳.SBAR中同步脱氮好氧颗粒污
泥的菌种特性[J].中国环境科学,2005,25(2):218~221
[6]阮文权,陈坚.同步脱氮好氧颗粒污泥的特性及
其反应过程[J].中国环境科学, 2003,
23(4):380~384.
[7] 王景峰,王暄.颗粒污泥膜生物反应器同步硝
化反硝化[J].中国环境科学,2006,26(4):436~440 [8] 张志,任洪强.pH值对好氧颗粒污泥同步硝化
反硝化过程的影响[J].中国环境科学,2005,25(6):650~654
[9] 王芳,于汉英.进水碳源对好氧颗粒污泥特性
的影响[J].环境科学研究,2005,18(2):84~88 [10] 国家环保局《水和废水监测分析方法》编委
会.水和废水监测分析方法第3版[M].北京:中国环境科学出版社,1989.
https://www.doczj.com/doc/9e1476291.html, The Nitrogen Remove Efficiency of Different Aerobic
Granular Sludge
Wang Di, Yang Fenglin, Zhou Jun, An Peng
(School of Environmental and Biological Science and Technology, Dalian University of
Technology, Dalian 116024, China)
Abstract
This paper investigated nitrogen removal ability and nitrogen removal mechanism of aerobic granular sludge in three internal-circulate sequencing batch airlift reactors (IC-SBARs), the three reactors fed with different substrate including glucose, acetate and ethanol, respectively. The results showed that with the influent of 1000 mg/L COD, 60mg/L NH3-N and 15 mg/L TP, the nitrogen removal efficiencies of the three reactors could be kept stable in the long-term experiments. The granular fed whit glucose had the best total nitrogen remove efficiency of 95%, and the acetate, ethanol feed granular had lower efficiencies of 87% and 55%. The effect of the total nitrogen removal efficiencies was depend on the speed of denitrification, the granular sludge fed with glucose and acetate had a befitting condition for the increase of the denitrification bacteria, so they had a better total nitrogen removal efficiencies than the granular fed with ethanol.
Keywords：aerobic granular sludge;biological
nitrogen removal; carbon condition
活性污泥法日常运行7大指标（二） 上周我们讨论了好氧系统日常运行中的4个常见指标，今天我们来接着讨论其余三个常见指标的日常控制。 1、剩余污泥排放 随着处理水量的不断增加，曝气池内的活性污泥量也会不断增长，MLSS值和SV值都会升高。为了保证曝气池内MLSS值相对稳定，必须将增加的污泥量及时排出，排放的剩余污泥量应大致等于污泥的增长量，排放量过大或过小都会导致曝气池内MLSS的波动。 剩余污泥排放量与采用的活性污泥法及具体的进水水质有关，在没有经验的情况下，可大致按进水量的1%左右排放剩余污泥，确切适宜的排放值应根据一定时期的实际运行结果来确定。 2、回流污泥量 调节回流污泥量的目的也是为了保证曝气池内MLSS值相对稳定，而污水处理厂的回流量一般也是相对固定的。活性污泥法的回流污泥浓度一般介于7－10g/l。纯氧曝气活性污泥法的回流污泥浓度可超过15g/l，回流污泥沉降比一般在90%左右。因此在进水水质水量比较稳定的情况下，实际上是根据每日测定的SV值为依据，
通过调整剩余污泥的排放量来达到维持污泥回流量固定的目的。在进水水量发生大的波动时，就需要调整回流量，以保证曝气池内MLSS值不因进水量的增大或减少而出现大的波动。 3、观察二沉池 应经常观察二沉池泥面的高低、上清液的透明程度及液面和出水中悬浮物的情况。正常运行时二沉池上清液的厚度应不少于0.5－0.7m。如果泥面上升，往往说明污泥沉降性能差；如果上清液浑浊，说明进水负荷过高，污水净化效果差；如果上清液透明但带有小污泥絮片，说明污泥解絮；如果液面不连续大块污泥上浮，说明池底局部厌氧或出现反硝化；如果大范围污泥上浮，说明污泥可能中毒。 上周和本周，我们连续讨论了好氧系统日常运行中的7个常见指标，希望对大家的日常运行具有参考意义。下周，我们将继续介绍生物相观察的相关内容，若有任何疑问或者建议，欢迎在公众号留言，我们将尽快回复。
好氧颗粒污泥是通过微生物自凝聚作用形成的颗粒状活性污泥，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，现用于处理高浓度有机废水、高含盐度废水及许多工业废水。 培养办法 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以及优缺点的一些相关介绍，希望对大家进一步的了解有所帮助。
好氧活性污泥性能指标 1 掌握活性污泥性能指标得重要性 中原油田污水处理厂主要处理城市生活污水,采用合建式一体化氧化沟(Coｍbineｄ Aｎd Integrated Oxidaｔion Ｄitch)工艺、相对传统活性污泥法工艺而言,氧化沟工艺流 程短,设备及构筑物利用率高,投资小,占地少,运行成本低;出水水质好,抗冲击负荷能力强,除磷脱氮效率高,污泥易稳定,便于自动化控制等。但就是,在实际运行过程中,仍存在一系列得问题。包括: (1)污泥膨胀问题: 当废水中得碳水化合物较多,Ｎ、P含量不平衡,ｐＨ值偏低,氧化沟中污泥负荷过高,溶解氧浓度不足,排泥不畅等易引发丝状菌性污泥膨胀;非丝状菌性污泥膨胀主要发生 在废水水温较低而污泥负荷较高时。微生物得负荷高,细菌吸取了大量营养物质,由于温度低,代谢速度较慢,积贮起大量高粘性得多糖类物质,使活性污泥得表面附着水大大增加,ＳＶI值很高,形成污泥膨胀。?针对污泥膨胀得起因,可采取不同对策:由缺氧、水温高造成得,可加大曝气量或降低进水量以减轻负荷,或适当降低MLSＳ(控制污泥回流量), 使需氧量减少;如污泥负荷过高,可提高ＭＬSＳ,以调整负荷,必要时可停止进水,闷曝一段时间;可通过投加氮、磷肥,调整营养物质平衡(BOD５:Ｎ:Ｐ=10０:５:1);pH值过低,可投 加石灰调节;漂白粉与液氯(按干污泥得0。3％~0、６%投加),能抑制丝状菌繁殖,控制结 合水性污泥膨胀。 (2)泡沫问题: 由于进水中带有大量油脂,处理系统不能完全有效地将其除去,部分油脂富集于污泥中,经转刷充氧搅拌,产生大量泡沫;泥龄偏长,污泥老化,也易产生泡沫、用表面喷淋水或除沫剂去除泡沫,常用除沫剂有机油、煤油、硅油,投量为0、5～1、5mg/L。通过增加曝气池 污泥浓度或适当减小曝气量,也能有效控制泡沫产生、当废水中含表面活性物质较多时,易预先用泡沫分离法或其她方法去除。另外也可考虑增设一套除油装置、但最重要得就是要加强水源管理,减少含油过高废水及其它有毒废水得进入、 (３)污泥上浮问题: 当曝气时间过长,在池中发生高度硝化作用,使硝酸盐浓度高,在缺氧区易发生反硝化 作用,产生氮气,使污泥上浮;另外,废水中含油量过大,污泥可能挟油上浮、发生污泥上浮后应暂停进水,打碎或清除污泥,判明原因,调整操作。污泥沉降性差,可投加混凝剂或惰性物质,改善沉淀性;如进水负荷大应减小进水量或加大回流量;如污泥颗 粒细小可降低曝气机转速;如发现污泥腐化,应加大曝气量,清除积泥,并设法改善池内水力条件。 (4)流速不均及污泥沉积问题: 在氧化沟中,为了获得其独特得混合与处理效果,混合液必须以一定得流速在沟内循环流动。一般认为,最低流速应为０。15ｍ/ｓ,不发生沉积得平均流速应达到０、３～
好氧颗粒污泥技术进展 及应用现状 标准化管理处编码[BBX968T-XBB8968-NNJ668-MM9N]
好氧颗粒污泥技术进展与应用现状 摘要：好氧颗粒污泥是一种具有良好沉降性能的颗粒状活性污泥。好氧颗粒污泥有较高的生物量，相较传统活性污泥有更高的有机负荷，并且运行成本也相对较低。因此，通过培养驯化好氧颗粒污泥并用于处理污水厂被广泛关注。本文简述了好氧颗粒污泥的概况及特性，介绍了相关的培养方法以及在实验室和工程方面的应用，并对好氧颗粒污泥的前景进行了展望。 关键词：好氧颗粒污泥；性质；驯化；应用 由于我国近些年水体富营养化和水污染严重，水污染控制技术的应用日益广泛。我国现有污水厂大多数采用活性污泥法处理污水。但是活性污泥法有污泥膨胀、沉降性能较差、剩余污泥量大等问题，严重限制了我国的污水处理。 好氧颗粒污泥是废水系统中微生物在好氧条件下，微生物自生自凝聚形成的一种颗粒状、结构紧密、沉降性能好、污染物处理效果明显的特殊的活性污泥，相较传统活性污泥，好氧颗粒污泥不会出现污泥膨胀、出水水质变差等问题。因此，好氧颗粒污泥应用与工业废水中难降解有机物的去除。另外，颗粒污泥具有高容积负荷下降解高浓度有机废水的良好生物活性，具有很高的经济价值。 通过对好氧颗粒污泥特性的描述，以及对其形成机理进行描述，可以定性的了解好痒颗粒污泥的性质及应用；通过总结好氧颗粒污泥的的驯化及培养方法以及当下对好氧颗粒污泥的应用，预测污水厂应用好氧颗粒污泥的进一步发展。 1 好氧颗粒污泥的技术现状 1.1好氧颗粒污泥的特性
1.1.1好氧颗粒污泥的物化性质 1）基本性质 成熟的好氧颗粒污泥呈橙黄色，表面光滑，外观为球形或椭球形，其粒径在 mm，纵横比为,形状系数稳定在。好氧颗粒污泥的沉降速度与其大小和结构有关，一般在30- 70m/h,约为传统活性污泥(8~10 m/h)的3倍。好氧颗粒污泥主要包含C、H、O、N、S、P 等6种元素，以及少量的Ca、Mg、Fe等金属元素。由于所含无机元素种类不同，污泥颗粒可能出现不同的颜色。如当颗粒污泥含大量钙元素是会呈现白色[1]。 采用气升式内循环间歇反应器，分别以蔗糖和乙酸钠为进水碳源对好氧污泥颗粒化进行研究发现，以蔗糖为碳源时，污泥颜色由接种时的棕黑色逐渐变为棕黄色，在运行第 7d 时，反应器内出现细小颗粒化污泥，随后颗粒污泥逐渐增多长大，形成成熟的颗粒污泥。以乙酸钠为碳源，发现接种的絮状污泥在运行前10d，污泥颜色由棕黄色逐渐变成橙黄色，随着运行，颗粒污泥逐渐长大，多数为不规则的圆形[2]。 2）沉降性能 颗粒污泥的沉降性能受其结构和粒径的影响，粒径越大，密度越高，沉降效果越好。颗粒污泥的污泥体积指数（SVI）为，而普通活性污泥的SVI在100-150ml/g左右[3]。好氧颗粒污泥的沉降速率是普通絮凝污泥的3倍，较好的沉降性能可以增加污泥在反应器内的停留时间，提高了污泥中微生物体的降解能力。相关研究表明，污泥直径和沉降速率之间呈正相关[3]。 3）EPS的组分 胞外聚合物（EPS）是由于微生物的代谢而产生的一类粘性物质，其中，蛋白质是EPS的主要成分。McSwain的研究表明，好氧颗粒污泥的EPS含量较高，其主要成分为多
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。
好氧颗粒污泥膜生物反应器系统 好氧颗粒污泥是90年代以来发展的一门新兴技术，与厌氧颗粒污泥相比，在水处理方面，以其启动周期短、污泥代谢活性高、消化速率快、运行连续性强及出水水质好等，而备受青睐。但是由于运行条件苛刻，操作复杂等因素的限制，人们对好氧颗粒的形成机理和影响因素了解的还不够深入，而对于好氧颗粒污泥的实际应用研究更是鲜有报道。本文通过查阅近年来国内外大量文献及研究成果，对好氧颗粒污泥颗粒化技术的影响因素及应用情况进行了详细剖析。 1 好氧颗粒污泥的基本性质 1.1 好氧颗粒污泥的形态及结构 好氧颗粒污泥外观一般为橙黄色或浅黄色，成熟的好氧颗粒污泥为表面光滑致密、轮廓清晰的圆形或椭圆形。粒径一般在0.5～5.0mm。颗粒表面含有大量孔隙，可深达表面下900um处，而距表面300～500um处的孔隙率最高，这些孔隙有利于氧、基质、代谢产物在颗粒内部的传递。 1.2 颗粒污泥的沉降性能 好氧颗粒污泥的密度为1.0068～1.0480g／cm3，颗粒污泥的污泥沉降比(SV)在14～30%，污泥膨胀指数（SVI）20～45mL／g（一般在30左右），而普通活性污泥的SVI在60～205mL／g左右。颗粒污泥的含水率一般为97～98%。因而好氧颗粒污泥具有较高的沉降速度，可达30～70m／h，与厌氧颗粒污泥的沉降速度相似，是絮状污泥的三倍多。因此能够承受较高的水利负荷，具有较高的运行稳定性和效
率。 1.3 好氧颗粒污泥的代谢活性 比耗氧速率(Specific Oxygen Uptake Rate简写SOUR)是指单位细胞蛋白在单位时间内消耗氧气量，反映了微生物新陈代谢过程的快慢即微生物活性的大小、微生物对有机物的降解能力。好氧颗粒污泥的异养菌比耗氧速率(SOUR)H为40～50mgO2／(g MLVSS?h)，而普通活性污泥的(SOUR)H为20mgO2／(g MLVSS?h)左右。Shu-fang Yang 培养的好氧颗粒污泥(SOUR)H为60～160mgO2／(g SS?h)。通过检测SOUR可以了解颗粒污泥生物学上的变化，以及有机承载和颗粒的生长状况等等，因而能够对颗粒污泥的培养及污染物的处理作出相应的调整。 1.4 好氧颗粒污泥的微生物相 由于接种的污泥种类和运行条件的不同，好氧颗粒污泥含有的微生物菌群就不同。另外，颗粒内部生物的多样性还与结构和外部基质密切相关，如好氧颗粒自身的结构特点以及氧扩散浓度的限制，使得污泥颗粒由外向内逐渐形成了好氧区—缺氧区—厌氧区。好氧区内有好氧菌、硝化菌生存；缺氧区内兼性微生物丰富，如反硝化菌、硫酸盐还原菌等；缺氧区内反硝化聚磷菌（DPB）存在。在缺氧的条件下，它以NO3-、NO2-为电子受体，同时完成反硝化和吸磷反应。因而好氧颗粒污泥丰富的微生物相，使得颗粒污泥具有良好的除COD、脱氮除磷性能，能够广泛地应用于水处理及其他相关方面。 1.5 好氧颗粒污泥的粒径与物理学性能的关系
好氧颗粒污泥的研究概况 左志芳左艳梅 扬州工业职业技术学院 江苏 扬州 225127 摘要：好氧颗粒污泥的形成受到多方面影响因素的作用，通过生物自固定，有效提高污泥性能，在生物同步硝化反硝化方面有着良好的发展应用前景。 关键词：好氧颗粒污泥；污泥性能；影响因素；同步硝化反硝化 中图分类号：O69 文献标识码：A 文章编号：（2009）-02-024-04 The Study on Aerobic Granular Sludge Zuo Zhifang, Zuo Yanmei Yangzhou Polytechnic Institute, Yangzhou 225127, Jiangsu Abstract: Since the aerobic granular sludge was fixed by itself, the performance of sludge was improved effectively, and its formation was affected by many factors. It has a good development prospect in the bio-simultaneous nitrification and de-nitrification. Key words: aerobic granular sludge; the performance of sludge; the facts; simultaneous nitrification and de-nitrification 由于传统的活性污泥工艺存在着许多不足之处，如其性能在很大程度上依赖于反应池中污泥的质量，容易产生大量的剩余污泥，对冲击负荷敏感，反应器及其澄清池体积庞大，容积负荷低等。而厌氧系统的容积负荷则较高，特别是在上流式厌氧污泥床（UASB）反应器中，可高达40kg/(m3·d)，其主要原因是UASB反应器中的污泥是以颗粒污泥的形式存在的，因此反应器中可有大量的活性污泥积累下来，并且无需澄清池。自从在UASB反应器中成功培育出颗粒污泥，对于颗粒污泥的研究逐渐引起人们的重视。但目前的研究中厌氧颗粒污泥的报道较多，并被大量应用；而好氧颗粒污泥的研究比较少，还存在着许多尚不清楚的领域。 一、好氧颗粒污泥的一般性质 好氧颗粒污泥是近期发展起来的一种生物膜工艺，也是一种生物自固定过程，是建立在厌氧颗粒污泥的研究基础之上发展起来的。其沉淀性能良好，具有高的容积负荷和很强的抗冲击负荷能力，微生物相当丰富，因此具有很高的生物活性。早期对好氧颗粒污泥的研究主要在连续流反应器中进行，但运行条件苛刻，需用纯氧曝气。1997年起，Morgenroth等利用间歇式序批式活性污泥法（SBR）反应器对好氧污泥的自凝聚及其性能进行研究。实验表明SBR反应器中较短的水力停留时间和较大的水流剪切作用有助于形成好氧颗粒污泥[1]。 1.形态 好氧颗粒污泥与一般的絮状污泥的形态完全不同。其外观一般为橙黄色，圆形或椭圆形。成熟的颗粒污泥表面光滑。颗粒的直径大约在0.5~1.5mm 之间。经过适度冲洗淘洗后的好氧颗粒污泥直径多在1mm左右。未经淘洗的颗粒污泥的全粒度分析表明，粒径在0.5mm以上的颗粒占全部污泥微粒的20%，在保证良好沉降性的同时，又能保证在曝气时污泥具有良好的悬浮性和透气性。颗粒污泥的形状系数稳定在0.45，纵横比为0.79[1][2]。 2.沉降性能 收稿日期：2009-8-26 作者简介：左志芳（1982-），女，江苏扬州人，扬州工业职业技术学院，讲师，硕士，研究方向：水污染控制。
Short Communication Study of aerobic granular sludge stability in a continuous-?ow membrane bioreactor S.F.Corsino a ,R.Campo b ,G.Di Bella b ,?,M.Torregrossa a ,G.Viviani a a Dipartimento di Ingegneria Civile,Ambientale,Aerospaziale,dei Materiali,Universitàdi Palermo,Viale delle Scienze,90128Palermo,Italy b Facoltàdi Ingegneria e Architettura,Universitàdegli Studi di Enna ‘‘Kore ”,Cittadella Universitaria,94100Enna,Italy h i g h l i g h t s The potentiality of continuous AGS is con?rmed by experimental data. The feast/famine alternation is a key issue in continuous ?ow for AGS maintenance. EPSs had a key role in granules strength. Hydraulic selection pressure is necessary to ensure ?occulent sludge washout. A correct management of granular sludge withdrawal should improve membrane fouling. a r t i c l e i n f o Article history: Received 31July 2015 Received in revised form 16October 2015Accepted 17October 2015 Available online 23October 2015Keywords: Aerobic granular sludge (AGS)Continuous-?ow reactor Feast/famine conditions Hydraulic selection pressure Membrane a b s t r a c t A granular continuous-?ow membrane bioreactor with a novel hydrodynamic con?guration was devel-oped to evaluate the stability of aerobic granular sludge (AGS).Under continuous-?ow operation (Period I),AGS rapidly lost their structural integrity resulting in loose and ?uffy microbial aggregates in which ?lamentous bacteria were dominant.The intermittent feeding (Period II)allowed obtaining the succession of feast and famine conditions that favored the increase in AGS stability.Although no fur-ther breakage occurred,the formation of new granules was very limited,owing to the absence of the hydraulic selection pressure.These results noted the necessity to ensure,on the one hand the succession of feast/famine conditions,and on the other,the hydraulic selection pressure that allows ?occulent sludge washout.This preliminary study shows that the proposed con?guration could meet the ?rst aspect;in contrast,biomass selection needs to be improved. ó2015Elsevier Ltd.All rights reserved. 1.Introduction Compared with the conventional wastewater treatment plants,aerobic granular sludge (AGS)offers several advantages,among others lower volume necessity because of greater biomass concen-tration (up to 20g TSS L à1),the possibility to degrade simultane-ously organic carbon and nutrients,and ?nally their remarkable settling capability.Nowadays,AGS has been widely investigated in sequencing batch reactors (SBRs).Indeed,it is believed that the ideal conditions for aerobic granulation like the succession of feast/famine conditions (Val del Río et al.,2012),the hydraulic selection pressure (Adav et al.,2009)and the hydraulic shear forces (Zhou et al.,2014),occur or could be easily controlled in SBR reactors.Nevertheless,SBRs are dif?cult to implement for a large sewage treatment,where continuous-?ow reactors are normally favorable due to the lower installation costs and easier operation,maintenance and control (Juang et al.,2010).Moreover,up to date the most of biological granular sludge systems have been studied in column-type reactors.These reactors are characterized by a height to diameter ratio (H/D)higher than 6–8,which helps to maximize the hydraulic shear forces,enhancing the formation of the aerobic granules.Therefore,column-type reactors had a pre-dominant in height development,and this characteristic could limit their application in a full-scale plant,since reactors might result higher than 8–10m. Although in some studies is reported that stable aerobic granu-lar sludge can be achieved in a continuous ?ow reactor,others demonstrated that the aerobic granules lost their stability more rapidly compared with a SBR in the long-run (Zhou et al.,2014).Nevertheless,there is not unanimity about the causes of granules breakage,because in a continuous-?ow reactor,many of crucial parameters for the aerobic granulation simultaneously fail.To https://www.doczj.com/doc/9e1476291.html,/10.1016/j.biortech.2015.10.0650960-8524/ó2015Elsevier Ltd.All rights reserved. ?Corresponding author.Tel.:+390935536393;fax:+390935536623. E-mail address:Gaetano.dibella@unikore.it (G.Di Bella).
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。
好氧颗粒污泥的工艺优化 好氧颗粒污泥是在好氧条件下自发形成的细胞自身固定化颗粒，与絮状污泥相比，具有沉降性能好、污泥浓度高，易于固液分离，便于提高污水处理效率，降低污水处理成本等优点[1, 2]，具有较好的应用前景[3]. 国内外学者在好氧颗粒污泥工艺优化及其应用方面作了大量研究. 有研究利用序批式好氧颗粒污泥反应器处理高氨氮废水[4]，考察了HRT和运行方式对脱氮菌群的活性和数量变化的影响. 结果表明，当HRT为13 h时，脱氮菌群的活性最高; 缩短HRT导致了更高的COD和氨氮负荷，有利于厌氧氨氧化菌的生长，同时也抑制了氨氧化细菌的生长. Luo等[5]在两个相同的反应器里分别投加好氧颗粒污泥和普通絮状污泥，考察了COD/N分别为4、 2、1时，对颗粒污泥解体的影响. 结果表明，COD/N由4减小到2和1后，对好氧颗粒污泥的物理性质和硝化效率有很大的影响，当COD/N为1时，颗粒污泥全部解体. EPS中酪氨酸净产量的减少和包括丝状菌在内的主要微生物菌群的变化被认为是造成颗粒污泥解体的两个主要原因. 张雯等[6]在连续流反应器中接种厌氧颗粒污泥，成功培养出好氧颗粒污泥，考察了温度、 COD/N、 HRT、溶解氧质量浓度、 pH、间歇曝气周期等对好氧颗粒污泥脱氮的影响，并确定最佳工艺参数：温度为25℃、 COD/N 为6~8、 HRT 为8 h 左右、 DO质量浓度为2 mg ·L-1、 pH 为7.5~8.0、曝气3 h 及缺氧搅拌3 h 和曝气4 h 及缺氧搅拌3 h. 张睿[7]研究表明，进水COD/N≤5时，丝状菌大量生长，颗粒污泥开始解体，颗粒粒径变大，部分颗粒从球状变成长条杆状. 随着COD/N的降低，系统对有机物去除效果影响不大，去除率保持在80%以上; 但总磷和氮的去除效果变差，游离氨浓度的增加抑制了硝化菌和反硝化菌的活性，当COD/N为3时，系统对总磷、氨氮、总氮的去除率分别为47.98%、38.56%和27.90%. 上述关于好氧颗粒污泥的工艺参数研究大多是在序批式活性污泥反应器内进行的. 并且大部分研究主要采用较高有机物浓度的人工配水作为处理对象[8, 9]. 近年来，也有少量的研究探讨了连续流好氧颗粒污泥反应器的优化和设计，但其结构和运行方式复杂且稳定性差[10, 11, 12, 13]，难以应用于实际工程. 据相关报道[14]，流体剪切力、 HRT、 DO、选择压和废水组分等都对好氧颗粒污泥的形成具有重要的影响. 其中，流体剪切力和HRT对颗粒的形成速度、结构和稳定性影响显著，被认为是影响好氧颗粒污泥形成和稳定性的最关键因素[15]. 因此，本研究基于合建式反应器，采用较低COD/N实际生活污水为进水基质和连续进水方式，着重考察曝气量和HRT对好氧颗粒污泥的形态变化和除污能力的影响，以期为连续流好氧颗粒污泥技术应用于实际工程提供可靠的实验依据. 1 材料与方法 1.1 实验装置 本实验采用的合建式反应器是由有机玻璃制成的立方体，中间由一块隔板隔开，底部连通，分为反应区和沉淀区两部分，有效容积分别为1.5 L和0.3 L. 反应器通过曝气泵和曝气盘提供曝气，由转子流量计控制曝气量. 进水由反应区上方进入，由恒流泵控制进水流量，在上升气泡的作用下与颗粒污泥充分接触反应后由底部进入沉淀区，在重力的作用下，经过泥水分离最终从沉淀区上方流出(实验装置示意图见图 1).
好氧颗粒污泥技术进展与应用现状 摘要：好氧颗粒污泥是一种具有良好沉降性能的颗粒状活性污泥。好氧颗粒污泥有较高的生物量，相较传统活性污泥有更高的有机负荷，并且运行成本也相对较低。因此，通过培养驯化好氧颗粒污泥并用于处理污水厂被广泛关注。本文简述了好氧颗粒污泥的概况及特性，介绍了相关的培养方法以及在实验室和工程方面的应用，并对好氧颗粒污泥的前景进行了展望。 关键词：好氧颗粒污泥；性质；驯化；应用 由于我国近些年水体富营养化和水污染严重，水污染控制技术的应用日益广泛。我国现有污水厂大多数采用活性污泥法处理污水。但是活性污泥法有污泥膨胀、沉降性能较差、剩余污泥量大等问题，严重限制了我国的污水处理。 好氧颗粒污泥是废水系统中微生物在好氧条件下，微生物自生自凝聚形成的一种颗粒状、结构紧密、沉降性能好、污染物处理效果明显的特殊的活性污泥，相较传统活性污泥，好氧颗粒污泥不会出现污泥膨胀、出水水质变差等问题。因此，好氧颗粒污泥应用与工业废水中难降解有机物的去除。另外，颗粒污泥具有高容积负荷下降解高浓度有机废水的良好生物活性，具有很高的经济价值。 通过对好氧颗粒污泥特性的描述，以及对其形成机理进行描述，可以定性的了解好痒颗粒污泥的性质及应用；通过总结好氧颗粒污泥的的驯化及培养方法以及当下对好氧颗粒污泥的应用，预测污水厂应用好氧颗粒污泥的进一步发展。 1 好氧颗粒污泥的技术现状 1.1好氧颗粒污泥的特性 1.1.1好氧颗粒污泥的物化性质 1）基本性质 成熟的好氧颗粒污泥呈橙黄色，表面光滑，外观为球形或椭球形，其粒径在0.5-1.5 mm，纵横比为0.76,形状系数稳定在0.45。好氧颗粒污泥的沉降速度与其大小和结构有关，一般在30-70m/h,约为传统活性污泥(8~10 m/h)的3倍。好氧颗粒污泥主要包含C、H、O、N、S、P等6种元素，以及少量的Ca、Mg、Fe等金属元素。由于所含无机元素种类不同，污泥颗粒可能出现不同的颜色。如当颗粒污泥含大量钙元素是会呈现白色
厌氧颗粒污泥的培养注意事项 首先要有接种污泥，如果是已经颗粒污泥，只需培养驯化一下就可以了；如果采用活性污泥的话就比较麻烦。 必须注意以下几点： 1、营养元素和微量元素 在当废水中N、P等营养元素不足时，不易于形成颗粒，对于已经形成的颗粒污泥会发生细胞自溶，导致颗粒破碎，因此要适当加以补充。N源不足时，可添加氮肥、含氮量高的粪便、氨基酸渣及剩余活性污泥等；P源不足时，可适当投加磷肥。铁、镍、钴和锰等微量元素是产甲烷辅酶重要的组成部分，适量补充可以增加所有种群单位质量微生物中活细胞的浓度以及它们的酶活性。 2、选择压 通常将水力负荷率和产气负荷率两者作用的总和称为系统的选择压。选择压对污泥床产生沿水流方向的搅拌作用和水力筛选作用，是UASB等一系列无载体厌氧反应器形成颗粒污泥的必要条件。 高选择压条件下，水力筛选作用能将微小的颗粒污泥与絮体污泥分开，污泥床底聚集比较大的颗粒污泥，而比重较小的絮体污泥则进入悬浮层区，或被淘汰出反应器。定向搅拌作用产生的剪切力使颗粒产生不规则的旋转运动，有利于丝状微生物的相互缠绕，为颗粒的形成创造一个外部条件。 低选择压条件下，主要是分散微生物的生长，这将产生膨胀型污泥。当这些微生物不附着在固体支撑颗粒上生长时，形成沉降性能很差的松散丝状缠绕结构。液体上升流速在2.5～3.0m/d之间内，最有利于UASB 反应器内污泥的颗粒化。 3、有机负荷率和污泥负荷率 可降解的有机物为微生物提供充足的碳源和能源，是微生物增长的物质基础。在微生物关键性的形成阶段，应尽量避免进水的有机负荷率剧烈变化。 实验研究表明，由絮状污泥作为种泥的初次启动时，有机负荷率在0.2～0.4 kgCOD/(kgVSS•d)和污泥负荷率在0.1～0.25kgCOD/(kgVSS•d)时，有利于颗粒污泥的形成。 4、碱度 碱度对污泥颗粒化的影响表现在两方面：一是对颗粒化进程的影响；二是对颗粒污泥活性的影响。后者主要表现在通过调节pH值(即通过碱度的缓冲作用使pH值变化较小)使得产甲烷菌呈不同的生长活性，前者主要表现在对污泥颗粒分布及颗粒化速度的影响。在一定的碱度范围内，进水碱度高的反应器污泥颗粒化速度快，但颗粒污泥的产甲烷活性低；进水碱度低的反应器其污泥颗粒化速度慢，但颗粒污泥的产甲烷活性高。因此，在污泥颗粒化过程中进水碱度可以适当偏高(但不能使反应器体系的pH>8.2，这主要是因为此时产甲烷菌会受到严重抑制)以加速污泥的颗粒化，使反应器快速启动；而在颗粒化过程基本结束时，进水碱度应适当偏低以提高颗粒污泥的产甲烷活性。 5、接种污泥 颗粒污泥形成的快慢很大程度上决定于接种污泥的数量和性质[1]。 根据Lettinga的经验，中温型UASB反应器的污泥接种量需稠密型污泥12～15kgVSS/m3或稀薄型污泥6 kgVSS/m。高温型UASB反应器最佳接种量在6～15kgVSS/m3。过低的接种污泥量会造成初始的污泥负荷过高，污泥量的迅速增长会使反应器内各种群数量不平衡，降低运行的稳定性，一旦控制不当便会造成反应器的酸化。较多的接种菌液可大大缩短启动所需的时间，但过多的接种污泥量没有必要。 一般说来，用处理同样性质废水的厌氧反应器污泥作种泥是最有利的，但在没有同类型污泥时。不同的厌氧污泥同样对反应器的启动具有一定的影响， 没有处理同样性质废水的厌氧反应器污泥作种泥时，厌氧消化污泥或粪便可优先考虑。 6、温度 温度对于UASB的启动与保持系统的稳定性具有重要的影响。UASB反应器在常温(25℃)，中温(33℃～41℃)和高温(55℃)下均能顺利启动，并形成颗粒污泥。但绝大多数UASB启动过程的研究都是在
污水生物处理中的好氧颗粒污泥技术 好氧颗粒污泥因其具有较高的微生物量，具备脱氮除磷能力和良好的沉淀性能，在工业废水和城市污水处理中的应用潜力很大，但在其形成机理方面还存在问题并未彻底弄清。 本文分析了好氧颗粒污泥的特点及其形成过程的影响因素，如胞外聚合物、水力剪切力、温度等；归纳了关于好氧颗粒污泥的形成假说，总结了其在城市污水和工业废水处理方面的应用情况以及好氧颗粒污泥稳定性及形成机理方面存在的问题，论述了好氧颗粒污泥技术今后的发展趋势。 污水生物处理系统内，微生物聚集的形式主要有絮状污泥、生物膜和颗粒污泥3种，其中颗粒污泥由于具有微生物量多、沉降性好等优点而受到研究者的关注。 颗粒污泥中，好氧颗粒污泥（AGS）具有表面光滑、密度大、沉降性能良好、能够维持较高的生物量以及承受较高的有机负荷等优点。M. Pronk等指出，好氧颗粒污泥系统的总体能耗为13.9 kW·h，比荷兰传统活性污泥厂的平均耗能水平低58%~63%，其出水水质可以达到传统活性污泥法工艺的出水水质甚至更好。好氧颗粒污泥系统所需要的体积也比现有的常规活性污泥装置所需要的体积低33%左右，在能耗和土建费用方面均有所减少。 与厌氧颗粒污泥相比，好氧颗粒污泥的形成周期较短，约为30 d。在耗能方面，好氧颗粒污泥可在常温条件下进行培养，同时在污水浓度方面局限性小，对高浓度工业废水和城市生活污水的处理均有良好效果。 污泥在好氧条件下进行培养，颗粒的分层结构形成好氧、缺氧和厌氧区域，其结构特征可以实现一定程度的脱氮除磷效果。本研究通过对近年来相关文献的整理，拟对好氧颗粒污泥的形成机理进行总结，并对各影响因素之间的相互作用进行分析。 1 好氧颗粒污泥的形成机理 好氧颗粒污泥的形成是由众多因素共同作用完成的复杂过程，其中既有微生物的作用，也包含物理、化学等方面的作用，国内外学者对于好氧颗粒污泥的形成进行了长期研究，主要形成以下几种学说。 01 微生物自凝聚原理
水体富营养化近年来在世界各地频繁发生, 导致大量水域出现水质恶化现象, 严重影响了居民健康及生态环境, 受到水环境领域研究人员的重视.水中氮和磷等营养元素含量较高是造成水体富营养化现象的关键原因, 因此去除污水中的氮素和磷源已经成为污水处理领域的重要任务.目前污水处理厂大多采用活性污泥法对污水进行处理, 因其具有处理效果好和能耗较低等优点得到广泛应用, 但在运行过程中发现普通活性污泥存在沉降性能较差和易发生污泥膨胀等问题.好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)是一种颗粒状活性污泥, 内部存在层状空间结构, 单个颗粒能提供微生物所需的好氧/缺氧/厌氧环境, 可以同时进行硝化、反硝化和除磷过程, 具有沉降性能好[4]和抗冲击负荷能力强等优点, 可以极大地降低运行成本, 在废水处理领域受到了极大的关注.荷兰、意大利和克罗地亚等国已将AGS工艺成功用于实际工程, 并且运行效果良好. 研究人员通常采用一次进水-曝气策略, 通过在周期内形成厌氧/好氧(A/O)的运行环境来培养颗粒污泥, 这样做的原因是聚磷菌(phosphate accumulating organisms, PAOs)的生长需要先在厌氧条件下吸收挥发性脂肪酸, 将其转化为聚羟基链烷酸酯(poly-hydroxyalkanoates, PHA)并贮存在体内, 再在好氧条件下氧化分解PHA, 用于充分吸收水中的磷酸盐, 以达到除磷的目的.但作者在采用一次进水-曝气策略下驯化絮状污泥以启动AGS工艺时, 发现运行初期絮状污泥在好氧条件下无法形成反硝化所需的厌氧环境, 反应器内会存在大量NO3--N, 对PAOs厌氧释磷产生影响.然而释磷过程是保证PAOs良好除磷性能的前提, 且有研究表明, PAOs释磷时会形成大量带正电的微粒, 能吸附带负电的细胞体, 可以作为颗粒污泥的晶核; PAOs除磷过程还会产生磷酸盐沉淀, 可作为细胞附着的内核, 成为颗粒生长的“起点”, 两者均能够促进颗粒污泥的形成, 对生活污水中快速颗粒化的实现具有重要作用.因此, 笔者提出多次进水-曝气策略, 在周期内进行多组进水、非曝气和曝气的组合, 通过实现多次硝化反硝化, 以降低系统中NO3--N浓度, 减轻NO3--N 对PAOs的抑制, 提高除磷效果, 以便在颗粒化初期利用除磷过程中产生的正电微粒和磷酸盐沉淀, 促进颗粒污泥的形成, 缩短污泥颗粒化过程所需的时间. 基于此, 本研究选用两组SBR反应器(R1和R2)培养AGS, R1以一次进水-曝气策略运行, R2以多次进水-曝气策略运行, 通过研究污泥形态、粒径变化、EPS和去除性能等参数, 对比探究一次/多次进水-曝气策略对生活污水AGS工艺启动和运行的影响, 以期为实际工程提供理论基础. 1 材料与方法 1.1 实验装置与运行方式 本实验采用两组有机玻璃制成的SBR反应器(R1和R2), 有效容积12 L, 换水比为50%, 通过转子流量计控制曝气量为1.0 L·min-1, 用PLC控制进水、搅拌、曝气和出水.反应器每天运行4个周期, 每周期6 h, 其中通过蠕动泵在相同转速下, 以底部进水的方式进水12 min, 以保证两个反应器周期内进水量相同, 厌氧反应90 min, 好氧反应240 min, 沉淀时间从15 min逐渐缩短为3 min, 出水和闲置共计15 min.周期内运行参数如表1所示.