厌氧氨氧化颗粒污泥
一、概述
Anammox(Anaerobicammoniumoxidation)工艺称为厌氧氨氧化工艺，是由荷兰Delft技术大学1990年提出的一种新型脱氮工艺。该工艺的原理是：在严格厌氧条件下，以亚硝氮为电子受体，氨氮为电子供体，反应生成氮气。厌氧氨氧化工艺是一项极具应用前景的工艺，主要表现为：厌氧氨氧化是自养的微生物过程，即不需要添加任何有机物或还原性无机物作为电子供体；厌氧氨氧化细菌倍增时间很长，污泥产率低，减少了污泥的二次处理量；厌氧氨氧化为一产碱过程，结合氨氧化过程既可以利用氨氧化过程的产物亚硝氮作为反应物，同时产生的碱度又可以中和氨氧化产生的酸度，节省了化学试剂的用量。
厌氧颗粒污泥是由产甲烷菌、产乙酸菌和水解发酵菌等形成的自凝聚体。它是由相互聚集的、多物种的微生物构成的团体，具有生物致密、相对密度大、沉降速度快等特点，可使反应器中保持有较高的污泥浓度和容积负荷，与传统的活性污泥法相比，可简化工艺流程、降低成本等，因此它在水污染控制领域必将有更广阔的发展前景
二、厌氧颗粒污泥的形成机理、性质及微生物相
2.1厌氧颗粒污泥的形成机理
厌氧颗粒污泥形成的机理目前还处于研究阶段，以下为几种有代表性的假说：
2.1.1二次核学说
二次核学说认为营养不足的衰弱颗粒污泥，在水利剪切力作用下，破裂成碎片，污泥碎片可作为新内核，重新形成颗粒污泥。Grotenhuis及其合作者分别用高低浓度基质培养颗粒污泥，发现前者形成颗粒粒径较大，而后者的粒径较小，据此提出了二次核形成的模型。其他研究者如杨虹、Beeftink等也提出过类似的二次核形成模型。二次核学说较好地说明了加入少量颗粒污泥可加速颗粒化进程的现象。
2.1.2三段理论学说
Y.G.Yen等认为污泥颗粒化过程可分成三个阶段：即积累阶段、颗粒化阶段和成熟阶段。他们认为颗粒污泥的增长速率呈指数增加，而粒径表示的颗粒比生长速率等于细菌比生长速率的1/3，在积累阶段以后尤为如此。污泥颗粒开始阶段生长非常缓慢，随着运行的进行，颗粒的生长加快，在运行一段时间之后，初始小颗粒平均直径达到0.25mm。在颗粒化阶段开始后，初始颗粒以最大比生长速率迅速增长，颗粒生长模式呈近似指数模式。当底物的有效度低于0.8时，菌体并不以最大生长速率生长，它们也不全部凝聚在一起。随着污泥颗粒的不断增大，比生长速率增加量不断降低，当污泥颗粒达到一定大小时，比生长速率开始下降，污泥颗粒中底物的缺乏和水力负荷与气体负荷产生的剪切力的连续增加，会导致细菌衰退。最后，污泥颗粒达到一定大小后，污泥颗粒内部在菌体衰退与颗粒解聚和菌体的生长与凝聚之间达到一种动态平衡状态，这种平衡随着颗粒的生物和物理相互作用而变化。这样，在一定的操作条件和环境条件下，就形成了厌氧颗粒污泥。
2.2厌氧颗粒污泥的性质
厌氧颗粒污泥的性质与培养条件有关。不同的培养条件，培养出来的各方面性质也不完全相同。厌氧颗粒污泥的形状大多数是具有相对规则的球形或椭球形。成熟的厌氧颗粒污泥表面边界清晰，直径变化范围为0.1145mm，最大直径可达7mm。密度约在1.030-1.080kg/m3之间。颜色取决于处理条件，特别是与Fe，Ni，Co等金属的硫化物有关。厌氧颗粒污泥的
颜色通常是黑色或灰色。颗粒污泥有良好的沉降性能，Schmidt等认为其沉降速度范围为18-100m/h典型值在18-50m/h之间。
2.3厌氧颗粒污泥的微生物相
颗粒污泥主要由厌氧菌组成，如共生单胞菌属、甲烷八叠球菌属、甲烷丝状菌属等，但同时还存在一些好氧菌和兼性厌氧菌。甲烷菌在生物分类学上属于古细菌，是绝对厌氧菌。厌氧颗粒污泥中参与分解复杂有机物、生成甲烷的厌氧细菌可分为三类：第一类：水解发酵菌，对有机物进行最初的分解，生成有机酸和酒精；第二类：产乙酸菌，对有机酸和酒精进一步分解利用；第三类：产甲烷菌，将H2、CO2、乙酸以及其它一些简单转化成为甲烷。水解发酵菌、产乙酸菌和产甲烷细菌在颗粒污泥内生长、繁殖，各种细菌互营互生，菌丝交错相互结合形成复杂的菌群结构，增加了微生物组成鉴定的复杂性。
三、厌氧颗粒污泥形成影响因素
3.1接种污泥
要培养出较好性能的厌氧颗粒污泥，选择接种污泥及接种量的多少是至关重要的。接种污泥按其来源可以划分为颗粒污泥和非颗粒污泥，共同点是种污泥内必须含有可降解目标废水中有机物的微生物。所需的接种量目前还没有明确的界定，一般认为接种量为UASB反应器有效容积的10%-30%为佳。Veigant等的研究表明，以消化过的污泥、牛粪等为接种物均可生成颗粒污泥。国内的研究也表明用阴沟污泥、厌氧消化过的猪粪、鸡粪、初沉池污泥等为接种物都可形成颗粒污泥。吴唯民等还成功地在中温下用好氧活性污泥作接种物，培养出了性能良好的颗粒污泥。但研究表明采用颗粒污泥为种泥，可加快颗粒化进程，缩短反应器的启动时间。接种量以5-15 gVSS/L为宜，较大的接种量可缩短启动的时间。对不同类型的废水和接种物，适宜接种量可能有所差别。
此外，微量元素及其它营养成分（如N、S、P、Fe、Mg2+、Fe2+、Ca2+等）、胞外多聚物(EPS)温度、PH值都对厌氧颗粒污泥的形成起到一定的影响作用。
3.2水力负荷与污泥负荷的影响
流动水的剪切作用对于颗粒污泥的形状、质量传递、多聚糖产量、新陈代谢等多方面有重要的影响。颗粒污泥的形成是在水力筛选的作用下形成的；当水力负荷提高到一定值时，可冲走大部分的絮状污泥，使密度较大的污泥积累在反应器底部，形成颗粒污泥。一旦形成颗粒污泥，在目前的厌氧反应器水力负荷条件下都能保留住颗粒污泥，但过快的水力流速（>6m/h）会影响反应器内颗粒污泥结构的稳定，造成颗粒污泥解体，使出水中悬浮物含量增加。研究发现，UASB中适宜的高污泥负荷有利于厌氧颗粒污泥的快速形成，当污泥负荷达到0.29～0.51kg/（kg·d）时，颗粒污泥开始大量形成，这一污泥负荷范围最有利于颗粒污泥的形成，当污泥负荷＜0.29kg/（kg·d）时，颗粒污泥形成很慢。污泥负荷影响颗粒污泥的VSS/TSS，较高的污泥负荷给微生物提供充足的营养，促进其生长繁殖，可使污泥颗粒内含有较多的微生物菌体，增大VSS/TSS。
3.3进水水质及有机物浓度
目前，人们已经成功地利用很多废水培养出厌氧颗粒污泥，如酿造废水、食品工业废水、造纸工业废水和生活污水等。Fukuzaki等对淀粉、蔗糖、乙醇、丁酸盐和丙酸盐等不同基质进行研究发现，所形成的颗粒污泥均表现出很高的沉降速率，由此在反应器内可保持了很高的生物量。500天运行后最大COD去除速率(gCOD·L-1d-1)分别达到7.6(淀粉)、10.5(蔗糖)、32.1(乙醇)、42.6(丁酸盐—丙酸盐)。在不同基质下长期生长改变了细菌的种类和营养组成以及颗粒污泥的特性。以淀粉或蔗糖为基质生长的颗粒比以乙醇或脂肪酸为基质生长的颗粒粒
径大，而且具有更高的EPS。以脂肪酸为基质培养的颗粒含有相当多的无机盐(灰分含量：56%-63%)，但EPS含量低，并表现出比其它三种颗粒更为密集的超微结构(亚显微结构)。在微酸环境中以乙醇为基质培养的颗粒污泥显示最小的密度、最高的vss和最低的灰分含量。某些有机物如乙酸，也对厌氧颗粒污泥的形成起着一定的作用。当乙酸浓度较高时，甲烷八叠球菌比增殖速率明显高于甲烷丝菌，成为优势甲烷菌;而浓度较低时，甲烷丝菌则成为优势甲烷菌，易造成污泥膨胀。培养颗粒污泥的进水COD浓度一般以1000-5000mg/L为宜，高的进液浓度有利于底物向构成颗粒污泥的细菌细胞内传递，因而有利于颗粒污泥的形成和生长。但浓度不能过高，过高时细菌生长过快，形成的污泥结构松散、沉降性能差；过低会延长培养时间，甚至难以形成厌氧颗粒污泥。
3.4温度
废水中的厌氧处理主要依靠微生物的生命活动来达到处理的目的，不同微生物的生长需要不同的温度范围。温度稍有几度的差别，就可在两类主要种群之间造成不平衡。因此，温度对颗粒污泥的培养很重要。颗粒污泥在低温（15~25℃）、中温（30~40℃）和高温（50~60℃）都有过成功的经验。一般的，高温较中温的培养时间短，但由于高温下NH3与某些化合物混合毒性会增加，因而导致其应用上受一定的限制；中温一般控制在35℃左右，在其它条件适当的情况下，经1~3个月可成功的培养出颗粒污泥；低温下培养颗粒污泥的研究较少，但有文献报道在使用颗粒污泥低温驯化后处理底浓度制药废水的实验中，COD的去处率达90%，取得了较好的效果[2].因而低温培养颗粒污泥将是今后的研究的重点之一。
四、展望
厌氧颗粒污泥技术在处理废水中具有应用范围广、能耗低、负荷高、剩余污泥量少等优点，尤其对高浓度有机废水的处理效果更加显著。但是厌氧颗粒污泥也存在着培养时间长、温度要求较高、脱氮除磷效果差等缺点，目前好多研究集中在对其培养时间、温度等方面的研究，并取得了显著的成果。除此之外，我们以后的主要研究还应该集中在以下几个方面：目前厌氧颗粒污泥技术主要应用于高浓度有机废水的处理，我们应通过对厌氧颗粒污泥形成的主要因素的进一步研究，确定不同条件下形成的厌氧颗粒污泥的特性，寻找出一种对低浓度有机生活污水和生产废水效果较好的厌氧颗粒污泥，使厌氧颗粒污泥技术广泛的应用到市政污水治理领域。
对厌氧颗粒污泥的形成机理和除污机理进行更深入的研究，研究厌氧颗粒污泥中的微生物种群，在培养厌氧颗粒污泥的过程中添加一定的菌类或其它物质，能否培养出具有一定的脱氮除磷效果的厌氧颗粒污泥。
研究厌氧颗粒污泥的的吸附性能，对其去处重金属离子的作用机理进行研究，寻找出能有效利用厌氧颗粒污泥去处重金属离子比较有效可行的方法。
浅谈厌氧氨氧化及其工艺的研究 摘要厌氧氨氧化工艺是生物脱氮领域里不断发展起来的新工艺。由于厌氧氨氧化生物脱氨技术在经济方面的优势，成为近来研究的热点。目前，我国对该技术的研究主要处于实验室小试阶段，缺少中试及以上规模厌氧氨氧化工程的实际应用。综述列举了厌氧氨氧化工艺的应用及出现的一些问题，从而为该技术更深入的研究奠定了基础，同时对该技术的进一步发展提出了展望。 关键词厌氧氨氧化；SHARON／ANAMMOX；OLAND；前景 目前，随着工农业生产的发展和人民生活水平的提高，含氮化合物的排放量急剧增加，引起了严重的水体环境污染和水质富营养化问题，许多湖泊水体已不能发挥其正常功能进而影响了工农业和渔业生产。近年来，国内外学者一直在寻找一种低能耗、高效率的新型生物脱氮技术。就目前情况而言，厌氧氨氧化由于是自养的微生物过程、不需要外加碳源以及反硝化、污泥产率低，成为国内外学者研究的热点问题。 1厌氧氨氧化原理 厌氧氨氧化反应是由奥地利理论化学家Engelbert Broda在1977年根据反应的自由能计算而提出的。后来在荷兰Delft技术大学一个中试规模的反硝化流化床中发现了ANAMMOX工艺。厌氧氨氧化是指在厌氧或缺氧条件下，微生物直接以NH4+作为电子供体，以NO3-或NO2-作为电子受体，将NH4+、NO3-或NO2-转变成N2的生物氧化过程。反应方程式如下： NH4++0.85O2→0.435N2+0.13N03-+1.3H2O+1.4H+ （1） ANAMMOX工艺在发生反硝化反应时不需外加碳源。因为反应所产生的吉布斯自由能能够维持自养细菌的生长，这一现象是摩德尔等对使用硫化物作电子供体的流化床反应器中自养菌反硝化运行工况进行仔细观测和研究发现的。 1）存在的问题。厌氧氨氧化工艺启动缓慢，世界上第一座生产性装置的启动时间长达3.5年，过长的启动时间是其工程应用的重大障碍。 厌氧氨氧化菌为自养菌，以CO2为碳源，无需有机物，因此厌氧氨氧化工艺适于处理C/N值较低的含氮废水。在大多数的实际废水中，有机物往往与氨氮共存，不利于厌氧氨氧化菌的生长。厌氧氨氧化的基质为氨和亚硝酸盐，均具毒性，尤以亚硝酸盐毒性更大。厌氧氨氧化工艺的运行稳定性是其工程应用必须解决的重大难题。 2）解决的方法。研究证明，厌氧氨氧化工艺的启动过程依次呈现菌体自溶、活性迟滞、活性提高和活性稳定等4个阶段。为此可采取如下控制对策：①在菌体自溶阶段，消除接种物中的残留有机物，控制反硝化所致的pH过高；②在活
厌氧颗粒污泥分为淀粉、淀粉糖、柠檬酸、酒精、造纸等行业高浓度污水处理系统中的高负荷厌氧反应器（EGSB、IC）生产出的新鲜颗粒污泥。 厌氧反应器的容积负荷、上升流速和去除率均分别高于20kgCOD/m3?d、5m/h和 90%。 厌氧颗粒污泥体型规则呈球形，VSS/TSS≥0.7，沉降速度50-150m/h，粒径0.5-2mm，颗粒度大于90%，最大比产甲烷速率≥400mlCH4/gVSS?d。作为接种污泥可用于淀粉、淀粉糖、柠檬酸、酒精、啤酒、造纸、蛋白、食品、味精等行业的污水处理系统中高负荷厌氧反应器（IC、EGSB、UASB 等）的启动运行。 2.4 碱度 一般认为，进水水质中碱度通常应在1000mg/L（以CaCO3计）左右，而对于以碳水化合物为主的废水，进水碱度：COD >1：3是必要的。有学者研究表明，在颗粒污泥培养初期，控制出水碱度在1000mg/L（以CaCO3计）以上能成功培养出颗粒污泥。在颗粒污泥成熟后，对进水的碱度要求并不高[2].这对降低处理成本具有积极意义。 2.5 微量元素及惰性颗粒 微量元素对微生物良好的生长也有重要作用。其中Fe，Co，Ni，Zn等对提高污泥活性，促进颗粒污泥形成是有益的。 此外，惰性颗粒作为菌体附着的核，对颗粒化起着积极的作用。另外，有研究表明，投加活性炭可大大缩短污泥颗粒化的时间；在投加活性炭后颗粒污泥的粒径大，并使反应器运行更加稳定[3]. （考试大环境影响评价师） 2.6 SO42- 关于SO42-对颗粒污泥的形成目前尚在讨论中。据Sam-Soon的胞外多聚物假说，局部氢的高分压是诱导微生物产生胞外多聚物从而与细菌表面之间的相互作用，通过带电基团的静电吸引及物理接触等架桥作用，构成一种包含多种组分的生物絮体，从而形成颗粒污泥的必要条件，而有硫酸盐存
(19)中华人民共和国国家知识产权局 (12)发明专利申请 (10)申请公布号 (43)申请公布日 (21)申请号 201910207262.8 (22)申请日 2019.03.19 (71)申请人 哈尔滨工业大学 地址 150001 黑龙江省哈尔滨市南岗区西 大直街92号 (72)发明人 邢德峰 房安然 冯堃 李威 (74)专利代理机构 哈尔滨市阳光惠远知识产权 代理有限公司 23211 代理人 田鸿儒 (51)Int.Cl. C12N 1/20(2006.01) C02F 3/34(2006.01) C12R 1/01(2006.01) (54)发明名称 一种利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌 的培养基及其制备方法与应用 (57)摘要 本发明公开了一种利用活性污泥快速富集 厌氧氨氧化菌的培养基及其制备方法与应用，涉 及水处理技术领域，所述培养基包括氯化铵、亚 硝酸钠、氯化钙、硫酸镁、磷酸二氢钾、碳酸氢钾、 微量元素母液I、微量元素母液II，还包括活性污 泥。本发明改变了传统技术培养基中氨氮和亚硝 酸盐氮的浓度比，用本发明的利用活性污泥快速 富集厌氧氨氧化菌的培养基配方的60天后，属于 厌氧氨氧化细菌的Candidatus Brocadiales的 含量已达到整个群落的5％以上。其丰度比富集 培养之前含量高出50倍。整个富集过程中氨氮和 亚硝酸盐氮去除率均能达到90％以上。权利要求书2页 说明书5页 附图1页CN 110029075 A 2019.07.19 C N 110029075 A
权 利 要 求 书1/2页CN 110029075 A 1.一种利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基，其特征在于：包括氯化铵、亚硝酸钠、氯化钙、硫酸镁、磷酸二氢钾、碳酸氢钾、微量元素母液I、微量元素母液II，还包括活性污泥。 2.根据权利要求1所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基，其特征在于：所述污泥为从污水处理厂中取得的二沉池污泥。 3.根据权利要求1所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基，其特征在于：所述各组分在活性污泥中的浓度分别为：氯化铵267.5-1605mg/L、亚硝酸钠345-2070mg/L、氯化钙150mg/L、硫酸镁300mg/L、磷酸二氢钾30mg/L、碳酸氢钾1250mg/L、微量元素母液I1.25ml/L、微量元素母液II1.25ml/L。 4.根据权利要求1-3所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基，其特征在于：所述微量元素母液I(EDTA 15g/L、硫酸锌0.4g/L、氯化钴0.25g/L、氯化锰1g/L、硫酸铜0.23g/L、硒酸钠0.23g/L、钼酸钠0.25g/L、氯化镍0.17g/L、H3BO4 0.014g/L、钨酸钠0.05g/ L)；微量元素母液II(EDTA6.25g/L、硫酸亚铁6.25g/L)。 5.一种权利要求1-3任一项所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基的制备方法，其特征在于：从污水处理厂中取得二沉池污泥，厌氧沉降24-72小时，除去上清液，加入氯化铵、亚硝酸钠、氯化钙、硫酸镁、磷酸二氢钾、碳酸氢钾、微量元素母液I、微量元素母液II，混合均匀。 6.根据权利要求5所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基的制备方法，其特征在于：各组分在活性污泥中的浓度分别为：氯化铵26 7.5-1605mg/L、亚硝酸钠345-2070mg/L、氯化钙150mg/L、硫酸镁300mg/L、磷酸二氢钾30mg/L、碳酸氢钾1250mg/L、微量元素母液I1.25ml/L、微量元素母液II1.25ml/L。 7.根据权利要求5或6所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基的制备方法，其特征在于：所述微量元素母液I(EDTA 15g/L、硫酸锌0.4g/L、氯化钴0.25g/L、氯化锰1g/L、硫酸铜0.23g/L、硒酸钠0.23g/L、钼酸钠0.25g/L、氯化镍0.17g/L、H3BO40.014g/L、钨酸钠0.05g/L)；微量元素母液II(EDTA6.25g/L、硫酸亚铁6.25g/L)。 8.一种权利要求1-3任一项所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基的应用，其特征在于：包括以下步骤： 一、将从污水处理厂中取得的活性污泥经过厌氧沉降后，除去上清液后待用； 二、测定污泥的MLSS浓度； 三、依照MLSS浓度来取用活性污泥固体物的总重量为20g的活性污泥放入连续流厌氧氨氧化反应器； 四、配制氯化铵浓度为267.5-1605mg/L、亚硝酸钠浓度为345-2070mg/L的培养基营养液； 五、将培养基营养液配制好之后，倒入连续流厌氧氨氧化反应器的进水箱，曝氮气20分钟之后密闭进水箱； 六、连续进水进行厌氧氨氧化反，保证反应器连续运行。 9.根据权利要求8所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基的应用，其特征在于：步骤一所述厌氧沉降，时间为24-72小时；步骤二所述测定方法为国标法。 10.根据权利要求8所述的利用活性污泥快速富集厌氧氨氧化菌的培养基的应用，其特 2
厌氧氨氧化工艺如何处理污水 1 引言 随着科技的迅速发展，工业化和城市化程度的不断提高，水体富营养化的问题日益严重，使得水资源更加紧张.而氮是引起水体富营养化的主要因素.所以越来越多的国家和地区制定了氮排放标准.因此，研究开发经济、高效的脱氮技术已成为水污染控制工程领域的研究重点. 生物处理法作为19 世纪末废水处理新型技术，与物化处理法相比具有处理费用低，不会对环境造成二次污染等优点.因此，生物处理法至今已成为世界各国污水二、三级处理的主要手段.众所周知氮元素可在相应微生物的作用下转化成各种氧化态和化学形式(目前已知的生物氮循环途径如图 1所示)，因此在污水生物脱氮处理中衍生了大量组合工艺.而厌氧氨氧化过程是目前最捷径的生物脱氮过程，因此被誉为最具前景的污水脱氮工艺.为了更好的将厌氧氨氧化工艺应用到实际规模中，本文着重对厌氧氨氧化菌的发现及其与污水处理中常见细菌的协同与竞争关系进行了详细的综述.旨在为厌氧氨氧化工艺在污水生物处理中的应用提供理论依据，并为今后厌氧氨氧化工艺的研究方向提出一些意见. 图 1 氮循环示意图 2 厌氧氨氧化概述 早在1976年，Broda预言在自然界中存在一种以NO-2或NO-3作为电子受体把NH+4氧化成N2的化能自养型细菌.直到1995年，Mulder等处理酵母废水的反硝化流化床反应器内发现了NH+4消失的现象，从而证实了厌氧氨氧化反应的存在. 厌氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation，Anammox)是在缺氧条件下以亚硝酸盐(NO-2)为电子受体将氨(NH+4)转化成氮气(N2)，同时伴随着以亚硝酸盐为电子供体固定CO2并产生硝酸盐(NO-3)的生物过程.执行该过程的微生物称之为厌氧氨氧化菌(Anaerobic ammonium oxidation bacteria，AAOB)，其化学计量学方程式如下： 1NH+4+1.32NO-2+0.066HCO-3+0.13H+→ 1.02N2+0.26NO-3+0.066CH2O0.5N0.15+ 2.03H2O
第一章厌氧污泥与好氧污泥的接种培养与驯化 一、厌氧颗粒污泥的接种培养与驯化 （一）、接种污泥 有颗粒污泥时,接种污泥数量大小 10-15%.当没有现成的污泥时,应用最多的是污水处理厂污泥池的消化污泥.稠的消化污泥有利于颗粒污泥形成。没有消化污泥和颗粒污泥时，化粪池污泥、新鲜牛粪、猪粪及其它家畜粪便都可利用作菌种，，也可用腐败污泥和鱼塘底泥作接种污泥，但启动周期较长。污泥接种浓度至少不低10Kg?VSS/m3 反应器容积，但接种污泥填充量不大于反应器容积60%。污泥接种中应防止无机污泥、砂以及不可消化的其它物进入厌氧反应器内。（二）、接种污泥启动 启动分以下三个阶段进行： 1、起始阶段——反应池负荷从0.5-1.0kgCOD/m3d或污泥负荷0.05-0.1kgCOD/kgVSS?d开始。进入厌氧池消化降解废水的混合液浓度不大于COD5000mg/L，并按要求控制进水，最低的COD负荷为1000mg/L。进液浓度不符合应进行稀释。进液时不要刻意严格控制所有工艺参数，但应特别注意乙酸浓度，应保持在1000mg/L以下。进液采用间断冲击形式，即每3～4小时一次，每次5-10min，之后逐步减断间隔时间至1小时，每次进液时间逐步增长20～30min。起始阶段，进水间隔时间过长时，则应每隔1小时开动泵对污泥搅拌一次，每次3～5min。 2、启动第二阶段——当反应器容积负荷上升到2-5kgCOD/m3d时，这一阶段洗出污泥量增大，颗粒污泥开始产生。一般讲，从第一段到第二段要40d时间，此时容积负荷大约为设计负荷的 50%。 3、启动的第三阶段——从容积负荷50%上升到100%，采用逐步增加进料数量和缩短进料间断时间来实现。衡量能否获进料量和缩短进料时间的化验指标定控制发挥性脂肪酸VFA不大于500mg/L，当VFA超过500-1000mg/L，厌氧反应器呈现酸化状态，超过1000mg/L则表明已经酸化，需立即采取措施停止进料，进行菌种驯化。一般来讲第二段到第三段也需30-40d时间。 （三）、启动的要点 原水CODcr超过过5000mg/L，应进行出水循环和加水稀释至要求。
颗粒污泥处理技术具有沉降速度快，抗有机负荷冲击能力强和去除重金属等有毒物质效果好的优点，这几年的对于厌氧颗粒污泥的研究比较普遍。目前人们初步掌握了培养颗粒污泥的基本条件，我们就相关的信息带您了解一下。 下文为您介绍一下影响颗粒污泥培育的因素： 1、基质 培养颗粒污泥首先对基质有一定的要求，一般的，在培养颗粒污泥的基质中COD：N：P=110~200：5：1.而有机废液的基质可分为偏碳水化合物类和偏蛋白质类。为了能顺利培养出颗粒污泥，对于偏碳水化合物类的污水需要添加N 和P.而对于偏蛋白质类的污水需要添加碳源（如葡萄糖等）。有学者研究表明，不添加碳源，颗粒污泥的形成较为困难可见，适当比例的碳源对促成颗粒污泥形成是必要的。 2、温度 废水中的厌氧处理主要依靠微生物的生命活动来达到处理的目的，不同微生
物的生长需要不同的温度范围。温度稍有几度的差别，就可在两类主要种群之间造成不平衡。因此，温度对颗粒污泥的培养很重要。颗粒污泥在低温（15~25℃）、中温（30~40℃）和高温（50~60℃）都有过成功的经验。一般的，高温较中温的培养时间短，但由于高温下NH3与某些化合物混合毒性会增加，因而导致其应用上受一定的限制；中温一般控制在35℃左右，在其它条件适当的情况下，经1~3个月可成功的培养出颗粒污泥。 3 、碱度 一般认为，进水水质中碱度通常应在1000mg/L（以CaCO3计）左右，而对于以碳水化合物为主的废水，进水碱度：COD >1：3是必要的。在颗粒污泥培养初期，控制出水碱度在1000mg/L（以CaCO3计）以上能成功培养出颗粒污泥。在颗粒污泥成熟后，对进水的碱度要求并不高这对降低处理成本具有积极意义。 4、pH值 厌氧处理过程中，水解产酸菌对pH值有较大的适应范围，而产甲烷菌则对
厌氧氨氧化的反应器 一、全球运行的厌氧氨氧化的工程实例 表1-2 全球运行的厌氧氨氧化工程实例 Table 1-2 Application of ANAMMOX in the world SHARON-ANAMMOX工艺由荷兰TU Delft大学研究开发，该工艺流程分成两段，第一段是在好氧反应器中将一半的NH4+转化为NO2-，第二段是在厌氧反应器中将剩余的NH4+和NO2-一起直接转化为N2。
图1-7短程硝化与厌氧氨氧化结合工艺流程 Figure1-7The combined SHARON-ANAMMOX process 二、SHARON-ANNOMMOX工艺反应器资料 AN A MM OX的生化反应式为: 因此AN A MM OX反应器进水要求有氨氮和亚硝氮且比例最好为1:1。而S H AR ON工艺的生化反应式为： SHARON（短程反硝化）反应装置 SHARON常用SBR、CSTR反应装置
SHARON（短程反硝化）反应条件控制 （1）当溶解氧(DO)浓度在1.1-1.5mg/L、氨氮负荷0.029kgNH4+--N/KgVSS.d 和PH 值在7.3-7.8时，可以使亚硝酸盐得到稳定积累，出水亚硝态/总硝态氮大于90%，出水NO2--N/NH4+-N接近1.0，满足厌氧氨氧化的进水要求。（2）实现短程硝化的关键是在硝化阶段实现NO2--N的积累，国内外的研究都是着眼于积累NO2--N的控制条件。根据国内外文献报道，SHARON工艺的操作温度以30~35℃为宜，pH适应控制在7.4~8.3之间，溶解氧浓度己控制在1.0~1.5mg/L范围，供氧方式可采用间歇曝气。基质中游离氨浓度调控在5~10mg/L范围内有利于实现短程硝化，污泥(以VSS计)氨负荷为 0.02~1.67kg/(kg·d)，泥龄在1~2.5天。 （3）大量国内外试验表明，在废水温度较高、Do较低条件下，利用亚硝酸菌和硝酸菌的不同生长速度，通过控制水力停留时间，将生长速率较慢的硝酸菌冲走，使亚硝酸菌大量积累，可以使短程反硝化成功运行。 ANNOMMOX反应器
厌氧氨氧化菌特性及其在生物脱氮中的应用 *祖 波1 张代钧1,2** 白玉华1 (重庆大学环境科学系 重庆 400030)1 (重庆大学西南资源开发及环境灾害控制工程教育部重点试验室 重庆 400030)2 *国家自然科学基金资助(No .50378094) 教育部优秀青年教师基金项目(No .教人司[2003]355号) **通讯作者 Tel /Fax :86-023-********,E -mail :dzhang @cqu .edu .cn 收稿日期:2005-05-09,修回日期:2005-07-11 摘要:在无分子氧环境中,同时存在NH +4和NO -2时,NH +4作为反硝化的无机电子供体, NO -2作为电子受体,生成氮气,这一过程称为厌氧氨氧化。目前已经发现了3种厌氧氨氧 化菌(B rocad i a ana mm oxidan s ,K uenenia st u tt gartiensis ,Sca li ndua s or ok i n ii );对厌氧氨氧化 菌的细胞色素、营养物质、抑制物、结构特征和生化反应机理的研究表明,厌氧氨氧化菌 具有多种代谢能力。基于部分硝化至亚硝酸盐,然后与氨一起厌氧氨氧化,以及厌氧氨氧 化菌与好氧氨氧化菌或甲烷菌的协同耦合作用,提出了几种生物脱氮的新工艺(ANAM -M OX 、SHA RON -ANAMM OX 、CANON 和甲烷化与厌氧氨氧化耦合工艺)。 关键词:厌氧氨氧化菌,ANAMM OX ,CANON ,S HARON -ANAMM OX 中图分类号:X 703 文献标识码:A 文章编号:0253-2654(2006)01-0149-05 The Character and App lication of Ana mm ox Bat er i a i n W aste wat er B i ot reat m ent *ZU Bo 1 ZHANG Dai -Jun 1,2** B A IYu -H ua 1 (D e part m en t ofE nvir on m en t a lS cience ,Cho ngq i ng Un iver sity ,Cho ngqi ng 400030) 1(Key Lab or a t or y fo r t he E xp l oit a tio n ofS o u t h wester n R es o urce ＆the Envi r on men t a lD is asterCon t r o l Eng i neering ,M i n istr y of Educati o n ,Chongqi ng 400030)2Ab stract :An aerob i c amm on i u m oxi dati on i s a ne w p roces s in w h i ch a mm on i u m is oxidized w ith n itrit e as t h e e - l ectron accep t or under anox i c cond iti ons ,prod u ci ng d i n itrogen gas .Th ree ana mm ox b act eria (B r o cad i a ana m - m oxi da n s ,Kuene n i a st u tt gartie n sis ,Sca li ndua s o ro ki n ii )have been f ound recentl y .Th e investigation on cyto -ch ro m e s pectra ,nu triti on ,i nhibit ors ,cell struct u res and b i oche m istry reacti on m echan is m s i n ana mm ox bact eri - a i nd icat ed t hat ana mmox bacteria had t he poten ti a l of d i verse me t abo l ic t ypes .Several novelm i cro b ial n itrogen re m ovalp rocess esh ave been devel op ed (ANA MMOX process 、S HARON -ANAMMOX p rocess 、CANON p rocess an d i n t egrati on ofm ethanogenesisw it h anaer obic a mmon i u m oxi dation ). K ey words :Ana mmox bact eri a ,ANAMMOX ,CANON ,S HAR ON -ANA MMOX 1977年B roda 指出,化能自养细菌能以NO -3、CO 2和NO -2作为氧化剂把NH +4氧化 为N 2。推测自然界可能存在以NO -2为电子受体的厌氧氨氧化反应[1]。后来有研究发现氨氧化菌N itroso m onas europaea 和N itr os omonas e u tropha 能同时硝化与反硝化,利用NH 2OH 还原NO -2或NO 2,或者在缺氧条件下利用NH +4作为电子供体,把NH +4转化为N 2。在利用NO 2为电子受体时,其厌氧氨氧化的最大速率(以单位蛋白质计)约为2nm ol /(m in m g )。然而在反硝化的小试实验中发现了一种特殊自养菌的优势微生物群体,它以NO -2为电子受体,最大比氨氧化速率(以单位蛋白质计)为55nmo l /(m i n m g )。
厌氧微生物的培养驯化及成熟污泥的特征 The final edition was revised on December 14th, 2020.
厌氧消化系统试运行的一个主要任务是培养厌氧污泥，即消化污泥。厌氧活性污泥培养的主要目的是厌氧消化所需要的甲烷细菌和产酸菌，当两种菌种达到动态平衡时，有机质才会被不断地转换为甲烷气，即厌氧沼气。 （一）培菌前的准备工作 厌氧消化的启动，就是完成厌氧活性污泥的培养或甲烷菌的培养。当厌氧消化池经过满水试验和气密性试验后，便可开始甲烷菌的培养。 （二）培菌方法 污泥的厌氧消化中，甲烷细菌的培养与驯化方法主要有两种：和。 接种污泥一般取自正在运行的厌氧处理装置，尤其是城市污水处理厂的消化污泥，当液态消化污泥运输不便时，可用污水厂经机械脱水后的干污泥。在厌氧消化污泥来源缺乏的地方，可从废坑塘中取腐化的有机底泥，或以认粪、牛粪、猪粪、酒糟或初沉池底泥代替。大型污水处理厂，若同时启动所需接种量太大，可分组分别启动。 是向厌氧消化装置中投入容积为总容积的10%～30%的厌氧菌种污泥。接种污泥一般为含固率为3%～5%的湿污泥。再加入新鲜污泥至设计液面，然后通入蒸汽加热，升温速度保持1℃/h，直至达到消化温度。如污泥呈酸性，可人工加碱调整pH至～。维持消化温度，稳定一段时间（3-5d）后，污泥即可成熟。再投配新鲜污泥并转入正式运行。此法适用于小型消化池，因为对于大型消化池，要使升温速度为1℃ /h，需热量较大，锅炉供应不上。
指向厌氧消化池内逐步投入生泥，使生污泥自行逐渐转化为厌氧活性污泥的过程。该方法要使活性污泥经历一个由好氧向厌氧的转变过程，加之厌氧微生物的生长速率比好氧微生物低很多，因此培养过程很慢，一般需历时6～10个月左右，才能完成甲烷菌的培养。 或者通过加热的方法加速污泥的成熟：将每日产生的新鲜污泥投入消化池，待池内的污泥量为一定数量时，通入蒸汽。升温速度控制在1℃/h。当池内温度升到预定温度时，可减少蒸汽量，保持温度不变，并逐日投加一定数量的新鲜污泥，直至达到设计液面时停止加泥。整个成熟过程一直维持恒温，成熟时间约需30～40d。污泥成熟后，即可投配新鲜污泥并转入正式运行。 （三）培菌注意事项 厌氧消化系统的处理主要对象是活性污泥，不存在毒性问题。但是厌氧消化菌繁殖速度太慢，为加快培养启动过程，除投入接种污泥以外，还应做好厌氧污泥的加热。 厌氧消化污泥的培养，初期生污泥投加量与接种污泥的数量及培养时间有关，早期可按设计污泥量的30%～50%投加，到培养经历了60d 左右，可逐渐增加投加量。若从监测结果发现消化不正常时，应减少投泥量。 厌氧消化系统处理城市污水处理厂的活性污泥，由于活性污泥中碳、氮、磷等营养是均衡的，能够适应厌氧微生物生长繁殖的需要。因此，即使在厌氧消化污泥培养的初期也不需要和处理工业废水那样，加入营养物质。
厌氧反应池B-107在正式投用前要进行厌氧菌的培养和驯化， 具体方法步骤如下： 1、将中活性污泥打入厌氧池中作为接种污泥。打入的污泥量以达到厌氧池正常操作水位的10%为宜。 2、启动气浮水提升泵P-101向厌氧池注入污水，注入量以达到正常操作水位的40%左右，即污水量加活性污泥量达到厌氧池正常操作水位的50%。 3、启动潜水搅拌器流以保持池内污水处于搅拌状态，不致使污泥沉在池底。 然后即使池内厌氧菌自行生长繁殖。每2天启动一次气浮水提升泵P-101向厌氧池内注污水，每次注入5%液位10天后即达到正常操作液位。 4、在厌氧菌培养阶段每天分析一次池内污水中的CODcr、氨氮和总磷。保持CODcr在300 mg/L以上，氨氮在2.5 mg/L以上，总磷在0.5 mg/L以上。 如果CODcr低于300 mg/L则立即启动气浮水提升泵P-101向池内注污水，如果氨氮低于2.5 mg/L则向池内投加尿素以补充氮源，如果总磷低于0.5 mg/L则向池内投加磷酸三钠。投加的数量以达到上述指标为准。 5、10天后如分析结果显示池中的CODcr和氨氮比进水降低20%以上，说明厌氧菌已经生成，则进入污泥培养驯化阶段。 6、进入污泥驯化阶段时，启动气浮水提升泵P-101向池内连续
进水，同时也连续出水。进水量控制在正常进水量的10%左右。每天提高一次进水量，每次提高正常进水量的10%。10天后即达到正常进水量。 7、在污泥培养驯化阶段每天分析一次CODcr，和氨氮。如果出水中的CODcr和氨氮比进水中的CODcr和氨氮降低30%以上，说明厌氧菌已形成，可以转入正常操作状态，投入正常运行。 如果出水中的CODcr和氨氮基本不降低，说明厌氧菌形成不好，则要减少进水量或暂时停止进水，进一步培养厌氧菌。厌氧菌的培养与驯化一般大约要25-40天。如水温高30-40℃则需要的时间就短，如水温低≤25℃则需要的时间就长，如水温低于15℃则很难培养出厌氧菌。 推流曝气池污泥培养与驯化 推流曝气池污泥培养与驯化： 1 将污泥池内剩余活性污泥倒入推流曝气池作为接种污泥。倒入量以达到推流曝气池正常水位的10%左右为宜。 2 厌氧反应池正常出水直接向推流曝气池B-108进水。进水量按正常设计总进水量的10%左右连续进水。同时开启罗茨鼓风机P-110向曝气池内送风。 3 当推流曝气池内的水位达到设计水位100%时则停止进水，只向推流曝气池内鼓风，进行污泥的培养，时间3天左右。 4 在污泥培养阶段每天分析一次推流曝气池中的CODcr、总氮、总
厌氧氨氧化菌的介绍 厌氧氨氧化菌 参与厌氧氨氧化过程的细菌称为厌氧氨氧化菌。一般认为厌氧氨氧化菌是自养细菌，以二氧化碳或碳酸盐作为碳源，以铵盐作为电子供体，以亚硝酸盐/硝酸盐作为电子受体 厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation, Anammox)是一类细菌，属于浮霉菌门，“红菌”是业内对厌氧氨氧化菌的俗称，通过生物化学反应，它们可以将污水中所含有的氨氮转化为氮气去除。它们对全球氮循环具有重要意义，也是污水处理中重要的细菌。 厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, Anammox)菌为自养型细菌，可在缺氧条件下以氨为电子供体，亚硝酸盐为电子受体，产生N2。已发现的厌氧氨氧化菌均属于浮霉状菌目（Planctomycetales）的厌氧氨氧化菌科（Anammoxaceae），共 6 个属，分别为Candidatus Brocadia、Candidatus Kuenenia、Candidatus Anammoxoglobus、CandidatusJettenia、Candidatus Anammoximicrobium moscowii 及Candidatus Scalindua。其中，Candidatus Scalindua 发现于海洋次氧化层区域，称之为海洋厌氧氨氧化菌，其余5 个属均发现于污水处理系统中，称之为淡水厌氧氨氧化菌。厌氧氨氧化细菌对全球氮循环具有重要意义，也是污水处理中重要的细菌。 厌氧氨氧化菌特性 在厌氧氨氧化过程中，羟胺和肼作为代谢过程的中间体。和其它浮霉菌门细菌一样，厌氧氨氧化菌也具有细胞内膜结构，其中进行氨厌氧氧化的囊称作厌氧氨氧化体(anammoxosome)，小分子且有毒的肼在此内生成。厌氧氨氧化体的膜脂具有特殊的梯烷(ladderane)结构，可阻止肼外泄，从而充分利用化学能，且避免毒害 1、个体形态特征 厌氧氨氧化菌形态多样,呈球形、卵形等，直径0.8-1.1μm。厌氧氨氧化菌是革兰氏阴性菌。细胞外无荚膜。细胞壁表面有火山口状结构，少数有菌毛。.细胞内分隔成3部分：厌氧氨氧化体(anammoxosome)、核糖细胞质
一、活性污泥投加 1、接种前准备： 菌种培养构筑物的选择：方便操作，有曝气装置，有搅拌，利于加菌种、进原水或营养液的构筑物。菌种在投加时，方案设定应根据现场具备的条件综合考虑。如场地、施工、运输车辆、临时电源、临时泵及管道、水枪、高差、过滤等因素。菌种的粉碎对于压缩污泥应考虑污泥的粉碎问题，应根据现场的条件确定粉碎方法。粉碎方法选择的顺序为水枪——泵循环+滤网冲击——曝气、搅拌。2、接种量的多少：厌氧污泥接种量一般不应少于水量的8-10%，否则，将影响启动速度；好氧污泥接种量一般应不少于水量的5%。 只要按照规范施工，厌氧、好氧菌可在规定范围正常启动。3、污泥来源：厌氧污泥主要来源于已有的厌氧工程，如啤酒厌氧发酵工程、农村沼气池、鱼塘、泥塘、护城河清淤污泥；好氧污泥主要来自城市污水处理厂，应拉取当日脱水的活性污泥作为好氧菌种，接种污泥且按此顺序确定优先级。1、同类污水厂的剩余污泥或脱水污泥；2、城市污水厂的剩余污泥或脱水污泥；3、其它不同类污水站的剩余污泥或脱水污泥；4、河流或湖泊底部污泥；5、粪便污泥上清液。 二、活性污泥启动 应特别说明，菌种、水温及水质条件，是影响启动周期长短的重要条件。一般来讲，在低于20℃的条件下，接种和启动均有一定的困难，特别是冬季运行时更是如此。因此，建议冬季运行时污泥分两次投加，水解酸化池中活性污泥投加比例8%（浓缩污泥），曝气池中活性污泥的投加比例为10﹪（浓缩污泥，干污泥为8%），在不同的温度条件下，投加的比例不同。 投加后按正常水位条件，连续闷曝（曝气期间不进水）7天后，检查处理效果，在确定微生物生化条件正常时，方可小水量连续进水25天，待生化效果明显或气温明显回升时，再次向两池分别投加10﹪活性污泥，生化工艺才能正常启动。 三、污泥驯化 污泥驯化应遵循的原则循序渐进、有的放矢、精心控制的。污泥驯化的方法与技巧如果培养期间加入的主要是生活污水，这个时候逐步降低生活污水的加入量，并逐步增加原水的进水量，每次增加的进水量为设计进水量的5~10%，每增加一次应稳定2~3个周期或2天左右，发现系统内或出水指标上升应继续维持本次进水量，直至出水指标稳定，如出水指标一直上升，应暂停进水，待指标恢复正常后，进水量应稍微减少，或略大于上周期进水量。 驯化条件具备后，连续运行已见到效果的情况下，采用递增污水进水量的方式，使微生物逐步适应新的生活条件，递增幅度的大小按厌氧、好氧工艺及现场条件有所不同。以此类推，最终达到系统设计符合。活性污泥驯化时，也可采用体积负荷法来进行驯化，可根据化验数据、进水指标、系统指标、构筑物体积推算出单位时间的系统污泥负荷，根据体积负荷来确定下个周期的进水量。
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
微生物的培养与驯化 厌氧消化系统试运行的一个主要任务是培养厌氧活性污泥，即消化污泥。厌氧活性污泥培养的主要目标是厌氧消化所需要的甲烷菌和产酸菌，当两菌种达到动态平衡时，有机质才会被不断地转化为甲烷气，即厌氧沼气。 机理 污泥厌氧消化是一个多阶段的复杂过程，完成整个消化过程，需要经过三个阶段（目前公认的），即水解、酸化阶段，乙酸化阶段，甲烷化阶段。各阶段之间既相互联系又相互影响，各个阶段都有各自特色微生物群体。 水解酸化阶段 一般水解过程发生在污泥厌氧消化初始阶段，污泥中的非水溶性高分子有机物，如碳水化合物、蛋白质、脂肪、纤维素等在微生物水解酶的作用下水解成溶解性的物质。水解后的物质在兼性菌和厌氧菌的作用下，转化成短链脂肪酸，如乙酸、丙酸、丁酸等，还有乙醇、二氧化碳。 乙酸化阶段 在该阶段主要是乙酸菌将水解酸化产物，有机物、乙醇等转变为乙酸。该过程中乙酸菌和甲烷菌是共生的。
甲烷化阶段 甲烷化阶段发生在污泥厌氧消化后期，在这一过程中，甲烷菌将乙酸（CH3COOH）和H2、CO2分别转化为甲烷，如下： 2CH3COOH→2CH4↑+ 2CO2↑ 4H2+CO2→CH4+ 2H2O 在整个厌氧消化过程中，由乙酸产生的甲烷约占总量的2/3，由CO2和H2转化的甲烷约占总量的1/3。 一.厌氧微生物的培养和驯化 1.污泥的厌氧消化中，甲烷菌的培养与驯化方法主要有两种； （1）接种培养法（2）逐级培养法 2.接种污泥一般取自正在运行的厌氧处理装置，尤其是城市污水处理厂的消化污泥，当液态消化污泥运输不方便时，可用污水厂经机械脱水后的干污泥。在厌氧消化污泥来源缺乏的地方，可从废坑塘中腐化的有机地泥，或人粪，牛粪，猪粪，酒糟或初沉池底泥代替。大型污水处理厂，若同时启动所需接种量太大，可分组分别启动。 接种污泥培养法是向厌氧消化装置中投入容积为总容积10%-30%厌氧菌种污泥，接种污泥一般为含固率为3%-5%的湿污泥，再加入新鲜污泥至设计液面，然后通入蒸汽加热，升温速度保持1°C/h，直至达到消化温度（可将污泥厌氧消化分为中温（一般30~36℃）厌氧消化和高温（一般50~55℃）厌氧消化。研究表明，在污泥厌氧消化过程中，温度发生±3℃变化时，就会抑制污泥消化速度；温度发生
厌氧颗粒污泥是由产甲烷菌、产乙酸菌和水解发酵菌等形成的自凝聚体。它是由相互聚集的、多物种的微生物构成的团体，具有生物致密、相对密度大、沉降速度快等特点，可使反应器中保持有较高的污泥浓度和容积负荷，与传统的活性污泥法相比，可简化工艺流程、降低成本等，因此它在水污染控制领域必将有更广阔的发展前景。本文对厌氧颗粒污泥技术做以阐述。 1．厌氧颗粒污泥的形成机理、性质及微生物相 1.1厌氧颗粒污泥的形成机理 厌氧颗粒污泥形成的机理目前还处于研究阶段，以下为几种有代表性的假说： 1.1.1二次核学说二次核学说认为营养不足的衰弱颗粒污泥，在水利剪切力作用下，破裂成碎片，污泥碎片可作为新内核，重新形成颗粒污泥。Grotenhuis[1]及其合作者分别用高低浓度基质培养颗粒污泥，发现前者形成颗粒粒径较大，而后者的粒径较小，据此提出了二次核形成的模型。其他研究者如杨虹[2]、Beeftink[3]等也提出过类似的二次核形成模型。二次核学说较好地说明了加入少量颗粒污泥可加速颗粒化进程的现象。 1.1.2三段理论学说Y.G.Yen[4]等认为污泥颗粒化过程可分成三个阶段：即积累阶段、颗粒化阶段和成熟阶段。他们认为颗粒污泥的增长速率呈指数增加，而粒径表示的颗粒比生长速率等于细菌比生长速率的1/3，在积累阶段以后尤为如此。污泥颗粒开始阶段生长非常缓慢，随着运行的进行，颗粒的生长加快，在运行一段时间之后，初始小颗粒平均直径达到0.25mm。在颗粒化阶段开始后，初始颗粒以最大比生长速率迅速增长，颗粒生长模式呈近似指数模式。当底物的有效度低于0.8时，菌体并不以最大生长速率生长，它们也不全部凝聚在一起。随着污泥颗粒的不断增大，比生长速率增加量不断降低，当污泥颗粒达到一定大小时，比生长速率开始下降，污泥颗粒中底物的缺乏和水力负荷与气体负荷产生的剪切力的连续增加，会导致细菌衰退。最后，污泥颗粒达到一定大小后，污泥颗粒内部在菌体衰退与颗粒解聚和菌体的生长与凝聚之间达到一种动态平衡状态，这种平衡随着颗粒的生物和物理相互作用而变化。这样，在一定的操作条件和环境条件下，就形成了厌氧颗粒污泥。 1.2厌氧颗粒污泥的性质 厌氧颗粒污泥的性质与培养条件有关。不同的培养条件，培养出来的各方面性质也不完全相同。厌氧颗粒污泥的形状大多数是具有相对规则的球形或椭球形。成熟的厌氧颗粒污泥表面边界清晰，直径变化范围为0.1145mm，最大直径可达7mm。密度约在1.030-1.080kg/m3之间。颜色取决于处理条件，特别是与Fe，Ni，Co等金属的硫化物有关。厌氧颗粒污泥的颜色通常是黑色或灰色。颗粒污泥有良好的沉降性能，Schmidt等[5]认为其沉降速度范围为18-100m/h典型值在18-50 m/h之间。 1.3厌氧颗粒污泥的微生物相 颗粒污泥主要由厌氧菌组成，如共生单胞菌属、甲烷八叠球菌属、甲烷丝状菌属等，但同时还存在一些好氧菌和兼性厌氧菌。甲烷菌在生物分类学上属于古细菌，是绝对厌氧菌。厌氧颗粒污泥中参与分解复杂有机物、生成甲烷的厌氧细菌可分为三类[6]:第一类：水解发酵菌，对有机物进行最初的分解，生成有机酸和酒精；第二类：产乙酸菌，对有机酸和酒精进一步分解利用；第三类：产甲烷菌，将H2、CO2、乙酸以及其它一些简单转化成为甲烷。水解发酵菌、产乙酸菌和产甲烷细菌在颗粒污泥内生长、繁殖，各种细菌互营互生，菌丝交错相互结合形成复杂的菌群结构，增加了微生物组成鉴定的复杂性。 2．好氧颗粒污泥形成的主要影响因素 影响厌氧颗粒污泥的形成因素较多，至今还在研究之中，其中主要因素有以下几种： 2.1进水水质及有机物浓度 目前，人们已经成功地利用很多废水培养出厌氧颗粒污泥，如酿造废水、食品工业废水、造纸工业废水和生活污水等。Fukuzaki等对淀粉、蔗糖、乙醇、丁酸盐和丙酸盐等不同基质进行研究发现，所形成的颗粒污泥均表现出很高的沉降速率，由此在反应器内可保持了很高的生物量。500天运行后最大COD去除速率(gCOD·L-1d-1)分别达到7.6 (淀粉)、10.5(蔗糖)、32.1(乙醇)、42.6(丁酸盐一丙酸盐)。在不同基质下长期生长改变了细菌的种类和营养组成以及颗粒污泥的特性。以淀粉或蔗糖为基质生长的颗粒比以乙醇或脂肪酸为基质生长的颗粒粒径大，而且具有更高的EPS。以脂肪酸为基质培养的颗粒含有相当多的无机盐(灰分含量：56%-63%)，但EPS含量低，并表现出比其它三种颗粒更为密集的超微结构(亚显微结构)。在微酸环境中以乙醇为基质培养的颗粒污泥显示最小的密度、最高的vss和最低的灰分含量。某些有机物如乙酸，也对厌氧颗粒污泥的形成起着一定的作用。当乙酸浓度较高时，甲烷八叠球菌比增殖速率明显高于甲烷丝菌，成为优势甲烷菌;而浓度较低时，甲烷丝菌则成为优势甲烷菌，易造成污泥膨胀。培养颗粒污泥的进水COD浓度一般以1000-5000mg/L为宜，高的进液浓度有利于底物向构成颗粒污泥的细菌细胞内传递，因而有利于颗粒污泥的形成和生长。但浓度不能过高，过高时细菌生长过快，形成的污泥结构松散、沉降性能差；过低会延长培养时间，甚至难以形成厌氧颗粒污泥。 2.2水力负荷和气体上升速度 水力负荷和气体上升速度是影响厌氧颗粒污泥形成的重要因素。水流速度通常与负荷、反应器产气量共同影响颗粒污泥形成过程，水力上升速度与产气搅动可有选择性地洗出细颗粒污泥和絮状污泥。高负荷产生的大量气体也有助于洗出细小污泥。通常情况下，水力负荷大于0.25m3/m2·h可以把絮状污泥与颗粒污泥完全分开。通过水力负荷筛选沉降性能良好的污泥，淘汰结构松散、沉降性能差的絮状污泥。在颗粒化初期，淘汰絮状污泥可避免与颗粒污泥争夺营养，从而有利于颗粒污泥的生长。提高气体上升速度可以促进污泥的颗粒化、提高颗粒污泥的质量。但过高有害，会使形成的颗粒污泥分散、沉降性能降低。气体上升速度可采用充氮来提高。Wu等给出培养厌氧颗粒污泥的水力负荷下限值为0.3m3/m2·h，通过内循环保持该流速。在处理高浓度有机废水时内循环能起到稀释进水浓度和增加泥水混合作用。 2.3接种污泥及接种量 要培养出较好性能的厌氧颗粒污泥，选择接种污泥及接种量的多少是至关重要的。接种污泥按其来源可以划分为颗粒污泥和非颗粒污泥，共同点是种污泥内必须含有可降解目标废水中有机物的微生物。所需的接种量目前还没有明确的界定，一般认为接种量为UASB反应器有效容积的10%-30%为佳。Veigant等的研究表明，以消化过的污泥、牛粪等为接种物均可生成颗粒污泥。国内的研究也表明用阴沟污泥、厌氧消化过的猪粪、鸡粪、初沉池污泥等为接种物都可形成颗粒污泥。吴唯民等还成功地在中温下用好氧活性污泥作接种物，培养出了性能良好的颗粒污泥。但研究表明采用颗粒污泥为种泥，可加快颗粒化进程，缩短反应器的启动时间。接种量以5-15gVSS/L为宜，较大的接种量可缩短启动的时间。对不同类型的废水和接种（下转第412页） 厌氧颗粒污泥技术 向敏1杨冠2 （1.兰州交通大学环境与市政工程学院甘肃兰州730070；2．兰州理工大学石油化工学院甘肃兰州730050） 【摘要】厌氧颗粒污泥技术是一种高效的厌氧废水处理技术。污泥具有良好沉降性能和高污泥浓度的特点，使反应器的容积负荷较高，能有效地处理高浓度的有机废水和难生物降解的有机物等。文章根据国内外对其的最新研究成果对厌氧颗粒污泥的形成机理、特性以及形成的主要影响因素进行了阐述。 【关键词】厌氧颗粒污泥；机理；性质；影响因素