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可[6]。
deflocculation）和上浮见，这时的电排斥作用增加，也会造成活性污泥脱絮（悬浮、不絮凝、反絮凝（1.1.3盐含量的影响
对进水的pH值调整不能消除碱度对活性污泥的影响。
对碱性进水调pH值，虽然中和了碱性物质，但产[7]。
如微生物所处的生了盐。
盐溶液浓度不同其渗透压也不同，渗透压是影响微生物生存的重要因素之一溶液渗透压发生突变，就会导致细胞死亡。
1.1.4水温过热
组成活性污泥的微生物适合的温度范围一般为15－35℃，超过45℃时会使活性污泥中大部分微生物死亡[8]。
另外，KlausKriebitzsch等在用而上浮（经过长期驯化的或特殊微生物除外）SBR工艺测定温度对细胞内酶活性影响的试验中也发现，温度在20、30和40℃时酶活性较好，大于50℃之后，酶的活性明显下降。
1.1.5致毒性底物
对好氧活性污泥微生物有致毒作用的底物主要包括：
含量过高的COD、有机物（酚及其衍生物，醇，醛和某些有机酸等）、硫化物、重金属及卤化物。
高底物浓度可与细胞酶活动中心形成稳定的化合物，导致基质不能接近，无法被降解，甚至使细胞中毒死亡。
重金属离子进人细胞后主要与酶或蛋白质上的-SH基结合而使之失活或变性。
微量的重金属离子还能在细胞内不断积累最终对微生物发生毒害作用（微动作用）。
卤化物最常见的是碘和氯，碘不可逆地与菌体蛋白质（或酶）的酪氨酸结合，生成二碘酪氨酸，使菌体失活。
氯与水合成次氯酸，其分解产生强氧化剂。
而且废水中有机物的突变，使原被驯化好的并能降解有机毒物的微生物减少或消失。
2
1.2工艺运行
1.2.1过量曝气
微生物处于饥饿状态而引起自身氧化进人衰老期，池中溶解氧浓度（DO）上升；
或者由于污泥活性差，曝气叶轮线速度过高，供氧过多。
总之，DO上升，短期内污泥活性可能很好，因为新陈代谢快，有机物分解也快，但时间一久，污泥被打得又轻又碎（但无气泡），象雾花片似的飘满沉淀池表面，随水流走。
这种污泥色浅，活性差，耗氧速率下降，污泥体积和污泥指数增高，处理效果明显降低。
1.2.2缺氧引起的污泥上浮
污泥呈灰色，若缺氧过久则呈黑色，并常带有小气泡。
1.2.3反硝化引起的污泥上浮
-，NO如二沉池积当废水中有机氨化合物含量高或氨氮高时，在适宜条件下可被硝酸菌和亚硝酸菌氧化为3-还原产生的N会被活性污泥絮凝体所吸附，使得活性污泥上浮。
泥或停留时间过长，NO231.2.4回流量太大引起的污泥上浮
回流量突增，会使气水分离不彻底，曝气池中的气泡带到沉淀区上浮，这种污泥呈颗粒状，颜色不变，上翻的方向是从导流区壁直向沉淀区壁成湍流翻动。
1.2.5二沉池池底积泥引起的污泥上浮
如果二沉池底泥发酵，产生的CO2和H2也会附聚在活性污泥上，使污泥比重降低而上浮。
污泥腐化产生CH、HS后卜浮，首先是一个个小气泡逸出水面，紧接着有黑色污泥上浮。
241.3活性污泥丝状菌过量生长及其控制产生的污泥上浮
1.3.1温度与负荷
微丝菌（Mocrothrixpatvicella）的最佳生长条件是温度在12－15℃，污泥负荷小于0.1kg/（kg·
d）。
它的天然疏水性会引起活性污泥的脱水性差，最高为490mL/g。
在温度高于20℃后、即使污泥负荷是0.2kg/（kg·
d），M.parvicella也不增值。
它打碎成30－80μm的碎片，成浮渣形式而上浮。
1.3.2表面活性物质、类脂化合物及机械应力作用
引起低负荷膨胀和污泥上浮的最频繁的丝状菌是：
微丝菌、0092型、0041型。
在进水中表面活性物质和类脂化合物浓度的升高、接种和机械应力也会引起放线菌（Actinomycetes）的增长。
Kappeleretal观察到[9]。
机械应力（如离心泵）损坏紧密的活性污泥絮凝体并导致微丝菌的过量增长1.3.3过量投加丝状菌抑制剂
在曝气池流出槽中注人过氧化氢，数天后，丝状菌就消失，SVI从580mL/g下降至178mL/g。
且过氧化氢也有确保曝气池DO和去除HS臭味的效果。
但若加人量太多会引起活性污泥的活性抑制及污泥上浮。
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2活性污泥活性抑制与上浮的检测方法
2.1测定污泥的耗氧速率（OUR）和ATP
[10]。
若同时测定三磷OUR），可判断有无毒物流入、负荷条件和排泥平衡情况测定活性污泥的耗氧速率（酸腺苦（ATP），还可以从处理机能方面对微生物量和活性度进行定量分析。
根据P.E.Jorgensen等的研究表明，测定ATP含量和OUR是检测生物量活性的可靠方法。
2.2利用指示生物诊断活性污泥状态和性能
用显微镜对活性污泥中的微生物进行镜检，其中的原生动物和后生动物（统称为微型动物）相对比细菌个体大，在显微镜下易于观察、鉴别和计数，且对外界环境条件的变化更为敏感，作为指示生物来诊断活性污泥的状态和性能，在工程实践中已有较广泛应用。
这种指示作用概括于表1中。
表1微型动物对活性污泥状态和性能的指示作用
微型动物镜检情况
活性污泥状态①钟虫、遁纤虫、累枝虫、聚缩虫、独缩虫等固着型原声动物和轮虫等后生动物大量出现（≥106个/L）良好②微型动物种类高度多样化，没有占绝对优势数量的微生物①波豆虫、尾波虫、侧滴虫、屋滴虫、豆形虫、草履虫等快速游泳型原生动物较多恶化②严重恶化时微型动物极少，或被一种（或一组）占优势漫游虫、斜叶虫、管叶虫等慢速游泳型或匍匐行进的原生动物较多恶化→良好
可观察到微型动物，但个体数比正常污泥害臊，蠕动纤毛类叫少。
球衣菌、丝硫菌、微丝菌、放线菌大量出现膨胀、泡沫和浮渣变形虫和简便虫等肉足类原生动物的个数在混合液中出现104个/mL分散、解体新态虫、扭头虫、草履虫出现较多溶解氧（DO）不足轮虫和变形虫大量出现曝气过剩
3控制污泥上浮的技术措施
①稳定曝气池进水水质的最可行、最经济的方法是终水回流，用以稀释、调节曝气池进水中的有机物浓度，使其稳定在一定范围内，终水回流的先决条件是污水处理厂的处理能力必须大于实际进水量。
②污水处理厂应考虑设有较大容积的调节池（均质池）并控制好均质池（调节池）液位。
因高液位会使均质池的水量缓冲能力下降，甚至丧失；
而低液位运行不仅均质效果差，且易使油和均质池底的杂质进人曝气池，造成活性污泥受冲击而上浮。
液位宜控制在50％－70％。
③合理投加营养盐。
由于工业废水中营养比例失调，常常碳源充分而氮、磷等营养物不足，因此处理工业废水时须另外补加。
一般以尿素和磷酸盐为氮源和磷源，但投加量不宜过量。
④曝气池人口设中和池及由碱池、酸池、pH检测仪、pH自动调节阀等组成的pH自动调节系统，使曝气池进水的pH值控制在要求范围内。
⑤采用纯氧曝气。
从西德引进的纯氧曝气装置，投产5a以来从未出现污泥上浮。
⑥污泥中毒引起的污泥上浮可以加大曝气量，减少进水量并清除死污泥。
⑦活性污泥的微生物组成主要依赖于废水成分、流动形式、运行条件和适宜的设计。
由于在实际处理过程中几乎难以控制废水成分，因此对运行条件和反应器设计进行优化选择至关重要。
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）和上浮见，这时的电排斥作用增加，也会造成活性污泥脱絮（悬浮、不絮凝、反絮凝（deflocculation1.1.3盐含量的影响
卤化物最常见的是碘和氯，碘不可逆地与菌体蛋白质（或酶）的酪氨酸结合，生成二碘酪氨酸，使菌体失5
活。
这种污泥色浅，活性差，耗氧速率下降，污泥体积和污泥指数增高，处理效果明显降低。
-，如二沉池积当废水中有机氨化合物含量高或氨氮高时，在适宜条件下可被硝酸菌和亚硝酸菌氧化为NO3-还原产生的NNO会被活性污泥絮凝体所吸附，使得活性污泥上浮。
泥或停留时间过长，231.2.4回流量太大引起的污泥上浮
机械应力（如离心泵）损坏紧密的活性污泥絮凝体并导致微丝菌的过量增长
1.3.3过量投加丝状菌抑制剂
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22活性污泥活性抑制与上浮的检测方法
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2.2解偶联代谢
代谢是生物化学转化的总称,分为分解代谢和合成代谢。
微生物学家认为,细胞产量和分解代谢产生的能量直接相关,但在某些条件下,如存在质子载体、重金属、异常温度和好氧—厌氧交替循环时,呼吸超过了
此时微生物能过量消耗底物,即分解代谢和合成代谢解偶联底物的消耗速率很高。
Cook
ATP产量,
报道和,在完全停止生长时细菌利用能源的速率比对数生长期的高三分之一Russell,这表明细胞能通
过消耗膜电势、ATP水解和无效循环处置其胞内能量。
在解偶联条件下,大部分底物被氧化为二氧化碳,产
。
能量解偶联的特殊性在于它是微但对底物的去除率不会产生重大影响生的能量用于驱动无效循环,
生物对底物的分解和再生,而没有细胞质量的相应变化。
从环境工程意义上讲,能量解偶联可用于解释底物消耗速率高于生长和维持所需之现象。
因此,在能量解偶联条件下活性污泥的产率下降,污泥产量也随之降低。
通过控制微生物的代谢状态,最大程度地分离合成代谢和分解代谢,在剩余污泥减量化上将是一个很有发展前景的技术途径。
3目前污泥减量化的方法
3.1解偶联
机理：
三磷酸腺苷（ATP）是键能转移的主要途径,是能量转移反应的中心，微生物的合成代谢通过呼吸与底物的分解代谢进行偶联,当呼吸控制不存在,生物合成速率成为速率控制因素时,解偶联新陈代谢就会发生,并且在微生物新陈代谢过程中产生的剩余能量没有被用来合成生物体。
在能量解偶联条件下活性污泥的产率下降,污泥产量也随之降低。
微生物学家认为,细胞产量和分解代谢产生的能量直接相关,但在某些条件下,如存在质子载体、重金属、异常温度和好氧—厌氧交替循环时,呼吸超过了ATP产量,即分解代谢和合成代谢解偶联,此时微生物能过量消耗底物,底物的消耗速率很高。
在完全停止生长时细菌利用能源的速率比对数生长期的高1/3,这表明细胞能通过消耗膜电势、ATP水解和无效循环处置其胞内能量。
能量解偶8
联的特殊性在于它是微生物对底物的分解和再生,而没有细胞质量的相应变化。
3.1.1投加解偶联剂
解偶联剂能起到解偶联氧化磷酸化作用,限制细胞捕获能量,从而抑制细胞的生长,故能减少污泥产量。
解偶联剂其作用机理是该物质通过与H+的结合,降低细胞膜对H+的阻力,携带H+跨过细胞膜,使膜两侧的质子梯度降低，降低后的质子梯度不足以驱动ATP合酶合成ATP,从而减少了氧化磷酸化作用所合成的ATP量。
如:
TCS解偶联剂（3,3′,4′,5－四氯水杨酰苯胺）能有效降低剩余污泥产量,只要在反应器中保持TCS一定的浓度,就能降低剩余污泥的产率。
TCS能有效地降低活性污泥分批培养物中的污泥产率,随进水中TCS浓度的提高,污泥产率迅速下降.但污泥的COD去除能力并未受影响,出水中的NH+42N和TN含量也和对照相当，同时发现污泥的SOUR值和DHA提高,说明化学解耦联剂对微生物有激活作用，微生物的种群结构也发生了改变，经过40d的运行后,添加TCS的反应器污泥中丝状菌很少,虽然污泥较疏松,但污泥的沉降性能未见有影响。
上述结果表明,采用化学解耦联剂来降低活性污泥工艺中的剩余污泥产量,以降低污泥的处理与处置费用这种方法有发展前景,值得进一步地深入研究。
但是，解偶联剂的对现有污水处理应用中存在以下问题:
（1）所投的药在较长时间后由于微生物的驯化而被降解,从而失去解偶联作用;
（2）当加入解偶联剂后,需要更多的氧去氧化未能转化成污泥的有机物,从
;
（3）对投加解偶联剂的费用还需要作比较,由于在污水中的浓度需要维持在4—而使得供氧量增加80
mg/L,用量大;
（4）解偶联剂在实际应用中的最大弊端是环境问题，解偶联剂通常是难降解的有毒物，可能发生二次污染。
3.1.2高S0/X0（底物浓度/污泥浓度）条件下的解偶联<
/P<
p>
9
简单的说就是，细胞分解能量大于合成能量，从而细胞的分解数量就大于合成数量，最终降低微生物产率系数。
解偶联机理有两种解释:
一是积累的能量通过粒子（如质子、钾离子）在细胞膜两侧的传递削弱了跨膜电势,随后发氧化磷酸化解偶联;
二是减少了生物体内部分新陈代谢的途径（如甲基乙二酸途径）而回
高S0/X0条件下解偶联还不能用于实际的污水处理避了糖酵解这一步,微生物产生的不完全代谢的
产物还可能对整个处理过程产生影响，而且要求相对高的S0/X0值（>
8—10）远远大于实际活性污泥法处理污水时的情况（F/M=0.05—0.1）。
3.2高浓度溶解氧
有很多研究表明,细胞表面的疏水性、微生物活性和胞外多聚物的产生都和反应器中的溶解氧水平有关,这预示着溶解氧对活性污泥的能量代谢有一定的影响,进而影响碳在分解代谢和合成代谢中的分布。
高溶解氧活性污泥工艺能有效地抑制丝状菌的发展，纯氧活性污泥工艺即使在高污泥负荷率下,也可比传统的空气活性污泥工艺减少污泥量54%。
和传统空气曝气工艺相比,纯氧工艺能使曝气池中维持高浓度MLSS,
最近报道，当小试Abbassi等人污泥沉降和浓缩性能好、污泥产量低、氧气转移效率高、运行稳定。
时，剩余污泥量从增加到6.0mg/L规模的传统活性污泥反应器的溶解氧从1.8mg/L
0.28mgMLSS/mgBOD5下降为0.20mgMLSS/mgBOD5
由此可见，高溶解氧工艺在剩余污泥减量化和工艺运行效能的提高方面有很大潜力。
3.3好氧—沉淀—厌氧（OSA）工艺
在污泥的回流过程中插入一级厌氧生物反应器，这种工艺已经用来成功地抑制污泥的丝状膨胀的发生，可减少一半的剩余污泥产量，好氧—厌氧循环方法被用于活性污泥工艺中剩余污泥的减量化。
其机理就是，好氧微生物从外源有机底物的氧化中获得ATP,当这些微生物突然进入没有食物供应的厌氧环境时,就不能产生能量,不得不利用自身的ATP库作为能源，在厌氧饥饿阶段,没有一定量的细胞内ATP就不能进行细胞合成，因而,微生物通过细胞的异化作用,消耗基质来满足自身对能量的需求，交替的好氧－厌氧
比较了等人ChudobaOSA处理引起的能量解偶联就为处理技术奠定了污泥减量化的理论基础。
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值也比65%,SVIOSA工艺的比污泥产率降低了20%～,OSA工艺和传统活性污泥工艺的污泥产量发
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