王政，劉建廣，*，孫子惠，宋武昌

（1.山東建筑大學(xué) 市政與環(huán)境工程學(xué)院，山東 濟(jì)南250101；2.光大水務(wù)（濟(jì)南）有限公司，山東 濟(jì)南250032；3.山東省城市供排水水質(zhì)監(jiān)測(cè)中心，山東 濟(jì)南250014）

0 引言

顆粒污泥是具有自我平衡能力的微生物自凝聚體［1］，其特殊的生物特性對(duì)污染物具有良好的去除效果。組成顆粒污泥的微生物，根據(jù)代謝過(guò)程中接受電子受體的條件不同，可以分為好氧顆粒污泥和厭氧顆粒污泥2種。其中，好氧顆粒污泥是一種結(jié)構(gòu)緊湊、沉降性能好，且具有同步脫氮除磷效果的微生物絮凝體。與普通活性污泥相比，好氧顆粒污泥不但具有良好的沉降性，能適應(yīng)較強(qiáng)的沖擊負(fù)荷，對(duì)難降解有機(jī)物的去除具有更好的去除效果，可有效抵御較高有機(jī)負(fù)荷和毒性物質(zhì)［2］，而且可作為生物吸附劑去除污水中的重金屬，還可將其用于印染廢水及含有重金屬的離子的廢水處理過(guò)程中［3］。好氧顆粒污泥具有良好的生物沉降性能，可在較短的時(shí)間內(nèi)泥水分離［4］，工藝選擇上，可減少工藝的占地面積。目前，序批式反應(yīng)器培養(yǎng)好氧顆粒污泥已經(jīng)完成了由概念提出至技術(shù)改進(jìn)再至工程應(yīng)用3階段的轉(zhuǎn)化［5］，而連續(xù)流反應(yīng)器培養(yǎng)好氧顆粒污泥還停留在概念提出至技術(shù)改進(jìn)2階段，并沒(méi)有連續(xù)流態(tài)的好氧顆粒污泥工程建成。文章分析好氧顆粒污泥快速的培養(yǎng)的影響因素及穩(wěn)定化應(yīng)用的條件，總結(jié)國(guó)內(nèi)外研究過(guò)程中存在的問(wèn)題及難點(diǎn)所在，可為好氧顆粒污泥在工程中的應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 好氧顆粒污泥快速培養(yǎng)的影響因素

好氧顆粒污泥的研究源于厭氧顆粒污泥，Mishima等用好氧升流式污泥床AUSB（Aerobic Upflow Sludge Blanket）第一次發(fā)現(xiàn)了具有良好的沉降性能，且粒徑大小在2～8 mm之間的成熟好氧顆粒污泥［6］。Beun采用序批式反應(yīng)器 SBR（Sequencing Batch Reactor），成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥，此后利用SBR反應(yīng)器培養(yǎng)顆粒污泥得以廣泛應(yīng)用［7］。成熟好氧顆粒污泥在微環(huán)境下，可實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化、反硝化除磷，具有較高的生物脫氮除磷效果，可以有效解決污水處理廠脫氮除磷之間對(duì)碳源的競(jìng)爭(zhēng)、污泥齡不同的矛盾，并且可以降低污水處理過(guò)程中的運(yùn)行成本，但是如何能快速培養(yǎng)出成熟的顆粒污泥，是目前將其推廣于工程應(yīng)用的難點(diǎn)之一。好氧顆粒污泥的形成過(guò)程中受到反應(yīng)器的運(yùn)行方式、水力條件、載體、進(jìn)水基質(zhì)、胞外多聚物等因素的影響，現(xiàn)分析各因素在好氧顆粒污泥形成過(guò)程的影響程度，篩選出制約其快速形成的關(guān)鍵影響因素。

1.1 反應(yīng)器運(yùn)行方式

反應(yīng)器的運(yùn)行方式將會(huì)影響好氧顆粒污泥的形成時(shí)間。反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行、間接性運(yùn)行方式為微生物提供不同的生長(zhǎng)環(huán)境，從而影響顆粒污泥的形成時(shí)間及生化結(jié)構(gòu)。楊麒利用SBR反應(yīng)器培養(yǎng)好氧顆粒污泥，從反應(yīng)器的啟動(dòng)到形成粒徑＞0.34 mm的好氧顆粒污泥的時(shí)間僅需15 d，成熟的顆粒污泥的平均粒徑為0.426 mm［8］。牛姝等采用連續(xù)流氣提式流化床CAFB（Continuous Airlift Fluidized Bed）培養(yǎng)好氧顆粒污泥，當(dāng)裝置運(yùn)行到第6 d時(shí)，基本完成絮狀污泥的顆粒化，其形成的顆粒污泥不但結(jié)構(gòu)緊密，其形態(tài)也較穩(wěn)定［9］。沈耀良等利用合建式連續(xù)流完全混合反應(yīng)器CSTR（Continuous Stined Tank Reactor），以乙酸鈉作為主要碳源，以人工配水為進(jìn)水，污水處理廠濃縮污泥作為反應(yīng)器的接種污泥，在培養(yǎng)過(guò)程中在逐步縮短反應(yīng)器的沉淀時(shí)間，反應(yīng)器運(yùn)行至44 d，反應(yīng)器中出現(xiàn)了淡黃色的顆粒污泥，粒徑在0.5～2.0mm［10］。由此得出，不同的反應(yīng)器運(yùn)行方式將為污泥的顆?；峁┎煌倪\(yùn)行條件，運(yùn)行條件的不同對(duì)好氧顆粒污泥初期培養(yǎng)有一定的影響。

1.2 水力條件

反應(yīng)器的水力條件將為反應(yīng)器提供高度選擇的環(huán)境，將不適宜、生長(zhǎng)極少、沉降性能差的微生物排出反應(yīng)器，從而可以富集優(yōu)選出具有良好特性的微生物群體。SBR反應(yīng)器可通過(guò)改變沉降時(shí)間、攪拌轉(zhuǎn)速，在反應(yīng)器中形成選擇壓，當(dāng)沉降時(shí)間短時(shí)，可將沉降性不好、懸浮微生物排出于反應(yīng)器之外，使此類微生物得到抑制，而且SBR分階段的運(yùn)行條件促使各階段運(yùn)行過(guò)程中對(duì)微生物的優(yōu)選，促進(jìn)顆粒污泥的形成并影響其生物脫氮除磷效果。水力停留時(shí)間不同會(huì)影響顆粒污泥內(nèi)部形態(tài)發(fā)生變化。王強(qiáng)等以葡萄糖為碳源，以普通絮狀活性污泥作為接種污泥，在SBR中通過(guò)控制操作條件以控制不同的選擇壓可以有效促進(jìn)活性污泥的顆?；?1］?；瘜W(xué)需要量COD（Chemical Oxygen Demand）負(fù)荷、沉降時(shí)間及水流剪切力是SBR反應(yīng)器中形成好氧顆粒污泥的重要影響因素，通過(guò)提高COD負(fù)荷，增大水流剪切力以改善微生物的傳質(zhì)條件，控制沉降時(shí)間造成選擇壓，不斷從反應(yīng)器中排除分散污泥及沉降性差的絮狀污泥，最終促使好氧顆粒污泥的形成。王昌穩(wěn)等利用SBR反應(yīng)器，采用人工模擬廢水啟動(dòng)反應(yīng)器，以實(shí)驗(yàn)室厭氧—缺氧—好氧AAO（Anaerobic-Anoxic-Oxic）反應(yīng)器的剩余污泥為種泥，在好氧顆粒污泥的培養(yǎng)過(guò)程中將開(kāi)始的沉淀時(shí)間由10 min減少到7 min，再減少到3 min，污泥的顏色隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)由褐色逐漸變?yōu)闇\黃色，最終從反應(yīng)器中篩分出粒徑為0.63 mm的成熟好氧顆粒污泥［12］。Szabó等在實(shí)驗(yàn)室條件下，利用SBR反應(yīng)器主要研究了在啟動(dòng)階段沉降時(shí)間對(duì)顆粒化的影響，結(jié)果表明：在啟動(dòng)階段及培養(yǎng)的前15 d通過(guò)逐漸控制沉降時(shí)間，可促進(jìn)污泥的顆?；?3］。培養(yǎng)好氧顆粒污泥時(shí)應(yīng)該將水力停留時(shí)間作為關(guān)鍵運(yùn)行參數(shù)，逐漸減短的沉淀時(shí)間可有效的促進(jìn)活性污泥顆?；?。

1.3 載體

基于“晶核假說(shuō)”，有學(xué)者通過(guò)在反應(yīng)器中投加載體，加快了好氧顆粒污泥的形成［14］。投加的無(wú)機(jī)載體可作為顆粒污泥的核心，微生物粘附于核心，從內(nèi)向外形成厭氧／缺氧／好氧區(qū)域，污泥也將從絮狀逐漸變成球狀，最終形成好氧顆粒污泥。

高景峰等在利用SBR反應(yīng)器培養(yǎng)好氧顆粒污泥時(shí)，在反應(yīng)器啟動(dòng)初期，投加反應(yīng)器有效體積1%的顆?；钚蕴?，當(dāng)反應(yīng)器運(yùn)行至第4 d時(shí)，篩分出顆粒污泥，將其進(jìn)行X射線能譜分析，結(jié)果表明：AGS（Aerobic Granular Sludge）核心炭的含量較高，推斷出AGS核心的惰性物質(zhì)為顆?；钚蕴浚⒌贸龆栊晕镔|(zhì)在一定程度上有助于顆粒污泥的形成的結(jié)論［15］。王亞利等在SBR反應(yīng)器在不同時(shí)段在2.4 L容器中投加1 g的聚合氯化鋁，與不投加聚合氯化鋁的反應(yīng)器相比，前者培養(yǎng)出的顆粒污泥具有培養(yǎng)時(shí)間短，形狀規(guī)則，粒徑分布均勻，結(jié)構(gòu)緊湊，機(jī)械強(qiáng)度好，對(duì)污染物去除程度高，沉降性能好的特點(diǎn)，提取顆粒污泥中的胞外多聚物 EPS（Extracelar Polymeric Substances），對(duì)其進(jìn)行多糖及蛋白質(zhì)含量分析，結(jié)果表明：投加聚合氯化鋁有助于污泥顆粒化過(guò)程中形成EPS，其中的蛋白質(zhì)比多糖更具優(yōu)勢(shì)，進(jìn)一步的促進(jìn)污泥的顆?；?6］。Corsino等采用連續(xù)流膜反應(yīng)器培養(yǎng)好氧顆粒污泥，污水處理廠的絮狀污泥在膜反應(yīng)器中，附著在膜上，在曝氣提供的水力剪切力的條件下，污泥從膜上脫離，形成顆粒狀污泥［17］。王榮昌等利用懸浮載體生物膜反應(yīng)器培養(yǎng)生物膜誘導(dǎo)顆粒污泥的產(chǎn)生，在反應(yīng)器運(yùn)行15 d時(shí)，載體上形成成熟的生物膜，當(dāng)反應(yīng)器運(yùn)行至20 d時(shí)，反應(yīng)器中形成球狀，粒徑在2～5 mm大小的白色絨毛顆粒污泥，實(shí)驗(yàn)表明，載體上形成的生物膜可在一定的條件下，形成顆粒污泥［18］。Liu等采用連續(xù)流氣提式反應(yīng)器研究好氧顆粒污泥，進(jìn)水中投加一定量的碳酸鈣可有效改善污泥的沉降性能［19］。由此推斷，投加惰性物質(zhì)不但可以為污泥提供附著點(diǎn)，并能有效的改善污泥的沉降性能，促進(jìn)污泥顆?；?/p>

1.4 進(jìn)水基質(zhì)

進(jìn)水中的氨氮（NH3－N）、COD、總磷 TP（Total Phosphorus）及其它營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的濃度，影響培養(yǎng)初期污泥顆粒化的形成時(shí)間、顆粒污泥微生物優(yōu)勢(shì)菌種的生長(zhǎng)、成熟顆粒污泥的運(yùn)行的穩(wěn)定性，因此分析其進(jìn)水水質(zhì)中各有機(jī)物的濃度，有利于顆粒污泥的形成及穩(wěn)定化的研究。

錢飛躍等利用SBR反應(yīng)器，以異養(yǎng)顆粒污泥作為接種污泥，協(xié)同調(diào)控進(jìn)水碳、氮負(fù)荷，先提高水中的碳氮比，再逐漸的減少水中有機(jī)碳源的量，最終成功的培養(yǎng)出了具有亞硝化功能的自養(yǎng)型顆粒污泥［20］。高景峰等分別以葡萄糖、蛋白胨、醋酸鈉、生活污水、啤酒、垃圾滲濾液等作為碳源分別培養(yǎng)顆粒污泥，從顆粒污泥的形狀來(lái)看，以葡萄糖作為碳源的顆粒污泥表面有大量的絲狀細(xì)菌，為膨脹的顆粒污泥；以醋酸鈉作為碳源，顆粒污泥結(jié)構(gòu)較密實(shí)，顆粒污泥的形狀較規(guī)則；以生活污水作為碳源，顆粒結(jié)構(gòu)非常密實(shí)，顆粒形狀較規(guī)則；以啤酒作為碳源顆粒污泥表面空隙較大，形狀規(guī)則［21］。碳源對(duì)顆粒污泥的結(jié)構(gòu)有一定的影響但并不能推斷為主要影響因素，進(jìn)水基質(zhì)中的碳源濃度會(huì)影響顆粒污泥的結(jié)構(gòu)，水中的硝酸鹽濃度對(duì)污泥的顆?；瘯r(shí)間有一定的影響。Wei等以300～1000 mg／L的高濃度的氨氮為唯一氮源和能源時(shí)，可逐步的提升顆粒污泥的亞硝化能力，并可以降低反應(yīng)器的啟動(dòng)難度［22］。Long等采用循環(huán)流反應(yīng)器，研究有機(jī)負(fù)荷率對(duì)好氧顆粒污泥的形成影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)水中的有機(jī)負(fù)荷為15 kg／（m3·d）時(shí)，好氧顆粒污泥能夠維持緊密的結(jié)構(gòu)，但當(dāng)提高至18 kg／（m3·d）時(shí)，因?yàn)轭w粒污泥的內(nèi)核不穩(wěn)，顆粒污泥發(fā)生解體現(xiàn)象［23］。Liu等在培養(yǎng)顆粒污泥的進(jìn)水基質(zhì)中投加碳酸鹽，結(jié)果表明：基質(zhì)中投加了碳酸鹽的顆粒污泥的粒徑要大于不投加的顆粒污泥的粒徑［24］。

1.5 胞外多聚物

在顆粒污泥的形成過(guò)程中，胞外多聚物在絮狀污泥的凝聚過(guò)程中起很重要的影響。EPS主要由蛋白質(zhì)與多糖組成，是微生物生長(zhǎng)過(guò)程中分泌的一種結(jié)構(gòu)復(fù)雜的的有機(jī)大分子［25］。有研究表明，依附于細(xì)胞壁上的EPS對(duì)微生物傳質(zhì)有影響，當(dāng)反應(yīng)器運(yùn)行于無(wú)基質(zhì)條件下時(shí)，粘附于微生物細(xì)胞壁上的EPS由大分子變?yōu)樾》肿?，最終完全礦化，污泥解絮，粘附于細(xì)胞壁上的EPS具有較高的粘附力，反應(yīng)器運(yùn)行條件影響污泥中EPS的含量，從而影響顆粒污泥的形成時(shí)間［26］。Corsino等在研究中發(fā)現(xiàn)，將反應(yīng)周期由6 h變?yōu)?2 h后，延長(zhǎng)了反應(yīng)器中的污泥的饑餓時(shí)間，可促使EPS的含量增加，較長(zhǎng)的饑餓時(shí)間有利于提高微生物儲(chǔ)存能源物質(zhì)的能力［27］。以不同類型的有機(jī)物作為碳源培養(yǎng)顆粒污泥，不但會(huì)對(duì)顆粒污泥的生物結(jié)構(gòu)產(chǎn)生影響，而且影響細(xì)胞壁上EPS的酸堿性。Pronk等以醋酸鈉作為碳源，當(dāng)反應(yīng)器的運(yùn)行溫度為35℃時(shí)，粘附于細(xì)胞壁上占主導(dǎo)作用的EPS呈酸溶解性［28］。

對(duì)好氧顆粒污泥研究發(fā)現(xiàn)，EPS不但影響著好氧顆粒污泥的形成時(shí)間，對(duì)難降解污染物的生物降解也起著重要的作用。Dong等將成熟的好氧顆粒污泥作用生物吸附材料用于研究EPS在其吸附過(guò)程中的作用，顆粒污泥對(duì)亞甲藍(lán)的去除率為80.72%，其中 EPS起著重要作用［29］。

對(duì)于好氧顆粒污泥，從反應(yīng)器運(yùn)行方式、水力條件及載體、進(jìn)水基質(zhì)、胞外多聚物等主要的影響因素來(lái)看，水力停留時(shí)間和進(jìn)水基質(zhì)對(duì)顆粒污泥的形成影響最大。在培養(yǎng)初期，水力停留時(shí)間影響顆粒污泥的形成時(shí)間，并有助于優(yōu)選出良好沉降性能的顆粒污泥。因此，建議在培養(yǎng)初期，可將沉降時(shí)間設(shè)計(jì)成一定的梯度，用于提供不同的選擇壓促進(jìn)污泥的顆?；?；進(jìn)水基質(zhì)的不同，影響微生物的聚集情況，進(jìn)一步的影響污泥的內(nèi)部結(jié)構(gòu)，因此在培養(yǎng)初期可將COD容積負(fù)荷控制在高負(fù)荷，但不應(yīng)高于18 kg／（m3·d），待顆粒污泥生長(zhǎng)穩(wěn)定可逐步降低；在顆粒污泥的培養(yǎng)過(guò)程中，可以選擇惰性物質(zhì)作為微生物附著載體，進(jìn)一步促進(jìn)顆粒污泥的從內(nèi)到外的厭氧／缺氧／好氧的微環(huán)境的形成。EPS一直作為顆粒污泥形成機(jī)理研究的主要組成部分，基于“胞外多聚物假說(shuō)”［30］，EPS根據(jù)進(jìn)水基質(zhì)的不同從而形成親水性或者疏水性，這對(duì)微生物的聚集狀態(tài)有很大的影響，也對(duì)顆粒污泥的粒徑產(chǎn)生影響，EPS的分泌將會(huì)影響好氧顆粒污泥的表面結(jié)構(gòu)的空隙，從而影響營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的傳質(zhì)。

2 好氧顆粒污泥穩(wěn)定運(yùn)行研究

好氧顆粒污泥在長(zhǎng)期運(yùn)行過(guò)程中容易出現(xiàn)污泥解體的現(xiàn)象，如何使其穩(wěn)定運(yùn)行，從運(yùn)行方式及外加載體2個(gè)方面進(jìn)行研究表明：外加載體可增強(qiáng)顆粒污泥內(nèi)部結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性，運(yùn)行狀態(tài)實(shí)時(shí)控制影響顆粒污泥的整體結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性。

從污泥本身運(yùn)行穩(wěn)定性的研究來(lái)看，零價(jià)金屬離子與無(wú)機(jī)物有助于污泥的顆?；?。魏燕杰等利用SBR反應(yīng)器培養(yǎng)顆粒污泥，當(dāng)R1不投加粉末活性炭，而R2中投加粉末活性炭時(shí)，R2運(yùn)行至40 d，反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)粒徑為0.36～0.69 mm且結(jié)構(gòu)緊密的顆粒污泥，與R1反應(yīng)器相比，R2反應(yīng)器顆?；钑r(shí)間長(zhǎng)且粒徑小，但是結(jié)構(gòu)緊密，且不易解絮，穩(wěn)定程度高于R1［31］。投加粉末活性炭不會(huì)改變污泥的化學(xué)性狀，但有助于顆粒污泥形成緊密的結(jié)構(gòu)。Liu等在好氧顆粒污泥穩(wěn)定化研究中發(fā)現(xiàn)，顆粒污泥長(zhǎng)期運(yùn)行易造成顆粒污泥解體，可投加聚合氯化鋁以促進(jìn)污泥再聚集，再形成的污泥相比解絮前，具有粒徑更大、結(jié)構(gòu)更加緊密、對(duì)污染物的去除效果更好的特點(diǎn)［32］?？梢酝茢?，當(dāng)顆粒污泥解體時(shí)，可以考慮投加聚合氯化鋁作為促進(jìn)污泥形成的藥劑，但聚合氯化鋁的過(guò)量投加會(huì)影響污泥的生物活性，應(yīng)此選擇適宜的濃度及投加方式。Xin等利用連續(xù)流生物反應(yīng)器研究好氧顆粒污泥的形成機(jī)理時(shí)，投加鈣鹽，EDS顯示出鈣在顆粒污泥中有積累，利用X射線衍射分析，鈣存在的主要形式有碳酸鈣、焦磷酸鹽鈣、磷酸四鈣等，鈣在污泥中主要以無(wú)機(jī)磷酸鈣的形式存在，它能夠改善顆粒污泥的穩(wěn)定性［33］。汪浩東利用間歇式氣升內(nèi)循環(huán)反應(yīng)器SBAR（Sequencing Batch Airlift Reactor），在研究顆粒污泥穩(wěn)定化運(yùn)行時(shí)發(fā)現(xiàn)，進(jìn)水中氨氮的濃度，對(duì)好氧顆粒污泥的結(jié)構(gòu)有很大的影響，好氧顆粒污泥的輪廓及結(jié)構(gòu)會(huì)隨著水中氨氮濃度的升高而變化，水中的絲狀菌數(shù)量也會(huì)隨之發(fā)生變化。進(jìn)水水質(zhì)中的氨氮濃度逐漸增多，伴隨著好氧顆粒污泥的結(jié)構(gòu)逐漸松散，進(jìn)行鏡檢，發(fā)現(xiàn)出水中絲狀細(xì)菌的量也逐漸的增多［34］。當(dāng)水中的氨氮含量升至80 mg／L時(shí)，好氧顆粒污泥由原來(lái)緊密結(jié)構(gòu)開(kāi)始松散，最終解體，而且出水中的絲狀細(xì)菌大量繁殖，出水由開(kāi)始的澄清變?yōu)楹隣睿勰喑两敌阅軜O差。說(shuō)明氨氮的濃度會(huì)影響顆粒污泥的穩(wěn)定性，過(guò)高的氨氮含量會(huì)使顆粒污泥失穩(wěn)。Lochmatter等利用SBR反應(yīng)器進(jìn)行顆粒污泥的穩(wěn)定化研究過(guò)程中提出：在好氧階段將DO高低濃度交替運(yùn)行，保證溫度維持在20℃，pH值在適宜水平可有效保證顆粒污泥的穩(wěn)定運(yùn)行［35］。Corsino等長(zhǎng)期運(yùn)行反應(yīng)器，研究發(fā)現(xiàn)：EPS可影響顆粒污泥的有機(jī)物質(zhì)的傳輸，胞外多聚物可以有效的改善傳輸孔道，維持顆粒污泥對(duì)有機(jī)物的去除率的穩(wěn)定［36］。

反應(yīng)器的運(yùn)行過(guò)程的穩(wěn)定性控制有助于對(duì)好氧顆粒污泥的穩(wěn)定。Kishida等研究表明顆粒污泥運(yùn)行的狀態(tài)的實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)是很有必要的，在監(jiān)測(cè)過(guò)程中通過(guò)監(jiān)測(cè)水中DO、pH值的變化來(lái)判斷硝化與反硝化階段，改變沉降時(shí)間和循環(huán)周期促使顆粒污泥形成同步脫氮除磷環(huán)境，成熟顆粒污泥可使出水水質(zhì)中氨氮、磷酸鹽、硝態(tài)氮及亞硝氮的含量在0.3 mg／L以下［37］。運(yùn)行階段的實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)技術(shù)，能夠及時(shí)觀察反應(yīng)器的運(yùn)行狀態(tài)，可及時(shí)調(diào)整反應(yīng)參數(shù)及周期，可從側(cè)面有助于反應(yīng)器的穩(wěn)定的運(yùn)行。

3 好氧顆粒污泥在污水處理過(guò)程中的應(yīng)用

污水中的污染物主要依靠以一定的形態(tài)結(jié)構(gòu)聚集的微生物的新陳代謝功能從水體中去除。好氧顆粒污泥具有結(jié)構(gòu)緊密，沉降性能好，對(duì)有機(jī)物的沖擊負(fù)荷應(yīng)變能力強(qiáng)且對(duì)有毒物質(zhì)的生物降解能力強(qiáng)，不會(huì)引起污泥膨脹等優(yōu)點(diǎn)。城市污水處理過(guò)程中，普通的活性污泥法生物脫氮除磷效果受到各方面的限制，出水水質(zhì)較難達(dá)到一級(jí)A水平，好氧顆粒污泥依靠其自身良好的好氧／缺氧／厭氧微環(huán)境，在實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化的同時(shí)，也可進(jìn)行反硝化除磷，可有效的改善生物脫氮除磷競(jìng)爭(zhēng)碳源及污泥齡不同的問(wèn)題。好氧顆粒污泥優(yōu)良的生物降解性能及生物吸附作用可用于處理有機(jī)廢水、印染廢水、醫(yī)療廢水，好氧顆粒污泥在處理易降解有機(jī)物、難降解有機(jī)物、氨氮、磷、重金屬離子等方面都表現(xiàn)出良好的去除效果。

3.1 去除易降解和難降解有機(jī)物

對(duì)易降解或難降解有機(jī)物，成熟的好氧顆粒污泥都表現(xiàn)出良好的降解功能。France等利用SBRS反應(yīng)器培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥，處理城市印染廢水中的耦氮印染廢水，結(jié)果顯示，成熟的好氧顆粒污泥對(duì)COD的去除率達(dá)80%～90%；在污泥培養(yǎng)周期的第14 d，顆粒污泥對(duì)耦氮印染廢物的生物去除率達(dá)63%，第77 d，對(duì)其生物降解率高達(dá)92%［38］。為了了解好氧顆粒污泥在有毒環(huán)境下的穩(wěn)定情況，Dai等在SBR初始運(yùn)行時(shí)，投加苯胺，雖然苯胺會(huì)對(duì)顆粒污泥的結(jié)構(gòu)、生長(zhǎng)速率產(chǎn)生一定的影響，但是，在隨后的時(shí)間里微生物通過(guò)改變自身的絮凝結(jié)構(gòu)方式可將有毒物質(zhì)生物降解，并發(fā)現(xiàn)好氧顆粒污泥對(duì)苯胺的去除率達(dá)到90%以上［39］。

3.2 去除廢水中的氨氮

普通的活性污泥對(duì)水中的氨氮具有良好的去除效果，但是反硝化性能并不是很理想，然而好氧顆粒污泥具有同程硝化反硝化能力，不但對(duì)氨氮具有良好的去除效果，而且對(duì)硝態(tài)氮及亞硝氮也表現(xiàn)出了良好的去除性能。Suja等利用SBRS反應(yīng)器培養(yǎng)出好氧顆粒污泥，分析其化學(xué)特性，對(duì)水中的硝酸鹽去除率達(dá)77%～88%，氨氮去除率為66%～90%，顆粒污泥中的胞外多聚物有助于對(duì)硝態(tài)氮的去除，但水中有機(jī)物的快速去除，會(huì)使其缺乏電子供體，從而影響硝化與反硝化過(guò)程，好氧顆粒污泥對(duì)鈣的累積有助于水中磷的去除［40］。Chen等研究SBR反應(yīng)器的運(yùn)行方式發(fā)現(xiàn)，顆?；勰鄬?duì)于氨氮的去除率達(dá)90%以上［41］。Morales等利用SBR反應(yīng)器處理豬的糞漿時(shí)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)碳氮比為 1.4～6.3 kgCOD／（m3·d）、0.5～2.5 kgN／（m3·d）和 1.9～9.49 COD／（g·N）時(shí)，好氧顆粒污泥的物理性狀保持穩(wěn)定，并且對(duì)有機(jī)物及氨的去除率達(dá)61%～73%和56%～77%［42］。Ren等利用 GSBR（Granular Sequencing Batch Reactor）反應(yīng)器處理垃圾滲濾液，結(jié)果表明，顆粒污泥對(duì)氨氮的去除率達(dá)90%～100%，同程硝化反硝化在脫氮過(guò)程中起著重要作用［43］。

3.3 去除廢水中的磷

普通的活性污泥處理工藝，因?yàn)橄趸c聚磷菌污泥齡之間的矛盾，生物除磷效果難以提高。而好氧顆粒污泥內(nèi)部厭氧、外部好氧這一特殊結(jié)構(gòu)，使得除磷效果比普通污泥得到了很大的提高。高景峰等利用SBR反應(yīng)器，以污水廠剩余污泥作為種泥，實(shí)際污水作為進(jìn)水培養(yǎng)顆粒污泥，磷酸鹽（）的去除率達(dá)99.68%，出水中可達(dá)0.02 mg／L［44］。張小玲利用SBR反應(yīng)器培養(yǎng)出的聚磷顆粒污泥，對(duì)PO34－去除率達(dá)94.5%［45］。Olivier等利用AGS－SBR反應(yīng)器，通過(guò)更改沉降時(shí)間由長(zhǎng)到短再由短到長(zhǎng)，聯(lián)合兩個(gè)高濃度污泥的污泥床優(yōu)選出含45%的聚磷菌，最終使得對(duì)磷的去除率達(dá)90%。由此可見(jiàn)，好氧顆粒污泥對(duì)磷的生物降解性能較強(qiáng)［46］。

3.4 對(duì)金屬離子的吸附作用

與普通絮狀相比，顆粒污泥中EPS的含量比普通污泥高，EPS的生物吸附能力也較強(qiáng)，可將好氧顆粒污泥作為一種生物吸附劑，用于去除水中的金屬。Xu等研究好氧顆粒污泥對(duì)溶解性銅離子（Cu2＋）及鋅離子（Zn2＋）的吸附作用，表明好氧顆粒污泥對(duì)溶解性 Cu2＋、Zn2＋的吸附量分別為 246和 180 mg／g，說(shuō)明其對(duì)溶解性金屬離子具有高效的生物吸附作用［47］。好氧顆粒污泥不但可以作為生物團(tuán)體降解水中污染物，還可以作為生物吸附劑吸附金屬離子，水中的金屬離子可隨剩余污泥的排放排出反應(yīng)器。

3.5 在實(shí)際工程中的應(yīng)用

目前，好氧顆粒污泥在實(shí)際工程中的應(yīng)用較少，從已建成的水廠情況來(lái)看，工藝的選擇以間歇式的運(yùn)行為主。Nereda?工藝在2005—2012年期間已在9座污水處理廠中應(yīng)用，此工藝在顆粒污泥在工程中的應(yīng)用起到了良好的引導(dǎo)作用，使得顆粒污泥在工程應(yīng)用成為現(xiàn)實(shí)［3］。Pronk等分析以好氧顆粒污泥為主體工藝的序半連續(xù)反應(yīng)器SFBP（Sequencing Fed Batch Process）工藝，此工藝中培養(yǎng)好氧顆粒污泥，水廠的年處理量為2700萬(wàn)m3，好氧顆粒污泥工藝承擔(dān)2.86萬(wàn)m3／d的處理量，占水廠日處理量的41%，根據(jù)全年數(shù)據(jù)顯示，好氧顆粒污泥對(duì)于水中總氮的去除率達(dá)83%，說(shuō)明顆粒污泥在實(shí)際工程規(guī)模中運(yùn)行效果良好［48］。此工藝一經(jīng)應(yīng)用，從處理水質(zhì)到其經(jīng)濟(jì)效益等方面，都有極其重要的推廣價(jià)值。

4 展望

好氧顆粒污泥的培養(yǎng)已經(jīng)得到了大量的研究，但是好氧顆粒污泥的形成和穩(wěn)定化運(yùn)行體系都比較苛刻。好氧顆粒污泥與普通絮狀污泥相比，對(duì)有機(jī)物、氨氮、TP都有更好的去除效果，從研究者實(shí)驗(yàn)室研究狀況來(lái)看，序批式反應(yīng)器更容易培養(yǎng)出顆粒污泥，間歇式培養(yǎng)式培養(yǎng)的顆粒污泥結(jié)構(gòu)較為密實(shí)、穩(wěn)定性良好，而用連續(xù)流培養(yǎng)好氧顆粒污泥的啟動(dòng)時(shí)間比較長(zhǎng)，且好氧顆粒污泥形成的顆粒污泥粒徑較小，穩(wěn)定性差。好氧顆粒污泥污泥在實(shí)驗(yàn)室范圍下表現(xiàn)出了諸多優(yōu)點(diǎn)，日后的研究可考慮以下幾個(gè)方向：好氧顆粒污泥形成機(jī)理的確切模型；連續(xù)流反應(yīng)器啟動(dòng)階段的污泥嚴(yán)重的流失問(wèn)題；顆粒污泥運(yùn)行穩(wěn)定性差，易出現(xiàn)污泥解體的現(xiàn)象。

好氧顆粒污泥作為普通活性污泥的替換工藝，AGS可通過(guò)生化作用高效的降解或者吸附水中的污染物，與普通活性污泥法相比，處理污水時(shí)的能耗、藥耗低，但因其不能快速獲得，影響顆粒污泥的在工程中的大范圍應(yīng)用。將好氧顆粒污泥用于實(shí)際工程時(shí)，采用序批式工藝時(shí)，可借鑒Nereda?工藝的運(yùn)行方式。好氧顆粒污泥的快速培養(yǎng)方法還需進(jìn)一步的優(yōu)化，穩(wěn)定會(huì)運(yùn)行參數(shù)還在進(jìn)一步的調(diào)試之中，解決這2個(gè)問(wèn)題將會(huì)推動(dòng)顆粒污泥在實(shí)際工程的應(yīng)用。

［1］吳昌勇，周岳溪.厭氧／好氧運(yùn)行方式對(duì)顆粒污泥形成的影響［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2013，33（7）：1237－1243.

［2］王碩，于水利，徐巧，等.好氧顆粒污泥特性、應(yīng)用及形成機(jī)理研究進(jìn)展［J］.應(yīng)用于環(huán)境生物學(xué)報(bào)，2014，20（4）：732－741.

［3］Sunil A.，Lee D.，Show K.Y..Aerobic granular sludge：recent advances［J］.Biotechnology Advances，2008，26（5）：411－423.

［4］彭永臻，吳蕾，馬勇.好氧顆粒污泥的形成機(jī)制、特性及應(yīng)用研究進(jìn)展［J］.環(huán)境科學(xué)，2010，31（2）：273－281.

［5］郝曉地，孫曉明，Loosdrecht M..好氧顆粒污泥技術(shù)工程化進(jìn)展一瞥［J］.中國(guó)給水排水，2011，27（20）：9－12.

［6］Mishima K.，NakamuraM..Self-immobilization of aerobic activated sludge-apilot study of aerobic upflow sludge blanket process in municipal sewage-treatment［J］.Water Science and Technology，1991，23（4－6）：981－990.

［7］Beun J.J..Aerobic granulation in a sequencing batch reactor［J］.Water Research，1999，33（10）：2283－2290.

［8］楊麒.好氧顆粒污泥快速培養(yǎng)及其去除生物營(yíng)養(yǎng)物研究［D］.長(zhǎng)沙：湖南大學(xué)，2007.

［9］牛姝，段百川，張祚黧，等.連續(xù)流態(tài)下以城市污水培養(yǎng)好氧顆粒污泥及顆粒特性研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2013，34（3）：986－991.

［10］沈耀良，李媛，孫立柱.連續(xù)流反應(yīng)器中培養(yǎng)好氧顆粒污泥的運(yùn)行效能研究［J］.環(huán)境污染與防治，2010，34（1）：1－4.

［11］王強(qiáng)，陳堅(jiān)，堵國(guó)成.選擇壓法培育好氧顆粒污泥的試驗(yàn)［J］.環(huán)境科學(xué)，2003，24（4）：99－104.

［12］王昌穩(wěn)，李軍，趙白航，等.好氧顆粒污泥的快速培養(yǎng)與污泥特性分析［J］.中南大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）.2013，44（6）：2623－2628.

［13］SzabóE.，Hermansson M.，Modin O.，et al..Effects ofwash-out dynamics on nitrifying bacteria in aerobic granular sludge during start-up at gradually decreased settling time［J］.Water，2016，8（5）：172.

［14］Zita A.，Hermansson M..Determination of bacterial cell surface hydrophobicity of single cells in cultures and in wastewater in situ［J］.Fems Microbiology Letters，1997，152（2）：299－306.

［15］高景峰，張倩，王金惠，等.顆?；钚蕴繉?duì)SBR反應(yīng)器中好氧顆粒污泥培養(yǎng)的影響研究［J］.應(yīng)用基礎(chǔ)與工程科學(xué)學(xué)報(bào).2012，20（3）：345－354.

［16］王亞利，劉永軍，劉喆，等.聚合氯化鋁投加時(shí)間對(duì)好氧顆粒污泥的形成和胞外聚合物的影響［J］.化工進(jìn)展.2015，34（1）：278－284.

［17］Corsino S.F.，Campo R.，Di Bella G.，et al..Study of aerobic granular sludge stability in a continuous-flow membrane bioreactor［J］.Bioresource Technology，2016，200：1055－1059.

［18］王榮昌，文湘華，錢易.生物膜反應(yīng)器中好氧顆粒污泥形成的機(jī)理［J］.中國(guó)給水排水，2004，20（3）：5－8.

［19］Liu Y.Q.，Lan G.H.，Zeng P..Excessive precipitation of CaCO3as aragonite in a continuous aerobic granular sludge reactor［J］.Applied Microbiology and Biotechnology，2015，99（19）：8225－8234.

［20］錢飛躍，劉小朋，張念琦，等.協(xié)同調(diào)控C／N負(fù)荷提升好氧顆粒污泥亞硝化性能［J］.化工學(xué)報(bào)，2016，67（9）：3946－3953.

［21］高景峰，蘇凱，張倩，等.不同碳源培養(yǎng)的成熟好氧顆粒污泥的分形表征［J］.環(huán)境科學(xué)，2010，31（8）：1871－1876.

［22］Wei D.，Xue X.D.，Yan L.G.，et al..Effect of influent ammonium concentration on the shift full nitritation to partial nitrification in asequencing batch reactor at ambient temperature［J］.Chemical Engineering Journal，2014，235：19－26.

［23］Long B.，Yang C.Z.，Pu W.H.，et al..Tolerance to organic loading rate by aerobic granular sludge in a cyclic aerobic granular reactor［J］.Bioresource Technology，2015，182：314－322.

［24］Liu Y.Q.，Lan G.H.，Zeng P..Size-dependent calcium carbonate precipitation induced microbiologically in aerobic granules［J］.Chemical Engineering Journal，2016，285：341－348.

［25］羅曦，雷中芳，張振亞，等.好氧／厭氧胞外聚合物（EPS）的提取方法研究［J］.環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2005，25（12）：1624－1629.

［26］Nagaoka H.，Akoh H..Decomposition of EPS on themembrane surface and its influence on the foulingmechanism in MBRs［J］.Desalination，2008，231（1－3）：150－155.

［27］Corsino S.F.，Biase A.，Devlin T.R.，etal..Effectof extended famine conditions on aerobic granular sludge stability in the treatment of brewery wastewater［J］.Bioresource Technology，2017，226：150－157.

［28］Pronk M.，Neu T.R.，Van Loosdrecht M.C.，et al..The acid soluble extracellular polymeric substance of aerobic granular sludge dominated by Defluviicoccus sp［J］.Water Research，2017，122：148－158.

［29］Dong W.，Wang B.F.，Ngo H.H.，et al..Role of extracellular polymeric substance in biosorption of dye wastewater using aerobic granular sludge［J］.Bioresource Technology，2015，185：14－20.

［30］Schmidt J.E.，Ahring B.K..Extracellular polymers in granular sludge from differentupflow anaerobic sludge blanket reactors［J］.Applied Microbiology Biotechnology，1994，42（2－3）：457－462.

［31］魏燕杰，季民，李國(guó)一，等.投加粉末活性炭強(qiáng)化好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性［J］.天津大學(xué)學(xué)報(bào)，2012.45（3），247－253.

［32］Liu Y.J.，Liu Z.，Wang F.，etal..Regulation of aerobic granular sludge reformulation after granular sludge broken：Effect of poly aluminum chloride［J］.Bioresource Technology，2015，185：14－20.

［33］Xin X.，Lu H.，Yao L.，et al..Rapid formation of aerobic granular sludge and itsmechanism in a continuous-flow bioreactor［J］.Applied Biochemical Biotechnology，2017，181：424－433.

［34］汪浩東.低溫條件下好氧顆粒污泥快速培養(yǎng)及其穩(wěn)定性研究［D］.哈爾濱：哈爾濱工業(yè)大學(xué)，2010.

［35］Samuel L.，Christof H..Optimization of operation conditions for the startup of aerobic granular sludge reactors biologically removing carbon，nitrogen，and phosphorous［J］.Water Research，2014，59：58－70.

［36］Corsino S.F.，Capodici M.，Tooregrossa M.，et al..Fate of aerobic granular sludge in the long-term：The role of EPSs on the clogging of granular sludge porosity［J］.Journal of Environmental Management，2016，183（1）：541－550.

［37］Kishida N.，Tsuneda S.，Sakakibara Y.，etal..Real-time control strategy for simultaneous nitrogen and phosphorus removal using aerobic granular sludge［J］.Water Science and Technology，2008，58（2）：445－450.

［38］Franca R.D.，Vieira A.，Mata A.M.，et al..Effect of an azo dye on the performance of an aerobic granular sludge sequencing batch reactor treating a simulated textile wastewater［J］.Water Research，2015，85：327－336.

［39］Dai Y.J.，Jiang Y.X.，Su H.J..Influence of an aniline supplement on the stability of aerobic granular sludge［J］.Journal of Environmental Management，2015，162：115－122.

［40］Suja E.，Nancharaiah Y.V.，Krishna M.T.V.，et al..Denitrification accelerates granular sludge formation in sequencing batch reactors［J］.Bioresource Technology，2015，196：28－34.

［41］Chen F.Y.，Liu Y.Q.，Tay J.H.，et al..Operational strategies for nitrogen removal in granular sequencing batch reactor［J］.Hazard.Mater，2011，182：342－348.

［42］Morales N.，F(xiàn)igueroa M.，F(xiàn)ra-Vázquez A.，et al..Operation of an aerobic granular pilot scale SBR plant to treat swine slurry［J］.Process Biochemistry，2013，48：1216－1221.

［43］Ren Y.，F(xiàn)erraz F.，Monireh L.，et al..Landfill leachate treatment using aerobic granular sludge［J］.Journal of Environmental Management，2017，143（9）：04017060.

［44］高景峰，陳冉妮，蘇凱，等.好氧顆粒污泥同時(shí)脫氮除磷實(shí)時(shí)控制研究［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2010，30（2）：180－185.

［45］張小玲，王芳，劉珊.剪切力對(duì)好氧顆粒污泥的影響及脫氮除磷特性的研究［J］.安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2011，11（4）：56－60.

［46］Olivier H.， Christophe M.，Paul H.， et al.. Improving phosphorus removal in aerobic granular sludge processes through selective microbial management［J］.Bioresource Technology，2016，211：298－306.

［47］Xu H.，Tay J.H.，F(xiàn)oo S.K.，et al..Removal of dissolved copper（II）and zinc（II）by aerobic granular sludge［J］.Water Science and Technology，2004，50（9）：155－160.

［48］Pronk M.，Kreuk M.K.，Bruin B.，et al..Full scale performance of the aerobic granular sludge process for sewage treatment［J］.Water Research，2015，84：207－217.