李琦朱兆亮李明亮翟楊

(山東建筑大學市政與環(huán)境工程學院，山東濟南250101)

0 引言

20世紀90年代末，在曝氣反應器中培養(yǎng)了一種新型的活性污泥—好氧顆粒污泥AGS(Aerobic Granular Sludge)。好氧顆粒AG(Aerobic Granular)是無載體固定的，由細菌和胞外聚合物 EPS(Extracellular Polymeric Substances)組成致密的聚集體，因此可以認為其是一種通過細胞間的自固定而逐漸顆?；奶厥馍锬そY構[1]。AGS作為一項污水深度處理工藝，其具有污水處理能力強、生物量高、抗沖擊負荷能力強及剩余污泥少等優(yōu)點，因而受到廣泛關注。同時，與傳統(tǒng)活性污泥系統(tǒng)相比，AGS工藝的運營成本、電力需求、空間需求分別降低了20%～25%、23%～40%、50%～75%；與膜生物反應器相比，其用電量降低了35%～70%。這些特點使AGS工藝成為工業(yè)廢水處理的一種新選擇。

AGS已在污水處理廠的連續(xù)流反應器中得到了廣泛應用，但在這種連續(xù)流動的方式下，好氧顆粒的穩(wěn)定性容易受到影響[2]。在長期的運行中，AGS的穩(wěn)定運行存在著最佳的工藝參數(shù)。然而，許多操作參數(shù)，如有機負荷率OLR(Organic Loading Rate)、基質(zhì)類型、水流剪切力、間歇性飽食—饑餓期、進水組成等，在一定程度上影響了好氧顆粒的穩(wěn)定性[3]。探討不同操作條件對AGS穩(wěn)定性的影響及其在實際工業(yè)廢水處理中的應用，有助于推動AGS工藝的基礎性研究及工業(yè)化應用。

1 好氧顆粒污泥的特性

AGS的接種污泥為普通活性污泥，培養(yǎng)在高徑比小、沉降時間短、純氧曝氣的序批式反應器SBR(Sequencing Batch Reactor)中[4-5]。通過重復間歇操作運行，可為微生物聚合體的生長提供條件，使其形成可快速沉降的致密顆粒。AGS良好的沉降性能使生物反應器內(nèi)的生物質(zhì)濃度更高、泥水分離效果更好，有利于緊湊型反應器的設計，并可以分批操作，無需二次沉降。此外，高生物量提高了體積轉化率，從而提高了系統(tǒng)的有機負荷率。

在傳統(tǒng)活性污泥系統(tǒng)中，微生物會形成形狀不規(guī)則的聚集體或絮狀物，其結構松散，粒徑為50～300 μm。在特定的操作條件下，可形成結構致密且較大的近球形聚集體，構成所謂的好氧顆粒，其粒徑一般為0.5～2.0 mm[6]。污泥沉降速率、污泥比表面積和疏水性數(shù)值均隨好氧顆粒粒徑的增加而增大，而污泥體積指數(shù)SVI(Sludge Volume Index)則隨之減小[7-8]。

好氧顆粒通常是分層的微生物結構體，其三維結構沿徑向產(chǎn)生溶解氧DO(Dissolved Oxygen)和底物濃度梯度，導致微生物及其代謝的分層[9-12]。好氧顆粒污泥多層結構由異養(yǎng)及好氧微生物組成的外層好氧區(qū)和存在反硝化的由厭氧微生物組成的缺氧及厭氧核心，從而使AGS能夠進行各種好氧、厭氧代謝活動，如圖1所示。

圖1 好氧顆粒污泥多層結構示意圖

2 運行條件對好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

當前的生物反應器運行條件，如有機負荷率、底物組成、水流剪切力、飽食—饑餓期、進水組成等不僅影響好氧顆粒的宏觀特征，如大小、形狀和沉降性，還影響內(nèi)部微生物分布及其代謝活性。因此，這些操作因素的變化會對好氧顆粒穩(wěn)定性造成影響。

2.1 有機負荷率對好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

2.1.1 低有機負荷率對好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

生活污水是一種低濃度廢水，在雨季期間有機物含量更會大幅度降低。近年來，國內(nèi)外學者嘗試在低有機負荷率下培養(yǎng)和運行AGS[13-16]。Peyong等[17]研究了在OLR在0.13～1.2 kg COD/(m3·d)條件下好氧顆粒中微生物的形態(tài)和結構變化。在OLR為0.54 kg COD/(m3·d)的真實生活廢水中，成熟好氧顆粒(平均粒徑為2.2 mm)的穩(wěn)定性在2個月的操作期間中惡化，即大顆粒逐漸分解成小顆粒，隨后從反應器中流出。然而，在隨后調(diào)節(jié)OLR為0.6 kg COD/(m3·d)時，則可以保持顆粒的完整性。另外，Zhang等[18]發(fā)現(xiàn)好氧顆粒OLR為0.58 kg COD/(m3·d)和低曝氣速率運行時，呈現(xiàn)疏松、多孔的中空結構，并且當直徑≥1 mm時變得不穩(wěn)定。在沉降能力下降的同時，好氧顆粒中的EPS含量下降，因此降低了顆粒結構的整體強度。因此，在處理低濃度廢水時，粒徑小的顆粒有利于保持長期的沉降性能和操作穩(wěn)定性，且 OLR應＞0.6 kg COD/(m3·d)，可保持AG的完整性。

2.1.2 高有機負荷率對好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

大多數(shù)活性污泥系統(tǒng)在OLR為0.5～2.0 kg COD/(m3·d)下運行。為了提高AGS的處理能力，一些研究側重于在 OLR為2.5～22.5 kg COD/(m3·d)條件下運行SBR[19]。在OLR為6 kg COD/(m3·d)時，致密的好氧顆粒(d≤1 mm)逐漸膨脹為以絲狀菌為主導的好氧顆粒(d約為10 mm)，當AG膨脹至16 mm時，好氧顆粒分解、污泥沉降能力惡化，隨之反應器失效。盡管高OLR有利于快速制粒，但在約2周時間內(nèi)，顆粒污泥急劇膨脹。因此，為了保證反應器長期的穩(wěn)定運行，OLR必須從12 kg COD/(m3·d)降至6 kg COD/(m3·d)。

Long等[3]發(fā)現(xiàn)在連續(xù)流反應器中 OLR從5 kg COD/(m3·d)逐漸增至15 kg COD/(m3·d)時，以醋酸鈉為基質(zhì)的成熟好氧顆?？稍?5 d內(nèi)保持穩(wěn)定性。然而，當OLR增加到18 kg COD/(m3·d)時，由于氧氣和底物耗盡，形成了由死細胞組成的黑色內(nèi)核，粒徑＞1.4 mm的好氧顆粒解體，反應器流出物中絮狀污泥含量高，導致AGS的處理能力降低。Río等[20]使用海產(chǎn)品工業(yè)廢水培養(yǎng)好氧顆粒，其 OLR為 2～5 kg COD/(m3·d)，生成的顆粒污泥粒徑達到2.4 mm，表面光滑、結構緊湊，當 OLR在 3～13 kg COD/(m3·d)變化時，好氧顆粒的尺寸急劇增加(dmax=11 mm)并解體。因此，為了增強AGS的穩(wěn)定性，可將OLR控制在2～5 kg COD/(m3·d)。

2.2 底物組成對好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

在OLR相同的情況下利用不同底物培養(yǎng)AGS，形成的好氧顆粒的穩(wěn)定性具有明顯差異，表明底物組成在好氧顆粒穩(wěn)定性中起了一定影響。底物組成高度影響好氧顆粒的形態(tài)和結構[21]。如葡萄糖喂養(yǎng)的好氧顆粒中絲狀菌占優(yōu)勢，表現(xiàn)出松散的形態(tài)，而醋酸鈉、乙酸酯喂養(yǎng)的好氧顆粒中桿菌逐漸取代絲狀菌，因此好氧顆粒的結構更加緊湊，細胞之間的聯(lián)系更加緊密，這表明富含能量的底物(如葡萄糖、蔗糖)會誘導絲狀菌的增殖。底物組成越復雜，其降解所需的微生物種類和階段越多，因此可以產(chǎn)生具有分層、復雜微觀結構的好氧顆粒，而簡單的基質(zhì)(如醋酸鹽、甲酸鹽)所培養(yǎng)的顆粒污泥，其微生物結構相對密實簡單。

生活污水和工業(yè)廢水中含有各種有機、無機化合物，這種復雜底物組成通過影響好氧顆粒內(nèi)的微生物種類及所產(chǎn)生的EPS類型從而影響好氧顆的穩(wěn)定性[9]。生活污水中除了以溶解形式存在的底物之外，還有一部分污染物以膠體和顆粒的形式存在，這些物質(zhì)不易生物降解。比較用醋酸鹽與生活污水培養(yǎng)的AGS發(fā)現(xiàn)，用生活污水培養(yǎng)的好氧顆粒結構不規(guī)則且密度小[22]，這主要是由于生活污水中存在的膠體和顆粒物影響顆粒污泥結構的穩(wěn)定性。因此，在外部添加可溶性碳源可提高好氧顆粒的穩(wěn)定性[17]。

2.3 水流剪切力對好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

曝氣強度、表觀氣速和反應器的高徑比決定了反應器內(nèi)的水流剪切力[23]。水流剪切力對好氧顆粒結構、EPS產(chǎn)生、好氧顆粒污泥穩(wěn)定性以及好氧顆粒的快速形成具有促進作用。較高的剪切力能促進好氧污泥顆?；?，有利于在長期運行中增強好氧顆粒的穩(wěn)定性，而相對較低的水流剪切力則有利于好氧顆粒污泥粒徑的增加。

在AGS反應器中，水流剪切力的大小通過曝氣量來控制，用表觀氣速來表示[24]。已有研究表明，只有在表面氣速達到1.2 cm/s時，才會在反應器中生成AGS[25]，在此前提下水流剪切力與 AGS的EPS含量、比耗氧速率 SOUR(Specific Oxygen Uptake Rate)、表面疏水性、比重等均呈正相關性，且上升氣速越大，所形成AGS的密度和穩(wěn)定性越高，形狀越規(guī)則。Tay等[25]在有效容積為2.3 L的反應器中以0.3、1.2、2.4和3.6 cm/s的表觀氣速培養(yǎng)AGS，當水流剪切力達到一定的強度才會在反應器中形成顆粒污泥。在較大的剪切力下，形成的顆粒污泥結構緊密，同時可刺激AGS分泌EPS，提高細胞表面的疏水性，有利于微生物相互聚集形成顆粒，在好氧顆粒的結構穩(wěn)定性中起決定性作用[26]。

曾萍等[27]對不同剪切力條件下培養(yǎng)的AGS研究發(fā)現(xiàn)，當表觀氣速為0.7 cm/s時，多糖/蛋白質(zhì)為1.53，疏水性為43%，而當表觀氣速為3.0 cm/s時，這2項分別增大到2.37%和59%，說明表觀氣速的升高有效改善了EPS中多糖與蛋白質(zhì)的構成比例，同時增強了好氧顆粒表面的疏水性。魯磊等[28]研究了AGS在不同水流剪切力下的特征變化，發(fā)現(xiàn)當SBR反應器中曝氣量為0.3 L/min時所產(chǎn)生的水流剪切力較為適宜，此時微生物易于聚集成規(guī)則的顆粒污泥，但將曝氣量提高到0.4 L/min時污泥受到?jīng)_刷，污泥顆粒結構遭到破壞，導致顆粒污泥解體。這也與其他學者的研究結果一致[29]。

綜上所述，當表觀氣速在1.2～3.6 cm/s的范圍內(nèi)可形成AGS，控制表觀氣速＞2.5 cm/s所形成的顆粒污泥結構緊密、穩(wěn)定性高。

2.4 間歇性飽食—饑餓喂養(yǎng)方式對好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

由于微生物種群具有多樣性，因此可通過對操作條件的控制有目的性地選擇所需菌群。反應器在運行過程中，可將曝氣階段可以分為2個時期，即基質(zhì)降解期和好氧饑餓期。飽食—饑餓期對AG穩(wěn)定性的影響見表1。

表1 飽食—饑餓期對AG穩(wěn)定性的影響及分析表

Beun等[35]已證實間歇性喂食可以形成更加光滑、緊密的顆粒污泥。雖然短暫的饑餓期會加速顆粒的形成，但這種情況對AGS的穩(wěn)定性有負面影響。而在較長的饑餓期下，形成的好氧顆粒結構更加致密緊湊，說明生長緩慢的微生物對生物膜的穩(wěn)定性產(chǎn)生了積極影響，這是由于微生物細胞在較長的有氧饑餓期增加了其表面疏水性，造成吉布斯自由能減小，從而可促進好氧顆粒的形成；相反，當飽食期時間長度超過饑餓期時，可觀察到顆粒污泥表面的絲狀菌大量繁殖。

Liu等[32]研究發(fā)現(xiàn)當飽食期為曝氣時間的40%時，好氧造粒過程加快，但是顆粒污泥的長期穩(wěn)定性受到了損害。Wang等[31]指出當飽食期為曝氣時間的20%時，形成的好氧顆粒穩(wěn)定性強，且具有一定的物理強度。López-Palau等[34]研究發(fā)現(xiàn)當飽食期時間長度占曝氣時間的33%時，會形成穩(wěn)定、致密、耐蝕的顆粒。

綜上所述，在反應器長期運行中，當飽食期占曝氣時間的40%，即飽食期與饑餓期時間比例為1∶2的情況下，所形成的好氧顆粒的沉降速度更快、穩(wěn)定性更高。

2.5 COD/N對好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

工業(yè)進水中COD與氮的比例(COD/N)會直接影響好氧顆粒的穩(wěn)定性。(1)較高的比值會導致絲狀菌的過度生長而引起好氧顆粒結構瓦解。Kocaturk等[36]研究發(fā)現(xiàn)當COD/N值在10～30之間時，有利于形成以絲狀菌為主導的AGS。(2)當COD/N降低至1時，會使微生物群落發(fā)生較大的變化且EPS含量降低，影響AGS的硝化速率、物理強度、顆粒大小及沉降性能，顆粒污泥結構發(fā)生解體，降低穩(wěn)定性。然而，當COD/N在2～5之間，會形成致密且粒徑較小的好氧顆粒，其中富含生長緩慢的硝化細菌。在這項研究中，觀察到對于去除效率及保持AGS的穩(wěn)定性而言，最佳COD/N為7.5，結果與Peyong[17]等(COD/N為100/6)和Luo等[37](COD/N為1～4)的結果相似，因此為了保持AG的穩(wěn)定性，COD/N比值應控制在2～10之間。

3 好氧顆粒污泥在廢水處理中的應用

AGS在紡織、橡膠、牲畜、垃圾滲濾液等工業(yè)廢水處理中的應用研究，大多是使用模擬廢水進行的。已有研究表明，在處理易于生物降解的真實廢水的同時成功地培養(yǎng)出了AGS。

3.1 紡織廢水

紡織廢水中含有大量不同類型的難降解有毒污染物，需要采取多種處理措施。Lotito等[38]評估了采用生物膜序批式生物濾池顆粒反應器處理紡織廠廢水的可行性，該反應器允許微生物以AGS和生物膜的形式生長，該系統(tǒng)即使在污泥產(chǎn)量低(每kg COD消耗 0.1 kg干污泥)、高有機負荷(2.4～2.6 kg COD/(m3·d))的情況下，也能達到較好的處理效果。且隨后的研究表明，AGS系統(tǒng)適用于印染廢水排放到污水處理廠前的現(xiàn)場預處理，并且AGS系統(tǒng)能夠有效的處理生活污水與紡織廢水的混合水體。因此，基于AGS的系統(tǒng)既可用作印染廢水排放前的現(xiàn)場預處理手段也可以用作一般污水處理廠的主要處理單元。

3.2 橡膠廢水

橡膠加工過程中產(chǎn)生的含有大量有機碳和氮的污水。Rosman等[39]采用SBR工藝，其循環(huán)時間為3～6 h，可以利用橡膠廠排放的污水培育粗AGS(平均粒徑為1.5～2.0 mm、沉降速度為33～61 m/h、SVI為22.3 mL/g)。AGS可以有效地去除橡膠廢水中的碳、氨氮、總氮，去除率分別為94.5%～98.4%、92.7%～94.7%和89.4%。

3.3 牲畜廢水

已有研究表明利用SBR反應器處理牲畜廢水可成功培養(yǎng)出AGS[40-43]。反應器進水采用養(yǎng)牛場收集的含有尿液、糞便及沖洗水的牲畜廢水，培育出的 AGS(粒徑為 0.1～4.1 mm、SVI為 42 mL/g、混合液懸浮固體濃度為10.3 g/L)結構緊密，對牲畜廢水中COD、總氮、總磷的最大去除率分別為 74%、73%、70%。

3.4 垃圾滲濾液

垃圾滲濾液是垃圾在堆放和填埋過程中由于發(fā)酵、雨水沖刷和地表水、地下水浸泡而滲濾出來的污水，其性質(zhì)取決于垃圾成分、垃圾的粒徑、壓實程度、水文條件、現(xiàn)場的氣候及填埋時間等因素。一般來說，其pH 值、COD、N-N 分別為 4～9、2 000～20 000 mg/L和1 000～4 000 mg/L，重金屬濃度與市政污水中重金屬濃度基本一致。對垃圾滲濾液的處理具有挑戰(zhàn)性，主要是由于其較高的N-N和重金屬含量。魏燕杰[44]通過垃圾滲濾液培養(yǎng)出了AGS(粒徑為 0.36～0.6 mm、SVI5為 27～47 mL/g)，成功實現(xiàn)了對天津某垃圾填埋場垃圾滲濾液中有機碳及NH4+-N的去除。試驗中通過添加氧化鎂和磷酸鹽對垃圾滲濾液進行預處理以降低滲濾液中氨氮的含量，發(fā)現(xiàn)隨著水中銨離子濃度的增加，COD的去除率逐漸降低，且隨著銨離子初始濃度的不同觀察到不同的脫氮機理。當NH4+濃度為366 mg/L時，同步硝化反硝化SND(Simultaneous Nitrification and Denitrification)為主要脫氮機理；當銨離子濃度為788 mg/L時，此時銨的硝化反應主要為短程硝化；當垃圾滲濾液中銨離子濃度＞1 105 mg/L時，亞硝酸鹽和硝酸鹽在12 h的循環(huán)周期內(nèi)不斷累積而不能去除。因此，建議在利用AGS工藝處理高氨氮垃圾滲濾液時通過預處理降低其中氨的含量。

4 展望

在過去的20年中，AGS工藝已經(jīng)從實驗室、試驗和原型系統(tǒng)發(fā)展成熟并逐步擴大應用。隨著AGS工藝的廣泛應用，進一步優(yōu)化AGS在運行過程中的穩(wěn)定性至關重要。好氧顆粒結構與粒徑大小影響AGS系統(tǒng)的穩(wěn)定運行，這主要取決于操作條件及進水組成。有機負荷率、底物組成、水流剪切力、喂養(yǎng)方式等都會通過影響顆粒污泥的微觀環(huán)境從而影響其穩(wěn)定性。通過控制觀氣速＞2.5 cm/s、飽食/饑餓期的比例為1∶2、控制COD/N在2～10之間，能夠增強好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性。而高有機負荷率條件下好氧顆粒的不穩(wěn)定，通常是由于外層絲狀菌的過度生長及內(nèi)層氧的傳導受到限制導致的。因此，未來還需繼續(xù)深入探究好氧顆粒污泥的形成機理，應用現(xiàn)代分子生物學技術解析功能菌群的生長和分布規(guī)律，并對EPS進行分離、定量和表征，從而加快AGS工藝的工業(yè)化進程。