工业水处理, 2020, 40(5): 12-18 doi: 10.11894/iwt.2019-0357

• 专论与综述 •

污水生物处理中的好氧颗粒污泥技术

周瑶,1,2, 王少坡,1,2, 于静洁1,2, 赵明3, 王栋1,2, 邱春生1,2, 孙力平1,2

Application of aerobic granular sludge technology in biological wastewater treatment

Zhou Yao,1,2, Wang Shaopo,1,2, Yu Jingjie1,2, Zhao Ming3, Wang Dong1,2, Qiu Chunsheng1,2, Sun Liping1,2

通讯作者: 王少坡,博士,教授。E-mail:wspfr@sina.com

收稿日期: 2020-03-9  

Received: 2020-03-9  

作者简介 About authors

周瑶(1995-),硕士E-mail:2312508725@qq.com , E-mail：2312508725@qq.com

摘要

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。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。

关键词： 污水生物处理 ; 好氧颗粒污泥 ; 污泥颗粒化 ; 脱氮除磷

Abstract

Aerobic granular sludge has great potential for application in industrial wastewater and urban sewage owing to its high microbial biomass, nitrogen and phosphorus removal capacity and good sedimentation performance. However, its formation mechanism has not been fully clarified. This paper analyzed the characteristics of aerobic granular sludge and the influencing factors of its formation process, such as extracellular polymeric substance, hydraulic shear force, and temperature. The formation hypothesis of aerobic granular sludge was summarized. Meanwhile, this paper studied its application in municipal wastewater and industrial wastewater treatment and the stability and formation mechanism of aerobic granular sludge. Finally, the development trend of aerobic granular sludge technology was discussed.

Keywords： biological sewage treatment ; aerobic granular sludge ; granulation ; nitrogen and phosphorus removal

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本文引用格式

周瑶, 王少坡, 于静洁, 赵明, 王栋, 邱春生, 孙力平. 污水生物处理中的好氧颗粒污泥技术. 工业水处理[J], 2020, 40(5): 12-18 doi:10.11894/iwt.2019-0357

Zhou Yao. Application of aerobic granular sludge technology in biological wastewater treatment. Industrial Water Treatment[J], 2020, 40(5): 12-18 doi:10.11894/iwt.2019-0357

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〔1〕。M. Pronk等〔2〕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〔3〕。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。

1.1 微生物自凝聚原理

自凝聚是一种在适当条件下自发产生的微生物凝聚现象。有研究表明，好氧颗粒污泥的形成是由种泥逐步致密聚集的渐进过程，通过各种影响力进而形成颗粒污泥〔1〕。由水力剪切力〔4〕、pH〔5〕等众多因素决定颗粒最终能否形成稳定的结构。

1.2 丝状菌假说

在好氧颗粒污泥的培养过程中，接种污泥的微生物主要以丝状菌为优势菌种〔1〕。反应器中培养出的颗粒污泥种类不同，丝状菌在颗粒形成过程中所起到的作用也不同。有研究通过对所培养出的不同颜色颗粒污泥进行破碎处理，得到丝状菌在颗粒污泥中的形成结构〔6〕。好氧颗粒污泥在反应器不同阶段出现黄色、黑色及白色3种不同颜色的颗粒，不同颗粒污泥的菌种比例及形态结构都有所区别〔7〕。总体来说，丝状菌对好氧颗粒污泥的形成及稳定起到重要作用。不同颜色颗粒污泥的菌种组成及结构特点见表1。

表1   颗粒污泥不同分类及其特征

颗粒污泥种类菌种组成和结构特点
黄色颗粒污泥丝状菌作为骨架，其他微生物以丝状菌为基础进行吸附进而形成颗粒污泥。
黑色颗粒污泥内部主要是交叉生长的真菌，且存在少量菌胶团袁其结构松散袁颗粒强度较低曰外部有少量微丝菌缠绕着真菌生长。
白色颗粒污泥内部主要为发硫菌，菌种较单一，不存在黏附生长袁颗粒强度较低，菌丝脆，颗粒易破碎；外部存在大量微丝菌缠绕生长，且有微量真菌存在。

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1.3 细胞表面疏水性假说

根据热力学理论，细胞表面疏水性上升会减少细胞表面多余的吉布斯能，进而增加细胞间的相互作用形成致密的稳定结构。有研究表明，在3周的好氧颗粒污泥形成过程中，污泥的疏水性由接种污泥的39%上升到73%，由此证明细胞表面疏水性是细胞自身聚集和附着的重要亲合力，对于好氧颗粒污泥的形成起到关键作用〔1〕。疏水性对于细胞间的相互作用具有重要意义，这可能引起微生物的初始自身稳定，并进一步将细菌紧密地结合在一起〔8〕。

1.4 选择压驱动假说

有研究表明，通过控制沉降时间进而控制选择压是序批式反应器（SBR）中好氧颗粒污泥形成的决定性因素〔9〕。缩短沉降时间有助于洗出沉降性能差的絮体污泥，造成相对较强的选择压，促进好氧颗粒污泥的形成。在一定范围内，提高选择压会导致好氧颗粒污泥的粒径变大〔10〕。缩短沉降时间可显著提高细胞多糖的产量、细胞表面疏水性及微生物活性，进而利于好氧颗粒污泥的形成〔11〕。对选择压的控制和深入研究有助于更好地了解好氧颗粒污泥的形成机制。X. H. Wang等〔12〕通过逐步增加进水氨氮浓度来提高选择压，培养出具有良好稳定性的好氧颗粒污泥，提供了一种新的好氧颗粒污泥培养策略；今后应通过逐步改变选择压的方式开发好氧颗粒污泥生物反应器，使其具有更高的性能和效率。通过改变选择压的方式促进颗粒污泥的形成，这一方法在连续流反应器中同样有效〔13〕。

1.5 胞外聚合物假说

胞外聚合物（EPS）是在一定的适宜条件下由微生物分泌于细胞表面的大分子有机物质。自诱导体（autoinducer，AI）（信号分子）形成后释放，可以在群体感应（Quorum sensing，QS）中被细菌探测到。QS是细菌在不断变化的环境中生存和适应的一种现象，通过QS，细菌可以对种群密度进行监测，同时激活细菌生长的基因表达。根据Y. Q. Liu等〔14〕提出的假设，微生物细胞与其他微粒连接，形成颗粒化污泥的前身。EPS在好氧颗粒污泥的发育过程中起着重要作用。有研究表明，好氧颗粒污泥与普通絮状活性污泥的EPS成分，如蛋白质和多糖的浓度和分布是不同的，从好氧颗粒污泥中提取EPS，其中检测出带负电荷的多糖和蛋白质，但未在活性污泥中检测出〔15〕。好氧颗粒污泥的EPS有机组分可以改变细菌的表面特性和颗粒污泥的物理特性，有利于细胞之间的聚集及稳定。研究表明，在好氧颗粒污泥周围松散附着的EPS是造粒过程的重要因素，主要由其中的蛋白质所决定。EPS的形成取决于反应器内的运行方式及环境，控制好相关参数有利于EPS的适量产生，从而形成稳定的好氧颗粒污泥〔16〕。根据结合程度的不同，EPS可分为溶解性EPS（soluble EPS，SEPS）和附着性EPS（bond EPS，BEPS）〔17〕，BEPS又分为松散附着性EPS（loosely bond EPS，LEPS）和紧密附着性EPS（tightly bond EPS，TEPS）。

1.6 阶段形成假说

阶段形成假说将好氧颗粒污泥的形成分为4个阶段，每一阶段由不同的作用力或物质发挥影响，促进接种污泥逐步形成颗粒污泥。第一阶段，由接种污泥表面细菌之间发生的物理运动来促进颗粒化，如水动力、扩散力等；第二阶段，由物理、化学及生物方面的各种吸引力来维持固体细胞表面和多个细胞之间的稳定连接，如范德华力、化学键及细胞膜融合等；第三阶段，微生物促使聚集的细菌成熟，EPS的产生、菌群的增长等过程均在此阶段；第四阶段，通过水力剪切力形成稳定的三维结构〔18〕。该形成机理是目前比较全面的一种颗粒污泥形成理论，但因各种因素间的相互影响，仍难以完整涵盖好氧颗粒污泥整个形成过程。

2 好氧颗粒污泥形成的影响因素

好氧颗粒污泥能否形成及其形成周期长短、污泥质量如何、能否维持稳定，受其培养运行过程中多种因素的影响〔19〕。通过对其深入研究，可以全面了解好氧颗粒污泥的形成及稳定适应条件，并据此对可变因素进行控制，对培养好氧颗粒污泥具有重要的意义。

2.1 碳源

碳源不同会导致培养出的好氧颗粒污泥存在差别。在其他条件相同的前提下，J. H. Tay等〔20〕以葡萄糖为碳源培养出的颗粒污泥以丝状菌为主，以乙酸为碳源培养出的颗粒污泥却以杆状细菌为主。同时，单一碳源和混合碳源也对形成好氧颗粒污泥的结构及稳定性有所影响。高景峰等〔21〕以蔗糖为唯一碳源培养好氧颗粒污泥，发现23 d后出现丝状菌膨胀现象。之后改用蔗糖加等量蛋白胨的组合碳源，丝状菌膨胀现象得到了有效的解决。这说明，在培养好氧颗粒污泥的过程中采用单一碳源易引起丝状菌膨胀，混合碳源可以有效抑制该现象，对维持好氧颗粒污泥的稳定起到重要作用。碳源种类虽然可以改变颗粒结构，但有人认为其对好氧颗粒污泥的形成不能起到决定性作用〔22〕。

2.2 种泥

Z. Song等〔23〕研究发现从啤酒废水处理厂中取的污泥比城市污水处理厂中提取的污泥更适合培养好氧颗粒污泥，表明接种污泥对好氧颗粒污泥的形成有重要的影响。不同种泥的颗粒化乃至稳定所需时间不同〔24〕，所培养出的颗粒污泥菌群结构也不相同，说明微生物种群变化同接种污泥有关。微生物的活性对好氧颗粒污泥的影响不明显，但受接种污泥疏水性的影响较大〔23〕。有研究者在培养好氧颗粒污泥的过程中加入厌氧颗粒污泥，缩短了好氧颗粒污泥的形成时间，且污泥稳定、污水处理效果好〔25〕。这为好氧颗粒污泥的培养提供了一个很好的选择。

2.3 水力剪切力

一般来说，由上流曝气引起的水动力湍流是系统的主要剪切力，反应器可以通过改变表面上升气体流速来控制水力剪切力。当对颗粒污泥施加剪切力时，颗粒必须通过消耗非生长能量，改变细胞表面EPS的量来调节其代谢途径，以维持与外部剪切力的平衡。研究表明，当表面上升气体流速达到1.2cm/s时可以形成密度大且表面光滑的颗粒污泥〔8〕。水力剪切力越大，越容易形成稳定的颗粒结构、清晰的污泥轮廓及良好污染物降解性能。

为了在保证污水处理效果的情况下降低能源使用，沈忱等〔26〕研究了低曝气条件下反应器的运行及好氧颗粒污泥情况，结果发现，在能够使污泥达到颗粒化的水力剪切力下，好氧颗粒污泥对污水的处理性能稳定，可以高效地进行脱氮除磷以及去除COD。

2.4 PN/PS

一般认为，多糖（polysaccharides，PS）可以调节细胞的内聚力和黏附力，在污泥颗粒化过程中对维持污泥结构的完整性起着至关重要的作用。有研究发现，随着水力剪切力的增加，污泥中多糖含量与蛋白（proteins，PN）含量的比值也有显著上升。值得指出的是，颗粒污泥中多糖的含量至少比絮凝体中高出2倍，同时也观察到多糖的含量比絮凝体和颗粒污泥中蛋白质含量高得多。这可能意味着胞外蛋白对微生物群落结构和稳定性的影响不如多糖大〔8〕。

2.5 pH

张志等〔5〕运行6个相同的反应器，仅控制pH不同。结果表明，当pH在8.4时，细胞产生最少量的EPS，当pH上升到9.0时，EPS少量上升。EPS上升有助于保护颗粒污泥，减少被酸碱值过高所带来的伤害。研究结果证明控制pH使EPS产量增加，有利于提高污泥的耐冲击能力，使颗粒污泥更加稳定。

2.6 温度

温度可以显著影响生物过程中的微生物代谢和群落结构〔27〕。A. Gonzalez-Martinez等〔28〕在低温下研究北极圈好氧颗粒污泥的性状及菌群，发现温度的改变会导致颗粒污泥菌群变化，是维持污泥结构正常或导致解体的重要因素。此外，有研究表明，与温适应接种物相比，冷适应接种物显示出优异的颗粒状生物质形成能力。在低温条件下培养的好氧颗粒污泥，低温启动时，3周内就可以有效去除有机物〔29〕，这表明低温环境下好氧颗粒污泥更容易培养。

2.7 细胞表面电荷

一般来说，微生物细胞表面带有负电荷。相似电荷之间的排斥可防止细胞在没有另一种机制的帮助下彼此附着。二价阳离子如Ca2+中和微生物表面电荷已被认为是促进初始细胞附着的可能机制。范德华力也可能有助于这种细胞吸引力〔30〕。DLVO理论同样适用于分析细胞表面负荷对污泥产生的相互作用〔31〕。

2.8 反应器类型及运行方式

好氧颗粒污泥多在SBR中进行培养。在反应器运行期间，由于高表面负电荷所引起的静电斥力、疏水性低所形成的水包围面以及EPS之间的相互作用，细胞表面存在的过多EPS会使得初始的黏附过程困难，EPS与细胞表面负电荷呈正相关性，与疏水性呈负相关〔32〕。SBR反应器的曝气过程导致了长时间的饥饿期，EPS消耗至合理数量导致具有低负电荷和高表面疏水性的污泥形成，继而颗粒继续增长达到稳定颗粒化〔33〕。研究表明，为保证颗粒污泥的稳定性和良好的出水质量，饱食周期的长度不应超过总周期长度的25%〔34〕。同时，在柱状上升流反应器中，反应器高度与直径（H/D）的比例较高，可以保证较好的颗粒流动轨迹，从而为微生物聚集提供良好条件〔35〕。

此外，好氧颗粒污泥也可在其他反应器中形成。列举了文献中几种成功培养出好氧颗粒污泥的反应器类型，见表2。

表2   各反应器颗粒化污泥特性

反应器类型种泥颗粒污泥形成时间/d颗粒污泥成熟时间/d平均粒径/mm温度/℃沉降速度/（m·h-1）溶解氧/（mg·L-1）SRTHRT/h参考文献
SBR-20 ℃颗粒污泥8223~423±360.48< 0.22 d-〔24〕
活性污泥854-57.96
连续流反应器（CFR）活性污泥--15 r/min，0.1±0.0220±1-1.5~2.5< 18 d6〔10〕
20 r/min，0.2±0.16.5~10 h
25 r/min，0.09±0.086.5~10 h
气升式反应器（ALR）活性污泥30751.5430±182.45-22.8~5.4〔36〕
ALR活性污泥11360.5120-5.8~7.6-1.8~2〔37〕
完全混合活性污泥法（CMAS）二沉池污泥21700.18~1.2525~27-4.218 d8〔38〕

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3 好氧颗粒污泥的应用

好氧颗粒污泥具有同时脱氮除磷、去除有机污染物、去除重金属等作用，且去除效果良好。在城市污水和工业废水处理中已经有相关应用。

3.1 脱氮

由于颗粒污泥的结构特征，溶解氧在污泥的不同部位存在差别。因为颗粒污泥外部生存的活性细胞层消耗了大部分氧，所以颗粒污泥核心处没有氧〔39-40〕。污水中脱氮所需要的好氧条件和缺氧条件都能够在颗粒污泥内实现。因此，好氧颗粒污泥能够实现良好的生物脱氮效果，从而用于实际的污水脱氮。

好氧颗粒污泥在处理主流工艺污水以及合成废水时均显示出良好的脱氮性能。Y. Liang等〔41〕采用机械混合和曝气技术将全程自养脱氮工艺（CANON）颗粒污泥培养40 d，运行期间处理合成污水、主流污水的平均氮去除速率（NRR）分别为3.22、1.11kgN/（m3·d）。出水硝酸盐浓度低，未发现硝酸盐积聚。

此外，也可通过控制其他因素达到良好的脱氮效果。影响颗粒污泥同步硝化反硝化的因素包括污水中的溶解氧、污泥的颗粒大小、电子供体可用性以及微生物活性等〔42〕，例如，微碱性条件有利于亚硝化的进行〔43〕。低氧浓度条件下氮的去除效率更高，但无法维持好氧颗粒污泥的结构稳定〔44〕。不同培养条件下产生的硝化细菌也会导致不同的脱氮效果〔45〕。好氧颗粒污泥的结构及大体脱氮过程见图1〔46〕。

图1

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图1   好氧颗粒污泥结构及大体脱氮过程


3.2 除磷

污泥中的聚磷菌在好氧条件下过量地摄取磷，在厌氧条件下释放磷。好氧颗粒污泥表面溶解氧含量大，颗粒内部可以达到缺氧甚至厌氧状态。基于这一原理，好氧颗粒污泥可以实现污水除磷的功能。

温度、pH、盐分、有机负荷、废水底物类型和曝气都对好氧颗粒污泥除磷效果具有影响〔47〕。

O. Henriet等〔48〕通过差异选择含有高比例聚磷菌的颗粒来改进SBR中好氧颗粒污泥的除磷性能。结果表明，沉降时间的增加与污泥床的均匀净化相结合，规模和密度分布更为广泛，这导致改进后的磷去除率超过90%，同时保持良好的氮和COD去除。通过对工艺的不断改进和完善，好氧颗粒污泥可以取得良好的除磷效果〔49〕。

3.3 废水中有毒物质及难降解物质的去除

好氧颗粒污泥具有致密的核结构，对外部粒子具有较高的防扩散性，因此细胞整体对有毒物质具有很高的耐受能力〔18〕。A. F. Duque等〔50〕研究表明，好氧颗粒污泥可有效去除合成废水中有毒的2-氯苯酚。也有研究表明好氧颗粒污泥可以去除2，4-二硝基甲苯〔51〕。此外，磷酸三丁酯的水解产物正丁醇可以被好氧颗粒污泥快速生物降解〔52〕。石油化合物的去除效果可高达90%〔53〕。好氧颗粒污泥具有优异的生物营养物质去除能力以及有毒或顽固污染物的生物降解性能〔54〕。

好氧颗粒污泥相关工艺是常规活性污泥工艺的替代工艺，用于去除营养物、持久性污染物和水回用。未来应致力于进一步研究好氧颗粒污泥的形成机制，改善低强度污水中的好氧颗粒污泥形成。现阶段，有关好氧颗粒污泥的研究大多仍在模拟废水的反应器中进行，今后应着力于在实际污水和工业废水处理中运用研究〔55〕。同时，关注运行条件对好氧颗粒污泥稳定性的影响，防止如溶液中含盐量不当导致颗粒污泥失稳解体〔56〕等问题的出现；另外，也要着重研究如何加速好氧颗粒污泥的培养、强化同步高效脱氮除磷措施等。

4 结论

（1）表面光滑、粒径大、性能良好的好氧颗粒污泥能够实现较好的污水处理效果，可以同时高效脱氮和除磷，并保持良好的有机物去除效果，还可以去除有毒有害物质；好氧颗粒污泥在不同种类废水处理过程中的效能、去除微污染物的机理方面需要进一步研究。

（2）好氧颗粒污泥的形成是在多种机制共同影响下的结果，目前还缺乏能够准确完整描述其形成的假说，对其形成机理还需要进一步研究，特别是其形成过程中胞外聚合物的功能及调控措施。

（3）好氧颗粒污泥的培养过程中，污泥颗粒化以及颗粒污泥的各种特性受多因素的影响，任一因素的改变都可能导致颗粒污泥的解体、粒径大小的改变；今后应着重对于好氧颗粒污泥内各微生物之间的协作和生态位及其影响因素进行研究。

（4）对于好氧颗粒污泥的培养研究大多仍处于实验规模，未来应逐渐向实际污水发展；好氧颗粒污泥在实际应用中的稳定性仍然是一个挑战，今后需要对好氧颗粒污泥系统的稳定维持、节能和回收资源方面的影响因素及控制策略进行研究；另外，如何加速好氧颗粒污泥形成仍将是一个研究热点。

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