好氧颗粒污泥技术及研究进展

苏海佳，王陆玺，邓爽，代雅洁，王晨旭

（北京化工大学，北京市生物加工过程重点实验室，北京 100029）



好氧颗粒污泥技术及研究进展

苏海佳，王陆玺，邓爽，代雅洁，王晨旭

（北京化工大学，北京市生物加工过程重点实验室，北京 100029）

摘要：近年来，水资源短缺以及水体污染问题日益严峻。传统的活性污泥生物水处理技术由于产生大量剩余污泥，在某种程度上限制和影响了该方法在废水处理中的应用。由微生物自凝聚形成的特殊生物膜——好氧颗粒污泥由于具有污泥颗粒结构紧凑致密、沉降性能好、生物量较高，同时具备多种微生物功能、剩余污泥量较少等优势，而备受关注。本文重点论述了好氧颗粒污泥的结构特征、表观气速与溶氧水平，有机负荷、金属离子、代谢方式等外部环境因子对污泥颗粒快速培养和形成过程的影响，微生物菌群结构与颗粒形成机制、以及影响颗粒长期运行过程中稳定性缺失的主要原因，提高好氧颗粒污泥的稳定性的常用措施，以提高人们对好氧颗粒污泥的认识，推动好氧颗粒污泥技术在废水领域中的应用。

关键词：好氧颗粒污泥；生物废水处理技术；颗粒过程；稳定性；生物技术

第一作者及联系人：苏海佳（1970—），女，教授，研究方向为生物资源与生物环境材料、天然生物材料、生物分离技术，水污染控制及室内空气污染治理。E-mail suhj@mail.buct.edu.cn。

随着工业化的推进和人口爆炸，包括水资源短缺、水污染和全球水资源退化在内的水环境问题日益严峻。我国2015年环境公报显示，全国地表水污染较重。其中，全国423条主要河流、62座重点湖泊（水库）的968个国控地表水监测断面（点位）中，Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ、劣Ⅴ类水质断面分别占3.4%、30.4%、29.3%、20.9%、6.8%、9.2%，其主要污染指标为化学需氧量、总磷和五日生化需氧量，因此对于受污染水质的净化处理已经刻不容缓。

而近年来好氧颗粒污泥技术作为一种新兴的污水处理技术，具有污水处理能力强以及剩余污泥少的特点，因而受到广泛关注。然而好氧颗粒污泥的快速培养以及稳定性仍是制约该技术工业化应用的主要瓶颈。本文希望通过深入了解好氧颗粒污泥的形成机制、影响颗粒污泥快速形成及颗粒稳定性丢失的影响因素，推动好氧颗粒污泥技术的基础性研究以及工业化应用。

1　有机废水的常用处理技术

有机废水的处理方法很多，主要有物理法、化学法和生物法，实际操作中一般为多种方法的组合使用。常见的物理法有絮凝法、吸附法、萃取法等。物理法速度快、成本低，但是存在处理效果有限、引入二次污染的缺点。化学法相对于物理法，在处理能力上有所提升，但是依然存在二次污染的问题，且成本较高。生物处理技术又称为活性污泥技术，是利用微生物的代谢将水中的有机污染物作为微生物的能量来源，在微生物自身生长代谢的同时达到对有机基质的降解效果。生物法与物理法、化学法相比，在成本以及处理效率方面有着无可比拟的优势，因此，生物处理技术已经成为污水处理领域的主要技术[1]。然而传统的活性污泥技术也存在一些缺点，主要是微生物一旦形成疏松的以丝状菌为主的絮体，泥水分离将十分困难，污泥将随水一起排出，产生大量剩余污泥。据统计，中国城市每年的剩余污泥产生量达3000万吨（以含水率80%计）。传统的活性污泥法由于存在占地面积大、剩余污泥量多、基建费用高等缺点，在某种程度上限制和影响了活性污泥法在废水处理中的应用。

2　好氧颗粒污泥的研究进展

近年来，对于传统活性污泥法的改进和创新一直在进行，大量新兴的技术不断涌现，好氧颗粒污泥技术就是其中的一种。好氧颗粒污泥是一种由微生物自凝聚形成的特殊生物膜，其形成过程十分复杂。自从1991年MISHIMA等[2]首次在一个连续气升式反应器中培养得到好氧颗粒污泥。随后，在20世纪90年代末期，关于好氧颗粒污泥的形成和应用的案例不断被报道[3-4]，但直到2005年国际水协会关于好氧颗粒污泥的研讨会上，好氧颗粒污泥才被赋予正式的定义：好氧颗粒污泥是一种无法在较低水力剪切力下凝聚成形，且沉降速率远高于絮状活性污泥的微生物凝聚体[5]。由于好氧颗粒污泥独特的属性优势，此项技术在处理高浓度有机废水和含有毒物质废水领域[6-7]被广泛研究。

2.1 好氧颗粒污泥的结构

好氧颗粒污泥具有致密的结构与较大的粒径，由于氧气传质限制，颗粒污泥呈现外部为好氧区，内部存在缺氧或厌氧区的状况，为好氧、兼性及厌氧微生物提供了各自适宜的生存环境，由此使得好氧颗粒污泥能够进行各种好氧、厌氧代谢活动。好氧颗粒污泥的结构示意图与成熟的好氧颗粒污泥形貌如图1所示。与传统活性污泥絮体相比，好氧颗粒污泥具有以下优势：形状规则，结构紧凑致密，沉降性能好，生物量较高，同时具备多种微生物功能，剩余污泥量较少，对生物毒素以及有机负荷波动的耐受能力强等，已成为最有前途的废水生物处理技术之一。

2.2 好氧颗粒污泥的快速形成及影响因素

图1 好氧颗粒污泥的典型多层结构示意图[8]

好氧颗粒虽然具有传统活性污泥无可比拟的氧颗粒污泥的研究主要集中在颗粒的形成以及影响优势，但同时其驯化周期过长运行稳定性较差等问题严重制约了该技术的工业化应用。目前对于好氧颗粒污泥的研究主要集中在颗粒的形成以及影响因素上。研究人员通过接种好氧絮状污泥或厌氧颗粒污泥来培养好氧颗粒污泥，在表现气速与溶氧水平、有机负荷、金属离子、代谢方式等外部环境因子对污泥颗粒化过程的影响方面做了较多的研究。

2.2.1 表观气速和溶氧水平

表观气速决定水力剪切力的选择压力，同时影响溶氧水平，改变污泥颗粒内部厌氧和好氧菌群比例，对污泥的颗粒化过程有很大影响。鲁磊等[9]研究了好氧颗粒污泥在SBR反应器中不同溶氧DO浓度以及水利剪切力对于好氧颗粒污泥的影响。当曝气量为0.3L/min,适宜的水力剪切力和DO质量浓度使微生物聚集在一起，形成新的规则的颗粒污泥；当曝气量继续增大至0.4mL/min，过大的水力剪切力造成污泥的颗粒结构被冲刷破坏，加速了颗粒污泥的解体。JI等[10]研究了低表面气速下好氧颗粒污泥对含盐废水的降解效果，当表面气速维持在0.0056m/s的水平时，反应器内很快形成了一些浅黄色和黑色的颗粒污泥。其中黑色的颗粒内呈现多种无机盐结晶与丝状菌并存的结构，二者的存在提高了颗粒污泥的强度并减少了基质的传质阻力。MOSQUER A-CORRAL等[11]研究了溶解氧饱和度分别为40%和100%两种条件下颗粒污泥的生长情况。结果表明，高溶氧条件下形成的颗粒粒径较大，沉降性能较好。因此，较高的溶解氧浓度和水利剪切力更有利于污泥颗粒的形成。

2.2.2 有机负荷

有机负荷作为体系的营养物质，对污泥生长状况和颗粒细菌群落的变化产生直接的影响。负荷过低，微生物生长缓慢；负荷过高，将导致丝状菌大量生长，从而阻碍污泥沉降，导致反应器运行状态不稳定。LI等[12]研究证明了好氧颗粒污泥造粒的过程中不同的有机负荷对微生物生长的影响，结果显示，有机负荷会直接影响污泥颗粒的形貌结构和菌群结构。在高负荷率的条件下微生物利用葡萄糖等营养物质进行快速繁殖，形成形态较大、结构较松散的颗粒；而低负荷条件下微生物的生长缓慢且利于变形菌形成球状体，形成小而致密的颗粒形态。在整个造粒的过程中，污泥颗粒中的微生物菌落在细菌种类丰富度和优势菌群方面都经历了动态变化。底物负荷率最高的反应器的细菌多样性指数最低，而底物负荷率最低的则具有最高的多样性指数。此外LI等[13]发现有机负荷COD浓度为200mg/L时污泥不能颗粒化，只有当加入一定量的活性炭时好氧颗粒污泥在培养120天后形成。苏海佳等[14]采用交替调节进料负荷的方法，短期内快速制备出活性高、负荷波动耐受力强的好氧颗粒污泥。因此在未来的培养过程中可以通过高低有机负荷率的交错添加，更有利于菌群多样性形成，加速污泥颗粒化和稳定性。

2.2.3 金属离子

金属离子（如Ca2+、Mg2+等）作为微生物生长的微量元素，可以促进微生物的快速增长，并增加菌群的多样性指数，促进好氧污泥的颗粒化进度。HAO等[15]报道了不同种类及浓度的金属离子对絮状活性污泥、成熟颗粒污泥的微生物吸附能力以及群体感受力的影响。研究发现，在絮状物污泥中加入2mg/L的Cu2+、Fe2+对污泥颗粒化有明显的促进作用。LIU等[16]研究比较了添加Ca2+与Mg2+对好氧颗粒污泥形成的影响，结果表明Ca2+、Mg2+含量均为40mg/L的条件下，含有Ca2+的颗粒污泥形成速度较快且物理性能优异；而含Mg2+的颗粒污泥其胞外多聚物含量较高，并且生物相更丰富，对污水的处理效果也更好。WANG等[17]研究了Cu2+和Ni2+的添加对于SBR（内含预培养颗粒）运行的影响，结果发现，Cu2+显著降低了生物量浓度、好氧颗粒内的微生物多样性以及微生物活性，而添加Ni2+对颗粒的性能造成的影响较小。王亚利等[18]研究聚氯化铝不同添加时间对颗粒物污泥的培养进行了研究，结果发现在第8～14天添加聚氯化铝使颗粒形成时间提前了6天，且形成的颗粒外形规则，大小均匀，去除污染物性能良好，胞外多聚物和蛋白质含量总体较多，有利于颗粒污泥的形成。这些实验证明，多价阳离子对于颗粒的形成、好氧颗粒污泥的物化性能以及处理污水的能力都有影响。

2.2.4 代谢方式

不同的代谢方式同样会影响活性污泥颗粒化进程，常见的有好氧造粒和厌氧/好氧间歇进行的造粒方式。PIJUAN等[19]研究了在饥饿期长期厌氧和交替厌氧/好氧过程对于活性好氧颗粒污泥结构的影响，在两种状态下，饥饿期的末段颗粒的形态都发生了变化。间歇厌氧/好氧饥饿的条件下，颗粒的密实度损失得更快也更显著；该条件下，Ca2+的释放表明了EPS的退化；在厌氧和间歇厌氧/好氧饥饿期，硝化细菌的活性分别降低了20%和36%。WAN 等[20]采用厌氧-好氧交替循环的操作模式，厌氧阶段明显提高了生物群落的密实度，并且在低曝气速率条件下形成的颗粒（表观气速为0.63cm/s），厌氧/好氧体系相比于更为传统的好氧反应器，得到的颗粒污泥具有较低的体积指数（SVI30=45 mL/g）和较高混合液悬浮固体浓度（MLSS=9～10g/L）。

2.2.5 接种颗粒污泥的影响

在好氧颗粒污泥系统的启动阶段，破碎颗粒污泥的添加同样会影响好氧颗粒污泥系统的启动时间。PIJUAN等[21]研究向反应器中添加部分破碎颗粒污泥以减少好氧颗粒污泥系统的启动时间，实验结果表明破碎颗粒污泥加入量越多，好氧颗粒污泥系统启动时间越短。特别是当添加的破碎颗粒污泥占50%时，可以实现最短的颗粒化时间18天。所形成的颗粒具有很好的除氮功能，但可能由于亚硝酸盐的短暂积累会使聚磷菌受到抑制，磷的去除效果受到一定程度的影响。而LONG等[22]用接种75%活性污泥和25%颗粒污泥的方法同样达到了18天的颗粒污泥形成时间。苏海佳等[23]的研究进一步证明了该结论，其采用好氧污泥自凝聚固定化培养技术，通过一定量破碎颗粒污泥的添加，可将普通活性污泥在一个月之内驯化出颗粒结构致密、粒径均匀、边缘清晰、形状较为规则的好氧污泥颗粒，大幅缩短了整个工艺的启动时间。为了研究破碎颗粒加速颗粒化这一现象的机制，VERAWATY等[24]进行了如下实验：采用4μm直径的荧光微球颗粒来标记絮状污泥和粉碎颗粒的表面，标记后的污泥添加到实验室规模的废水处理厂中，颗粒的形成过程通过共聚焦激光扫描显微镜（CLSM）进行检测（如图2所示）。结果观察到，絮状污泥附着在接种颗粒的表面以形成较大的颗粒，从而减少污泥的洗出，缩短了颗粒化时间。这一实验结果表明颗粒可以作为核心，从而为絮状颗粒提供附着位点，加快颗粒的形成。

2.2.6 其他影响因素

由于污泥颗粒本质上是微生物菌群聚集生长，其影响因素非常多，近些年来，众多学者对好氧污泥颗粒进行了大量的研究，反应器结构[25]、环境温度[26]、系统沉降时间、细胞疏水性等众多因素都对颗粒化过程有着较大影响。

2.3 好氧颗粒污泥的形成机制

许多学者研究了其形成机制，但由于颗粒化过程受到众多操作参数的影响，目前学者对于好氧颗粒形成机制存在很多假设。目前流行的有晶核假说、选择压驱动假说以及自絮凝原理等。在众多假说中，被大家广泛认同的是胞外多聚物假说和丝状菌假说。

2.3.1 胞外多聚物假说模型

图2 反应器运行的第26天絮状污泥附着在颗粒表面的共聚焦激光扫描显微镜图

胞外多聚物假说模型是由SCHMIDT等[3]在前人的研究基础上总结的。该模型是指胞外多聚物（extracellular polymeric substances，EPS）是构成细菌细胞和其他颗粒物质之间的连接桥梁，从而形成颗粒聚集体。细胞分泌的EPS中含有蛋白、多糖、腐植酸、脂质等物质，黏性较大，有助于颗粒化的启动。如MORE等[27]报道了EPS是一种潜在的微生物絮凝剂。LIN等[28]认为蛋白质和多糖含有大量羟基及羧基，这些官能团的存在将增强污泥表面的疏水性，促进微生物聚集，加快污泥颗粒化。ADAV等[29]证实，在水力剪切力的作用下，颗粒EPS中蛋白比多糖的含量增长得更快；而饥饿（基质匮乏）条件下，EPS被直接作为营养来源而降解，从而导致微生物分离、颗粒解体。如图3(a)所示，DENG 等[30]也研究了胞外聚合物对颗粒污泥形成的影响，并在32天成功培养出成熟颗粒污泥。同时，其研究结果发现充足的营养物质可以促进胞外聚合物的快速分泌，从而加快颗粒污泥快速培养；并且胞外聚合物的含量和污泥沉降体积指数具有很好的线性关系，其模拟方程为SVI = –0.36 EPS +118，可见胞外聚合物可以促进颗粒的致密性和沉降性。

2.3.2 丝状菌假说模型

BEUN等[4]提出了丝状菌假说模型。其采用7.5kg COD/(m3·d)的底物负荷率，在接种活性污泥之后，丝状菌在反应器内占主导。随后丝状菌构成菌丝球，作为自固定的支架，有利于细菌的依附，培养出平均粒径3.3mm的好氧颗粒。在剪切力的作用下，菌丝球表面的丝状菌被逐渐洗脱，菌丝球成为更加致密的颗粒。当颗粒的直径为5mm左右时，由于内部溶氧的限制导致颗粒裂解。此时，裂解的菌群已经大到足以通过自身的快速沉降而保留在反应器内，这些菌群进一步长大成为颗粒，如图3(b)所示。

杜硕等[31]利用丝状菌假说和胞外聚合物假说，采用SBR系统，通过促进和抑制丝状菌生长的方法，成功地培育出了两种不同性质的好氧颗粒污泥。但由于操作条件、培养目的不同，没有一种模型可以描述好氧颗粒从形成到解体的整个生命过程，并囊括怎样形成多层结构、如何在有机物降解中发挥作用。但是对好氧颗粒污泥的形成机理、微生物菌群结构及作用机制的深入研究，不仅能够提高人们对好氧颗粒污泥的认识，而且可以加快该项新技术的推广应用。

图3 好氧颗粒污泥的形成机理示意图

2.4 好氧颗粒污泥稳定性的影响因素

在实际应用中，废水处理技术长期运行的稳定性是必不可少的。但是现有研究表明，经过长时间的运行后，好氧颗粒污泥稳定性会降低，从而裂解。有学者提出导致颗粒稳定性降低的原因包括：①丝状微生物过量生长导致颗粒结构蓬松，从而使颗粒易于洗出；②厌氧内核的水解作用；③有毒有害污染物的冲击等，多种因素均会造成好氧颗粒污泥稳定性降低。

2.4.1 丝状微生物的过量生长

好氧颗粒的密度和强度与微生物的生长速度负相关。这是因为微生物的高速生长导致了颗粒尺寸的快速增加，同时丝状菌的过度生长也会导致颗粒结构疏松，沉降性能降低，使得颗粒易于洗出。LIU等[32]证实了在溶解氧（DO）较低时，丝状微生物的过度生长会导致反应器操作失败。这是因为以丝状菌为主的颗粒逐渐长大，传质受到了限制，而供给颗粒内部厌氧微生物的营养物质不能满足需求，颗粒裂解。LI等[33]发现过高的COD浓度会导致丝状菌的大量生长，抑制EPS的分泌，从而导致颗粒污泥的完整性遭到破坏。此外丝状微生物很可能会堵住管道，引起反应器系统的运行问题。ADAV等[34]比较了在不同的曝气强度（1～3L空气/min）下处理苯酚废水的3个相同的反应器，以观察颗粒化过程。在低的曝气强度（1L/min）下没有颗粒形成，而在高曝气强度（3L/min）下会形成有紧密内核的粒径为1～1.5 mm的成熟稳定颗粒，他们发现，强劲的剪切力会在长期运行中抑制丝状菌的生长。

2.4.2 好氧颗粒内核的水解

好氧颗粒在形成过程中，由于氧气传质的限制，会逐步形成一个厌氧的内核，厌氧内核的稳定性会直接影响好氧颗粒的稳定性。ZHENG等[35]提出，大颗粒的传质限制会产生一个厌氧内核以激发厌氧菌群的活性，从而导致颗粒解体。ADAV等[36]证实了出现在好氧颗粒内部的蛋白水解细菌与内核的退化衰落有关，并导致了颗粒的瓦解。LEMAIRE 等[37]采用光学显微镜、扫描以及透射电镜、共聚激光扫描与荧光原位杂交相结合以及溶氧和pH电极研究好氧颗粒的结构。他们指出，成熟颗粒的破碎是由于颗粒内孔洞的堵塞阻碍了微生物对于营养物质的摄取。经历较长时间的饥饿之后，颗粒结构会变得更脆弱。研究已经证实，在较长的闲置期内，颗粒稳定性和活性的损失与其储存温度相关。陈垚等[38]通过缓慢增加进水有机负荷对低温储存后的高盐好氧颗粒污泥进行了活性恢复研究。结果表明，低温储存6周后高盐好氧颗粒污泥的外部特征仍基本保持完好，但颜色和内部结构发生较大变化。这是因为在无溶解氧和营养物情况下的低温储存期间，颗粒污泥中的异养微生物易发生内源呼吸与胞内水解，导致颗粒污泥丧失其生物活性。

2.4.3 有毒有害污染物的冲击

在市政废水和含有有毒难降解污染物的工业废水处理技术中，好氧颗粒污泥技术有很大潜力。然而，好氧颗粒污泥的形成和结构稳定性对于有毒物质的冲击很敏感。ZHU等[6]研究了常见有毒污染物对氯苯胺对颗粒结构和性能的影响，结果表明，进水中含有200mg/L对氯苯胺时会导致好氧颗粒污泥的瓦解以及削弱其去除污染物的能力。对于成熟和瓦解颗粒污泥EPS的分析表明，其中的EPS蛋白含量会降低，特别是含有酰胺I3转螺旋和β-折叠以及天冬氨酸成分的降低，不利好氧颗粒污泥稳定性的维持。微生物群落分析表明，像Kineosphaera limosa一样的优势菌群的消失以及Acinetobacter的出现，可能会对EPS的降低和好氧颗粒污泥的瓦解产生较大的影响。DONG等[39]研究了低4-氯苯酚（4-CP）对于好氧颗粒污泥稳定性的影响。结果表明，由乙酸盐作为进料培养得到的好氧颗粒可以降解4-CP，也可以抵御进水中的高4-CP浓度，表明驯化的颗粒将以很高的去除速率去除4-CP。CATARINA等[7]研究了氧氟沙星、诺氟沙星、环丙沙星3种喹诺酮类杀菌剂对于好氧颗粒的影响，实验发现整个过程的COD去除并未受到喹诺酮类药物的影响，只有P的去除过程受到了一定程度的影响。结果表明，与喹诺酮类药物接触会导致颗粒的不稳定，而当进水中不再含有喹诺酮类药物时，颗粒会快速地恢复。

2.4.4 其他因素

除上述因素之外，在实际应用中以及长期运行中，如菌群的功能性缺失[40]，微生物胞外多糖复合物总多糖/总蛋白（PS/PN）比例失调[41]，操作条件的改变等多种因素均会造成好氧颗粒污泥稳定性丧失，从而影响好氧颗粒污泥的工业实际使用。

2.5 好氧颗粒污泥稳定性的提高

针对上述引起好氧颗粒污泥稳定性降低的原因，一些学者提出用于提高颗粒稳定性的方法，包括：①采用合适的运行条件，如有机负荷率、溶氧浓度、碱度的高低以及饥饿期的长短[42]；②在低溶氧浓度下，生长缓慢的微生物，比如积累磷酸盐或者糖原的细菌，会增加颗粒的稳定性[43]；③生物强化技术等来提高好氧颗粒污泥稳定性。

2.5.1 适宜的有机负荷率

有机负荷率（OLR）是一个决定颗粒稳定性的重要因素。董苗苗等[44]发现有机负荷过低或过高均不利于颗粒污泥的稳定，过高会抑制颗粒污泥生长，脱氢酶活性降低，胞外蛋白（PN）含量下降，颗粒污泥可能解体，颗粒污泥稳定性变差。当反应器COD有机负荷为5.4kg/(m3·d)时，颗粒污泥EPS含量最高，且以PN为主，颗粒平均粒径较大，分布均匀，稳定性较好。LI等[45]采用微生物聚集体（2～3mm）和丝状真菌的接种污泥培养好氧颗粒。研究表明：高OLR[2kgCOD/(m3·d)]下，颗粒中的真菌在100天的培养后消失。而在低OLR[0.5kgCOD/( m3·d)]时，最终形成的颗粒中真菌占主导作用。该作者认为，高OLR能够控制真菌的旺盛生长，并保持颗粒的稳定性。LONG等[42]在连续流反应器中用逐渐增加有机负荷的方法对好氧颗粒污泥能够承受的有机负荷范围进行了研究。结果表明：当有机负荷率≤15kg/(m3·d)时，好氧颗粒污泥能够稳定存在，且污泥沉降系数、颗粒化程度、粒径以及含水率分别达到21mL/g，98%、1.8mm和97.2%。而当有机负荷率上升至18kg/(m3·d)时，污泥性质短时间内迅速恶化。随着有机负荷的增加，好氧颗粒污泥核心位置的厌氧微生物大量死亡，造成好氧颗粒污泥结构不稳定，最终颗粒絮化解体。因此高或者低水平的OLR在不同的研究中存在较大差异。

2.5.2 添加物的存在

REN等[46]研究表明Ca2+的添加增加了好氧颗粒内的多糖含量，由于Ca2+的沉降作用，从而使富含钙离子的好氧颗粒的抗压强度可以提高到0.16～0.42N/mm2（Ca2+含量为86.8～151.1mg/g悬浮固体）。ADAV等[47]研究则表明，在低温下（–20℃），苯酚培养的好氧颗粒能够保持80%～99%的活性，这比乙酸盐培养的颗粒要好。在所有储存温度下，储存溶液中添加苯酚，能够很明显地维持颗粒的生物活性。DAI等[48]则通过向填有好氧颗粒污泥的SBR内添加不同浓度（10mg/L、30mg/L、100mg/L、150mg/L、300mg/L、500mg/L）的苯胺作为进水，研究发现：在苯胺首次添加的时候，好氧颗粒污泥的活性会受到一定程度的抑制，颗粒表面变得褶皱，颗粒表面的球状菌变小，完整性下降（图4）。但是由于苯胺的逐渐添加会引起构成颗粒的微生物菌群的变化所以颗粒能够很快适应底物的变化，优势菌种发生变化，抑制作用逐渐缓解。而随着苯胺浓度的增加，颗粒长得更加密实，沉降更加迅速，其SVI甚至可以达到35mL/g，沉降速度达到41.56m/h（图5）。研究结果表明，由乙酸盐和苯胺共同培养得到的好氧颗粒污泥更加致密和稳定，并且可以抵御一定浓度苯胺等有毒物质的冲击。

图4 好氧颗粒污泥的表观图

图5 不同苯胺浓度下颗粒的SEM图

2.5.3 生物强化技术

通过生物强化技术，也可以提高好氧颗粒污泥的稳定性。IVANOV等[49]从好氧颗粒污泥中分离得到快速沉降的微生物聚集体后，对其进行重复挑选和分批培养得到了5株细胞凝聚指数高于50%的菌株。Pseudomonas veronii菌种被认为是最有利于颗粒化的菌株。当P. veronii strain B被用于好氧颗粒化过程的启动，在开始培养的3天后形成生物颗粒，9天后产生活性颗粒污泥。由起始培养物P. veronii strain B产生的微生物聚集体（SVI为70mL/g），比由活性污泥产生的聚集体（SVI为106mL/g）结构更加致密。QUAN等[50]在两个SBR内培养降解2,4-二氯苯氧乙酸的好氧颗粒，一个反应器采用供体菌株假单胞菌SM 1443的pJP4质粒，另一个则作为对照，在两个反应器内均培养得到了能够将2,4-二氯苯氧乙酸（约500mg/L）作为单一碳源利用的颗粒。在生物强化和对照反应器内最终得到的颗粒，颗粒粒径分别为600μm和500μm，Shannon-Weaver多样性指数分别为0.96和0.55。在颗粒化过程中通过DGGE的图谱可以发现微生物菌群产生变迁。与对照组颗粒相比，在生物强化的反应器内表现出了更好的沉降性能、更大的粒径、更丰富的微生物多样性以及对于2,4-二氯苯氧乙酸更强的承受能力。

3　展 望

作为新兴的废水处理技术，好氧颗粒污泥具备紧凑的结构、良好的沉降性能、丰富的微生物相以及高生物停留量等优点，可以在一定程度上弥补传统活性污泥法的缺陷。然而，颗粒污泥形成的机制还未被研究透彻，由于颗粒污泥是微生物群体为适应外界环境条件（营养物质浓度、水力剪切力、溶解氧等）而自然凝集形成的特殊微生物聚集形式、多种微生物在颗粒中代谢互补的营养关系以及在有机污染物降解过程中的协同效应，人们知之甚少，反过来又影响人们对好氧颗粒污泥培养机制的深入了解。因此，好氧颗粒污泥的形成机制、影响颗粒污泥稳定性因素和多细胞协同作用机理还需要更深入的研究，以提高人们对好氧颗粒污泥的认识，从而加快好氧污泥颗粒的工业化推广应用。

参 考 文 献

[1] 向心怡，陈小光，戴若彬，等. 厌氧膨胀颗粒污泥床反应器的国内研究与应用现状[J]. 化工进展，2016，35（1）：18-25.

[2] MISHIMA K，NAKAMURA M. Self-immobilization of aerobic activated sludge-a pilot study of the aerobic up flow sludge blanket process in municipal sewage treatment[J]. Water Science and Technology，1991，23（4/5/6）：981-990.

[3] SCHMIDT J E，AHRING B K. Granular sludge formation in upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactors [J]. Biotechnology and Bioengineering，1996，49（3）：229-246.

[4] BEUN J J，HENDRIKS A，VAN LOOSDRECHT M C M，et al. Aerobic granulation in a sequencing batch reactor [J]. Water Reseach，1999，33（10）：2283-2290.

[5] DE BRUIN L M M，VAN DER ROEST H F，De KREUK M K，et al. Promising results Pilot research aerobic granular sludge technology at WWTP Ede[M]. London：IWA Publishing，2005，25（3）：135-142.

[6] ZHU L，LV M L，Dai X，et al. The stability of aerobic granular sludge under 4-chloroaniline shock in a sequential air-lift bioreactor (SABR)[J]. Bioresource Technology，2013，140：126-130.

[7] AMORIM C L，MAIA A S，MESQUITA R B R，et al. Performance of aerobic granular sludge in a sequencing batch bioreactor exposed to ofloxacin，norfloxacin and ciprofloxacin[J]. Water Research，2013，55：101-113.

[8] WINKLER M K H，KLEEREBEZEM R，KHUNJAR W O，et al. Evaluating the solid retention time of bacteria in flocculent and granular sludge[J]. Water Research，2012，46（16）：4973-4980.

[9] 鲁磊，信欣，鲁航，等. 连续流好氧颗粒污泥系统处理低COD/N实际生活污水的工艺优化[J]. 环境科学，2015，36（10）：3778-3785.

[10] JI G D，ZHAI F M，WANG R J，et al. Sludge granulation and performance of a low superficial gas velocity sequencing batch reactor (SBR) in the treatment of prepared sanitary wastewater[J]. Bioresource Technology，2010，101（23）：9058-9064.

[11] MOSQUERA-CORRAL A，DE KREUK M K，HEIJNEN J J，et al. Effects of oxygen concentration on N-removal in an aerobic granular sludge reactor[J]. Water Research，2005，39（12）：2676-2686.

[12] LI A J，YANG S F，LI X Y，et al. Microbial population dynamics during aerobic sludge granulation at different organic loading rates[J]. Water Research，2008，42（13）：3552-3560.

[13] LI A J，LI X Y，YU H Q. Granular activated carbon for aerobic sludge granulation in a bioreactor with a low-strength wastewater influent[J]. Separation and Purification Technology，2011，80（2）：276-283.

[14] 苏海佳，刘鑫，代雅洁，等. 用于低浓度废水的耐负荷波动性好氧颗粒污泥的培养方法：102583721A[P]. 2012-07-18.

[15] HAO W，LI Y C，LV J P，et al. The biological effect of metal ions on the granulation of aerobic granular activated sludge[J]. Journal of Environmental Sciences，2016. DOI：10.1016/j.jes.2015.10.031.

[16] LIU L，GAO D W，ZHANG M，et al. Comparison of Ca2+and Mg2+enhancing aerobic granulation in SBR[J]. Journal of Hazardous Materials，2010，181（1/2/3）：382–387.

[17] WANG X H，GAI L H，SUN X F，et al. Effects of long-term addition of Cu(Ⅱ) and Ni(Ⅱ) on the biochemical properties of aerobic granules in sequencing batch reactors [J]. Applied Microbiology and Biotechnology，2010，86（6）：1967-1975.

[18] 王亚利，刘永军，刘喆，等. 聚合氯化铝投加时间对好氧颗粒污泥的形成和胞外聚合物的影响[J]. 化工进展，2015，34（1）：278-284.

[19] PIJUAN M，WERNER U，YUAN Z G. Effect of long term anaerobic and intermittent anaerobic/aerobic starvation on aerobic granules[J].Water Reseach，2009，43（18）：3622-3632.

[20] WAN J F，YOLAINE B，SPERANDIO M. Alternating anoxic feast /aerobic famine condition for improving granular sludge formation in sequencing batch airlift reactor at reduced aeration rate[J]. WaterResach，2009，43（12）：5097-5108.

[21] PIJUAN M，WERNER U，YUAN Z G. Reducing the startup time of aerobic granular sludge reactors through seeding floccular sludge with crushed aerobic granules [J]. Water Research，2011，45（16）：5075-5083.

[22] LONG B，YANG C Z，PU W H，et al. Rapid cultivation of aerobic granular sludge in a continuous flow reactor[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering，2015，3（4）：2966-2973.

[23] 苏海佳，刘鑫，代雅洁，等. 一种好氧颗粒污泥的固定化培养方法：102583722A[P].2012-07-18.

[24] VERAWATY M，PIJUAN M，YUAN Z，et al. Determining the mechanisms for aerobic granulation from mixed seed of floccular and crushed granules in activated sludge wastewater treatment[J]. Water Research，2012，46（3）：761-771.

[25] 饶彤彤，王立，李军，等. 不同流态对好氧污泥颗粒化的影响[J]. 中国给水排水，2011，27（15）：88-90.

[26] SONG Z W，REN N Q，ZHANG K. Influence of temperature on the characteristics of aerobic granulation in sequencing batch airlift reactors[J]. Journal of Environmental Sciences，2009，21（3）：273-278.

[27] MORE T T，YADAV J S S，YAN S，et al. Extracellular polymeric substances of bacteria and their potential environmental applications[J]. Journal of Environmental Management，2014，144：1-25.

[28] LIN Y M，NIEROP K G J，GIRBAI-NEUHAUSER E，et al. Sustainable polysaccharide-based biomaterial recovered from waste aerobic granular sludge as a surface coating material[J]. Sustainable Materials and Technologies，2015，4：24-29.

[29] ADAV S S，CHEN M Y，LEE D J，et al. Degradation of phenol by aerobic granules and isolated yeast Candida tropicalis[J]. Biotechnology and Bioengineering，2007，96（5）：844-852.

[30] DENG S，WANG L X，SU H J. Role and influence of extracellular polymeric substances on the preparation of aerobic granular sludge[J]. Journal of Environmental Management，2016，173：49-54.

[31] 杜硕，张朝晖，张宇峰，等. 好氧颗粒污泥形成机理及其去污效果[J]. 天津工业大学学报，2011，30（1）：43-46.

[32] LIU Y，LIU Q S. Causes and control of filamentous growth in aerobic granular sludge sequencing batch reactors[J]. Biotechnology Advance，2006，24（1）：115-127.

[33] LI W W，ZHANG H L，SHENG G P，et al. Roles of extracellular polymeric substances in enhanced biological phosphorus removal process[J]. Water Research，2015，86：85-95.

[34] ADAV S S，LEE D J，REN N Q. Biodegradation of pyridine using aerobic granules in the presence of phenol[J]. Water Research，2007，41（13）：2903-2910.

[35] ZHENG Y M，YU H Q，LIU S J，et al. Formation and instability of aerobic granules under high organic loading conditions[J]. Chemosphere，2006，63（10）：1791-1800.

[36] ADAV S，LEE D J，LAI J Y. Proteolytic activity in stored aerobic granular sludge and structural integrity[J]. Bioresource Technology，2009，100（1）：68-73.

[37] LEMAIRE R，WEBB R I，YUAN Z G. Micro-scale observations of the structure of aerobic microbial granules used for the treatment of nutrient-rich industrial wastewater[J]. ISME Journal，2008，2（5）：528-541.

[38] 陈垚，张志敏，袁绍春，等. 高盐好氧颗粒污泥低温储存后活性恢复研究[J]. 中国给水排水，2015，31（5）：22-25.

[39] DONG W，WANG Y F，WANG X D，et al. Toxicity assessment of 4-chlorophenol to aerobic granular sludge and its interaction with extracellular polymeric substances[J]. Journal of Hazardous Materials，2015，289：101-107.

[40] JIANG B，LIU Y. Energy uncoupling inhibits aerobic granulation[J]. Applied Microbiology and Biotechnology，2010，85（3）：589-595.

[41] WANG X，ZHANG B，SHEN Z Q，et al. The EPS characteristics of sludge in an aerobic granule membrane bioreactor[J]. Bioresource Technology，2010，101（11）：8046-8050.

[42] DE KREUK M K，VAN LOOSDRECHT M C M. Selection of slow growing organisms as a means for improving aerobic granular sludge stability[J]. Water Science and Technology，2004，49（11）：9-17.

[43] 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.

[44] 董苗苗，陈垚，蒋彬，等. 有机负荷及DO对高盐好氧颗粒污泥稳定性的影响[J]. 水处理技术，2015，41（6）：67-70.

[45] LI A J，ZHANG T，LI X Y. Fate of aerobic bacterial granules with fungal contamination under different organic loading conditions[J]. Chemosphere，2010，78（5）：500-509.

[46] REN T T，LIU L，SHENG G P，et al. Calcium spatial distribution in aerobic granules and its effects on granule structure，strength and bioactivity[J]. Water Research，2008，42（13）：3343-3352.

[47] ADAV S S，LEE D J，TAY J H. Activity and structure of stored aerobic granules[J]. Environmental Technology，2007，28（11）：1227-1235.

[48] 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.

[49] IVANOV V，WANG X H，STABNIKOVA O. Starter culture of Pseudomonas veronii strain B for aerobic granulation[J]. World Journal of Microbiology and Biotechnology，2008，24（4）：533-539.

[50] QUAN X C，MA J Y，XIONG W C，et al. Effects of gene-augmentation on the formation，characteristics and microbial community of 2,4-dichlorophenoxyacetic acid degrading aerobic microbial granules[J]. Journal of Hazardous Materials，2011，196（1）：278-286.

A review on the aerobic granular sludge technology

SU Haijia，WANG Luxi，DENG Shuang，DAI Yajie，WANG Chenxu
（Beijing Key Laboratory of Bioprocess,Beijing University of Chemical Technology，Beijing 100029，China）

Abstract：In recent years，water resource shortage and water pollution have been becoming more and more serious. Due to the large amount of excess sludge production，the application of traditional activated sludge technology was restrictions in wastewater treatment in some extent. Aerobic granular sludge technology with compact structure，good settle ability，high biomass retention，various microbial functions and less residual sludge is a promissing method in wastewater treatment. In present paper，the effect parameters on the rapid cultivation of granular sludge and formation process，such as the superficial gas velocity，dissolved oxygen level，the organic load and metal ions，were discussed. The influence factors of granular formation mechanism，the structural characteristics and the instability effect of aerobic granular sludge were focused on in order to promote the application of aerobic granular sludge technology in the wastewater treatment.

Key words：aerobic granular sludge; biological wastewater treatment technology; particulate processes; stability; biotechnology

中图分类号：X 703.1

文献标志码：A

文章编号：1000–6613（2016）06–1914–09

DOI：10.16085/j.issn.1000-6613.2016.06.033

收稿日期：2016-02-22；修改稿日期：2016-03-25。

基金项目：国家自然科学基金（21525625）、国家高技术研究发展计划（2013AA020302）及国家重点基础研究发展计划（2014CB745100）项目。