好氧颗粒污泥的稳定运行条件及应用研究进展

李琦朱兆亮李明亮翟杨

(山东建筑大学市政与环境工程学院，山东济南250101)

0 引言

20世纪90年代末，在曝气反应器中培养了一种新型的活性污泥—好氧颗粒污泥AGS(Aerobic Granular Sludge)。好氧颗粒AG(Aerobic Granular)是无载体固定的，由细菌和胞外聚合物 EPS(Extracellular Polymeric Substances)组成致密的聚集体，因此可以认为其是一种通过细胞间的自固定而逐渐颗粒化的特殊生物膜结构[1]。AGS作为一项污水深度处理工艺，其具有污水处理能力强、生物量高、抗冲击负荷能力强及剩余污泥少等优点，因而受到广泛关注。同时，与传统活性污泥系统相比，AGS工艺的运营成本、电力需求、空间需求分别降低了20%～25%、23%～40%、50%～75%；与膜生物反应器相比，其用电量降低了35%～70%。这些特点使AGS工艺成为工业废水处理的一种新选择。

AGS已在污水处理厂的连续流反应器中得到了广泛应用，但在这种连续流动的方式下，好氧颗粒的稳定性容易受到影响[2]。在长期的运行中，AGS的稳定运行存在着最佳的工艺参数。然而，许多操作参数，如有机负荷率OLR(Organic Loading Rate)、基质类型、水流剪切力、间歇性饱食—饥饿期、进水组成等，在一定程度上影响了好氧颗粒的稳定性[3]。探讨不同操作条件对AGS稳定性的影响及其在实际工业废水处理中的应用，有助于推动AGS工艺的基础性研究及工业化应用。

1 好氧颗粒污泥的特性

AGS的接种污泥为普通活性污泥，培养在高径比小、沉降时间短、纯氧曝气的序批式反应器SBR(Sequencing Batch Reactor)中[4-5]。通过重复间歇操作运行，可为微生物聚合体的生长提供条件，使其形成可快速沉降的致密颗粒。AGS良好的沉降性能使生物反应器内的生物质浓度更高、泥水分离效果更好，有利于紧凑型反应器的设计，并可以分批操作，无需二次沉降。此外，高生物量提高了体积转化率，从而提高了系统的有机负荷率。

在传统活性污泥系统中，微生物会形成形状不规则的聚集体或絮状物，其结构松散，粒径为50～300 μm。在特定的操作条件下，可形成结构致密且较大的近球形聚集体，构成所谓的好氧颗粒，其粒径一般为0.5～2.0 mm[6]。污泥沉降速率、污泥比表面积和疏水性数值均随好氧颗粒粒径的增加而增大，而污泥体积指数SVI(Sludge Volume Index)则随之减小[7-8]。

好氧颗粒通常是分层的微生物结构体，其三维结构沿径向产生溶解氧DO(Dissolved Oxygen)和底物浓度梯度，导致微生物及其代谢的分层[9-12]。好氧颗粒污泥多层结构由异养及好氧微生物组成的外层好氧区和存在反硝化的由厌氧微生物组成的缺氧及厌氧核心，从而使AGS能够进行各种好氧、厌氧代谢活动，如图1所示。

图1 好氧颗粒污泥多层结构示意图

2 运行条件对好氧颗粒稳定性的影响

当前的生物反应器运行条件，如有机负荷率、底物组成、水流剪切力、饱食—饥饿期、进水组成等不仅影响好氧颗粒的宏观特征，如大小、形状和沉降性，还影响内部微生物分布及其代谢活性。因此，这些操作因素的变化会对好氧颗粒稳定性造成影响。

2.1 有机负荷率对好氧颗粒稳定性的影响

2.1.1 低有机负荷率对好氧颗粒稳定性的影响

生活污水是一种低浓度废水，在雨季期间有机物含量更会大幅度降低。近年来，国内外学者尝试在低有机负荷率下培养和运行AGS[13-16]。Peyong等[17]研究了在OLR在0.13～1.2 kg COD/(m3·d)条件下好氧颗粒中微生物的形态和结构变化。在OLR为0.54 kg COD/(m3·d)的真实生活废水中，成熟好氧颗粒(平均粒径为2.2 mm)的稳定性在2个月的操作期间中恶化，即大颗粒逐渐分解成小颗粒，随后从反应器中流出。然而，在随后调节OLR为0.6 kg COD/(m3·d)时，则可以保持颗粒的完整性。另外，Zhang等[18]发现好氧颗粒OLR为0.58 kg COD/(m3·d)和低曝气速率运行时，呈现疏松、多孔的中空结构，并且当直径≥1 mm时变得不稳定。在沉降能力下降的同时，好氧颗粒中的EPS含量下降，因此降低了颗粒结构的整体强度。因此，在处理低浓度废水时，粒径小的颗粒有利于保持长期的沉降性能和操作稳定性，且 OLR应＞0.6 kg COD/(m3·d)，可保持AG的完整性。

2.1.2 高有机负荷率对好氧颗粒稳定性的影响

大多数活性污泥系统在OLR为0.5～2.0 kg COD/(m3·d)下运行。为了提高AGS的处理能力，一些研究侧重于在 OLR为2.5～22.5 kg COD/(m3·d)条件下运行SBR[19]。在OLR为6 kg COD/(m3·d)时，致密的好氧颗粒(d≤1 mm)逐渐膨胀为以丝状菌为主导的好氧颗粒(d约为10 mm)，当AG膨胀至16 mm时，好氧颗粒分解、污泥沉降能力恶化，随之反应器失效。尽管高OLR有利于快速制粒，但在约2周时间内，颗粒污泥急剧膨胀。因此，为了保证反应器长期的稳定运行，OLR必须从12 kg COD/(m3·d)降至6 kg COD/(m3·d)。

Long等[3]发现在连续流反应器中 OLR从5 kg COD/(m3·d)逐渐增至15 kg COD/(m3·d)时，以醋酸钠为基质的成熟好氧颗粒可在65 d内保持稳定性。然而，当OLR增加到18 kg COD/(m3·d)时，由于氧气和底物耗尽，形成了由死细胞组成的黑色内核，粒径＞1.4 mm的好氧颗粒解体，反应器流出物中絮状污泥含量高，导致AGS的处理能力降低。Río等[20]使用海产品工业废水培养好氧颗粒，其 OLR为 2～5 kg COD/(m3·d)，生成的颗粒污泥粒径达到2.4 mm，表面光滑、结构紧凑，当 OLR在 3～13 kg COD/(m3·d)变化时，好氧颗粒的尺寸急剧增加(dmax=11 mm)并解体。因此，为了增强AGS的稳定性，可将OLR控制在2～5 kg COD/(m3·d)。

2.2 底物组成对好氧颗粒稳定性的影响

在OLR相同的情况下利用不同底物培养AGS，形成的好氧颗粒的稳定性具有明显差异，表明底物组成在好氧颗粒稳定性中起了一定影响。底物组成高度影响好氧颗粒的形态和结构[21]。如葡萄糖喂养的好氧颗粒中丝状菌占优势，表现出松散的形态，而醋酸钠、乙酸酯喂养的好氧颗粒中杆菌逐渐取代丝状菌，因此好氧颗粒的结构更加紧凑，细胞之间的联系更加紧密，这表明富含能量的底物(如葡萄糖、蔗糖)会诱导丝状菌的增殖。底物组成越复杂，其降解所需的微生物种类和阶段越多，因此可以产生具有分层、复杂微观结构的好氧颗粒，而简单的基质(如醋酸盐、甲酸盐)所培养的颗粒污泥，其微生物结构相对密实简单。

生活污水和工业废水中含有各种有机、无机化合物，这种复杂底物组成通过影响好氧颗粒内的微生物种类及所产生的EPS类型从而影响好氧颗的稳定性[9]。生活污水中除了以溶解形式存在的底物之外，还有一部分污染物以胶体和颗粒的形式存在，这些物质不易生物降解。比较用醋酸盐与生活污水培养的AGS发现，用生活污水培养的好氧颗粒结构不规则且密度小[22]，这主要是由于生活污水中存在的胶体和颗粒物影响颗粒污泥结构的稳定性。因此，在外部添加可溶性碳源可提高好氧颗粒的稳定性[17]。

2.3 水流剪切力对好氧颗粒稳定性的影响

曝气强度、表观气速和反应器的高径比决定了反应器内的水流剪切力[23]。水流剪切力对好氧颗粒结构、EPS产生、好氧颗粒污泥稳定性以及好氧颗粒的快速形成具有促进作用。较高的剪切力能促进好氧污泥颗粒化，有利于在长期运行中增强好氧颗粒的稳定性，而相对较低的水流剪切力则有利于好氧颗粒污泥粒径的增加。

在AGS反应器中，水流剪切力的大小通过曝气量来控制，用表观气速来表示[24]。已有研究表明，只有在表面气速达到1.2 cm/s时，才会在反应器中生成AGS[25]，在此前提下水流剪切力与 AGS的EPS含量、比耗氧速率 SOUR(Specific Oxygen Uptake Rate)、表面疏水性、比重等均呈正相关性，且上升气速越大，所形成AGS的密度和稳定性越高，形状越规则。Tay等[25]在有效容积为2.3 L的反应器中以0.3、1.2、2.4和3.6 cm/s的表观气速培养AGS，当水流剪切力达到一定的强度才会在反应器中形成颗粒污泥。在较大的剪切力下，形成的颗粒污泥结构紧密，同时可刺激AGS分泌EPS，提高细胞表面的疏水性，有利于微生物相互聚集形成颗粒，在好氧颗粒的结构稳定性中起决定性作用[26]。

曾萍等[27]对不同剪切力条件下培养的AGS研究发现，当表观气速为0.7 cm/s时，多糖/蛋白质为1.53，疏水性为43%，而当表观气速为3.0 cm/s时，这2项分别增大到2.37%和59%，说明表观气速的升高有效改善了EPS中多糖与蛋白质的构成比例，同时增强了好氧颗粒表面的疏水性。鲁磊等[28]研究了AGS在不同水流剪切力下的特征变化，发现当SBR反应器中曝气量为0.3 L/min时所产生的水流剪切力较为适宜，此时微生物易于聚集成规则的颗粒污泥，但将曝气量提高到0.4 L/min时污泥受到冲刷，污泥颗粒结构遭到破坏，导致颗粒污泥解体。这也与其他学者的研究结果一致[29]。

综上所述，当表观气速在1.2～3.6 cm/s的范围内可形成AGS，控制表观气速＞2.5 cm/s所形成的颗粒污泥结构紧密、稳定性高。

2.4 间歇性饱食—饥饿喂养方式对好氧颗粒稳定性的影响

由于微生物种群具有多样性，因此可通过对操作条件的控制有目的性地选择所需菌群。反应器在运行过程中，可将曝气阶段可以分为2个时期，即基质降解期和好氧饥饿期。饱食—饥饿期对AG稳定性的影响见表1。

表1 饱食—饥饿期对AG稳定性的影响及分析表

Beun等[35]已证实间歇性喂食可以形成更加光滑、紧密的颗粒污泥。虽然短暂的饥饿期会加速颗粒的形成，但这种情况对AGS的稳定性有负面影响。而在较长的饥饿期下，形成的好氧颗粒结构更加致密紧凑，说明生长缓慢的微生物对生物膜的稳定性产生了积极影响，这是由于微生物细胞在较长的有氧饥饿期增加了其表面疏水性，造成吉布斯自由能减小，从而可促进好氧颗粒的形成；相反，当饱食期时间长度超过饥饿期时，可观察到颗粒污泥表面的丝状菌大量繁殖。

Liu等[32]研究发现当饱食期为曝气时间的40%时，好氧造粒过程加快，但是颗粒污泥的长期稳定性受到了损害。Wang等[31]指出当饱食期为曝气时间的20%时，形成的好氧颗粒稳定性强，且具有一定的物理强度。López-Palau等[34]研究发现当饱食期时间长度占曝气时间的33%时，会形成稳定、致密、耐蚀的颗粒。

综上所述，在反应器长期运行中，当饱食期占曝气时间的40%，即饱食期与饥饿期时间比例为1∶2的情况下，所形成的好氧颗粒的沉降速度更快、稳定性更高。

2.5 COD/N对好氧颗粒稳定性的影响

工业进水中COD与氮的比例(COD/N)会直接影响好氧颗粒的稳定性。(1)较高的比值会导致丝状菌的过度生长而引起好氧颗粒结构瓦解。Kocaturk等[36]研究发现当COD/N值在10～30之间时，有利于形成以丝状菌为主导的AGS。(2)当COD/N降低至1时，会使微生物群落发生较大的变化且EPS含量降低，影响AGS的硝化速率、物理强度、颗粒大小及沉降性能，颗粒污泥结构发生解体，降低稳定性。然而，当COD/N在2～5之间，会形成致密且粒径较小的好氧颗粒，其中富含生长缓慢的硝化细菌。在这项研究中，观察到对于去除效率及保持AGS的稳定性而言，最佳COD/N为7.5，结果与Peyong[17]等(COD/N为100/6)和Luo等[37](COD/N为1～4)的结果相似，因此为了保持AG的稳定性，COD/N比值应控制在2～10之间。

3 好氧颗粒污泥在废水处理中的应用

AGS在纺织、橡胶、牲畜、垃圾渗滤液等工业废水处理中的应用研究，大多是使用模拟废水进行的。已有研究表明，在处理易于生物降解的真实废水的同时成功地培养出了AGS。

3.1 纺织废水

纺织废水中含有大量不同类型的难降解有毒污染物，需要采取多种处理措施。Lotito等[38]评估了采用生物膜序批式生物滤池颗粒反应器处理纺织厂废水的可行性，该反应器允许微生物以AGS和生物膜的形式生长，该系统即使在污泥产量低(每kg COD消耗 0.1 kg干污泥)、高有机负荷(2.4～2.6 kg COD/(m3·d))的情况下，也能达到较好的处理效果。且随后的研究表明，AGS系统适用于印染废水排放到污水处理厂前的现场预处理，并且AGS系统能够有效的处理生活污水与纺织废水的混合水体。因此，基于AGS的系统既可用作印染废水排放前的现场预处理手段也可以用作一般污水处理厂的主要处理单元。

3.2 橡胶废水

橡胶加工过程中产生的含有大量有机碳和氮的污水。Rosman等[39]采用SBR工艺，其循环时间为3～6 h，可以利用橡胶厂排放的污水培育粗AGS(平均粒径为1.5～2.0 mm、沉降速度为33～61 m/h、SVI为22.3 mL/g)。AGS可以有效地去除橡胶废水中的碳、氨氮、总氮，去除率分别为94.5%～98.4%、92.7%～94.7%和89.4%。

3.3 牲畜废水

已有研究表明利用SBR反应器处理牲畜废水可成功培养出AGS[40-43]。反应器进水采用养牛场收集的含有尿液、粪便及冲洗水的牲畜废水，培育出的 AGS(粒径为 0.1～4.1 mm、SVI为 42 mL/g、混合液悬浮固体浓度为10.3 g/L)结构紧密，对牲畜废水中COD、总氮、总磷的最大去除率分别为 74%、73%、70%。

3.4 垃圾渗滤液

垃圾渗滤液是垃圾在堆放和填埋过程中由于发酵、雨水冲刷和地表水、地下水浸泡而渗滤出来的污水，其性质取决于垃圾成分、垃圾的粒径、压实程度、水文条件、现场的气候及填埋时间等因素。一般来说，其pH 值、COD、N-N 分别为 4～9、2 000～20 000 mg/L和1 000～4 000 mg/L，重金属浓度与市政污水中重金属浓度基本一致。对垃圾渗滤液的处理具有挑战性，主要是由于其较高的N-N和重金属含量。魏燕杰[44]通过垃圾渗滤液培养出了AGS(粒径为 0.36～0.6 mm、SVI5为 27～47 mL/g)，成功实现了对天津某垃圾填埋场垃圾渗滤液中有机碳及NH4+-N的去除。试验中通过添加氧化镁和磷酸盐对垃圾渗滤液进行预处理以降低渗滤液中氨氮的含量，发现随着水中铵离子浓度的增加，COD的去除率逐渐降低，且随着铵离子初始浓度的不同观察到不同的脱氮机理。当NH4+浓度为366 mg/L时，同步硝化反硝化SND(Simultaneous Nitrification and Denitrification)为主要脱氮机理；当铵离子浓度为788 mg/L时，此时铵的硝化反应主要为短程硝化；当垃圾渗滤液中铵离子浓度＞1 105 mg/L时，亚硝酸盐和硝酸盐在12 h的循环周期内不断累积而不能去除。因此，建议在利用AGS工艺处理高氨氮垃圾渗滤液时通过预处理降低其中氨的含量。

4 展望

在过去的20年中，AGS工艺已经从实验室、试验和原型系统发展成熟并逐步扩大应用。随着AGS工艺的广泛应用，进一步优化AGS在运行过程中的稳定性至关重要。好氧颗粒结构与粒径大小影响AGS系统的稳定运行，这主要取决于操作条件及进水组成。有机负荷率、底物组成、水流剪切力、喂养方式等都会通过影响颗粒污泥的微观环境从而影响其稳定性。通过控制观气速＞2.5 cm/s、饱食/饥饿期的比例为1∶2、控制COD/N在2～10之间，能够增强好氧颗粒污泥的稳定性。而高有机负荷率条件下好氧颗粒的不稳定，通常是由于外层丝状菌的过度生长及内层氧的传导受到限制导致的。因此，未来还需继续深入探究好氧颗粒污泥的形成机理，应用现代分子生物学技术解析功能菌群的生长和分布规律，并对EPS进行分离、定量和表征，从而加快AGS工艺的工业化进程。