好氧颗粒污泥的解体机制及修复策略研究进展

郭 媛,冯思琪,权晨妍,李家科,王新华,时文歆 (.西安理工大学市政与环境工程系,西北旱区生态水利工程国家重点实验室,陕西 西安 70048；.山东大学环境科学与工程学院,山东 青岛 6637；3.重庆大学环境与生态学院,重庆 400044)

好氧颗粒污泥(AGS)通常是以传统活性污泥(CAS)为接种物,在选择压的驱动作用下由微生物相互粘附、凝聚而逐渐形成的颗粒状聚集体[1].与CAS相比,AGS 具有沉降性能优良、微生物种类丰富和抗冲击负荷能力强等优势特征.《Science》杂志分别于2014 年和2022 年两次发文将AGS 技术誉为“最具发展潜力的污水生物处理技术之一”[2]、“升级既有城镇污水处理厂的利器”[3].然而,AGS 技术存在长期运行下颗粒易解体而造成系统失稳的技术瓶颈,严重制约着这项有望促进污水处理工程革新换代的新技术在全球范围内的推广应用.

针对上述技术瓶颈,大多数研究长期聚焦于如何强化颗粒污泥空间结构,以降低解体风险而维持系统稳定.同时,也有学者以已解体AGS 为研究对象,尝试开发各种修复策略,旨在使其再颗粒化,从而实现AGS 系统的动态稳定.此外,基于“Web of science”数据库,通过文献计量学手段统计了AGS技术从1998 年至今,国内外较为关注的3 个核心词“好氧颗粒化(Aerobic granulation)”、“稳定性(Stability)”和“解体(Disintegration)”在整个AGS研究领域的相对频次,发现相比于直接的稳定性控制,颗粒解体与修复研究开始受到重视并呈上升趋势.据此可知,业内逐渐达成共识:AGS 系统在长期运行过程中出现颗粒解体现象在所难免,但AGS 可在自然或人为强化下进行“解体-再颗粒化”的动态循环,形成对颗粒污泥的持续再生利用.

关于AGS 解体与修复,国内外学者先后在影响因素、解体机制和修复方式等方面取得了一些进展,然而,至今很少有文献对其进行系统综述.因此,本文详细总结了造成AGS 解体的各类不利因素及其危害阈值,归纳了每种因素的主要作用机制,梳理了解体AGS 的现有修复策略、成效及其再颗粒化机理,并指明了现有研究的局限性及科学设想与未来研究方向,以期为AGS 技术的深入研究和大规模应用提供支撑.

1 造成AGS 解体的不利因素及其影响机制

1.1 进水成分波动

进水成分波动造成AGS 解体的研究如表1 所示.

表1 进水成分波动造成AGS 解体的研究对比Table 1 Comparison of current studies on AGS disintegration caused by influent component fluctuation

1.1.1 氨氮浓度 氨氮作为生活污水和屠宰、酿酒及造纸厂等工业废水中的一种主要污染物,其对AGS 系统运行稳定性的影响已经被广泛报道.在序批式AGS 系统中,刘宏波等[4]报道当进水氨氮浓度大于100mg/L,丝状菌大量滋生而出现颗粒解体现象.李志华等[5]在利用AGS 技术处理含有大量工业废水的市政污水中试研究中发现,当进水氨氮浓度因上游工业废水事故排放在数小时内从20.17mg/L 增加到214mg/L 后,新形成的颗粒污泥沉降性能逐渐变差,解体而转化为絮片状结构,且微生物和原后生动物大量流失,但并未发现丝状菌过度生长.相比之下,龙焙等[6]在考察高氨氮负荷对连续流AGS 系统稳定性的影响时发现,随着进水氨氮浓度的逐渐提高(200～275mg/L),起初反应器内絮状污泥的比例急剧增加,并伴随着明显的大颗粒解体.随后因絮状污泥逐渐被排出,45d 后反应器内AGS 重新占绝对优势.此外,Juang 等[7]报道连续流AGS 系统在高浓度铵盐基质条件下稳定运行了216d,但是低铵盐条件下AGS在3d 内便失去稳定性.可见,进水氨氮浓度突增对序批式和连续流AGS 系统均有冲击作用,但连续流AGS 系统有一定自修复能力,更适用于处理高氨氮废水,这主要得益于高氨氮环境能抑制异养微生物的过快生长,维持污泥解体与再颗粒化的动态平衡.

氨氮指水中以游离氨(NH3)和铵离子(NH4+)形式存在的氮,前者毒性比后者强几十倍,其可以通过抑制微生物的能量代谢而阻碍AGS 形成和稳定.Peyong等[8]发现当进水氨氮浓度达到400mgN/L 时,AGS 生物活性未受到游离氨的毒性抑制;当氨氮浓度增加到500mgN/L时,游离氨浓度为17.9mgN/L,颗粒的稳定性显著下降[9].Zheng 等[10]的研究也表明高浓度的游离氨(≥17.76mgN/L)会弱化AGS 结构稳定性.

进水氨氮波动造成AGS 解体的机制可归纳为:1)进水氨氮浓度突升将刺激丝状菌生长,导致颗粒污泥结构疏松,在强水力冲刷下发生颗粒解体和污泥流失[4];2)高氨氮进水增加了游离氨浓度,其对微生物有毒害作用,包括活性受抑,甚至死亡和自溶,细菌所产胞外聚合物(EPS)含量也会下降,导致AGS生物活性和结构稳定性恶化[5].

1.1.2 含盐量 含盐废水主要产生于印染、造纸和化工等行业,且融雪季节也会导致城镇污水处理厂进水含盐量增加.Li 等[11]报道了在较低盐度(10g/L)下AGS 内部以球菌为主,而在较高盐度(50g/L)下丝状菌滋生,但形成的丝状颗粒并未导致污泥膨胀和颗粒解体.当盐度为25g/L 时,非耐盐菌的生长受到抑制,耐盐菌的生长也未达到最佳,此时颗粒污泥极易发生膨胀并在后期破碎解体.与之矛盾,Quartaroli等[12]报道当盐浓度增加到10g/L 时,好氧颗粒完全解体,并指出这是因为在该盐浓度下充当AGS 骨架结构的丝状细菌生长受抑.Ramos 等[13]发现进水盐度的逐步增加增强了好氧造粒过程,缩短了启动时间,但是当盐度在125d 增加到最大值29.0g/L 后,颗粒完整性开始下降而解体,同样指出解体的主要原因是丝状细菌减少.与其相似,Li 等[14]通过逐步增加进水盐度(2～10g/L)改善了污泥疏水性,降低了细胞间排斥屏障,刺激了EPS 产生,从而在低温条件下(12℃)促进了AGS 形成.但是,当盐度超过14g/L,成熟颗粒污泥的疏水性,颗粒密度和大小均急剧下降,从而发生颗粒解体.对于连续流AGS 系统,当进水含盐量超过40g/L,污泥的藻酸盐类胞外多糖(ALE)产量明显下降而导致颗粒解体[15].由此可见,在处理含盐废水时,当含盐量处于可富集耐盐菌属,抑制非耐盐菌属的范围内时,有利于AGS 系统稳定运行.

进水含盐量波动造成AGS 解体的机制可归纳为:1)盐度对群落结构产生影响,当非耐盐菌大量消亡而耐盐菌未能及时生长时,颗粒易于解体[11];2)过高的盐度会抑制可充当颗粒骨架结构的丝状菌生长,进而导致颗粒解体[12];3)在高盐进水条件下,颗粒污泥中积累的Ca2+被Na+取代,进而AGS 比重下降,结构弱化,导致颗粒崩解[14].

1.1.3 碳氮比 工业废水和城镇污水处理厂的进水碳氮比(C/N)均经常性波动,是影响AGS 系统运行稳定性的重要因素之一.Luo 等[16]在连续气升式生物反应器中培养颗粒污泥,当C/N 比值<2后,AGS 的结构稳定性和硝化效率均受到严重影响,为1 时AGS 解体.然而,Sarvajith 等[17]报道处理高氨氮废水时,当C/N≤1 仍可维持AGS 结构稳定性,污泥沉降性能良好.Kocaturk 等[18]发现较高C/N 比值下(7.5～30)颗粒生长迅速,体积大,但松散且蓬松;较低比值下(1～7.5)的颗粒生长缓慢,颗粒粒径较小,当C/N 比值增加到10 时颗粒结构被破坏,发生颗粒解体和生物量流失.Cha 等[19]考察了AGS 系统在恒定C/N 比(4)进水条件下的长期运行情况,发现第80d实现完全颗粒化的AGS 在没有改变任何操作条件下,大约于140d 开始裂解,解体污泥又通过一种自我调节作用在210d 再次颗粒化.毛世超等[20]比较了C/N=2 和4 条件下形成的AGS 耐受氨氮冲击负荷的性能,发现C/N=4 时AGS 耐受性更差而发生解体.由此可见,C/N 在较高和较低值时均可能发生解体,且解体机制不尽相同.而且在不同研究中尽管C/N比值相同,但实验结果仍存在较大差异.

进水C/N 波动造成AGS 解体的机制可归纳为:1)细胞外多糖和酪氨酸的显著减少和微生物变化被认为是解体关键原因[16];2)低C/N(≤1)条件下,游离氨抑制功能细菌生长速率,设定的固定排泥周期下导致生物量流失[16];3)进水有机物不足造成颗粒内部营养物质匮乏,细菌厌氧代谢EPS 供能而导致颗粒内部形成空穴[18].

1.1.4 碳源类型 污(废)水中的有机物可分为溶解态和颗粒态,其化学形态影响AGS 系统中微生物的有机物代谢过程,与AGS 形成和稳定密切相关[21].Sun 等[22]比较了乙酸、葡萄糖、蛋白胨和淀粉四种碳源对AGS 形成及其性能的影响,发现以乙酸和淀粉为碳源形成的AGS 结构较为松散,稳定性差.同样地,Rollemberg 等[23]也报道利用乙酸培养的AGS 微生物多样性丰富,但观察到了部分崩解;以乙醇为底物时,颗粒稳定性强,脱氮效果好,但除磷效能较差.Wagner 等[21]发现在颗粒态有机物(淀粉)存在下形成的颗粒表面有大量丝状菌生长,污泥沉降性差.Lashkarizadeh 等[24]报道将AGS 系统进水中的碳源由乙酸改为城镇污水中复杂碳源后,前两周内颗粒发生了解体,但对污泥的沉降性能没有显著影响.在颗粒崩解后30d 内细菌逐渐适应新的碳源环境,解体颗粒再次聚集而主导AGS 系统.

进水碳源类型转变造成AGS 解体的机制可归纳为:1)颗粒态有机物向颗粒内部传质较差,且不能被细菌直接利用,引起颗粒核心区域的细菌发生内源呼吸,发酵产生的代谢产物和细胞裂解降低了核心的内聚力[23];2)进水碳源的改变影响了微生物多样性及其分泌EPS 的成分和含量,尤其是成胶组分,削弱颗粒的结构而导致解体[24].

1.1.5 有毒物质 与活性污泥相比,AGS 因颗粒结构致密,生物富集量高等特点,而具有更强的毒性耐受力.但是,有毒物质随污水进入也会影响AGS 系统稳定性.对于有毒难降解有机物,Muñoz-Palazon等[25]研究了AGS 技术处理橄榄洗涤水的效能,该废水中有机物负荷高和含有酚类化合物,当酚醛酸的浓度在600 和1000mg/L 时,AGS 系统由于无法承受化学物质的毒性负荷而失稳,其去污性能急剧下降,AGS 在140d 左右全部转变为絮状污泥.Zhu 等[26]报道当工业废水中对氯苯胺的进水浓度增加到200mg/L 后,AGS 系统中颗粒污泥解体和污染物去除性能下降.Amorim 等[27]研究发现手性药物暴露会引起AGS 崩解,颗粒尺寸减小,同时生物量冲刷增加,污泥沉降性能恶化;停止加入手性药物后,AGS 开始恢复其紧凑的结构,有机物和氮污染物去除性能好转.Cai 等[28]的研究表明反式-2-癸烯酸对好氧颗粒具有毒性,引起AGS 生物活性下降,细菌和EPS 从颗粒表面大量剥离,好氧颗粒逐渐崩解.对于有毒重金属,Zheng 等[29]研究了不同Cu2+浓度(0,1.0,3.0,5.0 或10.0mg/L)对AGS 特性的冲击效应,结果表明当Cu2+浓度为10.0mg/L 时好氧颗粒解体,并暴露出由内部丝状细菌组成的骨架,EPS 中的官能团C=C=O 和−N=C=O 被破坏.Wan 等[30]报道Mn2+的加入会导致好氧颗粒的解体,主要归因于细菌的第二信使(c-di-GMP)分泌量降低,多糖和蛋白质产量减少而弱化颗粒强度.

AGS 技术在应对含有毒物质废水时,需要格外重视污泥驯化环节,针对性地培养特定颗粒污泥,建立其耐受该类或相似污染物毒性的能力,以提高系统运行稳定性.比如,利用苯酚基质培养的好氧颗粒对三氯乙烯有较高的耐受性[31].

1.2 运行参数调整

运行参数调整造成AGS 解体的研究如表2 所示.

表2 运行参数调整造成AGS 解体的研究对比Table 2 Comparison of current studies on AGS disintegration caused by operational parameters adjustment

1.2.1 溶解氧浓度 区别于厌氧颗粒污泥,溶解氧(DO)浓度对AGS 稳定性至关重要.Liu 等[32]报道当AGS 系统的DO 浓度从饱和下降至35%～40%时,颗粒完全解体而被大量冲出反应器,在10d 后,新形成的淡黄色颗粒再次出现并迅速长大.此时生物量浓度达到初始最高生物量8g/L,后又发生颗粒解体而导致生物量被冲刷.Mosquera 等[33]研究发现当DO浓度由饱和下降到40%后,成熟AGS 解体,内部出现空心结构,表面可见丝状结构;在恒定的40%氧饱和度条件下形成的颗粒较小也不稳定,常被冲刷.De等[34-35]的报道中也有相似结论,当溶解氧饱和度下降到40%,好氧颗粒解体.

供氧不足造成AGS 解体的主要机制为:低DO浓度下限制了氧气在颗粒内部传质,产生低氧区而促进厌氧菌的活性[32];同时,丝状菌具有较强的贫氧适应性而大量繁殖,导致AGS 体积增大、结构疏松而逐渐崩解[33-34].

1.2.2 曝气速率 足够的水力冲刷对AGS 形成和结构稳定性维持至关重要.Chen 等[36]报道在恒定低曝气速率(0.8 和1.6cm/s)下,形成的颗粒污泥会逐渐演变成形状不规则,结构松散的大型丝状颗粒,容易解体而导致系统失稳.Tay 等[37]研究了不同曝气速率(1.2,2.4,3.6cm/s)对AGS 物化特性的影响,发现曝气速率越小,形成的AGS 粒径越大,结构松散而易于解体.Tay 等[38]指出形成AGS 必须满足曝气速率大于1.2cm/s.此外,Liu 等[32]发现1.2cm/s 的低曝气速率下在普通气提式反应器中AGS 出现反复解体和颗粒化现象,并归因于生物量增加引起了DO 浓度下降到40%以下.Xu 等[39]研究发现在低温条件下(10 ℃),当曝气速率小于0.25cm/s 后大量颗粒解体.低曝气速率造成AGS 解体的主要机制为:当水力剪切力不足时,形成的AGS 结构不规则、松散和密实性差,且微生物多糖分泌量低[37].此外,低曝气速率下轮虫更易于定殖而破坏AGS 三维结构[40].

1.2.3 pH 值 造纸、制革与采矿等过程产生的工业废水经常呈现强酸、强碱特性,直接通入该类废水,对活性污泥和颗粒污泥系统均具有负面影响.傅金祥等[41]研究表明偏酸(3.0～6.0)条件下主要形成丝状AGS,偏碱(7.0～8.5)环境下则有利于非丝状菌类生长;30d 后,偏酸反应器中颗粒污泥增长到10mm 左右,导致颗粒内部DO 过低,内部丝状菌死亡从而使颗粒污泥解体.Wan 等[42]进一步验证酸性条件下降低了第二信使C-di-GMP 的含量,从而促进细菌群集运动,减轻污泥冲刷,且有利于丝状颗粒的形成,与进水碳源(葡萄糖或醋酸盐)类型无关.pH 值为3,11和12[43]以及pH 值为9[44]时均发现颗粒污泥解体,微生物失活现象.

pH 值波动造成AGS 解体的主要机制可归纳为:1)酸性条件下丝状菌的过度生长导致污泥膨胀上浮,同时颗粒粒径增大,颗粒污泥内部DO 过低,使内部丝状菌死亡而使颗粒污泥解体[41];2)在高pH 值条件下,微生物分泌的EPS 化学结构和组成变化也会引起颗粒结构失稳[44].

1.2.4 温度 温度对污水生化处理系统中微生物活性的影响较为显著.室温下(20℃左右)AGS 反应器易于启动,形成的颗粒结构致密,表面光滑;当温度从20℃升高到26℃后AGS 逐渐解体,反应器中出现大量絮状污泥并随排水被冲出[45];当温度从20℃降低到15 和8℃时,对颗粒稳定性没有任何影响,有较高的生物保留量[46].但是,直接低温(8 )℃启动形成的AGS 不稳定.AbHalim 等[47]在高温条件下(30～50 )℃通过驯化接种污泥使其适应高温环境,也培养出了稳定、紧凑,具有良好沉降能力的AGS.Gonzalez 等[48]报道将嗜冷菌作为接种物,AGS 系统可以在7℃下成功启动和运行.此外,Jiang 等[49]在低温条件下(10 )℃通过筛除掉蝙蝠状污泥也成功培养出了好氧颗粒.

温度波动造成AGS 解体的主要机制可归纳为:1)当温度升高,颗粒内部及上清液的EPS 中蛋白质与多糖的比值明显降低,颗粒表面的电负性明显升高,同时颗粒污泥表面的疏水性减弱,不利于微生物之间的相互粘附,最终导致颗粒的解体[45];2)反应器在低温条件下运行,有机底物在好氧阶段不能被完全利用,且低温环境有利于丝状菌过度生长,将导致AGS 沉降性能不足而解体[46].

1.2.5 有机负荷 进水有机负荷(OLR)是影响颗粒污泥特性的重要因素之一.当进水 OLR 大于9kgCOD/(m3·d)后,利用乙酸培养的AGS 解体;相比之下,利用葡萄糖培养的AGS 保持稳定的最大进水OLR 为15kgCOD/(m3·d)[50].Li 等[51]将进水OLR 逐渐从1.5kgCOD/(m3·d)上升到4.5kgCOD/(m3·d),避免了丝状菌在葡萄糖培养的AGS 中出现.当进水OLR 小于2kgCOD/(m3·d)时,AGS 难以形成;当进水OLR 从4kgCOD/(m3·d)逐渐上升到8kgCOD/(m3·d)后,快速形成的AGS 发生解体[52].Zheng 等[53]研究表明细菌主导的AGS 在进水OLR=6.0kgCOD/(m3·d)的条件下运行30d 后变得不稳定,逐渐转变成大尺寸的丝状颗粒;当丝状颗粒的直径达到16mm 后,开始解体并被冲出反应器.然而,Long 等[54]使用了一种新型的连续流反应器培养AGS,发现进水OLR 只有大于18kgCOD/(m3·d)后,AGS 才会逐渐解体.

有机负荷波动造成AGS 的主要机制可归纳为:低OLR 下碳源传质受限而导致颗粒内部发生厌氧水解、细胞死亡､颗粒内核失稳而解体[50,53];过高OLR 引起异养菌过度繁殖,其与聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)等缓慢生长类细菌相比,主控时形成的AGS 比重轻、结构疏松,长期运行下更易于解体[53].

1.2.6 食微比 食微比(F/M)会显著影响污水生物处理系统中微生物生长和除污性能.Hamza 等[55]报道在F/M为0.5～1.4gCOD/(gSS·d)的条件下,AGS 保持稳定,沉降性良好;F/M超过2.2gCOD/(gSS·d)后,颗粒污泥膨胀,生物量流失.Wu 等[56]发现当F/M比值在0.4～0.5gCOD/(gSS·d)范围内时,AGS 具有良好沉降性和较高污染物去除效率.Li 等[57]报道较高的F/M比值0.7～1.1gCOD/(gSS·d)促进大颗粒形成,较低的F/M比值0.3～0.7gCOD/(gSS·d)下形成小颗粒且速率较慢.最近研究表明,Cha 等[19]将F/M比控制在0.3～1.0gCOD/(gSS·d)之间,颗粒结构保持稳定;当F/M下降到0.23gCOD/(gSS·d)后,颗粒污泥崩解、恶化和生物量被冲刷,同时出现了大量原生动物;当F/M因污泥浓度下降而增加到0.61gCOD/(gSS·d)后,颗粒重新形成,原生动物消失.

F/M波动造成AGS 解体的主要机制可归纳为:1)F/M比值影响颗粒粒径和沉降性能,过高F/M下形成的颗粒粒径较大,结构较为疏松,沉降性能差而不利于颗粒稳定[55];2)F/M降低,导致原生动物增多,捕食作用增强,破坏了颗粒结构,导致颗粒解体[19].

1.2.7 饱食/饥饿期时长比 间歇进水引起AGS 系统天然存在有机碳源丰富和匮乏时期,饱食和饥饿时长比成为影响AGS 稳定性的又一因素.通常来讲,一定的饥饿时间(2h)有助于颗粒保持良好的机械强度,较短饥饿时间条件下颗粒物理强度有所降低;较长饥饿时间下丝状菌易于增殖,导致AGS 结构不密实,沉降性较差[58].Liu 等[59]发现1.5h 循环周期下,较短饥饿时间(0.8h)导致AGS不稳定,但污泥颗粒化较快.在不通入废水条件下,相比于连续厌氧饥饿,间歇厌氧/好氧饥饿环境下AGS 致密性下降更快[60].Ersan 等[61]发现反应器在缺氧-好氧循环模式下形成的AGS 粒径更大,结构更紧凑和沉降速度更快,而好氧-缺氧循环模式下颗粒核心因碳源有限而引起异养反硝化菌饥饿,导致硝酸盐积累和进一步颗粒解体.Zhang 等[62]在厌氧-好氧-缺氧条件下培养出了致密、形状规则的好氧颗粒污泥.Corsino 等[63]报道在6h 循环周期下,当60%的时长被饱食阶段所占据后,乙酸等易降解有机物主要被用于有氧呼吸,而很少被转化为聚羟基烷酸酯(PHAs)类胞内储能物质,导致难以富集PAOs 和GAOs 类功能菌,形成的AGS 结构稳定性较差.

1.2.8 污泥停留时间 污泥停留时间(SRT)影响污泥EPS 组分和产量,与AGS 稳定性密切相关.Zhu等[64]表明过长SRT 是恶化AGS 系统运行效能的主要原因之一,通过适当地排出老化颗粒污泥和保留足够新生絮凝体,有利于AGS 系统稳定性.Zhang等[65]报道SRT 为12d 时AGS 结构较为松散,容易解体.汪善全等[66]发现丝状微生物一般出现在SRT 较长的环境中.Castellanos 等[67]发现热带气候条件下,AGS 系统的SRT 维持在30 和20d 左右时,均可观察到AGS 表面有丝状微生物,颗粒密度降低,沉降性能恶化;直到SRT 维持在15d,AGS 表面丝状物消失.此外,Liu 等[68]提出在大多数AGS 系统中SRT 难以严格控制,其是在一定选择压力下随污泥沉降能力的变化而自然变化.

2 解体AGS 的修复策略研究

2.1 投配新鲜活性污泥

活性污泥作为启动AGS 系统的主要接种物,其也被引入失稳AGS 系统,以探究其对解体AGS 的修复效果.王新华等[69]发现加入新鲜活性污泥,可在3周后将几乎所有的解体颗粒污泥完全修复,修复后的颗粒结构规则,表面光滑且生物量丰富.新加入的活性污泥除了部分用于修复解体AGS 外,其余在水力选择压等作用下形成了全新AGS.胡远超等[70]投加活性污泥对解体AGS 也达到了较好修复效果,使系统在18d 后再次稳定,解体AGS 的疏水性、密度、完整性系数和沉降性能显著提升,并归因于新鲜活性污泥附着于老化解体的AGS 碎片表面,修复了后者性能而使其再次颗粒化.

投配新鲜活性污泥的主要修复机制为:活性污泥逐渐附着到解体颗粒的空穴中,并改变其微生物特性,在各种选择压力尤其是剪切力作用下,和原有解体AGS 形成一个有机整体,以达到解体颗粒修复的效果[69].此外,新鲜活性污泥可以弥补解体AGS 对某些N-酰基高丝氨酸内酯类信号分子(AHLs)分泌量的不足,并且在附着生长的过程中产生更多所需AHLs,以发挥修复解体颗粒污泥的作用[70].

2.2 投配完整颗粒污泥

除活性污泥外,颗粒污泥也被用于启动或修复AGS 系统.Zou 等[71]投加一定量的完整AGS,同时实现了控制活性污泥膨胀和加速好氧污泥造粒,并且发现投配比例越高(>0.4),造粒速度越快.Zou 等[72]进一步利用壳聚糖(CTS)制备的污泥聚集体替代AGS,成功使膨胀活性污泥在数小时内快速成为稳定颗粒污泥,这主要归因于:1)CTS 的阳离子特性,诱导了电荷中和;2)CTS 的水不溶性.Ramos 等[13]在连续气升式反应器中应用AGS 技术处理含有混合芳香族化合物的废水,当进水盐度增加到29.0g/L,125d后好氧颗粒的形态发生了恶化,颗粒完全解体.随后,加入了厌氧颗粒污泥作为凝聚核,50d 后重新出现了新的好氧颗粒,且新形成的好氧颗粒在同样盐度条件下(29.0g/L)保持稳定超过100d,且可以将混合芳香化合物完全去除.

2.3 引入外源性信号分子

近年来,群体感应在AGS系统稳定性维持方面的作用被逐渐发现,尤其是AHLs 信号分子.胡远超等[70]考察了外加不同浓度AHLs 信号分子对存储33 个月后已解体AGS 修复效果的影响,结果表明,添加中低浓度AHLs(50nmol/L)更快地促使解体AGS 重新颗粒化,修复后的颗粒结构更加完整和规则,呈球形或椭圆形.同时,颗粒污泥EPS 产量增加,尤其是紧密结合型蛋白质增加效果最为明显;当停止加入外源性AHLs 后颗粒结构依然完整.然而,高浓度的外源性AHLs(500nmol/L)使微生物群体感应淬灭菌群丰度高于对照组,致使AGS 内源性AHLs 浓度降低,进而影响生物活性.此外,Gao 等[73]报道AGS长时间保存后,因厌氧内核水解或细胞裂解而失去结构完整性,投加外源性AHLs 可加速长期贮存AGS活性恢复,尤其是异养菌和硝化菌的生物活性,同时改善了颗粒特性,污泥浓度和污染物去除效率提高.

引入外源性AHLs 的主要修复机制为调控微生物的群体感应现象,信号分子在基因水平上影响微生物环境行为和群落结构,尤其是调控EPS 产量以促进解体污泥再颗粒化.

2.4 添加无机化学药剂

由于污泥絮体表面带负电荷,阳离子型无机混凝剂较早地被用于修复解体颗粒.李昱欢等[74]在已失稳的AGS 系统中投加混凝剂硫酸铝,结果表明硫酸铝的添加对解体AGS 的重组过程有着明显促进作用,且再形成的颗粒污泥具有更高机械强度,污泥浓度和沉降效果提升.王福琨等[75]报道在AGS 解体的反应器中投加聚合氯化铝(PAC)后,加速了解体AGS 再造粒过程,再次形成的AGS 也具有更高机械强度,大小均匀、外形较规则、结构密实和沉降性能好,且对COD 和NH4+-N 有较好去除效果.同时,Liu等[76]指出由于PAC 引起的电荷中和与架桥作用改善了污泥表面性能,从而促进了破碎颗粒再颗粒化.可见,混凝剂修复解体AGS 的机理主要是混凝剂的物化作用,包括静电中和、吸附架桥和网捕卷扫等,投加后在搅拌作用下形成的混凝强化造粒条件,促进了破碎颗粒再度聚集.

除基于混凝机理之外,其他化学药剂也被用于解体AGS 的修复研究.Tomar 等[77]添加有毒性的硫氰化物(SCN−)来修复反应器运行75d 后解体的颗粒污泥.添加后,微生物分泌更多EPS 来保护自身免受SCN−的毒性作用,破碎颗粒在EPS 的捕集网络中再次聚集.在剪切力作用下,被包裹于EPS 凝胶网络中的破碎颗粒重获规则、致密的结构,颗粒硝化效率也得以恢复.也有学者投加粉末活性炭(PAC)修复解体AGS,得益于投加的PAC 作为自凝聚的初始内核,细菌可以在其表面粘附生长,并以此为基础形成初始小颗粒;该小颗粒外层的菌胶团在气流、水流和颗粒间相互碰撞等冲击下脱落,随后再次成为新颗粒的前体物[78].

2.5 调整反应器运行参数

调整反应器运行情况对解体AGS 也有一定修复效果.对于膨胀AGS,在序批式反应器中增设厌氧生物选择段,可抑制丝状菌生长并促进菌胶团细胞增殖,从而在22d 内成功实现膨胀AGS 修复[79];龙焙等[80]通过逐步缩短沉降时间及降低C/N 比的方式,在30d 左右完全修复了失稳AGS,并报道部分大颗粒经历了先解体后重新颗粒化的过程,且解体AGS可以作为新颗粒污泥形成的晶核及载体.近期,Liu等[81]在处理无有机碳源的高氨氮废水连续流反应器中,利用低温驱动的方式实现了对解体硝化颗粒的重新造粒:当温度维持在25～28℃时,颗粒进一步解体和硝化效能恶化;将温度由20℃降至12 ℃,驱动了解体AGS 的重新颗粒化.其将再造粒的机制总结为:低温降低了硝化细菌活性和生长速度,促进了一些具有EPS 分泌能力的特殊功能物种(例如黄杆菌和红杆菌科)的选择性富集,同时紧密结合型EPS 分泌增强,特别是蛋白质,可以保护细胞在低温下免受环境危害,且群体感应相关酶基因的表达增强,共同实现了低温驱动下解体AGS 修复.

此外,为了进一步缩短解体AGS 修复时间,有学者研发了耦合修复方式.比如,王文啸等[82]报道进水COD 浓度、投加活性污泥和活性炭等3 个因素对解体AGS 修复的影响最为显著,并通过响应面法得出其最优耦合参数,在17d 左右完全修复了解体AGS.

3 存在的问题与展望

如前所述,造成AGS 解体的外界不利因素主要包括两类,分别是以氨氮浓度、含盐量和C/N 等指标为主的进水成分波动,以及曝气量、pH 值和有机负荷等控制量为主的运行参数调整.这些因素常被作为AGS 系统稳定性控制研究中的主要考察对象,以期通过探究其最优调控范围而防止AGS 解体.但是,由于这些外界因素庞杂多样且互相作用,致使不同研究所报道的结论存在较大差异甚至相互矛盾,难以用于指导实践而避免颗粒解体.同时,也有学者针对解体后AGS 开展修复研究,比如投配新鲜絮状或颗粒污泥,引入外源性信号分子和添加无机化学药剂等手段,均使解体AGS 在数月时间内实现了再颗粒化.然而,这些修复策略大多效仿于好氧污泥颗粒化的方法,缺乏与解体AGS 性质及内在机制相关联的针对性理论指导.

基于上述研究现状及其局限性,可知AGS 系统在长期运行过程中出现解体现象在所难免,但颗粒污泥可在自然或人为强化下进行“解体-再颗粒化”的动态循环[6,24,83].因此,结合前人关于AGS 结构､形成[84]及其解体过程[85]的报道,提出如下的科学设想:即将AGS 系统在长期运行过程中颗粒解体现象视为一种客观存在的异常工况,研发针对性的快速诊断与修复方法,尽量缩短“解体-再颗粒化”这一循环过程中的过渡期,从而实现AGS 系统长期动态化稳定运行.

为了实现这一科学设想,今后应在以下3 个方面开展研究工作:(1)构建AGS 解体现象的快速识别与预警系统,关键在于探究AGS 解体早期所衍生的迹象特征及其相关机理,为防止AGS 完全解体和采取修复策略提供时间依据;(2)解析造成AGS 解体的内在关键因子,旨在厘清各类外界因素引发颗粒解体的作用本质,为规避外界最不利影响并修复解体颗粒提供方向依据;(3)深入理解AGS 解体与再颗粒化的分子生物学机制,阐明“外界干扰-内在响应-代谢调控”的级联作用关系,为开发高效、集约的靶向修复策略提供理论依据.

4 结论

本文系统总结了造成AGS 解体的不利因素及其影响机制,梳理了解体AGS 的现有修复策略与成效,提出了必须遵循并合理利用颗粒污泥“解体-再颗粒化”的客观规律,未来应在AGS 解体现象的快速诊断,关键影响因素的精准识别和解体颗粒的靶向修复手段与机理等方面开展研究,从而实现AGS系统长期动态化稳定运行,推动AGS 技术在全球范围内的大规模应用.