李琦朱兆亮李明亮翟楊

(山東建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院，山東濟(jì)南250101)

0 引言

20世紀(jì)90年代末，在曝氣反應(yīng)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(xì)菌和胞外聚合物 EPS(Extracellular Polymeric Substances)組成致密的聚集體，因此可以認(rèn)為其是一種通過細(xì)胞間的自固定而逐漸顆?；奶厥馍锬そY(jié)構(gòu)[1]。AGS作為一項(xiàng)污水深度處理工藝，其具有污水處理能力強(qiáng)、生物量高、抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)及剩余污泥少等優(yōu)點(diǎn)，因而受到廣泛關(guān)注。同時(shí)，與傳統(tǒng)活性污泥系統(tǒng)相比，AGS工藝的運(yùn)營(yíng)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(yīng)器相比，其用電量降低了35%～70%。這些特點(diǎn)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(yīng)器中得到了廣泛應(yīng)用，但在這種連續(xù)流動(dòng)的方式下，好氧顆粒的穩(wěn)定性容易受到影響[2]。在長(zhǎng)期的運(yùn)行中，AGS的穩(wěn)定運(yùn)行存在著最佳的工藝參數(shù)。然而，許多操作參數(shù)，如有機(jī)負(fù)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(jìn)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(duì)AGS穩(wěn)定性的影響及其在實(shí)際工業(yè)廢水處理中的應(yīng)用，有助于推動(dòng)AGS工藝的基礎(chǔ)性研究及工業(yè)化應(yīng)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(shí)間短、純氧曝氣的序批式反應(yīng)器SBR(Sequencing Batch Reactor)中[4-5]。通過重復(fù)間歇操作運(yùn)行，可為微生物聚合體的生長(zhǎng)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(yīng)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(yīng)器的設(shè)計(jì)，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(zhuǎn)化率，從而提高了系統(tǒng)的有機(jī)負(fù)荷率。

在傳統(tǒng)活性污泥系統(tǒng)中，微生物會(huì)形成形狀不規(guī)則的聚集體或絮狀物，其結(jié)構(gòu)松散，粒徑為50～300 μm。在特定的操作條件下，可形成結(jié)構(gòu)致密且較大的近球形聚集體，構(gòu)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(jié)構(gòu)體，其三維結(jié)構(gòu)沿徑向產(chǎn)生溶解氧DO(Dissolved Oxygen)和底物濃度梯度，導(dǎo)致微生物及其代謝的分層[9-12]。好氧顆粒污泥多層結(jié)構(gòu)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(jìn)行各種好氧、厭氧代謝活動(dòng)，如圖1所示。

圖1 好氧顆粒污泥多層結(jié)構(gòu)示意圖

2 運(yùn)行條件對(duì)好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

當(dāng)前的生物反應(yīng)器運(yùn)行條件，如有機(jī)負(fù)荷率、底物組成、水流剪切力、飽食—饑餓期、進(jìn)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(huì)對(duì)好氧顆粒穩(wěn)定性造成影響。

2.1 有機(jī)負(fù)荷率對(duì)好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

2.1.1 低有機(jī)負(fù)荷率對(duì)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(jī)物含量更會(huì)大幅度降低。近年來，國(guó)內(nèi)外學(xué)者嘗試在低有機(jī)負(fù)荷率下培養(yǎng)和運(yùn)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(jié)構(gòu)變化。在OLR為0.54 kg COD/(m3·d)的真實(shí)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(gè)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(yīng)器中流出。然而，在隨后調(diào)節(jié)OLR為0.6 kg COD/(m3·d)時(shí)，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(yùn)行時(shí)，呈現(xiàn)疏松、多孔的中空結(jié)構(gòu)，并且當(dāng)直徑≥1 mm時(shí)變得不穩(wěn)定。在沉降能力下降的同時(shí)，好氧顆粒中的EPS含量下降，因此降低了顆粒結(jié)構(gòu)的整體強(qiáng)度。因此，在處理低濃度廢水時(shí)，粒徑小的顆粒有利于保持長(zhǎng)期的沉降性能和操作穩(wěn)定性，且 OLR應(yīng)＞0.6 kg COD/(m3·d)，可保持AG的完整性。

2.1.2 高有機(jī)負(fù)荷率對(duì)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(yùn)行。為了提高AGS的處理能力，一些研究側(cè)重于在 OLR為2.5～22.5 kg COD/(m3·d)條件下運(yùn)行SBR[19]。在OLR為6 kg COD/(m3·d)時(shí)，致密的好氧顆粒(d≤1 mm)逐漸膨脹為以絲狀菌為主導(dǎo)的好氧顆粒(d約為10 mm)，當(dāng)AG膨脹至16 mm時(shí)，好氧顆粒分解、污泥沉降能力惡化，隨之反應(yīng)器失效。盡管高OLR有利于快速制粒，但在約2周時(shí)間內(nèi)，顆粒污泥急劇膨脹。因此，為了保證反應(yīng)器長(zhǎng)期的穩(wěn)定運(yùn)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(yīng)器中 OLR從5 kg COD/(m3·d)逐漸增至15 kg COD/(m3·d)時(shí)，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(dāng)OLR增加到18 kg COD/(m3·d)時(shí)，由于氧氣和底物耗盡，形成了由死細(xì)胞組成的黑色內(nèi)核，粒徑＞1.4 mm的好氧顆粒解體，反應(yīng)器流出物中絮狀污泥含量高，導(dǎo)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(dá)到2.4 mm，表面光滑、結(jié)構(gòu)緊湊，當(dāng) OLR在 3～13 kg COD/(m3·d)變化時(shí)，好氧顆粒的尺寸急劇增加(dmax=11 mm)并解體。因此，為了增強(qiáng)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(duì)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(jié)構(gòu)[21]。如葡萄糖喂養(yǎng)的好氧顆粒中絲狀菌占優(yōu)勢(shì)，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(jié)構(gòu)更加緊湊，細(xì)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(huì)誘導(dǎo)絲狀菌的增殖。底物組成越復(fù)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(fù)雜微觀結(jié)構(gòu)的好氧顆粒，而簡(jiǎn)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(jié)構(gòu)相對(duì)密實(shí)簡(jiǎn)單。

生活污水和工業(yè)廢水中含有各種有機(jī)、無機(jī)化合物，這種復(fù)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(jié)構(gòu)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(jié)構(gòu)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(duì)好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

曝氣強(qiáng)度、表觀氣速和反應(yīng)器的高徑比決定了反應(yīng)器內(nèi)的水流剪切力[23]。水流剪切力對(duì)好氧顆粒結(jié)構(gòu)、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(jìn)作用。較高的剪切力能促進(jìn)好氧污泥顆粒化，有利于在長(zhǎng)期運(yùn)行中增強(qiáng)好氧顆粒的穩(wěn)定性，而相對(duì)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(yīng)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(dá)到1.2 cm/s時(shí)，才會(huì)在反應(yīng)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(guān)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(yīng)器中以0.3、1.2、2.4和3.6 cm/s的表觀氣速培養(yǎng)AGS，當(dāng)水流剪切力達(dá)到一定的強(qiáng)度才會(huì)在反應(yīng)器中形成顆粒污泥。在較大的剪切力下，形成的顆粒污泥結(jié)構(gòu)緊密，同時(shí)可刺激AGS分泌EPS，提高細(xì)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(jié)構(gòu)穩(wěn)定性中起決定性作用[26]。

曾萍等[27]對(duì)不同剪切力條件下培養(yǎng)的AGS研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)表觀氣速為0.7 cm/s時(shí)，多糖/蛋白質(zhì)為1.53，疏水性為43%，而當(dāng)表觀氣速為3.0 cm/s時(shí)，這2項(xiàng)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(gòu)成比例，同時(shí)增強(qiáng)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(dāng)SBR反應(yīng)器中曝氣量為0.3 L/min時(shí)所產(chǎn)生的水流剪切力較為適宜，此時(shí)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(shí)污泥受到?jīng)_刷，污泥顆粒結(jié)構(gòu)遭到破壞，導(dǎo)致顆粒污泥解體。這也與其他學(xué)者的研究結(jié)果一致[29]。

綜上所述，當(dāng)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(jié)構(gòu)緊密、穩(wěn)定性高。

2.4 間歇性飽食—饑餓喂養(yǎng)方式對(duì)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(duì)操作條件的控制有目的性地選擇所需菌群。反應(yīng)器在運(yùn)行過程中，可將曝氣階段可以分為2個(gè)時(shí)期，即基質(zhì)降解期和好氧饑餓期。飽食—饑餓期對(duì)AG穩(wěn)定性的影響見表1。

表1 飽食—饑餓期對(duì)AG穩(wěn)定性的影響及分析表

Beun等[35]已證實(shí)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(huì)加速顆粒的形成，但這種情況對(duì)AGS的穩(wěn)定性有負(fù)面影響。而在較長(zhǎng)的饑餓期下，形成的好氧顆粒結(jié)構(gòu)更加致密緊湊，說明生長(zhǎng)緩慢的微生物對(duì)生物膜的穩(wěn)定性產(chǎn)生了積極影響，這是由于微生物細(xì)胞在較長(zhǎng)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(jìn)好氧顆粒的形成；相反，當(dāng)飽食期時(shí)間長(zhǎng)度超過饑餓期時(shí)，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(dāng)飽食期為曝氣時(shí)間的40%時(shí)，好氧造粒過程加快，但是顆粒污泥的長(zhǎng)期穩(wěn)定性受到了損害。Wang等[31]指出當(dāng)飽食期為曝氣時(shí)間的20%時(shí)，形成的好氧顆粒穩(wěn)定性強(qiáng)，且具有一定的物理強(qiáng)度。López-Palau等[34]研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)飽食期時(shí)間長(zhǎng)度占曝氣時(shí)間的33%時(shí)，會(huì)形成穩(wěn)定、致密、耐蝕的顆粒。

綜上所述，在反應(yīng)器長(zhǎng)期運(yùn)行中，當(dāng)飽食期占曝氣時(shí)間的40%，即飽食期與饑餓期時(shí)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(duì)好氧顆粒穩(wěn)定性的影響

工業(yè)進(jìn)水中COD與氮的比例(COD/N)會(huì)直接影響好氧顆粒的穩(wěn)定性。(1)較高的比值會(huì)導(dǎo)致絲狀菌的過度生長(zhǎng)而引起好氧顆粒結(jié)構(gòu)瓦解。Kocaturk等[36]研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)COD/N值在10～30之間時(shí)，有利于形成以絲狀菌為主導(dǎo)的AGS。(2)當(dāng)COD/N降低至1時(shí)，會(huì)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(qiáng)度、顆粒大小及沉降性能，顆粒污泥結(jié)構(gòu)發(fā)生解體，降低穩(wěn)定性。然而，當(dāng)COD/N在2～5之間，會(huì)形成致密且粒徑較小的好氧顆粒，其中富含生長(zhǎng)緩慢的硝化細(xì)菌。在這項(xiàng)研究中，觀察到對(duì)于去除效率及保持AGS的穩(wěn)定性而言，最佳COD/N為7.5，結(jié)果與Peyong[17]等(COD/N為100/6)和Luo等[37](COD/N為1～4)的結(jié)果相似，因此為了保持AG的穩(wěn)定性，COD/N比值應(yīng)控制在2～10之間。

3 好氧顆粒污泥在廢水處理中的應(yīng)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(yīng)用研究，大多是使用模擬廢水進(jìn)行的。已有研究表明，在處理易于生物降解的真實(shí)廢水的同時(shí)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(píng)估了采用生物膜序批式生物濾池顆粒反應(yīng)器處理紡織廠廢水的可行性，該反應(yīng)器允許微生物以AGS和生物膜的形式生長(zhǎng)，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(jī)負(fù)荷(2.4～2.6 kg COD/(m3·d))的情況下，也能達(dá)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(chǎng)預(yù)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(chǎng)預(yù)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(jī)碳和氮的污水。Rosman等[39]采用SBR工藝，其循環(huán)時(shí)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(yīng)器處理牲畜廢水可成功培養(yǎng)出AGS[40-43]。反應(yīng)器進(jìn)水采用養(yǎng)牛場(chǎng)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(jié)構(gòu)緊密，對(duì)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(shí)程度、水文條件、現(xiàn)場(chǎng)的氣候及填埋時(shí)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(duì)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(shí)現(xiàn)了對(duì)天津某垃圾填埋場(chǎng)垃圾滲濾液中有機(jī)碳及NH4+-N的去除。試驗(yàn)中通過添加氧化鎂和磷酸鹽對(duì)垃圾滲濾液進(jìn)行預(yù)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(jī)理。當(dāng)NH4+濃度為366 mg/L時(shí)，同步硝化反硝化SND(Simultaneous Nitrification and Denitrification)為主要脫氮機(jī)理；當(dāng)銨離子濃度為788 mg/L時(shí)，此時(shí)銨的硝化反應(yīng)主要為短程硝化；當(dāng)垃圾滲濾液中銨離子濃度＞1 105 mg/L時(shí)，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(shí)通過預(yù)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(shí)驗(yàn)室、試驗(yàn)和原型系統(tǒng)發(fā)展成熟并逐步擴(kuò)大應(yīng)用。隨著AGS工藝的廣泛應(yīng)用，進(jìn)一步優(yōu)化AGS在運(yùn)行過程中的穩(wěn)定性至關(guān)重要。好氧顆粒結(jié)構(gòu)與粒徑大小影響AGS系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行，這主要取決于操作條件及進(jìn)水組成。有機(jī)負(fù)荷率、底物組成、水流剪切力、喂養(yǎng)方式等都會(huì)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(qiáng)好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性。而高有機(jī)負(fù)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(zhǎng)及內(nèi)層氧的傳導(dǎo)受到限制導(dǎo)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(jī)理，應(yīng)用現(xiàn)代分子生物學(xué)技術(shù)解析功能菌群的生長(zhǎng)和分布規(guī)律，并對(duì)EPS進(jìn)行分離、定量和表征，從而加快AGS工藝的工業(yè)化進(jìn)程。