好氧颗粒污泥形成及其应用

Posted 2023-01-13 应用

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　　好氧颗粒污泥是微生物在特定环境下自发凝聚、增殖而形成的生物颗粒，具有结构紧密、沉降性能好、耐冲击能力强、能承受较高有机负荷的特点[1, 2]。颗粒污泥结构的特殊性还表现在，它能够在1个颗粒内同时保持多种氧浓度环境与营养环境，颗粒特有的氧浓度梯度为各种微生物提供良好的生长条件，因而具有多种代谢活性，具有同步脱氮除磷的能力[3]。同时其在处理高浓度有机废水、难降解废水、有毒废水[4]以及吸附重金属[5]等方面也具有独特的优势。目前好氧颗粒污泥是污水处理领域的研究热点之一，在大量理论研究基础上，研究者进行了好氧颗粒污泥处理实际污(废)水的小试和中试，并取得较好的处理效果[6]。

　　1 好氧颗粒污泥形成机制

　　颗粒污泥的形成过程因培养污泥的种类及研究方法的不同而有所差异，目前公认的模型包括以下4个步骤：(1)在重力、扩散力、热力学作用力(如布朗运动)、细菌自身运动和水力剪切力等作用下，发生细菌间的相互碰撞以及细菌与固体表面的黏附，得到最初的颗粒晶核;(2)在生物作用力(如离子键、氢键、细胞膜粘连溶融等)、物理作用力(如疏水作用、表面张力、范德华力、吸附架桥等)和化学作用力等的作用下，细胞间或细胞与固体悬浮物之间的连接会更加稳定，因而使碰撞得到的微生物聚集颗粒晶核保持稳定并进一步形成微生物聚集体;(3)在微生物、微生物分泌胞外多聚物(EPS)、菌群的生长与优势竞争等作用下，生物聚集体内的微生物持续重复生长、繁殖、聚集，逐渐形成初生颗粒污泥;(4)在水力剪切力的强化作用下，初生颗粒污泥形成稳定的三维空间结构。M. Y. Chen等[7, 8]在SBR中用含 500 mg/L苯酚的合成废水成功培养出好氧颗粒污泥，通过多色荧光原位杂交技术，检测了刚接种的新鲜污泥和培养成熟的颗粒污泥的内部结构。荧光染色和CLSM都表明，微生物自凝聚是颗粒污泥形成的最初步骤。聚合在一起的微生物在附着点分泌EPS并增殖使污泥生长，最终形成颗粒污泥。

　　2 好氧颗粒污泥形成与稳定的影响因素

　　2.1 水力剪切力

　　一般认为水力剪切力由机械搅拌或上升水流、气流产生的液体流、空气流和固相粒子间的摩擦引起，该剪切力的强度与好氧污泥颗粒化过程密切相关。在较低的水力剪切力下形成的颗粒污泥结构松散多孔，粒径较大，强度差;较高的水力剪切力作用下形成的颗粒污泥光滑稳定，结构密实，机械强度高;但过高的水力剪切力容易导致颗粒失稳解体。刘玉玲等[9]在表面气体上升流速为1.06～1.77 cm/s的条件下，成功培养出性能良好的好氧颗粒污泥，控制表面气体流速升高到5.3～7.08 cm/s时，培养过程中出现絮状—部分颗粒化—絮状的污泥形态，污泥最终解体。Yao Chen等[10]运行4组SBR反应器培养好氧颗粒污泥，表面气速分别为0.8、1.6、2.4、3.2 cm/s，结果显示在表面气速为2.4、3.2 cm/s条件下，形成的好氧颗粒污泥结构密实且形态规则。

　　2.2 碳源与有机负荷

　　好氧颗粒污泥可在各类基质中培养成功，但不同碳源培养的颗粒污泥结构以及微生物种类存在较大差异，对废水的降解能力也有所不同。苯酚、葡萄糖、乙酸钠、乙醇等人工模拟废水以及土豆加工废水、屠宰废水、啤酒废水等工业废水和实际生活污水等基质均可成功培养颗粒污泥。有机负荷量的控制对能否成功培养出好氧颗粒污泥起到关键性作用。相对较高的有机负荷可以增强微生物的选择压，对颗粒污泥的形成有一定促进作用;但过低或过高的有机负荷均容易发生丝状菌膨胀，不利于污泥颗粒化[11];过高的有机负荷还容易导致细菌生长过程中生成过量的胞外多聚物，附着于絮体或颗粒的表面，使污泥沉降性能恶化。J. H. Tay等[12]以醋酸钠为基质，当COD负荷为1～2 kg/(m3·d)时未能培养出颗粒污泥，当COD负荷为4 kg/(m3·d)时则成功培养出形态完整、结构密实、强度高且密度较大的好氧颗粒污泥，对COD的去除率可达99%，但当其有机负荷增至8 kg/(m3·d)时，颗粒形成后迅速破碎解体。B. Y. P. Moy等[13]以醋酸钠为基质，COD负荷为6～9 kg/(m3·d)时培养出的颗粒污泥外形规则且密实，COD去除率可达95%～99%;以葡萄糖为基质、有机负荷为6～15 kg/(m3·d)时，低负荷下得到的颗粒污泥松散呈绒毛状，高负荷下培养的颗粒污泥结构密实，表面平滑但不规则。

　　2.3 pH与游离氨

　　不同菌种各有适宜其生长的pH。Chunli Wan等[14]研究了pH影响好氧颗粒污泥形成的机制，认为低pH条件不利于好氧颗粒污泥的形成与稳定，主要是因为酸性条件容易改变颗粒的微生物群落结构，并促进丝状菌的生长，阻碍颗粒污泥的形成。S. F. Yang等[15]研究发现pH为4时大量真菌成为优势菌，颗粒污泥粒径可达7 mm，结构较为疏松，pH为8时优势菌为细菌，粒径为4.8 mm，结构致密。

　　游离氨(FA)的增加会降低细胞的疏水性和EPS含量，使好氧颗粒污泥培养失败。Shufang Yang等[16]以乙酸为碳源培养颗粒污泥，发现FA<23.5 mg/L时颗粒污泥均可培养成功。

　　目前还需进一步探索pH和FA影响好氧颗粒污泥的详细抑制机制，以及其他化学物质和代谢产物对好氧颗粒污泥可能产生的抑制。

　　2.4 温度

　　多数研究表明，低温和高温条件下均可以培养出好氧颗粒污泥，且高温更有利于好氧颗粒污泥的形成，这是因为温度会影响微生物的种群结构及代谢速率，而低温条件会抑制微生物的生长和代谢活性，最终可能导致颗粒污泥解体。M. K. H. Winkler等[17]研究发现随着温度的降低，颗粒污泥的沉降性能下降。杨欣等[18]采用序批式反应器研究水温为25～28、(23±2) ℃及曝气温度为27～31 ℃对颗粒污泥的影响。结果显示，(23±2) ℃条件下培养出的颗粒污泥形态规则密实，控制水温为25～28 ℃时颗粒形成得较(23±2) ℃快且粒径大，但形状不规则且结构较疏松，而在曝气温度27～31 ℃下颗粒难以形成和维持稳定。M. K. deKreuk等[19]研究了8 ℃下好氧颗粒污泥的形成，得到的颗粒污泥外形不规则、沉降性能差且有大量丝状菌存在，污泥易流失;当启动温度为20 ℃时成功培养出性能良好的好氧颗粒污泥，随后将温度降低到15、8 ℃颗粒污泥的稳定性并没有受到很大的影响。

　　2.5 金属阳离子

　　金属阳离子可与微生物或胞外多聚物中的负电基团相连，在微生物细胞间起到桥连作用，促进细胞间的聚集;金属离子沉淀物(如CaCO3)可作为颗粒污泥形成的晶核，加速污泥颗粒化。内核瓦解是好氧颗粒污泥失稳的主要原因之一[20]，金属阳离子的添加恰好克服了这点。较多研究发现，金属阳离子可以刺激分泌出更多的EPS，促进微生物聚集以及颗粒污泥的形成。刘绍根等[21]投加Ca2+、Mg2+使好氧污泥颗粒化时间缩短，改善了颗粒污泥的理化性能，其认为Ca2+、Mg2+的投加可促进胞外多聚物分泌，相应的蛋白质和多糖含量升高，其中Mg2+较Ca2+对EPS的影响更大，且同时投加Ca2+、Mg2+培养出的好氧颗粒污泥具有更强的除污能力。肖蓬蓬[22]研究了Zn2+对好氧污泥颗粒化的影响，结果表明添加低质量浓度(1～50 mg/L)的Zn2+可以一定程度地促进EPS的产生，有利于好氧颗粒污泥的形成，最终得到的成熟颗粒污泥沉降速率大、含水率低、污泥浓度高、完整系数较大。但当Zn2+的质量浓度较高时(达到100mg/L)，其对污泥颗粒化的作用减弱，形成的颗粒污泥松散、密实度低。金雪瓶等[23]研究了Ce3+对好氧颗粒污泥形成的影响，结果表明Ce3+为10.0 mg/L时，对微生物的刺激作用最大，可明显改善污泥性能;然而添加有毒金属离子会抑制微生物的生长，不利于颗粒污泥的形成。Xinhua Wang等[24]考察了 Cu2+和Ni2+对好氧颗粒污泥性质的影响，结果显示颗粒污泥浓度和生物多样性明显降低，其中Cu2+对颗粒污泥的毒性较Ni2+的毒性大。

　　2.6 沉淀时间

　　一般颗粒污泥的相对密实度较高，存在一定的传质阻力，与松散的絮状污泥共存时，2种污泥相互竞争基质，由于絮状污泥内部的传质效果好，故其微生物生长速率要远远大于颗粒污泥，颗粒污泥的生长将受到抑制，不利于其在反应器内存活。较短的沉淀时间有利于将不易沉降的絮状污泥排出反应器，沉降性能好的污泥则留在反应器内，以此得到的优势菌更利于颗粒污泥的形成。刘润[25]逐步降低反应器内污泥的沉淀时间(从40 min逐渐减至2 min)，在第60天成功培养出性能良好的好氧颗粒污泥，其SVI为20.1 mL/g，粒径在1.0～2.0 mm左右，含水率为94.50%，密度为1.044 7 g/cm3。

　　3 好氧颗粒污泥的应用

　　3.1 同步脱氮除磷

　　溶解氧在好氧颗粒污泥内部的渗透深度是决定好氧颗粒污泥内部不同组分转化和营养物去除效率的关键。由于好氧颗粒污泥具有特殊的粒状结构，使其溶解氧浓度由颗粒内部向颗粒外层呈梯状分布。在基质的传送作用和氧传质阻力作用下，溶解氧一般只能进入颗粒外层，越接近颗粒中心氧的渗透能力越差，导致中心部位处于缺氧乃至厌氧状态，颗粒外层则在供氧条件下处于好氧状态，同时只有少数营养物质能够到达颗粒中心，这种厌氧—好氧、缺氧—好氧的氧分布层状结构恰好刺激了硝化菌、反硝化菌以及聚磷菌等脱氮除磷细菌的生长，为好氧颗粒污泥实现同步脱氮除磷创造了有利条件。M. K.de Kreuk 等[26]研究了好氧颗粒污泥对COD、氮、磷的同步去除效果，结果表明，当混合液中溶解氧饱和度由 100%降低到 40%时，反硝化效果得到强化，提高了总氮和磷的去除率，即总氮、磷的去除率分别由 34%、 95%提高到98%、97%;但溶解氧浓度的降低却一定程度上降低了颗粒污泥的稳定性。R. Lemaire等[27]在交替厌氧—好氧条件下获得了好氧颗粒污泥较好的硝化反硝化作用和对磷的去除效果。刘润[25]用驯化后的好氧颗粒污泥处理实际的合成氨工业废水，对氨氮和COD的去除率均达到99%以上，亚硝酸盐积累率在87%以上。

　　3.2 去除高浓度有毒有机物

　　好氧颗粒污泥结构密实，微生物种群丰富，具有耐有毒有机物负荷高的能力。研究者通过扫描电镜发现好氧颗粒污泥内部具有许多空隙和通道，可知好氧颗粒污泥对高浓度有毒有机物的去除机理主要是生物降解和吸附作用。Shuguang Wang等[28]在 SBR反应器中逐步增加2，4-二氯苯酚(2，4-DCP) 的投加浓度以驯化培养好氧颗粒污泥，运行39 d后培养出直径为1～2 mm颗粒污泥，当进水中2，4-DCP质量浓度为4.8 mg/L时，颗粒污泥对其去除率为94%，当2，4-DCP质量浓度达到105 mg/L时，颗粒污泥对2，4-DCP具有最高去除负荷39.6 mg/(g·h)。Huixia Lan等[29]发现好氧颗粒污泥对五氯苯酚有很好的生物吸附能力，吸附过程与Freundlich吸附等温线模型相拟合。

　　3.3 去除重金属

　　多数研究发现好氧颗粒污泥去除重金属的机理主要有离子交换和配位络合，化学沉淀占次要地位。EPS在好氧颗粒污泥吸附重金属过程中发挥重要作用，好氧颗粒污泥可以分泌大量EPS，有利于去除重金属，这主要是因为EPS中的蛋白质、脂类、多糖疏水区含有大量可与重金属及有机物结合的配位点，如羟基、羧基、磷酸根、酚醛树脂、硫酸脂基、氨基等，且以羟基和羧基为主[30]。Hui Xu等[31]提出了好氧颗粒污泥吸附重金属的3种可能存在吸附机理：离子交换、EPS吸附和化学沉淀，认为离子交换为主。其还研究了不同初始pH对好氧颗粒污泥吸附Ni2+的影响，结果表明好氧颗粒污泥对Ni2+的吸附受溶液初始pH的影响，同时揭示了离子交换是好氧颗粒污泥吸附Ni2+的主要机理之一。Lin Wang等[33]采用好氧颗粒(AG)和细菌藻酸盐(BA)联合吸附Pb2+，结果显示60 min即可达到吸附饱和，AG对Pb2+的最大饱和吸附容量可达101.97 mg/g;当Pb2+为0～20 mg/L时最佳吸附pH为5;Pb2+的吸附过程伴随着 K+、Ca2+、Mg2+的释放，经气相色谱和红外光谱分析认为Ca2+与Pb2+之间的离子交换作用以及AG的—COO-与Pb2+的配位络合是AG和BA吸附Pb2+最主要的机理。Lei Yao等[34]的研究显示好氧颗粒污泥可以有效去除水溶液中的Cr3+，该吸附过程符合伪二级动力学模型且可很好地与Freundlich、Langmuir吸附等温线拟合;进一步分析表明，整个吸附过程中对Cr3+的络合是好氧颗粒污泥生物吸附的主要机制，化学沉淀和离子交换相对次要。Xinhua Wang等[35]利用解体好氧颗粒污泥(DAG)作为吸附剂去除废水中的Cu(Ⅱ)，研究表明Cu(Ⅱ)的生物吸附过程符合伪二级动力学模型，相关系数为0.999 9;试验提取了DAG的胞外聚合物来吸附Cu(Ⅱ)，发现其吸附能力是原始DAG的2.34倍，证实了EPS对Cu(Ⅱ)的吸附发挥重要作用;DAG在吸附Cu(Ⅱ)的过程中释放Ca(Ⅱ)，可认为离子交换是最重要的吸附机制，DAG上的羧基是Cu(Ⅱ)最关键的结合位点。。

　　4 好氧颗粒污泥研究展望

　　好氧颗粒污泥技术已成为污水处理领域的研究热点，目前也取得了一定的研究成果。但好氧颗粒污泥技术的实际应用较少，最主要的限制因素就是颗粒污泥形成的时间较长，稳定性较难控制。如何合理控制颗粒污泥形成的工艺参数，从而快速培养出性能良好的好氧颗粒污泥并维持其长期稳定运行，是好氧颗粒污泥技术投入实际应用的关键，也是未来该领域的研究重点。好氧颗粒污泥在处理难降解有机物及有毒物质方面比传统的污水处理工艺更有优势，开发好氧颗粒污泥与其他处理技术的联合工艺来弥补彼此的不足具有重大意义。