好氧颗粒污泥技术进展及应用现状

1、好氧颗粒污泥技术进展与应用现状摘要：好氧颗粒污泥是一种具有良好沉降性能的颗粒状活性污泥。好氧颗粒污泥有较高的生物量，相较传统活性污泥有更高的有机负荷，并且运行成本也相对较低。因此，通过培养驯化好氧颗粒污泥并用于处理污水厂被广泛关注。本文简述了好氧颗粒污泥的概况及特性，介绍了相关的培养方法以及在实验室和工程方面的应用，并对好氧颗粒污泥的前景进行了展望。关键词：好氧颗粒污泥；性质；驯化；应用由于我国近些年水体富营养化和水污染严重，水污染控制技术的应用日益广泛。我国现有污水厂大多数采用活性污泥法处理污水。但是活性污泥法有污泥膨胀、沉降性能较差、剩余污泥量大等问题，严重限制了我国的污水处理。好氧颗粒污

2、泥是废水系统中微生物在好氧条件下，微生物自生自凝聚形成的一种颗粒状、结构紧密、沉降性能好、污染物处理效果明显的特殊的活性污泥，相较传统活性污泥，好氧颗粒污泥不会出现污泥膨胀、出水水质变差等问题。因此，好氧颗粒污泥应用与工业废水中难降解有机物的去除。另外，颗粒污泥具有高容积负荷下降解高浓度有机废水的良好生物活性，具有很高的经济价值。通过对好氧颗粒污泥特性的描述，以及对其形成机理进行描述，可以定性的了解好痒颗粒污泥的性质及应用；通过总结好氧颗粒污泥的的驯化及培养方法以及当下对好氧颗粒污泥的应用，预测污水厂应用好氧颗粒污泥的进一步发展。1 好氧颗粒污泥的技术现状1.1 好氧颗粒污泥的特性1.1.1

3、好氧颗粒污泥的物化性质1） 基本性质成熟的好氧颗粒污泥呈橙黄色，表面光滑，外观为球形或椭球形，其粒径在0.5-1.5 mm，纵横比为0.76,形状系数稳定在0.45。好氧颗粒污泥的沉降速度与其大小和结构有关，一般在30-70m/h,约为传统活性污泥(810 m/h)的3倍。好氧颗粒污泥主要包含C、H、O、N、S、P等6种元素，以及少量的Ca、Mg、Fe等金属元素。由于所含无机元素种类不同，污泥颗粒可能出现不同的颜色。如当颗粒污泥含大量钙元素是会呈现白色1。采用气升式内循环间歇反应器，分别以蔗糖和乙酸钠为进水碳源对好氧污泥颗粒化进行研究发现，以蔗糖为碳源时，污泥颜色由接种时的棕黑色逐渐变为棕黄色

4、，在运行第7d 时，反应器内出现细小颗粒化污泥，随后颗粒污泥逐渐增多长大，形成成熟的颗粒污泥。以乙酸钠为碳源，发现接种的絮状污泥在运行前10d，污泥颜色由棕黄色逐渐变成橙黄色，随着运行，颗粒污泥逐渐长大，多数为不规则的圆形2。2） 沉降性能颗粒污泥的沉降性能受其结构和粒径的影响，粒径越大，密度越高，沉降效果越好。颗粒污泥的污泥体积指数（SVI）为12.6-64.5ml/g，而普通活性污泥的SVI在100-150ml/g左右3。好氧颗粒污泥的沉降速率是普通絮凝污泥的3倍，较好的沉降性能可以增加污泥在反应器内的停留时间，提高了污泥中微生物体的降解能力。相关研究表明，污泥直径和沉降速率之间呈正相关3

5、。3） EPS的组分胞外聚合物（EPS）是由于微生物的代谢而产生的一类粘性物质，其中，蛋白质是EPS的主要成分。McSwain的研究表明，好氧颗粒污泥的EPS含量较高，其主要成分为多糖类和蛋白质类4，在好氧颗粒污泥的形成过程中，蛋白质类物质的存在是好氧颗粒污泥形成的重要因素，但是Adav等认为多糖类物质是好氧颗粒污泥形成的重要因素，其在研究中发现，好氧颗粒污泥EPS中多糖类/蛋白质类的比例明显升高（由3.4升高到6.2），蛋白质与总糖的比值影响污泥的表面性质，是影响颗粒污泥形成的重要因素之一。表1中列出EPS在好氧颗粒污泥中的分布，观察可发现，用乙酸钠和苯酚培养的颗粒内核中的EPS主要以蛋白质

6、为主，而外核以多糖为主。这种结构有利于污泥粒子间的凝聚和维持颗粒结构 5。表1 EPS在好氧颗粒污泥中的分布4） 溶解氧浓度溶解氧浓度（DO）通过改变微生物生态系统和代谢途径，可以影响颗粒污泥的形成和性能。通常采用纯氧曝气和增加压力实现DO浓度维持在1.0mg/L。Chiu等6通过探针探测颗粒内部DO水平，推算出乙酸培养的颗粒污泥粒径在1.28-2.50 mm范围内，表观氧扩散系数在1.24×10-9-2.28×10-9m2/s之间；苯酚培养的粒径在0.42-0.78 mm范围内的颗粒污泥，表观氧扩散系数在2.50×10-9-7.65×10-9m2/s之

7、间。Chiu等7,8研究表明由于聚集在颗粒外围的活性细胞层消耗了大部分吸附的DO，因此在颗粒核心区不存在DO，在长期放置过程中颗粒污泥没有可利用的DO。经过试验表明，DO浓度并不是影响好氧颗粒污泥形成的关键因素，但是DO浓度会影响颗粒污泥的粒径大小。较高的DO浓度下，污泥粒径较大时，而当DO浓度较低时，颗粒污泥的粒径相对较小（0.3-0.5mm）。1.1.2 好氧颗粒污泥的微生物性质好氧颗粒污泥主要由异养菌和硝化菌组成，颗粒本身的生物相包括形态各异的细菌（球菌、杆菌）。扫描电镜(SEM)、光学显微镜以及和FISH联合使用的CLSM都能用来观察颗粒污泥种群结构，以鉴定不同条件下异养菌、硝化菌、反

8、硝化菌、聚磷菌(PAO)和聚糖菌(GAO)，发现好氧颗粒污泥内微生物的种群结构和基质种类密切相关。Jang等9发现氨氧化菌主要存在于颗粒污泥的外层及中层区域；王强等10观察到颗粒污泥中存在大量丝状菌和真菌，而丝状菌的大量缠绕会形成颗粒的骨架。阮文权等11对同步脱氮好氧颗粒污泥内部分析，发现大量球菌分布在污泥颗粒外部，而杆菌主要分布在内部，外部结构紧实，而内部较为松散。颗粒表面生长着数量繁多、形态各异的原、后生动物。这些特殊的微生物结构对于提高出水水质、增加反应器处理负荷有重要的作用。1.2 好氧颗粒污泥的形成机制1.2.1 四步途径关于颗粒污泥的颗粒化过程，国内外学者已利用现代分子生物学技术进

9、行了大量研究。Liu等12提出了好氧污泥颗粒的形成主要由以下四步途径完成：物理作用使得最初的细菌向细菌靠拢或细菌向基质表面运动,形成最初的微生物聚合体。基质可以是污泥中已经存在的细菌聚合体，也可以是惰性的无机或有机物。运动所需的作用力主要来自水流推动力、扩散力、重力、热力以及细胞之间的相对运动；物理、化学和生物之间的作用力，使得细菌与细菌之间以及细菌与固体表面之间相互吸附，进一步形成微生物聚合体，但是这种吸附是可逆的；胞外聚合物(EPS)产生的生物凝胶是微生物细胞之间强有力的吸引力，这种吸引力使得细菌与细菌之间以及细菌与固体表面之间的吸附不再可逆，微生物聚合体逐渐形成；在水力剪切力的作用下，结

10、构稳定的好氧颗粒污泥形成。1.2.2 四种假说1） 微生物自凝聚假说微生物的自凝聚现象被认为是颗粒污泥形成的一个假说。Tay等13认为好氧污泥颗粒的形成是微生物在静电斥力和水力作用下的自凝聚过程。发生在细胞内部、细胞之间的相互作用以及多种属的细菌及细菌之间、蛋白质之间的吸附作用，使得微生物相互聚集形成紧密的有规则形状的三维立体结构。事实上，好氧颗粒污泥可以看作是高密度的细菌团体，也可看作是一种特殊形式的生物膜。每个颗粒污泥包含上百万个不同种类的细菌，细菌间的相互黏着促进了好氧污泥的颗粒化，最终形成具有规则椭圆形外观的微生物聚合体。2） 选择驱动压假说在SBR反应器中，通过控制沉降时间，只有在某

11、个特定的时间范围内沉降速率快的颗粒污泥能在反应器内保存下来，而沉降性能差的就会从反应器中淘洗出去。这种沉降淘洗过程是一个纯粹的物理屏蔽过程，与微生物的性质无关。Wang等14认为颗粒污泥的稳定性会随着选择压的不断增强而逐渐增强。Tay等通过变化排水口的高度获得不同的选择压，比较了不同的选择压下好氧颗粒污泥的形成过程，研究发现硝化颗粒污泥需要高强度的选择压。3） 胞外多聚物假说EPS是微生物分泌于细胞表面的大分子黏性物质，能够改变细胞表面的物理化学性质，主要包括蛋白质、多糖、腐殖质酸和油脂等，这些物质有利于微生物细胞凝聚，对颗粒污泥的形成和稳定起到重要作用。Liu等15,16认为，EPS是微生物

12、细胞和颗粒态物质相连接的桥梁。高浓度的多糖可以帮助细胞之间的吸附，并且通过聚合物矩阵增强微生物结构，如果胞外多糖代谢机制受阻，将会影响微生物聚合体的形成。2 好氧颗粒污泥的应用现状2.1 好氧颗粒污泥的培养2.1.1 接种污泥的选择培养好氧颗粒污泥所用的种泥有三种选择，分别是厌氧颗粒污泥、好氧絮状污泥和好氧颗粒污泥。而使用厌氧颗粒污泥作为种泥，可以为好氧菌提供内部晶核作为良好的栖息地，是如今比较理想的接种污泥。而一般情况下，城镇污水处理厂的活性污泥会因其易得，被广泛用作接种污泥。一般而论，丝状细菌和荚膜细菌丰富的接种污泥有利于颗粒化。与接种絮状污泥相比，直接采用厌氧颗粒污泥进行驯化更为简便且成

13、功率高,启动时间短17。2.1.2 颗粒化反应器的选择连续流反应器和SBR都可用于好氧颗粒污泥的培养。目前连续流反应器主要用于培养硝化颗粒污泥,而绝大多数好氧颗粒污泥都是利用有机基质在SBR中培养。在Morgenorth利用SBR培养出好氧颗粒污泥之后，研究者们对SBR培养好氧颗粒污泥的条件及污泥的颗粒化过程进行了探讨18，运行条件如表2。这些运行条件至今仍广泛被用于在SBR中培养好氧颗粒污泥。培养好氧颗粒的关键参数是缩短沉淀时间和进水时间，保持一定的上升气速和容积负荷.这与好氧颗粒化的机理是密切相关的。表2 不同反应器中形成的颗粒性质2.2 好氧颗粒污泥在污水处理中的应用2.2.1 实验室阶

14、段应用1） 在处理高浓度废水方面好氧颗粒污泥具有结构致密、沉降性能好、污泥产率低的优点，大大提高了反应器处理效率和抗冲击负荷能力，已报道的颗粒化 SB 反应器的有机负荷率可达 2.5-15 kg/( m3·d) ，MLSS 在 6-12 g/L之间，COD 去除率稳定在 85%以上192） 在有毒有机物降解方面Tay 等20首次报道了以苯酚为唯一碳源、负荷为 2.5 kg/( m3·d) 的 SBR反应器内获得结构致密的好氧颗粒，反应器污泥浓度为( 8.2 ±0.8) g/L，泥产率( 以 VSS 计) 仅维持在( 0.41 ±0.03) g/g，TOC

15、和苯酚去除率分别大于 98%和 99. 9%，比苯酚降解速率大于 0.55 g/( g·d)。 Jang 等将 Propioniferax-likePG-02( 低半饱和速率常数的苯酚降解菌) 和 Comamonassp PG-08( 低苯酚降解活性的絮凝菌) 固定化后用以处理苯酚浓度为 250 mg/L 的有机废水，其苯酚降解性能明显优于这2个菌株单独存在下的降解性能，推测细菌共絮凝作用可能是污泥颗粒化的必要条件。2.2.2 工程阶段应用在好氧颗粒污泥对城市生活污水的应用领域，以2004年荷兰 DELFT大学的 van Loosdrecht等的研究成果最为显著，已获得全球专利，并采

16、用城市污水进行了中试研究，试验证明其效果明显。迟寒等21采用以乙酸钠和蔗糖为有机碳源的配水，在 SBA 中培养出了好氧颗粒污泥，通过逐步提高进水中城市生活污水的比例来驯化培养颗粒污泥的活性及适应能力。当进水全部为城市生活污水时，反应器运行稳定，在进水 COD、氨氮分别为( 100-150) 、( 25-30) mg/L 时，系统对 COD 和 NH3-N 的平均去除率分别达70%和90%；颗粒污泥的MLSS 基本在2000 3500 mg/L，SVI 为35-50 mL/g。 荷兰 DHV 公司于 2008 年将 NeredaTM 好氧颗粒污泥工艺首次用于南非某污水处理厂的升级改造中。该工艺是

17、由荷兰 DHV 公司及代尔夫特理工大学、STW 和 STOWA 合作研究出的新型好氧颗粒污泥技术，原改造计划分两步：第一步，扩建已有设施使其处理能力达到 2 000 m3/ d；第二步，新建一座规模为5000 m3/ d 的采用传统活性污泥工艺的污水厂。基于投资和用地等方面考虑，Nereda TM 技术最终被用于该污水厂的升级改造。与传统工艺相比NeredaTM技术的基建投资低 20% 左右，电耗节省 35%-45% ，年运行费用降低50% 左右。目前，该工程正在试运行22。3 结论与展望好氧颗粒污泥与传统的活性污泥、生物膜技术相比有着诸多的优势，近几年的研究也趋于成熟，但是由于异养微生物生长

18、速度快，当运行条件控制不当时，易造成颗粒污泥解体，沉降性能下降，出水水质恶化等问题。另一方面，缺乏相关完整的数学模型使得好氧颗粒污泥的研究缺乏规律性和操作性。污水厂使用好氧颗粒污泥可以抗较强的冲击负荷，缩短污泥沉降时间，减少占地面积，剩余污泥量也相应减少。因此，可以预测随着污水厂的发展，好氧颗粒污泥将在新工艺中用广阔的应用空间。参考文献1 杨麒，李小明，曾光明，等. SBR系统中同步硝化反硝化好氧颗粒的培养. 环境科学. 2003,24（4），：94-98. 2 王芳，于汉英，张兴文，等. 进水碳源对好氧颗粒污泥特性的影响. 环境科学研究，2005,18（2）：84-88.3 张兴文，王芳，杨

19、凤林，等. 好氧颗粒污泥的特点及其研究进展. 环境污染治理技术与设备，2004,5（11）：27-30.4 McSwain BS, Irvine RL, Wilderer PA. Composition and distribution of extracellular polymeric substances in aerobic flocs and granular sludgeJ. Appl Environ Microbiol. 2005, 71(2): 1051-1057.5 Sunil A, Lee D, Show KY. Aerobic granular sludge: recen

20、t advancesJ.Biotechnol Adv, 2008,26(5): 411-423.6 Chui ZC, Chen MY, Lee DJ, et al. Diffusivity of oxygen in aerobic granulesJ. Biotechnnology and Bioengineering. 2006, 94(3): 505-513. 7 Chui ZC, Chen MY, Lee DJ, et al. Oxygen diffusion in active layer of aerobic granule with step change in surroundi

21、ng oxygen levelsJ. Water Research. 2007, 41(4): 884-892. 8 Chui ZC, Chen MY, Lee DJ, et al. Oxygen diffusion in active layer of heterogeneous structureJ. Applied Microbiology and Biotechnology. 2007, 75(3): 685-691.9 Jang AM, Yoon YH. Characterization and evaluation of aerobic granules in sequencing

22、 batch reactorJ. Journal of Biotechnology. 2003, 105: 71-82. 10 Wang Q, Du GC, Chen J. Aerobic granular sludge cultivated under the selective pressure as a driving force. Process Biochemistry. 2004, 39: 557-563.11 阮文权，陈坚. 同步脱氮好氧颗粒污泥的特性及其反应过程J. 中国环境科学. 2003,23（4）：380-384.12 Wang XH, Zhang HM, Fang FL

23、, et al. Improved stability and performance of aerobic granules under stepwise increased selection pressureJ. Enzyme and Microbial Technology. 2007, 41(3): 205-211.13 Tay JH, Yang SF, Liu Y. Hydraulic selection pressure-introduced nitrifying granulation in sequencing batch reactorsJ. Applied Microbi

24、ology and Biotechnology. 2002,59(2-3): 332-337.14 Liu Y, Yang SF, Tay JH.Cell hydrophobicity is a triggering force of biogranulationJ. Enzyme and Microbial Technology. 2004, 34(5): 371-379.15 Liu YQ, Liu Y, Tay JH. The effects of extracellular polymeric substances on the formation and stability of b

25、iogranulesJ. Applied Microbiology and Biotechnology. 2004, 65(2):143-148.16 Wilen BM, Onuki M, Hemansson M, et al. Microbial community structure in activated sludge floc analysed by fluorescence in situ hybridization and its relation to floc stabilityJ. Water Research. 2008, 42(8-9): 2300-2308.17 Beun JJ, Heijnen JJ, Loosdrecht MCM. Aerobic gra