好氧颗粒污泥影响形成的因素分析

好氧颗粒污泥影响形成的因素分析
好氧颗粒污泥是90年代以来发展的一门新兴技术，与厌氧颗粒污泥相比，在水处理方面，以其启动周期短、污泥代谢活性高、消化速率快、运行连续性强及出水水质好等，而备受青睐。

但是由于运行条件苛刻，操作复杂等因素的限制，人们对好氧颗粒的形成机理和影响因素了解的还不够深入，而对于好氧颗粒污泥的实际应用研究更是鲜有报道。

本文通过查阅近年来国内外大量文献及研究成果，对好氧颗粒污泥颗粒化技术的影响因素及应用情况进行了详细剖析。

1 好氧颗粒污泥的基本性质
1.1 好氧颗粒污泥的形态及结构
好氧颗粒污泥外观一般为橙黄色或浅黄色，成熟的好氧颗粒污泥为表面光滑致密、轮廓清晰的圆形或椭圆形。

粒径一般在0.5～5. 0mm。

颗粒表面含有大量孔隙，可深达表面下900um处，而距表面300～500um处的孔隙率最高，这些孔隙有利于氧、基质、代谢产物在颗粒内部的传递。

1.2 颗粒污泥的沉降性能
好氧颗粒污泥的密度为1.0068～1.0480g／cm3，颗粒污泥的污泥沉降比(SV)在14～30%，污泥膨胀指数（SVI）20～45mL／g（一般在30左右），而普通活性污泥的SVI在60～205mL／g左右。

颗粒污泥的含水率一般为97～98%。

因而好氧颗粒污泥具有较高
的沉降速度，可达30～70m／h，与厌氧颗粒污泥的沉降速度相似，是絮状污泥的三倍多[1,3,18]。

因此能够承受较高的水利负荷，具有较高的运行稳定性和效率。

1.3 好氧颗粒污泥的代谢活性
比耗氧速率(Specific Oxygen Uptake Rate简写SOUR)是指单位细胞蛋白在单位时间内消耗氧气量，反映了微生物新陈代谢过程的快慢即微生物活性的大小、微生物对有机物的降解能力。

好氧颗粒污泥的异养菌比耗氧速率(SOUR)H为40～50mgO2／(g ML VSS•h)，而普通活性污泥的(SOUR)H为20mgO2／(g MLVSS•h)左右[5,6]。

Shu-fang Yang[14]培养的好氧颗粒污泥(SOUR)H为6 0～160mgO2／(g SS•h)。

通过检测SOUR可以了解颗粒污泥生物学上的变化，以及有机承载和颗粒的生长状况等等，因而能够对颗粒污泥的培养及污染物的处理作出相应的调整。

1.4 好氧颗粒污泥的微生物相
由于接种的污泥种类和运行条件的不同，好氧颗粒污泥含有的微生物菌群就不同。

另外，颗粒内部生物的多样性还与结构和外部基质密切相关，如好氧颗粒自身的结构特点以及氧扩散浓度的限制，使得污泥颗粒由外向内逐渐形成了好氧区—缺氧区—厌氧区[33]。

好氧区内有好氧菌、硝化菌生存；缺氧区内兼性微生物丰富，如反硝化菌、硫酸盐还原菌等；缺氧区内反硝化聚磷菌（D PB）存在。

在缺氧的条件下，它以NO3-、NO2-为电子受体，同时完成反硝化和吸磷反应。

因而好氧颗粒污泥丰富的微生物相，
使得颗粒污泥具有良好的除COD、脱氮除磷性能，能够广泛地应用于水处理及其他相关方面。

1.5 好氧颗粒污泥的粒径与物理学性能的关系
好氧颗粒污泥无论粒径多大，其最大生物密度均在表层600±50u m以内。

研究表明随着粒径的增加，沉降速度、颗粒密度、比表面疏水性及SVI值分别增大。

但当粒径超过了4mm时，颗粒污泥的外层发生裂解，而内层逐渐疏松，颗粒的SVI、含水率等性质随之发生显著变化，污泥颗粒逐渐恶化。

可能是由于随着粒径的增加，核内传质和扩散阻力增大，核内的营养物逐渐的匮乏，核内微生物不得不消耗胞外聚合物基质来维持生长，产生了有毒、有害物质等代谢产物，进而严重毒害着胞外聚合物和微生物的生长。

因此，在SBR反应器内，若要取得颗粒污泥的最佳经济效率和最佳运行状态，必须考虑颗粒污泥的粒径和生物活性的关系。

S. K.Toh[4]等实验证明颗粒污泥运行的最佳粒径为1.0～3. 0mm。

2 颗粒污泥形成的影响因素
2.1 接种污泥种类
目前好氧颗粒污泥的种泥有以下形式：(1)普通活性污泥为接种污泥；(2)厌氧颗粒污泥为种泥；(3)用去除COD为主的悬浮、不沉降的特种微生物细胞为接种污泥。

微生物数量多、种类丰富的普通活性污泥接种，形成的颗粒将具
有生物多样特性，容易适合各种废水水质；相比普通活性污泥，用厌氧颗粒污泥接种，启动时间短，控制难度小，而且两种成熟的好氧颗粒污泥的异养菌和硝化菌的活性都没有明显的差异；用去除COD为主悬浮、不沉降的细胞接种[20]，启动时间相对较长，但是由此培养出的颗粒污泥具有了一定的特性。

2.2 COD容积负荷的影响
COD容积负荷与污泥颗粒化关系十分紧密。

当SBR中COD容积负荷低于1kg•m－3•d－1时，无法培养出好氧颗粒污泥。

形成好氧颗粒污泥的COD容积负荷范围较宽(1.2~15kg•m－3•d－1)[1, 18,32,33]。

Yu Liu Yong[7]研究发现，颗粒污泥的表面负荷与颗粒的生长速率及降解速率通过Monod 方程联系起来：
us、us max分别为表面生长速率和表面最大生长速率，qs、qs max分别为生物降解速率和生物降解最大速率，Ls表面负荷量（gCOD•m－2颗粒），Ks是Monod常数。

随着有机负荷的增加，颗粒的生长速率以及颗粒的生物降解速率随之增大。

但在较高的COD负荷下，虽能克服传质阻力，却容易引起丝状菌的大量繁殖，从而导致反应器操作状态不稳定。

如果在提高COD容积负荷的同时，提高剪切力，丝状菌容易破碎且随水流排出，则形成的颗粒污泥更加致密、轮廓更加清[2,26, 29]。

2.3 剪切力的影响
上流曝气造成的水力搅动是SBR反应器中微生物菌群的主要剪切力，研究表明剪切力的强度与好氧颗粒化关系密切。

当表面气体上升流速大于1.2cm•s－1时，才能形成结构致密，轮廓清晰的颗粒污泥[8]。

剪切力较高时，沉降性能差的菌体从胶团表面脱离，沉降性能好的、密度大的菌体存留下来，同时又由于较大的剪切力下，流体与颗粒，颗粒与颗粒之间的摩擦力较大，而使颗粒更加致密、光滑而又有规则。

剪切力的存在对颗粒有两方面的影响：其一，较大的剪切力下形成的颗粒致密，传质阻力大，不利于基质的摄取和传递，颗粒内部得不到充足的营养，细胞活性被抑制；其二，随着剪切力的增大，传质推动力也随之增大，这有利于克服传质阻力，促使基质向颗粒内部传递，从而提高了好氧污泥颗粒的生物活性（即SOUR变大）。

剪切力的这种双重作用，必然存在一个平衡点。

因此，控制好剪切力，就能得到性能良好的污泥颗粒。

剪切力还影响着微生物的代谢途径。

随着剪切力的增加，细胞分泌出更多的胞外聚合物（EPS）。

EPS 阻止外界对悬浮细胞的破坏而使其粘结在一起，它使微生物细胞间的吸引力增强，污泥颗粒的结构更加致密；另外，随着剪切力的增加，细胞的疏水性也随之增强。

细胞疏水性在细胞自固定和粘结过程中，扮演着重要的作用。

它可能是颗粒化最初的主要作用力，加强细胞间的连接，诱导产生坚固的微生物群体结构，保护细胞免受外界不利因素的影响[9,19]。

当然剪切力也不能过大，过大会导致颗粒污泥分解。

2.4 选择压的影响
在水处理的过程中，施加于活性污泥的选择压有沉降时间、交换率、排水时间、循环时间。

选择压影响着污泥颗粒化的进程。

而在颗粒污泥的培养中，比较常用选择压的控制方面为沉降时间、循环时间。

沉降时间用于强化沉降速率，通过控制沉降速率建立高度选择的培养环境，使不适应此环境的微生物不能生长或极少生长，从而筛选富集颗粒污泥，最终实现活性污泥的颗粒化；循环时间影响着颗粒污泥的培养周期长短和生物量的大小。

当循环时间较短时（即选择压较大），相对容积负荷较高，污泥颗粒化迅速，颗粒的VSS（volatile suspended solid）大和强度高。

而循环时间较长，细菌长期处于饥饿状态，生长缓慢，颗粒组织疏松，颗粒VSS小和强度低。

同时循环时间还影响颗粒的生物相。

陈洁研究发现: 随着沉降速率增加与反应器中SV值和MLSS逐渐减小；在沉降速率变化过程中，污泥龄、耗氧速率、胞外聚合物和COD去除率均相应发生改变，即通过改变沉降速率能够影响微生物群体的组成及数量，进而能影响微生物的生物学性能，及颗粒污泥的稳定性[10,23,24]。

2.5 贫／富营养机制
好氧污泥的颗粒化培养均在SBR或其改良的反应器中进行的。

研究证明SBR或其改良的反应器中，污泥存在贫／富营养机制，而在连续反应器中，不存在贫／富营养机制，就无法培养出好氧
颗粒污泥。

微生物在贫营养（饥饿）状态下，细胞疏水性增强，诱导细胞凝聚或粘结；而在富营养期状态下，细胞代谢快，生长迅速。

因此，在形成更加坚固的颗粒化污泥过程中，贫／富营养机制发挥着重要的作用。

贫／富营养周期的长短取决于循环时间和进水时间，进水时间越短越好，而循环时间太长或太短都不利于颗粒的形成，太长的循环时间细胞长期处于饥饿状态，生长缓慢，不利于颗粒的形成，而太短的循环时间不利于细胞的凝聚[8, 19,20]。

因此，在颗粒化培养过程中，应选择恰当的进水时间和循环时间。

2.6 抑制性物质的影响
2.6.1 苯酚对好氧颗粒污泥的影响
苯酚有剧毒，虽可被微生物作为碳源利用，但对微生物有抑制性，能导致操作系统运行的不稳定。

Y. Liu[13]用醋酸钠配制人工废水，考察苯酚对好氧颗粒污泥去除效率及稳定性的影响发现，当苯酚与起始生物浓度之比逐渐增大时，污泥的生物活性逐渐降低。

当苯酚与起始生物浓度之比为0.19时，COD的去除效率降低到50%，而苯酚的去除率几乎为零。

2.6.2 氮对好氧颗粒污泥的影响
Shu-fang Yang[14]考察不同N／COD比下，好氧颗粒的培养状况。

在四个完全相同的反应器内，种泥颗粒边界清晰、粒径0.0 9mm，N／COD比分别为5／100、10／100、20／100、30／100进行试验。

经过60天的驯化培养后，它们平均粒径达到1.9mm、
1.5mm、0.5mm、0.4mm。

图一不同碳、氮比下的比耗氧速率图
注：a , b分为60天和162天的(SOUR)NH4（亚硝化菌比耗氧速率）、(SOUR)NO2（硝化菌比耗氧速率）、(SOUR)H（异养菌比耗氧速率）
由此可知，随着N／COD比值的增加，亚硝化菌和硝化菌活性逐渐增加，而降解COD的异养菌活性逐渐减弱，从而导致了异养菌占多数的污泥颗粒的粒径逐渐减小。

即对于以去除COD为主的废水，适当降低氮的含量可以大大提高颗粒污泥中异养菌的活性，提高废水的处理效率。

同时也说明选择合适的碳氮比，既可除COD，又可达到脱氮的目的。

3 颗粒污泥在污水处理中的应用
3.1 含乙烷不同氯代物混合物的地下水处理
在全世界范围内，乙烷不同氯代物的混合物在地下水中普遍存在，生物处理方法方面用厌氧颗粒污泥。

但是最终处理是停留在二氯或一氯乙烷，不能达到完全净化的目的。

Ching-Shyung Hw u[15]等用厌氧颗粒污泥接种，在氧气浓度为5.2–10.5%下培养好氧颗粒污泥，在厌氧菌/ 好氧菌存在下，对含乙烷的不同氯代物混合物的地下水进行脱氯。

实验证明，厌氧菌/ 好氧菌存在下，颗粒污泥对乙烷的不同氯代物混合物的脱氯效果明显优于厌
氧颗粒污泥，达到完全除氯的效果。

3.2 对乳品厂废水的处理
好氧颗粒污泥丰富的微生物相，使得颗粒污泥具有良好的除CO D、脱氮除磷性能。

N.Schwarzenbec[17]等利用好氧颗粒污泥处理乳品厂的废水。

好养颗粒污泥用乳品厂的废水培养成功后，对废水进行处理，COD、TN、TP的去除率分别能达到90%、80%、67%。

只是废水处理中，丝状菌大量繁殖和出水悬浮物较多。

相信如果改变运行参数，如减少进水时间、提高剪切力及减低曝气时间等，上述状况应该能够得到控制，并且其运行效率还会提高。

3.3 对啤酒废水的处理
刘莉莉[16]等用好氧颗粒污泥处理啤酒废水，研究发现，用葡萄糖培养的好氧颗粒污泥与啤酒废水复配逐渐驯化污泥，经过21天的驯化，最终进水为100%的啤酒废水。

驯化后的好氧颗粒污泥形状基本未变，但粒径逐步减小，颗粒结构也变得较为疏松。

SEM观察发现，其表面已基本为丝状菌所覆盖，因而变得更为粗糙，说明基质的替换使得颗粒内的优势微生物种群发生了变化。

但颗粒污泥的形态与代谢活性均未发生大的变化。

好氧颗粒污泥适应了新的营养基质以后，其COD去除率最终能够稳定在98%以上。

3.4 对含重金属污水的处理
好养颗粒污泥相对结实的结构，大的表面积和多孔性，为吸附金
属离子及悬浮物提供了便利的条件。

Yu Liu[27,30,31]等人考察了好养颗粒对含Cd2＋、Zn2＋污水的处理情况。

研究结果表明好氧颗粒污泥对Cd2＋、Zn2＋的吸附与离子的浓度和颗粒物的浓度密切相关。

当颗粒污泥浓度保持在100mg／L时，颗粒吸附能力随着Cd2＋浓度增加而增大。

当Cd2＋浓度保持在150mg／L 时，颗粒吸附能力随着颗粒污泥的浓度增加而增大。

在整个操作中，颗粒污泥对Cd2＋的最大吸附能力566mg Cd2＋／g颗粒污泥。

对Zn2＋吸附试验发现，颗粒污泥的最大吸附能力达200mg Zn2＋／g颗粒污泥，并且吸附后的重金属随颗粒污泥实现分离。

好氧颗粒污泥这种良好的吸附能力，作为高效的吸附剂将具有广大的应用前景。

4 结语
好氧颗粒污泥经过十多年的发展，已初具成效，好养颗粒污泥具有丰富的生物相、较高的生物量和较大的处理效率，使得好氧活性污泥具有十分好的发展前景。

但距离工业化应用还有一定的距离，有关好养颗粒污泥的室内研究和工业应用还存在如下几方面的问题。

⑴对好氧颗粒污泥性能了解得还不够彻底，形成机理研究尚不清楚。

⑵有毒、有害物质对微生物的活性及颗粒污泥的稳定性影响还十分严重，如何抵制有毒、有害物质和去除某些特殊物质的细胞
引进技术将成为新的研究热点。

⑶尽管影响好氧颗粒污泥形成的最小剪切力已经发现，但是即能保证在进水水质波动情况下颗粒稳定存在，又能节约能源的剪切力相应变化工艺参数，还需进一步的研究确定。

⑷目前，好养颗粒污泥的培养主要是在模拟废水中进行的，用实际废水进行培养颗粒污泥并进行大规模的工程应用，以及培养出具有各种功能的好养颗粒污泥，尚需进一步的深入研究。

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