好氧顆粒污泥是微生物在特定環境下自發凝聚、增殖而形成的生物顆粒，具有結構緊密、沉降性能好、耐沖擊能力強、能承受較高有機負荷的特點[1, 2]。顆粒污泥結構的特殊性還表現在，它能夠在1個顆粒內同時保持多種氧濃度環境與營養環境，顆粒特有的氧濃度梯度為各種微生物提供良好的生長條件，因而具有多種代謝活性，具有同步脫氮除磷的能力[3]。同時其在處理高濃度有機廢水、難降解廢水、有毒廢水[4]以及吸附重金屬[5]等方面也具有獨特的優勢。目前好氧顆粒污泥是污水處理領域的研究熱點之一，在大量理論研究基礎上，研究者進行了好氧顆粒污泥處理實際污(廢)水的小試和中試，并取得較好的處理效果[6]。

　　1 好氧顆粒污泥形成機制

　　顆粒污泥的形成過程因培養污泥的種類及研究方法的不同而有所差異，目前公認的模型包括以下4個步驟：(1)在重力、擴散力、熱力學作用力(如布朗運動)、細菌自身運動和水力剪切力等作用下，發生細菌間的相互碰撞以及細菌與固體表面的黏附，得到最初的顆粒晶核;(2)在生物作用力(如離子鍵、氫鍵、細胞膜粘連溶融等)、物理作用力(如疏水作用、表面張力、范德華力、吸附架橋等)和化學作用力等的作用下，細胞間或細胞與固體懸浮物之間的連接會更加穩定，因而使碰撞得到的微生物聚集顆粒晶核保持穩定并進一步形成微生物聚集體;(3)在微生物、微生物分泌胞外多聚物(EPS)、菌群的生長與優勢競爭等作用下，生物聚集體內的微生物持續重復生長、繁殖、聚集，逐漸形成初生顆粒污泥;(4)在水力剪切力的強化作用下，初生顆粒污泥形成穩定的三維空間結構。M. Y. Chen等[7, 8]在SBR中用含 500 mg/L苯酚的合成廢水成功培養出好氧顆粒污泥，通過多色熒光原位雜交技術，檢測了剛接種的新鮮污泥和培養成熟的顆粒污泥的內部結構。熒光染色和CLSM都表明，微生物自凝聚是顆粒污泥形成的最初步驟。聚合在一起的微生物在附著點分泌EPS并增殖使污泥生長，最終形成顆粒污泥。

　　2 好氧顆粒污泥形成與穩定的影響因素

　　2.1 水力剪切力

　　一般認為水力剪切力由機械攪拌或上升水流、氣流產生的液體流、空氣流和固相粒子間的摩擦引起，該剪切力的強度與好氧污泥顆粒化過程密切相關。在較低的水力剪切力下形成的顆粒污泥結構松散多孔，粒徑較大，強度差;較高的水力剪切力作用下形成的顆粒污泥光滑穩定，結構密實，機械強度高;但過高的水力剪切力容易導致顆粒失穩解體。劉玉玲等[9]在表面氣體上升流速為1.06~1.77 cm/s的條件下，成功培養出性能良好的好氧顆粒污泥，控制表面氣體流速升高到5.3~7.08 cm/s時，培養過程中出現絮狀—部分顆粒化—絮狀的污泥形態，污泥最終解體。Yao Chen等[10]運行4組SBR反應器培養好氧顆粒污泥，表面氣速分別為0.8、1.6、2.4、3.2 cm/s，結果顯示在表面氣速為2.4、3.2 cm/s條件下，形成的好氧顆粒污泥結構密實且形態規則。

　　2.2 碳源與有機負荷

　　好氧顆粒污泥可在各類基質中培養成功，但不同碳源培養的顆粒污泥結構以及微生物種類存在較大差異，對廢水的降解能力也有所不同。苯酚、葡萄糖、乙酸鈉、乙醇等人工模擬廢水以及土豆加工廢水、屠宰廢水、啤酒廢水等工業廢水和實際生活污水等基質均可成功培養顆粒污泥。有機負荷量的控制對能否成功培養出好氧顆粒污泥起到關鍵性作用。相對較高的有機負荷可以增強微生物的選擇壓，對顆粒污泥的形成有一定促進作用;但過低或過高的有機負荷均容易發生絲狀菌膨脹，不利于污泥顆粒化[11];過高的有機負荷還容易導致細菌生長過程中生成過量的胞外多聚物，附著于絮體或顆粒的表面，使污泥沉降性能惡化。J. H. Tay等[12]以醋酸鈉為基質，當COD負荷為1~2 kg/(m3·d)時未能培養出顆粒污泥，當COD負荷為4 kg/(m3·d)時則成功培養出形態完整、結構密實、強度高且密度較大的好氧顆粒污泥，對COD的去除率可達99%，但當其有機負荷增至8 kg/(m3·d)時，顆粒形成后迅速破碎解體。B. Y. P. Moy等[13]以醋酸鈉為基質，COD負荷為6~9 kg/(m3·d)時培養出的顆粒污泥外形規則且密實，COD去除率可達95%~99%;以葡萄糖為基質、有機負荷為6~15 kg/(m3·d)時，低負荷下得到的顆粒污泥松散呈絨毛狀，高負荷下培養的顆粒污泥結構密實，表面平滑但不規則。

　　2.3 pH與游離氨

　　不同菌種各有適宜其生長的pH。Chunli Wan等[14]研究了pH影響好氧顆粒污泥形成的機制，認為低pH條件不利于好氧顆粒污泥的形成與穩定，主要是因為酸性條件容易改變顆粒的微生物群落結構，并促進絲狀菌的生長，阻礙顆粒污泥的形成。S. F. Yang等[15]研究發現pH為4時大量真菌成為優勢菌，顆粒污泥粒徑可達7 mm，結構較為疏松，pH為8時優勢菌為細菌，粒徑為4.8 mm，結構致密。

　　游離氨(FA)的增加會降低細胞的疏水性和EPS含量，使好氧顆粒污泥培養失敗。Shufang Yang等[16]以乙酸為碳源培養顆粒污泥，發現FA<23.5 mg/L時顆粒污泥均可培養成功。

　　目前還需進一步探索pH和FA影響好氧顆粒污泥的詳細抑制機制，以及其他化學物質和代謝產物對好氧顆粒污泥可能產生的抑制。

　　2.4 溫度

　　多數研究表明，低溫和高溫條件下均可以培養出好氧顆粒污泥，且高溫更有利于好氧顆粒污泥的形成，這是因為溫度會影響微生物的種群結構及代謝速率，而低溫條件會抑制微生物的生長和代謝活性，最終可能導致顆粒污泥解體。M. K. H. Winkler等[17]研究發現隨著溫度的降低，顆粒污泥的沉降性能下降。楊欣等[18]采用序批式反應器研究水溫為25~28、(23±2) ℃及曝氣溫度為27~31 ℃對顆粒污泥的影響。結果顯示，(23±2) ℃條件下培養出的顆粒污泥形態規則密實，控制水溫為25~28 ℃時顆粒形成得較(23±2) ℃快且粒徑大，但形狀不規則且結構較疏松，而在曝氣溫度27~31 ℃下顆粒難以形成和維持穩定。M. K. deKreuk等[19]研究了8 ℃下好氧顆粒污泥的形成，得到的顆粒污泥外形不規則、沉降性能差且有大量絲狀菌存在，污泥易流失;當啟動溫度為20 ℃時成功培養出性能良好的好氧顆粒污泥，隨后將溫度降低到15、8 ℃顆粒污泥的穩定性并沒有受到很大的影響。

　　2.5 金屬陽離子

　　金屬陽離子可與微生物或胞外多聚物中的負電基團相連，在微生物細胞間起到橋連作用，促進細胞間的聚集;金屬離子沉淀物(如CaCO3)可作為顆粒污泥形成的晶核，加速污泥顆粒化。內核瓦解是好氧顆粒污泥失穩的主要原因之一[20]，金屬陽離子的添加恰好克服了這點。較多研究發現，金屬陽離子可以刺激分泌出更多的EPS，促進微生物聚集以及顆粒污泥的形成。劉紹根等[21]投加Ca2+、Mg2+使好氧污泥顆粒化時間縮短，改善了顆粒污泥的理化性能，其認為Ca2+、Mg2+的投加可促進胞外多聚物分泌，相應的蛋白質和多糖含量升高，其中Mg2+較Ca2+對EPS的影響更大，且同時投加Ca2+、Mg2+培養出的好氧顆粒污泥具有更強的除污能力。肖蓬蓬[22]研究了Zn2+對好氧污泥顆粒化的影響，結果表明添加低質量濃度(1～50 mg/L)的Zn2+可以一定程度地促進EPS的產生，有利于好氧顆粒污泥的形成，最終得到的成熟顆粒污泥沉降速率大、含水率低、污泥濃度高、完整系數較大。但當Zn2+的質量濃度較高時(達到100mg/L)，其對污泥顆粒化的作用減弱，形成的顆粒污泥松散、密實度低。 金雪瓶等[23]研究了Ce3+對好氧顆粒污泥形成的影響，結果表明Ce3+為10.0 mg/L時，對微生物的刺激作用最大，可明顯改善污泥性能;然而添加有毒金屬離子會抑制微生物的生長，不利于顆粒污泥的形成。Xinhua Wang等[24]考察了 Cu2+和Ni2+對好氧顆粒污泥性質的影響，結果顯示顆粒污泥濃度和生物多樣性明顯降低，其中Cu2+對顆粒污泥的毒性較Ni2+的毒性大。

　　2.6 沉淀時間

　　一般顆粒污泥的相對密實度較高，存在一定的傳質阻力，與松散的絮狀污泥共存時，2種污泥相互競爭基質，由于絮狀污泥內部的傳質效果好，故其微生物生長速率要遠遠大于顆粒污泥，顆粒污泥的生長將受到抑制，不利于其在反應器內存活。較短的沉淀時間有利于將不易沉降的絮狀污泥排出反應器，沉降性能好的污泥則留在反應器內，以此得到的優勢菌更利于顆粒污泥的形成。 劉潤[25]逐步降低反應器內污泥的沉淀時間(從40 min逐漸減至2 min)，在第60天成功培養出性能良好的好氧顆粒污泥，其SVI為20.1 mL/g，粒徑在1.0~2.0 mm左右，含水率為94.50%，密度為1.044 7 g/cm3。

　　3 好氧顆粒污泥的應用

　　3.1 同步脫氮除磷

　　溶解氧在好氧顆粒污泥內部的滲透深度是決定好氧顆粒污泥內部不同組分轉化和營養物去除效率的關鍵。由于好氧顆粒污泥具有特殊的粒狀結構，使其溶解氧濃度由顆粒內部向顆粒外層呈梯狀分布。在基質的傳送作用和氧傳質阻力作用下，溶解氧一般只能進入顆粒外層，越接近顆粒中心氧的滲透能力越差，導致中心部位處于缺氧乃至厭氧狀態，顆粒外層則在供氧條件下處于好氧狀態，同時只有少數營養物質能夠到達顆粒中心，這種厭氧—好氧、缺氧—好氧的氧分布層狀結構恰好刺激了硝化菌、反硝化菌以及聚磷菌等脫氮除磷細菌的生長，為好氧顆粒污泥實現同步脫氮除磷創造了有利條件。M. K.de Kreuk 等[26]研究了好氧顆粒污泥對COD、氮、磷的同步去除效果，結果表明，當混合液中溶解氧飽和度由 100%降低到 40%時，反硝化效果得到強化，提高了總氮和磷的去除率，即總氮、磷的去除率分別由 34%、 95%提高到98%、97%;但溶解氧濃度的降低卻一定程度上降低了顆粒污泥的穩定性。R. Lemaire等[27]在交替厭氧—好氧條件下獲得了好氧顆粒污泥較好的硝化反硝化作用和對磷的去除效果。劉潤[25]用馴化后的好氧顆粒污泥處理實際的合成氨工業廢水，對氨氮和COD的去除率均達到99%以上，亞硝酸鹽積累率在87%以上。

　　3.2 去除高濃度有毒有機物

　　好氧顆粒污泥結構密實，微生物種群豐富，具有耐有毒有機物負荷高的能力。研究者通過掃描電鏡發現好氧顆粒污泥內部具有許多空隙和通道，可知好氧顆粒污泥對高濃度有毒有機物的去除機理主要是生物降解和吸附作用。Shuguang Wang等[28]在 SBR反應器中逐步增加2，4-二氯苯酚(2，4-DCP) 的投加濃度以馴化培養好氧顆粒污泥，運行39 d后培養出直徑為1~2 mm顆粒污泥，當進水中2，4-DCP質量濃度為4.8 mg/L時，顆粒污泥對其去除率為94%，當2，4-DCP質量濃度達到105 mg/L時，顆粒污泥對2，4-DCP具有最高去除負荷39.6 mg/(g·h)。Huixia Lan等[29]發現好氧顆粒污泥對五氯苯酚有很好的生物吸附能力，吸附過程與Freundlich吸附等溫線模型相擬合。

　　3.3 去除重金屬

　　多數研究發現好氧顆粒污泥去除重金屬的機理主要有離子交換和配位絡合，化學沉淀占次要地位。EPS在好氧顆粒污泥吸附重金屬過程中發揮重要作用，好氧顆粒污泥可以分泌大量EPS，有利于去除重金屬，這主要是因為EPS中的蛋白質、脂類、多糖疏水區含有大量可與重金屬及有機物結合的配位點，如羥基、羧基、磷酸根、酚醛樹脂、硫酸脂基、氨基等，且以羥基和羧基為主[30]。Hui Xu等[31]提出了好氧顆粒污泥吸附重金屬的3種可能存在吸附機理：離子交換、EPS吸附和化學沉淀，認為離子交換為主。其還研究了不同初始pH對好氧顆粒污泥吸附Ni2+的影響，結果表明好氧顆粒污泥對Ni2+的吸附受溶液初始pH的影響，同時揭示了離子交換是好氧顆粒污泥吸附Ni2+的主要機理之一。Lin Wang等[33]采用好氧顆粒(AG)和細菌藻酸鹽(BA)聯合吸附Pb2+，結果顯示60 min即可達到吸附飽和，AG對Pb2+的最大飽和吸附容量可達101.97 mg/g;當Pb2+為0~20 mg/L時最佳吸附pH為5;Pb2+的吸附過程伴隨著 K+、Ca2+、Mg2+的釋放，經氣相色譜和紅外光譜分析認為Ca2+與Pb2+之間的離子交換作用以及AG的—COO-與Pb2+的配位絡合是AG和BA吸附Pb2+最主要的機理。Lei Yao等[34]的研究顯示好氧顆粒污泥可以有效去除水溶液中的Cr3+，該吸附過程符合偽二級動力學模型且可很好地與Freundlich、Langmuir吸附等溫線擬合;進一步分析表明，整個吸附過程中對Cr3+的絡合是好氧顆粒污泥生物吸附的主要機制，化學沉淀和離子交換相對次要。Xinhua Wang等[35]利用解體好氧顆粒污泥(DAG)作為吸附劑去除廢水中的Cu(Ⅱ)，研究表明Cu(Ⅱ)的生物吸附過程符合偽二級動力學模型，相關系數為0.999 9;試驗提取了DAG的胞外聚合物來吸附Cu(Ⅱ)，發現其吸附能力是原始DAG的2.34倍，證實了EPS對Cu(Ⅱ)的吸附發揮重要作用;DAG在吸附Cu(Ⅱ)的過程中釋放Ca(Ⅱ)，可認為離子交換是最重要的吸附機制，DAG上的羧基是Cu(Ⅱ)最關鍵的結合位點。具體參見污水技術資料更多相關技術文檔。

　　4 好氧顆粒污泥研究展望

　　好氧顆粒污泥技術已成為污水處理領域的研究熱點，目前也取得了一定的研究成果。但好氧顆粒污泥技術的實際應用較少，最主要的限制因素就是顆粒污泥形成的時間較長，穩定性較難控制。如何合理控制顆粒污泥形成的工藝參數，從而快速培養出性能良好的好氧顆粒污泥并維持其長期穩定運行，是好氧顆粒污泥技術投入實際應用的關鍵，也是未來該領域的研究重點。好氧顆粒污泥在處理難降解有機物及有毒物質方面比傳統的污水處理工藝更有優勢，開發好氧顆粒污泥與其他處理技術的聯合工藝來彌補彼此的不足具有重大意義。