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。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。同时其在处理高浓度有机废水、难降解废水、有毒废水以及吸附重金属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。

1好氧颗粒污泥的形成机理

污泥的形成过程因培养污泥的种类和研究方法而异。目前公认的模型包括以下四个步骤:(1)在重力、扩散力、热力学力(如布朗运动)、细菌自身运动和水力剪切力的作用下，细菌相互碰撞并附着在固体表面，获得初始的粒核；(2)在生物力(如离子键、氢键、细胞膜粘附和融化等)的作用下。)、物理力(如疏水作用、表面张力、范德华力、吸附和桥联等。)和化学力，细胞之间或细胞与固体悬浮物之间的连接会更加稳定，从而使碰撞得到的微生物聚集体颗粒的细胞核保持稳定，进一步形成微生物聚集体；(3)在微生物的作用下，微生物分泌的胞外聚合物(EPS)，菌群的生长和优势竞争，生物累积体内的微生物不断生长、繁殖和反复聚集，逐渐形成初级颗粒污泥；(4)在水力剪切力的强化下，初级颗粒污泥形成稳定的三维空结构。陈等人在SBR中成功地从含500 mg/L苯酚的合成废水中培养出好氧颗粒污泥。采用多色荧光原位杂交技术对新接种的新鲜污泥和成熟颗粒污泥的内部结构进行了检测。荧光和CLSM都表明，微生物自凝聚是颗粒污泥形成的初始步骤。聚集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影响好氧颗粒污泥形成和稳定性的因素

2.1液压剪切力

水力剪切力一般是由机械搅拌或上升的水流、气流产生的液流、空气流和固体颗粒之间的摩擦产生的，这种剪切力的强弱与好氧污泥的颗粒化过程密切相关。低水力剪切力下形成的颗粒污泥结构疏松多孔，粒径大，强度差；高水力剪切力形成的颗粒污泥光滑稳定，结构致密，机械强度高；但过高的水力剪切力容易导致颗粒的不稳定和崩解。刘玉玲在面气上升速度为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，当面气上升速度控制在5.3~7.08 cm/s时，培养过程中出现絮体& mdash部分造粒& mdash絮状污泥形成，污泥最终解体。Yachen等人操作了四组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和3.2 cm/s。结果表明，在表面气速为2.4和3.2 cm/s条件下形成的好氧颗粒污泥结构致密，形状规则。

2.2碳源和有机负荷

好氧颗粒污泥可以在各种基质中成功培养，但不同碳源培养的颗粒污泥的结构和微生物种类存在较大差异，对废水的降解能力也不同。苯酚、葡萄糖、乙酸钠、乙醇等人工模拟废水，马铃薯加工废水、屠宰废水、啤酒废水等工业废水，以及实际生活污水都能成功培养颗粒污泥。有机负荷的控制是成功培养好氧颗粒污泥的关键。相对较高的有机负荷可以增强微生物的选择压力，促进颗粒污泥的形成。但过低或过高的有机负荷都容易发生丝状菌膨胀，不利于污泥颗粒化；过高的有机负荷还容易导致细菌生长过程中胞外聚合物过多，附着在絮体或颗粒表面，恶化污泥沉降性能。J. H. Tay等采用乙酸钠作为底物，当COD负荷为1 ~ 2kg/(m3 & middot；d)当COD负荷为4kg/(m3 & middot；d)成功培养出形态完整、结构致密、强度高、密度大的好氧颗粒污泥，COD去除率可达99%，但当其有机负荷增加到8kg/(m3 & middot；d)颗粒形成后迅速破碎、解体。B. Y. P. Moy等以乙酸钠为底物，COD负荷为6 ~ 9kg/(m3 & middot；d)培养的颗粒污泥规则致密，COD去除率可达95% ~ 99%；以葡萄糖为底物，有机负荷为6 ~ 15k g/(m3 & middot；d)低负荷下获得的颗粒污泥疏松蓬松，而高负荷培养的颗粒污泥结构致密，表面光滑但不规则。

2.3 pH值和游离氨

不同的菌株有适合它们生长的pH值。万春丽等研究了pH影响好氧颗粒污泥形成的机理，认为低pH条件不利于好氧颗粒污泥的形成和稳定，主要是酸性条件容易改变颗粒的微生物群落结构，促进丝状菌的生长，阻碍颗粒污泥的形成。S. F. Yang等人发现，在pH 4时，大量真菌成为优势菌，颗粒污泥粒径为7 mm，结构疏松。在pH 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。杨书房等人以乙酸为碳源培养颗粒污泥，发现fa

目前有必要进一步探讨pH和FA对好氧颗粒污泥的详细抑制机理，以及其他化学物质和代谢产物对好氧颗粒污泥可能的抑制作用。

2.4温度

大多数研究表明，好氧颗粒污泥在低温和高温下均可培养，高温更有利于好氧颗粒污泥的形成，因为温度会影响微生物的种群结构和代谢速率，而低温会抑制微生物的生长和代谢活性，最终可能导致颗粒污泥的解体。M. K. H. Winkler等人发现，随着温度的降低，颗粒污泥的沉降性能下降。杨欣等。采用序批式反应器研究水温为25~28，(23 & plusmn2)温度和曝气温度27~31℃对颗粒污泥的影响。结果表明(23 & plusmn2)在℃培养的颗粒污泥规则致密，当水温控制在25~28℃时，形成的颗粒污泥大于(23 & plusmn2)升温快，颗粒大，但形状不规则，结构疏松。但在曝气温度为27~31℃时，颗粒难以形成并保持稳定。M. K. deKreuk等人研究了8℃下好氧颗粒污泥的形成。得到的颗粒污泥形状不规则，沉降性能差，丝状菌多，容易流失。当起始温度为20℃时，成功培养出性能良好的好氧颗粒污泥，当温度降至15或8℃时，颗粒污泥的稳定性没有受到太大影响。

2.5金属阳离子

金属阳离子可以与微生物或胞外聚合物中的阴离子基团连接，可以桥接微生物细胞，促进细胞聚集。金属沉淀物(如CaCO3)可作为颗粒污泥的晶核，加速污泥颗粒化。核心解体是好氧颗粒污泥不稳定的主要原因之一，金属阳离子的加入正好克服了这一点。许多研究发现，金属阳离子可以刺激更多EPS的分泌，促进微生物的聚集和颗粒污泥的形成。刘绍根等投加Ca2+和Mg2+缩短好氧污泥的颗粒化时间，改善颗粒污泥的理化性质。他们认为，Ca2+和Mg2+的加入可以促进胞外聚合物的分泌，相应的蛋白质和多糖含量增加，其中Mg2+对EPS的影响大于Ca2+，同时加入Ca2+和Mg2+培养的好氧颗粒污泥去污能力更强。肖研究了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+在一定程度上能促进EPS的产生，有利于好氧颗粒污泥的形成。最终成熟的颗粒污泥沉降速度快、含水率低、污泥浓度高、完整系数大。但当Zn2+的质量浓度较高(高达100mg/L)时，其对污泥颗粒化的作用减弱，导致颗粒污泥松散，密实度较低。金雪等人研究了Ce3+对好氧颗粒污泥形成的影响。结果表明，当Ce3+浓度为10.0 mg/L时，对微生物的刺激作用最大，能明显改善污泥性能。但有毒金属离子的加入会抑制微生物的生长，不利于颗粒污泥的形成。王欣等人研究了Cu2+和Ni2+对好氧颗粒污泥性质的影响。结果表明，颗粒污泥的浓度和生物多样性明显下降，Cu2+对颗粒污泥的毒性大于Ni2+。

2.6沉淀时间

颗粒污泥一般具有较高的相对密度和一定的传质阻力。当它与松散的絮状污泥共存时，两种污泥相互竞争底物。由于絮状污泥中良好的传质效果，其微生物生长速度远高于颗粒污泥，颗粒污泥的生长会受到抑制，不利于其在反应器中生活。较短的沉降时间有利于将不容易沉降的絮状污泥排出反应器，而沉降性能好的污泥留在反应器中，这样得到的优势菌更有利于颗粒污泥的形成。刘润逐渐减少污泥在反应器中的沉降时间(从40分钟减少到2分钟)，并在第60天成功培养出性能良好的好氧颗粒污泥。其SVI为20.1毫升/克，粒径约为1.0~2.0毫米，含水量为94.50%，密度为1.044 7克/立方厘米。

好氧颗粒污泥的应用

3.1同步脱氮除磷

好氧颗粒污泥中溶解氧的渗透深度是决定好氧颗粒污泥中不同组分转化效率和营养物去除效率的关键。由于好氧颗粒污泥特殊的颗粒结构，好氧颗粒污泥的溶解氧浓度从颗粒内部向颗粒外部呈阶梯状分布。在基质传递和氧传质阻力的作用下，溶解氧只能进入颗粒外层，越靠近颗粒中心，透氧性越差，导致中心处于缺氧甚至厌氧状态，而颗粒外层在供氧下处于好氧状态，只有少数营养物质能到达颗粒中心。这种厌氧& mdash好氧和缺氧& mdash好氧配氧的层状结构恰好刺激了反硝化菌、反硝化菌和聚磷菌的生长，为好氧颗粒污泥同时脱氮除磷创造了有利条件。M. K.de Kreuk等人研究了好氧颗粒污泥同时去除COD、氮和磷的效果。结果表明，当混合溶液中的溶解氧饱和度从100%降低到40%时，反硝化作用加强，总氮和总磷的去除率提高，即总氮和总磷的去除率分别从34%和95%提高到98%和97%。但是，溶解氧浓度的降低在一定程度上降低了颗粒污泥的稳定性。R. Lemaire等人交替厌氧& mdash在好氧条件下，好氧颗粒污泥具有良好的硝化反硝化和除磷效果。刘润采用驯化的好氧颗粒污泥处理实际氨氮废水，氨氮和COD去除率达到99%以上，亚硝酸盐积累率达到87%以上。

3.2去除高浓度有毒有机物

好氧颗粒污泥结构致密，微生物种群丰富，具有承受高负荷有毒有机物的能力。通过扫描电镜，研究人员发现好氧颗粒污泥中存在许多空缝隙和通道，说明好氧颗粒污泥对高浓度有毒有机物的去除机制主要是生物降解和吸附。汪曙光等人逐渐增加SBR反应器中2，4-二氯苯酚(2，4-DCP)的投加量，驯化培养好氧颗粒污泥。运行39天后，培养出直径为1~2 mm的颗粒污泥。当进水中2，4-DCP的质量浓度为4.8 mg/L时，颗粒污泥的去除率为94%，当2，4-DCP的质量浓度达到h .兰等发现好氧颗粒污泥对五氯酚具有良好的生物吸附能力，其吸附过程符合Freundlich吸附等温模型。

3.3去除重金属

大多数研究发现，好氧颗粒污泥去除重金属的机理主要包括离子交换和配位络合，化学沉淀起次要作用。EPS在好氧颗粒污泥吸附重金属的过程中起着重要作用。好氧颗粒污泥可以分泌大量的EPS，有利于重金属的去除。这主要是因为EPS中蛋白质、脂类和多糖的疏水区域含有大量能与重金属和有机物结合的配位位点，如羟基、羧基、磷酸根、酚醛树脂、硫酸根、氨基等。，主要是羟基和羧基。徐辉等人提出了好氧颗粒污泥吸附重金属的三种可能机制:离子交换、EPS吸附和化学沉淀，并认为离子交换是主要机制。研究了不同初始pH值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，离子交换是好氧颗粒污泥吸附Ni2+的主要机制之一。林等利用好氧颗粒污泥(AG)和细菌海藻酸盐(BA)吸附Pb2+。结果表明，60 min即可达到吸附饱和，AG对Pb2+的最大饱和吸附量可达101.97mg/g；当Pb2+浓度为0~20 mg/L时，最佳吸附pH值为5；Pb2+的吸附过程伴随着K+、Ca2+和Mg2+的释放。气相色谱和红外光谱分析表明，Ca2+和Pb2+与AG & mdash首席运营官-和Pb2+之间的配位和络合作用是AG和BA吸附Pb2+的最重要机制。姚雷等人[34]的研究表明，好氧颗粒污泥能有效去除水溶液中的Cr3+,其吸附过程符合准二级动力学模型，能很好地拟合Freundlich和Langmuir吸附等温线。进一步分析表明，Cr3+在整个吸附过程中的络合作用是好氧颗粒污泥生物吸附的主要机制，而化学沉淀和离子交换作用相对次要。汪华等人利用溶解好氧颗粒污泥(DAG)作为吸附剂去除废水中的铜(ⅱ)。研究表明，Cu(ⅱ)的生物吸附过程符合准二级动力学模型，相关系数为0.9999；提取DAG胞外聚合物吸附Cu(ⅱ),发现其吸附量是原始DAG的2.34倍，证实了EPS在吸附Cu(ⅱ)中起重要作用。在吸附Cu (ⅱ)的过程中，DAG释放出Ca (ⅱ)，因此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好氧颗粒污泥的研究前景

好氧颗粒污泥技术已经成为污水处理领域的研究热点，目前已经取得了一些研究成果。然而，好氧颗粒污泥技术的实际应用较少，主要限制因素是颗粒污泥形成时间长，稳定性难以控制。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保持其长期稳定运行，是好氧颗粒污泥技术实际应用的关键，也是今后该领域的研究重点。好氧颗粒污泥在处理难降解有机物和有毒物质方面比传统污水处理工艺有优势。开发好氧颗粒污泥与其他处理技术的组合工艺，取长补短，意义重大。