好氧颗粒污泥形成机理

自1991年Mishima等[1]第一次报道了利用连续流AUSB反应器培养出好氧颗粒污泥，好氧颗粒污泥技术成为一项新型废水生物处理技术[2]，受到国内外学者的广泛关注，其利用悬浮态活性污泥中的好氧微生物在一定条件下自身固定成为颗粒态的污泥，每克污泥中含有上百万的细菌，这些细菌在多种污染物的降解过程中起到各自不同的作用[3]。

由于克服了厌氧颗粒污泥启动时间长、运行温度高、处理低浓度的有机废水时运行不稳定，并无法实现脱氮除磷等问题[4,5]。与结构松散、形态不规则、尺寸细小的传统活性污泥絮体相比，好氧颗粒污泥具有更加密实、坚固的结构；有规则的形态和清晰的外观；良好沉降性能；较高的生物量；工艺启动过程快速；抗高冲击负荷能力强，并能承受较高的有机负荷[6,7]；对氮有较高的去除效率，抗毒性较强[8-10]等优势，目前己被广泛用于处理高浓度氮磷废水，重金属废水和毒性有机废水等难生物降解的废水[10-13]。其次，好氧颗粒污泥工艺的占地面积仅为传统活性污泥法的25%，非常适用于用地普遍紧张的城市，并能节省大量投资。研究表明，好氧颗粒污泥工艺的处理成本比传统活性污泥法低7%-17%[14]。因此，好氧颗粒污泥技术是一项极具发展潜力的废水生物处理技术。

好氧颗粒污泥的形成是一个长期而复杂的微生物生态学过程。虽然好氧颗粒污泥培养的第一次报道是利用连续流AUSB反应器，但目前，国内外好氧颗粒污泥的培养主要集中在SBR反应器中。研究者从反应器的运行条件、物理化学角度和微生物角度对好氧颗粒污泥的形成和机理进行解释。从反应器的运行条件来看，好氧颗粒的形成需要反应器的运行满足以下3个条件:⑴基质在供给方式上能形成对比明显的基质充足期(Feast)和基质贫乏期(Famine)[6]，(2)利用短的沉淀时间对反应器内的微生物进行选择[7]，(3)通过曝气提供足够的剪切作用[8]。从物理化学角度来看，SBA反应体系内的水力剪切作用、短沉淀时间等选择压力，可有效提高细胞的疏水性并促进EPS的分泌[9]，较高的细胞表面疏水性和EPS可促进细胞相互聚集粘附，有利于好氧颗粒污泥的形成。

从好氧颗粒污泥形成的机理来看，研究者们从微生物学的角度提出了几种好氧颗粒污泥形成的假想模型，如自凝聚假说、选择压驱动假说、胞外聚合物假说等。自凝聚假说[10]认为微生物在气体剪切力和水力条件作用下，发生自我凝聚，最终凝聚成好氧颗粒污泥；选择压驱动假说认为通过控制反应器中的运行条件，达到对微生物自然选择的目的。通常控制沉淀时间，淘洗出沉降性能优良的微生物。此过程并未对微生物的种类选择，只是一个对微生物物理性质的自然筛选过程。王强等[11]开究发现较短的沉淀时间，形成了较大选择压，有利于形成颗粒污泥。胞外聚合物假说认为胞外聚合物是微生物之间的粘合剂，微生物在點性作用下相互凝聚，增加了微生物聚集体结构的稳定性，好氧颗粒污泥EPS远大于活性污泥的分泌量[12]。