好氧颗粒污泥是废水生物处理中的一种新技术. 与目前普遍使用的活性污泥法中的活性污泥絮体相比，好氧颗粒污泥优势在于活性污泥絮体在一定条件下生长成为颗粒，在水中沉降速度远大于活性污泥絮体，因此，采用好氧颗粒污泥处理废水，曝气池中生物浓度可大大提高，沉淀时间则可大大缩短[1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10]. 普通活性污泥法曝气池中活性污泥浓度约为3000 mg ·L-1，沉淀时间30 min到2 h. 而采用好氧颗粒污泥技术，曝气池中污泥浓度可达10000～14000 mg ·L-1，沉淀时间只需1~3 min[11, 12, 13, 14, 15, 16]. 与普遍应用于处理高浓度废水及难降解废水的厌氧颗粒污泥相比，好氧颗粒污泥的培养时间约为1个星期到1个月，远小于厌氧颗粒污泥启动时间6个月[17]. 因此，好氧颗粒污泥技术有望为当今污水生物处理技术带来突破性的进展.

但是，有关好氧污泥颗粒化的研究时间尚短，人们对好氧颗粒污泥的形成过程、 形成机制、 各种环境因素对好氧颗粒污泥的影响及颗粒污泥微生物学等，还缺乏深入的研究. 另外，有关好氧颗粒污泥的研究中，大部分是在实验室规模下、 采用较高有机物浓度的人工配水(如葡萄糖等)作为基质，较少利用低有机物浓度的城镇生活废水培养好氧颗粒污泥. 另一方面，城镇生活废水中含有各类污染物，COD含量较低，通常小于200 mg ·L-1. 目前这类废水的处理多采用传统活性污泥法，废水的处理效果较好，但传统活性污泥法处理系统普遍占地面积大，建设成本高，剩余污泥量大，运行费用高，而且容易发生污泥膨胀.

本研究建立中试试验装置，利用实际城市污水培养好氧颗粒污泥，并采用共聚焦激光扫描显微镜、 X射线衍射等现代分析手段研究所培养颗粒污泥的特性，以期为好氧颗粒污泥技术的实际应用奠定基础.

中试试验采用圆柱型 SBR 反应器，上半部材质为有机玻璃，下半部材质为钢，内部刷漆防腐. 反应器内径为 1 m，有效高度为4.5 m，有效容积均为 3.5 m3. 采用空气压缩机供气，通过流量计控制曝气量，曝气量为12.5 m3 ·h-1，反应器内表面气体流速为 0.44 cm ·s-1. 反应器内表面气体流速定义如下：

反应器内表面气体流速(cm ·s-1)=反应器内的气体流量(m3 ·s－1)/反应器的截面积(m2) ×100

试验装置见图 1. SBR 单周期循环时间为180 min，其中进水8 min，曝气160 min，沉淀6 min，出水6 min； 整个运行程序利用微电脑时控开关控制. 人工模拟废水由计量泵从反应器上部泵入反应器内，出水从反应器中间的排水口排出，排水比为50%. 在3 h的循环周期中，反应器中的DO浓度始终保持在2 mg ·L-1以上.

接种污泥为实际污水处理厂二沉池回流污泥.该污泥呈黄色松散絮状结构，性质见表 1. 取种泥曝气24 h后，沉淀30 min，排出上清液，使接种污泥量为总体积的50%，再注入培养污水至正常水位. 接种后，反应器内污泥浓度约为3000 mg ·L-1.

试验用水采用污水厂实际城市污水，进水水质如表 2.

(1)常规分析

COD、 NH+4-N采用快速密闭分光光度法，NO-2-N、 NO-3-N、 TP、 混合液悬浮固体浓度(mixed liquor suspended solid,MLSS)、 混合液挥发性悬浮固体浓度(mixed liquor volatile suspended solid,MLVSS)，出水悬浮物(suspended solid,SS)浓度均采用标准方法[18]测定. 采用 Olympus CX31光学显微镜和配套的Olympus 数码相机进行图像采集.

(2)CLSM分析

冷冻切片：将反应器中的好氧颗粒污泥取出，用PBS清洗，置于冷冻介质Tissue-Tek OCT (Miles,Elkhart,IN)中，-40℃冷冻一夜. 将冷冻的颗粒污泥在旋转冷冻切片机(CM 1510-Cryostat,Leica,Germany)上切成50 μm厚度的切片[19].

CLSM分析：采用核酸染料SYTO9(25 mmol ·L-1,Molecular Probe,Eugene,OR)对切片中的细菌进行染色，采用凝集素荧光染色剂ConA-TRITC(250 mg ·L-1,Sigma)对切片中的EPS进行染色. 染色20 min后，用PBS清洗切片样品. 将清洗后的染色切片样品置于共聚焦激光扫描显微镜(CLSM，LSM 5 Pascal,Zeiss,Jena,Germany)下观察[19, 20].

(3)好氧颗粒污泥无机物组成分析

采用X射线衍射(XRD)分析仪分析好氧颗粒污泥中无机物的组成. 具体方法为：先将样品在550℃灼烧30 min以上，冷却，干燥，然后将样品研磨成粉末，利用Bruker D8 Advance X-ray powder diffractometer采集图谱(Cu-Kα射线，LynxEye检测器，光管电压40 kV，电流40 mA，2θ测角范围10°~80°，步长0.02°，扫描速度为0.3 s ·步-1)，Eva XRD Pattern Processing software (Bruker Co. Ltd.)进行数据分析.

在颗粒污泥形成过程中，用光学显微镜对反应器中颗粒污泥的形态进行了观察，其变化如图 2所示. 可见，随着培养时间的进行，分散的絮状污泥逐渐转化成为细小不规则的小颗粒，然后慢慢长大为个体较大、 形状饱满的较大颗粒，最终形成椭球形、 边界清晰的深褐色成熟好氧颗粒污泥. 反应器中颗粒化污泥所占的比例逐渐增加，由40 d时的20%左右逐渐增加至100 d时的85%左右.

好氧颗粒污泥培养过程中，反应器的沉降时间从30 min逐渐降低到6 min. 减少沉降时间过程中，由于过量排泥，反应器中的污泥浓度(MLSS)从2.13 g ·L-1降低到0.94 g ·L-1(图 3)，接着颗粒污泥能够得到更多营养物质用于生长，反应器内的污泥浓度随着颗粒化进程逐渐增加，MLSS开始缓慢增加. 运行至 40 d时，颗粒粒径较以前增大，基本趋于成熟. 好氧颗粒污泥粒径可达1.0 mm左右. 此时反应器中MLSS浓度在1.2 g ·L-1左右.

污水厂的进水为河水. 第75 d时，由于大量降雨，河水中的悬浮物急剧增加，使反应器中的MLSS浓度随之增加； 降雨停止后，反应器中的MLSS浓度回落至正常.

中试反应器出水SS的浓度变化如图 4所示. 随着运行时间增加，中试反应器中颗粒污泥所占比例越来越高，反应器出水中的SS浓度逐渐降低. 但是，与污水处理厂出水一级A标准相比(出水SS-1)，好氧颗粒污泥中试反应器由于沉降时间短(6 min)，导致出水SS仍偏高(平均为60 mg ·L-1).

对COD、 TN、 TP的去除结果见图 5. 反应器稳定运行后，出水COD均维持在50 mg ·L-1以下，较好地实现了COD的去除； 出水NH+4-N小于2 mg ·L-1，实现了绝大部分NH+4-N的转化，达到了实际污水处理厂的NH+4-N出水指标； 随着污泥颗粒化的进行，出水TN的浓度逐渐降低，3个月后出水TN小于15 mg ·L-1. 出水COD、 NH+4-N、 TN均达到一级A排放标准. 好氧颗粒污泥反应器对TP 的去除为50%左右，在系统运行的末期阶段，出水TP维持在0.57~1.09 mg ·L-1范围内.

好氧颗粒污泥反应器运行的完整周期为：进水8 min、 曝气160 min、 沉淀6 min、 出水6 min，没有缺氧和厌氧阶段. 在3 h的循环周期中，好氧颗粒污泥反应器稳定运行时对TN和TP的去除率均为50%左右. 图 5表明，好氧颗粒污泥反应器能够在3 h的周期中，实现同步N 的硝化和反硝化、 TP的去除. 但由于缺乏缺氧和厌氧阶段，虽然出水TN和NH+4-N达到一级A排放标准，但仍可在未来的优化研究中，在周期中增加缺氧或厌氧阶段，进一步提高TN、 TP去除率.

图 6为一典型的好氧颗粒污泥表面的共聚焦激光扫描显微镜(CLSM)图像. 其中红色和绿色分别表示EPS和细菌的分布区域. 可见，在颗粒污泥表面处，细菌均匀地分布在EPS构成的网络结构中.

图 7显示了好氧颗粒污泥的中心横断面上的CLSM图像，红色和绿色分别代表EPS和细菌的分布区域. 可以看出，从整个好氧颗粒污泥的横断面上来看，细菌主要分布在好氧颗粒污泥表面约50~80 μm的区域，此后随着颗粒内部深度的增加，菌体分布逐渐越少，而EPS则分布在整个颗粒污泥中.

好氧颗粒污泥培养初期，为了促进好氧颗粒污泥的产生，改变运行方式，增加曝气时间，减少沉淀时间，加大选择压，这有利于排除一些沉降速率慢的污泥. 此时，反应器内污泥的沉降性能得到了明显的改善，但是由于沉淀时间缩短，反应器的出水SS变大，反应器内的 MLSS 有所降低(图 3). 经过将近20 d的培养，反应器内都出现了好氧颗粒污泥，污泥浓度也开始逐渐增加，MLSS维持在1200 mg ·L-1左右. 由于实际污水浓度较低，且其中含有30%~40%左右的工业废水，污泥颗粒化后，污泥浓度并没有大幅度的提高.

中试系统的接种污泥也为实际污水厂中的二沉池剩余污泥，MLVSS/MLSS比例约为50%，污泥活性较低，初期培养出的好氧颗粒污泥的MLVSS/MLSS比例也为50%左右，与实际污水厂活性比相当； 随着运行时间的增加，MLVSS/MLSS比例有所增加，达到60%以上，反映出培养的好氧颗粒污泥活性增加.

好氧颗粒污泥中试反应器由于沉降时间短(6 min)，导致出水SS偏高(图 4). 因此在未来实际应用时，需要增加过滤工艺.

图 5显示50%的TN得到去除，表明培养的好氧颗粒污泥具有同步硝化和反硝化的能力. 这是由于好氧颗粒污泥的多菌种结构，且基质和O2的传质阻力随着粒径的增加而增大、 大颗粒的孔隙率也随着颗粒的深度而减小，好氧颗粒污泥内部形成多种微环境，可同时满足脱氮所需的不同条件：O2作为电子受体时，可进行氨氧化； NO-3-N作为电子受体时，可在缺氧区脱氮[21, 22]. 传统活性污泥法中，通常在不同区域需要使用回流泵，因此具有同步硝化和反硝化功能的好氧颗粒污泥有望大大提高废水生物处理的效率，节省能耗.

图 5同时显示好氧颗粒污泥反应器对TP的去除效率约为50%. 好氧颗粒污泥对磷的去除主要通过聚磷菌(PAOs)厌氧释磷和好氧吸磷将磷以胞内多聚磷酸盐的方式通过排泥去除. 中试试验过程中没有进行排泥，但由于反应器沉降时间短(6 min)，导致出水SS较高(平均为65 mg ·L-1，图 4)，TP主要由出水中的SS带走. 另外有研究表明，好氧颗粒污泥对磷的去除除了传统的生物除磷途径外，还有一部分是由于磷在颗粒污泥内部的化学沉淀作用而被去除[23, 24].

图 6反映了好氧颗粒污泥表面EPS和细菌的分布，图 7则显示了EPS和细菌在整个好氧颗粒污泥中心横断面上的分布. 可以看出，好氧颗粒污泥中EPS均匀分布在整个颗粒污泥中，而细菌则主要分布在表面50~80 μm处，越靠近颗粒内部，由外到内逐渐减少. 文献[25, 26]发现EPS中的藻多糖具有很强的凝聚能力，好氧颗粒污泥中的藻多糖通过形成具有三维空间结构的细菌藻酸盐-金属凝胶而对颗粒污泥的形成起骨架作用. 从颗粒污泥的整体结构(图 6、 7)可以推断好氧颗粒污泥主要骨架结构为EPS，各种菌群镶嵌在EPS组成的凝胶网状结构内.

颗粒污泥的VSS/SS比例为50%~60%左右，颗粒污泥中含有较多的无机物. XRD图谱显示，这些无机物以SiO2为主，以及一些金属离子铁、 铝、 钙等. 中试试验中的实际城市污水的成分十分复杂，含有很多泥沙，还包含30%~40%的工业废水，这些基本在XRD谱图中得以体现. 一些学者[27]曾提出颗粒污泥形成的“晶核假说”原理. 该假说认为好氧颗粒污泥的形成过程类似于结晶过程. 在晶核的基础上，好氧颗粒污泥不断发育，最终形成成熟的好氧颗粒污泥. 该原理所指的晶核一般为接种污泥中的惰性载体或无机杂质等微粒物质. 图 8中无机晶体的存在与“晶核假说”一致，在好氧颗粒污泥形成初期，这些无机微粒提供晶核，促进了好氧颗粒污泥的形成； 在颗粒污泥形成的后期，这些晶核与EPS一起共同维持好氧颗粒污泥结构的稳定性.

(1)采用实际城市污水在序批式反应器(SBR)中成功培养出性能良好的好氧颗粒污泥. 培养出的好氧颗粒污泥在3 h的一个好氧循环周期中，反应器出水COD-1，NH+4-N-1，TN-1，对TN和TP的去除率达50%，显现出较好的污染物去除效果.

(2) 成熟的颗粒污泥对COD具有较强的吸附与降解性能，实现了N的同步硝化反硝化和P的去除.

(3)在好氧颗粒污泥表面处，细菌均匀分布在EPS构成的网络结构中； 而从整个好氧颗粒污泥的三维结构看，细菌主要分布在好氧颗粒污泥表面约50~80 μm的区域，越往内部细菌的分布越少，EPS则分布在整个颗粒污泥中，构成了好氧颗粒污泥的骨架.

(4)XRD分析显示，好氧颗粒污泥中的无机物以SiO2为主，以及一些金属离子钙、 铁、 铝等. 这些无机微粒可能在好氧颗粒污泥形成初期为好氧颗粒污泥的形成提供晶核，促进了好氧颗粒污泥的形成，在颗粒污泥形成后期，这些晶核与EPS一起维持好氧颗粒污泥结构的稳定性.