好氧顆粒污泥的解體機(jī)制及修復(fù)策略研究進(jìn)展

郭 媛,馮思琪,權(quán)晨妍,李家科,王新華,時(shí)文歆 (.西安理工大學(xué)市政與環(huán)境工程系,西北旱區(qū)生態(tài)水利工程國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,陜西 西安 70048；.山東大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,山東 青島 6637；3.重慶大學(xué)環(huán)境與生態(tài)學(xué)院,重慶 400044)

好氧顆粒污泥(AGS)通常是以傳統(tǒng)活性污泥(CAS)為接種物,在選擇壓的驅(qū)動(dòng)作用下由微生物相互粘附、凝聚而逐漸形成的顆粒狀聚集體[1].與CAS相比,AGS 具有沉降性能優(yōu)良、微生物種類(lèi)豐富和抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)等優(yōu)勢(shì)特征.《Science》雜志分別于2014 年和2022 年兩次發(fā)文將AGS 技術(shù)譽(yù)為“最具發(fā)展?jié)摿Φ奈鬯锾幚砑夹g(shù)之一”[2]、“升級(jí)既有城鎮(zhèn)污水處理廠的利器”[3].然而,AGS 技術(shù)存在長(zhǎng)期運(yùn)行下顆粒易解體而造成系統(tǒng)失穩(wěn)的技術(shù)瓶頸,嚴(yán)重制約著這項(xiàng)有望促進(jìn)污水處理工程革新?lián)Q代的新技術(shù)在全球范圍內(nèi)的推廣應(yīng)用.

針對(duì)上述技術(shù)瓶頸,大多數(shù)研究長(zhǎng)期聚焦于如何強(qiáng)化顆粒污泥空間結(jié)構(gòu),以降低解體風(fēng)險(xiǎn)而維持系統(tǒng)穩(wěn)定.同時(shí),也有學(xué)者以已解體AGS 為研究對(duì)象,嘗試開(kāi)發(fā)各種修復(fù)策略,旨在使其再顆粒化,從而實(shí)現(xiàn)AGS 系統(tǒng)的動(dòng)態(tài)穩(wěn)定.此外,基于“Web of science”數(shù)據(jù)庫(kù),通過(guò)文獻(xiàn)計(jì)量學(xué)手段統(tǒng)計(jì)了AGS技術(shù)從1998 年至今,國(guó)內(nèi)外較為關(guān)注的3 個(gè)核心詞“好氧顆?；?Aerobic granulation)”、“穩(wěn)定性(Stability)”和“解體(Disintegration)”在整個(gè)AGS研究領(lǐng)域的相對(duì)頻次,發(fā)現(xiàn)相比于直接的穩(wěn)定性控制,顆粒解體與修復(fù)研究開(kāi)始受到重視并呈上升趨勢(shì).據(jù)此可知,業(yè)內(nèi)逐漸達(dá)成共識(shí):AGS 系統(tǒng)在長(zhǎng)期運(yùn)行過(guò)程中出現(xiàn)顆粒解體現(xiàn)象在所難免,但AGS 可在自然或人為強(qiáng)化下進(jìn)行“解體-再顆?；钡膭?dòng)態(tài)循環(huán),形成對(duì)顆粒污泥的持續(xù)再生利用.

關(guān)于AGS 解體與修復(fù),國(guó)內(nèi)外學(xué)者先后在影響因素、解體機(jī)制和修復(fù)方式等方面取得了一些進(jìn)展,然而,至今很少有文獻(xiàn)對(duì)其進(jìn)行系統(tǒng)綜述.因此,本文詳細(xì)總結(jié)了造成AGS 解體的各類(lèi)不利因素及其危害閾值,歸納了每種因素的主要作用機(jī)制,梳理了解體AGS 的現(xiàn)有修復(fù)策略、成效及其再顆?；瘷C(jī)理,并指明了現(xiàn)有研究的局限性及科學(xué)設(shè)想與未來(lái)研究方向,以期為AGS 技術(shù)的深入研究和大規(guī)模應(yīng)用提供支撐.

1 造成AGS 解體的不利因素及其影響機(jī)制

1.1 進(jìn)水成分波動(dòng)

進(jìn)水成分波動(dòng)造成AGS 解體的研究如表1 所示.

表1 進(jìn)水成分波動(dòng)造成AGS 解體的研究對(duì)比Table 1 Comparison of current studies on AGS disintegration caused by influent component fluctuation

1.1.1 氨氮濃度 氨氮作為生活污水和屠宰、釀酒及造紙廠等工業(yè)廢水中的一種主要污染物,其對(duì)AGS 系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定性的影響已經(jīng)被廣泛報(bào)道.在序批式AGS 系統(tǒng)中,劉宏波等[4]報(bào)道當(dāng)進(jìn)水氨氮濃度大于100mg/L,絲狀菌大量滋生而出現(xiàn)顆粒解體現(xiàn)象.李志華等[5]在利用AGS 技術(shù)處理含有大量工業(yè)廢水的市政污水中試研究中發(fā)現(xiàn),當(dāng)進(jìn)水氨氮濃度因上游工業(yè)廢水事故排放在數(shù)小時(shí)內(nèi)從20.17mg/L 增加到214mg/L 后,新形成的顆粒污泥沉降性能逐漸變差,解體而轉(zhuǎn)化為絮片狀結(jié)構(gòu),且微生物和原后生動(dòng)物大量流失,但并未發(fā)現(xiàn)絲狀菌過(guò)度生長(zhǎng).相比之下,龍焙等[6]在考察高氨氮負(fù)荷對(duì)連續(xù)流AGS 系統(tǒng)穩(wěn)定性的影響時(shí)發(fā)現(xiàn),隨著進(jìn)水氨氮濃度的逐漸提高(200～275mg/L),起初反應(yīng)器內(nèi)絮狀污泥的比例急劇增加,并伴隨著明顯的大顆粒解體.隨后因絮狀污泥逐漸被排出,45d 后反應(yīng)器內(nèi)AGS 重新占絕對(duì)優(yōu)勢(shì).此外,Juang 等[7]報(bào)道連續(xù)流AGS 系統(tǒng)在高濃度銨鹽基質(zhì)條件下穩(wěn)定運(yùn)行了216d,但是低銨鹽條件下AGS在3d 內(nèi)便失去穩(wěn)定性.可見(jiàn),進(jìn)水氨氮濃度突增對(duì)序批式和連續(xù)流AGS 系統(tǒng)均有沖擊作用,但連續(xù)流AGS 系統(tǒng)有一定自修復(fù)能力,更適用于處理高氨氮廢水,這主要得益于高氨氮環(huán)境能抑制異養(yǎng)微生物的過(guò)快生長(zhǎng),維持污泥解體與再顆?；膭?dòng)態(tài)平衡.

氨氮指水中以游離氨(NH3)和銨離子(NH4+)形式存在的氮,前者毒性比后者強(qiáng)幾十倍,其可以通過(guò)抑制微生物的能量代謝而阻礙AGS 形成和穩(wěn)定.Peyong等[8]發(fā)現(xiàn)當(dāng)進(jìn)水氨氮濃度達(dá)到400mgN/L 時(shí),AGS 生物活性未受到游離氨的毒性抑制;當(dāng)氨氮濃度增加到500mgN/L時(shí),游離氨濃度為17.9mgN/L,顆粒的穩(wěn)定性顯著下降[9].Zheng 等[10]的研究也表明高濃度的游離氨(≥17.76mgN/L)會(huì)弱化AGS 結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性.

進(jìn)水氨氮波動(dòng)造成AGS 解體的機(jī)制可歸納為:1)進(jìn)水氨氮濃度突升將刺激絲狀菌生長(zhǎng),導(dǎo)致顆粒污泥結(jié)構(gòu)疏松,在強(qiáng)水力沖刷下發(fā)生顆粒解體和污泥流失[4];2)高氨氮進(jìn)水增加了游離氨濃度,其對(duì)微生物有毒害作用,包括活性受抑,甚至死亡和自溶,細(xì)菌所產(chǎn)胞外聚合物(EPS)含量也會(huì)下降,導(dǎo)致AGS生物活性和結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性惡化[5].

1.1.2 含鹽量 含鹽廢水主要產(chǎn)生于印染、造紙和化工等行業(yè),且融雪季節(jié)也會(huì)導(dǎo)致城鎮(zhèn)污水處理廠進(jìn)水含鹽量增加.Li 等[11]報(bào)道了在較低鹽度(10g/L)下AGS 內(nèi)部以球菌為主,而在較高鹽度(50g/L)下絲狀菌滋生,但形成的絲狀顆粒并未導(dǎo)致污泥膨脹和顆粒解體.當(dāng)鹽度為25g/L 時(shí),非耐鹽菌的生長(zhǎng)受到抑制,耐鹽菌的生長(zhǎng)也未達(dá)到最佳,此時(shí)顆粒污泥極易發(fā)生膨脹并在后期破碎解體.與之矛盾,Quartaroli等[12]報(bào)道當(dāng)鹽濃度增加到10g/L 時(shí),好氧顆粒完全解體,并指出這是因?yàn)樵谠擕}濃度下充當(dāng)AGS 骨架結(jié)構(gòu)的絲狀細(xì)菌生長(zhǎng)受抑.Ramos 等[13]發(fā)現(xiàn)進(jìn)水鹽度的逐步增加增強(qiáng)了好氧造粒過(guò)程,縮短了啟動(dòng)時(shí)間,但是當(dāng)鹽度在125d 增加到最大值29.0g/L 后,顆粒完整性開(kāi)始下降而解體,同樣指出解體的主要原因是絲狀細(xì)菌減少.與其相似,Li 等[14]通過(guò)逐步增加進(jìn)水鹽度(2～10g/L)改善了污泥疏水性,降低了細(xì)胞間排斥屏障,刺激了EPS 產(chǎn)生,從而在低溫條件下(12℃)促進(jìn)了AGS 形成.但是,當(dāng)鹽度超過(guò)14g/L,成熟顆粒污泥的疏水性,顆粒密度和大小均急劇下降,從而發(fā)生顆粒解體.對(duì)于連續(xù)流AGS 系統(tǒng),當(dāng)進(jìn)水含鹽量超過(guò)40g/L,污泥的藻酸鹽類(lèi)胞外多糖(ALE)產(chǎn)量明顯下降而導(dǎo)致顆粒解體[15].由此可見(jiàn),在處理含鹽廢水時(shí),當(dāng)含鹽量處于可富集耐鹽菌屬,抑制非耐鹽菌屬的范圍內(nèi)時(shí),有利于AGS 系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行.

進(jìn)水含鹽量波動(dòng)造成AGS 解體的機(jī)制可歸納為:1)鹽度對(duì)群落結(jié)構(gòu)產(chǎn)生影響,當(dāng)非耐鹽菌大量消亡而耐鹽菌未能及時(shí)生長(zhǎng)時(shí),顆粒易于解體[11];2)過(guò)高的鹽度會(huì)抑制可充當(dāng)顆粒骨架結(jié)構(gòu)的絲狀菌生長(zhǎng),進(jìn)而導(dǎo)致顆粒解體[12];3)在高鹽進(jìn)水條件下,顆粒污泥中積累的Ca2+被Na+取代,進(jìn)而AGS 比重下降,結(jié)構(gòu)弱化,導(dǎo)致顆粒崩解[14].

1.1.3 碳氮比 工業(yè)廢水和城鎮(zhèn)污水處理廠的進(jìn)水碳氮比(C/N)均經(jīng)常性波動(dòng),是影響AGS 系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定性的重要因素之一.Luo 等[16]在連續(xù)氣升式生物反應(yīng)器中培養(yǎng)顆粒污泥,當(dāng)C/N 比值<2后,AGS 的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性和硝化效率均受到嚴(yán)重影響,為1 時(shí)AGS 解體.然而,Sarvajith 等[17]報(bào)道處理高氨氮廢水時(shí),當(dāng)C/N≤1 仍可維持AGS 結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性,污泥沉降性能良好.Kocaturk 等[18]發(fā)現(xiàn)較高C/N 比值下(7.5～30)顆粒生長(zhǎng)迅速,體積大,但松散且蓬松;較低比值下(1～7.5)的顆粒生長(zhǎng)緩慢,顆粒粒徑較小,當(dāng)C/N 比值增加到10 時(shí)顆粒結(jié)構(gòu)被破壞,發(fā)生顆粒解體和生物量流失.Cha 等[19]考察了AGS 系統(tǒng)在恒定C/N 比(4)進(jìn)水條件下的長(zhǎng)期運(yùn)行情況,發(fā)現(xiàn)第80d實(shí)現(xiàn)完全顆?；腁GS 在沒(méi)有改變?nèi)魏尾僮鳁l件下,大約于140d 開(kāi)始裂解,解體污泥又通過(guò)一種自我調(diào)節(jié)作用在210d 再次顆?；?毛世超等[20]比較了C/N=2 和4 條件下形成的AGS 耐受氨氮沖擊負(fù)荷的性能,發(fā)現(xiàn)C/N=4 時(shí)AGS 耐受性更差而發(fā)生解體.由此可見(jiàn),C/N 在較高和較低值時(shí)均可能發(fā)生解體,且解體機(jī)制不盡相同.而且在不同研究中盡管C/N比值相同,但實(shí)驗(yàn)結(jié)果仍存在較大差異.

進(jìn)水C/N 波動(dòng)造成AGS 解體的機(jī)制可歸納為:1)細(xì)胞外多糖和酪氨酸的顯著減少和微生物變化被認(rèn)為是解體關(guān)鍵原因[16];2)低C/N(≤1)條件下,游離氨抑制功能細(xì)菌生長(zhǎng)速率,設(shè)定的固定排泥周期下導(dǎo)致生物量流失[16];3)進(jìn)水有機(jī)物不足造成顆粒內(nèi)部營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)匱乏,細(xì)菌厭氧代謝EPS 供能而導(dǎo)致顆粒內(nèi)部形成空穴[18].

1.1.4 碳源類(lèi)型 污(廢)水中的有機(jī)物可分為溶解態(tài)和顆粒態(tài),其化學(xué)形態(tài)影響AGS 系統(tǒng)中微生物的有機(jī)物代謝過(guò)程,與AGS 形成和穩(wěn)定密切相關(guān)[21].Sun 等[22]比較了乙酸、葡萄糖、蛋白胨和淀粉四種碳源對(duì)AGS 形成及其性能的影響,發(fā)現(xiàn)以乙酸和淀粉為碳源形成的AGS 結(jié)構(gòu)較為松散,穩(wěn)定性差.同樣地,Rollemberg 等[23]也報(bào)道利用乙酸培養(yǎng)的AGS 微生物多樣性豐富,但觀察到了部分崩解;以乙醇為底物時(shí),顆粒穩(wěn)定性強(qiáng),脫氮效果好,但除磷效能較差.Wagner 等[21]發(fā)現(xiàn)在顆粒態(tài)有機(jī)物(淀粉)存在下形成的顆粒表面有大量絲狀菌生長(zhǎng),污泥沉降性差.Lashkarizadeh 等[24]報(bào)道將AGS 系統(tǒng)進(jìn)水中的碳源由乙酸改為城鎮(zhèn)污水中復(fù)雜碳源后,前兩周內(nèi)顆粒發(fā)生了解體,但對(duì)污泥的沉降性能沒(méi)有顯著影響.在顆粒崩解后30d 內(nèi)細(xì)菌逐漸適應(yīng)新的碳源環(huán)境,解體顆粒再次聚集而主導(dǎo)AGS 系統(tǒng).

進(jìn)水碳源類(lèi)型轉(zhuǎn)變?cè)斐葾GS 解體的機(jī)制可歸納為:1)顆粒態(tài)有機(jī)物向顆粒內(nèi)部傳質(zhì)較差,且不能被細(xì)菌直接利用,引起顆粒核心區(qū)域的細(xì)菌發(fā)生內(nèi)源呼吸,發(fā)酵產(chǎn)生的代謝產(chǎn)物和細(xì)胞裂解降低了核心的內(nèi)聚力[23];2)進(jìn)水碳源的改變影響了微生物多樣性及其分泌EPS 的成分和含量,尤其是成膠組分,削弱顆粒的結(jié)構(gòu)而導(dǎo)致解體[24].

1.1.5 有毒物質(zhì) 與活性污泥相比,AGS 因顆粒結(jié)構(gòu)致密,生物富集量高等特點(diǎn),而具有更強(qiáng)的毒性耐受力.但是,有毒物質(zhì)隨污水進(jìn)入也會(huì)影響AGS 系統(tǒng)穩(wěn)定性.對(duì)于有毒難降解有機(jī)物,Mu?oz-Palazon等[25]研究了AGS 技術(shù)處理橄欖洗滌水的效能,該廢水中有機(jī)物負(fù)荷高和含有酚類(lèi)化合物,當(dāng)酚醛酸的濃度在600 和1000mg/L 時(shí),AGS 系統(tǒng)由于無(wú)法承受化學(xué)物質(zhì)的毒性負(fù)荷而失穩(wěn),其去污性能急劇下降,AGS 在140d 左右全部轉(zhuǎn)變?yōu)樾鯛钗勰?Zhu 等[26]報(bào)道當(dāng)工業(yè)廢水中對(duì)氯苯胺的進(jìn)水濃度增加到200mg/L 后,AGS 系統(tǒng)中顆粒污泥解體和污染物去除性能下降.Amorim 等[27]研究發(fā)現(xiàn)手性藥物暴露會(huì)引起AGS 崩解,顆粒尺寸減小,同時(shí)生物量沖刷增加,污泥沉降性能惡化;停止加入手性藥物后,AGS 開(kāi)始恢復(fù)其緊湊的結(jié)構(gòu),有機(jī)物和氮污染物去除性能好轉(zhuǎn).Cai 等[28]的研究表明反式-2-癸烯酸對(duì)好氧顆粒具有毒性,引起AGS 生物活性下降,細(xì)菌和EPS 從顆粒表面大量剝離,好氧顆粒逐漸崩解.對(duì)于有毒重金屬,Zheng 等[29]研究了不同Cu2+濃度(0,1.0,3.0,5.0 或10.0mg/L)對(duì)AGS 特性的沖擊效應(yīng),結(jié)果表明當(dāng)Cu2+濃度為10.0mg/L 時(shí)好氧顆粒解體,并暴露出由內(nèi)部絲狀細(xì)菌組成的骨架,EPS 中的官能團(tuán)C=C=O 和?N=C=O 被破壞.Wan 等[30]報(bào)道Mn2+的加入會(huì)導(dǎo)致好氧顆粒的解體,主要?dú)w因于細(xì)菌的第二信使(c-di-GMP)分泌量降低,多糖和蛋白質(zhì)產(chǎn)量減少而弱化顆粒強(qiáng)度.

AGS 技術(shù)在應(yīng)對(duì)含有毒物質(zhì)廢水時(shí),需要格外重視污泥馴化環(huán)節(jié),針對(duì)性地培養(yǎng)特定顆粒污泥,建立其耐受該類(lèi)或相似污染物毒性的能力,以提高系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定性.比如,利用苯酚基質(zhì)培養(yǎng)的好氧顆粒對(duì)三氯乙烯有較高的耐受性[31].

1.2 運(yùn)行參數(shù)調(diào)整

運(yùn)行參數(shù)調(diào)整造成AGS 解體的研究如表2 所示.

表2 運(yùn)行參數(shù)調(diào)整造成AGS 解體的研究對(duì)比Table 2 Comparison of current studies on AGS disintegration caused by operational parameters adjustment

1.2.1 溶解氧濃度 區(qū)別于厭氧顆粒污泥,溶解氧(DO)濃度對(duì)AGS 穩(wěn)定性至關(guān)重要.Liu 等[32]報(bào)道當(dāng)AGS 系統(tǒng)的DO 濃度從飽和下降至35%～40%時(shí),顆粒完全解體而被大量沖出反應(yīng)器,在10d 后,新形成的淡黃色顆粒再次出現(xiàn)并迅速長(zhǎng)大.此時(shí)生物量濃度達(dá)到初始最高生物量8g/L,后又發(fā)生顆粒解體而導(dǎo)致生物量被沖刷.Mosquera 等[33]研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)DO濃度由飽和下降到40%后,成熟AGS 解體,內(nèi)部出現(xiàn)空心結(jié)構(gòu),表面可見(jiàn)絲狀結(jié)構(gòu);在恒定的40%氧飽和度條件下形成的顆粒較小也不穩(wěn)定,常被沖刷.De等[34-35]的報(bào)道中也有相似結(jié)論,當(dāng)溶解氧飽和度下降到40%,好氧顆粒解體.

供氧不足造成AGS 解體的主要機(jī)制為:低DO濃度下限制了氧氣在顆粒內(nèi)部傳質(zhì),產(chǎn)生低氧區(qū)而促進(jìn)厭氧菌的活性[32];同時(shí),絲狀菌具有較強(qiáng)的貧氧適應(yīng)性而大量繁殖,導(dǎo)致AGS 體積增大、結(jié)構(gòu)疏松而逐漸崩解[33-34].

1.2.2 曝氣速率 足夠的水力沖刷對(duì)AGS 形成和結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性維持至關(guān)重要.Chen 等[36]報(bào)道在恒定低曝氣速率(0.8 和1.6cm/s)下,形成的顆粒污泥會(huì)逐漸演變成形狀不規(guī)則,結(jié)構(gòu)松散的大型絲狀顆粒,容易解體而導(dǎo)致系統(tǒng)失穩(wěn).Tay 等[37]研究了不同曝氣速率(1.2,2.4,3.6cm/s)對(duì)AGS 物化特性的影響,發(fā)現(xiàn)曝氣速率越小,形成的AGS 粒徑越大,結(jié)構(gòu)松散而易于解體.Tay 等[38]指出形成AGS 必須滿足曝氣速率大于1.2cm/s.此外,Liu 等[32]發(fā)現(xiàn)1.2cm/s 的低曝氣速率下在普通氣提式反應(yīng)器中AGS 出現(xiàn)反復(fù)解體和顆?；F(xiàn)象,并歸因于生物量增加引起了DO 濃度下降到40%以下.Xu 等[39]研究發(fā)現(xiàn)在低溫條件下(10 ℃),當(dāng)曝氣速率小于0.25cm/s 后大量顆粒解體.低曝氣速率造成AGS 解體的主要機(jī)制為:當(dāng)水力剪切力不足時(shí),形成的AGS 結(jié)構(gòu)不規(guī)則、松散和密實(shí)性差,且微生物多糖分泌量低[37].此外,低曝氣速率下輪蟲(chóng)更易于定殖而破壞AGS 三維結(jié)構(gòu)[40].

1.2.3 pH 值 造紙、制革與采礦等過(guò)程產(chǎn)生的工業(yè)廢水經(jīng)常呈現(xiàn)強(qiáng)酸、強(qiáng)堿特性,直接通入該類(lèi)廢水,對(duì)活性污泥和顆粒污泥系統(tǒng)均具有負(fù)面影響.傅金祥等[41]研究表明偏酸(3.0～6.0)條件下主要形成絲狀A(yù)GS,偏堿(7.0～8.5)環(huán)境下則有利于非絲狀菌類(lèi)生長(zhǎng);30d 后,偏酸反應(yīng)器中顆粒污泥增長(zhǎng)到10mm 左右,導(dǎo)致顆粒內(nèi)部DO 過(guò)低,內(nèi)部絲狀菌死亡從而使顆粒污泥解體.Wan 等[42]進(jìn)一步驗(yàn)證酸性條件下降低了第二信使C-di-GMP 的含量,從而促進(jìn)細(xì)菌群集運(yùn)動(dòng),減輕污泥沖刷,且有利于絲狀顆粒的形成,與進(jìn)水碳源(葡萄糖或醋酸鹽)類(lèi)型無(wú)關(guān).pH 值為3,11和12[43]以及pH 值為9[44]時(shí)均發(fā)現(xiàn)顆粒污泥解體,微生物失活現(xiàn)象.

pH 值波動(dòng)造成AGS 解體的主要機(jī)制可歸納為:1)酸性條件下絲狀菌的過(guò)度生長(zhǎng)導(dǎo)致污泥膨脹上浮,同時(shí)顆粒粒徑增大,顆粒污泥內(nèi)部DO 過(guò)低,使內(nèi)部絲狀菌死亡而使顆粒污泥解體[41];2)在高pH 值條件下,微生物分泌的EPS 化學(xué)結(jié)構(gòu)和組成變化也會(huì)引起顆粒結(jié)構(gòu)失穩(wěn)[44].

1.2.4 溫度 溫度對(duì)污水生化處理系統(tǒng)中微生物活性的影響較為顯著.室溫下(20℃左右)AGS 反應(yīng)器易于啟動(dòng),形成的顆粒結(jié)構(gòu)致密,表面光滑;當(dāng)溫度從20℃升高到26℃后AGS 逐漸解體,反應(yīng)器中出現(xiàn)大量絮狀污泥并隨排水被沖出[45];當(dāng)溫度從20℃降低到15 和8℃時(shí),對(duì)顆粒穩(wěn)定性沒(méi)有任何影響,有較高的生物保留量[46].但是,直接低溫(8 )℃啟動(dòng)形成的AGS 不穩(wěn)定.AbHalim 等[47]在高溫條件下(30～50 )℃通過(guò)馴化接種污泥使其適應(yīng)高溫環(huán)境,也培養(yǎng)出了穩(wěn)定、緊湊,具有良好沉降能力的AGS.Gonzalez 等[48]報(bào)道將嗜冷菌作為接種物,AGS 系統(tǒng)可以在7℃下成功啟動(dòng)和運(yùn)行.此外,Jiang 等[49]在低溫條件下(10 )℃通過(guò)篩除掉蝙蝠狀污泥也成功培養(yǎng)出了好氧顆粒.

溫度波動(dòng)造成AGS 解體的主要機(jī)制可歸納為:1)當(dāng)溫度升高,顆粒內(nèi)部及上清液的EPS 中蛋白質(zhì)與多糖的比值明顯降低,顆粒表面的電負(fù)性明顯升高,同時(shí)顆粒污泥表面的疏水性減弱,不利于微生物之間的相互粘附,最終導(dǎo)致顆粒的解體[45];2)反應(yīng)器在低溫條件下運(yùn)行,有機(jī)底物在好氧階段不能被完全利用,且低溫環(huán)境有利于絲狀菌過(guò)度生長(zhǎng),將導(dǎo)致AGS 沉降性能不足而解體[46].

1.2.5 有機(jī)負(fù)荷 進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷(OLR)是影響顆粒污泥特性的重要因素之一.當(dāng)進(jìn)水 OLR 大于9kgCOD/(m3·d)后,利用乙酸培養(yǎng)的AGS 解體;相比之下,利用葡萄糖培養(yǎng)的AGS 保持穩(wěn)定的最大進(jìn)水OLR 為15kgCOD/(m3·d)[50].Li 等[51]將進(jìn)水OLR 逐漸從1.5kgCOD/(m3·d)上升到4.5kgCOD/(m3·d),避免了絲狀菌在葡萄糖培養(yǎng)的AGS 中出現(xiàn).當(dāng)進(jìn)水OLR 小于2kgCOD/(m3·d)時(shí),AGS 難以形成;當(dāng)進(jìn)水OLR 從4kgCOD/(m3·d)逐漸上升到8kgCOD/(m3·d)后,快速形成的AGS 發(fā)生解體[52].Zheng 等[53]研究表明細(xì)菌主導(dǎo)的AGS 在進(jìn)水OLR=6.0kgCOD/(m3·d)的條件下運(yùn)行30d 后變得不穩(wěn)定,逐漸轉(zhuǎn)變成大尺寸的絲狀顆粒;當(dāng)絲狀顆粒的直徑達(dá)到16mm 后,開(kāi)始解體并被沖出反應(yīng)器.然而,Long 等[54]使用了一種新型的連續(xù)流反應(yīng)器培養(yǎng)AGS,發(fā)現(xiàn)進(jìn)水OLR 只有大于18kgCOD/(m3·d)后,AGS 才會(huì)逐漸解體.

有機(jī)負(fù)荷波動(dòng)造成AGS 的主要機(jī)制可歸納為:低OLR 下碳源傳質(zhì)受限而導(dǎo)致顆粒內(nèi)部發(fā)生厭氧水解、細(xì)胞死亡?顆粒內(nèi)核失穩(wěn)而解體[50,53];過(guò)高OLR 引起異養(yǎng)菌過(guò)度繁殖,其與聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)等緩慢生長(zhǎng)類(lèi)細(xì)菌相比,主控時(shí)形成的AGS 比重輕、結(jié)構(gòu)疏松,長(zhǎng)期運(yùn)行下更易于解體[53].

1.2.6 食微比 食微比(F/M)會(huì)顯著影響污水生物處理系統(tǒng)中微生物生長(zhǎng)和除污性能.Hamza 等[55]報(bào)道在F/M為0.5～1.4gCOD/(gSS·d)的條件下,AGS 保持穩(wěn)定,沉降性良好;F/M超過(guò)2.2gCOD/(gSS·d)后,顆粒污泥膨脹,生物量流失.Wu 等[56]發(fā)現(xiàn)當(dāng)F/M比值在0.4～0.5gCOD/(gSS·d)范圍內(nèi)時(shí),AGS 具有良好沉降性和較高污染物去除效率.Li 等[57]報(bào)道較高的F/M比值0.7～1.1gCOD/(gSS·d)促進(jìn)大顆粒形成,較低的F/M比值0.3～0.7gCOD/(gSS·d)下形成小顆粒且速率較慢.最近研究表明,Cha 等[19]將F/M比控制在0.3～1.0gCOD/(gSS·d)之間,顆粒結(jié)構(gòu)保持穩(wěn)定;當(dāng)F/M下降到0.23gCOD/(gSS·d)后,顆粒污泥崩解、惡化和生物量被沖刷,同時(shí)出現(xiàn)了大量原生動(dòng)物;當(dāng)F/M因污泥濃度下降而增加到0.61gCOD/(gSS·d)后,顆粒重新形成,原生動(dòng)物消失.

F/M波動(dòng)造成AGS 解體的主要機(jī)制可歸納為:1)F/M比值影響顆粒粒徑和沉降性能,過(guò)高F/M下形成的顆粒粒徑較大,結(jié)構(gòu)較為疏松,沉降性能差而不利于顆粒穩(wěn)定[55];2)F/M降低,導(dǎo)致原生動(dòng)物增多,捕食作用增強(qiáng),破壞了顆粒結(jié)構(gòu),導(dǎo)致顆粒解體[19].

1.2.7 飽食/饑餓期時(shí)長(zhǎng)比 間歇進(jìn)水引起AGS 系統(tǒng)天然存在有機(jī)碳源豐富和匱乏時(shí)期,飽食和饑餓時(shí)長(zhǎng)比成為影響AGS 穩(wěn)定性的又一因素.通常來(lái)講,一定的饑餓時(shí)間(2h)有助于顆粒保持良好的機(jī)械強(qiáng)度,較短饑餓時(shí)間條件下顆粒物理強(qiáng)度有所降低;較長(zhǎng)饑餓時(shí)間下絲狀菌易于增殖,導(dǎo)致AGS 結(jié)構(gòu)不密實(shí),沉降性較差[58].Liu 等[59]發(fā)現(xiàn)1.5h 循環(huán)周期下,較短饑餓時(shí)間(0.8h)導(dǎo)致AGS不穩(wěn)定,但污泥顆?；^快.在不通入廢水條件下,相比于連續(xù)厭氧饑餓,間歇厭氧/好氧饑餓環(huán)境下AGS 致密性下降更快[60].Ersan 等[61]發(fā)現(xiàn)反應(yīng)器在缺氧-好氧循環(huán)模式下形成的AGS 粒徑更大,結(jié)構(gòu)更緊湊和沉降速度更快,而好氧-缺氧循環(huán)模式下顆粒核心因碳源有限而引起異養(yǎng)反硝化菌饑餓,導(dǎo)致硝酸鹽積累和進(jìn)一步顆粒解體.Zhang 等[62]在厭氧-好氧-缺氧條件下培養(yǎng)出了致密、形狀規(guī)則的好氧顆粒污泥.Corsino 等[63]報(bào)道在6h 循環(huán)周期下,當(dāng)60%的時(shí)長(zhǎng)被飽食階段所占據(jù)后,乙酸等易降解有機(jī)物主要被用于有氧呼吸,而很少被轉(zhuǎn)化為聚羥基烷酸酯(PHAs)類(lèi)胞內(nèi)儲(chǔ)能物質(zhì),導(dǎo)致難以富集PAOs 和GAOs 類(lèi)功能菌,形成的AGS 結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性較差.

1.2.8 污泥停留時(shí)間 污泥停留時(shí)間(SRT)影響污泥EPS 組分和產(chǎn)量,與AGS 穩(wěn)定性密切相關(guān).Zhu等[64]表明過(guò)長(zhǎng)SRT 是惡化AGS 系統(tǒng)運(yùn)行效能的主要原因之一,通過(guò)適當(dāng)?shù)嘏懦隼匣w粒污泥和保留足夠新生絮凝體,有利于AGS 系統(tǒng)穩(wěn)定性.Zhang等[65]報(bào)道SRT 為12d 時(shí)AGS 結(jié)構(gòu)較為松散,容易解體.汪善全等[66]發(fā)現(xiàn)絲狀微生物一般出現(xiàn)在SRT 較長(zhǎng)的環(huán)境中.Castellanos 等[67]發(fā)現(xiàn)熱帶氣候條件下,AGS 系統(tǒng)的SRT 維持在30 和20d 左右時(shí),均可觀察到AGS 表面有絲狀微生物,顆粒密度降低,沉降性能惡化;直到SRT 維持在15d,AGS 表面絲狀物消失.此外,Liu 等[68]提出在大多數(shù)AGS 系統(tǒng)中SRT 難以嚴(yán)格控制,其是在一定選擇壓力下隨污泥沉降能力的變化而自然變化.

2 解體AGS 的修復(fù)策略研究

2.1 投配新鮮活性污泥

活性污泥作為啟動(dòng)AGS 系統(tǒng)的主要接種物,其也被引入失穩(wěn)AGS 系統(tǒng),以探究其對(duì)解體AGS 的修復(fù)效果.王新華等[69]發(fā)現(xiàn)加入新鮮活性污泥,可在3周后將幾乎所有的解體顆粒污泥完全修復(fù),修復(fù)后的顆粒結(jié)構(gòu)規(guī)則,表面光滑且生物量豐富.新加入的活性污泥除了部分用于修復(fù)解體AGS 外,其余在水力選擇壓等作用下形成了全新AGS.胡遠(yuǎn)超等[70]投加活性污泥對(duì)解體AGS 也達(dá)到了較好修復(fù)效果,使系統(tǒng)在18d 后再次穩(wěn)定,解體AGS 的疏水性、密度、完整性系數(shù)和沉降性能顯著提升,并歸因于新鮮活性污泥附著于老化解體的AGS 碎片表面,修復(fù)了后者性能而使其再次顆粒化.

投配新鮮活性污泥的主要修復(fù)機(jī)制為:活性污泥逐漸附著到解體顆粒的空穴中,并改變其微生物特性,在各種選擇壓力尤其是剪切力作用下,和原有解體AGS 形成一個(gè)有機(jī)整體,以達(dá)到解體顆粒修復(fù)的效果[69].此外,新鮮活性污泥可以彌補(bǔ)解體AGS 對(duì)某些N-?；呓z氨酸內(nèi)酯類(lèi)信號(hào)分子(AHLs)分泌量的不足,并且在附著生長(zhǎng)的過(guò)程中產(chǎn)生更多所需AHLs,以發(fā)揮修復(fù)解體顆粒污泥的作用[70].

2.2 投配完整顆粒污泥

除活性污泥外,顆粒污泥也被用于啟動(dòng)或修復(fù)AGS 系統(tǒng).Zou 等[71]投加一定量的完整AGS,同時(shí)實(shí)現(xiàn)了控制活性污泥膨脹和加速好氧污泥造粒,并且發(fā)現(xiàn)投配比例越高(>0.4),造粒速度越快.Zou 等[72]進(jìn)一步利用殼聚糖(CTS)制備的污泥聚集體替代AGS,成功使膨脹活性污泥在數(shù)小時(shí)內(nèi)快速成為穩(wěn)定顆粒污泥,這主要?dú)w因于:1)CTS 的陽(yáng)離子特性,誘導(dǎo)了電荷中和;2)CTS 的水不溶性.Ramos 等[13]在連續(xù)氣升式反應(yīng)器中應(yīng)用AGS 技術(shù)處理含有混合芳香族化合物的廢水,當(dāng)進(jìn)水鹽度增加到29.0g/L,125d后好氧顆粒的形態(tài)發(fā)生了惡化,顆粒完全解體.隨后,加入了厭氧顆粒污泥作為凝聚核,50d 后重新出現(xiàn)了新的好氧顆粒,且新形成的好氧顆粒在同樣鹽度條件下(29.0g/L)保持穩(wěn)定超過(guò)100d,且可以將混合芳香化合物完全去除.

2.3 引入外源性信號(hào)分子

近年來(lái),群體感應(yīng)在AGS系統(tǒng)穩(wěn)定性維持方面的作用被逐漸發(fā)現(xiàn),尤其是AHLs 信號(hào)分子.胡遠(yuǎn)超等[70]考察了外加不同濃度AHLs 信號(hào)分子對(duì)存儲(chǔ)33 個(gè)月后已解體AGS 修復(fù)效果的影響,結(jié)果表明,添加中低濃度AHLs(50nmol/L)更快地促使解體AGS 重新顆粒化,修復(fù)后的顆粒結(jié)構(gòu)更加完整和規(guī)則,呈球形或橢圓形.同時(shí),顆粒污泥EPS 產(chǎn)量增加,尤其是緊密結(jié)合型蛋白質(zhì)增加效果最為明顯;當(dāng)停止加入外源性AHLs 后顆粒結(jié)構(gòu)依然完整.然而,高濃度的外源性AHLs(500nmol/L)使微生物群體感應(yīng)淬滅菌群豐度高于對(duì)照組,致使AGS 內(nèi)源性AHLs 濃度降低,進(jìn)而影響生物活性.此外,Gao 等[73]報(bào)道AGS長(zhǎng)時(shí)間保存后,因厭氧內(nèi)核水解或細(xì)胞裂解而失去結(jié)構(gòu)完整性,投加外源性AHLs 可加速長(zhǎng)期貯存AGS活性恢復(fù),尤其是異養(yǎng)菌和硝化菌的生物活性,同時(shí)改善了顆粒特性,污泥濃度和污染物去除效率提高.

引入外源性AHLs 的主要修復(fù)機(jī)制為調(diào)控微生物的群體感應(yīng)現(xiàn)象,信號(hào)分子在基因水平上影響微生物環(huán)境行為和群落結(jié)構(gòu),尤其是調(diào)控EPS 產(chǎn)量以促進(jìn)解體污泥再顆?；?

2.4 添加無(wú)機(jī)化學(xué)藥劑

由于污泥絮體表面帶負(fù)電荷,陽(yáng)離子型無(wú)機(jī)混凝劑較早地被用于修復(fù)解體顆粒.李昱歡等[74]在已失穩(wěn)的AGS 系統(tǒng)中投加混凝劑硫酸鋁,結(jié)果表明硫酸鋁的添加對(duì)解體AGS 的重組過(guò)程有著明顯促進(jìn)作用,且再形成的顆粒污泥具有更高機(jī)械強(qiáng)度,污泥濃度和沉降效果提升.王福琨等[75]報(bào)道在AGS 解體的反應(yīng)器中投加聚合氯化鋁(PAC)后,加速了解體AGS 再造粒過(guò)程,再次形成的AGS 也具有更高機(jī)械強(qiáng)度,大小均勻、外形較規(guī)則、結(jié)構(gòu)密實(shí)和沉降性能好,且對(duì)COD 和NH4+-N 有較好去除效果.同時(shí),Liu等[76]指出由于PAC 引起的電荷中和與架橋作用改善了污泥表面性能,從而促進(jìn)了破碎顆粒再顆?；?可見(jiàn),混凝劑修復(fù)解體AGS 的機(jī)理主要是混凝劑的物化作用,包括靜電中和、吸附架橋和網(wǎng)捕卷掃等,投加后在攪拌作用下形成的混凝強(qiáng)化造粒條件,促進(jìn)了破碎顆粒再度聚集.

除基于混凝機(jī)理之外,其他化學(xué)藥劑也被用于解體AGS 的修復(fù)研究.Tomar 等[77]添加有毒性的硫氰化物(SCN?)來(lái)修復(fù)反應(yīng)器運(yùn)行75d 后解體的顆粒污泥.添加后,微生物分泌更多EPS 來(lái)保護(hù)自身免受SCN?的毒性作用,破碎顆粒在EPS 的捕集網(wǎng)絡(luò)中再次聚集.在剪切力作用下,被包裹于EPS 凝膠網(wǎng)絡(luò)中的破碎顆粒重獲規(guī)則、致密的結(jié)構(gòu),顆粒硝化效率也得以恢復(fù).也有學(xué)者投加粉末活性炭(PAC)修復(fù)解體AGS,得益于投加的PAC 作為自凝聚的初始內(nèi)核,細(xì)菌可以在其表面粘附生長(zhǎng),并以此為基礎(chǔ)形成初始小顆粒;該小顆粒外層的菌膠團(tuán)在氣流、水流和顆粒間相互碰撞等沖擊下脫落,隨后再次成為新顆粒的前體物[78].

2.5 調(diào)整反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)

調(diào)整反應(yīng)器運(yùn)行情況對(duì)解體AGS 也有一定修復(fù)效果.對(duì)于膨脹AGS,在序批式反應(yīng)器中增設(shè)厭氧生物選擇段,可抑制絲狀菌生長(zhǎng)并促進(jìn)菌膠團(tuán)細(xì)胞增殖,從而在22d 內(nèi)成功實(shí)現(xiàn)膨脹AGS 修復(fù)[79];龍焙等[80]通過(guò)逐步縮短沉降時(shí)間及降低C/N 比的方式,在30d 左右完全修復(fù)了失穩(wěn)AGS,并報(bào)道部分大顆粒經(jīng)歷了先解體后重新顆?；倪^(guò)程,且解體AGS可以作為新顆粒污泥形成的晶核及載體.近期,Liu等[81]在處理無(wú)有機(jī)碳源的高氨氮廢水連續(xù)流反應(yīng)器中,利用低溫驅(qū)動(dòng)的方式實(shí)現(xiàn)了對(duì)解體硝化顆粒的重新造粒:當(dāng)溫度維持在25～28℃時(shí),顆粒進(jìn)一步解體和硝化效能惡化;將溫度由20℃降至12 ℃,驅(qū)動(dòng)了解體AGS 的重新顆?；?其將再造粒的機(jī)制總結(jié)為:低溫降低了硝化細(xì)菌活性和生長(zhǎng)速度,促進(jìn)了一些具有EPS 分泌能力的特殊功能物種(例如黃桿菌和紅桿菌科)的選擇性富集,同時(shí)緊密結(jié)合型EPS 分泌增強(qiáng),特別是蛋白質(zhì),可以保護(hù)細(xì)胞在低溫下免受環(huán)境危害,且群體感應(yīng)相關(guān)酶基因的表達(dá)增強(qiáng),共同實(shí)現(xiàn)了低溫驅(qū)動(dòng)下解體AGS 修復(fù).

此外,為了進(jìn)一步縮短解體AGS 修復(fù)時(shí)間,有學(xué)者研發(fā)了耦合修復(fù)方式.比如,王文嘯等[82]報(bào)道進(jìn)水COD 濃度、投加活性污泥和活性炭等3 個(gè)因素對(duì)解體AGS 修復(fù)的影響最為顯著,并通過(guò)響應(yīng)面法得出其最優(yōu)耦合參數(shù),在17d 左右完全修復(fù)了解體AGS.

3 存在的問(wèn)題與展望

如前所述,造成AGS 解體的外界不利因素主要包括兩類(lèi),分別是以氨氮濃度、含鹽量和C/N 等指標(biāo)為主的進(jìn)水成分波動(dòng),以及曝氣量、pH 值和有機(jī)負(fù)荷等控制量為主的運(yùn)行參數(shù)調(diào)整.這些因素常被作為AGS 系統(tǒng)穩(wěn)定性控制研究中的主要考察對(duì)象,以期通過(guò)探究其最優(yōu)調(diào)控范圍而防止AGS 解體.但是,由于這些外界因素龐雜多樣且互相作用,致使不同研究所報(bào)道的結(jié)論存在較大差異甚至相互矛盾,難以用于指導(dǎo)實(shí)踐而避免顆粒解體.同時(shí),也有學(xué)者針對(duì)解體后AGS 開(kāi)展修復(fù)研究,比如投配新鮮絮狀或顆粒污泥,引入外源性信號(hào)分子和添加無(wú)機(jī)化學(xué)藥劑等手段,均使解體AGS 在數(shù)月時(shí)間內(nèi)實(shí)現(xiàn)了再顆?；?然而,這些修復(fù)策略大多效仿于好氧污泥顆?；姆椒?缺乏與解體AGS 性質(zhì)及內(nèi)在機(jī)制相關(guān)聯(lián)的針對(duì)性理論指導(dǎo).

基于上述研究現(xiàn)狀及其局限性,可知AGS 系統(tǒng)在長(zhǎng)期運(yùn)行過(guò)程中出現(xiàn)解體現(xiàn)象在所難免,但顆粒污泥可在自然或人為強(qiáng)化下進(jìn)行“解體-再顆?；钡膭?dòng)態(tài)循環(huán)[6,24,83].因此,結(jié)合前人關(guān)于AGS 結(jié)構(gòu)?形成[84]及其解體過(guò)程[85]的報(bào)道,提出如下的科學(xué)設(shè)想:即將AGS 系統(tǒng)在長(zhǎng)期運(yùn)行過(guò)程中顆粒解體現(xiàn)象視為一種客觀存在的異常工況,研發(fā)針對(duì)性的快速診斷與修復(fù)方法,盡量縮短“解體-再顆?；边@一循環(huán)過(guò)程中的過(guò)渡期,從而實(shí)現(xiàn)AGS 系統(tǒng)長(zhǎng)期動(dòng)態(tài)化穩(wěn)定運(yùn)行.

為了實(shí)現(xiàn)這一科學(xué)設(shè)想,今后應(yīng)在以下3 個(gè)方面開(kāi)展研究工作:(1)構(gòu)建AGS 解體現(xiàn)象的快速識(shí)別與預(yù)警系統(tǒng),關(guān)鍵在于探究AGS 解體早期所衍生的跡象特征及其相關(guān)機(jī)理,為防止AGS 完全解體和采取修復(fù)策略提供時(shí)間依據(jù);(2)解析造成AGS 解體的內(nèi)在關(guān)鍵因子,旨在厘清各類(lèi)外界因素引發(fā)顆粒解體的作用本質(zhì),為規(guī)避外界最不利影響并修復(fù)解體顆粒提供方向依據(jù);(3)深入理解AGS 解體與再顆?；姆肿由飳W(xué)機(jī)制,闡明“外界干擾-內(nèi)在響應(yīng)-代謝調(diào)控”的級(jí)聯(lián)作用關(guān)系,為開(kāi)發(fā)高效、集約的靶向修復(fù)策略提供理論依據(jù).

4 結(jié)論

本文系統(tǒng)總結(jié)了造成AGS 解體的不利因素及其影響機(jī)制,梳理了解體AGS 的現(xiàn)有修復(fù)策略與成效,提出了必須遵循并合理利用顆粒污泥“解體-再顆?；钡目陀^規(guī)律,未來(lái)應(yīng)在AGS 解體現(xiàn)象的快速診斷,關(guān)鍵影響因素的精準(zhǔn)識(shí)別和解體顆粒的靶向修復(fù)手段與機(jī)理等方面開(kāi)展研究,從而實(shí)現(xiàn)AGS系統(tǒng)長(zhǎng)期動(dòng)態(tài)化穩(wěn)定運(yùn)行,推動(dòng)AGS 技術(shù)在全球范圍內(nèi)的大規(guī)模應(yīng)用.