常规的好氧污水处理系统大多存在缺点,如容易产生大量的剩余污泥、对冲击负荷敏感、反应器体积庞大及容积负荷较低等。普通活性污泥法的容积负荷一般为0.2～2.0kg/(msup3;·d)，而厌氧系统容积负荷则相当高,特别是 UASB(upflow anaerobic sludge blanket)反应器可达到40 kg/(msup3;·d),其主要原因就是UASB中活性污泥以颗粒状存在,因为在反应器中积累大量的活性污泥,而且沉淀性能良好,不需要额外的沉淀池 。在好氧反应系统中实现污泥的颗粒化, 将使反应器中存留大量沉降性能良好的活性污泥, 且降低了污泥沉淀系统要求、减少了剩余污泥的排放。由于颗粒污泥拥有高容积负荷下降解高浓度有机废水的良好生物活性 ,因而可减少反应器占地面积 ,减少一定的投资 ,尤其在土地紧张的地区具有积极的意义。

1. 颗粒污泥

   颗粒污泥是微生物自凝聚形成的一种特殊形式的活性污泥，具有良好的沉降性能、密实的结构、较高浓度的生物量、较强的冲击负荷和抵抗有毒有害物质的能力。颗粒污泥是20世纪80年代首次在厌氧系统中发现的，并应用于废水处理系统，但厌氧颗粒污泥存在着启动时间长、操作温度高以及脱氮除磷效率低等缺点，这就使得好氧颗粒污泥的培养和应用受到了国内外学者的普遍关注。Mishima等首次在好氧上向流反应器中发现了好氧颗粒污泥，Heijnen和van Loosdrecht在1998年首次申请了好氧颗粒污泥的专利，但是，此时由于好氧颗粒污泥的培养方式的诸多局限，导致好氧颗粒污泥的实验研究受到很大限制。好氧颗粒污泥真正的实验研究是从20世纪90年代末开始的，一方面借助共焦距激光电镜技术从微观层面去了解颗粒污泥形成的机制、途径、物化特性、种群结构与分布等，另一方面从宏观层面研究处理效果、参数优化及运行模式等，并逐渐将好痒颗粒污泥与实际废水联系起来，为好氧颗粒污泥的工业化放大做铺垫。

2. 研究现状

   好氧颗粒污泥的研究建立在厌氧污泥颗粒研究的基础上早期的研究主要在连续流的 BAS(biofilm airlift suspension)反应器中进行,需要在培养过程中添加污泥载体,如De Beer等对硝化细菌,Van der Hoek等对反硝化细菌,Tijhuis等和Van Benthum等对好氧异养细菌进行的研究。1991年Shin H-S等和Mishima K等开始利用连续流AUSB(aerobic upflow sludge blanket )反应器对好氧活性污泥自凝聚现象进行研究,但运行条件苛刻,须用纯氧曝气才能形成，且无除磷脱氮能力。1997年起,Mo rgenroth等利用间歇式SBR(sequencing batch reactor)反应器对好氧颗粒污泥的自凝聚及其性能进行了研究。Peng 等在SBR反应器中,以醋酸钠为碳源 ,在低溶解氧(DO 0.7～1.0 mg/ L)情况下形成具有良好生物学性能的好氧颗粒污泥。Beun 等证实在 SBR 反应器中较短的水力停留时间和较大的水流剪切作用有助于形成好氧颗粒污泥, 沉淀时间的选择是影响好氧颗粒污泥菌群的主要因素, 并认为在特定情况下采用 SBR反应器进行好氧颗粒污泥的研究具有独特的优势 。Beun等还对相同负荷、相同气体表面速率和相同操作周期情况下, SBAR(sequencing batch airliftreactor)反应器、SBR 反应器和 BAS 反应器中产生的不同好氧颗粒污泥进行比较 ,并在SBAR反应器中发现存在硝化和反硝化过程 。Etterer 等对在不同操作条件下所形成的好氧颗粒污泥的形状进行了系统研究, 并提出了有关研究方法。在中国 ,竺建荣等研究了在厌-好氧交替工艺(SBR 的一种变型)中好氧活性污泥的培养和理化特性 .卢然超等研究了SBR反应器工艺在不同条件下对好氧污泥颗粒化和生物除磷效果的影响。

   3.好氧颗粒污泥形成机制

   （1）四步途径

   关于颗粒污泥的颗粒化过程，国内外学者利用现代分子生物学技术进行了大量研究。Liu等提出了好氧污泥颗粒的形成主要由以下四步途径完成：①物理作用使得最初的细菌向细菌靠拢或细菌向基质表面运动，形成最初的微生物聚合体。基质可以是污泥中已经存在的细菌聚合体，也可以是惰性的无机或有机物。运动所需的作用力主要来自水流推动力、扩散力、重力、热力以及细胞之间的相对运动：②物理、化学和生物之间的作用力，使得细菌与细菌之间以及细菌与固体表面之间相互吸附，进一步形成微生物聚合体，但是这种吸附是可逆的；③胞外聚合物（EPS）产生的生物凝胶是微生物细胞之间强有力的吸引力，这种吸引力使得细菌与细菌之间以及细菌与固体表面之间的吸附不再可逆，微生物聚合体逐渐形成；④在水力剪切力的作用下，结构稳定的好氧颗粒污泥形成。

1. 三种假说

   ①微生物自凝聚假说

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