好氧颗粒污泥（Aerobicgranularsludge，AGS）是微生物在特定的环境下自发凝聚形成的颗粒状生物聚集体。由于其具有优良的沉降性能、高污泥浓度及微生物多样性等诸多优点，采用AGS技术处理废水在实际工程中表现出设备占地面积小、处理效率高、抗冲击负荷能力强等技术优势。然而，AGS的工程应用一直受到培养周期长、运行稳定性差等问题的制约。

目前研究人员已对AGS的理化性质、除污特性、成粒机制等开展了大量研究，在颗粒形成机理、强化造粒、废水处理效能等方面取得了显著进展。AGS的形成是多种生物、物理、化学因素共同作用的结果，且在不同成粒阶段起主导作用的因素各异。目前成粒机理假说主要有微生物自凝聚假说、信号分子假说、晶核假说、选择压驱动假说、胞外聚合物假说等。在此基础上，国内外研究者探索了多种强化造粒技术并取得一定成果。

笔者旨在综述AGS强化造粒技术的发展现状，分析强化造粒技术对城镇污水及造纸、含油等工业废水中颗粒污泥形成过程、脱氮除磷性能及整体处理效果的影响，并指出了现有强化造粒技术存在的问题和展望了该技术未来的发展和实际应用前景，以期为AGS技术的推广应用提供参考。

1、强化造粒技术

现阶段关于颗粒污泥系统快速启动的研究，主要从控制水力条件、调节基质类型、外加絮凝剂或载体等方面开展，前两种方法可以有效加快颗粒化进程，但实际工程中因水力条件和进水基质难以实时调控，适用范围较小。而投加絮凝剂、惰性载体、丝状菌球等方法在实际工程应用中造粒效果显著，且可以根据进水水质选择适宜的材料，简便易行，是更具应用潜力的造粒方法。各强化造粒方法的成粒机理及其对AGS成粒影响机制如图1所示。

1.1 絮凝剂强化

强化造粒常用的无机絮凝剂主要有聚合氯化铝、氢氧化铁、聚合硫酸铁、硫酸铝等。如图2所示，絮凝剂强化造粒主要包括电中和、压缩双电层、吸附架桥以及网捕卷扫作用，影响因素主要有絮凝剂投加量和反应时间。ZheLIU等研究发现，在颗粒污泥形成的启动期（前15d），加入50mL质量浓度为20g/L的聚合氯化铝（PAC）对颗粒污泥形成有较好的促进作用，在第25天即可出现成熟颗粒污泥，相比空白组提前了10d。聚合氯化铝主要通过其水解产生的聚合铝胶体附着在微生物聚集体上，刺激微生物产生LB-EPS来促进污泥颗粒化，然后，颗粒中附着的铝通过离子交换和水力剪切逐渐被消除。部分研究结果显示投加铁离子絮凝剂不仅可以缩短颗粒污泥的形成时间，还有助于硝化反应的进行，提高颗粒污泥系统对NH4+-N的去除效率，所形成的颗粒内部能观察到红色铁絮体核心。YuxinLIN等发现在污泥接种的第1~7天，每天分两次投加25mL质量浓度为193g/L的FeCl3·6H2O溶液可以将造粒周期缩短9d，培养成熟的AGS中Fe3+达到250mg/L。Fe3+可以刺激微生物分泌TBEPS，增加蛋白质和多糖的含量，使颗粒更加致密。铝盐的主要作用是促进污泥EPS的分泌，使微生物聚集；铁盐则有助于强化系统的脱氮除磷性能，尤其是Fe2+可以加强对磷的去除效果。

微生物絮凝剂（Microbialflocculant，MBF）是微生物或其分泌的代谢产物，拥有更高的生物亲和性和可生物降解性，对有机物、微生物聚集体等有良好的絮凝作用。研究发现MBF可以通过增加AGS形成过程中的EPS含量加速颗粒化进程，每5d投加一次MBF条件下培养的AGS疏水性好、颗粒化速度快、内部孔隙结构良好，对污水中NH4+-N、TP的去除性能明显增强。BingZHANG等将改性MBF用于缓解AGS膜系统中的膜污染，其通过电中和及吸附架桥作用可以有效抑制污染物的黏附和积累，显著提高膜通量。

1.2 金属阳离子强化

研究发现，部分金属离子如Mg2+、Ca2+、Fe2+、Fe3+和Al3+的加入可以加速AGS的颗粒化，强化机制如图3所示。部分阳离子可以吸附中和或桥接带负电荷的胞外聚合物和细菌细胞，促进污泥小颗粒形成。此外，也有研究表明阳离子会与废水中存在的阴离子（如CO32-和PO43-）形成沉淀，并可能作为晶核促进AGS的形成。刘绍根等研究发现投加50mg/LCa2+可将好氧污泥颗粒化时间从35d缩短到19d，且成熟颗粒污泥结构致密，形状规则，沉降性能更好；投加50mg/LMg2+可将颗粒形成时间缩短至23d，且对微生物的生长和聚集以及EPS分泌也有较强的促进作用。金属离子的添加还可以提高污泥中多糖和蛋白质的含量，对微生物凝聚有积极作用。

1.3 晶核强化

根据晶体成核理论，投加惰性物质可以为微生物提供附着点，促使絮状污泥颗粒化，强化机制如图4所示。目前研究较多的可以加速污泥颗粒化的惰性物质是小粒径（约0.2mm）颗粒活性炭（GAC）。AnjieLI等研究表明向污泥中添加GAC可将成粒周期由42d缩短至21d，而投加PAC会导致较小污泥颗粒的缓慢形成。当GAC孔径尺寸为微生物细胞的2~5倍时，微生物更易在活性炭孔隙内部附着并生长，这进一步证明微载体可为细菌提供有效的附着核心，进而促进其聚集。为取得更好的造粒效果，XiaominREN等探究了磁粉投加量（0、0.4、0.8、1.2、1.6g/L）对AGS成粒的强化效能，结果发现当磁粉投加量为0.4~1.2g/L时，在第11天就有少量颗粒污泥形成，相比于空白组提前了3d。刘芳对投加磁粉、粉砂与未投加晶核的AGS系统的启动和运行进行了比较，发现磁粉投加量为5g/L时，反应器从第7天开始出现小颗粒污泥，AGS可稳定运行60d，相较空白组延长了30d。DuGUO等将大粒径载体与水力旋流分离器结合促进AGS的形成，在流速0.3m/s、载体颗径超过400μm条件下，污泥沉降性能和颗粒分离效率均达到最佳，有助于实现AGS的连续化培养。投加惰性载体可以有效缩短颗粒形成时间，而且能够增强颗粒的稳定性和沉降性，但是随着反应器持续运行，载体会发生结构及性质改变，增加了运行难度及处理成本。

1.4 信号分子强化

目前，强化AGS形成的信号分子以AHLs和cdi-GMP为主。研究表明AHLs对颗粒形成和稳定运行的影响与EPS含量密切相关，信号分子强化颗粒污泥成粒机制如图5所示。YangchengDING等发现C4-HSL对EPS中蛋白质的产生有明显的促进作用。另有研究证明C6-HSL、C8-HSL和C10-HSL都能够调节EPS含量，而AnjieLI等发现投加AHLs降解酶可以显著降低EPS中PN的含量，这也证明了AHLs能够调节EPS的分泌，从而影响颗粒污泥的形成。研究表明c-di-GMP可以通过调控胞外多糖来增强细胞间的凝聚及颗粒的稳定性。MengHOU等发现在交替变化的盐度环境胁迫下，反应器中颗粒污泥的胞外多糖含量明显增加，且与c-di-GMP水平呈显著正相关，而胞外蛋白含量无明显变化，与c-di-GMP水平相关性较差。Dan⁃qingWU等通过添加外源硝酸盐加速了AGS的形成，推测硝酸盐反硝化衍生的NO导致c-di-GMP浓度上升，而c-di-GMP进一步促进EPS分泌，从而促进污泥聚集。通过投加化学药剂、金属离子及接种产信号分子的菌株等方法可以较方便地调控信号分子。然而，复杂的微生物环境使生物体具有很多不确定性，因此群体感应现象的相关机制仍需进一步探索。

1.5 生物强化

接种特殊菌株强化AGS形成显现出巨大的潜力，目前具有生物强化功能的菌株主要有絮凝菌和丝状真菌小球/孢子。HelongJIANG等用类丙酸杆菌和丛毛单胞菌属强化AGS形成并处理含酚废水，生物强化菌株接种的第7天出现了大量粒径200~600μm的颗粒，启动时间显著减少。MingyueGENG等在启动阶段将粒径介于0.5~1.0mm的黑曲霉Y3真菌球与活性污泥一起接种（菌丝颗粒与活性污泥的质量比为1∶10），发现AGS在第22天平均粒径达到0.5mm，成粒时间比对照组提前了18d，接种真菌球有助于抑制丝状菌生长，从而提高AGS长期运行的稳定性。此外，有研究证实菌丝球裹藻凝结核可以促使菌-藻共生好氧颗粒污泥（Algalbacterialaerobicgranularsludge，ABGS）在2~3周内实现完全颗粒化，且ABGS具有粒径大、结构致密、沉降性能好、生物活性高、污染物降解能力强等特点。尽管菌丝颗粒在强化AGS成粒过程中性能优异，但有研究报道微生物发酵法生产菌丝球（My⁃celialmicrobialpellets，MMPs）的成本较高，这导致MMPs强化AGS成粒难以在污水厂大规模实施，因此后续研究需考虑如何降低MMPs的生产成本或减少接种量。

目前不同强化造粒方法及运行效果的研究见表1。

对比各种强化方法，絮凝剂、金属离子以及晶核强化具有普适性，可以通过增加絮体的密实度、粒径，经重力筛分实现对微生物种群的选择和富集，同步增加污泥浓度，提升对COD及氨氮的去除效果；信号分子及生物强化则需要对废水水质和微生物种群结构进行详细分析，通过生物诱导或干预，提高颗粒化微生物种群占比，从而促进污泥颗粒化并提升污染物去除效果。

2、AGS强化造粒技术在工业废水处理中的应用

工业废水成分复杂、水质波动较大，严重影响颗粒污泥的形成及稳定运行。强化造粒技术有利于快速启动AGS系统并获得降解性能优异的AGS，对工业废水中难降解污染物有较好的去除效果，工程应用前景广阔。

2.1 发酵废水

发酵工业废水污染物浓度高，成分复杂，并含有大量的悬浮物，对环境危害较大。研究人员通过接种厌氧颗粒污泥，在柠檬酸生产废水中培养AGS，60d后厌氧颗粒污泥逐渐转变为黄褐色的AGS，稳定运行阶段废水中COD、TN、NH4+-N和TP的去除率分别达到了84%、80%、96%和97%，相比合成废水所培养AGS，其表现出更好的脱氮除磷性能。在实际废水中接种好氧或厌氧颗粒污泥并逐步驯化是一种快捷的AGS强化造粒方法，在发酵废水等难处理废水中应用广泛。

2.2 含盐废水

含盐废水中包含无机盐、大分子有机物、难降解芳香族化合物、重金属、抗生素、苯酚类、油脂等多种物质，成分复杂多变，对微生物有较强的胁迫作用。对比絮状活性污泥及塔宾曲霉菌丝球强化型好氧颗粒污泥（AT-AGS）在含盐废水中的运行状况发现，AT-AGS达到性能稳定状态的耗时比絮状污泥少4~8d，显示出更高的耐盐驯化效率，且具有更强的生物截留能力、更高的结构稳定性和生物酶活性。生物强化造粒技术有助于减少AGS系统启动时间，且形成的AGS具有优异的耐毒性、抗冲击负荷和污染物去除能力，在处理含盐废水方面展现出较好的应用前景。

2.3 石化废水

石化废水含有多种卤代烃、酚类等有机污染物及大量石油类污染物，成分复杂、生物毒性强、可生化性差，严重制约了传统生物处理工艺的处理效能。XinWANG等在炼油废水中培养AGS，发现投加生物炭的反应器相比对照组提前15d形成稳定的AGS，且颗粒内微生物丰富度和多样性增加，COD、TN、总油去除率分别提高了约3%、10%和4%。邓敬敏研究表明在模拟的炼化废水中投加生物炭强化石油降解菌群形成AGS，在第7天即可在反应器内看到颗粒污泥，第10天反应器内粒径大于0.45mm的污泥颗粒占比已超过60%，基本实现颗粒化，COD和总油去除率均在97%以上，说明投加生物炭可使微生物驯化适应时间显著减少，与不投加载体的反应器相比，具有快速启动和增强污染物去除能力的优势。晶核强化和生物强化协同作用可大幅减少石化废水中AGS系统启动时间，且颗粒的抗冲击负荷能力、功能菌群丰度、除污性能均有所增强。

2.4 造纸废水

AGS可以通过生物吸附和代谢实现对制浆造纸废水中单宁/木质素的有效降解。研究发现，将在合成造纸废水中培养的AGS接种到实际造纸废水中，初期出现了部分AGS解体现象，运行两周后AGS系统恢复正常，对COD、TN、TP的平均去除率分别达到79%、74%和52%，木质素去除率可达71%。R.A.DAMATA等用AGS处理高温纸浆厂硫酸盐废水，发现添加100mg/LCa2+驯化的AGS表现出较好的稳定性和抗水力剪切能力，说明Ca2+对废水中颗粒污泥形成和物理性质的维持有积极作用；在35~55℃范围内系统COD去除率均高于60%，这表明Ca2+强化的AGS系统在纸浆厂高温硫酸盐废水中具有较大的应用潜力。

以上4种典型工业废水的污泥颗粒化手段及机理对比见表2。原水水质不同，适用的强化手段也不同，但几乎所有类型工业废水皆适合采用投加晶核的方法强化造粒；通过强化造粒技术形成AGS对生化性较差的工业废水也有较好的处理效果。

3、结语与展望

笔者综述了目前主流的AGS的强化造粒技术（包括絮凝剂、金属阳离子、晶核、信号分子以及生物强化技术），从成粒机理角度，分析了不同造粒方法对AGS形成的影响，并探讨了其在典型工业废水处理中的应用研究现状。

在药剂强化造粒方面，絮凝剂、金属阳离子和信号分子都展现出了强化形成无机内核、促进絮凝污泥聚集和刺激EPS分泌等功能，进而强化造粒过程。但该技术也存在弊端，例如：1）金属离子的投加会导致剩余污泥产量大；2）药剂投加过量会抑制生物活性，导致尾水金属离子超标；3）信号分子AHLs的提取与制备过于繁琐，导致其投加成本过高，难以工程应用。晶核强化造粒技术是在造粒初期接种具有生物活性的晶核，强化微生物在晶核上的附着生长，进而形成沉降性能好、处理效能优异的AGS。

目前强化造粒的研究主要集中于原位造粒，即直接在反应器内投加辅助材料，使污泥颗粒化，不但增加了成本，还导致污泥产量增多。研究发现，通过将一些黏性物质与絮状活性污泥混合，可以将微生物黏结在一起，形成小粒径颗粒状污泥，其含水率、SVI和沉降速度等指标与AGS相似，投加到反应器中运行3~10d后，即可恢复活性，并具有较好的污染物处理能力。投加的颗粒污泥与原有絮状污泥重新构建新的生物体系，进一步提高AGS系统处理效果和运行稳定性。这种异位造粒技术具有操作简便、系统启动快速以及不受规模限制等优点，有望成为AGS的工程化应用的重要研究方向。

此外，以往研究重点关注强化造粒技术对AGS启动时间的缩减效能和水处理效能，对强化技术的成本关注较少。鲜有研究以实际废水评估强化造粒技术的污染物处理效能，更是缺乏强化造粒技术在中试或示范工程中应用的相关报道。

因此，在今后研究中，需进一步明确不同金属离子、絮凝剂、晶核和AHLs强化AGS成粒的影响因素与机制以及其可能产生的环境问题，并研究各强化造粒技术经济性，为强化造粒技术在实际工程中的应用奠定基础。