基于文献计量学分析的好氧颗粒污泥研究进展

肖 飞，丁旭升，王维红

(新疆农业大学 水利与土木工程学院，新疆 乌鲁木齐 830052)

好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge，AGS)技术作为近年来兴起的污水处理技术[1]，具有良好的沉降性能、高生物相、高耐毒性、抗冲击负荷强、多重生物功效等大多数普通活性污泥难以比拟的优点，已成为废水处理领域的研究热点。研究表明[2-3]，该技术与荷兰Nereda工艺相结合，应用于实际工程，通过中试和生产性试验，取得了良好的实际效果。然而，在实际工程中，AGS的快速形成是制约该技术工业化应用的主要瓶颈，且现有研究多集中在实验室规模下进行。

近年来，AGS相关的研究成果日益增多，但这些成果仅从AGS的形成机制、影响因素等方面来阐述，很少有研究收集关于AGS快速形成、应用以及稳定性的系列数据。因此，有必要针对近十几年来国内外AGS的研究进展进行全面梳理，进一步明晰AGS快速培养和应用研究领域的发展动态。文献计量学是采用数学和统计学的计量方法对某一研究领域的大规模文献进行时空分析，可以实现该领域技术的研究现状与发展趋势。有关生物炭[4]、食品大数据[5]、物联网研究[6]、营养基因组学[7]等文献计量分析已有报道，但基于AGS的文献计量学分析尚未见报道。

基于此，本文基于中国知网(CNKI)数据库和Web of Science(WOS)核心合集数据库，采用文献计量学方法对2008—2021年间收录的AGS研究领域的文献进行量化分析，同时运用VOSviewer可视化分析工具对AGS研究领域的高频关键词进行重点梳理和总结，以期深入了解影响AGS的形成机制、颗粒污泥的快速形成及其应用的因素，推动AGS技术的基础性研究以及工业化应用。

1 数据与方法

1.1 数据来源

本文数据来源于CNKI数据库和WOS核心合集数据库，以“好氧颗粒污泥”和“aerobic granular sludge”作为检索项，共检索得到2008—2021年间发表的文献4 070篇，其中CNKI收录2 079篇，WOS核心合集收录1 991篇；CNKI国内发表和国外发表分别为765和1 314篇，占总发文量的18.8%和32.3%。

1.2 研究方法

利用文献计量学方法对文献进行量化分析。使用CNKI和WOS系统自带统计分析功能，对收集到的发文量进行统计分析及筛选分类。同时，运用VOSviewer 1.6.16可视化分析软件，将文献进行关键词共现聚类分析，以揭示AGS研究热点和研究现状及趋势。

2 研究热点分析

关键词是论文的核心，对关键词的计量分析，不仅有助于快速了解该领域的研究热点，且可预测未来的研究方向。知识图谱中以圆的大小表示研究热度，曲线代表热点间的共现关系，不同颜色代表不同的聚类分析，如图1和图2所示。

2.1 国内AGS领域研究热点

图1为CNKI数据库绘制的AGS领域研究热点知识图谱。红色表示聚类1，核心内容为有关AGS形成机制的研究，如明婕等[8]基于群体感应为核心的“信号分子假说”，从分子生物学角度阐释AGS的形成机制。绿色表示聚类2，核心内容为有关影响颗粒污泥快速形成的研究，如常笑丽等[9]研究表明，施入细土和厌氧颗粒均有助于AGS快速形成，同时培养出的AGS不仅具有致密的空间结构和高孔隙率，而且在颗粒外表面还富集大量微生物。橙色表示聚类3，核心内容为有关颗粒污泥稳定性丢失的研究，如黄思琦等[10]研究证实，当含盐质量分数为2.5%时，AGS开始出现颗粒解体及污水去除效果减弱，含盐质量分数增加到5%时，颗粒污泥解体、上浮现象有所缓解。黄色表示聚类4，核心内容为AGS对不同环境条件的响应研究，如王琳等[11]实验结果表明，酸度是影响AGS生物吸附Pb2+的关键因素。也有研究发现，不同碳氮比(C/N)条件下也能培养出AGS，且C/N为4的系统脱碳硝化效果较好，抗冲击负荷能力强。此外，在低温环境(15 ℃)培养出的成熟AGS具有良好短程硝化功能[12]；在常温环境(<30 ℃)下，AGS富集更多硝化菌，提高硝化菌的活性和生长速率，促进脱氮效果。相反，在高温环境(≥30 ℃)培养出的AGS对COD、氨氮和磷酸盐具有优异的去除效果，尤其是在C/N为8、进水负荷率为1.6、温度为50 ℃形成的AGS。研究还证实，AGS在不同温度下的成功颗粒化也可能与铁、铝、钙等元素的积累相关[13]。在低曝气量下，AGS具有较高处理效能，对废水中COD、氨氮和磷的去除率最高[14]；在高曝气量下，当溶解氧(DO)为7～8 mg/L时，颗粒仍保持长期稳定性，对系统除磷效果影响不大。但是，将曝气策略调整为低/高后，系统的脱氮除磷性能恶化，同时形成的颗粒结构疏松，沉降性和稳定性均恶化[15-16]。紫色表示聚类5，核心内容为有关AGS应用的研究，如陈启伟等[17]采用AGS处理人工番茄酱废水，取得较好效果。同时，有学者对AGS处理畜禽养殖沼液进行研究，发现沼液和猪场废水中含有的高浓度污染物不会对AGS结构产生显著毒性胁迫，可实现有机物和氨氮的稳定去除[18-19]。此外，还有学者利用成熟的高盐AGS处理高盐榨菜废水，发现高盐AGS对COD有较好的降解效果，去除率在97%以上，但对TN的去除效果较差。这主要是因为，硝化菌所利用的能量仅来自于有机物的同化作用[20]。Hou等[21]试验结果表明，不同盐度(1%、2%、4%)的耐盐AGS对COD的去除均有良好效果，与空白试验相比(不投加盐)，交替盐度不仅显著提高了反应器的COD去除率，而且还能富集更多的微生物。

2.2 国外AGS领域研究热点

图2为WOS核心合集数据库绘制的AGS领域研究热点知识图谱。从图2可以看出，以“aerobic granular sludge”为中心的其他关键词节点包括“nitrificationg”“biological treatment”“wastewater treatment”“SBR”“biosorption”“active recovery”等。可以发现，国内外研究热点大致相同，同样包括AGS培养反应器的类型、不同类型废水处理的应用以及生物脱氮除磷的研究内容3个方面。

图2 国外AGS领域研究热点知识图谱Fig. 2 Knowledge map of AGS research hotspots at abroad

2.3 国内外AGS领域研究热点高频词

采用VOSviewer软件导入数据库数据，通过人工筛除部分中文和英文词义相同以及相近的关键词，按照关键词出现频次和中心度高低，得到国内外AGS领域排名前16的关键词，见表1。对比国内外AGS领域高频词表，发现有以下异同点：①主要研究热点都是“AGS启动的反应器类型”“形成机理”，以及“AGS的应用”；②在实验室培养AGS的过程中，AGS的稳定性主要受到两种荷载的作用，一个是“水动力”，另一个是“气动力”，国内外研究热点都集中于这两点，以及多荷载耦合动力分析；③整体来说，国内的研究重点偏向于AGS形成机理方向，但是从关键词“microbial community”“pilot scale”“activity recovery”等可以看出国际上研究热点会更加偏向AGS工业化应用以及解体恢复。

表1 国内外AGS领域研究热点高频词比较

3 好氧颗粒污泥的形成、特性

3.1 好氧颗粒污泥形成的影响因素

目前，国内外学者公认影响AGS形成的因素较多，过程较复杂。其中，与培养污泥的种类、水力剪切力、反应器构型、诱导核、曝气量、进水方式、沉降时间、底物成分及有机负荷等因素息息相关，污泥种类、底物基质及反应器控制条件是决定颗粒污泥快速造粒的主要因素。因此，控制相对精确的反应条件是成功培养AGS的关键。

3.1.1 接种种泥

有研究表明[22]，接种污泥浓度与AGS的形成无必然关联，而只与接种污泥特性有关。在大量的文献研究中[23]，颗粒污泥主要是以活性污泥为接种污泥，活性污泥的微生物种群类型较为丰富，附着在活性污泥表面/内层的微生物类型是形成AGS的重要条件。不同类型的微生物具有亲水和疏水的特性，疏水微生物越多，颗粒污泥的沉降性能越好，AGS越容易形成。主要是因为疏水性微生物对污泥絮体粘附能力较强，易于吸附在活性污泥絮体表面，同时接种污泥中含有大量的荚膜菌和丝状菌，有助于沉降性能优越的颗粒污泥快速颗粒化。市政污水厂[24]、番茄酱废水处理厂[17]和啤酒废水处理厂[25]的污泥均可作为接种污泥，选用番茄酱废水处理厂污泥作为种泥时，培养出的AGS粒径较大；选用啤酒废水处理厂污泥时，种泥中含有较高自凝聚的菌群，能分泌较多胞外聚合物(EPS)，更易形成结构紧密、稳定性较好的AGS。

3.1.2 底物基质(碳源和金属离子)

研究发现，采用合成有机废水[26-27](葡萄糖、乙酸钠、苯酚、蔗糖)、市政污水[24]以及部分工业废水[28-30](马铃薯加工废水、屠宰废水、奶制品废水)等基质培养活性污泥，也能成功颗粒化。但不同基质条件下培养的颗粒污泥在其形成过程、物化性能、结构及微生物种类组成方面存在明显差别。当以苯酚为碳源时，反应体系中仅培养出含单一菌种的AGS，优势菌为变形菌门Proteobacterium；以蔗糖为碳源培养出的AGS，微生物主要由硝化菌群和短杆菌组成，具有良好的脱氮能力；而以葡萄糖为底物时，反应体系中的丝状菌将过度增殖，引起污泥膨胀，不利于AGS的形成。此外，当以工业废水作为唯一碳源时，颗粒污泥主要形成好氧亚硝酸盐颗粒(ANG)，ANG具有良好的沉降性能和脱氮性能，优势菌为亚硝酸菌。

金属阳离子可与污泥表面负电荷通过结合或架桥方式形成稳定的三维立体结构，加速污泥成粒过程并维持其稳定结构，即形成微生物核心，如Fe3+、Mg2+、Ca2+等。Fe3+具有絮凝作用，可使活性污泥絮体增大，增强絮体中氧的传质阻力，限制了内层微生物对氧的利用率，从而改善污泥的稳定性，降低污泥的厚度，提高处理效率[31]。Mg2+和Ca2+对污泥颗粒促进成粒主要与EPS有关，Mg2+易与EPS中多糖(PN)的酰胺基络合，Ca2+易与蛋白质(PS)中OH-结合，形成疏水性强且黏性较大的AGS[32]。也有学者发现，在适当的浓度范围内，Al3+、Cu2+、Hg2+和Ni2+的加入对污泥活性有促进作用，促进AGS凝聚。李洋媚[33]以铝盐探究活性污泥中微生物活性，发现添加铝絮凝剂的装置微生物类型更多。周橄等[34]也指出，纳米氧化铜(CuO NPs)能释放微量游离Cu2+，可促进微生物的聚集和生长，提高了污泥浓度。李娟英等[35]实验结果显示，当Hg2+浓度分别为5 mg/L和40 mg/L时，活性污泥的硝化抑制率分别大于30%和70%。对于Ni2+离子而言，其可改善污泥絮体的形成[36]。

陈颖等[37]从成粒模型角度总结了AGS的典型结构，并从宏观和微观两个层面论述了影响AGS结构稳定性的条件,其指出AGS的结构形态主要受宏观尺度(反应器、反应体系)的影响，微生物和污泥理化性质受微观尺度的影响。提出AGS的快速粒化和维持长期结构稳定是加快AGS技术产业化的关键。

3.1.3 有机负荷

据报道[38]，AGS可承受有机负荷(OLR)的范围为2.5～15 kg/(m3·d),不同的OLR对污泥颗粒化进程的影响存在差异,较高的OLR更有助于促进细胞分泌EPS，增加其PS和PN含量；低OLR条件下，PS和PN含量增加相对较少，虽然过高的OLR也能成功颗粒化，但是颗粒结构稳定性较差，长时间运行易发生失稳解体现象，影响反应体系除污效果。Yang等[39]通过调控OLR会产生相应的选择压，选择压的存在可以促进AGS的快速形成，其形成经历了驯化、颗粒化、生长和成熟4个阶段。也有研究发现，OLR和反应器高径比(RH/D)呈线性相关[40]，RH/D值越大，AGS生物质产量比例越高；RH/D值越小，动力学参数(Ks)测量的AGS的有效性降低，生物质产量比例减小。

3.1.4 水力剪切力

水力剪切力主要为序批式活性污泥(SBR)装置提供上升气流[41-43]，AGS颗粒化过程的速率取决于剪切力的强度。在较低的气体流速时，不利于颗粒污泥形成，主要是由于反应器内丝状菌过度繁殖造成；气体流速较高时，污泥颗粒化加快，粒径越大，污泥结构稳定性越高，这是因为较高的水力剪切力刺激细胞分泌大量的EPS，同时颗粒表面还富集了更多的疏水性微生物，不仅改善了AGS的稳定性，也增强了颗粒结构的抗剪性能。研究证实，只有当表观气速大于1.2 cm/s时，才能形成AGS，但AGS的形成不仅与表观气速有关，还与底物浓度有关[37]。当颗粒污泥在相同的水力剪切力作用下培养时，在低浓度废水中能够颗粒化，但在高浓度废水中却无法形成。

3.1.5 沉淀时间

一般而言，与絮体污泥相比，颗粒污泥相对密实度较高，具有一定传质阻力，两者在反应器中共存时，由于底物基质一定，但絮体污泥内部的空间较大，微生物生长速率较快，导致颗粒污泥的生长受到抑制，长时间得不到营养物质补给，难以在反应器内存活。Bindhu等[44]报道，在SBR装置中，好氧颗粒污泥仅在沉降时间为5 min时能成功培养且占优势，而在沉降时间为10、15和20 min时，反应器中为颗粒污泥与絮状污泥的混合物，这是因为较长的水力停留时间会降低悬浮、絮体污泥的洗脱频率，抑制颗粒污泥的形成，这与Zhao等[45]研究结果类似。杨月乔等[46]研究结果也证实，当反应器的沉淀时间由15 min缩短至5 min时，污泥沉淀性能更好。主要原因是随着沉淀时间的减少，污泥流失减弱，促进了污泥EPS含量的增加，有利于污泥颗粒化。此外，减少沉淀时间还可富集更高的微生物量，进而影响系统除污能力[47]。唐堂等[48]研究发现，在含海藻酸钠和不含海藻酸钠的两组AGS反应器中，可通过改变沉降时间，逐步实现颗粒化过程中污泥特性的变化，并且两组反应器分别在20、40 d后可实现絮体污泥颗粒化。海藻酸钠的投加有利于EPS的增加，颗粒表面具有更高的微生物量。

3.1.6 反应器高径比

现有研究证实，AGS的形成主要在RH/D>5的培养器中驯化。较高的RH/D可以提供更高的水力剪切力、循环途径以及污泥碰撞频率，使微生物絮体或颗粒污泥更快地形成结构致密、形貌规则、粒径较大的AGS。然而，在RH/D<5的SBR反应器中培养AGS，则需要较大的曝气量，成本较高。曲新月等[49]采用RH/D=1.2的SBR反应器成功实现了颗粒污泥的粒化，这与Van Loosdrecht等[50]采用RH/D=1.29的结果一致。研究还表明，当RH/D=2.67时，采用厌氧-好氧的运行方式，可成功培养AGS[51]。此外，李冬等[52]采用RH/D分别为3∶1、4.5∶1和6∶1的3组SBR反应器也成功培养出AGS，且颗粒相对聚集。

3.1.7 反应器运行方式

现有研究表明，活性污泥的驯化主要采用SBR反应器进行。SBR系统的间歇式进水方式易发生贫营养状态。在该状态下，AGS表面疏水性增强，细胞间黏附作用增强，微生物形成聚集体以抵抗饥饿。同时，细胞表面疏水性与贫营养状态的时间呈正相关[53-54]。因此，有学者在SBR系统中采用不同的进水时间来改变贫-富营养交替的循环周期，且在3 min厌氧进水的条件下，成功培养出光滑、致密的AGS。这是由于贫-富营养化的周期性交替，更有利于EPS的分泌，促进颗粒状絮凝体的形成，同时决定了DO向颗粒内部的传递深度[55]。在曝气阶段，适当的曝气强度不仅使AGS结构更加密实，还能提供足够的DO，减少丝状菌的生长，维持污泥的稳定性，这与沈忱等[14]的结果一致。低曝气量有利于磷的去除，但DO变化不显著；高曝气量时，较大的水力剪切力造成污泥颗粒被冲刷破坏，颗粒失稳解体。当曝气深度小于50 cm时，氧的传质阻力增加，颗粒化率和EPS降低，颗粒易解体；当曝气深度大于等于70 cm时，AGS受到的水力剪切力增强，颗粒化率和污泥浓度提高，污染物去除效果较好，同时颗粒仍能保持结构的完整性[56]。据最新研究发现， AGS培养装置的类型还包括气提式间歇(SBAR)反应器等，尹志文[57]试验结果表明，在投加菌丝球数量相同的情况下，SBAR反应器培养出的AGS优于其他反应器，且颗粒污泥结构更加致密、稳定性强。此外，颗粒周围的菌胶团聚集程度高，表面含有丰富的菌群结构，杆菌和球菌相互交错排列。

3.1.8 其他因素

温度也是影响AGS形成的因素，主要影响微生物活性，大部分微生物的适宜生存温度为20～25 ℃。当温度过低时，系统内丝状菌过度生长，生物质流失严重，颗粒破碎解体；温度过高时，PS变性甚至蛋白酶失活，造成整个系统崩溃[37]。污泥停留时间(SRT)是维持颗粒结构稳定性的关键参数。SRT过长，反应器内老化污泥无法排出，导致新生污泥更替时间变长，易造成AGS解体[58]。此外，有学者通过投加黏土和改性粉煤灰(MFA)也成功培养出AGS。冯殿宝等[59]通过番茄自身携带的黏土作为媒介，证实黏土有利于AGS的形成，且形成的AGS微生物相丰富，主要为Proteobacteria(变形菌门)。伍昌年等[60]将MFA添加到SBR装置中，发现其微生物以MFA为载体而富集，改善了污泥性能，强化了对各基质的去除。

综上所述，通过调整水力剪切力、沉降时间、有机负荷、反应器构型、饥饿期等参数可促进微生物的快速凝聚[61]。

3.2 好氧颗粒污泥的特性

3.2.1 好氧颗粒污泥的物理特性

AGS的物理特性包括污泥形态变化、沉降速率、色度、密度和污泥容积指数等。颗粒的沉降性能是污水处理系统的关键因素，决定了泥水分离效率。较高的沉降速度对微生物截留量和有机物的降解能力具有促进作用。此外，沉降速率为20～70 m/h，AGS成粒较好，结构致密，这与Adav等[62]结果一致。张新喜等[63]采用人工建立的相关模型检测污泥容积指数(SVI)，发现判别污泥沉降性能的正确率较高。这是因为，污泥的水阻系数较颗粒的水阻系数小。然而，杨雄等[64]研究发现，氮、磷缺乏对污泥沉降性能有影响。当进水缺乏氮元素、SVI小于100 mL/g时，系统内菌胶团分泌大量EPS，污泥沉降性能良好，镜检可见颗粒物质存在；短期进水缺乏氮磷、SVI大于120 mL/g时，污泥沉降性能恶化，丝状菌数量减少，系统滋生大量球状菌；当进水缺乏磷元素、SVI大于120且小于250 mL/g时，系统内聚磷菌大量流失，限制菌胶团对碳源的利用，EPS分泌减少，引发污泥膨胀。因此，培养AGS过程中氮、磷正常供给至关重要。AGS的SVI值为37～70 mL/g、沉降速率为10～42 m/h、密度保持在1.029～1.036 g/cm3时，具有较好的沉降性能。

3.2.2 好氧颗粒污泥的化学特性

AGS的化学特性主要以EPS和比氧耗速率(SOUR)为主，它是控制微生物活性的主要因素。细胞表面疏水性在颗粒化过程中起着关键作用。较高的细胞表面疏水性会增强细胞间的相互作用，促进致密聚集体的形成[50]，并分泌大量EPS，EPS的变化对AGS的形成过程及其稳定性均具有较大的影响。EPS可划分为紧密型、松散型和溶解型，它们主要分布在颗粒稳定期、解体期和颗粒初期。初期时，EPS和细菌分布均匀，AGS表层聚集大量的细菌，内部组成成分是EPS；稳定期时，松散型EPS含量较低，紧密型EPS含量较高，PN含量高于PS，紧密型EPS中PS和PN含量增加，增强了AGS的稳定；解体期，颗粒中EPS含量显著减少，内部菌体之间排斥力升高，出现内层空化现象。究其原因，是由于解体期颗粒粒径较大，传输通道受限，AGS内部厌氧内核及生物衰亡水解，导致内部空洞出现[65]。蒋勗欣等[66]阐述了影响EPS含量的主要因素，EPS中其他组分通过共价、絮凝作用与其他无机物结合。张云霞等[67]发现，EPS分为不可生物降解和可生物降解，不可生物降解EPS与颗粒立体结构有关，可生物降解EPS可作为颗粒污泥自身能源。但在AGS的培养过程中，反应器内的底物基质处于缺乏期时，颗粒内微生物通过内源呼吸作用消耗EPS，过度消耗则AGS无法形成。因此，较高的EPS含量是AGS形成的关键因素。但EPS不宜过多，太多可能阻塞营养物质和溶解氧通道，使颗粒内矿化，稳定性下降。朱珂辰[68]在研究中证实，SOUR突跃作为丝状菌在活性污泥中膨胀的预警信号，可以判定活性污泥沉降性恶化，有利于AGS的培养。

3.2.3 好氧颗粒污泥的生物特性

有研究表明，采用高通量测序技术和扫描电镜(SEM)、光学显微镜、实时荧光定量PCR等显微技术可以研究AGS培养过程中相应细菌丰度的变化。此外，还可通过高通量测序技术观察AGS的微生物群落结构[69]。AGS存在多种细菌，如异养菌、硝化菌、反硝化菌和聚磷菌等，其微生物多样性与培养基质成分、反应器类型和颗粒结构密切相关。表2表明不同培养基质中AGS微生物组成也不同[70-80]。通过对比发现，不同培养基质条件下形成的AGS微生物种类存在差异，主要以Proteobacteria、Sphingobacteria、Actinobacteria和Bacteroidetes等微生物为主，Proteobacteria和Bacteroidetes是降解人工合成废水的优势菌。反应器类型也是影响AGS微生物多样性的原因。研究表明[81-82]， 在SBAR装置中接种普通絮状污泥，采用人工配制的模拟生活污水，成功培养出AGS，通过SEM发现培养出的AGS颗粒粗糙，表面以杆菌和球菌为主；而采用SBR驯化出的AGS，颗粒表面更加粗糙，微生物主要以球菌为主，有少量的杆菌。也有报道，在SBAR装置中经2，4-二氯酚废水驯化出的AGS结构致密，并且含有一定数量的反硝化菌、Flavobacteria和酸杆菌门Acidobacteria。Abdullah等[83]研究发现，以棕榈油加工废水为碳源的BASR装置也能将絮体污泥成功颗粒化。经SEM和高通量测序结果表明，AGS微生物分布以球形细菌和产氢产乙酸菌群为主。一些研究还发现，AGS处理橄榄油废水时，微生物菌群主要以好氧变形菌为主，随着橄榄油供应量增加到600 mg/L时，好氧降解菌数量减少[84]。

AGS空间结构的不同也是造成微生物多样性的原因之一。目前，AGS外观一般为圆形或椭圆形，但是王维红等[85]试验结果发现，培养出的AGS呈“稻壳状”。“稻壳状”AGS外层包裹的微生物主要以聚磷菌(90%以上)占优势，其次是钟虫属Vorticella，同时颗粒内部空洞较大，缺氧区与好氧区共存，形成了鲜明的微生物分布区。另外，还发现了少量发硫菌属Thiothrix和绿弯菌门Chloroflexi。而一般形态的AGS核心部分主要为聚糖菌、Flavobacteria、微杆菌科Microbacteriaceae及球形细菌。

表2 不同培养基质中AGS微生物组成

4 好氧颗粒污泥技术的应用

4.1 印染废水的处理

纺织印染废水色度深、高有机负荷、pH变化大、水质成分复杂且含芳香环及苯环结构。马登月[86]研究发现，以葡萄糖和乙酸钠为底物，亚甲基蓝、刚果红染料为模拟废水，可成功培养出两种不同性状的AGS。亚甲基蓝AGS的中、外层富集大量丝状菌和真菌，内层以杆菌为主；刚果红AGS颗粒表面光滑，结构紧密，两种AGS对亚甲基蓝、刚果红的最大吸附量分别为256.41、175.44 mg/g。Franca等[87]试验结果表明，采用递加偶氮染料的方式，培养出特异性AGS。在AGS中，附着在内层的偶氮染料还原菌可在厌氧条件下还原偶氮染料的偶氮键，并在后续好氧生物阶段矿化有毒的磺化芳香胺，使染料去除率高达93%以上，成功生物脱色。李黔花等[75]考察了AGS处理印染废水的效果，发现AGS对阳离子染料降解和CDD去除的功能菌为磁螺菌属，这与Lotito等[88]研究结果一致。也有学者研究发现，染料废水的去除不仅依赖于AGS中细菌的作用，还与EPS有关，EPS对染料废水的生物吸附具有一定贡献，颗粒内的厌氧微生物通过消耗紧密结合的EPS作为碳源和能量源，使染料降解。

pH值是影响AGS对染料废水吸附效率的主要因素，表现在：pH值较低时，AGS对酸性红、橘黄吸附较好；中性时，对孔雀绿吸附较好；pH值较大时，对结晶紫吸附较好。这是因为pH值主要影响颗粒与染料分子间的作用力及AGS表面吸附位点。此外，AGS对纺织印染废水中染料的吸附量还与染料初始浓度有关。AGS作为具有高生物相的活性吸附材料，不仅有效克服了普通生物吸附剂存在的固液分离问题，而且有望成为一种有利于染料废水处理的环保型生物吸附剂。

4.2 高浓度有机废水的处理

4.3 有毒有机废水的处理

有研究表明，AGS独特的结构已被证实对外界有毒物质具有抗性。苯酚作为微生物的碳源之一，但也具有毒性，易造成微生物的死亡。刘前进等[93]研究表明，苯酚溶液为60 mg/L时，AGS具有较好的颗粒状，结构密实；大于300 mg/L时，颗粒结构强度较差，易解体。这是由于苯酚溶液浓度过高，微生物死亡，颗粒结构疏松，内层结构破坏，菌胶团溶解。然而，适当浓度的苯酚溶液可以防止AGS解体，为AGS的储存提供有价值的参考。刘国洋等[94]试验表明，当进水苯酚浓度为3 g/L时，AGS对苯酚去除率为98.33%，去除效果较好。扫描电镜显示，加入苯酚溶液的AGS颗粒表面更加光滑，结构致密，粒径更大，表明苯酚毒性刺激了更多的EPS分泌。除此之外，AGS也对嘧啶类[95]、甲基叔丁基醚[96-97]和三甲基甲醇废水[98]具有良好的去除性能。田世烜等[99]研究表明，AGS对嘧啶废水的降解能力较好。魏永军[100]实验表明，AGS对甲醇废水吸附性能较好，COD去除率高。

4.4 重金属废水的处理

海藻、真菌生物质、活性污泥和天然高分子材料可被作为生物吸附剂。目前使用的生物吸附剂大多为悬浮微生物，但存在处理后难以分离、生物吸附剂稳定性差、回收困难等缺点[101]。AGS作为吸附剂时，对Pb2+、Cu2+、Cd2+的吸附作用与pH、金属离子浓度有关[102]。pH过低时，溶液中游离的H+会在EPS上占据少量的吸附位点，并使EPS表面质子化，增加表面斥力，导致吸附效率低；pH过高时，EPS的电荷ζ电位降低，颗粒表面呈负电性，金属离子的吸附量随电势的减小而增大。金属离子初始浓度越低，AGS对金属离子吸附能力越小，吸附量越少；随着初始含量升高，金属离子吸附量也升高，吸附驱动力更强，但是吸附容量不可能是无限的，因此吸附量会趋于饱和。当Pb2+、Cu2+和Cd2+3种离子共存时，其吸附量分别为43.80%、43.01%和18.95%。马明海等[103]以絮状污泥为种泥，考察了AGS对Zn2+、Cu2+和Pb2+的影响，结果表明，AGS对Zn2+和Cu2+的吸附量与基质浓度有关，当重金属离子浓度为250 mg/L时，氨氮去除率降低，COD去除率提高，对金属离子的最大吸附量分别为246.1和180 mg/g。此外，重金属离子的加入还会使污泥颗粒变小。李姝等[104]发现，经干燥失活的AGS对Pb2+、Cu2+、Cd2+的吸附效果均较好，吸附能力依次为Pb2+

4.5 核废水的处理

核废水的影响非常之大，不仅破坏生态环境，还会对人类造成致命打击，产生基因突变、致癌和致畸的后果，特别是铀元素，其能够以粉尘和气溶胶的形式通过呼吸进入人体，引起呼吸道疾病。有研究表明，成熟的AGS可用于去除水中溶解性铀[105]。郭栋清等[106]综述了含铀废水的去除方法，其中生物修复主要是利用微生物的特性将铀离子进行沉淀。Martins等[107]将AGS与含铀废水共同培养，发现成熟的颗粒污泥对铀、铬去除效果较好。采用16SrRNA基因分析表明，肠杆菌科和红环菌科成员对含铬废水去除有益，并且具有一定生物修复能力。研究还表明，铀浓度与pH呈负相关，pH值在1～6时，AGS的摄铀速率最快。苑士超等[108]试验表明，pH值在5.2～6.6时，铀去除率高达95%；pH值大于6.6时，铀去除率降低到50%。其中，含铀废水的去除主要依赖于颗粒污泥的氧化和吸附的共同作用。

5 结语与展望

AGS作为一种新型的污水处理技术，具有结构紧凑、沉降性能好、微生物相丰富、生物截留率高等优点，可以在一定程度上弥补传统活性污泥法的缺陷(进水水质变化的适应性较低)。然而，在好氧颗粒污泥的培养和应用中，也存在着稳定性差、能耗高、反硝化能力差等问题。若能系统地研究好氧颗粒污泥的形成机理、微生物群体关系以及有机物降解过程的协同效应，加大中试和产业化研发力度，将更好推动好氧颗粒污泥的工业化应用。