基于河北省某污水處理廠原厭氧池構建了中試規模3000m3·d-1(I、II系列)的微氧-好氧耦合沉淀一體式反應器，以低濃度市政污水為基質、接種活性污泥，成功在連續流模式下培育了好氧顆粒污泥，并研究了顆粒污泥的形貌、結構特性、污染物去除性能及微生物群落結構變化。結果表明：中試系統形成的顆粒污泥輪廓清晰、呈規則球形和橢球形，平均粒徑由接種污泥的28.9μm增至90.1μm，其中粒徑>100μm的占47.8%，>200μm的占9.4%；中試系統培養的顆粒污泥機械強度遠高于接種污泥的；I、II系列平均出水NH4+-N分別為1.3和1.0mg·L−1，平均出水TN分別為9.9和9.1mg·L−1，系統具有良好的脫氮效果。此外，高通量測序結果表明中試系統大量富集了好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，好氧反硝化途徑可能在脫氮中起重要作用。本研究可為連續流好氧污泥工藝的升級改造，以及在現有污水處理廠工藝基礎上發展高效低碳的連續流AGS工藝提供參考。
“雙碳”背景下，綠色低碳的污水處理技術成為發展重點。好氧顆粒污泥(aerobicgranularsludge，AGS)是微生物自凝聚形成的顆粒狀活性污泥，具有沉降性能好、生物量高、可同步去除碳氮磷等優點，而相比于傳統活性污泥工藝，AGS能節省50%~75%的占地面積、20%~25%的運行費用和23%~40%的電耗，故該技術符合當前減污降碳的發展目標，具有一定應用前景。世界范圍內已有80余座污水處理廠在序批式反應器(sequencingbatchreactor，SBR)中成功應用了AGS技術，但在連續流反應器中成功應用AGS技術的僅10余座，連續流AGS的推廣應用還未取得實質性的突破。盡管SBR更易于培養AGS，但存在處理量小、設備使用率低等缺陷。而連續流是現有污水處理廠的主要運行模式，故連續流AGS的培養備受關注。
豐盛-饑餓條件、基于污泥沉降速度、尺寸或密度的選擇壓及水力剪切力等被認為是SBR-AGS顆粒化的關鍵影響因素。但連續流的培養環境與SBR截然不同，這些關鍵影響因素更難實現。SUN等采用系列串聯的完全混合反應器組成整體推流的連續流系統，同時沉淀池采用1min進水→4min靜態沉淀→1min排水的間歇運行模式，創造基于沉降速度的選擇壓，研究了豐盛-饑餓條件對連續流AGS形成的必要性。LIU等應用雙區沉淀池，通過調整沉淀區上方擋板的高度設置污泥選擇壓，在AAO系統中培養出平均粒徑為210µm的AGS。以上研究證實了豐盛-饑餓條件和選擇壓在連續流AGS培養中的必要性和可行性，但沉淀池的運行策略仍較復雜。在厭氧顆粒污泥的研究中，頂部為三相分離器的升流式反應器能很好地富集顆粒污泥，但這些研究大多采用大高徑比的柱式反應器，與現有污水處理廠的平鋪式構筑物不兼容，開發的培養策略難以直接應用。再加上現有研究多為接種成熟AGS的小試實驗，缺乏直接在連續流模式下培養AGS的更大尺度研究。
基于此，本團隊提出一種新型的連續流AGS反應器，將三相分離器與傳統活性污泥工藝組合，構成反應耦合沉淀一體式的反應器，以中試尺度在現有污水處理廠進行改造應用。通過向系統中接種活性污泥，以低濃度市政污水為基質，探究AGS的形成過程及其形貌和結構特性，并通過監測中試系統對NH4+-N和TN的去除效果，再結合微生物群落結構角度以探索系統的脫氮機理，以期為連續流AGS這一綠色低碳處理工藝的應用推廣提供參考。
1、材料與方法
1.1 中試系統及運行方法
中試系統位于河北省某市政污水處理廠原厭氧池，日處理量為3000m3。該廠出水標準由《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB18918-2002)一級A改為執行地方標準，其中COD、NH4+-N和TP的排放濃度限值分別由50、5(8)和0.5mg·L−1降為40、2.0(3.5)和0.4mg·L−1，SS、BOD5和TN不變。根據該廠2019年的運行數據，提標后現有工藝出水NH4+-N和TN存在超標風險。
中試系統由原厭氧池改造而來(圖1)，該系統分為I和II兩個系列，均由微氧池、好氧池及置于好氧池內部、基于三相分離器的沉淀分離裝置組成。系列I：微氧池11.0m×6.0m×6.5m，好氧池13.5m×6.0m×3.8m，好氧池內沉淀分離裝置13.5m×6.0m×1.0m；系列II：微氧池13.8.0m×6.0m×6.5m，好氧池13.5m×6.0m×3.8m，好氧池內沉淀分離裝置13.5m×6.0m×1.0m。進水流量、污泥回流量、剩余污泥外排量及曝氣量均采用變頻控制器控制。污泥質量濃度保持在4~7g·L−1，采用氣提回流控制污泥回流比約200%，每日排泥控制污泥齡26~30d，調整曝氣量使得微氧池溶解氧(DO)為0.2~0.5mg·L−1，好氧池DO為1.0~3.0mg·L−1。與傳統活性污泥工藝相比，中試系統有如下特點：1)未設缺氧池，前置的反應器為微氧池，旨在通過控制微量曝氣以充分利用原水中的碳源實現同步硝化反硝化脫氮；2)通過好氧池內置的沉淀分離裝置完成固-液-氣三相分離，省去二沉池，減少占地面積，同時內、外回流合二為一，可降低運行能耗。
圖1中試裝置流程示意圖
1.2 原水水質及接種污泥
中試系統進水為該污水處理廠旋流沉砂池出水，其水質指標如下：COD(236.5±51.6)mg·L−1，NH4+-N(57.3±14.6)mg·L−1，TN(67.2±14.7)mg·L−1，TP(6.0±1.7)mg·L−1。原水C/N僅為3.6，生物脫氮碳源不足，故在微氧池定量投加乙酸鈉作為外加碳源。這使得實際進水COD為(328.1±73.6)mg·L−1，C/N為4.9。
中試系統接種該廠生化池活性污泥，其混合液懸浮固體濃度(MLSS)為4.2g·L−1，揮發性懸浮固體濃度(MLVSS)為1.9g·L−1，污泥指數(SVI30)為59.4mL·g−1，粒徑分布(D50)為28.9μm，是典型的絮狀活性污泥。
1.3 分析與檢測方法
中試系統于2021年1月24日完成改造和接種工作，進出水采樣時間為4月21日至7月5日。這段時間中試系統處于穩定運行狀態，出水水質足以評估中試系統的污染物去除效果。采用納氏分光光度法測定進出水NH4+-N；采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定TN；DO和pH采用便攜式測定儀(HACH，HQ30d，美國)測定。
采用激光粒度儀(Beckman，LS13320，美國)測定接種污泥的粒徑分布，并于7月13日和9月13日在中試系統中進行采樣。采用數碼相機觀察AGS的宏觀形態，通過掃描電子顯微鏡(SEM)觀察AGS的微觀結構及微生物形態。SEM樣品制備過程：用4%戊二醛固定；再用去離子水多次浸泡沖洗；經50%、70%、85%、95%、100%乙醇梯度脫水；臨界點干燥、粘樣、鍍膜觀察。通過流變儀(AatonPaarPhysicaMCR301，奧地利)測定動態粘彈性。并分析了中試AGS與接種污泥的流變特性差異。具體步驟如下：采用平板-平板測量系統，平板直徑50mm，用一次性滴管滴加樣品，刮除平板外多余樣品后，在固定角頻率5rad·s−1、溫度25℃條件下測定。此外，為探究AGS中微生物群落結構的變化，使用孔徑0.2mm的篩網收集中試中粒徑<0.2mm(命名為F)和>0.2mm(命名為G)及接種污泥樣品(命名為AS)委托上海美吉生物醫藥科技有限公司進行16SrRNA高通量測序及種群分析。
2、結果與討論
2.1 污泥形態與粒徑變化
圖2(a)表明，在宏觀上中試系統好氧池中的原始污泥與接種污泥幾乎沒有差別，但中試系統中的污泥經孔徑為0.2mm的篩網篩分后可得到粒徑較大的AGS，采用數碼相機和SEM觀察AGS的形貌，結果如圖2(b)~(d)所示。中試系統篩分得到的AGS輪廓清晰、緊致飽滿，為形狀規則的球形和橢球形。SEM圖像表明AGS微觀上主要由球狀菌緊密相連，表面有少量絲狀菌，這與文獻報道的實驗室培養AGS形貌非常相似。這表明中試系統在連續流模式下，接種絮狀活性污泥后使用實際低濃度低C/N的市政污水已成功培養出了AGS。
圖2顆粒污泥形貌
圖3為接種污泥及中試系統穩定運行過程中污泥粒徑分布的變化情況。粒徑分布曲線右移表明隨著中試系統的運行，污泥粒徑逐漸增大。接種污泥的D50為28.9μm。到了7月13日，中試系統中污泥D50為57.8μm；到了9月13日，D50進一步增大到90.1μm，較接種污泥粒徑增大了3.1倍。粒徑區間分布發現，接種污泥粒徑主要分布在<50μm，其占比高達76.8%，少量污泥粒徑分布在50~100μm，占比17.1%。但到7月13日，中試系統中污泥粒徑較均勻地分布到了<50μm、50~100μm及100~150μm，占比分別為42.2%、31.7%及20.3%。粒徑為150~200μm的污泥占比由初始的1.0%增至4.9%。到了9月13日，更是增加到10.3%。而粒徑>200μm的污泥占比由初始的0.9%增至9.4%，實現了數量級躍增。連續流模式下培養的AGS粒徑小于SBR中培養的AGS粒徑，這是由于連續流系統往往處于完全混合的狀態，反應器內的基質濃度與出水濃度相當，更低的基質濃度意味著更小的擴散內徑，從而限制了連續流中AGS的粒徑。此外，本研究中污泥的顆粒化比例(粒徑>200μm的污泥占比)低于文獻的報道值。這是由于中試系統中沒有設置污泥選擇壓，系統中形成的AGS與絮狀污泥一起作為剩余污泥被排出，不利于AGS的富集，從而導致顆粒化比例較低。
圖3顆粒污泥粒徑變化
2.2 污泥流變特性
接種污泥及中試系統培養的AGS的流變特性如圖4所示。通過動態應變掃描確定污泥的線性黏彈區，接種污泥和AGS的臨界應變點均在1%左右。當應變超過線性黏彈區后，儲能模量G´開始下降，這表明污泥樣品的結構開始被破壞。2份污泥樣品的G´均大于G´´，說明污泥樣品具有凝膠狀或固體狀的結構，可被稱為黏彈性固體。此外，由實驗數據可得到污泥樣品的屈服應力τy，即黏彈性極限處的剪切應力和流動應力τf，即樣品變形過程G´=G´´處的剪切應力。接種污泥和AGS的τy分別為2.2和37.3Pa，τf分別為7.9和390.3Pa。這說明中試系統培養的AGS機械強度遠高于接種的活性污泥。這主要是由于AGS中胞外多聚物(extracellularpolymericsubstance，EPS)的含量往往高于活性污泥，EPS將AGS中的微生物團聚在一起，從而使得AGS比絮狀污泥有更高的機械強度。
圖4污泥流變特性
2.3 污染物去除效果
中試系統處理水量情況如圖5(a)所示。除6月3日、6月14日和15日由于進水泵故障，其余時間中試系統處理量均略高于設計值，I、II系列平均日處理量分別為1454.9和1722.4m3·d−1。由圖5(b)可知，原水COD呈現出明顯的雨季降低的變化趨勢，在進入雨季前(4—5月)，原水COD穩定在(267.7±30.2)mg·L−1，而進入雨季(6—7月)后，平均COD降至(200.1±54.9)mg·L−1。這是由于盡管該廠收水區域的排水體制為分流制，但可能存在管網的錯接、混接等問題，導致雨季部分雨水進入污水管網，從而使得污水處理廠進水COD偏低。原水C/N為(3.6±0.6)，屬于典型的低C/N污水，生物脫氮難度大。因此，需要定量投加乙酸鈉作為碳源，而保證進水COD達到(328.1±73.6)mg·L−1，C/N達(4.9±0.6)。
圖5中試系統處理水量及進出水情況
中試系統對NH4+-N和TN的去除情況如圖5(c)和(d)所示。與進水COD類似，進水NH4+-N和TN在雨季呈現出明顯降低的趨勢。在進入雨季前，進水NH4+-N和TN分別為(68.5±4.5)mg·L−1和(78.2±4.5)mg·L−1；在進入雨季后，分別降為(45.9±14.7)mg·L−1和(55.6±15.7)mg·L−1。I系列和II系列出水NH4+-N分別為(1.3±1.1)mg·L−1和(1.0±0.8)mg·L−1，平均去除率分別為97.7%和98.2%。出水NH4+-N基本保持在2mg·L−1以下，滿足地方標準要求的2.0mg·L−1，達標時間占比分別為81.8%和93.5%。其中，I系列由于曝氣設備故障導致超標時間多于II系列。出水TN分別為(9.9±2.8)mg·L−1和(9.1±2.6)mg·L−1，平均去除率分別為84.8%和85.7%。出水TN基本保持在10mg·L−1左右，滿足地方標準要求的15.0mg·L−1，達標時間占比分別為94.8%和96.1%。此外，中試系統不僅獲得了良好的出水水質，而且由于二沉池耦合在好氧池內部，省去了二沉池，可減小占地面積，同時硝化液回流和污泥回流合二為一，能降低系統的運行能耗。
2.4 微生物群落結構分析
為探究中試系統中污泥微生物群落結構的變化，使用孔徑0.2mm的篩網收集粒徑<0.2mm(F)和>0.2mm(G)及接種污泥樣品(AS)進行高通量測序。如表1所示，Coverage指數均大于99%，表明測序的結果具有代表性。Alpha多樣性分析中的Simpson和Shannon指數均用于反映群落多樣性；Simpson指數越大說明群落多樣性越低；而Shannon值越大說明群落多樣性越高。中試系統中F和G的Simpson指數均大于AS的，而Shannon值則均小于AS的。這表明中試系統污泥群落多樣性減少，這可能與中試系統條件下能選擇性富集功能微生物有關。
微生物群落結構組成分析如圖6所示。在門水平上，AS、F和G中優勢菌群類似，均為Proteobacteria(34.45%、46.53%和50.51%)，Chloroflexi(17.36%，19.74%和16.58%)和Bacteroidota(15.03%，9.92%和13.00%)。這3類微生物在營養物的去除中具有重要作用，是污水處理中常見的微生物。除這3類優勢菌群外，其余菌群豐度也發生了較大變化，如Actinobacteriota在AS中的相對豐度為13.08%，但在F中為6.37%，在G僅為4.39%；類似的還有Patescibacteria，其在AS中的相對豐度為5.27%，但在F和G的相對豐度僅為1.56%和1.19%；而Firmicutes在AS中的相對豐度為3.11%，盡管在F中增加到了6.26%，但在G中僅為2.30%。這表明相比于接種污泥，中試系統中的污泥微生物群落結構發生了變化，而且粒徑<0.2mm的污泥與粒徑>0.2mm的污泥微生物群落結構也有顯著的差異。在屬水平上，接種污泥中的優勢屬為Methylophilaceae(6.10%)，Microtrichales(5.28%)，Methylotenera(4.81%)，Saprospiraceae(4.28%)和Saccharimonadales(4.30%)。而在中試系統中，Methylophilaceae和Methylotenera得到了顯著富集，F和G中的豐度分別為23.73%和6.34%，24.61%和7.16%，豐度和為AS的3倍以上。Methylophilaceae和Methylotenera普遍存在于自然環境中，包括淡水、土壤、污水等生態位，是一種兼性厭氧、以甲醇等為生長基質的甲基營養型細菌，因其能在有氧條件下進行反硝化而受到關注。中試系統由微氧池和好氧池組成，而沒有設置缺氧池，NH4+-N在微氧池或好氧池中被氧化，同時生成的NO2−-N/NO3−-N的也只能在微氧池或好氧池被還原成N2，這可能是中試系統大量富集好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera的原因。同時，異養菌Microtrichales和Saccharimonadales的豐度則顯著下降，由AS中的5.28%和4.30%分別降低至1.80%和1.11%，1.09%和0.57%，這可能與系統中有機物利用的途徑有關。
圖6門和屬水平下微生物群落結構圖
2.5 顆粒化及脫氮機理分析
新型微氧-好氧耦合沉淀一體式反應器構型對AGS的形成、系統脫氮性能及微生物群落結構變化有著重要影響。在好氧池內，底部曝氣和微氧池出水(即好氧池進水)產生推動力，使得好氧池內部混合液向上流動，與內置的三相分離器碰撞并實現固液氣三相分離。分離的氣體經三相分離器間的氣-液平面逸散到空氣中，液體經出水渠排出系統，而泥水混合液只能向下繼續流動，在好氧區與三相分離器間形成劇烈的內循環流動，為AGS的形成提供關鍵的驅動力-水力剪切力。水力剪切力在顆粒化初期能促進微生物的隨機運動，增加微生物間的有效碰撞，有利于形成初始可逆的微生物聚集體。誘導EPS的分泌可增強細胞表面的疏水性，增加聚集體的密度，從而進一步形成不可逆的微生物聚集體。在穩定階段，水力剪切力不斷剝離成熟AGS表面附著生長的絲狀菌，維持AGS的形貌和優勢地位。這與DAI等的發現類似，即由反應器內部縱向循環產生水力剪切力培養AGS的機理。此外，沉淀耦合在好氧池內部，省去了二沉池，可節省占地面積，同時將內、外回流合二為一，降低運行能耗。
在微氧池中，DO控制在0.2~0.5mgL−1，當微氧池COD為50~100mgL−1時，DO可滲透AGS外表層10~18µm處，故粒徑大于20~36µm的AGS內可形成外層好氧、內層缺氧/厭氧的分層結構。進水中的NH4+-N在外層好氧條件下被氧化成NOx−-N，生成的NOx−-N擴散至內層，在內層缺氧/厭氧的條件下發生反硝化，使得系統可在微氧池中完成生物脫氮。但這一脫氮途徑只存在于AGS形成后。在啟動初期，接種的絮狀污泥無法通過該途徑完成生物脫氮，系統脫氮性能較差；在啟動中期，隨著中試系統的運行，盡管AGS還未形成，但系統富集了大量的好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，能通過好氧反硝化途徑完成脫氮；而在AGS形成后的穩定運行階段，兩種脫氮途徑共同完成生物脫氮過程。此外，微氧池中的反硝化過程不僅能充分利用原水中的碳源，還能降低進入好氧池中的有機物濃度，創造微氧池豐盛-好氧池饑餓的運行條件，有利于AGS的長期穩定性。
3、結論
1)以低濃度市政污水為基質、接種活性污泥，在中試規模(3000m3d−1)的連續流運行模式下，可培養出長期穩定存在的AGS，平均粒徑由接種污泥的28.9μm增至90.1μm，其中粒徑>100μm的占47.8%，>200μm的占9.4%。
2)中試系統I、II系列出水NH4+-N分別為(1.3±1.1)mg·L−1和(1.0±0.8)mg·L−1，出水TN分別為(9.9±2.8)mg·L−1和(9.1±2.6)mg·L−1，系統具有良好的脫氮效果，能滿足該廠的提標改造要求。
3)中試系統大量富集了好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，好氧反硝化途徑可能在脫氮中起重要作用。微氧池中的反硝化過程能充分利用原水碳源，降低進水有機物濃度，有利于維持系統的穩定高效低碳運行。（來源：.清華大學環境學院，北京華益德環境科技有限責任公司）
