活性污泥法作為城市污水處理的主流技術，在全球范圍內得到了廣泛應用。然而，該工藝在處理效能和經濟性方面仍面臨諸多挑戰。特別是活性污泥沉降性能的不穩定性，直接影響到污水處理效果，并導致處理設施占地面積的增加。在處理低濃度污水時，絲狀菌的過度增殖往往導致污泥沉降性能惡化。好氧顆粒污泥（AGS）技術作為一種改善污泥沉降性和提高綜合處理性能的方法，越來越受到人們的關注。AGS密度較大且直徑一般大于200μm，具有優異的固液分離效果。AGS的使用增加了生物反應器中的生物量，減少了占地面積和運行成本，提高了營養物去除性能。在過去的20年中，AGS技術主要用于序批式反應器（SBR），但SBR處理水量有限，同時它需要定期從側流引入厭氧顆粒，如果缺少這一步驟，則短時間內很難形成顆粒污泥。傳統的污水處理廠（WWTPs）大多采用連續流工藝，因此采用好氧顆粒污泥改造連續流工藝（CAGS）不僅能提高處理能力，而且還能節約投資。
Liu等人對AAO工藝進行改造，采用雙沉淀池模式，75d后實現顆粒污泥完全造粒。余誠等人對缺氧池和好氧池進行改造，改良后的AAO工藝在30d后實現穩定造粒。雖然已經有研究者對CAGS進行了一些研究，但都對AAO工藝的設施進行了改造，同時顆粒污泥的造粒時間較長（30d以上）。針對以上問題，蘇南某污水處理廠采用成球劑進行污泥接種并加入生化池，在不對設施進行改造的前提下啟動AAO-AGS（ECAGS），考察在實際污水處理廠中培養長期穩定存在且能高效脫氮的AGS的可行性，以期為ECAGS在工程上的應用提供理論和實踐依據。
1、材料與方法
1.1 污水廠概況
該污水處理廠采用AAO工藝，主要處理生活污水，生化池進水量為2100m3/h，內回流量為6480m3/h，外回流量為1800m3/h，內回流比約為300%，外回流比約為85%。生化處理單元采用加蓋處理，因此全年水溫都能保持在20℃以上。厭氧區、缺氧區和好氧區的水力停留時間（HRT）分別為3、6和10.2h，總水力停留時間為19.2h。生化處理單元主要去除COD、TN和TP等物質，后續深度處理單元（如混凝和超濾）進一步去除TP和SS，出水執行《太湖地區城鎮污水處理廠及重點工業行業主要水污染物排放限值》（DB32/T1072—2018）標準，設計進出水水質見表1。
1.2 ECAGS系統
生產性試驗在2023年8月—2024年3月進行，持續244d。該技術的應用建立在不改變廠區現有工藝路線、不改造構筑物和設備的基礎之上。工藝流程如圖1所示，在廠內剩余污泥排放管路上外接管路至整套裝置，篩選污泥后按一定比例（按生產工藝需求調控）回流至生化池及外排至污泥濃縮池。
在生化池及污泥回流泵房之間布置了一套“污泥活性倍增”一體化撬裝裝置（5m加高集裝箱，2臺，定制），其包括剩余污泥過濾器（Q=200m3/h，1臺）、剩余污泥除砂器（Q=200m3/h，1臺）、顆粒污泥篩分系統（Q=40m3/h，4臺，定制）、成球劑投加系統（1臺，定制）、顆粒污泥孵化器（1臺，定制）、顆粒污泥篩分反洗系統（2臺，定制）、剩余污泥提升泵（Q=80m3/h，H=32m，N=18.5kW，2臺，變頻）、顆粒污泥回流泵（Q=37.5m3/h，H=15m，N=11kW，1用1備，變頻）等。
從剩余污泥管路中延伸出一個支管至一體化裝置，先經過濾裝置（過濾器和除砂器）去除雜物，防止對后續設備造成污堵，同時還能提高污泥處理效率并降低運行成本。在顆粒污泥篩分系統（圖1中的4個罐體），先根據沉降速率的不同篩分出大顆粒污泥，然后通過旋流分離器將固體顆粒與液體分離，提高污泥固體濃度。當顆粒污泥在ECAGS系統中循環后，篩分系統根據密度差和水力旋流作用將未成型的成球劑進行有效回收，與篩分出的污泥一起進入污泥接種設施，提高成球劑利用率。罐體內置的旋流分離反洗器定期反洗，可清除旋流分離器內積累的固體顆粒和雜質，防止堵塞。顆粒污泥篩分系統將篩分出的輕質污泥排出，其余進入顆粒污泥孵化器。成球劑投加系統（包括儲存系統、輸送系統及投加計量系統）向顆粒污泥孵化器內投加成球劑，誘導顆粒污泥形成，隨后將顆粒化的污泥加入好氧池前段。其中，顆粒污泥孵化器為關鍵部分，顆粒污泥在此處完成初步造粒過程。但其他部分的存在提高了污泥造粒的成功率和穩定性，因此每部分都不可或缺。
1.3 分析項目與檢測方法
COD：重鉻酸鉀消解法，TN：堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法，TP：鉬酸鹽分光光度法，AGS粒徑分布：Mastersizer3000激光粒度儀，AGS微觀結構和形態：Sigma500掃描電鏡。
2、結果與分析
2.1 運行效果
為了避免后續深度處理單元對水質的影響，選擇生化末端出水（ECAGS出水）進行分析。在2023年8月—2024年3月共244d的運行中，雖然進水水質出現過波動，但ECAGS系統對COD、TN、TP的去除效果保持穩定，平均去除率分別為88.4%、81.2%和93.4%，這表明該系統有很強的抗水質沖擊能力（見圖2）。在類似CAGS工藝中，受制于系統啟動初期無法穩定形成AGS，污泥濃度較低導致系統對污染物的去除效果較差。余誠等人發現CAGS在30d后才實現穩定造粒。但ECAGS得益于前期利用成球劑完成污泥接種過程，一般在3d內可實現初步造粒，14d內便可實現完全造粒過程。為了不影響原有的生產運行，ECAGS工藝在AAO工藝基礎上直接進行改造。因此運行的前14d，出水COD、TN和TP濃度分別為40、10.7和0.25mg/L，略高于全周期平均值。14d后出水水質保持穩定，全周期出水COD、TN和TP平均濃度分別為39、9.7和0.23mg/L，達標時間占比達到100%，這表明ECAGS成功啟動。
進入穩定期后進水水質也會經歷較大波動，但這與進水量無關（秋冬季降雨較為穩定），這一般歸因于外部管網改造和部分點位有違規排放現象。在這一階段（15~244d），出水COD、TN和TP濃度分別為38.8、9.6和0.23mg/L，且波動很小。這可能是因為ECAGS的穩定運行，提高了污泥粒徑和AGS占比，而這種變化進一步提高了系統的污染物去除性能。改造前同時期出水COD、TN和TP濃度分別為40.2、10.2和0.24mg/L，改造后分別下降了3%、5%和4%。由此可見，改造后出水污染物濃度降低且穩定，即經過ECAGS系統改造后，提高了污水廠的運行效果。
2.2 AGS特性
在ECAGS系統運行7d后，觀測到了顆粒污泥的形成，而顆粒化的初步跡象或許出現得更早。Han等人在使用磁鐵礦作為成球劑培養AGS時，同樣發現污泥顆粒化現象在AGS穩定造粒前已經出現，這種現象歸因于生化系統中較高的污泥濃度，導致通過肉眼難以及時辨識顆粒化的具體進程。采用孔徑為0.2mm的篩網對系統內污泥進行篩選，成功獲取了輪廓分明的AGS，其比傳統絮狀污泥更大、更緊實，污泥層更清晰，界限分明。利用數碼攝影技術和掃描電鏡對篩選所得AGS進行觀察，結果見圖3。在微觀層面上，AGS展現出緊密的結構特征，主要由球菌和桿菌構成，這一結果與已有文獻中關于AGS形態結構的描述高度吻合，有力地證明了本系統已成功培育出AGS。此外，還清晰可見眾多孔隙結構，這些孔隙很可能扮演著傳輸底物和氧氣的關鍵通道角色。
圖4反映了AGS沉降性能和粒徑分布隨時間的變化。ECAGS啟動之初AGS穩定性較差且占比較少，此時污泥沉降性能較差，SVI5/SVI30在1.2~1.5之間，隨著系統的穩定SVI5/SVI30逐漸降低（1~1.2）。ECAGS系統中SVI5/SVI30始終略高于1，其原因可能為：①選擇壓力裝置中部分小顆粒污泥未被完全篩除并進入ECAGS系統；②絲狀菌的過度繁殖可能導致部分污泥膨脹；③AGS的占比不高，大量絮狀污泥的存在影響了沉降性。
由圖4（b）可知，隨著ECAGS的運行，粒徑分布曲線明顯右移，這表明污泥粒徑在不斷增大。接種后污泥（進入生化池前）平均粒徑為74μm，而普通市政污泥的粒徑一般不超過50μm，這種較大的粒徑歸因于前端壓力選擇器對于優質污泥的篩選。將接種后的污泥加入生化池10d后，污泥粒徑顯著增加到131μm，隨著ECAGS的持續運行，污泥粒徑進一步增大，14d后污泥平均粒徑增加到186μm，粒徑>200μm的AGS占比增加到34.6%。之后粒徑分布趨于穩定，運行244d后（2024年3月31日），平均粒徑維持在174μm，且粒徑超過200μm的AGS比例依然高達31.5%。在長期監控過程中，未觀察到污泥沉降性能退化或AGS占比大幅度減少的跡象，這證實了該系統長時間運行的穩定性。
2.3 AGS形成機理
ECAGS的造粒過程主要分為兩個階段：①反應器內加入成球劑完成污泥接種；②接種后的污泥受水力剪切力影響發生團聚造粒。根據晶核理論，在AGS造粒過程中添加的載體（成球劑）能充當細胞初始附著的細胞核，從而使微生物的附著速度和污泥造粒速度更快。類氧化硅物質化學穩定性好，環境安全性高，在反應過程中能夠自然分解，且不會引起免疫反應和異物反應。基于以上特點類氧化硅物質被廣泛用作AGS的成球劑。ECAGS通過過濾裝置（剩余污泥除砂器和過濾器）和氣固液三相高效顆粒污泥篩分系統去除雜質及輕質污泥，大顆粒絮狀污泥進入顆粒污泥孵化器中并投加成球劑。此時成球劑表面的羥基基團通過范德華力與污泥中的膠體顆粒、有機物等發生吸附作用，形成穩定的吸附層。而羥基在吸附過程中還會通過架橋作用相互連接，促進AGS產生。初期的AGS粒徑通常較小，污泥層僅薄薄地覆蓋在成球劑表面，這是由于微生物聚集尚未完全成熟。同時微生物尚未完全適應聚集生活，EPS的分泌量相對較少。EPS在污泥顆粒的形成和穩定過程中起著關鍵作用，但其初期含量較低也導致污泥顆粒的穩定性較差。
AGS的完全造粒過程通過好氧池內水力剪切力實現。接種后的剩余污泥回流到連續流活性污泥工藝中的好氧區前端，經過10~15d的馴化，生化系統內將形成一定比例的AGS，并與傳統的絮狀污泥共生。底部曝氣設備通過向水體中注入氣體，形成氣泡并上升。同時好氧池的進水按一定流速注入好氧池底部，與底部曝氣共同作用，形成混合推動力。這股力量驅動水流撞擊好氧池的內部廊道，隨后水流被廊道反射并向四周擴散。在此過程中，氣體穿越池壁間的氣液界面釋放至大氣，而混合液則被迫向下流動，從而在好氧池內構建起穩定的內循環流場。在該循環機制的驅動下，污泥接種后產生的小型聚集體作為AGS的前體，持續吸附微生物于其表面進行生長與增殖，同時在剪切力的作用下，水體中的微生物通過互相接觸碰撞并逐漸聚集。污泥表面的EPS受外力刺激會加速分泌，進而增強團聚效應。隨著AGS的持續生長，受氧氣與基質傳輸限制，其內部可能形成基質匱乏的厭氧區域，導致AGS解體。解體后的碎片可再次作為AGS形成的前體，參與到新一輪的顆粒化過程中。在ECAGS內全部剩余污泥通過旋流分離系統進行顆粒污泥和絮狀污泥的有效分離，顆粒污泥持續回流到生化系統內，絮狀污泥則被排放至污泥濃縮池或污泥儲池進行脫水處理。由于好氧池內部循環的持續作用，污泥顆粒化展現為一個動態平衡過程，這解釋了AGS在系統內長期保持穩定且粒徑與顆粒化比例趨于恒定的原因。此外，相較于傳統活性污泥工藝采用離心或軸流泵進行污泥回流，后續采用氣體回流技術能夠有效避免AGS的機械性破碎，從而更有利于AGS的長期穩定維持。
2.4 經濟性分析
2.4.1 污泥減量效果
ECAGS的應用實現了污泥原位減量。具體而言，在該技術應用前（2022年8月—2023年3月），平均表觀產泥率為0.61kgSS/kgCOD；而自該技術投入生產性應用后（2023年8月—2024年3月），平均表觀產泥率降至0.54kgSS/kgCOD，降幅達11.32%。經初步核算，污水廠一年可節省污泥處置費用約87萬元。上述數據基于廠內水質、水量數據進行評估，考慮到自然環境變化（季節性水溫變化、降雨量波動）及人為操作（如設備維護、工藝調整）等因素可能帶來的干擾，后續還需進一步跟蹤監測。同時，萬噸水絕干污泥量也呈減少趨勢，從1.70t降低至1.55t，降低約8.82%。萬噸水COD、BOD、SS削減總量均呈上升趨勢，由2.77、1.13、1.32t增加至2.86、1.20、1.58t，分別提高了0.09、0.07、0.26t。
為了從多個角度驗證污泥減量效果，根據城鎮污水處理廠剩余污泥量公式對理論產泥量進行了計算。結果顯示，采用該技術后，實際產泥量與理論產泥量之間的差異顯著擴大（見表2）。這一趨勢不僅直觀反映了實際產泥量的明顯減少，進一步驗證了ECAGS技術在降低產泥量方面的高效性。
2.4.2 藥耗、能耗分析
ECAGS技術的污泥減量化效果顯著，同時其在降低能耗和藥劑消耗方面也具有明顯優勢。該技術通過增強生化系統對污染物的去除能力，使污水處理廠在確保出水水質達標的前提下，能夠有效降低運行成本。具體而言，采用ECAGS工藝實施改造后，能耗從0.29kW·h/m³降至0.18kW·h/m³，降低了37.9%；碳源（乙酸）和聚合硫酸鐵的投量分別從0.035、0.037kg/m³下降至0.024、0.023kg/m³，分別節省了31.4%和37.8%，全年節約藥劑費用近22萬元；同時，因為污泥減量，每年可以節省污泥處理費約87萬元。綜上所述，每年合計節省費用約109萬元。該系統的總投資約為220萬元（包含硬件設備、軟件系統等費用），年運行費用約為28萬元（包括電費約18萬元和年度服務費約10萬元），因此，采用該技術后預計可在3年內實現投資回收，展現出良好的經濟效益和應用前景。
3、結論
①采用基于成球劑和外置污泥篩分系統的連續流好氧顆粒污泥工藝（ECAGS）成功實現對蘇南某污水處理廠的AAO工藝改造，該技術不改變廠區現有工藝路線，具有良好的普適性。
②ECAGS啟動兩周可觀察到AGS形成現象，污泥平均粒徑為186μm，粒徑>200μm的AGS占比可達到34.6%。
③相比于傳統的AAO工藝，經過改造后的ECAGS系統不僅提高了對污染物的去除能力，還可以有效降低污水處理廠的能耗和藥耗，降低了運行成本。
④ECAGS系統能顯著降低污泥產量，平均表觀產泥率為0.54kgSS/kgCOD，與改造前相比降幅達11.32%。（來源：蘇州高鐵蘇水水務有限公司，蘇州城市建設投資發展集團有限公司）
