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基于河北省某污水處理廠原厭氧池構(gòu)建了中試規(guī)模3000m3·d-1(I、II系列)的微氧-好氧耦合沉淀一體式反應(yīng)器，以低濃度市政污水為基質(zhì)、接種活性污泥，成功在連續(xù)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(jié)構(gòu)特性、污染物去除性能及微生物群落結(jié)構(gòu)變化。結(jié)果表明：中試系統(tǒng)形成的顆粒污泥輪廓清晰、呈規(guī)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(tǒng)培養(yǎng)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(tǒng)具有良好的脫氮效果。此外，高通量測序結(jié)果表明中試系統(tǒng)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(xù)流好氧污泥工藝的升級改造，以及在現(xiàn)有污水處理廠工藝基礎(chǔ)上發(fā)展高效低碳的連續(xù)流AGS工藝提供參考。

“雙碳”背景下，綠色低碳的污水處理技術(shù)成為發(fā)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(yōu)點，而相比于傳統(tǒng)活性污泥工藝，AGS能節(jié)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(shù)符合當前減污降碳的發(fā)展目標，具有一定應(yīng)用前景。世界范圍內(nèi)已有80余座污水處理廠在序批式反應(yīng)器(sequencingbatchreactor，SBR)中成功應(yīng)用了AGS技術(shù)，但在連續(xù)流反應(yīng)器中成功應(yīng)用AGS技術(shù)的僅10余座，連續(xù)流AGS的推廣應(yīng)用還未取得實質(zhì)性的突破。盡管SBR更易于培養(yǎng)AGS，但存在處理量小、設(shè)備使用率低等缺陷。而連續(xù)流是現(xiàn)有污水處理廠的主要運行模式，故連續(xù)流AGS的培養(yǎng)備受關(guān)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?；年P(guān)鍵影響因素。但連續(xù)流的培養(yǎng)環(huán)境與SBR截然不同，這些關(guān)鍵影響因素更難實現(xiàn)。SUN等采用系列串聯(lián)的完全混合反應(yīng)器組成整體推流的連續(xù)流系統(tǒng)，同時沉淀池采用1min進水→4min靜態(tài)沉淀→1min排水的間歇運行模式，創(chuàng)造基于沉降速度的選擇壓，研究了豐盛-饑餓條件對連續(xù)流AGS形成的必要性。LIU等應(yīng)用雙區(qū)沉淀池，通過調(diào)整沉淀區(qū)上方擋板的高度設(shè)置污泥選擇壓，在AAO系統(tǒng)中培養(yǎng)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(xù)流AGS培養(yǎng)中的必要性和可行性，但沉淀池的運行策略仍較復(fù)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(yīng)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(yīng)器，與現(xiàn)有污水處理廠的平鋪式構(gòu)筑物不兼容，開發(fā)的培養(yǎng)策略難以直接應(yīng)用。再加上現(xiàn)有研究多為接種成熟AGS的小試實驗，缺乏直接在連續(xù)流模式下培養(yǎng)AGS的更大尺度研究。

基于此，本團隊提出一種新型的連續(xù)流AGS反應(yīng)器，將三相分離器與傳統(tǒng)活性污泥工藝組合，構(gòu)成反應(yīng)耦合沉淀一體式的反應(yīng)器，以中試尺度在現(xiàn)有污水處理廠進行改造應(yīng)用。通過向系統(tǒng)中接種活性污泥，以低濃度市政污水為基質(zhì)，探究AGS的形成過程及其形貌和結(jié)構(gòu)特性，并通過監(jiān)測中試系統(tǒng)對NH4+-N和TN的去除效果，再結(jié)合微生物群落結(jié)構(gòu)角度以探索系統(tǒng)的脫氮機理，以期為連續(xù)流AGS這一綠色低碳處理工藝的應(yīng)用推廣提供參考。

1、材料與方法

1.1 中試系統(tǒng)及運行方法

中試系統(tǒng)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(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB18918-2002)一級A改為執(zhí)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(jù)該廠2019年的運行數(shù)據(jù)，提標后現(xiàn)有工藝出水NH4+-N和TN存在超標風險。

中試系統(tǒng)由原厭氧池改造而來(圖1)，該系統(tǒng)分為I和II兩個系列，均由微氧池、好氧池及置于好氧池內(nèi)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(nèi)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(nèi)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(zhì)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(diào)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(tǒng)活性污泥工藝相比，中試系統(tǒng)有如下特點：1)未設(shè)缺氧池，前置的反應(yīng)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(xiàn)同步硝化反硝化脫氮；2)通過好氧池內(nèi)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(nèi)、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(zhì)及接種污泥

中試系統(tǒng)進水為該污水處理廠旋流沉砂池出水，其水質(zhì)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(tǒng)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(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)為1.9g·L?1，污泥指數(shù)(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(tǒng)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(tǒng)處于穩(wěn)定運行狀態(tài)，出水水質(zhì)足以評估中試系統(tǒng)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(tǒng)中進行采樣。采用數(shù)碼相機觀察AGS的宏觀形態(tài)，通過掃描電子顯微鏡(SEM)觀察AGS的微觀結(jié)構(gòu)及微生物形態(tài)。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(jīng)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(tài)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(tǒng)，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(jié)構(gòu)的變化，使用孔徑0.2mm的篩網(wǎng)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(yī)藥科技有限公司進行16SrRNA高通量測序及種群分析。

2、結(jié)果與討論

2.1 污泥形態(tài)與粒徑變化

圖2(a)表明，在宏觀上中試系統(tǒng)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(tǒng)中的污泥經(jīng)孔徑為0.2mm的篩網(wǎng)篩分后可得到粒徑較大的AGS，采用數(shù)碼相機和SEM觀察AGS的形貌，結(jié)果如圖2(b)~(d)所示。中試系統(tǒng)篩分得到的AGS輪廓清晰、緊致飽滿，為形狀規(guī)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(yǎng)AGS形貌非常相似。這表明中試系統(tǒng)在連續(xù)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(yǎng)出了AGS。

圖2顆粒污泥形貌

圖3為接種污泥及中試系統(tǒng)穩(wěn)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(tǒng)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(tǒng)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(qū)間分布發(fā)現(xiàn)，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(tǒng)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(xiàn)了數(shù)量級躍增。連續(xù)流模式下培養(yǎng)的AGS粒徑小于SBR中培養(yǎng)的AGS粒徑，這是由于連續(xù)流系統(tǒng)往往處于完全混合的狀態(tài)，反應(yīng)器內(nèi)的基質(zhì)濃度與出水濃度相當，更低的基質(zhì)濃度意味著更小的擴散內(nèi)徑，從而限制了連續(xù)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(tǒng)中沒有設(shè)置污泥選擇壓，系統(tǒng)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(dǎo)致顆?；壤^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(tǒng)培養(yǎng)的AGS的流變特性如圖4所示。通過動態(tài)應(yīng)變掃描確定污泥的線性黏彈區(qū)，接種污泥和AGS的臨界應(yīng)變點均在1%左右。當應(yīng)變超過線性黏彈區(qū)后，儲能模量G′開始下降，這表明污泥樣品的結(jié)構(gòu)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(jié)構(gòu)，可被稱為黏彈性固體。此外，由實驗數(shù)據(jù)可得到污泥樣品的屈服應(yīng)力τy，即黏彈性極限處的剪切應(yīng)力和流動應(yīng)力τf，即樣品變形過程G′=G′′處的剪切應(yīng)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(tǒng)培養(yǎng)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(tǒng)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(tǒng)處理量均略高于設(shè)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(xiàn)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(wěn)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(qū)域的排水體制為分流制，但可能存在管網(wǎng)的錯接、混接等問題，導(dǎo)致雨季部分雨水進入污水管網(wǎng)，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(tǒng)處理水量及進出水情況

中試系統(tǒng)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(xiàn)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(shè)備故障導(dǎo)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(tǒng)不僅獲得了良好的出水水質(zhì)，而且由于二沉池耦合在好氧池內(nèi)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(tǒng)的運行能耗。

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

為探究中試系統(tǒng)中污泥微生物群落結(jié)構(gòu)的變化，使用孔徑0.2mm的篩網(wǎng)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(shù)均大于99%，表明測序的結(jié)果具有代表性。Alpha多樣性分析中的Simpson和Shannon指數(shù)均用于反映群落多樣性；Simpson指數(shù)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(tǒng)中F和G的Simpson指數(shù)均大于AS的，而Shannon值則均小于AS的。這表明中試系統(tǒng)污泥群落多樣性減少，這可能與中試系統(tǒng)條件下能選擇性富集功能微生物有關(guān)。

微生物群落結(jié)構(gòu)組成分析如圖6所示。在門水平上，AS、F和G中優(yōu)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(yǎng)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(yōu)勢菌群外，其余菌群豐度也發(fā)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(tǒng)中的污泥微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)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(jié)構(gòu)也有顯著的差異。在屬水平上，接種污泥中的優(yōu)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(tǒng)中，Methylophilaceae和Methylotenera得到了顯著富集，F(xiàn)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(huán)境中，包括淡水、土壤、污水等生態(tài)位，是一種兼性厭氧、以甲醇等為生長基質(zhì)的甲基營養(yǎng)型細菌，因其能在有氧條件下進行反硝化而受到關(guān)注。中試系統(tǒng)由微氧池和好氧池組成，而沒有設(shè)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(tǒng)大量富集好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera的原因。同時，異養(yǎng)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(tǒng)中有機物利用的途徑有關(guān)。

圖6門和屬水平下微生物群落結(jié)構(gòu)圖

2.5 顆?；懊摰獧C理分析

新型微氧-好氧耦合沉淀一體式反應(yīng)器構(gòu)型對AGS的形成、系統(tǒng)脫氮性能及微生物群落結(jié)構(gòu)變化有著重要影響。在好氧池內(nèi)，底部曝氣和微氧池出水(即好氧池進水)產(chǎn)生推動力，使得好氧池內(nèi)部混合液向上流動，與內(nèi)置的三相分離器碰撞并實現(xiàn)固液氣三相分離。分離的氣體經(jīng)三相分離器間的氣-液平面逸散到空氣中，液體經(jīng)出水渠排出系統(tǒng)，而泥水混合液只能向下繼續(xù)流動，在好氧區(qū)與三相分離器間形成劇烈的內(nèi)循環(huán)流動，為AGS的形成提供關(guān)鍵的驅(qū)動力-水力剪切力。水力剪切力在顆?；跗谀艽龠M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(dǎo)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(wěn)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(yōu)勢地位。這與DAI等的發(fā)現(xiàn)類似，即由反應(yīng)器內(nèi)部縱向循環(huán)產(chǎn)生水力剪切力培養(yǎng)AGS的機理。此外，沉淀耦合在好氧池內(nèi)部，省去了二沉池，可節(jié)省占地面積，同時將內(nèi)、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(nèi)可形成外層好氧、內(nèi)層缺氧/厭氧的分層結(jié)構(gòu)。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(nèi)層，在內(nèi)層缺氧/厭氧的條件下發(fā)生反硝化，使得系統(tǒng)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(tǒng)脫氮性能較差；在啟動中期，隨著中試系統(tǒng)的運行，盡管AGS還未形成，但系統(tǒng)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(wěn)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(chuàng)造微氧池豐盛-好氧池饑餓的運行條件，有利于AGS的長期穩(wěn)定性。

3、結(jié)論

1)以低濃度市政污水為基質(zhì)、接種活性污泥，在中試規(guī)模(3000m3d?1)的連續(xù)流運行模式下，可培養(yǎng)出長期穩(wěn)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(tǒng)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(tǒng)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(tǒng)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(tǒng)的穩(wěn)定高效低碳運行。