我国农村分散型污水处理设施与设备性能评估体系的建立

齐嵘; 周文理; 郭雪松; 陈梅雪; 严岩; 刘俊新; 杨敏; 李朋

doi:10.12030/j.cjee.202001109

我国农村分散型污水处理设施与设备性能评估体系的建立

1.
中国科学院生态环境研究中心，环境水质学国家重点实验室，北京 100085
2.
住房和城乡建设部村镇建设司，北京 100835
3.
中国科学院生态环境研究中心，水污染控制实验室，北京 100085
4.
中国科学院生态环境研究中心，城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085
5.
信开水环境投资有限公司，北京 101199

作者简介: 齐嵘(1975—)，男，博士，助理研究员。研究方向：污水生物处理。E-mail：qirong@rcees.ac.cn

通讯作者: 刘俊新(1957—)，男，博士，研究员。研究方向：污水生物处理。E-mail：jxliu@rcees.ac.cn;

基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07102004-002)；国家重点研发计划(2016YFC0400804)
中图分类号: X703

Establishment of the assessment system of Chinese decentralized wastewater treatment facilities and equipment

1.
State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
2.
Department of Village Construction, Ministry of Housing and Urban-Rural Development of the People’s Republic of China, Beijing 100835, China
3.
Laboratory of Water Pollution Control, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
4.
State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
5.
China Water Environment Group Limited, Beijing 101199, China

Corresponding author: LIU Junxin, jxliu@rcees.ac.cn ;

摘要: 我国农村分散型污水处理设施与设备正处于向正规化和可持续化转变的关键阶段。如何构建具有我国特色的农村分散型污水处理设施与设备的完整评估体系，真实提供科学评估后的处理效率，从而切实提高真正具有长期稳定运行能力的适用技术与设备的应用比率，这是我国当前农村分散型污水处理中亟需解决的关键问题。通过对欧、美、日等发达国家(地区)分散型污水处理设施与设备性能评估体系的系统剖析发现，这些国家在构建相关上位法律的基础上，建立标准化的评估流程与多样化的性能评估内容是评估体系能够真正发挥作用的重要保证。我国未来的评估体系应首先考虑建立合格的独立第三方评估主体，保证认证过程的公正性与评估结果的公平性；其次，认证内容方面则应坚持多元化的性能认证，引导未来分散型污水处理“因地制宜”的发展趋势；第三，提倡在标准进水及变化条件下对多类污染物的去除效率评价，体现设施运维的操作便利性，为未来可能的工艺组合中提供准确的污染物单元削减能力。我国的分散型污水处理设施与设备的评估体系的建立将为当前各项繁杂技术的比对提供统一客观依据，进一步地规范污水处理技术与设施设备的市场化选择运行，有效推广低成本、低能耗、易维护、高效率污水处理技术的实际应用，从而为农村人居环境改善中“梯次推进农村生活污水治理”的目标奠定坚实的技术评价基础。
- 农村污水处理设施 /
- 分散型污水 /
- 评估体系 /
- 独立第三方评估主体 /
- 国际经验
Abstract: Decentralized wastewater treatment facilities and equipment are at a critical stage of the transition to formalization and sustainability. How to build an entire evaluation system for these decentralized wastewater treatment facilities and equipment with Chinese essential characteristics, and genuinely provide the treatment efficiency after scientific evaluation, to indeed increase the application rate of applicable technologies and equipment with long-term stable operation capability, is a critical issue that needs to be urgently addressed in the current decentralized wastewater treatment. A systematic analysis of the performance evaluation systems of decentralized wastewater treatment facilities and equipment in developed countries such as Europe, the United States, and Japan found that the establishment of standardized evaluation processes and diversified performance evaluation content based on relevant overarching laws in these countries is an essential guarantee for the evaluation system to carry out function. The Chinese evaluation system should focus on establishing independent third-party assessment body, ensuring the impartiality of the certification process and the fairness of the evaluation results. The certification content should emphasize the diversified performance certification to guide the future development trend of ‘adaptation to local conditions’ for decentralized wastewater treatment. At the same time, the evaluation on the removal efficiencies of various types of pollutants under standard influent and changing conditions was advocated, which can reflect the operational convenience of facility operation and maintenance, and provide accurate pollutant reduction capacity per unit in possible future process combinations. The establishment of Chinese decentralized wastewater treatment facilities and equipment evaluation system will provide a unified and objective basis for the comparison of various complicated technologies, further regulate the market selection and operation of sewage treatment technologies, facilities and equipment, effectively promote the practical application of low-cost, low-energy, easy-to-maintain and high-efficiency sewage treatment technologies, and lay a solid technical evaluation basis for the goal of “gradually pushing the rural domestic sewage treatment forward” in the improvement of the rural human environment.
- rural wastewater treatment facilities /
- decentralized wastewater /
- facilities assessment system /
- independent third-party assessment body /
- international experience

厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, Anammox)可以代替传统硝化反硝化工艺去除污水中的氮，具有能耗低、产泥量少、无需外加碳源和运行成本低等优势^[1]，被认为是最有前途的生物脱氮工艺之一。由于厌氧氨氧化生长缓慢，倍增时间长，工程上采用生物膜^[2]或颗粒污泥^[3]形态持留厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation bacteria, AnAOB)，以保证系统稳定运行。目前，厌氧氨氧化工艺已成功应用于污泥厌氧消化上清液^[4]等高浓度氨氮污水处理中。由于城市污水具有氨氮浓度低、温度低等特点，限制了厌氧氨氧化的主流应用^[5]。为提高AnAOB活性，通常采用投加FeS^[6]、Fe(Ⅲ)^[7]、纳米零价铁(nZVI)^[8]、羟胺(NH₂OH)^[9]、肼(N₂H₄)^[10]、石墨烯^[11]以及生物炭^[12]等辅助材料。其中，N₂H₄作为厌氧氨氧化代谢中间产物受到广泛关注。N₂H₄可以通过抑制其他细菌生长，降低与AnAOB对底物的竞争，同时为AnAOB的生长提供额外能量，减少NO₃⁻-N的产生，从而提高厌氧氨氧化反应器脱氮性能^[13-15]。

YAO等^[16]研究表明，当加入3.99 mg·L⁻¹的N₂H₄时，CANON系统中颗粒污泥的厌氧氨氧化活性增加，当N₂H₄质量浓度为4.86 mg·L⁻¹时，可以缓解NO₂⁻-N对AnAOB活性的抑制^[17]。MIODOŃSKI等添加了3.7 mg·L⁻¹的N₂H₄后，在高基质浓度条件下厌氧氨氧化系统在42 d内完成了快速启动，平均氮负荷率(nitrogen loading rate, NLR)比对照组高2倍^[18]。蔡庆等^[19]通过批式实验研究N₂H₄对高基质浓度下(NH₄⁺-N约225 mg·L⁻¹，NO₂⁻-N约280 mg·L⁻¹)厌氧氨氧化颗粒污泥的短期影响，结果发现，当N₂H₄质量浓度在1.8~9.5 mg·L⁻¹时，厌氧氨氧化活性明显增加。XIANG等^[20]研究发现当N₂H₄质量浓度为2~5 mg·L⁻¹时，纯颗粒污泥和絮体-颗粒混合污泥的反应器均可保持长达4个月的稳定高效运行，但纯颗粒污泥系统具有更高效的性能，总氮去除速率(total nitrogen removal rate, TNRR)达到(0.33±0.04) g·(L·d)⁻¹。可见，N₂H₄对AnAOB活性的影响不仅与N₂H₄质量浓度有关，还与污泥形态有关。目前大部分研究集中于N₂H₄对颗粒形态AnAOB的影响，而低质量浓度N₂H₄对生物膜形态厌氧氨氧化体系的研究尚有不足。但在城市污水低氨氮浓度条件下，厌氧氨氧化颗粒污泥粒径小，难以有效持留在系统中^[21]，而通过载体形成的厌氧氨氧化生物膜可被有效截留于反应器中，因此，生物膜形式的厌氧氨氧化技术具有更广泛的应用。悬浮载体上的生物膜可自发富集AnAOB，加速AnAOB的粘附与生长，从而加速主流厌氧氨氧化工艺性能的提升^[2]。由于生物膜传氧限制，厌氧氨氧化生物膜可以在低溶解氧(dissolved oxygen, DO)环境下生长，对正常的北方气候温度和低氨氮底物浓度适应良好^[22]。因此，探究低质量浓度N₂H₄对厌氧氨氧化生物膜的长期影响，可以为厌氧氨氧化的在城市污水脱氮中的应用提供技术支撑。

1. 材料与方法

1.1 实验装置

实验室规模的小试采用3个圆柱形移动床生物膜反应器，有效容积为2 L。R1为对照组，R2和R3中分别添加5 mg·L⁻¹和10 mg·L⁻¹的N₂H₄。3个反应器中均填充已挂膜的填料，填充比为35%，填料直径为25 mm，高10 mm。采用序批式活性污泥法(sequencing batch reactor activated sludge process, SBR)运行，周期为6 h (360 min)，包括5 min进水，340 min搅拌，14 min沉降和1 min排水，HRT为1 d，日处理量为2 L·d⁻¹。3个反应器均在常温条件下运行，温度在(27.6±2.4) ℃。反应器装置如图1所示。

图 1 MBBR反应器示意图

Figure 1. Schematic diagram of MBBR

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1.2 生物膜与模拟废水

实验中用到的生物膜污泥来自实验室稳定运行196 d的移动床生物膜反应器(moving bed biofilm reactor, MBBR)，NLR为0.6 kg·(m³·d)⁻¹，生物膜系统中的污泥质量浓度为(1 800±100) mg·L⁻¹。

实验采用模拟废水，主要成分有50 mg·L⁻¹ NH₄⁺-N、55 mg·L⁻¹ NO₂⁻-N、300 mg·L⁻¹ CaCl₂·2H₂O、180 mg·L⁻¹ MgSO₄·7H₂O、27.2 mg·L⁻¹ KH₂PO₄以及500 mg·L⁻¹ NaHCO₃。每升废水分别加入1 mL微量元素Ⅰ和Ⅱ^[23]。N₂H₄以N₂H₄·H₂SO₄的形式投加。初始pH通过滴加1 mol·L⁻¹的HCl或NaOH溶液调节到6.9~7.3。配水采用自来水，未对其进行脱氧处理，进水DO质量浓度为5 mg·L⁻¹。

1.3 实验设计

整个过程按不同运行参数分为3阶段。阶段Ⅰ(1~11 d)：为获取较为稳定的实验条件，反应器在初始NLR下运行。阶段Ⅱ(12~46 d)：加入N₂H₄运行，3个反应器N₂H₄质量浓度分别为0、5、10 mg·L⁻¹。阶段Ⅲ(47~60 d)：停止加入N₂H₄，反应器继续运行。实验设计如表1所示。

表 1 实验设计表

Table 1. The experimental design table

反应器	阶段Ⅰ(1~11 d)	阶段Ⅱ(12~46 d)	阶段Ⅲ(47~60 d)
R1	未添加N₂H₄	未添加N₂H₄	未添加N₂H₄
R2		添加5 mg·L^-1 N₂H₄
R3		添加10 mg·L^-1 N₂H₄

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1.4 分析方法

用比色法测定NH₄⁺-N、NO₂⁻-N、NO₃⁻-N和N₂H₄的质量浓度。其中NH₄⁺-N、NO₂⁻-N和NO₃⁻-N采用标准测试方法^[24]。通过加入1 mol·L⁻¹ HCl和0.1mol·L⁻¹ KIO₃溶液消除N₂H₄对NH₄⁺-N测定的干扰^[25]。N₂H₄依照Watt和Chrisp^[26]的检测方法，通过加入0.5%的氨基磺酸溶液消除NO₂⁻-N对N₂H₄测定的干扰^[27]。在每个阶段结束(反应器运行第11、46和60天)留取生物样品测定生物量(suspended solids, SS)、有机物量(volatile suspended solids, VSS)、胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)、血红素和微生物群落结构。

采用水解法提取生物膜样品中的EPS(主要由蛋白质和多糖组成^[28])，蛋白质(proteins, PN)用改良Folin-Lowry法测定，使用牛血清蛋白作为标准物质。多糖(polysaccharides, PS)用蒽酮-硫酸法测定，使用葡萄糖作为标准物质。EPS浓度以单位质量挥发性有机物中EPS的质量(mg·g⁻¹)表示。

用磷酸盐缓冲液(PBS)通过细胞破碎的方式提取血红素^[29]，以氯化血红素作为标准物质，通过Pyridine-NaOH方法^[30]测定血红素的含量。血红素浓度以单位质量挥发性有机物中血红素的物质的量(μmol·g⁻¹)表示。

1.5 计算方法

为直观表示出整个反应体系中的主导反应，依照亚硝化反应(式(1))、硝化反应(式(2))以及厌氧氨氧化反应(式(3))的化学计量方程计算得到含有NH₄⁺-N、NO₂⁻-N、NO₃⁻-N变化量的公式。在进水无有机物的厌氧氨氧化反应器中，异养生物对NRR的贡献通常< 5%^[31]，可忽略其对整体反应的影响，故在计算时不考虑反硝化过程，计算得到式(4)~式(7)。

$2{\text{NH}}_{4}^{+}{+3}{\text{O}}_{{2}}\xrightarrow{\;\;\;{\text{AOB}}\;\;\;} \text{2N}{{\text{O}}_{\text{2}}}^{-}\text{+2}{\text{H}}_{\text{2}}\text{O+4}{\text{H}}^{+}$

$(1)$

$\text{}\text{2N}{{\text{O}}_{\text{2}}}^{-}\text+{\text{O}}_{\text{2}}\xrightarrow{\;\;\;{\text{NOB}}\;\;\;} \text{2N}{{\text{O}}_{\text{3}}}^{-}$

$(2)$

${\text{NH}}_{{4}}^{+}\text{+1.32N}{{\text{O}}_{\text{2}}}^{-}\xrightarrow{\;\;\;\text{AnAOB}\;\;\;} \text{0.26N}{{\text{O}}_{\text{3}}}^{-}$

$(3)$

${\text{}\text{}{Q}}_{\text{1}}\text=\frac{\text{1.06}{{C}}_{\text{1}}\text-{{C}}_{\text{2}}\text+{{C}}_{\text{3}}}{\text{2.06}\text{θ}}$

$(4)$

${{Q}}_{\text{2}}\text=\frac{\text{2.32}{{C}}_{\text{3}}\text{-0.26}{{C}}_{\text{1}}\text{-0.26}{{C}}_{\text{2}}}{\text{2.06}\text{θ}}$

$(5)$

${{Q}}_{\text{3}}\text=\frac{{{C}}_{\text{1}}\text+{{C}}_{\text{2}}\text-{{C}}_{\text{3}}}{\text{2.06}\text{θ}}$

$(6)$

${{Q}}_{\text{4}}\text=\frac{\text{1.32}\left({{C}}_{\text{1}}\text+{{C}}_{\text{2}}\text-{{C}}_{\text{3}}\right)}{\text{2.06}\text{θ}}$

$(7)$

式中： $\theta$ 为周期时间，d；C₁，C₂为1个周期内NH₄⁺-N和NO₂⁻-N的去除量，mg·L⁻¹；C₃为NO₃⁻-N的生成量，mg·L⁻¹。Q₁为AOB对NH₄⁺-N的氧化速率(AOR)，g·(m³·d)⁻¹；Q₂为NOB对NO₂⁻-N的消耗速率(NOR)，g·(m³·d)⁻¹。Q₃ 为AnAOB对NH₄⁺-N的消耗速率(AnAOR)，g·(m³·d)⁻¹；Q₄为AnAOB对NO₂⁻-N的消耗速率(AnANR)，g·(m³·d)⁻¹。

1.6 微生物群落结构分析

在各阶段的稳定运行期内，保留生物膜样品于-80 ℃条件下冻存。实验结束后统一进行基因组DNA的提取，之后采用341F(5’-CCTACGGGNGGCWG-CAG-3’)和785R(5’- GACTACHVGGGTATCTAATCC-3’)作为扩增引物，对细菌16S rRNA基因进行2轮PCR扩增。后续使用Illumina Novaseq 6000测序平台进行高通量并行测序，将相似水平在97%的序列归为1个OTU进行生物信息统计分析。

2. 结果与讨论

2.1 N₂H₄对总氮去除率的影响

反应器各阶段运行性能如图2所示。在进水NH₄⁺-N和NO₂⁻-N质量浓度分别为(50.9±3.6) mg·L⁻¹和 (55.5±3.2) mg·L⁻¹条件下持续运行11 d后，3个反应器运行趋于平稳。阶段Ⅰ结束时NRR分别为27.7、24.7、23.2 g·(m³·d)⁻¹，这一差异可能是由于实验前期选取的生物膜填料挂膜不均匀导致。

图 2 运行期间NRR以及N₂H₄利用率的变化

Figure 2. Variations of NRR and N₂H₄ utilization during operation

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对照组R1内逐渐形成稳定的厌氧氨氧化环境，阶段III时NRR最高达到139.2 g·(m³·d)⁻¹。R2和R3在加入N₂H₄后均表现出NRR先快速上升后下降的趋势。阶段Ⅱ运行前期(第12~15天)，R2和R3中的NRR分别提升了74%和44%，此时N₂H₄的利用率均在74%以上。随着运行周期的增加(第16~46天)，R2和R3的脱氮效能逐渐下降，其中R2内NRR下降了53%，R3内NRR下降了64%，在阶段Ⅱ结束时(第46天)R2和R3中N₂H₄的利用率分别从最高值(97%和79%)下降到32%。当R2和R3系统内的脱氮效能低于15 g·(m³·d)⁻¹时停止加N₂H₄，开始阶段Ⅲ的运行。N₂H₄的抑制解除后，R2内厌氧氨氧化活性开始逐渐恢复，到阶段Ⅲ末期，NRR由阶段Ⅱ末期的11.0 g·(m³·d)⁻¹升至到33.4 g·(m³·d)⁻¹，R3的NRR也由10.4 g·(m³·d)⁻¹升至22.8 g·(m³·d)⁻¹，表明停止投加N₂H₄后，其抑制作用可缓慢恢复。经14 d恢复后，R2反应器的脱氮效能恢复到投加N₂H₄前的水平，然而，10 mg·L⁻¹的N₂H₄对生物膜的抑制作用更强，生物膜恢复更加缓慢。SCHALK等^[32](N₂H₄投加量为28.8 mg·L⁻¹)的研究结果也证实了这一点。但GANESAN等^[10](N₂H₄投加量为10 mg·L⁻¹)、ZHOU等^[33]( N₂H₄投加量为10 mg·L⁻¹)、MIODOŃSKI等^[18] (N₂H₄投加量为3.7 mg·L⁻¹)和XIANG等^[14](N₂H₄投加量为2~5 mg·L⁻¹)的研究结果均表明，投加不同质量浓度的N₂H₄均能维持脱氮系统长期运行且N₂H₄可被快速消耗，这与本研究的结果并不一致。

本研究中出现N₂H₄浓度不断积累且NRR不断下降的现象，推测可能有以下2点原因。一方面，生物膜与颗粒污泥的形态结构存在差异。对比本研究中使用的生物膜，颗粒污泥结构更加密实，传质效率低，内部更容易形成较强的浓度梯度，即实际进入颗粒污泥内部的N₂H₄浓度会低于水中测得的浓度。溶质的浓度梯度是随着生物膜厚度的增加而形成的，生物膜厚度会影响液体的流动扩散和营养物质的传质效果，从而影响工艺整体性能^[34]。本研究中生物膜厚度较薄(约550 μm)，可推测扩散到生物膜内部的N₂H₄质量浓度较高，从而对AnAOB产生较强的毒性效应。另一方面，基质的质量浓度和N₂H₄质量浓度的比例不同。在前人研究N₂H₄对低基质(TN＜100 mg·L⁻¹)厌氧氨氧化系统的长期影响中，维持系统良好脱氮效果的基质质量浓度与N₂H₄质量浓度的比例在10左右。本实验中R2和R3中此比例分别为21和10.5，但显然R3受到更强的抑制作用，很可能是N₂H₄扩散到生物膜的速度过快，因此，需要降低N₂H₄的质量浓度以达到更好的TN去除效果。根据STROUS^[35]提出的厌氧氨氧化分解代谢模型，可推知未反应完全的N₂H₄会促使反应逆向进行从而产生NH₄⁺-N。SCHALK等^[32]在加入N₂H₄的厌氧氨氧化批式实验中观察到，1 mol的N₂H₄可被转化为1.3 mol的NH₄⁺-N，在ZEKKER等^[13]的实验中，1 mol 的N₂H₄可形成1.63 mol NH₄⁺-N。可见，AnAOB对N₂H₄有歧化作用，高质量浓度的N₂H₄会导致NH₄⁺-N不断积累而升高，从而NRR也不断下降。

2.2 N₂H₄对生物量的影响

整个运行期间3个反应器内生物量变化如图3所示。对照组R1中的生物量随运行时间的增加逐渐升高，在整个实验周期结束时VSS达到1 824 mg·L⁻¹。且R1在3个反应器中表现出最好的脱氮性能，也证实了R1内生物膜活性较高的结论。在阶段Ⅱ中，R2和R3中均出现了污泥流失情况。停止加入N₂H₄后，2个反应器内污泥量仍持续下降。R2在阶段Ⅱ和阶段Ⅲ结束时的VSS分别为1 019 mg·L⁻¹和880 mg·L⁻¹，R3在阶段Ⅱ和阶段Ⅲ内VSS分别为1 213 mg·L⁻¹和587 mg·L⁻¹。对比初始值，阶段Ⅲ结束时R2的VSS浓度下降了52%，R3内的VSS浓度下降了55%，可以看出，加入N₂H₄后反应器内部生物膜会逐渐脱落和流失，生物膜活性减弱，导致系统内部的脱氮效能下降。

图 3 不同运行阶段VSS的变化

Figure 3. Variation of VSS at different stages

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2.3 N₂H₄对各反应过程的影响

由于进水中含有一定溶解氧，促进了脱氮系统中硝化菌的生长。为评估系统中亚硝化，硝化和厌氧氨氧化效果，对反应器中各阶段的氮素变化量进行分析，从而得到各个反应体系中氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)、亚硝酸盐氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria, NOB)和AnAOB的变化趋势，结果如图4所示。从图4(a)可以看出，在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ，R1中的AOB和NOB均维持在稳定状态，AnAOB活性逐渐升高，阶段Ⅱ结束时提高了约80%。但在阶段Ⅲ开始时AOB作用减弱，NOB和AnAOB作用增强，NRR最高可达139.2 g·(m³·d)⁻¹。R2以及R3内基质消耗速率分别见图4(b)和图4(c)。加入N₂H₄后2个反应器内AOR、AnAOR和AnANR短暂提升，与NRR变化规律相一致，说明N₂H₄的投加会在短期内迅速提高厌氧氨氧化生物膜系统的脱氮效能。有研究表明，外源N₂H₄可以直接被AnAOB利用，促进厌氧氨氧化进程^[36]。对本研究中的厌氧氨氧化生物膜来说，N₂H₄添加量为5 mg·L⁻¹时的脱氮效果优于10 mg·L⁻¹。对比对照组R1，R2和R3系统内的AnAOB和AOB的活性均只在加入N₂H₄的前4 d得到提升，但很快就下降到较低水平，与NRR的变化规律一致。这可能是由于N₂H₄的长期抑制作用导致反应器内生物量随着生物膜不断脱落而流失 (SS分别为6 194 mg·L⁻¹和4 322 mg·L⁻¹)，因此，反应器内功能菌的数量进一步降低。阶段Ⅱ运行后期(第31~46天)R2和R3出水N₂H₄质量浓度分别稳定在1~3 mg·L⁻¹和 3~5 mg·L⁻¹，推测在此阶段N₂H₄的投加量超过AnAOB的利用量，AnAOB不能有效降解N₂H₄，继续添加会导致N₂H₄逐渐积累从而抑制AnAOB的活性。由于N₂H₄对AOB和NOB均有毒性作用^[16]，因此，整个体系中AOB和NOB作用均较弱，而NOB比AOB更敏感，会导致NOB的占比更低。在阶段Ⅲ中，停止加入N₂H₄后，R2和R3中AOB和AnAOB的占比逐渐上升，体系中的脱氮效果也在缓慢提升，可见N₂H₄的抑制效果是可逆的，但N₂H₄为5 mg·L⁻¹的R2能逐渐恢复到抑制前的脱氮水平，而投加10 mg·L⁻¹ N₂H₄的R3较难恢复。

图 4 运行期间亚硝化、硝化和厌氧氨氧化作用的变化

Figure 4. Variations of nitrosation, nitrification and Anammox during operation

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2.4 N₂H₄对EPS的影响

EPS对生物膜的形成和稳定有重要作用^[37]，因此，有必要探讨N₂H₄对生物膜EPS的影响。3个反应器中EPS变化量及蛋白质和多糖的比值(PN/PS)变化情况如图5所示。对照组R1的EPS处于稳定增长状态，各阶段EPS含量分别为6.76、10.03和11.22 mg·g⁻¹，PN/PS稳定在2.19~2.59，与反应器中NRR的变化趋势一致。阶段Ⅱ结束时(第46天)，R2中EPS由阶段I的6.60 mg·g⁻¹增加到17.68 mg·g⁻¹，同时PN和PS的含量也发生变化，PN/PS由3.49增加到8.23。由于外部环境的改变会刺激细菌分泌较多的EPS，这种自我保护行为会适当减轻不良环境造成的影响^[38]，N₂H₄的毒性作用导致R2内的细菌分泌大量EPS。EPS中的PN/PS通常用于定义生物膜的状态^[34]，活性污泥的PN/PS维持在1~4是一个适宜的水平^[39]。由于PN会比PS优先响应外部环境变化^[40]，且较高质量浓度N₂H₄可通过分泌大量结合蛋白(bound protein, B-PN)触发厌氧氨氧化污泥的自我保护机制^[36]，导致R2中的PN增长了2倍，生物膜变得蓬松不稳定，促进了生物膜的脱落和流失，引起反应器运行效能的下降。这与阶段Ⅱ观察到的反应器出水浊度增大以及NRR的下降一致。与R2相反，R3内的EPS由9.23 mg·g⁻¹下降到4.38 mg·g⁻¹，PN/PS的值由2.33增加到6.88。这可能是由于R3中N₂H₄质量浓度过高，对生物膜产生更强的毒性致使微生物死亡，导致EPS含量下降。停止加入N₂H₄后，R2的EPS含量下降了42%，PN/PS为2.20，与对照组R1近乎相平。R3的EPS含量逐渐升高至8.84 mg·g⁻¹，PN/PS为2.25。PN/PS的值越低则系统稳定性越高^[41]，2个反应器内PN/PS均降到适宜范围(1~4)内，可证明污泥结构已经趋于稳定，受N₂H₄刺激后生物膜缓慢恢复。

图 5 不同运行阶段EPS的变化

Figure 5. Variation of EPS at different stages

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2.5 N₂H₄对血红素的影响

血红素参与AnAOB的主要代谢反应，具有催化和电子转移潜力，可以作为评估厌氧氨氧化性能的指标^[29]。不同质量浓度N₂H₄对AnAOB中血红素的影响如图6所示。对照组R1各阶段的血红素含量分别为0.73、0.81、0.72 μmol·g⁻¹，整体维持在平稳状态。R2和R3中血红素含量均呈现下降的趋势。R2从0.45 μmol·g⁻¹ 降至0.39 μmol·g⁻¹，R3则从0.78 μmol·g⁻¹降至0.11 μmol·g⁻¹。在厌氧氨氧化的代谢过程中，N₂H₄作为厌氧氨氧化过程的中间产物，会被脱氢酶(hydrazine dehydrogenase, HDH)氧化成N₂，从而完成脱氮过程^[10]。细胞色素c的含量与HDH活性存在正相关，HDH酶的活性越高，处于还原状态的细胞色素c的就越多，而血红素是细胞色素c的关键组分^[42]。在本研究中，加入N₂H₄后的生物膜中的血红素含量一直下降，即HDH的活性一直下降，阻碍了厌氧氨氧化过程中催化N₂H₄氧化生成N₂这一反应的正向进行，从而导致N₂H₄积累。由于N₂H₄具有强毒性，HDH受到高质量浓度N₂H₄的抑制，血红素的还原能力下降，AnAOB的活性受抑制，最终导致系统中NRR下降。此外，通过对比R2和R3在整个反应阶段血红素的变化量，可看出N₂H₄的加入量越高，抑制作用越明显，厌氧氨氧化活性越难以恢复。

图 6 不同运行阶段血红素含量变化

Figure 6. Variation of heme content at different stages

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2.6 N₂H₄对微生物群落的影响

反应器在不同运行周期门水平和属水平的微生物群落结构如图7所示。可以看出，细菌的相对丰度随运行条件的改变有明显差异，表明N₂H₄对微生物群落的影响逐渐显现。由图7(a)中可观察到所有样本中的主要优势菌门有变形菌门(Proteobacteria)、浮霉菌门(Planctomycetes)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)和装甲菌门(Armatimonadetes)，这些都是脱氮系统中常见的典型细菌^[43]。有研究^[44]表明AnAOB隶属于浮霉菌门，对照组R1在整个运行周期内Planctomycetes一直维持在较高水平(12.86%~23.36%)，实现了MBBR脱氮系统的长期稳定运行。加入N₂H₄后，R2中Planctomycetes呈现先上升至26.33%，而后下降至2.50%的现象，丰度的上升与NRR的短暂增加的结果相一致。R3内几乎不存在Planctomycetes，其相对丰度从4.44%下降到2.86%，同时可观察到放线菌门(Actinobacteria)和酸杆菌门(Acidobacteria)占明显优势，其相对丰度分别由0.55%和0.31%增长至7.17%和10.46%，说明N₂H₄会促进其它菌门的生长，Planctomycetes与Actinobacteria等菌门之间对底物的竞争增大，降低了AnAOB的占比，破坏脱氮系统的稳定性。

图 7 不同运行阶段的微生物群落结构变化

Figure 7. Microbial community structure at different stages

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图7(b)反映了了各反应器在不同运行阶段，相对丰度占比在前15的主要菌属。样品中均检测出2种属水平AnAOB，Candidatus_Kuenenia和Candidatus_Brocadia，其中以Candidatus_Kuenenia为主。对照组R1在整个运行周期内Candidatus_Kuenenia一直维持在较高水平(11.18%~22.37%)，即使在阶段Ⅱ略有下降但仍占主导地位。对比阶段Ⅲ和阶段Ⅰ，R2和R3中Candidatus_Kuenenia所占比例分别下降了64%和61%，表明长期添加微量N₂H₄会使AnAOB相对丰度降低，这与反应器运行过程中系统脱氮效率降低的现象一致。Fimbriimonadales在对照组R1中的相对丰度较高，为13.18%~22.68%。有研究^[45]表明，Fimbriimonadales是一种异养菌，也可以利用NH₄⁺-N和NO₂⁻-N生成N₂。本研究中Fimbriimonadales可能与AnAOB共存于反应器中协同脱氮。对照组R1中Burkholderiaceae一直维持在4.89%~6.37%，R3中Burkholderiaceae的相对丰度从阶段Ⅰ的5.16%上升到阶段Ⅱ的11.17%。Burkholderiaceae属于反硝化细菌，具有还原NO₃⁻-N或NO₂⁻-N的能力^[31]。可见，N₂H₄的长期加入促进了Burkholderiaceae的生长，加大了对底物NO₂⁻-N的竞争，抑制了AnAOB生长。有研究^[46]表明，Limnobacter可与AnAOB共生，这可以保护AnAOB免受不利环境的影响。对照组中Limnobacter的丰度稳定在7%左右，但该菌属在R2中的丰度由9.55%降至2.12%，R3中由5.64%降至1.62%。N₂H₄会破环这种保护平衡，令AnAOB暴露在不利环境中，从而降低其活性。终上所述，N₂H₄不仅直接降低Candidatus_Kuenenia的丰度，还对与AnAOB菌属协同脱氮的其它菌属起到抑制作用，从而降低反应器整体功能菌属的活性，进而影响脱氮效果。

3. 结论

1)在进水NH₄⁺-N质量浓度在(50.9±3.6) mg·L⁻¹，NO₂⁻-N质量浓度在(55.5±3.2) mg·L⁻¹的条件下，加入5 mg·L⁻¹和10 mg·L⁻¹的N₂H₄可以使NRR短暂增长，但长期运行后NRR分别下降了53%和 64%。N₂H₄的长期加入会对生物膜产生生物毒性，抑制脱氮过程。

2) 5 mg·L⁻¹的N₂H₄使生物膜的EPS分泌量提高，触发生物膜保护机制，解除N₂H₄抑制后，EPS浓度恢复，但生物膜变得松散，易脱落，导致污泥流失。10 mg·L⁻¹的N₂H₄抑制了生物膜中AnAOB的活性，EPS和血红素含量均明显下降，解除N₂H₄抑制后，生物膜脱氮活性也难以恢复。

3)长期添加微量N₂H₄会降低厌氧氨氧化生物膜脱氮系统中Planctomycetes和Candidatus_Kuenenia的丰度。

表 1 发达国家与地区分散型污水处理评估体系所依据的上位法律

Table 1. Basic laws of decentralized wastewater treatment facilities assessment system in developed countries and regions.

国家或地区	适用的上位法律与法规	颁布/修订年份	主要相关内容
欧盟	水框架指令^[7]欧盟建筑法规^[10]	20002011	分散型或小型污水处理设施与设备属于建筑产品范畴中的第18类污水工程产品；该类产品销售必须强制评估与认证其性能与持续性能
美国	清洁水法^[8]分散式污水处理系统管理手册^[11]	19872005	分散型污水处理设施作为国家污水基础设施重要组成部分，必须具有排污许可
日本	建筑基准法^[14]净化槽法^[13]水质污染防止法^[9]	195019831996	净化槽类产品在正式生产之前必须取得日本全国合并处理净化槽协会的生产许可；新型净化槽要取得生产许可，必须经过初步实验，并在至少3个地区进行不少于规定时间的实地实验

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表 2 发达国家与地区分散型污水处理评估标准及主要内容

Table 2. Contents of decentralized wastewater treatment facilities assessment systems in developed countries and regions

国家或地区	评估标准	评估内容
欧盟	小型污水处理设施标准合集(EN12566)^[15]	测试周期38周左右，可根据实际情况适当延长，包括外形尺寸、进出水及连接、可达性、水密性、结构行为、污染物处理效率和材料耐久性检测
美国	住宅废水现场处理系统(NSF/ANSI 40)^[17]	性能测试内容要包括16周的设计负荷测试，7.5周(52 d)的压力负荷测试，以及2.5周(18 d)的设计负荷测试。其中，压力测试包括洗衣日压力测试、父母工作条件压力测试、停电或设备故障压力测试及假日压力测试
日本	净化槽性能评价方法细则^[18]	对净化槽性能评价所采用的原水水质、环境温度、评价周期、水量变化系数、合格标准等均有明确规定。净化槽的性能评价分为现场评价实验和恒温短期评价实验

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1. 材料与方法
1.1 实验装置
1.2 生物膜与模拟废水
1.3 实验设计
1.4 分析方法
1.5 计算方法
1.6 微生物群落结构分析
2. 结果与讨论
2.1 N2H4对总氮去除率的影响
2.2 N2H4对生物量的影响
2.3 N2H4对各反应过程的影响
2.4 N2H4对EPS的影响
2.5 N2H4对血红素的影响
2.6 N2H4对微生物群落的影响
3. 结论

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实施“乡村振兴战略”，满足“生态宜居、乡风文明、治理有效”的总要求，是我国目前农村环境治理工作的重中之重^[1]。其中，农村分散型生活污水的有效与稳定处理则是农村人居环境改善的重要环节。据不完全统计，2013—2015年我国投入村庄排水设施费用达513亿元。其中，污水处理设施的投入费用为190亿元^[2]。但目前处理设施的整体运行及处理效率并不令人满意^[3]。

造成分散型污水处理设施运行与处理效率低下的原因有许多，如污水管网铺设及收集能力不足、设施后期运行维护不到位等。但是，其中重要的因素之一是目前分散型污水处理设施与设备在应用选择时没有统一和公平的评价体系与标准，造成所使用的产品质量不过关。与大型城市污水处理工艺相比，农村分散型污水处理设施与设备的内部高度集成化，外形高度多元化，而专业运维频度要远低于城市污水处理设施。因此，相比于工艺流程，其真实有效的污水处理水平与效率更依赖于产品质量本身。而目前在分散型污水处理设施与设备的选择过程中，由于相关检验手段与标准的缺乏，使得部分企业可以随意夸大设备性能，制造材料因陋就简；在以次充好赚取高额利润的同时，严重削弱了设备的长时有效运行能力，造成一些真正具有长期稳定运行的适用技术与设备的应用现状不容乐观。

我国幅员辽阔，故分散型污水处理设施与设备在选型及使用时需要综合考虑。除关注设备本身质量外，还需要对相关气候、地理及经济因素进行综合考虑。因此，为了保证我国农村污水治理的稳步与高效推进，亟需构建适合我国国情的分散型污水处理设施评价标准与评价体系。欧、美、日等发达国家(地区)从20世纪五六十年代开始，逐步建立与完善了农村污水处理体系，而各具特色的处理工艺评估系统在其中发挥了重要作用^[4-6]。本研究拟系统总结发达国家农村污水处理设施与设备评估体系的完整建立过程；重点剖析各自性能评估过程中的标准化及特色因素对处理效率与公平评价的影响；确认保证长期处理效果符合环境质量要求的关键评估因子，以期为建立我国的分散型污水处理设施与设备评估体系提供有效经验与参考。

1. 发达国家与地区分散型污水处理设施与设备评估的法律法规体系

从历史经验来看，任何国家的某种评估体系的建立都不会一蹴而就，而是伴随着各自国家实际经济与社会发展的需要，在完善法律体系的基础上有针对性地建立，并在实践过程中不断完善而成的。由表1看出，发达国家或地区的水环境保护法律是分散型污水处理设施与设备评估体系建立的法律基础。随着科技与经济的不断发展，政策制定者对于水环境保护经历了从最初的“污染物减少”到目前愈加明确的“可持续保护”理念：欧盟2000年制定的《水框架指令》^[7]中明确指出“各种水体应具有良好的化学和生态状态”；美国《清洁水法》^[8]1987年修订后的保护目的是“恢复和保持国家水体化学、物理和生物的完整性”；日本的《水质污浊防止法》^[9]在1996年修订后提出“为了限制从工厂及企业场所排至公共水域的水及渗透到地下的水，同时推动生活排水对策的实施，进而防止公共水域及地下水水质的污染以保护国民健康、保全生活环境。”因此，在法理上要求最终进入天然水体的分散型污水必须得到相应处理或者达到相应排放标准。

相对于集中收集并进行处理的城市与工业污水，各国的分散型污水均存在着“多、乱、散、小”的现状。如何确定分散型污水处理的适用范围、发布具有可执行度的管理导则，考验着各国管理者的智慧。欧盟以处理容积来定义小型或分散型污水处理设施，同时在《欧盟建筑法规》^[10]中明确指出“分散型或小型污水处理设施与设备(设备规模为≤50人口当量以下)，属于建筑产品范畴中的第18类污水工程产品”，将该类产品的销售使用纳入法律强制评估性能及持续性能认证的范围，从而保证符合《水框架指令》^[7]中的环境要求。美国分散型污水处理适用于农村地区、人口低密度发展区和人口小于1万人的小型社区；在确认分散型污水处理设施作为国家污水基础设施重要组成部分、必须具有排污许可的前提下，由美国环保署负责制定分散型污水处理设施的管理制度^[11]，地方政府依据当地条件决定各自排放标准与设施构型。日本规定城市(人口数量>5万人或人口密度>40人·m⁻²的集中居住地)适用《下水道法》^[12]，农村地区主要适用《净化槽法》^[13]，并修订《建筑基准法》^[14]，规定净化槽的生产与销售应以许可证的方式进行。

在完成法律层面的必须准备以后，发达国家考虑到分散型污水的真正治理合格在于其处理设备与设施的性能能否长效符合标准要求。其中，通过第三方主体对相关设施与设备进行全面的性能评估则是体现法律严肃性和管理高效性的重要方法之一。欧盟为此通过了《小型污水处理设施标准合集》(EN-12566)^[15]，明确规定欧盟成员国须按《欧盟建筑法规》^[10]条款要求成立或资助成立本国的相应第三方机构(notify body)并授予其相应法律地位；承担相关设备的全面与严格的标准化性能评估；并最终出具具有法律效力的评估报告(assessment document)。美国环保署则与一些非政府组织紧密合作，以管理指南和应用手册为基础，加强和完善对分散处理系统的管理监督。其中，成立于1944年的美国全国卫生基金会(NSF)，在分散污水处理系统(OWTS)方面制定了包括原位水回用(NSF 350)^[16]、住宅废水现场处理系统(NSF/ANSI 40)^[17]在内的多项认证标准。日本净化槽的生产则需通过全国合并处理净化槽协会(全净协)的型式认定，保证常规产品符合相关法律规定的型号、结构方法及结构要求，方可获得国家部门颁发的生产许可；对于新开发、不符合法定构造标准的新产品，则必须通过由日本建筑中心(JBC)进行的性能认证，在认证结果合格后方可进行相关型式认定，获取生产许可。值得注意的是，除了日本因历史原因仅有1家第三方性能评估主体外，欧盟与美国的第三方评估主体均为多家。欧盟目前总共有34家评估主体；而美国除NSF外，还有分散式污水处理协会联盟(CIDWT)、全国污水输送协会(NAWT)、国家环境健康协会(NEHA)等8家民间组织，形成了公平及有序的社会化竞争机制。

2. 发达国家与地区分散型污水处理设施与设备评估体系的标准化流程及评估内容

2.1. 评估体系的标准化流程

从欧、美、日等发达国家（地区）的评估过程来看，其分散型污水处理设施与设备评估的标准化流程一般顺序为：1)企业向第三方评估主体提交完整的相关文字材料与设备；2)第三方评估主体对文件进行文字技术审查，对设备进行包括材料、污染物去除性能、设备安全等方面的评估工作；3)若其中一项及几项未通过相关检测，企业可以进行相关整改，直至最终通过评估；4)通过评估后，由第三方评估主体提供测试报告或相关技术文件，证明该类设施与设备具有与实验数据相符合的污染物处理能力；5)设备与设施据此可以在一定时限内在市场进行销售与使用。

发达国家的评估标准化流程之间并无太大差异。值得注意的是，对于评估认证结果的使用时限，所有相关制度相对成熟的国家均不太长，一般为3~5年，并且统一规定在时限内可以进行不定期抽查。若抽查不合格，则取消该批次设备与设施的合格认证结果。这是为保证上位水环境保护法律的执行效果而对设备生产与使用过程起到的有效监督与管理措施。

2.2. 评估体系的评估内容

尽管各国标准化流程大致相同，但在评估内容上则体现出不同的特色，在长效保护水环境的同时，使得分散型污水处理设施与设备的生产和使用成本、处理效果与本国的实际情况更为贴合。

在欧盟的标准化评估过程中，主要评估内容包括了外形尺寸(overall dimensions)、进出水及连接(inlets, outlets and connections)、可达性(accessibility)、水密性(watertightness)、结构行为(structure behavior)、污染物处理效率(treatment efficiency)和材料耐久性(durability of material)检测^[15]。与城市和工业污水不同，欧盟的分散型污水处理设施与设备主要以单户小型一体化设备为主，材质、外形及系列型号复杂，长期以地埋方式进行运行与管理。因此，除了考虑到对常规碳、氮、磷等主要污染物质的去除能力外，分散型污水设施与设备本身的材料质量与结构安全也是重点的评估内容。所以，要求外形尺寸、进出水连接、可达性及水密性为所有型号设备的必测项目；结构行为的检测则在同一系列中的最大型号设备下进行；而处理效果则在最小型号设备下获得数据，以便评估设备在最恶劣条件下的真实性能。以《小型污水处理设施标准合集》中第三分集《单元现场组装生活污水处理站》(EN-12566-3)^[15]的评估内容为例，要求设备与设施需在干/湿条件、深坑条件、最大载重负荷及崩溃阈值负荷条件下严格测定其结构的最大稳定性，以保证设备与设施在长期地埋使用时的完好性；同时，考虑到分散型污水具有较大水量与水质的日均变化系数，因此在污染物性能评估过程中，设备需要在碳、氮、磷等污染物标称负荷、超负荷(150%)和负荷不足(50%)的条件下测定其24 h的最低去除效率。

美国的分散型污水处理设施主要以原位的土地处理系统为主，因此并没有像欧盟那样的针对设备本身结构的安全评估内容，而主要以污水处理性能评估为主。住宅废水现场处理系统(NSF/ANSI 40)^[17]将符合处理性能标准的土地处理设施分为两级，即一类系统(class I systems)和二类系统(class II systems)。其中，一类系统需要符合环保署市政污水的二级处理出水指标要求，主要包括：1) CBOD₅的30 d平均出水浓度不超过25 mg·L⁻¹；2) TSS的30 d平均出水浓度不超过30 mg·L⁻¹；3) pH连续6个月应为6.0~9.0。二类系统出水水质需要达到如下要求：1) CBOD₅大于60 mg·L⁻¹的比例不超过10%；2) TSS大于100 mg·L⁻¹的比例不超过10%。在26周(182 d，约6个月)的评估过程中，性能测试内容要包括16周(112 d)的设计负荷测试、7.5周(52 d)的压力负荷测试、以及2.5周(18 d)的设计负荷测试。其中，压力负荷测试是美国评估体系的特色内容，主要包括按照美国生活习惯产生的洗衣日压力测试(wash-day stress)、父母工作条件下的压力测试(working-parent stress)、停电或设备故障压力测试(power/equipment failure stress)以及假期压力测试(vacation stress)这4种类型。这4类测试内容高度模拟了处理系统的未来真实运行环境，给出了处理系统长期可靠的运行性能。当然，除出水水质外，污水处理的附属系统在文档方面也需到达要求，包括安装、运行、维护、故障排除与维修手册等。同时，污水处理系统还必须满足结构完整性、泄漏、噪音、电气认证、接入端口、故障检测与信号设备(视觉和声音报警)、流量设计、数据板以及服务标签等方面的最低要求。

与欧美的性能评估内容类似，日本的评估同样是在明确原水水质、环境温度、评价周期、水量变化系数、合格标准等规定的前提下，对净化槽进行现场污染物处理能力评价的实验^[18]。这是净化槽产品市场推陈出新同时又可以功能稳定的核心保证。由于日本分散型污水处理市场的高度保守性，净化槽产品的材质与外型高度雷同。因此，日本净化槽的评估内容又衍生出独具特色的点检评估和恒温短期污染物去除性能评估两大部分。点检评估主要针对设备是否具有相关66项便于运维硬件，以“是否”形式判断运维时利于人工操作，从而保证净化槽长期地埋使用时的日常操作与维护便利性。由于常规性能评估实验周期较长(48周)，日本净化槽评估提供了恒温短期评估实验(16周)，在环境温度、原水水质、进水流量可以调整的实验室内进行。实验分为恒温设计负荷实验(20 ℃、正常负荷、周期为8周)、低温设计负荷实验(13 ℃、正常负荷、周期为4周)、恒温短期负荷实验(20 ℃、0.5倍负荷及1.5倍负荷、周期为4周) 3个阶段，这样整体评价实验的周期为污泥驯养时间+16周。与现场评价实验相比，恒温短期评估实验的优势在于实验精度高、结果真实可信且可以通过公式计算未测温度时的处理效率，可以大幅缩减实验周期；但缺点是评估成本较高。发达国家与地区分散型污水处理评估标准及主要内容见表2。

3. 我国的评估体系如何建立

我国幅员辽阔，气候、地理等因素的变化幅度与欧、美类似，乡村经济结构又正在发生着巨大的变化。因此，我国的评估体系可以借鉴发达国家的经验，但又绝不能生搬硬套，必须有所创新，以真正符合我国家现阶段社会与经济需要及农村可持续发展的需要。

发达国家或地区的经验带来的启示是，一个评估体系的根基在于国家具有完整的上位法律。自中共十八大以来，我国水污染防治和农村环境治理走上了科学综合治理的快行道，特别是近年修订与颁布的《水污染防治法》^[19]、《水污染防治行动计划》^[20]、《农村人居环境整治三年行动方案》^[21]等法律文件，已经基本构建完成分了散型污水处理战略指导层面的法律框架。2018年9月生态环境部与住建部联合下发的《关于加快制定地方农村生活污水处理排放标准的通知》^[22]第一次从国家层面确认了分散型污水“因地制宜的排放与处理”，明确了评估体系在全国分散型污水“合格处理、资源化循环”中的作用。未来应着重考虑国家认证与质量监督管理部门中相关法律与法规的制定，特别是第三方评估主体的性质。合格的第三方评估主体体现着评估的过程公平与结果公正，保证认证过程的法律可执行度及评估结果的广泛认可。未来我国第三方评估主体应是独立的、不参与直接销售等营运经济活动的法人组织机构，在技术上有能力完成业务范围内规定的合格评定程序，并能在工作中保持其独立性、公正性及完整性，能定期接受政府主管部门与其认可的组织的监督与检查。

恰当的评估内容既能保证评估结果的普适性，同时也能通过评估过程引导未来分散型污水处理的发展趋势。目前，我国农村分散型污水处理的趋势是根据最终排放去向的“因地制宜”多元化处理形式，性能评估的结果将是设备与设施在复杂工艺外形下重要的使用判断依据。但在性能评估过程中，应避免以简单达到某类排放标准为结果进行一刀切，而是提倡在标准进水及变化条件下对多类污染物的去除效率。比如，强调在进水水量与水质高变化系数下及贴近实际运行环境温度条件下的分散型污水处理设施与设备对污染物的去除能力数值。这样的结果，一是便于不同地域标准下对设备与设施的选择使用；同时，也为未来工艺组合中提供准确的单元污染物削减能力，以排放去向为导向，保证进入不同水体的合格排放。从一些发达国家的经验也可以发现，保证阶段稳定性的生物处理过程是获得准确数据的前提，而运维的可操作与便利性则是设施与设备长时运行的关键，这些均应体现在我国的评估内容中。

建立我国的分散型污水处理设施与设备的评估体系，不仅能为当前各项繁杂技术的比对提供统一的客观依据，亦可为农村分散型污水处理设施与设备提供其长效稳定运行的衡量标准；同时，还可以进一步地规范污水处理技术与设施设备的市场化选择运行，并可以有效推广低成本、低能耗、易维护、高效率污水处理技术的实际应用，进而为农村人居环境改善中“梯次推进农村生活污水治理”的目标奠定坚实的技术评价基础。

参考文献 (22)

我国农村分散型污水处理设施与设备性能评估体系的建立

作者简介: 齐嵘(1975—)，男，博士，助理研究员。研究方向：污水生物处理。E-mail：qirong@rcees.ac.cn

通讯作者: 刘俊新(1957—)，男，博士，研究员。研究方向：污水生物处理。E-mail：jxliu@rcees.ac.cn;