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随着我国城市污水处理能力的日益提升，污水处理厂的污泥量也急剧增加。目前，常用的污泥脱水技术包括机械脱水 (如离心脱水或带式压滤) 或热干化处理，多数企业采用添加絮凝药剂的方式以提升污泥脱水效果。也有研究采用高温水热处理[1]、超声波辅助[2]、聚季铵盐调理[3]、添加酸碱或强氧化性试剂[4-6]等技术以促进污泥絮体中胞外聚合物EPS水解，从而改变污泥中水分分布并减少污泥束缚水含量，以最终提高污泥过滤与脱水性能。受制于工艺运行成本、工程应用成熟度等因素影响，该类技术尚未在污泥脱水方面得以大规模推广应用。
生物干化技术最早应用于牛粪干燥处理，后来逐渐拓展到城市生活垃圾、餐厨垃圾等水分蒸发或有机质稳定化处理[7]。采用生物干化技术处理湿有机质废物时，微生物利用易降解有机物进行好氧代谢，释放的生物热维持堆体的自热高温状态，结合强制通风可实现水分的快速蒸发与去除，整个干化进程受到微生物好氧发酵和强制通风2类因素的共同影响[8]。湿污泥脱水处理时，生物干化、热干化、太阳能干化3种工艺技术的单位热耗量分别为178.12、2 800~3 800、90~108 kJ·kg−1水，生物干化的脱水能耗仅为热干化工艺的5%~6%，却是太阳能干化工艺的1.7~2.0倍。但太阳能干化处理效果受天气和季节性影响较大、占地面积大等因素约束，工程实践并不多见[9]。污泥生物干化具有无需外加热源、水分去除较快、运行成本低等特征，该技术在污泥脱水处理方面日益受到关注。研究表明，物料特性、通风速率、发酵温度等工艺条件明显影响污泥干化效果，采用预处理、干化产物接种等措施可强化生物干化进程[9-10]。污水厂污泥具有成分复杂、高粘高湿、富含亲水物质等典型特征，给生物干化进程带来了明显不利影响[6]。因此，亟待深入拓展污水处理厂污泥高效脱水的基础研究工作，优化污泥生物干化工艺技术参数，深化干化进程有机质代谢与水热平衡分析，探究水分去除作用机制并对生物干化进程予以调控。
本研究以中高海拨地区污水处理厂脱水污泥为对象进行生物干化处理，优化了干化进程的典型工艺条件，根据堆体含水率、温度变化、有机质转化及代谢等指标阐明了污泥干化进程的特性，并对污泥干化产物的后续利用进行了评价分析，研究成果可为污水厂污泥处理处置及资源化利用提供理论与技术支撑。
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从昆明地区3个污水处理厂 (W1、W2、W3) 采集二沉池脱水污泥开展系列实验，其中W2污水处理厂在好氧池投加了化学药剂聚合氯化铝PAC以强化除磷效果。二沉池外排剩余污泥时定量添加聚丙烯酰胺PAM，之后采用带式压滤机进行脱水处理，脱水污泥含水率通常为80%左右，挥发性固体物质VS与总固体物质TS的比例通常为51.6%~55.2%，W1等3类污泥典型物化指标如表1所示。
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污泥生物干化装置如图1所示。仓式反应装置长35 cm、宽28 cm、高45 cm，厢体外壁包覆3 cm厚保温材料以减少热量散失，装置底部设置近1 cm高的陶粒作为承托层。承托层下部隔空层铺设有环形微孔曝气管，承托层上部即为待干化处理的污泥混合料，其装填质量为16~17 kg，置于温室大棚内开展对比实验。
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1) 初始含水率与通风方式对污泥干化升温及水分去除影响。利用W1污水处理厂脱水污泥 (含水率81.1%) 与前期污泥干化后的晾晒产物 (含水率约12%) 均匀混合并将含水率分别调至70%、65%、60%和55%，再按混合料质量的8%加入花生壳作为填充剂，后将其装填至污泥干化装置中，启动曝气或抽风系统。通过脱水污泥与污泥干化后晾晒产物2者添加比例调配混合物料初始含水率，通风方式设置为底部间歇曝气+顶部间歇抽气。之后，在优化的初始含水率条件下，按照间歇或连续运行模式设置底部曝气、顶部抽气或2者组合的通风方式，考察污泥干化进程中水分去除、堆体温度变化等指标变化情况。间歇通风操作时，采取白天曝气/抽气12 h而晚上停止12 h的交替运行模式。结合垃圾堆肥强制通风[11]以及污泥干化前期预实验，采用底部曝气、顶部抽气或2者组合的通风方式，底部曝气强度为35 L·(h·kg)−1，顶部抽气强度为60 L·(h·kg)−1。
2) 污泥成分对干化升温及水分去除影响。取W1、W2污水厂的新鲜脱水污泥以及W3污水厂脱水污泥堆存120 d后的污泥样本开展对比实验，湿污泥与污泥干化后的晾晒产物按11∶3比例混合，之后添加混合料质量8%的花生壳填充剂，制备成初始含水率65%±3%的待处理物料，分别装填至R1~R3污泥干化装置中。同样，将W1污水厂新鲜脱水污泥与W3污水厂脱水污泥堆存120 d的厌氧发酵污泥按1∶1混合，再按本方案相同方法添加污泥干化晾晒产物及花生壳，制备的污泥混合料装填至R4生物干化装置中。R1~R4干化装置均采用底部曝气+顶部抽气相组合的运行方式，间歇通风操作，曝气/抽气的强度分别为35、60 L·(h·kg)−1。
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干化处理进程中，每天早、中、晚3次测定反应装置内堆体温度及环境温度。每隔24 h采集不同位置污泥样本，混合均匀后测定物料水分、VS、TS、pH、短链挥发性脂肪酸 (SCFAs) 等指标。参照《生活垃圾化学特性通用检测方法》 (CJ/T 96-2013) [12]测定污泥样本中有机物质量分数。将污泥样本风干，并进行硝酸浸溶处理[13]，之后采用ICP仪 (Iris-Advangtage1000，美国) 测定重金属质量浓度。参照《城镇污水处理厂污泥处置 园林绿化用泥质》 (GB/T 23486-2009) [14]测定污泥干化产物的种子发芽指数GI，其结果可由(1)所示。
式中：A1为堆肥浸提液中种子的发芽率；A2为堆肥浸提液培养的种子的平均根长，mm；B1为去离子水中种子的发芽率；B1为去离子水培养的种子的平均根长，mm。
按1∶10质量比将污泥样本添加至蒸馏水中，利用水浴摇床振荡并混合1 h，于12 000 g条件下离心处理5 min，所得上清液经0.45 µm滤膜过滤处理并收集滤液用于后续测试。按照《水与废水监测分析方法》[13]测定pH、可溶性磷酸盐等常规指标；采用TOC仪 (CD–800S，杭州启鲲科技公司) 及气相色谱仪 (GC 9790 Plus，浙江福立仪器公司) 分别检测溶解性有机碳 (DOC) 与SCFAs[15]，测定的乙酸、丙酸等SCFAs组分相应折算为COD当量质量分数。
将0.8 g污泥样本置于2 mL离心管中，加入3 µL由SYTO 9荧光核酸染料和碘化丙啶组成的混合物，再加入磷酸盐缓冲液浸泡，于4 ℃条件下避光染色15 min。用包埋液包埋染色后的样品，将其置于冷冻切片机 (Cyrotome E，英国赛默飞公司) 进行-20 ℃冷冻处理，待样品完全冻硬，再以20 µm的厚度对包埋样品进行切片，将切片样品置于激光共聚焦显微镜 (TCSSP2，德国徕卡公司) 载玻片上，使用20倍物镜观察活菌和死菌的原位分布[16]，使用Image-Pro Plus 6.0软件进行-像的形态学参数分析。
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利用W1污水处理厂脱水污泥 (含水率81.1%) 与前期污泥干化后的晾晒产物 (含水率约12%) 均匀混合并将含水率分别调至70.8%、65.4%、60.3%、55.6%。由图2(a)可知，尽管环境温度波动较大且日平均气温差达到12~15 ℃，但堆体温度仍会在24~36 h时期自热升温至较高温度，之后因有机质质量分数下降而呈现温度回落。初始含水率为70.8%时，污泥混合料最高温度不超过32.1 ℃；干化处理120 h后，其含水率仍维持在64.7%较高水平。而初始含水率为65.4%时，体系自热升温达到59.2 ℃，其温度维持在45 ℃以上的高温期时间长达38 h；干化处理120 h后，堆体含水率下降至48.3% (图2(b)) ，含水率降低17.1%，水分去除效果明显优于其他干化体系。污泥生物干化处理时，含水率太高将导致堆体内部过于致密，影响氧气供给进而阻碍有氧代谢进程及自热升温；含水率太低时，微生物难以充分利用污泥中的溶解性有机质，有氧代谢进程受到抑制。综合分析堆体温度、水分变化，混合物料初始含水率65%左右时有利于污泥生物干化处理。
本研究进一步考察了底部曝气与顶部抽气、间歇曝气与连续曝气等不同通风方式对干化进程中升温与水分去除的影响。由图2(c)和图2(d)可知，连续曝气或抽风条件下堆体的温度通常相对较低，底部间歇曝气、顶部间歇抽风或将2者相结合时，堆体最高温度可达63.2 ℃，45 ℃以上的高温期持续时间均不低于32 h，最长可达45 h；从污泥物料含水率来看，底部间歇曝气+顶部间歇抽风是最适宜的通风方式，干化处理120 h后，含水率从最初的65.4%下降至48.4% (图2(d)) ，水分净去除量均高于其他通气方式。采用底部连续曝气+顶部连续抽风时，堆体中的水汽被及时带出干化装置[7]，其含水率在120 h后也下降至49.7%；然而此条件下干化体系热量散失更快，堆体最高温度只能达到49.3 ℃，且45 ℃以上的高温期持续时间只有16 h，不利于污泥中病原微生物的有效杀灭。
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有机废物生物干化处理一般会经历升温、高温和降温3个典型阶段[17]，物料含水率、堆体温度及高温持续时间是衡量湿有机质生物干化效果的重要指标。由图3(a)所示，混合物料生物干化处理120 h后，R1体系含水率从最初的64.3%下降至48.3%，含水率下降16.0%；尽管日均环境温度不高于14 ℃，且最低气温有时低至7 ℃，R1反应器仍可自热升温至59.2 ℃，堆体温度维持45 ℃以上的高温期时间达25 h(图3(b))。相比而言，R2与R3体系最高温度均低于36 ℃，其物料含水率在干化处理120 h后分别为65.1%、61.9%，净下降值分别为1.0%、0.6%。很明显，投加PAC实现强化除磷的脱水污泥 (W2污水厂) 以及脱水污泥 (W3污水厂) 较长时间堆存均不利于污泥生物干化处理。前者因混合物料中铝质量浓度已高达78.3 g·kg−1而抑制微生物活性[18]，后者因待处理污泥料中易降解有机质质量分数流失严重而导致堆体无法自热升温，无法促使水分从物料内部随气流带出。R4体系启动时，W1污水厂脱水污泥与W3污水厂堆存120 d的湿污泥按1∶1混合，干化过程中其自热升温达到50.8 ℃，高温期持续时间为12.5 h；干化处理120 h后，该体系含水率下降至56.3%。可见，污泥生物干化处理时，维持较高的有机质甚为必要。而在干化后期，有机质有氧代谢产热效果不再明显，堆体温度受外界环境温度变化影响明显。
以R1~R3典型体系为对象，将不同时期的污泥样本与蒸馏水按1∶10比例混合并进行浸提处理。R1体系中，其初始pH为7.7，其在干化处理48 h时上升至9.0 (图3(c)) ，这与该时期堆体温度甚高而导致常温微生物快速衰亡并引起蛋白水解、氨气释放密切关联。干化末期，R1体系pH仍维持在8.7的碱性条件。R3混合物料的浸出液pH达到9.0，这一较高水平碱性环境对微生物的生理活动及底物代谢产生不利影响，加之污泥长期堆存导致易降解有机质质量分数偏低，其堆体温度难以实现自热升温，水分去除率也就不明显。另外，R2混合物料的浸出液pH从初始的7.9逐步降低至7.0，该体系含水率净降低值仅为0.6%，反映出混合物料铝质量浓度较高不利于污泥生物干化体系的水分去除。
本研究中，R3混合物料的VS/TS低至48.3%，反映出R3体系可利用的有机底物相对不足。干化处理120 h后，R1~R3体系中的VS/TS分别下降至45.4%、50.1%、46.8% (图3(d)) ，被利用的有机质总质量分别为1.29、0.33、0.25 kg。综合污泥干化过程中堆体温度、物料含水率以及VS/TS分析，当待干化处理物料中有机质更为丰富时，其有氧代谢释放热量的潜力更大，堆体升温更快、高温期维持时间更长，水分去除也就更为明显；但当干化体系受到不利因素干扰如混合料中铝质量浓度明显偏高时，微生物的有氧代谢受到抑制，堆体难以快速升温并维持高温状态，水分去除率明显偏低。
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1) 含碳组分迁移转化。采用混合物料中浸出液溶解性有机碳DOC以及短链挥发性脂肪酸SCFAs来反映生物干化进程有机质的代谢及迁移转化。干化进程中，R1~R3混合物料的浸出液DOC质量浓度均呈逐步下降趋势，120 h后分别为360、418、332 mg·L−1，分别下降了57.2%、57.0%、53.5% (图4(a)) 。R3较R1体系相比，由于其污泥已堆存较长时间，初始污泥混合料中DOC相对较低，这与该体系堆体最高温度未超过30 ℃、水分净去除率低于1%这一实验结果直接相关。污泥干化处理时，一方面，堆体中有机质在胞外酶作用下发生水解而转化为水溶性有机质[8]；另一方面，水溶性小分子有机质被微生物吸收利用并代谢产热，而水溶性大分子物质除降解生成水溶性小分子物质外，还会经过复杂的生化反应历程生成水溶性差的腐殖酸类物质。整体来看，生物干化进程DOC均呈降低趋势，这与湿有机质生物干化和堆肥处理的研究结论较为一致[16, 19]。
生物干化前期，污泥中底物的有氧代谢促使堆体温度上升，常温或中温微生物溶胞进程逐步增强[19]，进而导致堆体中可溶性有机质质量分数升高，受既定供气速率以及高温代谢耗氧量大的影响，堆体中极易生成并累积SCFAs (图4(b)) 。R1体系污泥生物干化效果最为突出，在不同时期均会累积丙酸、异丁酸这类短链脂肪酸组分。R2体系混合物料初始VS/TS虽然也能达到52.2%，但120 h后有机物去除总量并不特别明显，该体系SCFAs累积量通常低于R1体系。对污泥生物干化处理体系而言，混合物料浸出液中是否累积SCFAs，不仅与其产生量相关，还受到生化代谢进程的明显影响。SCFAs组分及其质量浓度变化能很好反映湿物料干化进程中有机质降解情况，与堆体升温、水分去除具有内在密切联系。
2) 微生物活性。以R1体系为典型代表，采用多重荧光标记结合CLSM观察污泥干化进程不同温度阶段活菌和死菌分布情况 (图5) 。污泥生物干化系统启动时，R1体系活菌和死菌的荧光强度分别为90.5、255(表2)。当R1体系在31 h自热升温至最高温59.2 ℃时，尽管Ureibacillus、Sphinggobacterium、Pseudoxanthomonas嗜热菌 (此处未列出微生物种群丰度测试数据) 快速发展成为优势种群，但常温与中温微生物开始衰亡、溶胞并释放胞内有机质，高温阶段活菌与死菌荧光强度均有所下降，嗜热活菌所占比例上升至52.5%。生物干化末期，温度回落至近室温，污泥干化产物中活菌的荧光强度又显著上升至54.2，是死菌荧光强度的1.54倍，这表明嗜温微生物开始再次繁殖。综上可知，污泥生物干化进程随着堆体温度的变化，常温、中温或嗜热微生物会发生明显更替，具有活性的微生物类型存在明显差异。
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1) 可溶性磷酸盐及其他营养元素。本研究选取R1~R3典型体系，评价污泥生物干化产物后续土地利用潜力。R1~R3体系中，可溶性磷酸盐质量浓度均呈现前期波动中上升、后期回落的趋势 (图6) ，这一变化与堆体温度先升高后回落并趋于稳定密切相关。常温微生物随堆体温度升高而溶胞并释放胞内有机质，导致浸出液中磷酸盐质量浓度上升。干化后期，堆体温度已较为稳定，持续的间歇曝气使得微生物重新利用前期溶出的磷酸盐进行有氧代谢并将磷转移至生物体内，浸出液中磷酸盐因而有所下降。由于W2污水厂投加PAC以强化除磷，导致R2初始混合料及干化产物浸出液中磷酸盐明显低于R1体系。对R3体系而言，W3污水厂脱水污泥已经堆存120 d，厌氧发酵释放磷使其初始可溶性磷酸盐质量浓度相对较高。干化处理120 h后，R1体系水分下降至48.3%，浸出液中可溶性磷酸盐质量浓度为6.9 mg·L−1。与此同时，干化产物中氨态氮与硝态氮质量分数分别为325、10.6 mg·kg−1，钾质量分数达到2.7 g·kg−1。可见，R1体系生物干化产物营养元素较为丰富，具备不错的土地利用潜力。
2) 干化产物重金属。测定R1~R3典型体系中污泥干化产物As、Cr、Cd等重金属质量浓度，如表3所示。从R1体系来看，干化产物中Cr、Cu、Zn、Pb、Ni质量浓度分别为306、198、888、52.6、44.7 mg·m−3，均低于《农用污泥污染物控制标准》 (GB4284-2018) [20]A级标准限值；As、Cd、Hg质量浓度分别为61.7、14.6、3.7 mg·m−3，高于GB4284-2018 A级标准限值但低于B级标准限值。虽然R2与R3体系中重金属质量浓度均低于R1体系，但干化产物中As分别达到36.1、47.9 mg·m−3，仅能满足GB4284-2018 B级污泥要求，所以干化产物仅能在园地、牧草地、不种植食用农作物的耕地使用。
3) 种子发芽指数。种子发芽指数 (GI) 综合反映堆肥的植物毒性，被认为是最敏感、最可靠的堆肥腐熟度评价指标。由图7可知，R1~R3体系中初始混合物料GI分别为66.2%、58.2%、58.7%，干化产物的GI在24 h时分别快速上升至215%、134%、148%，此后GI有所下降并呈现适度波动的趋势，3个体系最终干化产物的GI分别为91.3%、61.3%、76.8%。在间歇通风条件下采用生物技术干化处理污泥时，混合物料中有机酸、多酚类物质随着堆体温度的升高而不断氧化分解或转化，从而减缓了该类物质对作物生长的抑制作用，GI因而明显较高；生物干化后期，堆体中容易利用的有机质质量分数逐步降低，温度明显回落，某些不利于作物生长的代谢产物重新累积并导致GI有所下降，但仍高于未经生物干化处理的初始混合物料。特别针对R1体系，污泥生物干化进程具有堆体温度高、高温期持续时间长、水分去除总量大等特征，且最终产物GI明显高于《城镇污水处理厂污泥处置 园林绿化用泥质》 (GB/T 23486-2009) [14]规定的污泥园林绿化利用时种子发芽指数应大于70%这一限值要求。综上分析，该类污泥干化产物在园林绿化、矿山修复以及荒漠化治理等方面具有良好的应用前景。
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1) 采用污水厂新鲜脱水污泥进行生物干化处理时，堆体升温更快，高温期持续时间更长，混合物料中水分去除效果更明显。污泥堆存较长时间或者铝质量浓度偏高时，明显不利于生物干化进程。
2) 污泥生物干化处理以混合物料初始含水率65%左右较为适宜，采用底部间歇曝气+顶部间歇抽风的通风方式，混合物料含水率可降低至50%以下。
3) 污泥混合物料生物干化处理120 h后，干化产物中可溶性磷酸盐质量浓度为6.9 mg·L−1，钾质量分数达到2.7 g·kg−1，干化产物营养元素较为丰富。重金属Cd、As、Hg满足GB4284-2018 B级标准限值，Cr、Cu、Zn、Pb、Ni满足A级标准限值，种子发芽指数GI值高达90%，污泥干化产物在园林绿化、矿山修复以及沙漠化土壤改良等方面具有良好的应用前景。
剩余污泥生物干化处理及产物土地利用潜力
The treatment of biological drying for dewatered excess sludge and the potential of land utilization for the products
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摘要: 以昆明地区污水处理厂脱水污泥为对象进行生物干化处理，考察了典型工况条件下污泥干化处理效果，探究了微生物活性及其有机质代谢，并对干化处理产物的土地利用潜力进行了评价分析。结果表明，采用污水厂脱水污泥进行处理时，混合物料初始含水率以65%左右较为适宜，采用底部间歇曝气+顶部间歇抽风的通风方式，堆体自热升温至60 ℃以上，高温期持续时间长达30 h；干化处理120 h时，含水率降低至50%以下，水分净去除率达到16%。干化进程中，混合料中DOC质量浓度呈降低趋势，但SCFAs组分及其浓度波动明显。伴随着堆体温度的变化，常温、中温或嗜热微生物发生更替，微生物活性及其生化代谢差异明显。干化产物中可溶性磷以及氮钾质量分数均较高，重金属Cd、As、Hg满足GB4284-2018 B级标准限值，Cr、Pb等其他重金属质量浓度满足A级标准限值，种子发芽指数GI值高达90%，污泥干化产物具备园林绿化、矿山修复等方面土地利用前景。本研究结果可为污水厂污泥处理处置及资源化利用提供参考。Abstract: Biological drying was employed to treat the dewatered excess sludge derived from sewage treatment plants in Kunming. The effects of sludge biodrying were investigated under typical parameters, the microbial activity and substrate metabolism were elucidated, and then the potential of land utilization for the drying products was analyzed. The results showed that when the dewatered sludge from sewage plant was used for treatment, the optimum moisture content of the mixed materials was about 65%, the mode of ventilation was intermittent bottom aeration combined with intermittent top suction, and the stack was self-heated to above 60 ℃, the period of thermophilic condition lasted for 30 h. After biodrying treatment for 120 h, the moisture content was reduced to less than 50%, and the water removal reached 16%. During the biodrying process, the content of DOC in the mixture presented downward trend, but the SCFAs and its concentration fluctuated significantly. As the temperature of the bioreactor changed, mesophilic or thermophilic microorganisms varied correspondingly, and the microbial activities and biochemical metabolism exhibited significantly different. For the drying products, the contents of soluble phosphorus and other nutrient elements such as nitrogen and potassium are abundant, the heavy metals Cd, As and Hg can meet the requirements stipulated by class B biosolids in GB4284-2018, and the other heavy metals such as Cr and Pb meet the standard of class A biosolids, and the seed germination index GI is up to 90%. The products after biodrying present the prospect of land utilization in garden landscaping, mine restoration and other aspects. The results can provide valuable supports for sludge disposal and land utilization.
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Key words:
- dewatered excess sludge /
- biological drying /
- moisture removal /
- land utilization
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“双碳”背景下，绿色低碳的污水处理技术成为发展重点。好氧颗粒污泥 (aerobic granular sludge，AGS) 是微生物自凝聚形成的颗粒状活性污泥，具有沉降性能好、生物量高、可同步去除碳氮磷等优点，而相比于传统活性污泥工艺，AGS能节省50%~75%的占地面积、20%~25%的运行费用和23%~40%的电耗，故该技术符合当前减污降碳的发展目标，具有一定应用前景[1]。世界范围内已有80余座污水处理厂在序批式反应器 (sequencing batch reactor，SBR) 中成功应用了AGS技术，但在连续流反应器中成功应用AGS技术的仅10余座，连续流AGS的推广应用还未取得实质性的突破[2]。尽管SBR更易于培养AGS，但存在处理量小、设备使用率低等缺陷。而连续流是现有污水处理厂的主要运行模式，故连续流AGS的培养备受关注。
丰盛-饥饿条件[3-4]、基于污泥沉降速度[5-6]、尺寸或密度[7-8]的选择压及水力剪切力[9]等被认为是SBR-AGS颗粒化的关键影响因素。但连续流的培养环境与SBR截然不同，这些关键影响因素更难实现。SUN等[10]采用系列串联的完全混合反应器组成整体推流的连续流系统，同时沉淀池采用1 min进水→4 min静态沉淀→1 min排水的间歇运行模式，创造基于沉降速度的选择压，研究了丰盛-饥饿条件对连续流AGS形成的必要性。LIU等[11-12]应用双区沉淀池，通过调整沉淀区上方挡板的高度设置污泥选择压，在AAO系统中培养出平均粒径为210 µm的AGS。以上研究证实了丰盛-饥饿条件和选择压在连续流AGS培养中的必要性和可行性，但沉淀池的运行策略仍较复杂。在厌氧颗粒污泥的研究中，顶部为三相分离器的升流式反应器[13-14]能很好地富集颗粒污泥，但这些研究大多采用大高径比的柱式反应器，与现有污水处理厂的平铺式构筑物不兼容，开发的培养策略难以直接应用。再加上现有研究多为接种成熟AGS的小试实验，缺乏直接在连续流模式下培养AGS的更大尺度研究。
基于此，本团队提出一种新型的连续流AGS反应器，将三相分离器与传统活性污泥工艺组合，构成反应耦合沉淀一体式的反应器，以中试尺度在现有污水处理厂进行改造应用。通过向系统中接种活性污泥，以低浓度市政污水为基质，探究AGS的形成过程及其形貌和结构特性，并通过监测中试系统对NH4+-N和TN的去除效果，再结合微生物群落结构角度以探索系统的脱氮机理，以期为连续流AGS这一绿色低碳处理工艺的应用推广提供参考。
1. 材料与方法
1.1 中试系统及运行方法
中试系统位于河北省某市政污水处理厂原厌氧池，日处理量为3 000 m3。该厂出水标准由《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB18918-2002) 一级A改为执行地方标准，其中COD、NH4+-N和TP的排放浓度限值分别由50、5 (8) 和0.5 mg·L−1降为40、2.0 (3.5) 和0.4 mg·L−1，SS、BOD5和TN不变。根据该厂2019年的运行数据，提标后现有工艺出水NH4+-N和TN存在超标风险。
中试系统由原厌氧池改造而来 (图1) ，该系统分为I和II两个系列，均由微氧池、好氧池及置于好氧池内部、基于三相分离器的沉淀分离装置组成。系列I：微氧池11.0 m×6.0 m×6.5 m，好氧池13.5 m×6.0 m×3.8 m，好氧池内沉淀分离装置13.5 m×6.0 m×1.0 m；系列II：微氧池13.8.0 m×6.0 m×6.5 m，好氧池13.5 m×6.0 m×3.8 m，好氧池内沉淀分离装置13.5 m×6.0 m×1.0 m。进水流量、污泥回流量、剩余污泥外排量及曝气量均采用变频控制器控制。污泥质量浓度保持在4~7 g·L−1，采用气提回流控制污泥回流比约200%，每日排泥控制污泥龄26~30 d，调整曝气量使得微氧池溶解氧 (DO) 为0.2~0.5 mg·L−1，好氧池DO为1.0~3.0 mg·L−1。与传统活性污泥工艺相比，中试系统有如下特点：1) 未设缺氧池，前置的反应器为微氧池，旨在通过控制微量曝气以充分利用原水中的碳源实现同步硝化反硝化脱氮；2) 通过好氧池内置的沉淀分离装置完成固-液-气三相分离，省去二沉池，减少占地面积，同时内、外回流合二为一，可降低运行能耗。
1.2 原水水质及接种污泥
中试系统进水为该污水处理厂旋流沉砂池出水，其水质指标如下：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仅为3.6，生物脱氮碳源不足，故在微氧池定量投加乙酸钠作为外加碳源。这使得实际进水COD为 (328.1±73.6) mg·L−1，C/N为4.9。
中试系统接种该厂生化池活性污泥，其混合液悬浮固体浓度 (MLSS) 为4.2 g·L−1，挥发性悬浮固体浓度 (MLVSS) 为1.9 g·L−1，污泥指数 (SVI30) 为59.4 mL·g−1，粒径分布 (D50) 为28.9 μm，是典型的絮状活性污泥。
1.3 分析与检测方法
中试系统于2021年1月24日完成改造和接种工作，进出水采样时间为4月21日至7月5日。这段时间中试系统处于稳定运行状态，出水水质足以评估中试系统的污染物去除效果。采用纳氏分光光度法测定进出水NH4+-N；采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定TN；DO和pH采用便携式测定仪 (HACH，HQ30d，美国) 测定。
采用激光粒度仪 (Beckman，LS13320，美国) 测定接种污泥的粒径分布，并于7月13日和9月13日在中试系统中进行采样。采用数码相机观察AGS的宏观形态，通过扫描电子显微镜 (SEM) 观察AGS的微观结构及微生物形态。SEM样品制备过程[15]：用4%戊二醛固定；再用去离子水多次浸泡冲洗；经50%、70%、85%、95%、100%乙醇梯度脱水；临界点干燥、粘样、镀膜观察。通过流变仪 (Aaton Paar Physica MCR301，奥地利) 测定动态粘弹性。并分析了中试AGS与接种污泥的流变特性差异。具体步骤如下：采用平板-平板测量系统，平板直径50 mm，用一次性滴管滴加样品，刮除平板外多余样品后，在固定角频率5 rad·s−1、温度25 ℃条件下测定[16]。此外，为探究AGS中微生物群落结构的变化，使用孔径0.2 mm的筛网收集中试中粒径<0.2 mm (命名为F) 和>0.2 mm (命名为G) 及接种污泥样品 (命名为AS) 委托上海美吉生物医药科技有限公司进行16S rRNA高通量测序及种群分析。
2. 结果与讨论
2.1 污泥形态与粒径变化
图2 (a) 表明，在宏观上中试系统好氧池中的原始污泥与接种污泥几乎没有差别，但中试系统中的污泥经孔径为0.2 mm的筛网筛分后可得到粒径较大的AGS，采用数码相机和SEM观察AGS的形貌，结果如图2 (b)~(d) 所示。中试系统筛分得到的AGS轮廓清晰、紧致饱满，为形状规则的球形和椭球形。SEM图像表明AGS微观上主要由球状菌紧密相连，表面有少量丝状菌，这与文献[17]报道的实验室培养AGS形貌非常相似。这表明中试系统在连续流模式下，接种絮状活性污泥后使用实际低浓度低C/N的市政污水已成功培养出了AGS。
图3为接种污泥及中试系统稳定运行过程中污泥粒径分布的变化情况。粒径分布曲线右移表明随着中试系统的运行，污泥粒径逐渐增大。接种污泥的D50为28.9 μm。到了7月13日，中试系统中污泥D50为57.8 μm；到了9月13日，D50进一步增大到90.1 μm，较接种污泥粒径增大了3.1倍。粒径区间分布发现，接种污泥粒径主要分布在<50 μm，其占比高达76.8%，少量污泥粒径分布在50~100 μm，占比17.1%。但到7月13日，中试系统中污泥粒径较均匀地分布到了<50 μm、50~100 μm及100~150 μm，占比分别为42.2%、31.7%及20.3%。粒径为150~200 μm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%。而粒径>200 μm的污泥占比由初始的0.9%增至9.4%，实现了数量级跃增。连续流模式下培养的AGS粒径小于SBR中培养的AGS粒径[18]，这是由于连续流系统往往处于完全混合的状态，反应器内的基质浓度与出水浓度相当，更低的基质浓度意味着更小的扩散内径，从而限制了连续流中AGS的粒径。此外，本研究中污泥的颗粒化比例 (粒径>200 μm的污泥占比) 低于文献[12, 19]的报道值。这是由于中试系统中没有设置污泥选择压，系统中形成的AGS与絮状污泥一起作为剩余污泥被排出，不利于AGS的富集，从而导致颗粒化比例较低。
2.2 污泥流变特性
接种污泥及中试系统培养的AGS的流变特性如图4所示。通过动态应变扫描确定污泥的线性黏弹区，接种污泥和AGS的临界应变点均在1%左右。当应变超过线性黏弹区后，储能模量G´开始下降，这表明污泥样品的结构开始被破坏。2份污泥样品的G´均大于G´´，说明污泥样品具有凝胶状或固体状的结构，可被称为黏弹性固体。此外，由实验数据可得到污泥样品的屈服应力τy，即黏弹性极限处的剪切应力和流动应力τf，即样品变形过程G´=G´´处的剪切应力。接种污泥和AGS的τy分别为2.2和37.3 Pa，τf分别为7.9和390.3 Pa。这说明中试系统培养的AGS机械强度远高于接种的活性污泥。这主要是由于AGS中胞外多聚物 (extracellular polymeric substance，EPS) 的含量往往高于活性污泥，EPS将AGS中的微生物团聚在一起，从而使得AGS比絮状污泥有更高的机械强度。
2.3 污染物去除效果
中试系统处理水量情况如图5 (a) 所示。除6月3日、6月14日和15日由于进水泵故障，其余时间中试系统处理量均略高于设计值，I、II系列平均日处理量分别为1 454.9和1 722.4 m3·d−1。由图5 (b) 可知，原水COD呈现出明显的雨季降低的变化趋势，在进入雨季前 (4—5月) ，原水COD稳定在 (267.7±30.2) mg·L−1，而进入雨季 (6—7月) 后，平均COD降至 (200.1±54.9) mg·L−1。这是由于尽管该厂收水区域的排水体制为分流制，但可能存在管网的错接、混接等问题，导致雨季部分雨水进入污水管网，从而使得污水处理厂进水COD偏低。原水C/N为 (3.6±0.6) ，属于典型的低C/N污水，生物脱氮难度大。因此，需要定量投加乙酸钠作为碳源，而保证进水COD达到 (328.1±73.6) mg·L−1，C/N达 (4.9±0.6) 。
图 5 中试系统处理水量及进出水情况Figure 5. Water inlet and outlet and the treatment capacity of the pilot system中试系统对NH4+-N和TN的去除情况如图5 (c) 和 (d) 所示。与进水COD类似，进水NH4+-N和TN在雨季呈现出明显降低的趋势。在进入雨季前，进水NH4+-N和TN分别为 (68.5±4.5) mg·L−1和 (78.2±4.5) mg·L−1；在进入雨季后，分别降为 (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分别为 (1.3±1.1) mg·L−1和 (1.0±0.8) mg·L−1，平均去除率分别为97.7%和98.2%。出水NH4+-N基本保持在2 mg·L−1以下，满足地方标准要求的2.0 mg·L−1，达标时间占比分别为81.8%和93.5%。其中，I系列由于曝气设备故障导致超标时间多于II系列。出水TN分别为 (9.9±2.8) mg·L−1和 (9.1±2.6) mg·L−1，平均去除率分别为84.8%和85.7%。出水TN基本保持在10 mg·L−1左右，满足地方标准要求的15.0 mg·L−1，达标时间占比分别为94.8%和96.1%。此外，中试系统不仅获得了良好的出水水质，而且由于二沉池耦合在好氧池内部，省去了二沉池，可减小占地面积，同时硝化液回流和污泥回流合二为一，能降低系统的运行能耗。
2.4 微生物群落结构分析
为探究中试系统中污泥微生物群落结构的变化，使用孔径0.2 mm的筛网收集粒径<0.2 mm (F) 和>0.2 mm (G) 及接种污泥样品 (AS) 进行高通量测序。如表1所示，Coverage指数均大于99%，表明测序的结果具有代表性。Alpha多样性分析中的Simpson和Shannon指数均用于反映群落多样性；Simpson指数越大说明群落多样性越低；而Shannon值越大说明群落多样性越高。中试系统中F和G的Simpson指数均大于AS的，而Shannon值则均小于AS的。这表明中试系统污泥群落多样性减少，这可能与中试系统条件下能选择性富集功能微生物有关。
表 1 样本Alpha多样性指数Table 1. Alpha-diversity of the samples样本 Simpson Shannon Coverage AS 0.013 5.5 99.3% F 0.059 4.7 99.2% G 0.060 4.9 99.3% | Show Table
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微生物群落结构组成分析如图6所示。在门水平上，AS、F和G中优势菌群类似，均为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%) 。这3类微生物在营养物的去除中具有重要作用[20]，是污水处理中常见的微生物。除这3类优势菌群外，其余菌群丰度也发生了较大变化，如Actinobacteriota在AS中的相对丰度为13.08%，但在F中为6.37%，在G仅为4.39%；类似的还有Patescibacteria，其在AS中的相对丰度为5.27%，但在F和G的相对丰度仅为1.56%和1.19%；而Firmicutes在AS中的相对丰度为3.11%，尽管在F中增加到了6.26%，但在G中仅为2.30%。这表明相比于接种污泥，中试系统中的污泥微生物群落结构发生了变化，而且粒径<0.2 mm的污泥与粒径>0.2 mm的污泥微生物群落结构也有显著的差异。在属水平上，接种污泥中的优势属为Methylophilaceae (6.10%) ，Microtrichales (5.28%) ，Methylotenera (4.81%) ，Saprospiraceae (4.28%) 和Saccharimonadales (4.30%) 。而在中试系统中，Methylophilaceae和Methylotenera得到了显著富集，F和G中的丰度分别为23.73%和6.34%，24.61%和7.16%，丰度和为AS的3倍以上。Methylophilaceae和Methylotenera普遍存在于自然环境中，包括淡水、土壤、污水等生态位，是一种兼性厌氧、以甲醇等为生长基质的甲基营养型细菌，因其能在有氧条件下进行反硝化而受到关注[21]。中试系统由微氧池和好氧池组成，而没有设置缺氧池，NH4+-N在微氧池或好氧池中被氧化，同时生成的NO2−-N/NO3−-N的也只能在微氧池或好氧池被还原成N2，这可能是中试系统大量富集好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera的原因。同时，异养菌Microtrichales和Saccharimonadales的丰度则显著下降，由AS中的5.28%和4.30%分别降低至1.80%和1.11%，1.09%和0.57%，这可能与系统中有机物利用的途径有关。
图 6 门和属水平下微生物群落结构图Figure 6. Map of bacterial community structure at phylum, genus level2.5 颗粒化及脱氮机理分析
新型微氧-好氧耦合沉淀一体式反应器构型对AGS的形成、系统脱氮性能及微生物群落结构变化有着重要影响。在好氧池内，底部曝气和微氧池出水 (即好氧池进水) 产生推动力，使得好氧池内部混合液向上流动，与内置的三相分离器碰撞并实现固液气三相分离。分离的气体经三相分离器间的气-液平面逸散到空气中，液体经出水渠排出系统，而泥水混合液只能向下继续流动，在好氧区与三相分离器间形成剧烈的内循环流动，为AGS的形成提供关键的驱动力-水力剪切力。水力剪切力在颗粒化初期能促进微生物的随机运动，增加微生物间的有效碰撞，有利于形成初始可逆的微生物聚集体[22]。诱导EPS的分泌可增强细胞表面的疏水性，增加聚集体的密度，从而进一步形成不可逆的微生物聚集体[23]。在稳定阶段，水力剪切力不断剥离成熟AGS表面附着生长的丝状菌，维持AGS的形貌和优势地位[5]。这与DAI 等[24]的发现类似，即由反应器内部纵向循环产生水力剪切力培养AGS的机理。此外，沉淀耦合在好氧池内部，省去了二沉池，可节省占地面积，同时将内、外回流合二为一，降低运行能耗。
在微氧池中，DO控制在0.2~0.5 mg L−1，当微氧池COD为50~100 mg L−1时，DO可渗透AGS外表层10~18 µm处[25]，故粒径大于20~36 µm的AGS内可形成外层好氧、内层缺氧/厌氧的分层结构。进水中的NH4+-N在外层好氧条件下被氧化成NOx−-N，生成的NOx−-N扩散至内层，在内层缺氧/厌氧的条件下发生反硝化，使得系统可在微氧池中完成生物脱氮。但这一脱氮途径只存在于AGS形成后。在启动初期，接种的絮状污泥无法通过该途径完成生物脱氮，系统脱氮性能较差；在启动中期，随着中试系统的运行，尽管AGS还未形成，但系统富集了大量的好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，能通过好氧反硝化途径完成脱氮；而在AGS形成后的稳定运行阶段，两种脱氮途径共同完成生物脱氮过程。此外，微氧池中的反硝化过程不仅能充分利用原水中的碳源，还能降低进入好氧池中的有机物浓度，创造微氧池丰盛-好氧池饥饿的运行条件，有利于AGS的长期稳定性。
3. 结论
1) 以低浓度市政污水为基质、接种活性污泥，在中试规模 (3 000 m3 d−1) 的连续流运行模式下，可培养出长期稳定存在的AGS，平均粒径由接种污泥的28.9 μm增至90.1 μm，其中粒径>100 μm的占47.8%，>200 μm的占9.4%。
2) 中试系统I、II系列出水NH4+-N分别为 (1.3±1.1) mg·L−1和 (1.0±0.8) mg·L−1，出水TN分别为 (9.9±2.8) mg·L−1和 (9.1±2.6) mg·L−1，系统具有良好的脱氮效果，能满足该厂的提标改造要求。
3) 中试系统大量富集了好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，好氧反硝化途径可能在脱氮中起重要作用。微氧池中的反硝化过程能充分利用原水碳源，降低进水有机物浓度，有利于维持系统的稳定高效低碳运行。
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图 2 初始含水率与通风方式影响污泥干化效果
Figure 2. Effects of initial water content and ventilation patterns on the process of sludge bio-drying
图 5 污泥生物干化进程R1体系活菌和死菌CLSM图
Figure 5. CLSM diagram of live and dead bacteria in R1 system during sludge bio drying process
图 6 污泥混合料及干化产物浸出液中可溶性磷酸盐
Figure 6. Variations of soluble phosphate in the leachates derived from sludge mixture and bio drying products
表 1 实验所用3类污泥的物化指标
Table 1. Typical physico-chemical index of three types of sludge in the batch experiment
污泥种类 含水率/ % VS/% 干基碳/% pH 铝/(g·kg−1) 污泥状态 W1厂脱水污泥 81.1 10.4 21.6 7.5 69.8 新鲜污泥 W2厂脱水污泥 82.3 9.4 18.9 7.7 78.3 新鲜污泥 W3厂脱水污泥 83.1 8.8 15.3 8.7 68.3 陈旧污泥 (堆存120 d)
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表 2 R1体系不同温度阶段活菌和死菌荧光强度及比例变化
Table 2. Fluorescence intensities and ratio of live and dead bacteria at different temperature stages for R1 system
温度阶段 细菌荧光强度 活死菌比例/% 活菌 死菌 活菌 死菌 初始阶段 (20.5 ℃，0 h) 90.5 255 26.2 73.8 最高温阶段 (59.2 ℃，31 h) 39.4 35.7 52.5 47.5 结束阶段 (16 ℃，120 h) 54.2 35.1 60.7 39.3
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