近日，重慶大學環境與生態學院時文歆教授團隊在環境領域著名學術期刊WaterResearch上發表了題為“Anovelstrategyforrapiddevelopmentofaself-sustainingsymbioticalgal-bacterialgranularsludge:Applyingalgal-mycelialpelletsasnuclei”的論文。文中利用菌絲球絮凝（包裹）微藻形成菌絲球裹藻凝結核，創新性地提出將其作為晶核快速培養自維持菌藻共生好氧顆粒污泥的新策略，深入探究了菌絲球裹藻凝結核強化自維持菌藻共生好氧顆粒污泥系統快速構建的作用機理。采用該策略后，菌藻共生好氧顆粒污泥在12天內可實現完全顆粒化，且具有粒徑大、顆粒結構致密、沉降性能好、生物活性高、污染物降解能力強等優勢特征。本研究為強化非曝氣條件下菌-藻共生顆粒污泥的快速培養和系統穩定性提供了一種經濟可行的新方法。

引言

眾多的研究結果表明，與好氧顆粒污泥（Aerobicgranularsludge，AGS）相比，菌-藻共生好氧顆粒污泥（Algal-bacterialaerobicgranularsludge,ABGS）具有更加致密的顆粒結構，更好的沉降性能，更高效的除污染效能，以及良好的抗沖擊負荷能力和結構穩定性。然而，ABGS系統仍然存在啟動時間長、能耗高、藻類生物量易流失以及長期運行易失穩等問題。研究發現，在ABGS形成的初始階段，藻細胞相互結合形成的微小團聚體可作為微生物粘附的核心，這種獨特的結構有利于維持ABGS結構的穩定性，因此，利用藻類初始凝結核可能為加速污泥顆粒化過程提供一種新思路。然而，藻細胞尺寸小、沉降性能差、生長速度慢、靜電斥力強等特性，使其難以通過自聚集形成初始核心。因此，如何實現藻細胞快速絮凝成核是一個關鍵問題。

本研究擬基于ABGS的自然形成規律實施人工強化，利用絲狀菌絮凝（包裹）微藻，創新性地提出利用菌絲球裹藻凝結核定向誘導ABGS形成的新方法，深入探究菌絲球裹藻凝結核強化ABGS系統快速構建的作用機理，主要研究內容包括：（1）對mycelialpellets（MPs）、algal-mycelialpellets（AMPs）形成的關鍵參數進行優化，（2）探究ABGS的顆粒化過程和系統內物質轉化機制，（3）考察ABGS的微觀形態特征、胞外聚合物組成和群落結構的動態變化，（4）基于擴展的Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek（XDLVO）理論分析顆粒污泥中細胞表面相互作用能和污泥聚集能力，以及（5）闡釋菌絲球裹藻凝結核強化ABGS快速形成的作用機制。研究成果為ABGS的定向誘導、快速形成和結構穩定性調控提供新的方法和思路，為ABGS技術的工程應用提供有力的理論指導和技術支撐。

圖文導讀

菌絲球裹藻凝結核的最佳合成條件

圖1：MPs的生長曲線（a）；接種孢子密度（b）、pH（b）、轉速（d）、溫度（e）對MPs形成的影響；采用共培養法（f）和吸附法（g）時吸光度隨時間的變化；MPs培養時間（h）、藻細胞投加量（i）和MPs投加量（j）對AMPs形成的影響；MPs（k）和AMPs（l）的微觀形貌觀察。

在最初72h內MPs的生物量急劇增加，隨后進入穩定期（圖1a）。圖1b-e表明，MPs的最佳培養條件為：孢子濃度為6.3×106CFU/mL、pH為6.0、轉速為150rpm、溫度為30℃。對制備AMPs的方法進行了比較分析（圖1f，g，l），得出吸附法為AMPs的最佳制備方法。通過考察MPs培養時間、MPs投加量和藻細胞投加量對絮凝效果的影響，進一步優化了AMPs的制備條件。當投加培養時長為3d的MPs、藻液投加量為50mL、MPs投加量為12g（濕重）時，藻細胞的絮凝效率達到最大值（~99.0%）（圖1h-j）。

在最優條件下制備的MPs其核心結構緊湊、邊緣松散、尺寸均勻（圖1k）。MPs與AMPs除了顏色不同，形態上無明顯差異（圖1l）。SEM和TEM圖像顯示（圖1l），小球藻緊密附著在菌絲上，主要分布在AMPs的外層。此外，長而致密的菌絲在AMPs內相互纏繞，使得AMPs表面形成了一定的通道和孔隙，這種多孔結構有利于氧氣和營養物質傳質。

菌絲球裹藻凝結核強化作用下污泥的顆粒化過程

圖2：R1-R3中的ML(V)SS（a-c），SVI30和SVI30/SVI5（d），ABGS平均粒徑（e），葉綠素α濃度（f）的變化情況。R1：對照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。

活性污泥接種后，R1-R3中初始MLSS濃度約為3.6g/L，R2和R3中分別投加0.1g/L（干重）的MPs和AMPs（MPs/AMPs與AS的干重比為2.5%）。由圖2可知，第12天時R3中污泥的平均粒徑已超過300μm，SVI30/SVI5比值達到0.87，可知ABGS在12天內實現了完全顆粒化。此時，ABGS的粒徑為3.3mm，MLSS濃度為2.2g/L，葉綠素α含量為3.8mg/L，SVI30值為53.2mL/g，與R1和R2中形成的ABGS相比之下，R3中的污泥性質更優。顯微結構觀察顯示投加的AMPs主要位于ABGS的核心區域，證實了強化方法的有效性。上述研究結果表明，AMPs的投加有效地促進了自維持ABGS的形成，且細菌和藻類之間良好的共生關系有助于維持顆粒結構的穩定性。

污染物去除效能和質量平衡分析

圖3：R1-R3中COD去除效率（a）、NO2--N和NO3--N出水濃度（b）、TN去除效率（c）、PO43--P去除效率（d）的變化情況。R1：對照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。

R3系統中COD的平均去除率（98.6%）高于R1（96.4%）和R2（98.1%）（圖3a），而三者之間NH4+-N去除效率差別不大（接近100%），不存在明顯的NO2--N積累現象，表明ABGS體系具有良好的硝化性能。隨著運行時間的延長，R1-R3系統中出水NO3--N濃度有明顯的下降趨勢，相應地，TN去除效率得到提高（圖3b和c）。第35天時R3系統出水中NO3--N濃度（11.5mg/L）低于R1（19.5mg/L）和R2（12.5mg/L）（圖3b）。這可能是由于R3系統中顆粒粒徑較大，顆粒內部的厭氧/缺氧區域為反硝化細菌的生長創造了有利的條件。由圖3d可知，R3系統對PO43--P的平均去除效率超過80.0%，表現出較好的PO43--P去除效果。由圖4可見，污水中的C、N、P主要通過細菌代謝去除，R3系統中微藻對C、N、P的去除貢獻率分別為34.6%、17.0%、10.0%，明顯高于R1和R2。R3系統中投加的AMPs絮凝了較多的藻細胞（絮凝效率達到99%），而藻類（特別是綠藻）能夠吸收氮、磷等營養物質作為能量來源合成細胞物質，這可能是該系統除污染效能較高的重要原因。

圖4：R1-R3反應器中ABGS的C、N、P質量流。R1：對照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。

基于XDLVO理論的表面熱力學分析

圖5：接種污泥（a）和R1-R3系統中污泥的XDLVO位能曲線（b-d）。R1：對照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。

在XDLVO理論總位能曲線上大都存在一個最高點，稱為斥力勢壘，只有當微生物粒子具有能夠翻越過這個勢壘的動能，才能發生絮凝沉降，所以斥力勢壘的高低往往決定著體系的穩定性大小。勢壘越高，說明體系越穩定，絮凝沉降性能越差；反之，勢壘越低，微生物只需要較低的動能就可以翻越勢壘，容易發生沉降。在本研究中，通過比較各個系統中污泥的總勢能曲線，發現R1和R2系統中的污泥其能壘分別為138.98kT和109.64kT，顯著高于R3系統中的能壘（89.93kT），表明投加菌絲球裹藻凝結核強化形成的ABGS具有最低的能量勢壘和較強的微生物聚集能力。

細菌、藻類和真菌的群落結構分析

圖6：接種污泥和R1-R3系統中形成的ABGS在門水平（a）和屬水平（b）上微生物種群的相對豐度，ABGS中的藻類在屬水平的相對豐度（c）和真菌在屬水平上的相對豐度（d），屬分類水平上的熱圖（e），相對豐度位于前20個的菌屬與EPS含量和N、P去除效率之間的聚類分析（f）。R1：對照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。

隨著顆粒化過程的進行，三個光生物反應器中放線菌門（Actinobacteriota）的相對豐度急劇下降至0.21%以下（圖6a），變形菌門（Proteobacteria）的相對豐度顯著提高，尤其是R3中該菌門的相對豐度增加至62.68%，是接種污泥的3.7倍。在屬水平上，所有ABGS樣品中的優勢菌屬與接種污泥的優勢菌屬具有明顯的差異性（圖6e）。具體地說，R1、R2和R3系統中屬于變形菌門的Neomegalonema其相對豐度分別增加至43.82%、20.71%和46.11%（圖6b）。本研究進一步將相對豐度位于前20的微生物種屬與EPS含量和TN、PO43--P去除效率之間進行了相關性分析，發現TN、PO43--P去除效率和EPS含量與Neomegalonema呈正相關關系（圖6f）。已有研究顯示，Neomegalonema不僅是一種聚磷菌，且能夠吸收有機物質和含氮物質，同時也是一種重要的胞外聚合物產生菌，與本研究的結果相一致。

在藻類的屬分類水平上，R3系統中Chlorella_f_Cholrellaceae的相對豐度（23.25%）高于R1（18.52%）和R2（11.68%），表明MPs絮凝的小球藻在R3系統中得到了有效富集（圖6c）。小球藻在生長過程中能夠將廢水中的N和P同化為磷脂、核酸和核苷酸等細胞成分，從而有利于廢水中營養物質的去除。圖6d顯示了ABGS中真菌在屬水平上的分布情況。由圖可知，R1、R2和R3系統中優勢真菌分別是彎頸霉屬（Tolypocladium）、鏈枝菌屬（Catenaria）和黑曲霉菌屬（Aspergillus）。R3中Aspergillus在的相對豐度為38.76%，明顯高于R1（0.96%）和R2（3.76%）中的相對豐度。以上研究結果顯示，AMPs中的Aspergillus在光生物反應器中具有較好的適應性，可維持較好的生物活性。

小結

本研究基于菌-藻共生好氧顆粒污泥（ABGS）的自然形成規律，提出了一種利用菌絲球裹藻凝結核強化無曝氣條件下自維持菌-藻共生好氧顆粒污泥快速形成的新方法。結果表明，ABGS可在12天內實現完全顆粒化，且具有粒徑大、結構緊湊、沉降性能好、生物活性高、去除污染物效果優異等特點。微觀觀察顯示，定向投加的藻類（Chlorella）和真菌（Aspergillus）作為顆粒污泥的核心。此外，本研究從胞外聚合物組成成分、群落結構組成（真菌、細菌和藻類）以及微生物聚集能力等角度，系統解析了菌絲球裹藻凝結核強化污泥快速顆粒化的作用機制。

近年來，水體中頻繁檢出的抗生素、全氟化合物和微塑料等化學品已經成為一類不可忽視的新污染，給飲用水安全帶來潛在風險和巨大挑戰。國家“十四五規劃”中已明確提出了“重視新污染物治理”的工作部署，而新污染物治理作為飲用水源污染防控的重要新領域，目前缺乏切實有效的防控技術與治理手段。通過梳理國內外涉及飲用水新污染物的政策與行動計劃發展情況，分析新污染物相關研究和技術的發展態勢，總結本領域的發展目標和重點任務，提煉出前沿科學問題和關鍵技術，為應對新污染物所帶來的飲用水安全保障新挑戰提供參考。

侯立安，中國工程院院士，主要研究方向為水安全與水資源保障技術。

《中華人民共和國國民經濟和社會發展第十四個五年規劃和2035年遠景目標綱要》中明確提出了“重視新污染物治理”的工作部署。新污染物（Emerging contaminants, ECs）是指新近發現或被關注，對生態環境或人體健康存在風險，尚未納入管理或者現有管理措施不足以有效防控其風險的各類污染物。新污染物由于其生物毒性、環境持久性和生物累積性明顯，在環境中即使濃度較低，也可能具有顯著的環境與健康風險，其危害具有潛在性和隱蔽性，因此，這類污染物一旦進入飲用水源，將會給人民群眾健康帶來較大風險。
由于飲用水安全是關系人民群眾健康的重要問題，我國政府高度重視傳統水源污染帶來的飲用水安全問題，從政策規劃、標準制定以及關鍵技術研發等方面多舉措并行，構建飲用水源污染防治與安全保障體系。經過持續不斷的努力，我國飲用水安全現狀得到了顯著改善。但近年來，國內外諸多水體中頻繁檢出的微塑料、內分泌干擾物、藥物及個人護理品等新污染物給飲用水安全保障帶來了新挑戰，成為國際上飲用水領域的研究熱點。
這些新污染物存在類別多、濃度低、環境遷移轉化路徑不清晰、健康風險不明確、常規處理技術效率不高以及相關法規標準不完善等問題，導致對飲用水源中出現的新污染物尚缺乏切實有效的防控技術與治理手段。本文將梳理國內外涉及飲用水新污染物的政策與行動計劃發展情況，分析新污染物相關研究和技術的發展態勢，總結本領域的發展目標和重點任務，提煉出前沿科學問題和關鍵技術，為應對新污染物所帶來的飲用水安全保障新挑戰提供參考。
01新污染物的來源與環境遷移情況
水體是新污染物在環境中分布的主要載體，地表水、地下水、暴雨廢水、飲用水和各類污廢水等水環境中都有檢測到新污染物的相關報道。目前，水環境中比較受關注的新污染物主要包括：內分泌干擾物、藥物及個人護理品、人工納米材料、全氟化合物、溴化阻燃劑和多環芳烴等，其主要來源包括：
·生活污水；
·農藥排放污水；
·制藥企業排放污水；
·養殖業廢水；
·農業廢水；
·醫院廢水等。
新污染物在水循環系統中，通過徑流、擴散、滲濾等多種途徑進入地表水和地下水，造成飲用水源的污染，對水生生物、生態安全和人身健康構成了潛在威脅。其中，污水處理廠是新污染物的重要匯聚地和發散地，因為大部分新污染物具有親水特性，在傳統處理過程中難以完全去除，在二級出水甚至三級出水中仍能夠檢測到這些新污染物，導致污水處理廠出水成為新污染物進入自然水生環境的關鍵節點，進一步通過環境遷移和轉化擴散到其他水源中。
雖然“源輸入-河流-水庫”的新污染物遷移與轉化模式具有一定的普遍性，但是綠化等環境因素、降雨量等季節性差異和人口密度等社會經濟狀況也會影響新污染物的轉移路徑，例如我國西部大范圍的綠化面積能夠有效攔截微塑料類新污染物經過地表徑流進入污水處理廠。目前，飲用水源新污染物轉移過程中存在的問題在于對轉移路徑缺乏自動監控，尚難以繪出較為準確的新污染水環境分布與遷移路徑圖。
02飲用水源中新污染物防控研發現狀
2.1 全球政策與行動計劃概況
近年來，全球很多國家對飲用水源中新污染物防控與去除提出了相關政策和行動方案，以保障飲用水安全、維護人們生命安全和健康。圖1給出了我國、歐盟和美國有關水環境中新污染防控以及飲用水中涉及新污染物的相關政策和行動計劃情況。

圖1 我國、歐盟和美國有關水環境中新污染防控政策和行動計劃概況
如圖1中灰色框所示，美國自20世紀90年代中期開始關注水環境中鄰苯二甲酸酯（PAEs）和多氯聯苯（PCBs）等新污染物；2006至2013年期間先后出臺《地表水水質標準》《關于直接飲用再利用系統的公共衛生標準的報告》等水質標準，對地表水及直飲水回用二級出水中部分藥物及個人護理用品（PPCPs）、內分泌干擾素（EDCs）等設置濃度限值，并頒布了《飲用水安全法（Safe Drinking Water Act）》，完善了飲用水中新污染物的監測指標，對多種EDCs、全氟化合物（PFAS）、PCBs、多環芳香烴（PAHs）等設置濃度限值。2019年，美國環保署出臺了針對全氟辛烷基磺酸（PFOS）和全氟辛酸（PFOA）的行動方案，此項舉措進一步推動了對飲用水中該類物質的有效監管。
圖1中淺藍色框給出了歐盟對水環境中新污染物防控的有關政策和行動方案。2000年，歐盟理事會和歐洲議會發布了歐洲水框架指令（Water Frame Directive, WFD），以改善水資源狀態。該指令開發了基于計分排序的優先污染物篩選方 法，為歐盟各國在水資源管理和保護領域提供了重要指導。隨著對新污染物認知的深入，于2006年和2011年又對WFD進行修正，完善了EDCs、PPCPs、PFOS等的地表水質量標準。近年來，歐盟設立的“Modelkey”計劃對毒性評估項目進行了支持，促進了效應導向分析法（Effect-directed Analysis，EDA）的發展，為新污染物監測標準的制定提供了科學基礎。隨著數字革命的發展，歐盟進一步啟動了旨在支持水務信息化發展，實現智慧水務的一系列項目，整合科研力量，成立 “Ctrl+SWAN”（Cloud Technologies and Real Time Monitoring+ Smart Water Network）行動組，為新污染物在線監測研究提供了支撐。
我國對水環境中新污染物的防控也給予了高度關注，并采取了一系列相關措施（圖1中深藍色框）。20世紀90年代以來，以國家環境保護總局發布的《污水綜合排放標準（1996年）》《城鎮污水處理廠污染物排放標準（2002年）》《地表水環境質量標準（2002年）》《生活飲用水水質衛生規范（2006年）》等為引導，從源頭到末端不斷完善對新污染物的控制要求。部分新污染物在飲用水中的限值濃度已低于美國環境保護署和世界衛生組織規定的限值。“十三五”規劃（2016-2020年）期間，為順應智慧城市的發展潮流，推進水務信息化建設，先后在上海浦東新區和深圳建立區域智慧水務平臺，為新污染物的智慧監測提供平臺［10］。2021年10月生態環境部組織編制了《新污染物治理行動方案（征求意見稿）》，提出了6個方面共25條具體措施。
2.2 飲用水源中新污染物防控研究現狀
新污染物的概念是2003年PETROVI等首次提出，通過分析以“Emerging contaminants”為作者關鍵詞檢索web of science核心集收錄論文情況(如圖2所示)，可以發現雖然新污染物的概念提出時間不長，但迅速受到廣泛關注，近年來的論文發表數量幾乎呈指數級增長，成為環境領域的研究熱點。

圖2 2003-2021年新污染物領域年度新增論文數量變化趨勢

通過分析2003-2021年web of science核心集收錄論文涉及的研究領域和熱點，可以確定新污染物領域密切相關的學科和領域。如圖3所示，文獻檢索的高頻率關鍵詞是"water"，進一步說明以水體為載體的分布形式是新污染物的主要分布形式。同時可以看出，全球新污染物領域研究熱點主要集中在藥物及個人護理品等污染物、毒性評估、去除技術等方面。這些研究顯示出新污染物的研究主要屬于環境科學和環境工程的學科范疇，但除此之外，最密切相關的則是水資源、化學工程、分析化學和毒理學，表明水環境中新污染物的去除、檢測和毒理風險是最為關注的方向。

圖3 2003-2021年新污染物領域研究熱點方向

2.3 飲用水源中新污染物防控面臨的挑戰
水環境中的新污染物的主要特征是濃度低、種類多、物化性質復雜，由此給飲用水源中新污染物的防控帶來了一系列的挑戰，存在新污染物的來源、區域污染特征、影響其多介質分布的遷移轉化行為等環境地球化學屬性不明；新污染物的暴露途徑復雜，其環境生態與健康毒性的認識不一；現有技術處理、處置新污染物時效率不高等問題。具體包括如下幾個方面：
（1）新興污染物一般濃度較低、成分未知，定性和定量分析難度大，目前的檢測技術常包含萃取、凈化、濃縮富集等多個前處理步驟，操作較為繁瑣，傳統隨機采樣以及實驗室分析技術容易產生時間差，存在滯后性。
（2）由于監測難，使得新污染物分布狀況和區域特征污染的系統研究缺乏，因此，對我國飲用水源的新污染物污染狀況認識存在兩極分化：過分渲染和完全無視的現象并存。
（3）飲用水源新污染物的檢測和控制未納入工廠排放標準和廢水監測標準，缺乏分類治理、全過程環境風險管控的依據和基礎。
（4）在健康與風險評價方面，缺乏對新污染物健康風險分子水平的認識，和長期低水平暴露對健康的影響，另外，當前風險評價多基于單一新污染物，缺乏多污染物復合評價。
（5）新污染物的物化性質、生態風險和毒理毒性與傳統污染物有本質區別，傳統的分析方法、研究手段和處置措施難以簡單地移植到新污染物防控領域，而新技術大多停留在試驗階段，中試或實際運行規模的尚未廣泛應用。
03飲用水源新污染物防控關鍵技術的發展方向
針對我國飲用水源中新污染物防控的上述挑戰，應以有效防范新污染物環境與健康風險為核心，以構建新污染物的風險評價與控制技術體系，建立完善風險評價方法學，識別重點風險源為目標，開展一系列基礎理論和關鍵技術的研發。
為此，需要大力發展高效、靈敏的新污染物檢測技術實現污染物識別和清單研究，開展新污染物生物毒性和健康風險評價體系研究，發展綠色、高效的新污染物實用去除技術，研發并構建大數據分析的新污染物轉化遷移體系的智慧化水網；通過攻克上述關鍵支撐技術，研發具有自主知識產權和國際競爭力的新污染物防控技術裝備，掌握一批世界領先的關鍵核心技術，實現新污染物防控體系的標準化、優質化；基于上述實用型去除技術和智能化供水系統對水廠進行升級改造，建立相互關聯和依托的示范工程，如圖4所示。最終實現飲用水源新污染物防控從基礎理論到關鍵技術再到工程應用的整體提升。

圖4 我國飲用水源中新污染物防控發展趨勢

郭露，碩士研究生，主要從事水污染控制理論與技術研究。
短程反硝化（PD）是指NO3--N還原到NO2--N的過程，相比于完全反硝化過程可節約60.10%的外加碳源。有研究表明，通過控制污泥類型、碳源種類、碳氮比（C/N值）、pH值、碳源投加方式等條件可以實現短程反硝化和NO2--N積累。畢春雪等、張星星等利用不同污泥快速啟動了PD，NO2--N轉化率（NTR）分別在80%、70%左右。Ge等研究發現添加不同碳源時，添加葡萄糖碳源條件下亞硝酸鹽積累率最高，較高C/N值會獲得更高的NO2--N積累量。Gong等用乙酸鈉作為碳源時，發現在C/N值=1.4～3.5時NO2--N都能有效積累。Qian等發現當系統pH值從5.0增至9.0時，反應器中NTR逐漸升高，而且pH值=9.0時短程反硝化關鍵細菌Thauera的相對豐度最高。王淑瑩等研究表明，以污泥發酵液為碳源，分次投加和1次投加對短程反硝化系統中NTR的峰值影響不大，但分次投加更有利于NO2--N穩定積累。在反硝化耦合厭氧氨氧化系統中，分次投加污泥發酵液不會降低厭氧氨氧化活性。Du等發現，在反硝化氨氧化（DEAMOX）系統中，總氮超過500mg/L時，分次投加碳源能明顯提升PD過程的NTR。
目前雖有少部分文獻報道了碳源投加方式對PD的影響，但這些研究多是采用短程反硝化-ANAMMOX耦合工藝分析碳源投加方式對整體脫氮效果的影響，而碳源投加方式對PD中氮素轉化特性和轉化速率的影響鮮有研究。因此，筆者采用序批式反應器（SBR）處理模擬硝酸鹽廢水，以乙酸鈉為碳源，探究在不同碳源投加方式下PD工藝的啟動以及運行性能的差異情況，并利用高通量測序技術分析不同條件下微生物群落變化，旨在為硝酸鹽廢水的處理提供理論支持。
01材料與方法
1.1 實驗裝置
實驗裝置采用SBR反應器，由有機玻璃制成，有效體積為3L，長為11cm，寬為11cm，高為40cm，見圖1。在反應器上方安裝JJ-1型懸臂式攪拌器，攪拌速度為200r/min，以保持反應過程中的完全混合且溶解氧不超過0.2mg/L。使用哈希HQ30d溶解氧儀測定溶解氧，雷弗BT100L型蠕動泵控制進水和碳源投加，德力西2W040-10型電磁閥進行排水。使用YX25L型溫控加熱盤控制反應器內溫度在24～25 ℃。

圖1 SBR裝置示意

1.2　實驗方案
SBR每天運行2個周期，每周期進水1.5L，排水比為50%。本實驗分為兩個階段，階段Ⅰ為反應啟動階段：厭氧攪拌360min（包括進水2min），沉淀30min，排水5min；階段Ⅱ為碳源投加方式探究階段：厭氧攪拌240min（包括進水2min），沉淀30min，排水5min。
整個實驗過程進水NO3--N為100mg/L，使用乙酸鈉溶液（COD為25g/L）提供反應所需碳源，控制反應起始C/N值為2。第Ⅰ階段（第1～10天）分4次投加碳源，即在t=0/1/2/3 h分別投加3 mL乙酸鈉溶液，旨在啟動短程反硝化。第Ⅱ階段采用3種碳源投加方式，即1次投加方式（第11～28天，在t=0min時投加12mL乙酸鈉溶液）、3次投加方式（第29～47天，在t=0/30/60min分別投加4mL乙酸鈉溶液）、6次投加方式（第48～68天，在t=0/10/20/30/40/50 min分別投加2mL乙酸鈉溶液）。3種投加方式各選取3個周期進行單周期連續取樣。每天監測SBR反應器進、出水的NO3--N、NO2--N、pH值。
1.3　接種污泥與實驗進水
接種污泥取自實驗室培養成熟的全程自養脫氮污泥，接種后SBR反應器內混合液的MLVSS為1500mg/L，30d排泥1次。
實驗進水為人工配制的模擬廢水，主要包括NaNO3、微生物生長所需的營養元素、微量元素A及B溶液，pH值為7.5～8.5。
1.4　分析項目及方法
水樣首先經過0.45μm納濾膜過濾，然后分別采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法、紫外分光光度法、PHS-3C型pH計、馬福爐灼燒重量法測定NO2--N、NO3--N、pH值、MLVSS；微生物群落結構采用高通量基因測序技術進行分析。
NTR、比轉化速率參考文獻進行計算。
02結果與分析
2.1 短程反硝化系統的啟動
圖2反映了反應器內PD啟動過程中NO3--N、NO2--N濃度及NTR變化情況。進水NO3--N為100mg/L，乙酸鈉為唯一碳源，碳源分4次投入SBR反應器中，PD系統經過19個周期的馴化完成啟動。啟動可分為兩個階段：第1～9周期，PD活性增強階段；第10～19周期，PD活性穩定階段。第1～9周期，反應器出水NO3--N濃度從26.89mg/L降至12.39mg/L，NO2--N濃度從0.75mg/L增加到44.9mg/L，NTR從22.00%升至86.17%，此時認為系統中PD性能逐漸增強。第10～19周期，反應器出水NO3--N和NO2--N平均濃度為12.53mg/L和61.41mg/L，NO2--N高積累量得以維持，NTR平均為89.78%、最大為97.09%，說明經過19個周期的馴化，在SBR反應器中成功啟動了PD系統

圖2 PD啟動階段運行狀況
目前，大多數研究者啟動PD采用一次性投加碳源的方法。畢春雪等在SBR反應器中通過一次性投加乙酸鈉耗時21d啟動了PD，張星星等采用3種不同的污泥源耗時9d啟動了PD系統，且NTR均僅在70%左右。本實驗采用的SBR反應器僅經過19個周期（10d）的運行，NTR就達到89.78%，在短時間內完成了高效穩定PD系統的啟動，因此可以認為分次投加碳源有利于SBR反應器中PD的啟動。
2.2　碳源投加方式對短程反硝化的影響
2.2.1　氮素轉化特性
不同碳源投加方式對PD系統氮素轉化特性的影響如圖3所示。進水NO3--N為100mg/L，一次性投加時，反應器出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為17.18、49.24mg/L，NTR平均為75.10%、最大達到88.62%。前10d反應器中NTR稍有波動，后趨于穩定。3次投加方式條件下，反應器出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為12.28、58.9mg/L，NTR平均為81.55%，比一次性投加時高6.45%，NTR最大為88.72%，與一次性投加時相差不大，說明3次投加時反應器出水NTR波動不大。6次投加方式條件下，反應器出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為7.33、60.92mg/L，NTR平均為86.55%、最高可達96.14%。

圖3 不同碳源投加方式下PD運行狀況
在不同的投加方式下，PD系統出水NO3--N、NO2--N濃度差異明顯。在其他運行條件相同的情況下，隨著碳源投加次數的增多，SBR反應器出水NO2--N濃度、NTR呈上升趨勢，NO3--N剩余量呈下降趨勢，說明碳源投加次數增多有利于提升反應器內PD活性。碳源分6次投加可以在最大限度上促使NO3--N轉化為NO2--N，同時進行完全反硝化的NO3--N比例下降，因此積累了高濃度的NO2--N。少量多次地投加碳源可使反應器中的有機物濃度處于較低水平。在較低的C/N值條件下，硝酸鹽還原酶的活性大于亞硝酸鹽還原酶的活性，NO3--N優先還原為NO2--N，使NO2--N得以積累。
2.2.2　典型周期轉化速率
圖4展示了不同碳源投加方式下SBR反應器中PD典型周期內NO3--N、NO2--N濃度及NTR變化情況。各條件下典型周期實驗次數為3次。一次性投加時，在前60min，反應器出水NO3--N濃度由64.63mg/L降至28.15mg/L，NO2--N濃度從12.68mg/L升至41.72mg/L，60min時NTR達到峰值80.09%。在后續180min反應時間內，NO2--N僅增加了3.94mg/L，NO3--N僅減少了9.45mg/L。3次投加時，反應器出水氮素濃度變化主要在前90min內，NO3--N在0～90 min和90～240min的濃度分別下降了43.39、7.37mg/L，NO2--N則分別增加了30.83、4.21mg/L，但NTR峰值仍出現在60min時，為72.46%。6次投加時，在前60min完成了大部分NO2--N的積累，反應器出水NO2--N增加了33.80mg/L，NO3--N減少了39.90mg/L，60min時NTR最大為84.50%。3種投加方式下反應器內NO3--N減少量均大于NO2--N積累量，二者差值越小，說明反應器內NO2--N的還原量越少，NTR越高。

圖4 PD典型周期內氮素濃度、NTR變化曲線
此外，3種投加條件下SBR反應器出水NO3--N、NO2--N濃度及NTR變化趨勢基本相似。在反應前期，反應器出水NO3--N濃度隨著反應的進行而逐漸降低，NO2--N濃度不斷積累升高。這是因為在反應初期，硝酸鹽還原菌的底物NO3--N和碳源充足，硝酸鹽還原酶可結合的電子供體與受體增加，NO3--N可快速轉化為NO2--N。反應一段時間后，反應器中NO3--N、NO2--N濃度變化不大，是因為反應后期NO3--N和碳源濃度較低，反應變慢，NO3--N和NO2--N變化不明顯，因此二者濃度及NTR比較穩定。有研究表明，當C/N值大于3（超過了完全反硝化所需要的碳源量）時出水NO2--N濃度隨反應的進行而先增加后減少。而本實驗中C/N值為2，且通過分次投加降低了反應期間碳源濃度，使反應器中不明顯發生完全反硝化，才成功在反應后期穩定積累NO2--N濃度。3種碳源投加方式下，反應器中的NTR呈微弱的先上升后下降的趨勢，且均在60min時達到最大值。經比較可知，6次投加方式下反應器出水NO2--N濃度和NTR都達到最高水平。
在前4次取樣時間內，反應器內NO3--N減少量和NO2--N積累量與時間呈線性關系，R2>0.95。典型周期內的PD反應速率可由擬合后的二者濃度變化以及污泥濃度MLVSS來確定，結果如圖5所示。

圖5 不同碳源投加方式下PD典型周期內的比反應速率
在3種投加方式中，6次投加時NO3--N比還原速率、NO2--N比積累速率最大，分別為26.79、22.65mg/（g·h），3次投加方式的NO3--N比還原速率、NO2--N比積累速率最小，分別為19.42、13.95mg/（g·h）。此外，無論何種投加方式，NO3--N比還原速率遠大于NO2--N比還原速率。一次性投加時，NO3--N比還原速率是NO2--N比還原速率的4.82倍，3次、6次投加時分別為3.55、6.47倍。6次投加方式的NO3--N比還原速率與NO2--N比還原速率相差最大，NO2--N得以更好地積累，與在該條件下PD系統具有較高的NTR相一致。由此可以認為，NO3--N比還原速率大于NO2--N比還原速率是NO2--N積累的直接原因，這與王淑瑩等、Cao等的研究結果相似。
2.3　微生物群落分析
利用16SrDNA高通量測序進一步了解不同運行條件下反應器中微生物群落結構的變化情況。seed取自反應器運行第1天（接種污泥）、R1取自反應器運行第16天（1次投加方式）、R3取自反應器運行第35天（3次投加方式）、R6取自反應器運行第57天（6次投加方式）。4個污泥樣品的Coverage值分別為98.80%、97.68%、99.60%、99.74%，有較高的樣本文庫覆蓋率，說明本次測序有效。Shannon值用來表征微生物群落的多樣性，其數值越大，多樣性越高。seed、R1、R3、R6的Shannon值分別為5.69、8.02、6.19、7.10，說明R1比其他樣品的物種多樣性要高，即seed、R3、R6中微生物的專一性更高，功能細菌的優勢更強。
SBR反應器中各時期污泥樣品門水平、屬水平的微生物群落豐度見圖6。從圖6（a）可知，4個污泥樣品中分別檢測出9、11、18、15種已知菌門，有6種主要菌門（相對豐度>1.0%），分別為擬桿菌門（Bacteroidetes）、變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloroflexi）、厚壁菌門（Firmicutes）、浮霉菌門（Planctomycetes）和Patescibacteria菌門。按照豐度由高到低排序，seed中優勢菌門為擬桿菌門（84.08%）、厚壁菌門（14.86%）；R1中優勢菌門為擬桿菌門（70.50%）、厚壁菌門（25.60%）以及Patescibacteria菌門（1.59%）；R3中優勢菌門為擬桿菌門（38.49%）、變形菌門（32.73%）、綠彎菌門（22.35%）、浮霉菌門（4.28%）；R6中優勢菌為變形菌門（47.71%）、綠彎菌門（22.62%）、擬桿菌門（22.35%）、浮霉菌門（4.96%）。可以發現，R3、R6中出現了seed、R1中沒有的綠彎菌門，綠彎菌門是含有綠色素的兼性厭氧細菌，可以分解糖類物質并進行脫氮。擬桿菌門的豐度逐漸降低，變形菌門的豐度逐漸升高，R6中變形菌門占47.71%，此豐度與已有文獻中活性污泥變形菌門的豐度相近。污水處理中常見的反硝化菌屬大多屬于變形菌門，變形菌門可以在降解有機物的同時脫氮除磷，因此，高豐度變形菌門是PD系統中高NTR的保證。
從圖6（b）可知，R3、R6新增了前兩個樣品中未檢測出的反硝化菌屬Thauera，相對豐度分別為14.29%、17.11%。Thauera是PD研究中實現NO2--N積累的功能菌屬。Du等的研究接種已馴化成功且穩定運行的反硝化污泥，發現在實驗后期Thauera是PD工藝中的絕對優勢菌屬，相對豐度為67.25%。而本實驗接種污泥為實驗室培養成熟的全程自養脫氮污泥，反應后期才出現Thauera，條件的優化使與PD相關優勢菌得到富集，這與6次投加時效果最優的結論一致。

圖6 微生物群落分析
03結論
① 在常溫（24～25 ℃）下，當進水NO3--N為100 mg/L、C/N值=2時，碳源分次投加，可以在短時間（10d）內啟動高效穩定的PD系統。
② 6次投加方式下SBR反應器中PD運行效能最好。6次投加方式下出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為7.33、60.92 mg/L，NTR平均為86.55%，NO3--N比還原速率最大［26.79mg/（g·h）］，NO2--N比還原速率最小［4.14mg/（g·h）］。
③ 碳源投加次數增多有利于提升SBR反應器內PD的活性，促進反應器出水NO2--N的積累，可為后續ANAMMOX脫氮提供充足的基質。
④ 擬桿菌門和變形菌門是PD系統中的優勢菌門，在3次投加和6次投加的污泥中出現的新菌屬Thauera是眾多已報道PD研究中實現NO2--N積累的功能菌屬，Thauera的富集能維持PD系統的穩定。
本文的完整版刊登在《中國給水排水》2022年第3期，作者及單位如下：
碳源投加方式對短程反硝化性能的影響
郭露1,2，汪曉軍1,2,3，秦嘉富1,2，陳振國3,4
（1.華南理工大學 環境與能源學院，廣東 廣州 510006；2.工業聚集區污染控制與生態修復教育部重點實驗室，廣東 廣州 510006；3.佛山市化爾銨生物科技有限公司，廣東 佛山 528300；4.華南理工大學 化學與化工學院，廣東 廣州 510665）
該文標準著錄格式：
郭露,汪曉軍,秦嘉富,等.碳源投加方式對短程反硝化性能的影響[J].中國給水排水,2022,38(3):74-80.
GUO Lu,WANG Xiaojun,QIN Jiafu,et al.Effect of carbon source dosing mode on partial denitrification performance[J].China Water & Wastewater,2022,38(3):74-80(in Chinese).
編輯：任瑩瑩
制作：文 凱
審核：李德強

徐祖信:中國工程院院士、國家水體污染控制與治理科技重大專項技術副總師，海南“六水共治”技術總師。長期致力于水環境綜合整治研究，為我國城市河流污染治理做出突出貢獻。獲國家科技進步二等獎2項、省部級科技進步一等獎3項。
作者：徐祖信，張競藝， 徐晉，王思玉，陳宗群， 林夷媛，王靜怡，屈揚，尹海龍，李懷正，金偉
單位：1.同濟大學環境科學與工程學院

   2.污染控制與資源化研究國家重點實驗室機構
   3.長江水環境教育部重點實驗室機構
   4.上海污染控制與生態安全研究院

為貫徹習近平總書記關于長江經濟帶“共抓大保護，不搞大開發”的重要指示精神，落實《長江保護修復攻堅戰行動計劃》，生態環境部組織開展了長江生態環境保護修復駐點跟蹤研究工作，深入一線進行駐點研究和技術指導，服務地方政府水污染防治的科學決策與精準施策。同濟大學牽頭組建馬鞍山市駐點工作組，在馬鞍山市政府和各相關部門支持協作下，重點針對馬鞍山市中心城區水環境質量改善面臨的突出問題，圍繞精準控源截污和雨天排放污染控制等方面，開展城市河流水系水質提升關鍵技術研究，為慈湖河小流域水環境治理項目提供技術支撐，在多方共同努力下，成功消除了城市水體黑臭，河流水質得到穩定改善。2019年11月，韓正副總理視察馬鞍山市期間，對馬鞍山市水環境保護工作取得的成效給予高度肯定；2020年8月，習近平總書記視察馬鞍山市時，提出了打造安徽的“杭嘉湖”、長三角的“白菜心”新發展定位。

1. 長江中下游城市水環境治理的瓶頸問題
   現階段，城鎮環境與市政基礎設施建設趨于完善，但城市水環境仍面臨較多問題。研究表明，長江中下游城市污水管網覆蓋率、污水處理率高達90%以上，但是城市河流仍然面臨雨天反復污染問題。主要體現在：1）排水管網錯接和破損，導致雨水和地下水嚴重擠占污水管網輸送容量，造成末端的污水處理廠進水濃度不高。有些雨水管道接入污水管網，導致污水處理廠雨天進水量明顯增加，暴雨時甚至發生漫流并超標排放。污水管道破損嚴重，導致地下水（占比高達28%~40%）進入污水管道。2）排水管網雨污混接，導致污水直排河道，管網截污效率低。相關研究表明，長江中下游城市排水管網雨污混接比例平均約為26%，最高可達70%。雨水管道晴天流速較低，污染物沉淀，下雨時沉積物隨雨水排入河道，造成污染。3）為了確保城市防洪安全，當降水產生的徑流量超過合流管網輸送容量時，合流管網發生污水溢流。合流管網晴天流速低，污染物沉積嚴重，尤其是遠距離輸送的合流管道，近1/3的顆粒態污染物沿程沉積；而雨天沉積污染物受管道匯流雨水沖刷泛起，形成“零存整取”的污染效應，對河道造成沖擊性污染。目前，多數城市河道雨天反復污染甚至黑臭，與合流管網雨天污水溢流相關。因此，城鎮排水管網錯接和破損、管網混接以及溢流污染是我國長江中下游城市水環境治理面臨的瓶頸問題，是我國城鎮化進程中產生的獨特問題，也是發展中國家城市水污染的共性問題。該瓶頸問題在歐美國家城市河流污染治理經驗中無先例可循，其有效解決直接關系到治理城市黑臭水體的成效以及水污染治理攻堅戰的成敗得失。為此，針對城市排水系統提質增效關鍵技術，開展自主創新研發至關重要且意義深遠。
2. 研究區概況與主要水環境問題
   2.1 研究區概況
   馬鞍山市位于安徽省最東部，橫跨長江兩岸，屬長江中下游沖積平原的蕪湖—馬鞍山丘陵水網平原區。現轄3縣（含山縣、和縣、當涂縣）3區(花山區、雨山區和博望區），面積為4 049 km2，全市人口為229.14萬人，城鎮化率為69.12%，2020年地區生產總值為2 186.9億元。馬鞍山市河道縱橫，湖泊眾多，溝塘密布，水域總面積約360 km2。長江是馬鞍山市最大的過境水體，其他主要城市內河包括慈湖河、雨山河、采石河、姑溪河、得勝河等，均匯入長江干流。
   2.2 主要水環境問題分析
   “十三五”期間，馬鞍山市地表水水質總體呈改善趨勢，2020年，5個國控斷面年均水質達標率為100%，但部分省控斷面（如慈湖河等）月均水質不能穩定達標，尤其是雨天水質污染問題較為突出。慈湖河是馬鞍山市境內最長的入江河流，全長約26.1 km，流域面積為124.8 km2，共有36條支流水系，主要由上游洋河和慈湖河水系構成。慈湖河水系流經城市主要建成區，經過多年治理，已建成較為完善的環境基礎設施和防洪排澇系統，沿線已建成14個排澇泵站、3座城鎮污水處理廠和1個城鎮污水處理廠尾水處理濕地。
   通過駐點團隊調研發現，慈湖河水系水環境治理面臨的主要問題如下：1）上游向山鎮區排水系統建設不完善，部分旱季污水雨天直排洋河，沿河生活污水未經處理直接或間接排入洋河，影響下游慈湖河水質。2）慈湖河是雨源型河流，生態基流嚴重匱乏，現狀水源主要是污水處理廠尾水經過濕地深度處理后實施的干流補水；慈湖河支流已建泵閘，雨季防洪排澇導致支流雨天排放污染嚴重，水質惡化明顯。3）慈湖河水系主要建成區涉及16個排水片區，據初步調查，中心城區90%以上的分流制管網存在不同程度的混接，雨天初期雨水污染嚴重。4）慈湖河區域內地下水和雨水進入污水管道問題突出，污水處理廠進水濃度偏低，其中化學需氧量（COD）和氨氮平均進水濃度僅為78 和5.6 mg/L。慈湖河下游省控斷面水質為GB 3838—2002《地表水環境質量標準》Ⅴ類~劣Ⅴ類，水質穩定改善任務迫切。
   3.城市排水系統提質增效技術研究
   3.1 基于網格化監測的排污口溯源方法
   城市水環境治理的首要措施是識別和控制污染源，排污口調查與整治是提高污染物截流能力的基礎性工作，其中水下排污口肉眼無法直接可見，是調查工作的難點。近年來，我國各地在排污口排查方面投入較大，水下機器人、熱成像儀等被運用于隱蔽排污口的探測排查，但操作復雜，夜間難以實施。由此，提出基于河流網格化水量水質監測的排污口溯源方法，其特點是水量水質監測不需要水下作業且可在1 d內不同時段實施靈活性的動態監測，并與反問題方法相結合，實現對污染物排放的定量解析，確定排污口調查的重點河段。網格化水量水質監測與排污口溯源示意如圖1所示，河段斷面濃度計算公式如下：

式中：C2為第2個河段斷面污染物濃度，mg/L；C1為第1個河段斷面污染物濃度，mg/L；Ce2為第2個河段排污口污染物排放濃度，mg/L；Qe2為第2個河段排污口排放水量，m3/s；QT2為第2個河段支流入流水量，m3/s；Q12為第1個河段出流水量，m3/s；Q23為第2個河段出流水量，m3/s；V2為第2個河段的體積，m3。

圖 1 網格化水量、水質監測與排污口溯源示意
若采用保守型水質指標（如氯離子），則不需要考慮污染物在河流中的降解量，可進一步簡化污染物降解參數K2，相應技術流程如圖2所示。

圖 2 基于網格化監測的排污口溯源方法技術流程
以慈湖河干流為例，開展基于網格化水量水質監測的污染物溯源解析研究。于2021年9月24—25日（旱天期間），在慈湖河中上游流經城區6.8 km長的河段（入秀山湖口—橋山路與慈湖河路交叉口）布設7個監測點位（1#~7#），對流速、水位和水質（氯化物濃度）進行監測。其中，流速、水位監測在白天進行，每個點位每天檢測3次，水質指標采樣頻次為4 h/次，每個點位連續監測24 h。
基于各斷面流量和氯化物濃度監測數據（圖3），確定7個監測點位每日的氯化物通量分別為4 275、6 710、18 317、30 544、36 440、36 820和41 861 kg/d。計算以7個點位劃分的6個河段氯化物負荷增加量和流量增加量的比值，結果表明，6個河段的氯化物負荷增量分別為49.1（1#~2#點位）、54.7（2#~3#點位）、85.8（3#~4#點位）、262.0（4#~5#點位）、83.9（5#~6#點位）、92.9 g/m3（6#~7#點位）。其中4#~5#點位之間河段的氯化物負荷增加遠高于其他5個河段，這與高氯化物濃度的污水排放有關，因此可確定4#~5#點位之間為排污口溯源排查的重點河段，而其他河段的氯化物負荷增加主要與污水處理廠尾水補充有關。

圖 3 慈湖河干流斷面水量和氯化物濃度監測結果
3.2 雨水管網混接、破損診斷技術
確定雨水管網混接、破損的具體位置是排水系統提質增效的重點。雨水管網水流情況復雜，受諸多不確定性因素影響，目前閉路電視物理檢測和定位的方法費用昂貴、人力效率低下，且識別精度較差。因此，基于數值模型與管網非開挖檢測，建立雨水管網混接、破損反演定位技術，可以低成本、高效率地開展雨水管網混接、破損定位。如何用較簡單的反演算法與最少的管網監測點精準定位到混接破損點是本技術的核心難點。
基于水質特征因子構建蒙特卡洛-化學質量平衡模型，確定管網污水混接、地下水入滲量，診斷雨水管網總體混接、破損情況。在此基礎上，通過耦合管網水動力模型和優化算法，構建雨水管網混接破損反演優化模型，對節點流量進行解析，實現問題點的精準定位。以慈湖河X排區為示范區域，開展雨水管網混接破損精準定位研究。X排區是分流制排水體制，市政主干管雨水管道總長6.61 km，雨水管網覆蓋面積約1.49 km2。在X排區雨水管網中布設18個關鍵節點進行水位、水質（氨氮、總硬度）監測，監測時間為2020年8月4日08:00—17:00，前期晴天數為5 d，監測頻次為3 h/次。根據監測點布設情況，將X排區雨水管網劃分為6個子片區〔圖4(a)〕，分別采用氨氮、總硬度表征生活污水、地下水，建立水質特征因子基準濃度庫。根據管網的入流、出流搭建化學質量平衡模型，采用蒙特卡洛算法計算雨水管網總體的日平均混接流量及日平均地下水入滲流量〔圖4(b)〕，以判斷雨水管網總體混接、破損情況。雨水管網的不同區域混接、入滲分布不均勻，其中子片區2、3是混接、破損的重點區域，其管網長度占排區總長度的16%，但混接污水量占全排區污水量的80.7%，地下水入滲量占全排區入滲量的59.0%。

圖 4 雨水管網子片區劃分及其不同來源水量解析結果
為進一步確定生活污水混接和地下水入滲的具體點位，研究建立耦合管網水動力模型和優化算法的雨水管網混接破損定位模型。基于X排區內雨水管道、檢查井、截污泵站的基本參數，采用SWMM模型軟件構建了X排區雨水管網水動力模型，旱天雨水管網模型的外部入流由污水混接量、地下水入滲量2種類型組成。同時，采用二次開發模塊PySWMM對于雨水管網水動力模型進行控制，在管網總體混接、入滲流量的約束條件下，利用MGA算法對管網各節點外部入流量進行自動分配，并以關鍵節點模擬水位與監測水位的均方根誤差為目標函數，衡量節點外部入流量分配方案的優劣，直至獲得最小目標函數下的最優解，從而實現混接、破損定位。MGA算法中設置種群大小為50，迭代代數為200，交叉率為0.005，整個自優化過程迭代計算10 000次。
計算得到管網各節點混接、入滲流量數值呈現一定的聚集性規律，并且形成了特定點位流量聚集區。依據流量值的聚集程度，評估混接、入滲風險并繪制地圖如圖5所示。由圖5(a)可知，模型定位出A1、A2為混接高風險區域，區域混接總量為397.38 m3/d，約占全管網混接總量的77.8%，節點的混接水量為6.49~34.13 m3/d，紅、藍色標記節點為重點混接節點，需要優先進行混接改造。由圖5(b)可知，B1、C1、D1片區為定位的地下水入滲高風險區，區域地下水入滲總量為587.75 m3/d，約占總管網入滲水量的87.2%，片區各管段入滲水量為2.06~40.06 m3/d，黃色和深藍色標記管段為重點入滲管段，需要優先進行管道修復。

圖 5 混接風險和入滲風險地圖
3.3 基于多因素影響的“濃度-體積”優化調蓄設計方法
調蓄池是初期雨水污染控制的有效手段之一，調蓄池容積設計方法主要考慮截留的雨水量。但對于存在污水混接的雨水系統，污染物在管道中旱天累積雨天沖刷，溢流污染嚴重；而且，排水管網末端排放濃度過程線受降雨特征、前期晴天數、管道沉積物、混接污水等多因素協同影響，雨天溢流污染濃度動態變化復雜，因此僅考慮水量的調蓄容積設計方法不能有效截留高濃度溢流污水。目前我國部分建有調蓄池的排水系統，雨天仍有高濃度溢流污染排放，河道水質雨天頻現黑臭，不利于河道水環境質量改善。另外，城市集聚區人口多、污染來源復雜，排水系統初期雨水污染更為嚴重，且土地資源緊張，調蓄池設計更應注重經濟效益與環境效益。如何基于河道水環境目標，提高調蓄池溢流污染截流效率，結合污染物濃度優化調蓄池設計方法是有效控制溢流污染的難點。
采用SWMM模型構建“雨水匯流—管道輸運—沉積沖刷”溢流污染模型，建立基于多因素影響的“濃度-體積”優化調蓄設計方法，對傳統調蓄方法進行優化，提升調蓄池的調蓄效率與效益。首先，建立排水系統的污染負荷平衡關系〔式（2）〕，根據降雨徑流及溢流污染監測數據計算雨天溢流污染中沉積物事件平均濃度，計算公式如下：

式中：W1為混接污水的負荷，kg；W2為雨水徑流流入排水管道的負荷，kg；W3為地下水入滲的負荷，kg；W4為管道沉積物的負荷，kg；W5為排水系統末端雨污混合水污染的負荷，kg；W6為排水系統截流泵截流的負荷，kg；W7為調蓄設施儲存的負荷，kg；EMC為雨天溢流污染中沉積物事件平均濃度，mg/L；Q 為雨天溢流水量，m3。
其次，基于SWMM模型構建“雨水匯流—管道輸運—沉積沖刷”溢流污染模型，通過區域晴天和雨天排水系統末端溢流濃度、降雨徑流濃度監測數據，率定驗證模型參數，提升溢流污染模擬精度。最后，通過設計典型降雨，模擬不同前期晴天數下末端排口水質和水量動態過程線。根據水環境質量目標界定最大排放濃度，確定水質水量過程線中污染物濃度高于目標截流濃度的時間段（T1~T2），根據流量過程線在T1~T2積分得到該曲線與時間軸圍成的面積，即截流水量，從而確定雨水調蓄池的容積（圖6）。與傳統調蓄設計方法相比，基于多因素影響的“濃度-體積”優化調蓄設計方法能夠在同等調蓄體積下截留高濃度初期雨水，提升調蓄池污染物去除效率，減少初期雨水對河道的污染。

圖 6 實時調蓄方法示意
基于上述研究方法，以馬鞍山慈湖河片區XHC排區為研究區域，開展雨水調蓄池的優化設計研究 。馬鞍山慈湖河XHC排區為分流制排水體制，匯水面積為2.30 km2。根據現場實測，雨天泵站排放COD、氨氮濃度最高達77和14.2 mg/L，明顯高于地表水Ⅴ類水質標準限值。通過模擬不同前期晴天數下末端雨水排口排放水質和水量過程線，確定不同截流濃度閾值下實時調蓄控制對應的調蓄池體積（圖7）。隨著前期晴天數的增加，初期沖刷效應越強，峰值污染物濃度隨之增大，前期晴天數為3、6和9 d時對應的COD峰值約為84、104和118 mg/L。當截流COD閾值為40 mg/L，前期晴天數為3、6和9 d時所對應的調蓄池體積分別為8 918、9 992和10 438 m3，削減的污染負荷分別為601.8、790.6和915.0 kg。當截流COD固定時，隨前期晴天數增加，調蓄池體積增大。此外，參考GB 3838—2002的Ⅴ類水質標準、GB 18918—2002《城鎮污水處理廠污染物排放標準》的一級A和一級B標準，選擇COD分別為40、50和60 mg/L作為截流閾值，當前期晴天數為3 d時，所對應的調蓄池體積分別為8 918、7 587和6 246 m3。隨著截流COD閾值降低，調蓄池體積顯著增加，更低的截流閾值對應更大的調蓄容積。與傳統調蓄方法相比，相同調蓄體積下，“濃度-體積”優化調蓄設計方法溢流污染截留負荷得到明顯提升。

圖 7 不同工況下的調蓄池體積
3.4 排水系統溢流污染高效控制技術
合流制排水系統溢流污染是河道雨天污染的重要原因。混凝-絮凝作為一種高效的處理方法，在雨天溢流末端處理中能夠有效削減污染負荷，但仍存在耗時長、占地面積大等問題。因此，提出混凝-絮凝原位處理技術，利用排水管道的管段完成混凝-絮凝過程，實現溢流污水的高效快速處理。
管道原位混凝-絮凝的基本原理是通過檢查井向管道中投加混凝劑、絮凝劑，進行混凝-絮凝反應，利用管道內的空間和水體流動產生的水力條件以及沖刷沉積物產生的湍動、明滿流交替時產生的湍動等實現混凝劑、絮凝劑與雨污水的充分反應，再通過沉降實現固液分離，完成混凝-絮凝及沉淀過程。混凝-絮凝處理后大量污染物隨污泥沉降至沉淀池底部，上清液則通過水泵泵入河道，從而降低溢流污水中的污染物濃度。降雨過后再將沉淀池污泥收集轉運至污水處理廠進行無害化處理處置。
通過燒杯試驗確定混凝-絮凝常用參數。篩選確定混凝劑選用聚合硫酸鋁（PAS），絮凝劑選用陰離子聚丙烯酰胺（APAM），通過控制變量法確定PAS和APAM的用量、比例及投加方式。試驗結果表明，PAS和APAM先后間隔投加，PAS:APAM取100:1，PAS取40~300 mg/L，APAM取0.4~3 mg/L時，可以得到濁度、總化學需氧量（TCOD）等污染物的最佳去除效果。TCOD的去除以顆粒態化學需氧量（PCOD）為主，溶解性化學需氧量（SCOD）去除率較低。上述優化條件下，濁度、TCOD、SCOD、PCOD的最高去除率分別為98.5%、93.7%、24.3%和99.7%。研究表明，混凝-絮凝處理雨天溢流污水的機制主要包括電中和、吸附架橋、卷掃網捕作用，且加藥后體系Zeta電位為-10 mV左右可以達到污染物最佳去除效果。
利用環形水槽模擬管道原位混凝-絮凝過程，固定PAS用量為80 mg/L，APAM用量為0.8 mg/L，研究不同參數對管道原位混凝-絮凝效果的影響。結果表明，固定流速為1.13 m/s時，傳輸距離400 m左右可以實現濁度、TCOD、TP等污染的高效去除，沉淀3 min即可達到最好的沉降效果（圖8），遠低于類似研究所需25 min以上的沉淀時間，主要原因是管道沉積物中的大量顆粒物可以起到負載物的作用，加快絮體沉降。

圖 8 不同混合反應時間、沉淀時間下濁度、TCOD、TP的去除率
對比不同流速下污染物的去除效果，結果表明，過低流速（0.51 m/s）下各污染物去除率普遍較低，原因是過低流速下，管道中紊流強度小，藥劑與污水無法實現充分混合反應。中高流速（0.81~1.80 m/s）下污染物去除率保持高值，一是因為中高流速下紊流強度大，藥劑與污水混合反應充分；二是因為在固定傳輸距離時，管道流速與混合反應時間成反比，二者能夠效果互補，實現中高流速范圍內污染物的高效去除。
針對不同污染物濃度的研究發現，濁度、TP、PCOD在低濃度下去除率略低，原因是研究中固定的藥劑用量偏大，低污染物濃度的污水體系發生電荷反轉，不易形成絮體沉降被去除；而中高濃度，即濁度為186.3~701 NTU，PCOD為284~884 mg/L，TP濃度為3.42~5.88 mg/L時，污染物去除率均大于95%。
基于上述燒杯試驗和環形水槽模擬試驗，論證了管道原位混凝-絮凝具有處理雨天溢流污水的可行性。該技術對于溢流污染末端控制、水環境改善具有重要的應用價值和積極意義，駐點團隊目前正在中心城區排水系統謀劃中對該技術進行實證研究和示范應用。
4.結語
長江中下游城市普遍存在排水系統提質增效問題，成為制約城市水環境長效改善的關鍵瓶頸。本研究以長江生態環境保護修復馬鞍山駐點城市為案例，在慈湖河水系精準控源截污和雨天排放污染控制等方面，開展了4項關鍵技術研究：1）建立基于網格化監測的排污口溯源方法，實現低成本、高效率確定排污口排查的重點河段；2）基于蒙特卡洛-化學質量平衡模型，耦合管網水動力模型和優化算法，實現混接和破損點的精準定位，識別慈湖河主要排區雨水管道混接量和地下水入滲量，繪制混接風險和入滲風險地圖；3）綜合考慮降雨特征、前期晴天數、管道沉積物、混接污水等多因素影響，構建“雨水匯流—管道運輸—沉積沖刷”溢流污染模型，建立水質和水量動態過程線，優化調蓄池設計，提高污染物的截留負荷；4）提出并探究了管道原位絮凝的溢流污染高效控制技術的可行性和主要控制參數，實現濁度、COD、TP的高效去除。駐點研究工作為進一步提升長江中下游城市水環境綜合治理成效提供了科技支撐。
本文引用格式：
徐祖信，張競藝，徐晉，等.城市排水系統提質增效關鍵技術研究：以馬鞍山市為例[J].環境工程技術學報，2022，12（2）：348-355 doi: 10.12153/j.issn.1674-991X.20210842
XU Z X,ZHANG J Y,XU J,et al.Study on key technologies for improving quality and efficiency of urban drainage system: a case of Ma′anshan City[J].Journal of Environmental Engineering Technology，2022，12（2）：348-355 doi: 10.12153/j.issn.1674-991X.20210842

合流制溢流污染是導致珠海市城市水體黑臭的一個重要原因。目前，珠海市的合流制排水系統主要位于成建制的連片城中村。珠海市的農村60%以上以城中村的形式存在，且將與城市長期共存。加之，珠海市屬于典型的南方濱海城市，雨季暴雨強度大，降雨場次多，合流制溢流量大且持續時間長，雨季合流制溢流污染問題尤為突出。雖然部分城中村在前期進行了分流制改造的規劃設計，但由于施工難度大，且城中村的監管特性造成建成后難以維系完全分流制，故珠海市城中村分流制改造無法全面落地。因此，迫切需要對珠海市城中村合流制溢流污染控制策略展開研究。
筆者采用在線監測與SWMM相結合的方法，充分發揮實時監測數據的定量反演作用和對模型的率定驗證功能，評估不同工程措施下珠海市典型城中村的合流制溢流污染負荷，以合流制排水系統年溢流污染負荷不高于分流制排水系統年雨水徑流污染負荷作為溢流污染控制的最低標準，以就地化工程措施控制合流制溢流污染為原則，精準確定珠海市城中村合流制溢流污染控制策略的理論截流倍數、各種實際場景下的LID措施和截流-調蓄的相關設計參數，并以此為理論支撐，提出了城中村合流制排水系統的改造、優化運行和黑臭水體治理的具體措施。
1研究方法
1.1 代表性區域的選取
目前，珠海市共有城中村108 個，主要集中在香洲區和斗門區，大多城中村為成建制且密集型分布。界涌村位于香洲區前山河流域上游的前山拱北105國道排洪渠流域北端，合流制排水系統服務面積約為0.23km2，是典型的成建制城中村，土地利用以混凝土道路、綠地和密集住宅為主，拆建難度大，合流制排水體系可能長期存在；而且其合流制排水系統從前山河流域分流制污水主干管起端接入，雨季溢流污染嚴重，導致受納水體（105國道排洪渠）黑臭嚴重。為此，選取界涌村合流制排水系統為典型代表進行研究。該村原有合流制排水系統的匯水區域邊界、合流制干管、市政分流制污水主干管、溢流口和溢流受納水體的位置見圖1。

圖1 界涌村原有的合流制排水系統
根據資料收集和現場踏勘，界涌村合流制干管（DN500）埋設于界涌村排洪渠底，該干管末端接入珠海市105國道分流制市政污水主干管，進入前山河流域排水系統。界涌村內各合流制支管接入干管前均設有溢流井，雨季合流制溢流污水直接排入界涌村排洪渠，并最終匯入溢流受納水體105國道排洪渠。
1.2 監測方法
本研究前期對界涌村合流制排水系統的流量及液位進行了一年的實時在線監測，并對水質進行了一年的人工采樣檢測，分別獲取了合流制系統旱流流量和水質的逐時變化曲線，并作為基于SWMM的界涌村現狀合流制模型的節點旱流輸入。
為了獲取更精確的逐分鐘降雨數據，用于分析合流制溢流污染規律，本研究同步對界涌村2020年4月—2021年3月的降雨進行了實時在線監測。統計數據顯示，在一年的監測期內，該村的年總降雨量為1 822.7mm，與珠海市九州港近15年的年均降雨量（1 704.3±214.5）mm相比，具有一定的代表性，亦可作為SWMM模型的年降雨數據輸入。
為了對SWMM模型中透水區與不透水區的洼蓄量和曼寧糙率系數，入滲模型、污染物累積模型和污染物沖刷模型的相關參數進行準確率定與驗證，避免合流制旱流污水的短時水質水量的波動性和不可預測性對此帶來的干擾，提高率定精度，本研究選取界涌村一處已進行過分流制改造的地塊進行SWMM模型的率定與驗證，并對三場降雨條件下，該區域分流制雨水管道排口處的水質和水量進行了實時監測。
1.3 SWMM模型的建立、率定及驗證
根據界涌村原有的合流制排水系統摸排圖、規劃的及部分已實施的分流制雨水管道系統設計圖，以及區域用地性質圖、區域高精度地形圖，分別建立基于SWMM的原有合流制排水系統和規劃中的完全分流制排水系統水質水量動態模型（簡稱：合流制模型和分流制模型），如圖2所示。

圖2 基于SWMM的界涌村原有合流制模型和規劃分流制模型
本研究利用Morris法對模型參數進行了敏感性分析和率定，采用兩場實際降雨事件（降雨量分別為51.5、10.5mm，重現期P分別為0.7、0.2a）率定區域雨水管排口處的水量及水質實測數據，對模型的參數進行了逐一率定。此外，選用另外一場實際降雨事件（降雨量為27.5mm，P=0.3a）的實測流量和水質數據，對率定后的模型進行了驗證。
2結果與討論
2.1 合流制理論截流倍數的取值
考慮到城中村合流制溢流污染控制工程的實施難度，本研究僅以合流制排水系統年溢流污染負荷不高于對應分流制排水系統年雨水徑流污染負荷作為城中村溢流污染控制的最低標準（以下簡稱：合流制溢流污染最低控制標準），確定城中村合流制理論截流倍數n0（即不考慮下游處理系統的能力）。采用該理論截流倍數作為珠海市城中村合流制系統是否需要進行溢流污染控制的參考標準，當城中村合流制系統實際的截流倍數低于該理論截流倍數時，則必須要考慮采取源頭控制或過程調蓄等就地化的溢流污染控制工程措施。
首先將2020年4月—2021年3月的逐分鐘降雨數據輸入分流制模型，模擬結果顯示，研究區域年雨水徑流污染負荷如下：SS負荷為21867.0kg/a，COD負荷為4423.7kg/a，TN負荷為885.9kg/a，NH3-N負荷為648.2kg/a，TP負荷為120.9kg/a。
對于合流制系統，其截流倍數決定了溢流污染總量。因此，本研究在合流制干管末端不同過流能力條件下（即不同理論截流倍數n0條件下），將2020年4月—2021年3月的實測分鐘降雨數據輸入合流制模型中，模擬計算年溢流次數和年溢流污染負荷，如表1所示。值得注意的是，當n0=0.2～4.8時，合流制系統的年溢流SS污染負荷均低于對應的分流制系統的年雨水徑流SS污染負荷，這可能緣于合流制系統對高SS的初期雨水的有效收納。
表1 合流制系統不同截流倍數下的溢流情況

通過非線性擬合發現，截流倍數n0與各項污染物的年溢流污染負荷均滿足二次函數關系，如圖3所示。因此，可通過這些函數關系計算出不同n0對應的各項污染物年溢流污染負荷。由圖3可知，當合流制系統的COD、TN、NH3-N、TP年溢流污染負荷分別等于分流制系統年雨水徑流污染負荷時，n0分別為4.4、1.1、1.6和0.3。故按最不利原則，當界涌村合流制系統的n0≥4.4時，才能確保達到合流制溢流污染最低控制標準，即城中村合流制理論截流倍數為4.4，參考《室外排水設計標準》（GB 50014—2021）中的n0推薦值2～5，該取值在推薦范圍內。但根據界涌村合流制干管末端的流量監測數據，雨季該合流制系統受下游市政主干管壅水的影響，實際截流倍數約為1.2，低于設計值2.0，且遠小于4.4。為就地控制合流制溢流污染，不將溢流轉嫁至系統下游，應當考慮采用LID源頭管控和截流-調蓄相結合的措施對原合流制系統進行改造。

圖3 截流倍數n0與各項污染物年溢流污染負荷的關系
2.2 LID控制策略
雨水徑流的源頭減量和凈化是削減合流制系統雨天溢流污染的重要措施，故本研究提出通過海綿措施削減雨水徑流，減輕降雨時合流制排水系統的壓力，以有效控制溢流污染。研究借助合流制模型計算得到2020年4月—2021年3月界涌村的年徑流總量控制率僅為38%，遠未達到《珠海市海綿城市規劃設計標準與導則（試行）》（修訂版）中提出的居住用地年徑流總量控制率（改建、擴建項目）需達到60%的要求。因此，根據界涌村以居住用地為主、建筑物密度大、屋面和道路硬化、徑流系數偏大的特點，本研究設置了植草溝、雨水花園及透水瀝青路面三種可行的非入戶LID措施（具體布置見圖4），將年徑流總量控制率控制在60%。

圖4 界涌村LID設施布置
將2020年4月—2021年3月的降雨數據輸入加載了LID措施的合流制模型中進行計算。當n0分別為2.0、1.2和0.2時，采用LID措施后合流制溢流污染的削減情況見表2。采用LID措施后，年徑流總量控制率達到了60%，年溢流水量和污染負荷都有明顯的削減，年溢流水量削減率均達到了60%左右，年溢流次數削減了21%～33%。當截流倍數為0.2時，各污染物的年溢流總量削減率在45%～55%之間，當截流倍數為1.2和2.0時，各污染物的年溢流總量削減率在55%～60%之間。因此，采用LID措施后，即使合流制系統雨季排水嚴重受阻，截流倍數低至0.2，仍能滿足合流制溢流污染控制最低標準。
表2 采用LID措施后合流制溢流污染的削減情況

2.3 調蓄池控制策略
除采取源頭控制的LID措施以外，修建調蓄池也是合流制系統控制溢流污染最常用的措施之一。調蓄設施可以用于削減峰值流量、控制地表徑流污染，并且當雨水水質較差時，調蓄池能對雨水徑流進行高效收集和分質截流。借助合流制模型模擬計算發現：當截流倍數n0>1.6時，除COD外，其余污染物的年溢流污染負荷均低于對應的分流制系統雨水徑流污染負荷。因此，調蓄池的理論容積只需滿足合流制年溢流COD負荷≤分流制年雨水徑流COD負荷。本研究進一步借助合流制模型計算出不同截流倍數和不同調蓄池理論容積下的年溢流COD負荷。通過非線性擬合發現，調蓄池理論容積與年溢流COD負荷之間呈顯著指數函數關系（R2>0.999），如圖5所示。通過該函數關系，可以準確計算出不同截流倍數條件下調蓄池的理論容積，如表3所示。根據《室外排水設計標準》（GB 50014—2021）中推薦的合流制溢流調蓄池調蓄量的計算方法，可以根據調蓄池容積計算調蓄池建成后的截流倍數。

圖5 合流制年溢流COD負荷與理論調蓄容積的關系
表3 不同截流倍數下調蓄池的理論容積

調蓄池的最大排空周期與相鄰兩場降雨的間隔時間有關。對珠海市2020年5月—9月（雨季）112場降雨的相鄰間隔時間進行累積頻率分析，如圖6所示。可知，雨季珠海市相鄰兩場降雨的平均間隔時間為33h，50%和70%累計頻率對應的間隔時間分別為14h和24h。

圖6 2020年5月—9月相鄰兩場降雨的間隔時間累積頻率
綜上，從設計的角度進一步考察了調蓄池最大排空周期在12～48 h之間變化時對調蓄池容積的影響，結果如表4所示。可知，在上述區間范圍內，調蓄池容積的變化系數為1.3，可作為選擇安全系數時的參考。雖然前山河流域污水處理系統旱季處理能力的冗余量與調蓄池的運行密切相關，但鑒于整個排水系統的上下游各子系統調蓄池的復雜性，難以量化其對局部單一調蓄池運行的影響。故對調蓄池的實際運行而言，可依據上游泵站站前液位或污水廠廠前液位的實時反饋來控制。
表4 調蓄池的最大排空周期對其理論容積計算的影響(n0=2.0)

3結論與建議
① 以合流制系統年溢流污染負荷等于分流制系統年雨水徑流污染負荷作為溢流污染控制的最低標準，從污染負荷角度分析，珠海市城中村合流制系統的實際截流倍數不應低于4.4，當低于此值時，則應采用溢流污染控制的工程措施。
② 根據溢流污染最低控制標準，在城中村合流制干管降雨時排水嚴重受阻的情況下，采用LID措施進行合流制溢流污染控制，需將年徑流總量控制在60%以上。
③ 根據溢流污染最低控制標準，調蓄徑流深度與合流制系統實際截流倍數滿足二次函數關系。故不同實際截流倍數下，設計調蓄徑流深度可按該函數關系進行取值，并可按規范考慮1.1～1.5的安全系數以計算調蓄池容積。
④ 為了提高整個城市污水系統的雨季處理能力的可操作性，以及降低上下游子系統與之匹配運行的控制難度，對匯入主干管的各子系統（如城中村合流制排水系統）應進行科學合理地限流，分散控制溢流污染，避免降雨時下游子流域混合污水無限制、無序地涌入排水主干管，占據上游子系統正常的排水下行通道，導致上游子系統雨季溢流污染加重。
本文的完整版刊登在《中國給水排水》2022年第3期，作者及單位如下：
珠海市城中村合流制排水系統的溢流污染控制策略
付朝暉1，趙雄2，陳詩浩2,3，齊利華1，姚娟娟2，張智2，肖倩1
（1.珠海市規劃設計研究院，廣東 珠海 519001；2.重慶大學 環境與生態學院，重慶 400045；3.重慶市市政設計研究院，重慶 400020）
該文標準著錄格式：
付朝暉,趙雄,陳詩浩,等.珠海市城中村合流制排水系統的溢流污染控制策略[J].中國給水排水,2022,38(3):105-111.
FU Zhaohui,ZHAO Xiong,CHEN Shihao,et al.Strategy for combined sewer overflow pollution control in urban villages of Zhuhai City[J].China Water & Wastewater,2022,38(3):105-111(in Chinese).
編輯：劉貴春
制作：文 凱
審核：李德強

文章亮點
● Denitrifiers and nitrifiers were enriched in A and O tanks with no biomass exchange.
● The kinetics in both tanks increased by at least 27% with no biomass exchange.
● The kinetics steadily decreased as the ratio of biomass exchange increased.
● The two-stages of the vertical baffled bioreacetor (VBBR) had distinct communities.
● The two-stage VBBR increased TN removal ratio by 22% over than classic A/O process.
摘要?看點
在城市生活污水處理領域，傳統的A/O或A2/O水處理工藝是當今世界的主流工藝，該工藝的優點是通過內循環方式充分地利用進水中有限的碳源，提高了總氮的去除率。但該工藝存在最大的缺點是在水處理過程中，水與污泥一起在缺(厭)氧(A)和好氧(O)池間循環流動，使得在A池內存在大量的硝化菌，而在O池內又存在大量的反硝化菌，由此導致硝化和反硝化效率都不高。此外，傳統的A/O污水處理工藝中，缺(厭)氧池的運行方式很容易使溶解氧溶入其中，導致有限的有機碳源利用率較低，因此傳統A/O污水處理工藝總是難以做到總氮的高效去除。
本新工藝將缺(厭)氧與好氧VBBR串聯在一起，形成一套新穎的反應器系統(如圖1所示)。該系統有效地克服了傳統A/O工藝的缺點，在循環過程中污泥固定不動而只有水的循環。此外，前段的缺(厭)氧反應器(An-VBBR)，由于可以嚴格限制溶解氧的侵入，從而可以極大地提高有機碳源的利用率，進而實現“極限脫氮”。

圖1 無污泥循環的A/O污水處理反應器及工藝示意圖
本研究首先從實驗室小試開始，分別設計了有、無污泥交換的硝化和反硝化實驗來模擬傳統A/O水處理工藝的泥水循環情況。研究發現，相比有50%的污泥交換，無污泥交換時，硝化和反硝化反應速率要快1.5倍和4.2倍，該實驗結果如圖2所示。

圖2 不同污泥交換量條件下的硝化和反硝化速率
當將好氧VBBR(Ox-VBBR)與缺氧VBBR(An-VBBR)串聯在一起用于實際的城鎮污水處理時，在不同回流比(R)條件下，進出水的COD、氨氮和總氮的濃度變化如圖3所示。

圖3 好氧與缺氧VBBR串聯處理城鎮污水時進出水濃度的變化,其中Effluent (1)和(2)分別表示An-VBBR和Ox-VBBR的出水
從圖3可以看出，在回流比為200%時，最后出水總氮的平均濃度僅有1.5 mg/L，達到了極限脫氮的水平。與此同時，傳統的A/O工藝處理相同的城鎮生活污水時，其進出水中COD和總氮的平均濃度如圖4所示。比較圖3和圖4可以看出，組合VBBR工藝相比傳統A/O工藝，COD和總氮去除率平均提高了6%和22%。

圖4 傳統A/O工藝處理相同城鎮污水時進出水的COD和總氮濃度
作用機理
新型的組合VBBR水處理工藝之所以可以實現高效的總氮去除率，一方面在于An-VBBR可以嚴格限制溶解氧的侵入，從而高效地利用了進水中有限的有機碳源。另一方面，如圖5所示，兩個VBBR中擁有明顯不同的微生物群落，即An-VBBR內反硝化菌占絕對優勢，而Ox-VBBR內硝化菌占絕對優勢。由此各反應器內的微生物均可以充分發揮它們的作用，因此在硝化和反硝化過程中，可以發揮出最大的脫氮效果。而傳統的A/O水處理工藝中，好氧池(Ox-tank)和缺氧池(An-tank)中的微生物群落分布非常相似。即好氧池中有相當多的反硝化菌，而在缺氧池中又有相當多的硝化菌。正是由于這種硝化和反硝化菌在反應器運行過程中不停地混合，使得傳統A/O水處理工藝的硝化和反硝化效率較低。而新型的組合VBBR則有效地克服了這一缺點。

圖5 新型的無污泥循環反應器和傳統A/O工藝中微生物群落分布. 其中An-VBBR和Ox-VBBR分別表示無污泥循環的缺氧和好氧VBBR, An-tank和Ox-tank表示傳統A/O工藝中的缺氧池和好氧池. Upper和Lower分別表示VBBR的上部和下部
本論文得到環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室(清華大學)開放基金(16K10ESPCT)的資助，環境科學2018級博士研究生陸沁園、2018級碩士研究生周雋清和2019級博士研究生朱格為共同第一作者，張永明為通訊作者，合作者包括美國工程院院士，斯德哥爾摩水獎獲得者Bruce E. Rittmann教授。
論文作者

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本文由上海師范大學環境與地理科學學院張永明教授提供