摘要：现代污水处理技术在经历了100年的发展之后迎来了新的挑战与机遇，未来污水处理发展的方向将朝着紧凑性、可持续性的方向发展，其中好氧颗粒污泥将向着连续流的方向发展，在实际应用中将会更加注重絮体与颗粒污泥之间的平衡;碳转向是今后污水处理发展的一个重要方向;主流短程脱氮技术的发展愈加深入，未来的突破可能在微生物方面的认识进展;生物膜技术的认识和应用将会更加深入，MABR技术独特的特点使得供氧效率得到极大提高。在上述工艺发展过程中，ICA的应用将更加普及，基于数据调谐的模型应用将显现出强大的力量。由于篇幅有限本文将分为上、下两篇推送。
1污水处理工艺发展的历史回顾
1.1污水处理工艺的发展
1914年，英国人Ardern、Lockett发明了活性污泥工艺，这一事件成为了现代污水发展的起点和重要的标志性事件。自那以后，活性污泥工艺成为污水处理的主流处理技术，围绕着活性污泥工艺，污水处理技术获得了长足的发展，出现了百花齐放的技术格局。
活性污泥工艺在经历了早期的专利权问题之后迎来了技术的空前繁荣，主要体现在基本理论的完善和各种变形工艺的出现，尤其是20世纪70年代出现的生物脱氮除磷技术(BNR)成为活性污泥工艺发展的一个重要里程碑，并在某种程度上奠定了当今污水处理技术的主要局面，同时生物膜工艺获得再次发展机会，IFAS、MBBR及BAF等工艺由于其在紧凑性方面的优势在升级改造方面获得了一定的优势。另外在20世纪末，一些创新性的工艺如厌氧氨氧化、好氧颗粒污泥技术逐渐登上了历史舞台，如图1所示。
在活性污泥工艺经历了100多年的发展之后，污水处理技术的大厦已经相当完善，目前的污水处理工艺在传统水质方面已经不是问题，北美的研究结果表明，生物脱氮除磷工艺的极限可以达到TN<3 mg/L、TP<0.1 mg/L。荷兰的研究结果也表明，在条件适应的情况下活性污泥工艺的技术极限可以达到TN<2.2 mg/L、TP<0.15 mg/L。
1.2污水处理理念的转变
进入21世纪后，污水处理领域内出现了重大的理念变革，污水已经不再被认为是一种废物，而是一种可再生的资源，污水处理也正由过去的以卫生文明与环境保护为目标向着资源回收的方向发展。这一点无论从荷兰提出的NEWs理念，即未来污水处理厂将是营养物、能源与再生水的制造工厂，还是美国水环境联盟正式摒弃污水处理厂之称，转而统称为水资源厂，亦或是新加坡倡导的将Wastewater(污水)改称为Usedwater(旧水)，无不印证着在世界范围内污水作为一种可再生资源已经深入人心。伴随着理念的变革，污水处理工艺在技术的紧凑性、可持续性、适应性方面朝着更加深入的方向发展。
2未来污水处理工艺发展的方向
当前城市污水处理的主流技术是生物处理技术，生物处理技术如何在未来发展实际上反映了今后相当一段时间内的污水处理工艺发展方向。本文仅对未来20年内的污水处理技术发展做一些分析和判断。
2.1好氧颗粒污泥技术
2.1.1历史与现实中的现象
活性污泥工艺的出现与发展实际上是采用各种方法选择微生物的过程。1914年，Ardern和Lockett将曝气后沉淀下的污泥留了下来，将不易沉降的微生物“淘洗”出去，采用这种序批式的方式，他们观察到了颗粒污泥的现象。
1972年，James Barnard在接触稳定的试验装置中也注意到了颗粒污泥的现象，当时他用初沉池的出水进入到反应器中，接触时间15 min，排泥只从表面排泥，接触区的污泥浓度22 000 mg/L，Barnard观察到了明显的污泥颗粒，“像粗砂一样”，当时的污泥负荷非常高。
2.1.2好氧颗粒污泥的形成与选择
活性污泥工艺从诞生至今一直不断经历着“选择”的过程，早期的污泥回流使微生物选择留在系统中，起到了最为关键的作用;此后，人们通过基本的长泥龄方式而使硝化菌在系统中选择地存在;而生物除磷工艺的出现，则是通过厌氧-好氧的交替环境选择性地使聚磷菌(PAOs)在系统中存在，可以看出对微生物的选择过程一直伴随着污水处理工艺的发展，如图2所示。当然，在这一系列的基本选择过程中，还有其他因素的影响，比如硝化过程中对DO的需求、生物除磷过程对VFA的需求等。
好氧颗粒污泥技术的出现与发展实际上仍然是对微生物选择过程的更进一步认识，在这一认识过程伴随着对生物膜、污泥膨胀的更加深入理解。好氧颗粒污泥既可以在只去除COD的好氧环境中出现，也可以在厌氧-好氧的交替环境中去除COD及氮、磷，在这种形式的颗粒污泥中，硝化菌及普通异养菌在颗粒污泥的最外层，靠近内核部分的是反硝化菌、聚磷菌(PAOs)、聚糖菌(GAOs)。因此，好氧颗粒污泥去除营养物的机理实际上与活性污泥工艺相同，只不过并不是在不同的池子来实现，而是在颗粒污泥的不同区域来实现。
目前一般认为主要有以下几个方面对颗粒污泥的形成具有重要的影响：
饱食-饥饿选择，通常以外部基质用于生长的阶段称为饱食期，而以内部基质(PHB)生长的阶段称为饥饿期。与利用乙酸或葡萄糖等易生物降解有机物相比，异养微生物利用PHB或糖原等慢速可生物降解物质的生长速率较慢，利用这一现象可以获得稳定的颗粒污泥。生物除磷的厌氧-好氧过程是实现上述过程的良好方式，在厌氧阶段PAO或GAO将乙酸转换为PHB或糖原。因此，rbCOD有利于微生物的快速生长，进而转换为慢速可生物降解的胞内物质。这样在生物除磷工艺中就会相对更容易形成颗粒污泥。在饥饿阶段，基质通过颗粒内层的反硝化被降解到最低，或是在颗粒外层的好氧区域实现降解。
有机负荷(OLR)及基质的组成对颗粒污泥的形成很重要，采用较高的负荷选择可以使基质进入颗粒污泥的内层，这样就容易形成强健的内核。基质组成的影响主要是体现在快速可生物降解COD(rbCOD)与慢速可生物降解COD(sbCOD)，在饱食期rbCOD和VFA的获得对于胞内存储物质的形成很关键，而sbCOD则会导致丝状菌在好氧阶段在竞争中获得优势。
人们在对生物膜的研究过程中，发现强的剪切力可以促使形成薄而密实的生物膜，同时伴随着剪切力相关的一个重要现象是胞外聚合物(EPS)的产生，EPS在促使细胞的“凝聚”、“粘合”方面发挥重要的功能，对于维持生物膜的整体结构方面扮演着重要的角色，在很多的研究中都可以观察到强剪切力会促使生物膜分泌更多的EPS从而维持生物膜的整体结构平衡。与生物膜类似，水力剪切力对于好氧颗粒污泥的形成也有重要的影响，强的剪切力会促使颗粒污泥的形成，而弱剪切力则不会形成颗粒污泥，只能形成蓬松的絮体结构。
同样，EPS在对颗粒污泥的形成方面也扮演着类似的角色，强剪切力会促使颗粒污泥像生物膜那样分泌出更多的EPS来产生平衡的生物结构，这也就意味着EPS对于形成稳定的颗粒污泥非常重要。
此外，通过选择性的排泥，将不易沉淀的污泥排出系统，沉降速度较快的颗粒留存于系统之内，提高颗粒污泥在其中的比例，这也是促成颗粒污泥形成的原因之一;其他形成颗粒污泥的因素还包括SRT、有机负荷、二价阳离子及三价阳离子等。
2.1.3目前的应用
目前，作为好氧颗粒污泥技术的典型代表，Nereda工艺在过去10年里得到快速的发展，截至2016年全球正在设计、建设及运行的Nereda污水处理厂有32座，这些污水处理厂分布于欧洲、美洲、澳洲、非洲等地。与相同负荷的活性污泥工艺相比，Nereda好氧颗粒污泥技术可减少占地面积25%～75%，能耗降低20%～50%。
从好氧颗粒污泥的技术发展进程来看，以Nereda为代表的好氧颗粒污泥技术实际上是一种利用内在基质选择颗粒污泥的过程，内在基质选择的一个关键因素是需要有足够高的基质浓度来形成颗粒，并促使形成较高含量的胞外聚合物(EPS)及胞内储存物，这种方式要求将沉淀较慢的絮体污泥排除系统，保留下沉淀较快的颗粒污泥，为了避免出水SS较高，可能需要有一个后置的过滤系统。Nereda这种SBR的技术形式在很大程度上限制了对现有污水处理厂的改造，因为绝大部分污水处理厂并不是SBR工艺。因此，在推流式工艺上采用外置选择器的方式在近年来得到了快速的发展，外置选择器可以是筛网或旋流器，筛网是利用颗粒的粒径来截留较大的颗粒污泥，旋流器是利用颗粒污泥密度较大的特点而在底流中获得较高比例的颗粒污泥，如图3所示。
2.1.4未来的发展
好氧颗粒污泥技术在未来可能会有以下几个发展趋势。第一，提高工艺应用的稳定性，好氧颗粒污泥技术在长期运行过程中的稳定性在某种程度上是制约这一技术应用的一个瓶颈，稳定性涉及到两个方面，一个是颗粒污泥的解体，一个是丝状菌的过度增殖，前者会导致颗粒污泥破碎为细小颗粒，后者会导致颗粒污泥蓬松，容易流失。
第二，就如同活性污泥工艺从早期的SBR向连续流工艺发展一样，当前及今后一段时间内好氧颗粒污泥的研发及应用趋势正朝着连续流工艺的方向发展，因为现在的绝大部分污水处理厂是连续流工艺，将其转为SBR的形式所需的投资费用很高，如何能够在这些连续流的污水处理厂中应用好氧颗粒污泥技术成为这一领域的发展热点。
第三，好氧颗粒污泥技术的进一步发展过程中，在机理与技术应用方面仍然有多个方面需要深入研究，这些方面主要包括理解促成颗粒污泥形成的内部基质特性、如何确保外置选择器能够实现良好的污泥沉降性能和生物除磷功能，以及如何将内在基质选择和外部选择的措施应用于工程化规模的污水处理厂。
2.2碳转向
在传统污水处理工艺中，COD的主要流向是被好氧分解，除此之外还用于脱氮除磷、厌氧消化及污泥处置。目前，污水中的碳已被广泛认为是可贵的资源，可以被用于产生能量(厌氧消化)、开发出以碳为基础的商品。因此，污水中的可生物降解有机物从二级处理转向能量回收的这一转变被称之为碳转向，碳转向是污水处理实现能量自给的必由之路，已经成为当前及今后一段时间内污水处理技术发展的一个重要方向。图4反映的是COD在新旧理念下的流向。
目前，碳转向的技术主要有化学强化一级处理(CEPT)、高负荷活性污泥工艺、厌氧处理等。CEPT对颗粒性及胶体性COD可获得40%～80%的去除率，但对溶解性COD无法去除。虽然污水的厌氧处理在热带地区有所应用，但在温带地区的主流工艺中由于其速率较低，同时产生的甲烷会有相当一部分溶解在出水中，因此尚难以得到广泛的应用。
2.2.1高负荷活性污泥工艺
高负荷活性污泥工艺(HRAS)最早由Buswell和Long在1923年开创。HRAS可以设计成满足二级处理(BOD5<30 mg/L、SS<30 mg/L)的目的，也可以设计AB工艺的A段用于碳吸附的目的。当用于二级处理时，HRAS的SRT一般1～4 d(与温度有关)，HRT一般2～4 h;当用于碳吸附时工艺参数有显著的不同，通常SRT<1 d、HRT<30 min。HRAS工艺能够用较低的能耗和占地面积将进水中的颗粒性、胶体性、溶解性物质富集浓缩于剩余污泥中，通过厌氧消化或焚烧由此实现污水处理的碳转向。HRAS工艺实现碳转向的关键所在是颗粒性COD与胶体性COD的最大化去除，同时又要最低程度的矿化和慢速可生物降解COD(sCOD)的水解。在HRAS工艺中，颗粒性COD与胶体性COD是通过生物絮凝吸附于絮体之上并通过后续的固液分离得到去除，颗粒性COD与胶体性COD的吸附与胞外聚合物(EPS)的产生有密切关系，而溶解性COD的去除是胞内物质贮存的结果。
虽然ASM模型的历史已有30年之久，但主要是用于SRT>3 d的活性污泥工艺，对于HRAS工艺ASM模型难以得到理想的结果。由此，近年来有关HRAS工艺的模型得到了发展，其中之一便是双基质模型用于解释HRAS工艺的特性，双基质模型的核心之处是将溶解性可生物降解有机物(SB)进一步分为快速溶解性可生物降解有机物(SBf)和慢速溶解性可生物降解有机物(SBS)，双基质模型认为SBf 与SBS同时被生物降解，微生物利用SBf的最大比生长速率较SBS的要高，进一步的试验也验证双基质模型较双阶段模型更为准确，双阶段模型认为微生物首先利用SBf，之后再利用SBS。
2.2.2HiCS工艺
在对HRAS工艺机理认识不断深入的同时，一些衍生工艺也得到了发展，并展现出更好的发展势头，其中之一便是高负荷接触稳定工艺(见图5)。传统接触稳定工艺是1922年Coombs在英国开创，一般SRT>3 d，通常目的是为了减少反应池的池容。HiCS工艺的SRT一般为0.2～3 d，是HRAS和接触稳定工艺的相互结合，生物吸附能力更强，所需的池容更小，污水的碳转向效率更高。
HiCS工艺包括稳定池和接触池，进水直接进入接触池，保持在厌氧或较低的DO环境，回流污泥进入稳定池进行曝气。接触池去除进水有机物的主要机理是微生物在饱食状态下的吸附与胞内贮存，而在稳定池中微生物处于饥饿阶段，大量吸附回流污泥中的颗粒态、胶体态物质。在HiCS工艺中，接触池与稳定池之间会形成一定的基质梯度，迫使微生物经历“饱食-饥饿”的环境，产生一种令微生物倾向于吸附与贮存基质的选择压，起到类似活性污泥工艺中选择器的作用。
在HiCS工艺中，当接触池的泥龄为0.3 d，好氧的条件下会产生较为明显的EPS，EPS的产生会提高生物絮凝性能，这对于实现能量的最大化回收以及保持良好的污泥沉降性能非常关键。在某种程度上这与好氧颗粒污泥形成的条件之一“饱食-饥饿”有着类似之处。
HiCS工艺的发展为实现污水处理的能量自给开辟了一条值得借鉴的方法，污水中蕴含着客观的能量，有的研究结果显示污水中所蕴含的化学能是处理所需能耗的1.2～6倍，但目前绝大多数处理工艺是分解COD，而非回收COD。研究结果显示，HiCS工艺较传统活性污泥工艺能量回收高1倍。通常，传统活性污泥工艺的能耗是27 kWh˙PE(PE为人口当量)，HiCS的能量回收可以达到28 kWh˙PE，非常有利于实现污水处理的能源自给。HiCS工艺在未来进一步发展的方向仍然是需要更深入了解吸附、贮存、生长及氧化的机理，并在工程尺度的规模上优化设计与运行。
2.3主流短程脱氮技术
主流短程脱氮技术包括短程硝化反硝化(Nitrite shunt)、厌氧氨氧化、厌氧甲烷氧化(DAMO)。目前，厌氧甲烷氧化仍处于基础研究阶段，可能在未来相当长一段时间还难以走向实际工程应用，短程反硝化和厌氧氨氧化的蓬勃的发展势头令人关注。
2.3.1现状
从工程角度而言，推动短程硝化反硝化及主流厌氧氨氧化发展的动力主要来自于减少或摒弃外加碳源的需求、降低曝气能耗以及追求更小的反应池容。
不同的水质特征会影响到主流短程脱氮技术的选择，如果进水碳氮比较高(C/N=6～10)时适合传统硝化反硝化，当碳氮比处于中等水平(C/N=3)适宜短程硝化反硝化，当碳氮比较低时(C/N<1)时适合主流厌氧氨氧化。由于主流厌氧氨氧化的前景巨大，同时短程硝化是厌氧氨氧化的一个必要前提，因此主流厌氧氨氧化成为脱氮技术发展的焦点。
目前，国际上主流厌氧氨氧化的技术发展路线大致有四类：颗粒污泥、絮体+颗粒污泥、生物膜/IFAS以及悬浮+生物膜的形式形式，如图6所示。
上述四种技术路线各有特点，在保持Anammox菌方面，颗粒污泥、生物膜/IFAS及悬浮+生物膜的方式比较类似，Anammox菌生长在颗粒内或附着于填料上;絮体+颗粒污泥的技术路线是利用旋流器或筛网分离Anammox菌;在抑制NOB方面，主要的控制方式有出水残留氨氮浓度、SRT控制、DO控制、瞬时缺氧等。不同的技术路线所采用的NOB抑制措施也不完全相同，颗粒污泥路线的方式是控制曝气的体积、出水残留氨氮、HRT控制絮体的泥龄;生物膜/IFAS技术路线的方式保持较低的DO、生物膜厚度的控制以及出水残留的氨氮浓度;絮体+颗粒污泥与悬浮+生物膜的技术路线是保持较高的DO、出水残留氨氮浓度、瞬时缺氧、主动SRT等。
从实践层面来看，各种不同技术流派已经或正在中试及工程尺度规模推进主流厌氧氨氧化的实践。目前，主流DEMON工艺在德国、奥地利、荷兰、美国、丹麦的污水处理厂正在探索，主流Anita-Mox在巴黎的中试试验结果表明，在最低水温为15 ℃时，出水TN可以稳定低于15 mg/L。新加坡樟宜再生水厂的研究结果也表明，Anammox菌对该厂的主流脱氮贡献达到了31%。这些不同层面的实践正一步步推动主流厌氧氨氧化技术向前发展。
2.3.2目前的挑战与现实意义
虽然世界各地的污水处理实践不断地推动和深化主流厌氧氨氧化的认识，但目前的挑战依然巨大，这些挑战从宏观层面看主要是水温较低与基质浓度较低造成的不利影响，从微观层面来看实际上是如何控制不同微生物的高度共生。
在主流厌氧氨氧化工艺中，主要有Anammox菌、AOB、NOB、普通异养菌(OHO)，这些微生物共存于一个系统中，对不同的基质形成了非常复杂的竞争关系，主要有AOB与NOB对氧的竞争(DO的控制水平、曝气的时间)、NOB与Anammox菌对亚硝酸盐氮的竞争(不同的亚硝酸盐氮半饱和浓度及不同的温度敏感性)以及异养菌与NOB对亚硝酸盐氮的竞争，如图7所示，如何控制这些微生物处于合理的水平无论是对于微生物的认知还是控制手段的优化都是巨大的挑战。
在这些复杂的竞争关系中，如何抑制NOB成为这一技术发展的关键所在，从目前的认识来看，NOB远比我们之前的认识复杂，抑制的难度也较大。在侧流工艺中，NOB主要是Nitrobacter，对NO-2-N有较低的亲和力。而在主流工艺中，NOB主要是Nitrospira，对NO-2-N有较高的亲和力，如表1所示。
Anammox菌对NO2-N的半饱和常数约0.6 mg NO-2-N，这样在与Nitrospira对NO-2-N的竞争中就会处于劣势，最终无法实现短程脱氮。因此，虽然目前的各种手段有助于抑制NOB，但在工程规模的负荷变化中，仍然难以有效地解决这一问题。
尽管主流厌氧氨氧化没有完全成熟，但由于这一技术的巨大吸引力促使世界各地的污水处理厂不断探索实践，同时主流厌氧氨氧化的一些技术措施对传统工艺也是有利，比如侧流向主流工艺的生物强化会提高主流工艺的污泥沉降性能、间歇曝气有助于降低传统工艺的出水TN等。
原标题：给水排水 |未来污水处理工艺发展的若干方向、规律及应用（上）
