根據交通運輸部2022年交通運輸行業發展統計公報，截至2022年底我國高速公路通車里程達17.73×104km，服務區數量已超過3500對。除少數靠近城鎮的服務區將污水排入市政污水管網外，多數服務區獨立于城鎮分布，位置分散，一般都有獨立的污水處理設施，產生的污水在服務區內集中收集后處理，但大多效果不佳。不同于城鎮污水，服務區污水具有氨氮濃度高、碳氮比低的特性，且水質波動較大。高速公路服務區污水通常采用A/O或多級A/O工藝處理，但脫氮除磷效果有限，部分污水處理設施在運行過程中僅控制氨氮（NH4+-N）達標而導致總氮超標。
近20年來，好氧顆粒污泥（AGS）因具有良好的沉降性能、更高的生物量、可以單級同步脫氮除磷、耐沖擊負荷以及菌群多樣等優點，已成為污水生物處理領域的研究熱點。AGS獨特的內外層結構使其可以進行同步硝化反硝化，因而對高氨氮廢水具有很好的處理效果，但在有機物不足、碳氮比低的條件下，AGS的培養通常需要數月，且脫氮效率只有13%~65%，而除磷效果通常不顯著。采用傳統的活性污泥進行接種時，存在培養期長、可控性差等問題，直接利用厭氧顆粒污泥進行馴化和培養可能是一種更簡單、更有效的方法。添加外部碳源、選擇合適的接種污泥及操作策略等措施可以加速顆粒污泥形成并提高系統效能，然而，絕大多數的研究都是基于小試，且處理對象以模擬污水為主，相關的中試研究及實際工程應用則屈指可數，而將其應用于高速公路服務區污水處理的中試研究更是鮮有報道。
因此，以河南某高速公路服務區污水為處理對象，通過接種厭氧顆粒污泥來實現低C/N下AGS的馴化，并通過改變運行策略增強系統長期運行的穩定性，在中試規模下探索AGS處理該類污水的可行性，以期為后續反應器放大和工程化應用提供相關依據。
1、材料與方法
1.1 試驗裝置及運行參數
中試采用圓柱形SBR反應器，其內徑為35cm，有效高度為240cm，總容積為230L，有效容積為200L。采用底部進水，通過中部常閉式電磁閥控制出水，容積交換率為50%。底部為微孔曝氣盤，采用空氣壓縮機供氣，通過流量計控制曝氣量。進水、靜置、曝氣、沉淀、排水等工序根據試驗需要設定，并通過PLC控制器和電動閥實現自動控制。反應裝置在室外運行，溫度不做控制，隨環境溫度變化，系統pH控制在7.2~8.5。
反應器運行分為三個階段，通過額外補充碳源調節進水C/N：①階段Ⅰ（1~90d）為啟動期，運行周期為4h，包括進水40min、靜置30min、曝氣150min、沉淀5min、出水15min；曝氣量為65~70L/min，在高表觀氣速下加快AGS的馴化與形成；HRT為8h，有機負荷（OLR）為（1.75±0.29）kg/（m3·d），COD/TIN（總無機氮）為6.45±2.39，處理量為0.6m3/d。②階段Ⅱ（91~130d）為強化期，運行周期為4h，包括進水40min、靜置30min、曝氣150min、沉淀5min、出水15min；降低曝氣量至40~44L/min，探究低曝氣量下系統能否長期穩定運行；HRT為8h，OLR為（2.01±0.23）kg/（m3·d），COD/TIN為11.05±1.09，處理量為0.6m3/d。③階段Ⅲ（131~180d）為低溫運行期，運行周期為8h，包括進水60min、靜置40min、曝氣360min、沉淀5min、出水15min；曝氣量為40~44L/min；為應對低溫條件，延長系統HRT至16h，OLR為（1.06±0.06）kg/（m3·d），COD/TIN為9.49±1.05，處理量為0.3m3/d。三個階段的容積交換率均為50%。
1.2 接種污泥與污水水質
反應器接種污泥為厭氧顆粒污泥，外觀呈黑色顆粒狀，VSS/TSS為0.74，接種前使用清水淘洗。反應器進水為河南某高速公路服務區污水，其COD、BOD5、NH4+-N、TIN、PO43--P分別為200~600、80~260、40~140、45~155、4~10mg/L，pH為6.8~8.5，同時將丙酸鈉溶于水制成高濃度碳源補充液，服務區地下沉淀池原水首先進入體積為600L的暫存池，暫存池滿后，由自動加藥裝置添加高濃度碳源補充液，以增加進水COD濃度（200~300mg/L），最終反應器進水COD為450~800mg/L。
1.3 分析項目與方法
COD：重鉻酸鉀法；NH4+-N：納氏試劑分光光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺光度法；NO3--N：紫外分光光度法；PO43--P：鉬銻抗分光光度法；MLSS、MLVSS、SV、SVI：國家標準方法；pH和DO：WTW多參數測定儀。總無機氮為NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度之和。
在AGS系統不同運行階段取顆粒污泥進行高通量測序，取樣時間分別為：接種厭氧顆粒污泥（第0天）、顆粒化啟動期（第45天和第70天）、強化期（第110天）、低溫運行期（第160天），分別記為T0、T1、T2、T3、T4。所取樣品在-80℃下冷凍保存，最后送至上海美吉生物醫藥科技有限公司進行高通量測序。
2、結果與討論
2.1 AGS的形態變化
反應器運行過程中污泥形態結構的變化見圖1。接種厭氧顆粒污泥輪廓清晰，結構緊密，并且表面富有光澤，可以明顯觀察到許多粒徑在2mm以上的顆粒污泥。在階段Ⅰ，表觀氣速可達1.2cm/s，在較高的水力剪切力作用下，所形成的顆粒污泥表面光滑緊致，其中小顆粒大多呈黑褐色，而大顆粒污泥與階段Ⅱ的黃褐色更加類似，推測是在好氧環境下，接種厭氧顆粒污泥的厭氧區由外到內不斷縮小，最終保留了較小的厭氧核心，進而在此基礎上好氧微生物與缺氧微生物依次附著生長，直到形成了較大的土黃色AGS。在階段Ⅱ，有機負荷和碳氮比的提高加快形成更大粒徑的顆粒污泥，但同時曝氣量的減小和粒徑的增大，也使得氧氣和營養物質的傳質更加困難，導致部分顆粒污泥發生了破碎。階段Ⅲ進入冬季期，低溫下微生物活性降低，為保證出水污染物濃度達標，水力停留時間由8h延長至16h，污泥負荷隨之降低，加之低溫影響，基質與氧氣難以進入顆粒內部，使得污泥顆粒大量破碎，更多的厭氧內核被暴露，顆粒污泥平均粒徑變小。
2.2 污染物去除效能
2.2.1 COD去除效果
在長期運行過程中，反應器對COD的去除性能見圖2。運行前期，盡管反應器進水COD濃度波動較大，但出水COD濃度基本可以穩定在100mg/L左右，去除率在70%左右，隨著反應器持續運行，進入階段Ⅱ以后，系統對COD的去除效果趨于穩定。裝置運行至第120天時突發降溫，進水溫度僅有5~10℃，系統對氮、磷的去除率迅速下降，然而COD去除率并未出現明顯波動，仍可維持在80%以上，表明低溫沖擊未對AGS系統去除COD造成較大影響。此后進入冬季低溫運行期，又進一步延長了水力停留時間，使得系統在進水溫度始終低于15℃的條件下仍能保持較好的有機物去除性能。
2.2.2 脫氮效果
在長期運行過程中，系統對氮的去除性能如圖3所示。由于接種的是厭氧顆粒污泥，因此在新的好氧環境下適應期較長，運行15d后出水NH4+-N濃度才開始急劇降低，第31天，反應器出水NH4+-N濃度低至5.11mg/L，去除率可達95.74%以上，此后基本維持在80%以上。隨著NH4+-N的大量去除，反應器的TIN去除率也有了很大提升，但由于該階段形成的顆粒污泥并不成熟，反硝化菌群的數量較少，相較于硝化過程，反硝化性能表現出一定的滯后性，顆粒污泥強大的同步硝化反硝化功能并不能得到很好的體現，因此該階段的TIN去除率僅有60%左右，出水依次出現了明顯的NO2--N和NO3--N積累。此外由于階段Ⅰ的C/N僅有6.45左右，而階段Ⅱ、Ⅲ進水NH4+-N濃度降低引起C/N升高，然而系統出水COD沒有發生波動，可見投加的碳源并未出現過剩，因而在啟動期TIN去除率始終較低可能與碳源不足有關。
反應器運行至第75~82天，因節假日高速公路服務區客流量增加，進水污染物濃度產生較大波動，氨氮濃度急劇增加，系統對NH4+-N和TIN的去除率由第70天時的96.19%、80.87%降至第75天時的47.81%、44.29%。反應器的脫氮性能不僅受進水氨氮負荷影響，運行至第120天時，溫度的突然下降對其影響更加直接，該階段平均水溫僅有5℃左右，白天也不足10℃，氨氮與TIN去除率同時下降并基本保持一致，說明低溫更大程度抑制了氨氧化細菌而非反硝化細菌，微生物種群分析中反硝化細菌豐度不降反增也進一步驗證了該結論。同時，觀察到顆粒污泥存在大量厭氧內核，而且系統脫氮性能難以完全恢復，階段Ⅱ的末期TIN去除率不足50%。該情況持續至溫度回升至10~15℃、進入階段Ⅲ后才得以恢復，NH4+-N和TIN的去除率基本保持一致，穩定在80%左右。這一結果表明，在較低溫度下，通過延長好氧反應時長可在一定程度上保證系統的氮去除效能，然而隨著溫度的持續降低，該策略的干預緩解作用也會進一步降低。
2.2.3 除磷效果
反應器長期運行過程中對PO43--P的去除性能如圖4所示。在運行初期，系統便顯示出了較好的除磷效果，去除率保持在60%左右，說明所接種的厭氧顆粒污泥本身具有一定的除磷功能。第20天后出水磷濃度上升，這可能與運行初期MLSS濃度降低所導致的微生物大量流失有關。此外，推測除磷性能的波動與下降還可能與進水氨氮濃度有關。高氨氮負荷下，NO2--N和游離氨刺激了聚糖菌（GAOs）和異養反硝化菌大量生長，并與PAOs爭奪碳源，導致PAOs生長受到抑制。此外，高濃度的NO2--N在好氧和缺氧階段都會抑制磷的吸收與釋放過程，尤其是在好氧階段。顯然，NH4+-N及其衍生物對顆粒污泥的性能和形態有顯著影響，而隨著反應器TIN去除性能的提升，80d后出水中基本不含NO2--N和NO3--N，加之微生物已經適應新的生長環境，MLSS濃度有了較大提升，PO43--P的去除性能也隨之改善。
此外與脫氮性能波動不同的是，除磷性能對于負荷的變化表現出較強的適應性，在運行至第70天時進水磷負荷降低，第80天進水磷負荷又升高，出水PO43--P濃度雖隨之波動，但去除率并無太大改變，不僅如此，進入階段Ⅲ后，盡管受到低溫沖擊，仍能保持較好的除磷效率，這是因為PAOs菌群對溫度的耐受性要強于脫氮功能菌群。總體上，在顆粒污泥形成初期除磷率并不高（不足40%），但隨著顆粒污泥的成熟，性能逐漸提升，出水磷濃度穩步降低，在140d后平均磷去除率接近60%。然而生化系統除磷效率提升仍然較慢，使得出水磷濃度始終高于0.5mg/L，因而考慮其他強化措施十分必要，如增加砂濾裝置，在去除SS的同時進一步降低出水磷濃度。
2.3 污泥理化特性分析
2.3.1 污泥量變化
污泥MLSS、MLVSS以及VSS/TSS的變化見圖5。反應器污泥接種完成后，初始MLSS可達5511mg/L。在階段Ⅰ的前40d，MLSS呈下降趨勢，第43天時僅有2488mg/L，這可能是由于在好氧環境下接種厭氧顆粒污泥中的微生物難以保留在系統內，且采用實際污水直接馴化厭氧顆粒污泥也對其穩定性造成一定沖擊；此外在運行初期，沉降時間從10min逐步壓縮到5min，也加劇了生物量的流失，第50天時VSS/TSS值僅有0.55，說明顆粒污泥中有機活性成分流失嚴重。50d后污泥濃度迅速上升，表明污泥已經適應新的環境開始進入快速生長期，MLSS由4184mg/L增長到118d時的12337mg/L。
MLVSS與MLSS整體變化趨勢保持一致，從第50天后VSS/TSS值上升趨勢明顯，由0.55增大至第104天時的0.81。由此可知，顆粒污泥中有機成分含量的大量增加是AGS快速生長的主要貢獻者，推測是隨著AGS粒徑的增大，其外層所積累攜帶的微生物逐漸增多所致。進入階段Ⅲ以后，雖然觀察到大量污泥由于失穩而破碎，但MLSS整體上維持在（10795±387）mg/L。結合污泥形態變化可知，穩定狀態下AGS處于顆粒化與解體的動態平衡過程，具體表現則是，隨著AGS粒徑增大，一些成熟的大顆粒破碎成小顆粒及絮體，絮體在較高選擇壓下會逐漸被排出反應器，而破碎生成的不規則小顆粒又會作為核心重新顆粒化。
2.3.2 污泥沉降性能
污泥的SVI5、SVI30以及SVI30/SVI5的變化見圖6。在前30d內SVI30整體呈上升趨勢，由接種厭氧顆粒污泥的49.95mL/g上升至第27天時的100.50mL/g（最大值），并且該階段的SVI30/SVI5基本低于0.7，分析原因主要是厭氧顆粒污泥在好氧環境中逐步向AGS轉變，大顆粒破碎成小顆粒及絮狀污泥導致污泥較為蓬松。隨著AGS逐漸形成，微生物大量附著生長，污泥量迅速增加的同時，沉降性能也得到極大改善，第58天時SVI30可低至15.69mL/g，SVI30/SVI5也首次達到1.0，一般認為SVI300.9是判斷AGS造粒成功的重要依據，根據這些指標以及處理效能可認為系統在連續運行58d后實現了完全造粒，而在以往報道的類似低碳氮比城市污水處理中，造粒啟動期可能需要數月甚至一年。在造粒成功后，除第80天左右受進水污染物濃度等影響外，SVI30基本穩定在20mL/g以下。AGS的SVI30/SVI5也十分穩定，幾乎趨于1.0。其偏差小于10%，表明雖然受到進水污染物濃度增加及低溫等沖擊，但AGS始終保持著良好的沉降性能。
綜上分析，AGS可以在單個反應裝置中實現氮、磷的同步去除，加之其優異的沉降性能還可減少生化池占地，同時省去了二沉池等構筑物，可以減少75%的用地。不僅如此，AGS工藝能耗更低，根據COD利用情況可知，碳源投加量仍可進一步降低，而低曝氣下長期穩定運行也進一步降低了能耗，經濟和環境效益十分顯著。經對比，常規A/O以及A2O工藝的處理成本在1.0元/m3左右，MBR工藝的運行成本大都在2.0~2.5元/m3，本中試工藝的綜合處理成本大約為1.43元/m3，隨著規模的擴大，在實際工程應用中處理成本還會進一步降低。
2.4 微生物群落特征分析
2.4.1 門水平微生物群落結構分析
系統中門水平上的微生物群落結構組成如圖7所示。接種污泥中占比最多的4個門為擬桿菌門（Bacteroidota）、互養菌門（Synergistota）、脫硫桿菌門（Desulfobacterota）和熱袍菌門（Thermotogota），除擬桿菌門外，其他三個菌門都是典型的厭氧菌，因此T1的這三種菌門總豐度占比由48.92%減少至不足1.00%。而接種污泥中占比最多的擬桿菌門在T1中的豐度仍是最大，由17.71%增加到40.36%，并且在此后的各個階段基本都保持在30%以上。擬桿菌是一種絲狀菌，具有降解難降解有機化合物的能力。值得注意的是，在接種污泥中并未檢測出變形菌門（Proteobacteria），然而其在T1中的豐度高達31.62%。變形菌門的相對豐度逐漸上升與AGS的形成緊密相關，相關研究表明變形菌門在AGS系統中普遍存在，對有機物和氮的去除起著關鍵作用。此外，該菌門中含有多個促進分泌胞外聚合物（EPS）的菌屬，有助于絮體的黏附，加快了AGS的顆粒化進程，尤其是T4階段隨著顆粒污泥的成熟，其豐度高達50.33%。
與此同時，綠彎菌門（Chloroflexi）、髕骨菌門（Patescibacteria）等在5個樣品中的豐度也均較高。與接種時相比，厚壁菌門（Firmicutes）的相對豐度從厭氧顆粒污泥的5.56%降到了T4時期的1.61%，而放線菌門（Actinobacteriota）的相對豐度卻明顯增加，說明這些細菌之間存在強烈競爭，放線菌有利于污泥聚集，提高沉降性能，并在污水處理系統中發揮重要的脫氮作用。
2.4.2 屬水平微生物群落結構分析
聚類分析表明，與接種污泥相比各運行階段的優勢菌屬分布出現明顯差異，而各時間段AGS中的功能菌屬種類差異相對較小（見圖8）。隨著顆粒污泥的形成及粒徑的增加，系統內出現了新的優勢菌屬并富集于AGS中。在接種污泥中，相關功能菌屬的種類較為單一，主要是norank_f__Bacteroidetes_vadinHA17（13.61%）、Syner-01（11.77%）等發酵菌群，并未發現與脫氮除磷功能相關的菌群，然而這些發酵菌屬在新的環境中出現了大規模的更替與消亡。此外，接種污泥中含有大量脫硫相關菌屬，根據Guo等人的發現，硫氧化和硫酸鹽還原細菌可以對磷釋放和磷吸收產生協同效應，可能彌補了傳統PAOs的作用，使反應器在啟動期便具有較為良好的除磷性能，此后四個階段PAOs的相對豐度逐漸提升，分別為0.60%、1.48%、1.24%和3.91%，PAOs即使在相對較低的豐度條件下也可以達到較高的PO43--P去除率，而在各個階段所發現的DNPAOs對AGS的形成以及系統除磷脫氮功能十分重要。相反，接種污泥中脫氮相關功能菌屬極其匱乏，這可能是系統氮去除性能直到運行20d后才開始恢復的原因之一。然而Candidatus_Nitrotoga作為一種重要的亞硝酸鹽氧化菌，直到T2時期豐度才有較大提升，這可能是導致前期出水亞硝酸鹽濃度較高的重要因素。
T3時期AOB、NOB和DNB菌屬的豐度都較高，分別為3.96%、8.12%和21.25%，該時期也是系統除污效果最好的階段，然而DNB相對豐度較T2時期的31.00%有所降低，這可能與第二階段改變曝氣量有關，該階段顆粒污泥發生破碎，污泥比好氧區體積擴大，使得AOB、NOB相對豐度反而升高。而在低溫運行期，優勢菌屬的豐度并未明顯降低，這可能得益于顆粒污泥的層狀結構，可以更好保護內部菌群免受低溫影響。例如Hydrogenophaga（3.31%）、norank_f__A4b（2.64%）等具有反硝化功能的菌屬在低溫期豐度反而出現明顯增加，這也使得低溫運行期系統脫氮性能未出現較大波動，仍能較為高效地運行。
由圖8可知，相比于接種污泥，隨著AGS的逐步形成，特別是在階段Ⅰ后，AGS的內外層結構為微生物提供了更加多樣的生存環境，致使新的菌屬出現，AGS系統中常見菌屬例如Flavobacterium（2.19%）、Thauera（4.21%）、Rhodobacter（2.29%）等相對豐度普遍上升，其中Flavobacterium對EPS的分泌和有機污染物的去除具有重要的作用，而Thauera屬于厭氧和兼性反硝化菌。此外，顆粒化過程中，一些絲狀菌相關菌屬如unclassified_o__Saccharimonadales（0.60%~2.44%）豐度的提升增加了EPS的分泌并提高顆粒污泥疏水性，從而提高了污泥凝聚性能。
3、結論
針對高速公路服務區實際污水，在中試規模下通過58d連續運行實現了AGS工藝的快速啟動。系統中污泥SVI30在20mL/g以下，SVI30/SVI5始終趨于1.0，第118天污泥濃度達到12337mg/L并保持穩定。AGS系統中擬桿菌門和變形菌門作為主要的優勢菌門實現了富集，Flavobacterium、Thauera、Rhodobacter等與脫氮除磷相關菌屬豐度明顯提高。在低溫運行期，一些耐低溫菌屬豐度的提升維持了系統的穩定運行，進一步通過降低曝氣量節約能耗并實現（83.9±3.3）%的TIN去除。在低溫期成功運行超過50d，通過增加反應周期時長保證了脫氮和除磷性能的穩定。
調試過程中AGS系統出現個別水質指標例如PO43--P濃度偏高的問題。因此，在未來AGS工藝研發過程中，需要考慮AGS工藝參數優化或采取組合工藝等技術手段，從而最終實現高速公路服務區污水的達標排放。（來源：河南省中工設計研究院集團股份有限公司，鄭州大學生態與環境學院，河南省環境與資源國際聯合實驗室）
