这份夏季有限空间作业安全指南
趁“热”收下
↓↓↓
]]>这份夏季有限空间作业安全指南
趁“热”收下
↓↓↓
]]>
]]>
]]>
]]>近日，重庆大学环境与生态学院时文歆教授团队在环境领域著名学术期刊WaterResearch上发表了题为“Anovelstrategyforrapiddevelopmentofaself-sustainingsymbioticalgal-bacterialgranularsludge:Applyingalgal-mycelialpelletsasnuclei”的论文。文中利用菌丝球絮凝（包裹）微藻形成菌丝球裹藻凝结核，创新性地提出将其作为晶核快速培养自维持菌藻共生好氧颗粒污泥的新策略，深入探究了菌丝球裹藻凝结核强化自维持菌藻共生好氧颗粒污泥系统快速构建的作用机理。采用该策略后，菌藻共生好氧颗粒污泥在12天内可实现完全颗粒化，且具有粒径大、颗粒结构致密、沉降性能好、生物活性高、污染物降解能力强等优势特征。本研究为强化非曝气条件下菌-藻共生颗粒污泥的快速培养和系统稳定性提供了一种经济可行的新方法。
引言
众多的研究结果表明，与好氧颗粒污泥（Aerobicgranularsludge，AGS）相比，菌-藻共生好氧颗粒污泥（Algal-bacterialaerobicgranularsludge,ABGS）具有更加致密的颗粒结构，更好的沉降性能，更高效的除污染效能，以及良好的抗冲击负荷能力和结构稳定性。然而，ABGS系统仍然存在启动时间长、能耗高、藻类生物量易流失以及长期运行易失稳等问题。研究发现，在ABGS形成的初始阶段，藻细胞相互结合形成的微小团聚体可作为微生物粘附的核心，这种独特的结构有利于维持ABGS结构的稳定性，因此，利用藻类初始凝结核可能为加速污泥颗粒化过程提供一种新思路。然而，藻细胞尺寸小、沉降性能差、生长速度慢、静电斥力强等特性，使其难以通过自聚集形成初始核心。因此，如何实现藻细胞快速絮凝成核是一个关键问题。
本研究拟基于ABGS的自然形成规律实施人工强化，利用丝状菌絮凝（包裹）微藻，创新性地提出利用菌丝球裹藻凝结核定向诱导ABGS形成的新方法，深入探究菌丝球裹藻凝结核强化ABGS系统快速构建的作用机理，主要研究内容包括：（1）对mycelialpellets（MPs）、algal-mycelialpellets（AMPs）形成的关键参数进行优化，（2）探究ABGS的颗粒化过程和系统内物质转化机制，（3）考察ABGS的微观形态特征、胞外聚合物组成和群落结构的动态变化，（4）基于扩展的Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek（XDLVO）理论分析颗粒污泥中细胞表面相互作用能和污泥聚集能力，以及（5）阐释菌丝球裹藻凝结核强化ABGS快速形成的作用机制。研究成果为ABGS的定向诱导、快速形成和结构稳定性调控提供新的方法和思路，为ABGS技术的工程应用提供有力的理论指导和技术支撑。
图文导读
菌丝球裹藻凝结核的最佳合成条件
图1：MPs的生长曲线（a）；接种孢子密度（b）、pH（b）、转速（d）、温度（e）对MPs形成的影响；采用共培养法（f）和吸附法（g）时吸光度随时间的变化；MPs培养时间（h）、藻细胞投加量（i）和MPs投加量（j）对AMPs形成的影响；MPs（k）和AMPs（l）的微观形貌观察。
在最初72h内MPs的生物量急剧增加，随后进入稳定期（图1a）。图1b-e表明，MPs的最佳培养条件为：孢子浓度为6.3×106CFU/mL、pH为6.0、转速为150rpm、温度为30℃。对制备AMPs的方法进行了比较分析（图1f，g，l），得出吸附法为AMPs的最佳制备方法。通过考察MPs培养时间、MPs投加量和藻细胞投加量对絮凝效果的影响，进一步优化了AMPs的制备条件。当投加培养时长为3d的MPs、藻液投加量为50mL、MPs投加量为12g（湿重）时，藻细胞的絮凝效率达到最大值（~99.0%）（图1h-j）。
在最优条件下制备的MPs其核心结构紧凑、边缘松散、尺寸均匀（图1k）。MPs与AMPs除了颜色不同，形态上无明显差异（图1l）。SEM和TEM图像显示（图1l），小球藻紧密附着在菌丝上，主要分布在AMPs的外层。此外，长而致密的菌丝在AMPs内相互缠绕，使得AMPs表面形成了一定的通道和孔隙，这种多孔结构有利于氧气和营养物质传质。
菌丝球裹藻凝结核强化作用下污泥的颗粒化过程
图2：R1-R3中的ML(V)SS（a-c），SVI30和SVI30/SVI5（d），ABGS平均粒径（e），叶绿素α浓度（f）的变化情况。R1：对照组；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。
活性污泥接种后，R1-R3中初始MLSS浓度约为3.6g/L，R2和R3中分别投加0.1g/L（干重）的MPs和AMPs（MPs/AMPs与AS的干重比为2.5%）。由图2可知，第12天时R3中污泥的平均粒径已超过300μm，SVI30/SVI5比值达到0.87，可知ABGS在12天内实现了完全颗粒化。此时，ABGS的粒径为3.3mm，MLSS浓度为2.2g/L，叶绿素α含量为3.8mg/L，SVI30值为53.2mL/g，与R1和R2中形成的ABGS相比之下，R3中的污泥性质更优。显微结构观察显示投加的AMPs主要位于ABGS的核心区域，证实了强化方法的有效性。上述研究结果表明，AMPs的投加有效地促进了自维持ABGS的形成，且细菌和藻类之间良好的共生关系有助于维持颗粒结构的稳定性。
污染物去除效能和质量平衡分析
图3：R1-R3中COD去除效率（a）、NO2--N和NO3--N出水浓度（b）、TN去除效率（c）、PO43--P去除效率（d）的变化情况。R1：对照组；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。
R3系统中COD的平均去除率（98.6%）高于R1（96.4%）和R2（98.1%）（图3a），而三者之间NH4+-N去除效率差别不大（接近100%），不存在明显的NO2--N积累现象，表明ABGS体系具有良好的硝化性能。随着运行时间的延长，R1-R3系统中出水NO3--N浓度有明显的下降趋势，相应地，TN去除效率得到提高（图3b和c）。第35天时R3系统出水中NO3--N浓度（11.5mg/L）低于R1（19.5mg/L）和R2（12.5mg/L）（图3b）。这可能是由于R3系统中颗粒粒径较大，颗粒内部的厌氧/缺氧区域为反硝化细菌的生长创造了有利的条件。由图3d可知，R3系统对PO43--P的平均去除效率超过80.0%，表现出较好的PO43--P去除效果。由图4可见，污水中的C、N、P主要通过细菌代谢去除，R3系统中微藻对C、N、P的去除贡献率分别为34.6%、17.0%、10.0%，明显高于R1和R2。R3系统中投加的AMPs絮凝了较多的藻细胞（絮凝效率达到99%），而藻类（特别是绿藻）能够吸收氮、磷等营养物质作为能量来源合成细胞物质，这可能是该系统除污染效能较高的重要原因。
图4：R1-R3反应器中ABGS的C、N、P质量流。R1：对照组；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。
基于XDLVO理论的表面热力学分析
图5：接种污泥（a）和R1-R3系统中污泥的XDLVO位能曲线（b-d）。R1：对照组；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。
在XDLVO理论总位能曲线上大都存在一个最高点，称为斥力势垒，只有当微生物粒子具有能够翻越过这个势垒的动能，才能发生絮凝沉降，所以斥力势垒的高低往往决定着体系的稳定性大小。势垒越高，说明体系越稳定，絮凝沉降性能越差；反之，势垒越低，微生物只需要较低的动能就可以翻越势垒，容易发生沉降。在本研究中，通过比较各个系统中污泥的总势能曲线，发现R1和R2系统中的污泥其能垒分别为138.98kT和109.64kT，显著高于R3系统中的能垒（89.93kT），表明投加菌丝球裹藻凝结核强化形成的ABGS具有最低的能量势垒和较强的微生物聚集能力。
细菌、藻类和真菌的群落结构分析
图6：接种污泥和R1-R3系统中形成的ABGS在门水平（a）和属水平（b）上微生物种群的相对丰度，ABGS中的藻类在属水平的相对丰度（c）和真菌在属水平上的相对丰度（d），属分类水平上的热图（e），相对丰度位于前20个的菌属与EPS含量和N、P去除效率之间的聚类分析（f）。R1：对照组；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。
随着颗粒化过程的进行，三个光生物反应器中放线菌门（Actinobacteriota）的相对丰度急剧下降至0.21%以下（图6a），变形菌门（Proteobacteria）的相对丰度显著提高，尤其是R3中该菌门的相对丰度增加至62.68%，是接种污泥的3.7倍。在属水平上，所有ABGS样品中的优势菌属与接种污泥的优势菌属具有明显的差异性（图6e）。具体地说，R1、R2和R3系统中属于变形菌门的Neomegalonema其相对丰度分别增加至43.82%、20.71%和46.11%（图6b）。本研究进一步将相对丰度位于前20的微生物种属与EPS含量和TN、PO43--P去除效率之间进行了相关性分析，发现TN、PO43--P去除效率和EPS含量与Neomegalonema呈正相关关系（图6f）。已有研究显示，Neomegalonema不仅是一种聚磷菌，且能够吸收有机物质和含氮物质，同时也是一种重要的胞外聚合物产生菌，与本研究的结果相一致。
在藻类的属分类水平上，R3系统中Chlorella_f_Cholrellaceae的相对丰度（23.25%）高于R1（18.52%）和R2（11.68%），表明MPs絮凝的小球藻在R3系统中得到了有效富集（图6c）。小球藻在生长过程中能够将废水中的N和P同化为磷脂、核酸和核苷酸等细胞成分，从而有利于废水中营养物质的去除。图6d显示了ABGS中真菌在属水平上的分布情况。由图可知，R1、R2和R3系统中优势真菌分别是弯颈霉属（Tolypocladium）、链枝菌属（Catenaria）和黑曲霉菌属（Aspergillus）。R3中Aspergillus在的相对丰度为38.76%，明显高于R1（0.96%）和R2（3.76%）中的相对丰度。以上研究结果显示，AMPs中的Aspergillus在光生物反应器中具有较好的适应性，可维持较好的生物活性。
小结
本研究基于菌-藻共生好氧颗粒污泥（ABGS）的自然形成规律，提出了一种利用菌丝球裹藻凝结核强化无曝气条件下自维持菌-藻共生好氧颗粒污泥快速形成的新方法。结果表明，ABGS可在12天内实现完全颗粒化，且具有粒径大、结构紧凑、沉降性能好、生物活性高、去除污染物效果优异等特点。微观观察显示，定向投加的藻类（Chlorella）和真菌（Aspergillus）作为颗粒污泥的核心。此外，本研究从胞外聚合物组成成分、群落结构组成（真菌、细菌和藻类）以及微生物聚集能力等角度，系统解析了菌丝球裹藻凝结核强化污泥快速颗粒化的作用机制。
]]>近年来，水体中频繁检出的抗生素、全氟化合物和微塑料等化学品已经成为一类不可忽视的新污染，给饮用水安全带来潜在风险和巨大挑战。国家“十四五规划”中已明确提出了“重视新污染物治理”的工作部署，而新污染物治理作为饮用水源污染防控的重要新领域，目前缺乏切实有效的防控技术与治理手段。通过梳理国内外涉及饮用水新污染物的政策与行动计划发展情况，分析新污染物相关研究和技术的发展态势，总结本领域的发展目标和重点任务，提炼出前沿科学问题和关键技术，为应对新污染物所带来的饮用水安全保障新挑战提供参考。
侯立安，中国工程院院士，主要研究方向为水安全与水资源保障技术。
《中华人民共和国国民经济和社会发展第十四个五年规划和2035年远景目标纲要》中明确提出了“重视新污染物治理”的工作部署。新污染物（Emerging contaminants, ECs）是指新近发现或被关注，对生态环境或人体健康存在风险，尚未纳入管理或者现有管理措施不足以有效防控其风险的各类污染物。新污染物由于其生物毒性、环境持久性和生物累积性明显，在环境中即使浓度较低，也可能具有显著的环境与健康风险，其危害具有潜在性和隐蔽性，因此，这类污染物一旦进入饮用水源，将会给人民群众健康带来较大风险。
由于饮用水安全是关系人民群众健康的重要问题，我国政府高度重视传统水源污染带来的饮用水安全问题，从政策规划、标准制定以及关键技术研发等方面多举措并行，构建饮用水源污染防治与安全保障体系。经过持续不断的努力，我国饮用水安全现状得到了显著改善。但近年来，国内外诸多水体中频繁检出的微塑料、内分泌干扰物、药物及个人护理品等新污染物给饮用水安全保障带来了新挑战，成为国际上饮用水领域的研究热点。
这些新污染物存在类别多、浓度低、环境迁移转化路径不清晰、健康风险不明确、常规处理技术效率不高以及相关法规标准不完善等问题，导致对饮用水源中出现的新污染物尚缺乏切实有效的防控技术与治理手段。本文将梳理国内外涉及饮用水新污染物的政策与行动计划发展情况，分析新污染物相关研究和技术的发展态势，总结本领域的发展目标和重点任务，提炼出前沿科学问题和关键技术，为应对新污染物所带来的饮用水安全保障新挑战提供参考。
01新污染物的来源与环境迁移情况
水体是新污染物在环境中分布的主要载体，地表水、地下水、暴雨废水、饮用水和各类污废水等水环境中都有检测到新污染物的相关报道。目前，水环境中比较受关注的新污染物主要包括：内分泌干扰物、药物及个人护理品、人工纳米材料、全氟化合物、溴化阻燃剂和多环芳烃等，其主要来源包括：
·生活污水；
·农药排放污水；
·制药企业排放污水；
·养殖业废水；
·农业废水；
·医院废水等。
新污染物在水循环系统中，通过径流、扩散、渗滤等多种途径进入地表水和地下水，造成饮用水源的污染，对水生生物、生态安全和人身健康构成了潜在威胁。其中，污水处理厂是新污染物的重要汇聚地和发散地，因为大部分新污染物具有亲水特性，在传统处理过程中难以完全去除，在二级出水甚至三级出水中仍能够检测到这些新污染物，导致污水处理厂出水成为新污染物进入自然水生环境的关键节点，进一步通过环境迁移和转化扩散到其他水源中。
虽然“源输入-河流-水库”的新污染物迁移与转化模式具有一定的普遍性，但是绿化等环境因素、降雨量等季节性差异和人口密度等社会经济状况也会影响新污染物的转移路径，例如我国西部大范围的绿化面积能够有效拦截微塑料类新污染物经过地表径流进入污水处理厂。目前，饮用水源新污染物转移过程中存在的问题在于对转移路径缺乏自动监控，尚难以绘出较为准确的新污染水环境分布与迁移路径图。
02饮用水源中新污染物防控研发现状
2.1 全球政策与行动计划概况
近年来，全球很多国家对饮用水源中新污染物防控与去除提出了相关政策和行动方案，以保障饮用水安全、维护人们生命安全和健康。图1给出了我国、欧盟和美国有关水环境中新污染防控以及饮用水中涉及新污染物的相关政策和行动计划情况。
图1 我国、欧盟和美国有关水环境中新污染防控政策和行动计划概况
如图1中灰色框所示，美国自20世纪90年代中期开始关注水环境中邻苯二甲酸酯（PAEs）和多氯联苯（PCBs）等新污染物；2006至2013年期间先后出台《地表水水质标准》《关于直接饮用再利用系统的公共卫生标准的报告》等水质标准，对地表水及直饮水回用二级出水中部分药物及个人护理用品（PPCPs）、内分泌干扰素（EDCs）等设置浓度限值，并颁布了《饮用水安全法（Safe Drinking Water Act）》，完善了饮用水中新污染物的监测指标，对多种EDCs、全氟化合物（PFAS）、PCBs、多环芳香烃（PAHs）等设置浓度限值。2019年，美国环保署出台了针对全氟辛烷基磺酸（PFOS）和全氟辛酸（PFOA）的行动方案，此项举措进一步推动了对饮用水中该类物质的有效监管。
图1中浅蓝色框给出了欧盟对水环境中新污染物防控的有关政策和行动方案。2000年，欧盟理事会和欧洲议会发布了欧洲水框架指令（Water Frame Directive, WFD），以改善水资源状态。该指令开发了基于计分排序的优先污染物筛选方 法，为欧盟各国在水资源管理和保护领域提供了重要指导。随着对新污染物认知的深入，于2006年和2011年又对WFD进行修正，完善了EDCs、PPCPs、PFOS等的地表水质量标准。近年来，欧盟设立的“Modelkey”计划对毒性评估项目进行了支持，促进了效应导向分析法（Effect-directed Analysis，EDA）的发展，为新污染物监测标准的制定提供了科学基础。随着数字革命的发展，欧盟进一步启动了旨在支持水务信息化发展，实现智慧水务的一系列项目，整合科研力量，成立 “Ctrl+SWAN”（Cloud Technologies and Real Time Monitoring+ Smart Water Network）行动组，为新污染物在线监测研究提供了支撑。
我国对水环境中新污染物的防控也给予了高度关注，并采取了一系列相关措施（图1中深蓝色框）。20世纪90年代以来，以国家环境保护总局发布的《污水综合排放标准（1996年）》《城镇污水处理厂污染物排放标准（2002年）》《地表水环境质量标准（2002年）》《生活饮用水水质卫生规范（2006年）》等为引导，从源头到末端不断完善对新污染物的控制要求。部分新污染物在饮用水中的限值浓度已低于美国环境保护署和世界卫生组织规定的限值。“十三五”规划（2016-2020年）期间，为顺应智慧城市的发展潮流，推进水务信息化建设，先后在上海浦东新区和深圳建立区域智慧水务平台，为新污染物的智慧监测提供平台［10］。2021年10月生态环境部组织编制了《新污染物治理行动方案（征求意见稿）》，提出了6个方面共25条具体措施。
2.2 饮用水源中新污染物防控研究现状
新污染物的概念是2003年PETROVI等首次提出，通过分析以“Emerging contaminants”为作者关键词检索web of science核心集收录论文情况(如图2所示)，可以发现虽然新污染物的概念提出时间不长，但迅速受到广泛关注，近年来的论文发表数量几乎呈指数级增长，成为环境领域的研究热点。
图2 2003-2021年新污染物领域年度新增论文数量变化趋势
通过分析2003-2021年web of science核心集收录论文涉及的研究领域和热点，可以确定新污染物领域密切相关的学科和领域。如图3所示，文献检索的高频率关键词是"water"，进一步说明以水体为载体的分布形式是新污染物的主要分布形式。同时可以看出，全球新污染物领域研究热点主要集中在药物及个人护理品等污染物、毒性评估、去除技术等方面。这些研究显示出新污染物的研究主要属于环境科学和环境工程的学科范畴，但除此之外，最密切相关的则是水资源、化学工程、分析化学和毒理学，表明水环境中新污染物的去除、检测和毒理风险是最为关注的方向。
图3 2003-2021年新污染物领域研究热点方向
2.3 饮用水源中新污染物防控面临的挑战
水环境中的新污染物的主要特征是浓度低、种类多、物化性质复杂，由此给饮用水源中新污染物的防控带来了一系列的挑战，存在新污染物的来源、区域污染特征、影响其多介质分布的迁移转化行为等环境地球化学属性不明；新污染物的暴露途径复杂，其环境生态与健康毒性的认识不一；现有技术处理、处置新污染物时效率不高等问题。具体包括如下几个方面：
（1）新兴污染物一般浓度较低、成分未知，定性和定量分析难度大，目前的检测技术常包含萃取、净化、浓缩富集等多个前处理步骤，操作较为繁琐，传统随机采样以及实验室分析技术容易产生时间差，存在滞后性。
（2）由于监测难，使得新污染物分布状况和区域特征污染的系统研究缺乏，因此，对我国饮用水源的新污染物污染状况认识存在两极分化：过分渲染和完全无视的现象并存。
（3）饮用水源新污染物的检测和控制未纳入工厂排放标准和废水监测标准，缺乏分类治理、全过程环境风险管控的依据和基础。
（4）在健康与风险评价方面，缺乏对新污染物健康风险分子水平的认识，和长期低水平暴露对健康的影响，另外，当前风险评价多基于单一新污染物，缺乏多污染物复合评价。
（5）新污染物的物化性质、生态风险和毒理毒性与传统污染物有本质区别，传统的分析方法、研究手段和处置措施难以简单地移植到新污染物防控领域，而新技术大多停留在试验阶段，中试或实际运行规模的尚未广泛应用。
03饮用水源新污染物防控关键技术的发展方向
针对我国饮用水源中新污染物防控的上述挑战，应以有效防范新污染物环境与健康风险为核心，以构建新污染物的风险评价与控制技术体系，建立完善风险评价方法学，识别重点风险源为目标，开展一系列基础理论和关键技术的研发。
为此，需要大力发展高效、灵敏的新污染物检测技术实现污染物识别和清单研究，开展新污染物生物毒性和健康风险评价体系研究，发展绿色、高效的新污染物实用去除技术，研发并构建大数据分析的新污染物转化迁移体系的智慧化水网；通过攻克上述关键支撑技术，研发具有自主知识产权和国际竞争力的新污染物防控技术装备，掌握一批世界领先的关键核心技术，实现新污染物防控体系的标准化、优质化；基于上述实用型去除技术和智能化供水系统对水厂进行升级改造，建立相互关联和依托的示范工程，如图4所示。最终实现饮用水源新污染物防控从基础理论到关键技术再到工程应用的整体提升。
图4 我国饮用水源中新污染物防控发展趋势
]]>郭露，硕士研究生，主要从事水污染控制理论与技术研究。
短程反硝化（PD）是指NO3--N还原到NO2--N的过程，相比于完全反硝化过程可节约60.10%的外加碳源。有研究表明，通过控制污泥类型、碳源种类、碳氮比（C/N值）、pH值、碳源投加方式等条件可以实现短程反硝化和NO2--N积累。毕春雪等、张星星等利用不同污泥快速启动了PD，NO2--N转化率（NTR）分别在80%、70%左右。Ge等研究发现添加不同碳源时，添加葡萄糖碳源条件下亚硝酸盐积累率最高，较高C/N值会获得更高的NO2--N积累量。Gong等用乙酸钠作为碳源时，发现在C/N值=1.4～3.5时NO2--N都能有效积累。Qian等发现当系统pH值从5.0增至9.0时，反应器中NTR逐渐升高，而且pH值=9.0时短程反硝化关键细菌Thauera的相对丰度最高。王淑莹等研究表明，以污泥发酵液为碳源，分次投加和1次投加对短程反硝化系统中NTR的峰值影响不大，但分次投加更有利于NO2--N稳定积累。在反硝化耦合厌氧氨氧化系统中，分次投加污泥发酵液不会降低厌氧氨氧化活性。Du等发现，在反硝化氨氧化（DEAMOX）系统中，总氮超过500mg/L时，分次投加碳源能明显提升PD过程的NTR。
目前虽有少部分文献报道了碳源投加方式对PD的影响，但这些研究多是采用短程反硝化-ANAMMOX耦合工艺分析碳源投加方式对整体脱氮效果的影响，而碳源投加方式对PD中氮素转化特性和转化速率的影响鲜有研究。因此，笔者采用序批式反应器（SBR）处理模拟硝酸盐废水，以乙酸钠为碳源，探究在不同碳源投加方式下PD工艺的启动以及运行性能的差异情况，并利用高通量测序技术分析不同条件下微生物群落变化，旨在为硝酸盐废水的处理提供理论支持。
01材料与方法
1.1 实验装置
实验装置采用SBR反应器，由有机玻璃制成，有效体积为3L，长为11cm，宽为11cm，高为40cm，见图1。在反应器上方安装JJ-1型悬臂式搅拌器，搅拌速度为200r/min，以保持反应过程中的完全混合且溶解氧不超过0.2mg/L。使用哈希HQ30d溶解氧仪测定溶解氧，雷弗BT100L型蠕动泵控制进水和碳源投加，德力西2W040-10型电磁阀进行排水。使用YX25L型温控加热盘控制反应器内温度在24～25 ℃。
图1 SBR装置示意
1.2 实验方案
SBR每天运行2个周期，每周期进水1.5L，排水比为50%。本实验分为两个阶段，阶段Ⅰ为反应启动阶段：厌氧搅拌360min（包括进水2min），沉淀30min，排水5min；阶段Ⅱ为碳源投加方式探究阶段：厌氧搅拌240min（包括进水2min），沉淀30min，排水5min。
整个实验过程进水NO3--N为100mg/L，使用乙酸钠溶液（COD为25g/L）提供反应所需碳源，控制反应起始C/N值为2。第Ⅰ阶段（第1～10天）分4次投加碳源，即在t=0/1/2/3 h分别投加3 mL乙酸钠溶液，旨在启动短程反硝化。第Ⅱ阶段采用3种碳源投加方式，即1次投加方式（第11～28天，在t=0min时投加12mL乙酸钠溶液）、3次投加方式（第29～47天，在t=0/30/60min分别投加4mL乙酸钠溶液）、6次投加方式（第48～68天，在t=0/10/20/30/40/50 min分别投加2mL乙酸钠溶液）。3种投加方式各选取3个周期进行单周期连续取样。每天监测SBR反应器进、出水的NO3--N、NO2--N、pH值。
1.3 接种污泥与实验进水
接种污泥取自实验室培养成熟的全程自养脱氮污泥，接种后SBR反应器内混合液的MLVSS为1500mg/L，30d排泥1次。
实验进水为人工配制的模拟废水，主要包括NaNO3、微生物生长所需的营养元素、微量元素A及B溶液，pH值为7.5～8.5。
1.4 分析项目及方法
水样首先经过0.45μm纳滤膜过滤，然后分别采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法、紫外分光光度法、PHS-3C型pH计、马福炉灼烧重量法测定NO2--N、NO3--N、pH值、MLVSS；微生物群落结构采用高通量基因测序技术进行分析。
NTR、比转化速率参考文献进行计算。
02结果与分析
2.1 短程反硝化系统的启动
图2反映了反应器内PD启动过程中NO3--N、NO2--N浓度及NTR变化情况。进水NO3--N为100mg/L，乙酸钠为唯一碳源，碳源分4次投入SBR反应器中，PD系统经过19个周期的驯化完成启动。启动可分为两个阶段：第1～9周期，PD活性增强阶段；第10～19周期，PD活性稳定阶段。第1～9周期，反应器出水NO3--N浓度从26.89mg/L降至12.39mg/L，NO2--N浓度从0.75mg/L增加到44.9mg/L，NTR从22.00%升至86.17%，此时认为系统中PD性能逐渐增强。第10～19周期，反应器出水NO3--N和NO2--N平均浓度为12.53mg/L和61.41mg/L，NO2--N高积累量得以维持，NTR平均为89.78%、最大为97.09%，说明经过19个周期的驯化，在SBR反应器中成功启动了PD系统
图2 PD启动阶段运行状况
目前，大多数研究者启动PD采用一次性投加碳源的方法。毕春雪等在SBR反应器中通过一次性投加乙酸钠耗时21d启动了PD，张星星等采用3种不同的污泥源耗时9d启动了PD系统，且NTR均仅在70%左右。本实验采用的SBR反应器仅经过19个周期（10d）的运行，NTR就达到89.78%，在短时间内完成了高效稳定PD系统的启动，因此可以认为分次投加碳源有利于SBR反应器中PD的启动。
2.2 碳源投加方式对短程反硝化的影响
2.2.1 氮素转化特性
不同碳源投加方式对PD系统氮素转化特性的影响如图3所示。进水NO3--N为100mg/L，一次性投加时，反应器出水NO3--N、NO2--N平均浓度分别为17.18、49.24mg/L，NTR平均为75.10%、最大达到88.62%。前10d反应器中NTR稍有波动，后趋于稳定。3次投加方式条件下，反应器出水NO3--N、NO2--N平均浓度分别为12.28、58.9mg/L，NTR平均为81.55%，比一次性投加时高6.45%，NTR最大为88.72%，与一次性投加时相差不大，说明3次投加时反应器出水NTR波动不大。6次投加方式条件下，反应器出水NO3--N、NO2--N平均浓度分别为7.33、60.92mg/L，NTR平均为86.55%、最高可达96.14%。
图3 不同碳源投加方式下PD运行状况
在不同的投加方式下，PD系统出水NO3--N、NO2--N浓度差异明显。在其他运行条件相同的情况下，随着碳源投加次数的增多，SBR反应器出水NO2--N浓度、NTR呈上升趋势，NO3--N剩余量呈下降趋势，说明碳源投加次数增多有利于提升反应器内PD活性。碳源分6次投加可以在最大限度上促使NO3--N转化为NO2--N，同时进行完全反硝化的NO3--N比例下降，因此积累了高浓度的NO2--N。少量多次地投加碳源可使反应器中的有机物浓度处于较低水平。在较低的C/N值条件下，硝酸盐还原酶的活性大于亚硝酸盐还原酶的活性，NO3--N优先还原为NO2--N，使NO2--N得以积累。
2.2.2 典型周期转化速率
图4展示了不同碳源投加方式下SBR反应器中PD典型周期内NO3--N、NO2--N浓度及NTR变化情况。各条件下典型周期实验次数为3次。一次性投加时，在前60min，反应器出水NO3--N浓度由64.63mg/L降至28.15mg/L，NO2--N浓度从12.68mg/L升至41.72mg/L，60min时NTR达到峰值80.09%。在后续180min反应时间内，NO2--N仅增加了3.94mg/L，NO3--N仅减少了9.45mg/L。3次投加时，反应器出水氮素浓度变化主要在前90min内，NO3--N在0～90 min和90～240min的浓度分别下降了43.39、7.37mg/L，NO2--N则分别增加了30.83、4.21mg/L，但NTR峰值仍出现在60min时，为72.46%。6次投加时，在前60min完成了大部分NO2--N的积累，反应器出水NO2--N增加了33.80mg/L，NO3--N减少了39.90mg/L，60min时NTR最大为84.50%。3种投加方式下反应器内NO3--N减少量均大于NO2--N积累量，二者差值越小，说明反应器内NO2--N的还原量越少，NTR越高。
图4 PD典型周期内氮素浓度、NTR变化曲线
此外，3种投加条件下SBR反应器出水NO3--N、NO2--N浓度及NTR变化趋势基本相似。在反应前期，反应器出水NO3--N浓度随着反应的进行而逐渐降低，NO2--N浓度不断积累升高。这是因为在反应初期，硝酸盐还原菌的底物NO3--N和碳源充足，硝酸盐还原酶可结合的电子供体与受体增加，NO3--N可快速转化为NO2--N。反应一段时间后，反应器中NO3--N、NO2--N浓度变化不大，是因为反应后期NO3--N和碳源浓度较低，反应变慢，NO3--N和NO2--N变化不明显，因此二者浓度及NTR比较稳定。有研究表明，当C/N值大于3（超过了完全反硝化所需要的碳源量）时出水NO2--N浓度随反应的进行而先增加后减少。而本实验中C/N值为2，且通过分次投加降低了反应期间碳源浓度，使反应器中不明显发生完全反硝化，才成功在反应后期稳定积累NO2--N浓度。3种碳源投加方式下，反应器中的NTR呈微弱的先上升后下降的趋势，且均在60min时达到最大值。经比较可知，6次投加方式下反应器出水NO2--N浓度和NTR都达到最高水平。
在前4次取样时间内，反应器内NO3--N减少量和NO2--N积累量与时间呈线性关系，R2>0.95。典型周期内的PD反应速率可由拟合后的二者浓度变化以及污泥浓度MLVSS来确定，结果如图5所示。
图5 不同碳源投加方式下PD典型周期内的比反应速率
在3种投加方式中，6次投加时NO3--N比还原速率、NO2--N比积累速率最大，分别为26.79、22.65mg/（g·h），3次投加方式的NO3--N比还原速率、NO2--N比积累速率最小，分别为19.42、13.95mg/（g·h）。此外，无论何种投加方式，NO3--N比还原速率远大于NO2--N比还原速率。一次性投加时，NO3--N比还原速率是NO2--N比还原速率的4.82倍，3次、6次投加时分别为3.55、6.47倍。6次投加方式的NO3--N比还原速率与NO2--N比还原速率相差最大，NO2--N得以更好地积累，与在该条件下PD系统具有较高的NTR相一致。由此可以认为，NO3--N比还原速率大于NO2--N比还原速率是NO2--N积累的直接原因，这与王淑莹等、Cao等的研究结果相似。
2.3 微生物群落分析
利用16SrDNA高通量测序进一步了解不同运行条件下反应器中微生物群落结构的变化情况。seed取自反应器运行第1天（接种污泥）、R1取自反应器运行第16天（1次投加方式）、R3取自反应器运行第35天（3次投加方式）、R6取自反应器运行第57天（6次投加方式）。4个污泥样品的Coverage值分别为98.80%、97.68%、99.60%、99.74%，有较高的样本文库覆盖率，说明本次测序有效。Shannon值用来表征微生物群落的多样性，其数值越大，多样性越高。seed、R1、R3、R6的Shannon值分别为5.69、8.02、6.19、7.10，说明R1比其他样品的物种多样性要高，即seed、R3、R6中微生物的专一性更高，功能细菌的优势更强。
SBR反应器中各时期污泥样品门水平、属水平的微生物群落丰度见图6。从图6（a）可知，4个污泥样品中分别检测出9、11、18、15种已知菌门，有6种主要菌门（相对丰度>1.0%），分别为拟杆菌门（Bacteroidetes）、变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、厚壁菌门（Firmicutes）、浮霉菌门（Planctomycetes）和Patescibacteria菌门。按照丰度由高到低排序，seed中优势菌门为拟杆菌门（84.08%）、厚壁菌门（14.86%）；R1中优势菌门为拟杆菌门（70.50%）、厚壁菌门（25.60%）以及Patescibacteria菌门（1.59%）；R3中优势菌门为拟杆菌门（38.49%）、变形菌门（32.73%）、绿弯菌门（22.35%）、浮霉菌门（4.28%）；R6中优势菌为变形菌门（47.71%）、绿弯菌门（22.62%）、拟杆菌门（22.35%）、浮霉菌门（4.96%）。可以发现，R3、R6中出现了seed、R1中没有的绿弯菌门，绿弯菌门是含有绿色素的兼性厌氧细菌，可以分解糖类物质并进行脱氮。拟杆菌门的丰度逐渐降低，变形菌门的丰度逐渐升高，R6中变形菌门占47.71%，此丰度与已有文献中活性污泥变形菌门的丰度相近。污水处理中常见的反硝化菌属大多属于变形菌门，变形菌门可以在降解有机物的同时脱氮除磷，因此，高丰度变形菌门是PD系统中高NTR的保证。
从图6（b）可知，R3、R6新增了前两个样品中未检测出的反硝化菌属Thauera，相对丰度分别为14.29%、17.11%。Thauera是PD研究中实现NO2--N积累的功能菌属。Du等的研究接种已驯化成功且稳定运行的反硝化污泥，发现在实验后期Thauera是PD工艺中的绝对优势菌属，相对丰度为67.25%。而本实验接种污泥为实验室培养成熟的全程自养脱氮污泥，反应后期才出现Thauera，条件的优化使与PD相关优势菌得到富集，这与6次投加时效果最优的结论一致。
图6 微生物群落分析
03结论
① 在常温（24～25 ℃）下，当进水NO3--N为100 mg/L、C/N值=2时，碳源分次投加，可以在短时间（10d）内启动高效稳定的PD系统。
② 6次投加方式下SBR反应器中PD运行效能最好。6次投加方式下出水NO3--N、NO2--N平均浓度分别为7.33、60.92 mg/L，NTR平均为86.55%，NO3--N比还原速率最大［26.79mg/（g·h）］，NO2--N比还原速率最小［4.14mg/（g·h）］。
③ 碳源投加次数增多有利于提升SBR反应器内PD的活性，促进反应器出水NO2--N的积累，可为后续ANAMMOX脱氮提供充足的基质。
④ 拟杆菌门和变形菌门是PD系统中的优势菌门，在3次投加和6次投加的污泥中出现的新菌属Thauera是众多已报道PD研究中实现NO2--N积累的功能菌属，Thauera的富集能维持PD系统的稳定。
本文的完整版刊登在《中国给水排水》2022年第3期，作者及单位如下：
碳源投加方式对短程反硝化性能的影响
郭露1,2，汪晓军1,2,3，秦嘉富1,2，陈振国3,4
（1.华南理工大学 环境与能源学院，广东 广州 510006；2.工业聚集区污染控制与生态修复教育部重点实验室，广东 广州 510006；3.佛山市化尔铵生物科技有限公司，广东 佛山 528300；4.华南理工大学 化学与化工学院，广东 广州 510665）
该文标准著录格式：
郭露,汪晓军,秦嘉富,等.碳源投加方式对短程反硝化性能的影响[J].中国给水排水,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).
编辑：任莹莹
制作：文 凯
审核：李德强
徐祖信:中国工程院院士、国家水体污染控制与治理科技重大专项技术副总师，海南“六水共治”技术总师。长期致力于水环境综合整治研究，为我国城市河流污染治理做出突出贡献。获国家科技进步二等奖2项、省部级科技进步一等奖3项。
作者：徐祖信，张竞艺， 徐晋，王思玉，陈宗群， 林夷媛，王静怡，屈扬，尹海龙，李怀正，金伟
单位：1.同济大学环境科学与工程学院
2.污染控制与资源化研究国家重点实验室机构
3.长江水环境教育部重点实验室机构
4.上海污染控制与生态安全研究院为贯彻习近平总书记关于长江经济带“共抓大保护，不搞大开发”的重要指示精神，落实《长江保护修复攻坚战行动计划》，生态环境部组织开展了长江生态环境保护修复驻点跟踪研究工作，深入一线进行驻点研究和技术指导，服务地方政府水污染防治的科学决策与精准施策。同济大学牵头组建马鞍山市驻点工作组，在马鞍山市政府和各相关部门支持协作下，重点针对马鞍山市中心城区水环境质量改善面临的突出问题，围绕精准控源截污和雨天排放污染控制等方面，开展城市河流水系水质提升关键技术研究，为慈湖河小流域水环境治理项目提供技术支撑，在多方共同努力下，成功消除了城市水体黑臭，河流水质得到稳定改善。2019年11月，韩正副总理视察马鞍山市期间，对马鞍山市水环境保护工作取得的成效给予高度肯定；2020年8月，习近平总书记视察马鞍山市时，提出了打造安徽的“杭嘉湖”、长三角的“白菜心”新发展定位。
式中：C2为第2个河段断面污染物浓度，mg/L；C1为第1个河段断面污染物浓度，mg/L；Ce2为第2个河段排污口污染物排放浓度，mg/L；Qe2为第2个河段排污口排放水量，m3/s；QT2为第2个河段支流入流水量，m3/s；Q12为第1个河段出流水量，m3/s；Q23为第2个河段出流水量，m3/s；V2为第2个河段的体积，m3。
图 1 网格化水量、水质监测与排污口溯源示意
若采用保守型水质指标（如氯离子），则不需要考虑污染物在河流中的降解量，可进一步简化污染物降解参数K2，相应技术流程如图2所示。
图 2 基于网格化监测的排污口溯源方法技术流程
以慈湖河干流为例，开展基于网格化水量水质监测的污染物溯源解析研究。于2021年9月24—25日（旱天期间），在慈湖河中上游流经城区6.8 km长的河段（入秀山湖口—桥山路与慈湖河路交叉口）布设7个监测点位（1#~7#），对流速、水位和水质（氯化物浓度）进行监测。其中，流速、水位监测在白天进行，每个点位每天检测3次，水质指标采样频次为4 h/次，每个点位连续监测24 h。
基于各断面流量和氯化物浓度监测数据（图3），确定7个监测点位每日的氯化物通量分别为4 275、6 710、18 317、30 544、36 440、36 820和41 861 kg/d。计算以7个点位划分的6个河段氯化物负荷增加量和流量增加量的比值，结果表明，6个河段的氯化物负荷增量分别为49.1（1#~2#点位）、54.7（2#~3#点位）、85.8（3#~4#点位）、262.0（4#~5#点位）、83.9（5#~6#点位）、92.9 g/m3（6#~7#点位）。其中4#~5#点位之间河段的氯化物负荷增加远高于其他5个河段，这与高氯化物浓度的污水排放有关，因此可确定4#~5#点位之间为排污口溯源排查的重点河段，而其他河段的氯化物负荷增加主要与污水处理厂尾水补充有关。
图 3 慈湖河干流断面水量和氯化物浓度监测结果
3.2 雨水管网混接、破损诊断技术
确定雨水管网混接、破损的具体位置是排水系统提质增效的重点。雨水管网水流情况复杂，受诸多不确定性因素影响，目前闭路电视物理检测和定位的方法费用昂贵、人力效率低下，且识别精度较差。因此，基于数值模型与管网非开挖检测，建立雨水管网混接、破损反演定位技术，可以低成本、高效率地开展雨水管网混接、破损定位。如何用较简单的反演算法与最少的管网监测点精准定位到混接破损点是本技术的核心难点。
基于水质特征因子构建蒙特卡洛-化学质量平衡模型，确定管网污水混接、地下水入渗量，诊断雨水管网总体混接、破损情况。在此基础上，通过耦合管网水动力模型和优化算法，构建雨水管网混接破损反演优化模型，对节点流量进行解析，实现问题点的精准定位。以慈湖河X排区为示范区域，开展雨水管网混接破损精准定位研究。X排区是分流制排水体制，市政主干管雨水管道总长6.61 km，雨水管网覆盖面积约1.49 km2。在X排区雨水管网中布设18个关键节点进行水位、水质（氨氮、总硬度）监测，监测时间为2020年8月4日08:00—17:00，前期晴天数为5 d，监测频次为3 h/次。根据监测点布设情况，将X排区雨水管网划分为6个子片区〔图4(a)〕，分别采用氨氮、总硬度表征生活污水、地下水，建立水质特征因子基准浓度库。根据管网的入流、出流搭建化学质量平衡模型，采用蒙特卡洛算法计算雨水管网总体的日平均混接流量及日平均地下水入渗流量〔图4(b)〕，以判断雨水管网总体混接、破损情况。雨水管网的不同区域混接、入渗分布不均匀，其中子片区2、3是混接、破损的重点区域，其管网长度占排区总长度的16%，但混接污水量占全排区污水量的80.7%，地下水入渗量占全排区入渗量的59.0%。
图 4 雨水管网子片区划分及其不同来源水量解析结果
为进一步确定生活污水混接和地下水入渗的具体点位，研究建立耦合管网水动力模型和优化算法的雨水管网混接破损定位模型。基于X排区内雨水管道、检查井、截污泵站的基本参数，采用SWMM模型软件构建了X排区雨水管网水动力模型，旱天雨水管网模型的外部入流由污水混接量、地下水入渗量2种类型组成。同时，采用二次开发模块PySWMM对于雨水管网水动力模型进行控制，在管网总体混接、入渗流量的约束条件下，利用MGA算法对管网各节点外部入流量进行自动分配，并以关键节点模拟水位与监测水位的均方根误差为目标函数，衡量节点外部入流量分配方案的优劣，直至获得最小目标函数下的最优解，从而实现混接、破损定位。MGA算法中设置种群大小为50，迭代代数为200，交叉率为0.005，整个自优化过程迭代计算10 000次。
计算得到管网各节点混接、入渗流量数值呈现一定的聚集性规律，并且形成了特定点位流量聚集区。依据流量值的聚集程度，评估混接、入渗风险并绘制地图如图5所示。由图5(a)可知，模型定位出A1、A2为混接高风险区域，区域混接总量为397.38 m3/d，约占全管网混接总量的77.8%，节点的混接水量为6.49~34.13 m3/d，红、蓝色标记节点为重点混接节点，需要优先进行混接改造。由图5(b)可知，B1、C1、D1片区为定位的地下水入渗高风险区，区域地下水入渗总量为587.75 m3/d，约占总管网入渗水量的87.2%，片区各管段入渗水量为2.06~40.06 m3/d，黄色和深蓝色标记管段为重点入渗管段，需要优先进行管道修复。
图 5 混接风险和入渗风险地图
3.3 基于多因素影响的“浓度-体积”优化调蓄设计方法
调蓄池是初期雨水污染控制的有效手段之一，调蓄池容积设计方法主要考虑截留的雨水量。但对于存在污水混接的雨水系统，污染物在管道中旱天累积雨天冲刷，溢流污染严重；而且，排水管网末端排放浓度过程线受降雨特征、前期晴天数、管道沉积物、混接污水等多因素协同影响，雨天溢流污染浓度动态变化复杂，因此仅考虑水量的调蓄容积设计方法不能有效截留高浓度溢流污水。目前我国部分建有调蓄池的排水系统，雨天仍有高浓度溢流污染排放，河道水质雨天频现黑臭，不利于河道水环境质量改善。另外，城市集聚区人口多、污染来源复杂，排水系统初期雨水污染更为严重，且土地资源紧张，调蓄池设计更应注重经济效益与环境效益。如何基于河道水环境目标，提高调蓄池溢流污染截流效率，结合污染物浓度优化调蓄池设计方法是有效控制溢流污染的难点。
采用SWMM模型构建“雨水汇流—管道输运—沉积冲刷”溢流污染模型，建立基于多因素影响的“浓度-体积”优化调蓄设计方法，对传统调蓄方法进行优化，提升调蓄池的调蓄效率与效益。首先，建立排水系统的污染负荷平衡关系〔式（2）〕，根据降雨径流及溢流污染监测数据计算雨天溢流污染中沉积物事件平均浓度，计算公式如下：
式中：W1为混接污水的负荷，kg；W2为雨水径流流入排水管道的负荷，kg；W3为地下水入渗的负荷，kg；W4为管道沉积物的负荷，kg；W5为排水系统末端雨污混合水污染的负荷，kg；W6为排水系统截流泵截流的负荷，kg；W7为调蓄设施储存的负荷，kg；EMC为雨天溢流污染中沉积物事件平均浓度，mg/L；Q 为雨天溢流水量，m3。
其次，基于SWMM模型构建“雨水汇流—管道输运—沉积冲刷”溢流污染模型，通过区域晴天和雨天排水系统末端溢流浓度、降雨径流浓度监测数据，率定验证模型参数，提升溢流污染模拟精度。最后，通过设计典型降雨，模拟不同前期晴天数下末端排口水质和水量动态过程线。根据水环境质量目标界定最大排放浓度，确定水质水量过程线中污染物浓度高于目标截流浓度的时间段（T1~T2），根据流量过程线在T1~T2积分得到该曲线与时间轴围成的面积，即截流水量，从而确定雨水调蓄池的容积（图6）。与传统调蓄设计方法相比，基于多因素影响的“浓度-体积”优化调蓄设计方法能够在同等调蓄体积下截留高浓度初期雨水，提升调蓄池污染物去除效率，减少初期雨水对河道的污染。
图 6 实时调蓄方法示意
基于上述研究方法，以马鞍山慈湖河片区XHC排区为研究区域，开展雨水调蓄池的优化设计研究 。马鞍山慈湖河XHC排区为分流制排水体制，汇水面积为2.30 km2。根据现场实测，雨天泵站排放COD、氨氮浓度最高达77和14.2 mg/L，明显高于地表水Ⅴ类水质标准限值。通过模拟不同前期晴天数下末端雨水排口排放水质和水量过程线，确定不同截流浓度阈值下实时调蓄控制对应的调蓄池体积（图7）。随着前期晴天数的增加，初期冲刷效应越强，峰值污染物浓度随之增大，前期晴天数为3、6和9 d时对应的COD峰值约为84、104和118 mg/L。当截流COD阈值为40 mg/L，前期晴天数为3、6和9 d时所对应的调蓄池体积分别为8 918、9 992和10 438 m3，削减的污染负荷分别为601.8、790.6和915.0 kg。当截流COD固定时，随前期晴天数增加，调蓄池体积增大。此外，参考GB 3838—2002的Ⅴ类水质标准、GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》的一级A和一级B标准，选择COD分别为40、50和60 mg/L作为截流阈值，当前期晴天数为3 d时，所对应的调蓄池体积分别为8 918、7 587和6 246 m3。随着截流COD阈值降低，调蓄池体积显著增加，更低的截流阈值对应更大的调蓄容积。与传统调蓄方法相比，相同调蓄体积下，“浓度-体积”优化调蓄设计方法溢流污染截留负荷得到明显提升。
图 7 不同工况下的调蓄池体积
3.4 排水系统溢流污染高效控制技术
合流制排水系统溢流污染是河道雨天污染的重要原因。混凝-絮凝作为一种高效的处理方法，在雨天溢流末端处理中能够有效削减污染负荷，但仍存在耗时长、占地面积大等问题。因此，提出混凝-絮凝原位处理技术，利用排水管道的管段完成混凝-絮凝过程，实现溢流污水的高效快速处理。
管道原位混凝-絮凝的基本原理是通过检查井向管道中投加混凝剂、絮凝剂，进行混凝-絮凝反应，利用管道内的空间和水体流动产生的水力条件以及冲刷沉积物产生的湍动、明满流交替时产生的湍动等实现混凝剂、絮凝剂与雨污水的充分反应，再通过沉降实现固液分离，完成混凝-絮凝及沉淀过程。混凝-絮凝处理后大量污染物随污泥沉降至沉淀池底部，上清液则通过水泵泵入河道，从而降低溢流污水中的污染物浓度。降雨过后再将沉淀池污泥收集转运至污水处理厂进行无害化处理处置。
通过烧杯试验确定混凝-絮凝常用参数。筛选确定混凝剂选用聚合硫酸铝（PAS），絮凝剂选用阴离子聚丙烯酰胺（APAM），通过控制变量法确定PAS和APAM的用量、比例及投加方式。试验结果表明，PAS和APAM先后间隔投加，PAS:APAM取100:1，PAS取40~300 mg/L，APAM取0.4~3 mg/L时，可以得到浊度、总化学需氧量（TCOD）等污染物的最佳去除效果。TCOD的去除以颗粒态化学需氧量（PCOD）为主，溶解性化学需氧量（SCOD）去除率较低。上述优化条件下，浊度、TCOD、SCOD、PCOD的最高去除率分别为98.5%、93.7%、24.3%和99.7%。研究表明，混凝-絮凝处理雨天溢流污水的机制主要包括电中和、吸附架桥、卷扫网捕作用，且加药后体系Zeta电位为-10 mV左右可以达到污染物最佳去除效果。
利用环形水槽模拟管道原位混凝-絮凝过程，固定PAS用量为80 mg/L，APAM用量为0.8 mg/L，研究不同参数对管道原位混凝-絮凝效果的影响。结果表明，固定流速为1.13 m/s时，传输距离400 m左右可以实现浊度、TCOD、TP等污染的高效去除，沉淀3 min即可达到最好的沉降效果（图8），远低于类似研究所需25 min以上的沉淀时间，主要原因是管道沉积物中的大量颗粒物可以起到负载物的作用，加快絮体沉降。
图 8 不同混合反应时间、沉淀时间下浊度、TCOD、TP的去除率
对比不同流速下污染物的去除效果，结果表明，过低流速（0.51 m/s）下各污染物去除率普遍较低，原因是过低流速下，管道中紊流强度小，药剂与污水无法实现充分混合反应。中高流速（0.81~1.80 m/s）下污染物去除率保持高值，一是因为中高流速下紊流强度大，药剂与污水混合反应充分；二是因为在固定传输距离时，管道流速与混合反应时间成反比，二者能够效果互补，实现中高流速范围内污染物的高效去除。
针对不同污染物浓度的研究发现，浊度、TP、PCOD在低浓度下去除率略低，原因是研究中固定的药剂用量偏大，低污染物浓度的污水体系发生电荷反转，不易形成絮体沉降被去除；而中高浓度，即浊度为186.3~701 NTU，PCOD为284~884 mg/L，TP浓度为3.42~5.88 mg/L时，污染物去除率均大于95%。
基于上述烧杯试验和环形水槽模拟试验，论证了管道原位混凝-絮凝具有处理雨天溢流污水的可行性。该技术对于溢流污染末端控制、水环境改善具有重要的应用价值和积极意义，驻点团队目前正在中心城区排水系统谋划中对该技术进行实证研究和示范应用。
4.结语
长江中下游城市普遍存在排水系统提质增效问题，成为制约城市水环境长效改善的关键瓶颈。本研究以长江生态环境保护修复马鞍山驻点城市为案例，在慈湖河水系精准控源截污和雨天排放污染控制等方面，开展了4项关键技术研究：1）建立基于网格化监测的排污口溯源方法，实现低成本、高效率确定排污口排查的重点河段；2）基于蒙特卡洛-化学质量平衡模型，耦合管网水动力模型和优化算法，实现混接和破损点的精准定位，识别慈湖河主要排区雨水管道混接量和地下水入渗量，绘制混接风险和入渗风险地图；3）综合考虑降雨特征、前期晴天数、管道沉积物、混接污水等多因素影响，构建“雨水汇流—管道运输—沉积冲刷”溢流污染模型，建立水质和水量动态过程线，优化调蓄池设计，提高污染物的截留负荷；4）提出并探究了管道原位絮凝的溢流污染高效控制技术的可行性和主要控制参数，实现浊度、COD、TP的高效去除。驻点研究工作为进一步提升长江中下游城市水环境综合治理成效提供了科技支撑。
本文引用格式：
徐祖信，张竞艺，徐晋，等.城市排水系统提质增效关键技术研究：以马鞍山市为例[J].环境工程技术学报，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
合流制溢流污染是导致珠海市城市水体黑臭的一个重要原因。目前，珠海市的合流制排水系统主要位于成建制的连片城中村。珠海市的农村60%以上以城中村的形式存在，且将与城市长期共存。加之，珠海市属于典型的南方滨海城市，雨季暴雨强度大，降雨场次多，合流制溢流量大且持续时间长，雨季合流制溢流污染问题尤为突出。虽然部分城中村在前期进行了分流制改造的规划设计，但由于施工难度大，且城中村的监管特性造成建成后难以维系完全分流制，故珠海市城中村分流制改造无法全面落地。因此，迫切需要对珠海市城中村合流制溢流污染控制策略展开研究。
笔者采用在线监测与SWMM相结合的方法，充分发挥实时监测数据的定量反演作用和对模型的率定验证功能，评估不同工程措施下珠海市典型城中村的合流制溢流污染负荷，以合流制排水系统年溢流污染负荷不高于分流制排水系统年雨水径流污染负荷作为溢流污染控制的最低标准，以就地化工程措施控制合流制溢流污染为原则，精准确定珠海市城中村合流制溢流污染控制策略的理论截流倍数、各种实际场景下的LID措施和截流-调蓄的相关设计参数，并以此为理论支撑，提出了城中村合流制排水系统的改造、优化运行和黑臭水体治理的具体措施。
1研究方法
1.1 代表性区域的选取
目前，珠海市共有城中村108 个，主要集中在香洲区和斗门区，大多城中村为成建制且密集型分布。界涌村位于香洲区前山河流域上游的前山拱北105国道排洪渠流域北端，合流制排水系统服务面积约为0.23km2，是典型的成建制城中村，土地利用以混凝土道路、绿地和密集住宅为主，拆建难度大，合流制排水体系可能长期存在；而且其合流制排水系统从前山河流域分流制污水主干管起端接入，雨季溢流污染严重，导致受纳水体（105国道排洪渠）黑臭严重。为此，选取界涌村合流制排水系统为典型代表进行研究。该村原有合流制排水系统的汇水区域边界、合流制干管、市政分流制污水主干管、溢流口和溢流受纳水体的位置见图1。
图1 界涌村原有的合流制排水系统
根据资料收集和现场踏勘，界涌村合流制干管（DN500）埋设于界涌村排洪渠底，该干管末端接入珠海市105国道分流制市政污水主干管，进入前山河流域排水系统。界涌村内各合流制支管接入干管前均设有溢流井，雨季合流制溢流污水直接排入界涌村排洪渠，并最终汇入溢流受纳水体105国道排洪渠。
1.2 监测方法
本研究前期对界涌村合流制排水系统的流量及液位进行了一年的实时在线监测，并对水质进行了一年的人工采样检测，分别获取了合流制系统旱流流量和水质的逐时变化曲线，并作为基于SWMM的界涌村现状合流制模型的节点旱流输入。
为了获取更精确的逐分钟降雨数据，用于分析合流制溢流污染规律，本研究同步对界涌村2020年4月—2021年3月的降雨进行了实时在线监测。统计数据显示，在一年的监测期内，该村的年总降雨量为1 822.7mm，与珠海市九州港近15年的年均降雨量（1 704.3±214.5）mm相比，具有一定的代表性，亦可作为SWMM模型的年降雨数据输入。
为了对SWMM模型中透水区与不透水区的洼蓄量和曼宁糙率系数，入渗模型、污染物累积模型和污染物冲刷模型的相关参数进行准确率定与验证，避免合流制旱流污水的短时水质水量的波动性和不可预测性对此带来的干扰，提高率定精度，本研究选取界涌村一处已进行过分流制改造的地块进行SWMM模型的率定与验证，并对三场降雨条件下，该区域分流制雨水管道排口处的水质和水量进行了实时监测。
1.3 SWMM模型的建立、率定及验证
根据界涌村原有的合流制排水系统摸排图、规划的及部分已实施的分流制雨水管道系统设计图，以及区域用地性质图、区域高精度地形图，分别建立基于SWMM的原有合流制排水系统和规划中的完全分流制排水系统水质水量动态模型（简称：合流制模型和分流制模型），如图2所示。
图2 基于SWMM的界涌村原有合流制模型和规划分流制模型
本研究利用Morris法对模型参数进行了敏感性分析和率定，采用两场实际降雨事件（降雨量分别为51.5、10.5mm，重现期P分别为0.7、0.2a）率定区域雨水管排口处的水量及水质实测数据，对模型的参数进行了逐一率定。此外，选用另外一场实际降雨事件（降雨量为27.5mm，P=0.3a）的实测流量和水质数据，对率定后的模型进行了验证。
2结果与讨论
2.1 合流制理论截流倍数的取值
考虑到城中村合流制溢流污染控制工程的实施难度，本研究仅以合流制排水系统年溢流污染负荷不高于对应分流制排水系统年雨水径流污染负荷作为城中村溢流污染控制的最低标准（以下简称：合流制溢流污染最低控制标准），确定城中村合流制理论截流倍数n0（即不考虑下游处理系统的能力）。采用该理论截流倍数作为珠海市城中村合流制系统是否需要进行溢流污染控制的参考标准，当城中村合流制系统实际的截流倍数低于该理论截流倍数时，则必须要考虑采取源头控制或过程调蓄等就地化的溢流污染控制工程措施。
首先将2020年4月—2021年3月的逐分钟降雨数据输入分流制模型，模拟结果显示，研究区域年雨水径流污染负荷如下：SS负荷为21867.0kg/a，COD负荷为4423.7kg/a，TN负荷为885.9kg/a，NH3-N负荷为648.2kg/a，TP负荷为120.9kg/a。
对于合流制系统，其截流倍数决定了溢流污染总量。因此，本研究在合流制干管末端不同过流能力条件下（即不同理论截流倍数n0条件下），将2020年4月—2021年3月的实测分钟降雨数据输入合流制模型中，模拟计算年溢流次数和年溢流污染负荷，如表1所示。值得注意的是，当n0=0.2～4.8时，合流制系统的年溢流SS污染负荷均低于对应的分流制系统的年雨水径流SS污染负荷，这可能缘于合流制系统对高SS的初期雨水的有效收纳。
表1 合流制系统不同截流倍数下的溢流情况
通过非线性拟合发现，截流倍数n0与各项污染物的年溢流污染负荷均满足二次函数关系，如图3所示。因此，可通过这些函数关系计算出不同n0对应的各项污染物年溢流污染负荷。由图3可知，当合流制系统的COD、TN、NH3-N、TP年溢流污染负荷分别等于分流制系统年雨水径流污染负荷时，n0分别为4.4、1.1、1.6和0.3。故按最不利原则，当界涌村合流制系统的n0≥4.4时，才能确保达到合流制溢流污染最低控制标准，即城中村合流制理论截流倍数为4.4，参考《室外排水设计标准》（GB 50014—2021）中的n0推荐值2～5，该取值在推荐范围内。但根据界涌村合流制干管末端的流量监测数据，雨季该合流制系统受下游市政主干管壅水的影响，实际截流倍数约为1.2，低于设计值2.0，且远小于4.4。为就地控制合流制溢流污染，不将溢流转嫁至系统下游，应当考虑采用LID源头管控和截流-调蓄相结合的措施对原合流制系统进行改造。
图3 截流倍数n0与各项污染物年溢流污染负荷的关系
2.2 LID控制策略
雨水径流的源头减量和净化是削减合流制系统雨天溢流污染的重要措施，故本研究提出通过海绵措施削减雨水径流，减轻降雨时合流制排水系统的压力，以有效控制溢流污染。研究借助合流制模型计算得到2020年4月—2021年3月界涌村的年径流总量控制率仅为38%，远未达到《珠海市海绵城市规划设计标准与导则（试行）》（修订版）中提出的居住用地年径流总量控制率（改建、扩建项目）需达到60%的要求。因此，根据界涌村以居住用地为主、建筑物密度大、屋面和道路硬化、径流系数偏大的特点，本研究设置了植草沟、雨水花园及透水沥青路面三种可行的非入户LID措施（具体布置见图4），将年径流总量控制率控制在60%。
图4 界涌村LID设施布置
将2020年4月—2021年3月的降雨数据输入加载了LID措施的合流制模型中进行计算。当n0分别为2.0、1.2和0.2时，采用LID措施后合流制溢流污染的削减情况见表2。采用LID措施后，年径流总量控制率达到了60%，年溢流水量和污染负荷都有明显的削减，年溢流水量削减率均达到了60%左右，年溢流次数削减了21%～33%。当截流倍数为0.2时，各污染物的年溢流总量削减率在45%～55%之间，当截流倍数为1.2和2.0时，各污染物的年溢流总量削减率在55%～60%之间。因此，采用LID措施后，即使合流制系统雨季排水严重受阻，截流倍数低至0.2，仍能满足合流制溢流污染控制最低标准。
表2 采用LID措施后合流制溢流污染的削减情况
2.3 调蓄池控制策略
除采取源头控制的LID措施以外，修建调蓄池也是合流制系统控制溢流污染最常用的措施之一。调蓄设施可以用于削减峰值流量、控制地表径流污染，并且当雨水水质较差时，调蓄池能对雨水径流进行高效收集和分质截流。借助合流制模型模拟计算发现：当截流倍数n0>1.6时，除COD外，其余污染物的年溢流污染负荷均低于对应的分流制系统雨水径流污染负荷。因此，调蓄池的理论容积只需满足合流制年溢流COD负荷≤分流制年雨水径流COD负荷。本研究进一步借助合流制模型计算出不同截流倍数和不同调蓄池理论容积下的年溢流COD负荷。通过非线性拟合发现，调蓄池理论容积与年溢流COD负荷之间呈显著指数函数关系（R2>0.999），如图5所示。通过该函数关系，可以准确计算出不同截流倍数条件下调蓄池的理论容积，如表3所示。根据《室外排水设计标准》（GB 50014—2021）中推荐的合流制溢流调蓄池调蓄量的计算方法，可以根据调蓄池容积计算调蓄池建成后的截流倍数。
图5 合流制年溢流COD负荷与理论调蓄容积的关系
表3 不同截流倍数下调蓄池的理论容积
调蓄池的最大排空周期与相邻两场降雨的间隔时间有关。对珠海市2020年5月—9月（雨季）112场降雨的相邻间隔时间进行累积频率分析，如图6所示。可知，雨季珠海市相邻两场降雨的平均间隔时间为33h，50%和70%累计频率对应的间隔时间分别为14h和24h。
图6 2020年5月—9月相邻两场降雨的间隔时间累积频率
综上，从设计的角度进一步考察了调蓄池最大排空周期在12～48 h之间变化时对调蓄池容积的影响，结果如表4所示。可知，在上述区间范围内，调蓄池容积的变化系数为1.3，可作为选择安全系数时的参考。虽然前山河流域污水处理系统旱季处理能力的冗余量与调蓄池的运行密切相关，但鉴于整个排水系统的上下游各子系统调蓄池的复杂性，难以量化其对局部单一调蓄池运行的影响。故对调蓄池的实际运行而言，可依据上游泵站站前液位或污水厂厂前液位的实时反馈来控制。
表4 调蓄池的最大排空周期对其理论容积计算的影响(n0=2.0)
3结论与建议
① 以合流制系统年溢流污染负荷等于分流制系统年雨水径流污染负荷作为溢流污染控制的最低标准，从污染负荷角度分析，珠海市城中村合流制系统的实际截流倍数不应低于4.4，当低于此值时，则应采用溢流污染控制的工程措施。
② 根据溢流污染最低控制标准，在城中村合流制干管降雨时排水严重受阻的情况下，采用LID措施进行合流制溢流污染控制，需将年径流总量控制在60%以上。
③ 根据溢流污染最低控制标准，调蓄径流深度与合流制系统实际截流倍数满足二次函数关系。故不同实际截流倍数下，设计调蓄径流深度可按该函数关系进行取值，并可按规范考虑1.1～1.5的安全系数以计算调蓄池容积。
④ 为了提高整个城市污水系统的雨季处理能力的可操作性，以及降低上下游子系统与之匹配运行的控制难度，对汇入主干管的各子系统（如城中村合流制排水系统）应进行科学合理地限流，分散控制溢流污染，避免降雨时下游子流域混合污水无限制、无序地涌入排水主干管，占据上游子系统正常的排水下行通道，导致上游子系统雨季溢流污染加重。
本文的完整版刊登在《中国给水排水》2022年第3期，作者及单位如下：
珠海市城中村合流制排水系统的溢流污染控制策略
付朝晖1，赵雄2，陈诗浩2,3，齐利华1，姚娟娟2，张智2，肖倩1
（1.珠海市规划设计研究院，广东 珠海 519001；2.重庆大学 环境与生态学院，重庆 400045；3.重庆市市政设计研究院，重庆 400020）
该文标准著录格式：
付朝晖,赵雄,陈诗浩,等.珠海市城中村合流制排水系统的溢流污染控制策略[J].中国给水排水,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).
编辑：刘贵春
制作：文 凯
审核：李德强
文章亮点
● 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•看点
在城市生活污水处理领域，传统的A/O或A2/O水处理工艺是当今世界的主流工艺，该工艺的优点是通过内循环方式充分地利用进水中有限的碳源，提高了总氮的去除率。但该工艺存在最大的缺点是在水处理过程中，水与污泥一起在缺(厌)氧(A)和好氧(O)池间循环流动，使得在A池内存在大量的硝化菌，而在O池内又存在大量的反硝化菌，由此导致硝化和反硝化效率都不高。此外，传统的A/O污水处理工艺中，缺(厌)氧池的运行方式很容易使溶解氧溶入其中，导致有限的有机碳源利用率较低，因此传统A/O污水处理工艺总是难以做到总氮的高效去除。
本新工艺将缺(厌)氧与好氧VBBR串联在一起，形成一套新颖的反应器系统(如图1所示)。该系统有效地克服了传统A/O工艺的缺点，在循环过程中污泥固定不动而只有水的循环。此外，前段的缺(厌)氧反应器(An-VBBR)，由于可以严格限制溶解氧的侵入，从而可以极大地提高有机碳源的利用率，进而实现“极限脱氮”。
图1 无污泥循环的A/O污水处理反应器及工艺示意图
本研究首先从实验室小试开始，分别设计了有、无污泥交换的硝化和反硝化实验来模拟传统A/O水处理工艺的泥水循环情况。研究发现，相比有50%的污泥交换，无污泥交换时，硝化和反硝化反应速率要快1.5倍和4.2倍，该实验结果如图2所示。
图2 不同污泥交换量条件下的硝化和反硝化速率
当将好氧VBBR(Ox-VBBR)与缺氧VBBR(An-VBBR)串联在一起用于实际的城镇污水处理时，在不同回流比(R)条件下，进出水的COD、氨氮和总氮的浓度变化如图3所示。
图3 好氧与缺氧VBBR串联处理城镇污水时进出水浓度的变化,其中Effluent (1)和(2)分别表示An-VBBR和Ox-VBBR的出水
从图3可以看出，在回流比为200%时，最后出水总氮的平均浓度仅有1.5 mg/L，达到了极限脱氮的水平。与此同时，传统的A/O工艺处理相同的城镇生活污水时，其进出水中COD和总氮的平均浓度如图4所示。比较图3和图4可以看出，组合VBBR工艺相比传统A/O工艺，COD和总氮去除率平均提高了6%和22%。
图4 传统A/O工艺处理相同城镇污水时进出水的COD和总氮浓度
作用机理
新型的组合VBBR水处理工艺之所以可以实现高效的总氮去除率，一方面在于An-VBBR可以严格限制溶解氧的侵入，从而高效地利用了进水中有限的有机碳源。另一方面，如图5所示，两个VBBR中拥有明显不同的微生物群落，即An-VBBR内反硝化菌占绝对优势，而Ox-VBBR内硝化菌占绝对优势。由此各反应器内的微生物均可以充分发挥它们的作用，因此在硝化和反硝化过程中，可以发挥出最大的脱氮效果。而传统的A/O水处理工艺中，好氧池(Ox-tank)和缺氧池(An-tank)中的微生物群落分布非常相似。即好氧池中有相当多的反硝化菌，而在缺氧池中又有相当多的硝化菌。正是由于这种硝化和反硝化菌在反应器运行过程中不停地混合，使得传统A/O水处理工艺的硝化和反硝化效率较低。而新型的组合VBBR则有效地克服了这一缺点。
图5 新型的无污泥循环反应器和传统A/O工艺中微生物群落分布. 其中An-VBBR和Ox-VBBR分别表示无污泥循环的缺氧和好氧VBBR, An-tank和Ox-tank表示传统A/O工艺中的缺氧池和好氧池. Upper和Lower分别表示VBBR的上部和下部
本论文得到环境模拟与污染控制国家重点联合实验室(清华大学)开放基金(16K10ESPCT)的资助，环境科学2018级博士研究生陆沁园、2018级硕士研究生周隽清和2019级博士研究生朱格为共同第一作者，张永明为通讯作者，合作者包括美国工程院院士，斯德哥尔摩水奖获得者Bruce E. Rittmann教授。
论文作者
阅读原文：
本文由上海师范大学环境与地理科学学院张永明教授提供