Treatment efficiency and mechanism of activated sludge in a slightly bulking state for wastewater with different carbon-to-nitrogen ratios

试验采用序批式反应器（sequencing batch reactor，SBR），其有效容积为15 L，运行周期为8 h，包括进水、曝气、沉淀、排水、闲置等工序，时间分别为15、360、30、15、60 min。并安装DO仪、pH计、气体流量计、盘式曝气器等，通过时控开关对曝气泵和蠕动泵进行调节。控制排水比为50%，每个周期曝气结束后进行排泥，排泥量根据实际运行情况进行调整。

进水C/N对生物脱氮除磷效果有重要影响。试验采用模拟生活污水，其成分主要有NH₄Cl、KH₂PO₄、MgSO₄、CaCl₂、NaHCO₃、FeSO₄、NaMoO₄·2H₂O、EDTA、H₃BO₄、MnCl₂·4H₂O、CuSO₄·5H₂O、ZnSO₄·7H₂O、NiCl₂·6H₂O、NaSeO₄·10H₂O等。以葡萄糖作为进水COD的来源，并根据试验要求对进水成分进行调整。

接种污泥取自海南省海口市白沙门污水处理厂二沉池，经闷曝2 d后，污泥沉降性能良好，混合液悬浮固体质量浓度（mixed liquid suspended solids，MLSS）为2 154 mg·L⁻¹，污泥容积指数（sludge volume index，SVI）为117 mL·g⁻¹。

为减小误差，试验中指标数据均为3次水样测定的平均值。所取水样经过0.45 μm滤纸过滤后放入4℃的冰箱，并在2 h内完成测定。COD、NH₄⁺-N、NO₃^--N、NO₂^--N、TN、TP、MLSS、MLVSS、SV、SVI等指标均采用国家标准方法进行测定^[7]。

将沉降性良好的接种污泥置于SBR中，通过调节曝气量控制DO在0.5～0.8 mg·L⁻¹，通过调节进水葡萄糖的投加量控制污泥负荷（N_s）为258.48 mg COD/L·d。反应器温度维持在25℃，pH控制在7.0～8.0。保持上述条件不变，系统连续运行，活性污泥经过短暂的恶性膨胀后可成功实现微膨胀状态。如图1所示，在第Ⅰ阶段，在低DO协同低N_s作用下，污泥的SVI、SV值逐渐升高，运行至第11天时，SVI上升至204 mL·g⁻¹，说明污泥发生了恶性膨胀，此时的SV为45%，此时泥水分界面已经明显高于排水口（50%）。为解决污泥膨胀问题，在第Ⅱ阶段对排泥策略进行动态调整。基于污泥龄（SRT）的平衡调控，将剩余污泥排放量从第1阶段的每周期200 mL提升至每周期300 mL，以强化低活性污泥的淘汰。这一调整导致反应器内MLSS逐渐下降，运行至第23天时SVI达到峰值427 mL·g⁻¹。随后，污泥群落结构逐步优化，SVI值显著降低。第Ⅲ阶段，SV稳定至43%，SVI降至296 mL·g⁻¹，表明膨胀得到有效控制。为避免MLSS过度损失（此时SRT已接近临界下限），将排泥量回调至100 mL/周期。最终系统维持稳定运行，平均SVI为262 mL·g⁻¹，MLSS为1520 mg·L^-1，成功实现了微膨胀活性污泥法的启动。

Figure 1.  Changes in SV, SVI and MLSS during start-up

系统控制DO为0.5～0.8 mg·L⁻¹，保持进水NH₄⁺-N浓度不变，通过调节进水的葡萄糖投加量，控制C/N分别为4、6和11，每种条件下运行40 d，共连续运行120 d，污泥外观的变化见图2。试验初期，微膨胀活性污泥为土黄色，其结构较为松散，随着运行的持续进行，系统中出现了黑色菌丝团，并且其数量和体积在不断增加，这些菌丝体直径从5 mm左右逐渐增加至15 mm左右，这也标志着微膨胀污泥工艺成功启动。

Figure 2.  Changes in the appearance of slightly bulking activated sludge

对污泥样品进行镜检，分析污泥膨胀发生期和恢复期污泥絮体及优势丝状菌的变化，结果见图3。在扫描电镜下，污泥絮体的粒径为50～500 μm。由图3-a可知菌丝团表面较为粗糙，在培养20 d后只有较少的菌丝；由图3-b可知，丝状菌缠绕在污泥颗粒表面；在第60天和第80天，可以观察到表面球状细菌和杆状细菌堆积。通过调节进水C/N，污泥膨胀得到控制，如图3-f所示，菌丝生长情况良好且均匀分布。

Figure 3.  Scanning electron microscopic picture of slightly bulking activated sludge

结合镜检分析，在C/N为4时，活性污泥表现出分散生长的趋势，随着C/N的增大，活性污泥的表面变得更疏松，可能是形成了更丰富的生物群落或者丝状菌的生长占据主导使得污泥膨大。系统运行的前40 d为污泥膨胀初期，40～80 d为污泥膨胀发生期，80～120 d为污泥恢复期。为了进一步揭示C/N对微膨胀活性污泥的影响，分析了不同时期微生物群落的变化，结果如图4所示。在门水平上，不同时期微膨胀活性污泥的群落组成存在一定差异，但是变形菌门（Proteobacteria）、髌骨细菌门（Patescibacteria）、放线菌门（Actinobacteriota）是各个时期共同的主要门类。Actinobacteria是参与脱氮除磷和分解有机物的主要微生物^[8]。Proteobacteria也有脱氮除磷功能，该菌普遍存在于各类污水处理厂^[9]。

Figure 4.  Community composition of activated sludge at the phylum（a）and genus（b）level in different periods

由图4-a可知，变形菌门（Proteobacteria）是最主要的细菌门，其相对丰度为54.38%～64.93%。活性污泥法工艺中变形菌门大量存在，对脱氮除磷发挥积极作用。放线菌门（Actinobacteriota）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）的相对丰度也较高，分别为5.35%～12.34%、4.13%～9.64%、0～4.56%。在污泥膨胀初期拟杆菌门、绿弯菌门的相对丰度分别为9.64%、4.56%，当膨胀慢慢恢复后，运行到第120天时其相对丰度分别降为4.13%和0。

在污泥样本中检测到216个属，共有13个属的相对丰度>1%。在污泥膨胀初期，Thiothrix和norank_f_norank_o_Saccharimonadales数量较多，相对丰度分别为30.21%、16.38%。此外还发现了少量的unclassified_o_Rhizobiales、Mhcropruina，相对丰度分别为5.3%、5.32%。在污泥膨胀恢复期，Phreatobacter的丰度为1.69%。此时的优势菌仍然为Thiothrix，其相对丰度为42.14%。在膨胀发生期，unclassified_f_Comamonadaceae处于优势地位。随着膨胀慢慢恢复，由于丝状菌的生长受到限制，养分吸收不足以及自身代谢减弱，以根瘤菌属（unclassified_o_Rhizobiales）为代表的放线菌的生长受到显著抑制，Micropruina得以生长。不同时期微膨胀活性污泥属水平群落组成存在一定差异，其中Thiothrix（丝硫细菌）变化最为明显，其丰度从30.21%上升至54.41%。

通过对污泥微生物群落组成变化的分析，随着C/N的升高，Thiothrix占据主导地位，其优良脱氮效能已在相关文献中报道^[10]。结合Actinobacteria、Proteobacteria等除磷细菌的繁殖，为微膨胀污泥获得优异的脱氮除磷效果提供了可能性。通过分析COD、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N、NO₂⁻-N、TN、TP等指标考察微膨胀污泥的脱氮除磷效能。

不同C/N下系统对COD的去除效果见图5。当C/N为11时去除率达到最大，表明污泥在该状态下对有机物的降解效果较好，且具有较强的抗冲击负荷能力。除此之外，由于丝状菌具有较大的比表面积，降解低浓度底物能力强，使得出水COD浓度非常低。C/N为4时对COD的去除率相对较低。分析原因可能是污泥菌丝发育不够，此时的污泥膨胀对COD的去除有负面影响^[11]。随着C/N的提高，污泥中微生物得到适宜生长环境，去除效果得到改善。其中，在第60天左右时COD去除率出现降低，分析原因可能为污泥过度膨胀后，缠绕呈球形的菌丝散开，导致其吸附能力下降^[12]。在第3阶段COD去除效果趋于平稳，去除率保持在93%左右，相比于前两阶段有小幅提升。

Figure 5.  Effect of C/N ratios on COD removal

由图5-b可知，在微膨胀状态下，活性污泥对COD的去除效果显著，在碳源充足或过量的条件下，出水COD浓度均可稳定在20 mg·L⁻¹左右，符合国家一级A标准，去除率超过95%。

进水氨氮质量浓度在25～32 mg·L⁻¹之间波动，平均质量浓度为29 mg·L⁻¹。系统对NH₄⁺-N的去除率非常高，基本在99%左右，C/N的变化对去除氨氮基本没有影响。这说明系统虽然长期处于低DO条件下，但微膨胀污泥的硝化能力较强，能够有效降解NH₄⁺-N。

不同进水C/N条件下，系统出水NO₃⁻-N、NO₂⁻-N浓度如图6所示。当C/N为4时，出水NO₃⁻-N和NO₂⁻-N平均质量浓度分别为14.81和3.69 mg·L⁻¹；当C/N为6时，出水NO₃⁻-N和NO₂⁻-N平均质量浓度分别为12.21 和2.15 mg·L⁻¹；当C/N为11时，出水NO₃⁻-N和NO₂⁻-N平均质量浓度分别为6.11和0.48 mg·L⁻¹。亚硝化细菌（AOB）和硝化细菌（NOB）的氧饱和常数分别为0.2～0.4、1.2～1.5 mg·L^{−1 [13]}，当控制反应器内溶解氧为0.5～0.8 mg·L⁻¹时，根据Monod方程，NOB的比增长速率小于AOB。

Figure 6.  Effect of C/N ratios on effluent nitrate and nitrite nitrogen mass concentration

不同进水C/N条件下，系统对TN的去除效果如图7-a所示。由于系统一直控制在低DO环境下，DO在传递和扩散过程中质量浓度逐渐降低，在污泥絮体内部形成了缺氧环境，这为进行同步硝化反硝化创造了条件^[14]。随着C/N的增加，TN去除率提高。3个阶段的总氮去除率变化趋势基本相同，脱氮能力逐渐增强。进水总氮平均质量浓度在30 mg·L⁻¹左右，C/N为11时出水总氮质量浓度为6.59 mg·L⁻¹。

Figure 7.  Effect of C/N ratios on total nitrogen removal

如图7-所示，在不同C/N下，NO₂⁻-N的质量浓度均逐渐降低。有研究证明，在碳源充足且溶解氧较低的环境中，微膨胀污泥系统更易于发生亚硝酸型同步硝化反硝化^[15]。因此，在C/N为11的条件下，出水NO₂⁻-N的质量浓度较低。

不同进水C/N条件下系统对TP的去除效果如图8所示。试验期间进水TP浓度有所波动，但是总体上稳定在3～4 mg·L⁻¹，出水TP质量浓度在前两个阶段稳定在2～3 mg·L⁻¹，随着C/N的进一步提高，出水TP浓度逐渐降低，平均浓度在1.4 mg·L⁻¹左右，去除率也稳定在68%。由此可知，C/N对TP去除效果产生了较大的影响，随着C/N的增加，系统对TP的去除率提高^[16]。分析认为，随着C/N的升高，系统内可利用的碳源增加，能够满足聚磷菌和反硝化细菌对碳源的要求，使得除磷反应顺利进行^[17]。除此之外，随着试验的进行，菌丝团体积逐渐变大，数量也越来越多，氧气难以扩散到菌丝团内部而出现了厌氧区域，有利于聚磷菌的富集，因此提高了系统对TP的去除效率。如图8-b所示，随着曝气时间增加，TP浓度不断降低，说明微膨胀污泥在低溶解氧条件下也能发生了过量吸磷的现象，使得TP浓度降低，然后通过排出剩余污泥实现磷的去除。

Figure 8.  Effect of C/N ratios on TP removal

本研究通过微膨胀活性污泥法，在低DO环境条件下，探索了污泥在微膨胀状态时期对较高C/N生活污水的处理效能，并重点分析了其对脱氮除磷性能的作用机制。根据所研究的结果表明，微膨胀活性污泥法在特定条件下具备高效去除有机物和脱氮除磷的效果，且在同等效力下具有显著的节能潜力。以下是我们对本研究结果进行的深入讨论，并阐述其科学意义与实际应用价值。

本研究通过前期驯化并控制污泥处于微膨胀状态，证实了其可促进丝状菌的生长。丝状菌因其较大的比表面积为微生物的附着和代谢提供了更适宜的空间，可显著降低出水有机物和悬浮固体浓度。随着丝状菌的适度生长，丰富了系统的菌群结构和分布，即菌丝团增粗变长会提高氧的传质阻力，可以在系统内形成缺氧甚至厌氧区域，有利于反硝化细菌、聚磷菌的生长富集，对生物脱氮除磷有重要作用，并提供了脱氮除磷功能的潜在可能性。这一结果与以往研究中关于丝状菌过度生长导致污泥膨胀恶化的观点不同^[18]。本研究中证实了丝状菌在特定条件下的适度生长能够发挥积极作用。与此同时，当本研究中的污泥生态系统长期处于低DO的条件下运行，这不仅利于降低曝气能耗，还为反硝化细菌和聚磷菌的代谢创造了有利条件，这一结果为污水处理工艺的节能优化提供了新的策略和思路。总的来说，在污泥膨胀的每个阶段都存在一定数量的丝状菌，这些菌体作为污泥絮凝的支架，为微生物的附着提供了条件，随着微生物的富集和繁衍，会产生多聚糖并形成凝胶状的基质，进而形成团状结构。通过调节进水C/N和优化培养环境可以控制污泥膨胀。

此外，在污泥样本微生物属水平检测中，丰度变化最高的Thiothrix是以葡萄糖为碳源时一种常见的引起污泥膨胀的丝状菌，其丰度增加可能与进水碳源浓度增加有关^[19]。它是形成菌丝团的主体结构，其菌丝有利于捕捉细小的悬浮物从而降低出水SS。de Graaff等^[20]在研究海水好氧颗粒污泥时，同样发现了由Thiothrix构成的菌丝团结构，这样的菌丝团的出现对污泥整体沉降性能影响较小，污泥仍能保持良好的沉降性。

本研究结果表明，进水的C/N对氮、磷的去除率有显著影响。当C/N由4增加到11时，TN和TP的去除率显著提高。这种现象可以从两个方面来解释。首先，C/N的增加意味着反硝化细菌和聚磷菌的可用碳源增加，促进反硝化和除磷反应。其次，系统内菌丝体的形成进一步优化了脱氮除磷的环境。这一结果与前人关于C/N对脱氮影响的研究结论一致^[21]。但本研究发现，在低DO条件下，C/N的提高对脱氮的促进作用更为显著。由此可见，在微膨胀活性污泥工艺中，优化C/N是提高脱氮除磷效果的关键因素之一。相比于传统的SBR工艺提升了5%左右^[22]，相较于以往类似试验，本试验发现同样在低溶解氧条件下，C/N的升高对微膨胀污泥的净化效率产生了积极影响^[23]。C/N值为11时对COD的去除效果最好，结合镜检分析，可能是因为该条件更适合丝状菌生长，相较于普通活性污泥，微膨胀污泥中菌丝与污水的接触面积更大，对污染物的过滤效果显著，并能快速地分解水中的有机物。

此外，分析认为，反硝化细菌为异养微生物，C/N升高意味着可利用的碳源增加，有利于反硝化反应的进行^[24]。除此之外，随着试验的进行，菌丝团逐渐变大，数量也越来越多。这增加了氧的传质阻力，有利于系统内出现缺氧甚至厌氧区域，促进反硝化细菌的生长富集，对反硝化反应起到促进作用^[25]。然而，当C/N较低时，碳源无法满足反硝化细菌所需，因电子受体缺乏，反硝化作用受到抑制，TN去除率降低^[26]。

在低DO条件下，NO₂⁻-N氧化为NO₃⁻-N的过程被抑制，系统中积累了一定的NO₂⁻-N。随着C/N密度的增加，出水NO₂⁻-N的浓度显著降低。这一现象表明，在低DO的条件下，NO₂⁻-N的积累与反硝化过程的效率密切相关。以往的大多数研究都集中在高DO条件下NO₂⁻-N的变化上^[27,28]。但本研究发现，NO₂⁻-N在低DO条件下的积累可能会限制脱氮效率。因此推测，低DO状态对NH₄⁺-N氧化为NO₂⁻-N过程影响较小，而NO₂⁻-N氧化为NO₃⁻-N受到一定抑制，导致NO₂⁻-N在反应初期质量浓度较高。通过对比不同C/N条件下出水NO₂⁻-N和NO₃⁻-N平均质量浓度，发现随着C/N的升高，两者都在降低。一方面，C/N升高，系统内可利用的碳源增加，促进了短程硝化反硝化反应和全程硝化反硝化反应的进行，使得出水NO₂⁻-N和NO₃⁻-N浓度降低；另一方面，由于菌丝团的逐步形成，有利于创造缺氧区域，促进反硝化细菌的生长繁殖，NO₂⁻-N和NO₃⁻-N通过扩散、主动运输等作用进入菌丝团内部进行反硝化作用，因此提高了系统脱氮效果。因此，在后续研究中，C/N优化或运行模式协同调整可进一步控制NO₂⁻-N的积累（如分段进水、缺氧和好氧交替运行等等），以实现增强脱氮效果。

本研究结果表明，C/N在4和6的条件下，并不是去除TN的最佳选择，出水的NO₂^--N浓度偏高。这说明在低碳源环境下，该系统的脱氮能力是有限的。因此，在后续研究中可以考虑通过分段进水、缺氧和好氧交替运行等技术提高脱氮效率。另外，在低DO条件下运行，曝气能耗会大大减少，但由于污泥负荷降低以及水力停留时间（HRT）的增加，可能会提高处理成本。因此，在实际应用当中，需要对整个系统的收益性和效率性进行综合分析，以确定最佳的运行参数和工艺条件。

本研究采用微膨胀活性污泥法，揭示了在低DO条件下，污泥的微膨胀状态对污水处理的效能，并强调了不同进水C/N对脱氮除磷效果的重要性，为污水处理工艺的节能优化和参数优化提供了理论指导。在此基础上，后续研究可进一步探索微膨胀活性污泥法在特殊水质条件下的适用性与调控作用，以及与其他工艺（如厌氧氨氧化、短程硝化反硝化等）的协同耦合联用，以拓展微膨胀活性污泥法的应用范围，为污水处理工艺的优化提供了新的视角和方法，具有重要的科学意义和实际应用价值。