生活污水中蘊含著豐富的營養物和能源，每噸生活污水潛在可回收0.10kg有機肥、0.05kg氮、0.01kg磷及0.14m3甲烷，潛在化學能是處理能耗的9.3倍。然而，以傳統活性污泥法(CAS)為主體的污水處理工藝將污水中的營養物視作污染物質，以高能耗、高物耗為代價，使污染物質轉移至大氣、污泥中，以達到凈化水質的目的。面對資源短缺、生態破壞以及環境污染等現實問題，污水處理達標排放至自然水體不再是污水處理廠的唯一目標。近年來，以滿足下端用戶的需求為導向，實現水資源高質量回用的同時，回收營養物和能源，逐漸成為污水處理廠主要目標
污水碳源回收是營養物和能源回收的核心之一。目前，各類碳源回收技術中，厭氧消化與熱電聯產(CHP)是最成熟可靠的組合技術。當污水中有機物濃度足夠高時，可直接采用主流厭氧消化工藝產甲烷，從而實現能源回收。但是,實際污水中有機物濃度往往達不到技術上的最適濃度需求。而且甲烷在水相中有一定的溶解度，造成相當部分損失在出水中。若冬季溫度過低，厭氧消化設備本身需要進行供熱維持合適的溫度，有機物濃度越低，無效供熱比例越大。目前，主流厭氧消化工藝的應用范圍較窄，用于市政生活污水處理的可行性不高。
通過強化一級處理技術，濃縮污水中的有機物，提高初沉污泥產量，使得側流厭氧消化成為污水碳源回收的可行方案。初沉污泥與二沉污泥的特性具有較大的差別：二沉污泥以微生物細胞為主，而初沉污泥以原污水有機物為主，含有更高的化學能，更容易進行生物轉化，有利于實現資源和能源回收。因此，為實現污水中有機物最大程度的回收，需要盡可能避免有機物氧化為CO2，通過絮凝、膜濃縮等方式捕獲碳源，使碳源改向，實現初沉污泥產量最大化。改向后的碳源通過厭氧消化、熱電聯產實現碳源最大效率的回收。
高負荷活性污泥法(HRAS)，包括傳統高負荷活性污泥法(HRCAS)和高負荷接觸穩定工藝(HRCS)。HRAS曾在歐美國家廣泛使用，但不滿足脫氮除磷要求，在20世紀末期逐漸被淘汰。然而，HRAS在實現污水廠碳中和、能源自給方面具有巨大的潛力，如，礦化率低，污泥產量大，產甲烷潛勢高等。因此，近年來，該工藝重新受到關注，關注重點為機理、工藝參數優化及模型化等。在機理研究方面，生物絮凝和細胞貯存被認為是HRAS強化碳源回收的主要途徑。優化的工藝參數主要包括：泥齡(SRT)、水力停留時間(HRT)和溶解氧(DO)等，少部分文獻還報道了污泥濃度的影響。由于HRAS的SRT和HRT極短，涉及的物理生化過程與CAS存在明顯差異，現有活性污泥數學模型無法合理描述這些過程。
針對HRAS這一熱點問題，本文首先對HRAS的工藝流程及特點做出介紹，然后總結了機理、工藝參數優化與數學模型等方面的研究現狀和進展。同時，對該研究領域中已解決的問題、尚未解決的問題以及具有爭議的觀點分別進行了討論。最后，提出了未來探究的著力點與方向。
一、HRAS的工藝流程及其特點
HRAS以高進水負荷(F/M)和低SRT為特征。雖然對F/M和SRT的范圍未作嚴格定義，但通常來說，HRAS的F/M>2gbCOD/gVSS/d，SRT≤2d。低負荷活性污泥系統的F/M<0.6gbCOD/gVSS/d，SRT>3d。CAS通常是低負荷系統，進水負荷F/M在0.25gbCOD/gVSS/d左右，SRT>10d。HRAS通常以短HRT運行，一般為數十分鐘到數小時，而CAS通常為十幾小時甚至數十小時。
HRAS通常分為HRCAS和HRCS。HRCAS的工藝流程如圖1所示，其常見的應用形式為吸附-生物降解工藝(即AB法)的A段。HRCS的工藝流程如圖2所示。一般認為，HRCS相對于HRCAS的優勢在于：交替飽食-饑餓環境選擇出高生物吸收能力的優勢細菌，對溶解態有機物(以sCOD表示)進行細胞貯存形成胞內貯存物，這一過程的氧化程度低；而HRCAS易對sCOD進行高比例礦化。但是有研究表明，即使HRCAS沒有明顯的飽食-饑餓環境，也存在對sCOD進行細胞貯存的現象。實際上，兩種HRAS工藝在碳源回收方面各有特點(如表1所示)。Rehman等對比了HRCS和推流式A段(HRCAS的一種形式)的碳源回收率，發現兩種工藝均能達到相同的碳源回收率。但HRCS能耗更低，而出水水質差；A段的能耗高，而出水水質更好。因此，對HRAS兩種形式的選擇取決于目的，若要求能耗低，則選擇HRCS，若對出水水質有要求則選擇HRCAS。
二、HRAS的碳源回收機理
對于HRAS，進水中的碳源改向后形成的污泥是碳源回收的中間體。污泥中的碳源包括：(1)生物絮凝吸附的顆粒態有機物(以pCOD表示)和膠體態有機物(以cCOD表示);(2)自然沉降的pCOD;(3)對sCOD細胞貯存作用形成的胞內貯存物;(4)增殖的微生物細胞;(5)細胞內源呼吸產物。
微生物的增殖過程和內源呼吸過程往往伴隨高比例的有機物礦化，因此，為最大化初沉污泥的產量，應盡量避免微生物的過量增殖，并抑制內源呼吸。pCOD中大部分可自然沉降，這部分有機物無需經過生物絮凝可直接在沉淀池重力沉降而回收。因此，生物絮凝和細胞貯存是HRAS兩個最重要的作用原理。
2.1 生物絮凝
物絮凝是指細小生物污泥絮體吸附其他有機物顆粒，形成更大污泥絮體的過程。大污泥絮體再通過重力沉淀、膜過濾或者其他過程實現泥水分離。生物絮凝既可以指通常意義上的生物污泥絮凝，也可以指pCOD和cCOD被污泥絮體吸附和網捕而去除的過程。細菌和膠體顆粒物表面常常帶有負電荷，產生靜電排斥力，使得細胞和膠體顆粒物穩定懸浮。但是，大部分處于生長穩定期的細菌表面會形成胞外多聚物(EPS)層，對有效的生物絮凝起著至關重要的作用。
EPS是細胞分泌和分解的產物，其組成因環境不同而有所差別，但是主要成分為多糖和蛋白質(占總EPS的70%～80%)，以及少量的腐殖質、核酸和脂類。大量研究表明，生物絮凝作用與EPS的產量和組分有關。在一定范圍內，EPS的產量與pCOD和cCOD的生物絮凝回收率呈正比關系。由于多糖中存在親水基團和疏水基團，其對污泥的生物絮凝作用有一定的貢獻，但通常認為，蛋白質是EPS中對生物絮凝作用貢獻最大的組分。EPS中蛋白質與多糖的比例過低，多糖占據大部分EPS空間，可能會限制帶負電的疏水蛋白質對生物絮凝的促進作用。也有研究表明，EPS的產量和組成同高負荷系統的生物絮凝作用關系不大。需要注意的是，EPS中的各組分含量取決于提取方法，研究EPS組分對生物絮凝的影響時這一點值得關注。
EPS的存在形態包括溶解型和結合型，而結合型又可分為松散結合型和緊密結合型。近年來，關于HRAS中的EPS研究報道中，大多只關注結合型EPS。盡管溶解型EPS對微生物活性和污泥的表面特性起著關鍵性作用，但相關研究較少。不同類型的EPS在HRAS系統中的行為不同。Li和Yang認為松散結合型EPS對生物絮凝和泥水分離具有負效應，若過量產生，會削弱細胞吸附、弱化絮體結構，導致生物絮凝能力變差，泥水分離更難。
需要引起注意的是，雖然EPS中帶負電和疏水官能團可能對生物絮凝具有積極影響，但是EPS過高可能導致污泥膨脹和沉降性能降低，從而使出水水質變差，碳源回收率變低。因此，在研究HRAS回收碳源時，應兼顧污泥EPS的產量和組成，并采用合適的方式表征污泥沉降性能和脫水性能。
2.2 細胞貯存
細胞貯存是指微生物細胞吸收易生物降解有機物在胞內合成貯存物質的過程。這些貯存物質不包括在細胞成分中，但可進一步被細胞同化。細胞貯存現象往往發生于存在碳源濃度梯度的環境中，如推流式的曝氣池、含有選擇器的系統、接觸穩定工藝或者是序批式活性污泥工藝。HRCS由于存在接觸池和穩定池，形成了交替的飽食和饑餓的動態環境，有利于細胞在接觸階段吸收易生物降解有機物生成胞內聚合物。但是胞內聚合物難以準確表征，往往以聚羥基丁酸(PHB)的實測值用來表征細胞貯存量。由于胞內貯存物還包括脂類和糖源等，這樣可能會低估細胞貯存對碳源回收率的貢獻。盡管不存在飽食—饑餓的交替環境，HRCAS也可能存在細胞貯存現象。Kinyua等研究了HRCAS的細胞貯存現象，認為SRT越低，產甲烷潛勢越高。這可能是更高的污泥產量和更多的胞內貯存物產生造成的。但是大部分研究人員僅關注EPS和生物絮凝的相關性，忽視了細胞貯存作用。雖然，與細胞貯存直接相關的是污水中sCOD的易生物降解部分，若原水中該部分的比例小，忽視細胞貯存作用可能對碳源回收結果分析影響不大。但是，pCOD和cCOD中的可生物降解部分在EPS層能被水解為小分子物質，進一步合成胞內貯存物。因此，在研究HRCAS時應重視細胞貯存作用。
三、HRAS的工藝參數及優化
HRAS的工藝參數優化包括兩個目標，即碳源回收率最大化和提高出水水質。HRAS為一級處理技術，其出水需要后續處理，由于出水碳氮比低，不宜采用傳統硝化反硝化工藝，宜采用短程硝化反硝化工藝或者短程硝化厭氧氨氧化工藝，這兩種工藝對碳氮比有一定的要求，前者要求COD/TKN(總凱氮)控制在7左右，后者要求COD/TKN不大于3。因此，出水碳氮比也被作為優化目標。本文以最大化碳源回收率為優先目標，分別討論SRT、HRT、DO及污泥濃度對碳源回收率的影響。
3.1 泥齡
SRT是活性污泥法設計與運行中最基本、最重要的參數。SRT的選擇取決于諸多因素，滿足出水水質是CAS最重要的因素，其SRT通常為10～30d。在如此高的SRT下，污水中大部分有機物被氧化至大氣中，造成了碳源的損失。對于以碳源回收率最大化為優化目標的HRAS來說，應該盡量避免碳源的氧化，最大化初沉污泥產量。HRAS的SRT通常不大于2d，在此范圍內，SRT對初沉污泥產量和氧化率影響仍舊很大。
SRT決定了污泥中微生物的類型及多樣性。在HRAS系統中，只有快速生長的細菌才有可能保留。快速生長型細菌產率系數高，在利用底物時，氧化程度低。但是這些微生物往往只能利用部分易生物降解COD，即主要為短鏈脂肪酸。隨著SRT的延長，系統中微生物種類變得豐富，一些慢速生長的細菌、古細菌和真核生物在系統中出現。這些微生物產率系數低，意味著利用底物氧化程度高。與此同時，微生物總量和內源呼吸比例增加，導致剩余污泥的產甲烷潛勢降低。Meerburg等發現，當SRT為1.31d和0.41d時，HRCAS工藝產生的剩余污泥單位甲烷產量分別為1.10gCODCH4/gTSS和1.36gCODCH4/gTSS。SRT過低，系統中總的污泥量減少，污泥中微生物種類減少、代謝能力降低，盡管碳源礦化率低(甚至降至為零)，大部分碳源損失在出水中，導致總的碳源回收率可能不高。
SRT還會影響EPS的產量和組成，從而影響生物絮凝效果。但是，SRT對EPS的影響研究結果不一致。Jimenez等發現，當SRT由0.3d增加至1.0d時，EPS產量由50±25mgCOD/gVSS增加至105±16mgCOD/gVSS。Sesay等發現，SRT增加導致EPS的總量和蛋白質、多糖的含量明顯增加。當SRT從4d增加至20d時，Liao等并沒有發現EPS中總COD含量變化的明顯趨勢，而是發現蛋白質與多糖的比例增加。然而，也有研究發現，當SRT由0.28d升至0.56d時，EPS中的COD顯著降低。Li和Yang[20]認為，活性污泥中的緊密結合型EPS含量與SRT無關，而松散結合型EPS隨SRT增加而降低。導致這些研究結果存在矛盾之處的原因可能是EPS的提取方式和SRT的研究范圍不同。
3.2 水力停留時間
HRT是控制系統反應進程的重要運行參數之一。生物絮凝可以在數分鐘內完成，但水解、氧化和細胞生長等基于生物反應的過程耗時更長。在有機物去除過程中，易生物降解有機物會首先被氧化利用，慢速生物降解有機物要先經過水解才能進一步被氧化。HRCAS僅存在一個反應區，即低氧曝氣池，主要反應包括生物絮凝、細胞貯存、細胞生長和生物氧化等。曝氣池的HRT為數十分鐘，在一定范圍內sCOD、cCOD和pCOD的去除率隨HRT增加而增加;當HRT超過一定范圍時，去除率并不會有明顯增加
HRCS包括兩個反應區：接觸池和穩定池，對應接觸時間和穩定時間。接觸池主要是通過生物絮凝去除有機物。因此，在設計HRCS系統時，接觸時間設計為數分鐘可能足以達到較高的COD去除率。但是傳統的生物絮凝吸附強化一級處理研究中，接觸時間為30min左右。相反地，穩定時間應該足夠長，以保證慢速生物降解有機物的充分降解，從而選擇出高貯存、高吸收能力的微生物[10]。Huang和Li發現，為保證污泥高的生物吸收能力，穩定時間至少為30min。
沉淀時間同樣是影響碳源回收率的重要因素。HRAS的污泥沉淀能力低于初沉池和二沉池。HRAS出水中往往pCOD很高，這些pCOD被認為是未沉淀的污泥小絮體。Meerburg等發現，高負荷接觸穩定系統污泥的沉降速度為0.11m/h，而常規初沉池設計沉降速度(溢流率)為1.25～2.08m/h，常規二沉池為0.67～1.17m/h。理論上，生物絮凝作用使得污泥小絮體之間相互結合，沉淀能力比原水中的顆粒物強，因此，HRAS系統中的沉淀池沉淀能力應高于原水的初沉池。造成這種意外結果的原因可能是：研究中的系統往往是小試或者中試，沉淀池設計比較簡單，未針對高負荷活性污泥系統進行優化。
3.3 溶解氧
HRCAS反應池全程進行低氧曝氣，溶解氧通常為1.0mg/L左右。Kinyua等發現當SRT為0.56d時，DO分別為0.5mg/L、1.0mg/L和1.5mg/L的HRCAS系統的碳源回收率分別為43.7%、55.4%和46.3%。Jimenez等研究表明，當DO由接近于0升高至1.0mg/L，sCOD、cCOD和pCOD的去除率均隨DO升高而升高，當DO為1.0mg/L時，三者去除率達到最大，若再提高DO，去除率不會有明顯變化。同時，除非DO<0.3mg/L，sCOD的氧化則很難被抑制。
HRCS通常在穩定池曝氣，DO維持在2.0mg/L或1.5mg/L以上。然而，DO應控制在合適的范圍內。當DO過低時，絮凝飽和污泥穩定再生不充分，影響下一階段的接觸絮凝效果，使得碳源捕獲量降低;同時，多種絲狀細菌適合在低DO條件下生長，導致污泥沉降性能變差，從而影響出水水質。DO增加，雖然COD去除率會增加，但是氧化比例增加，導致碳源回收率降低。DO也會影響EPS產量和組成，從而可能對生物絮凝作用產生間接影響。同時，過度曝氣會導致接觸池剪切力大，使得污泥解體，沉淀性能下降。Rahman等]發現在接觸池進行低氧曝氣，可快速增加EPS含量，從而改善生物絮凝能力，提升碳源回收率。
3.4 污泥濃度
CAS系統將剩余污泥排放速率維持為常數，從而控制SRT。由于SRT與進水日變化周期相比足夠大，進水COD負荷變化引起的污泥濃度的變化很小。因此，即使污泥濃度有所變化，由于SRT長，系統中的生物量可補償變化的污泥濃度。對于HRAS來說，當SRT很低(小于1d)，明顯小于進水COD負荷日變化周期時，導致污泥濃度易受進水的影響。Miller等發現，AB工藝的A段若以污泥濃度作為控制參數，COD去除率和出水水質將比SRT作為控制參數時更穩定。這是因為當進水COD變化周期大于SRT時，控制SRT為常數將導致系統內在不穩定。傳統控制SRT為定值的方法，在高負荷系統無法發揮有效作用，需要復雜的自動控制技術維持污泥濃度在一定值。在傳統高負荷系統研究中，污泥濃度維持在3000mg/L(以混合液懸浮固體濃度計)，這是因為：(1)DO、SRT、OUR(氧利用速率)和污泥濃度是相互關聯的，且影響污泥沉降性能;(2)當污泥濃度超過此值時，COD去除率并不會增加。但是，大部分研究將SRT控制為常數，并未對污泥濃度進行控制。
四、HRAS的數學模型
由于HRAS的SRT極低，水力停留時間短、有機物負荷高，有機物的去除過程與傳統活性污泥法有差異，已有的活性污泥數學模型(如ASM1)無法準確應用于HRAS。ASM1認為cCOD和pCOD的吸附和網捕是瞬間的，且進行完全。事實上，HRAS的接觸時間(包括了傳統活性污泥法的曝氣時間)短，污泥絮體對cCOD和pCOD吸附不能認為是瞬間完成的，吸附也可能進行不完全。由于SRT低，系統中的微生物種類少，主要為快速生長型細菌，無法完全利用易生物降解有機物。還有，大部分研究強調了EPS對高負荷系統生物絮凝影響的重要性，而ASM1中未體現EPS。另外，細胞貯存可能是sCOD的主要回收機理。
目前，對HRAS的模型研究報道較少。Nogaj等建立了一套復雜的HRAS模型，用于描述有機物的去除，有機物組分劃分為9種，子過程為8個，總計20個化學計量學和動力學參數。其特點在于：
(1)將傳統意義上的溶解性可生物降解有機物劃分為溶解性快速生物降解有機物和溶解性慢速生物降解有機物，并用兩階段理論和雙底物理論描述利用過程;
(2)增加cCOD吸附的模型子過程;(3)增加EPS和胞內貯存物組分，同時增加這兩種物質合成、利用的子過程。該模型能夠較為真實地反映HRAS。但是，模型較復雜，參數和組分的結構識別和實踐識別可能很困難。而Smitshuijzen等將沉淀過程和吸附過程組合在一起，在僅增加與亞硝酸鹽模型組分和子過程的條件下(相對于ASM1)，建立了簡單的高負荷活性污泥模型，并能夠在實際污水廠中得到驗證。但該模型的可外推性需要進一步深入研究。
五、結論與展望
HRAS在回收污水中的碳源方面具有巨大的潛力。HRCAS和HRCS兩種HRAS法可達到相同的碳源回收能力，但各有特點，即：HRCAS耗能更高而出水水質更好，HRCS恰好相反。HRAS涉及的主要機理為生物絮凝和細胞貯存，可優化的工藝參數包括SRT、HRT、DO和污泥濃度等。在關于HRAS數學模型方面的建立和應用，也有一些初步探索。HRAS尚需重點關注的方向為：
(1)HRAS的水質適應性。如，污水中sCOD、cCOD和pCOD的含量及比例對碳源回收率的影響。
(2)EPS對生物絮凝的作用。現有研究存在矛盾之處，若是提取方法造成的，應建立統一的EPS提取方法。
(3)在優化工藝參數時，提高碳源回收效率的同時需要兼顧后續處理的達標排放。
(4)HRAS的實用數學模型建立，要求既能反映過程機理，又方便組分和參數估計。( >
如需要產品及技術服務，請撥打服務熱線：13659219533
選擇陜西博泰達水處理科技有限公司，你永遠值得信賴的產品！
了解更多，請點擊m.qsphotos.com
