基于河北省某污水處理廠原厭氧池構(gòu)建了中試規(guī)模3000m3·d-1(I、II系列)的微氧-好氧耦合沉淀一體式反應(yīng)器，以低濃度市政污水為基質(zhì)、接種活性污泥，成功在連續(xù)流模式下培育了好氧顆粒污泥，并研究了顆粒污泥的形貌、結(jié)構(gòu)特性、污染物去除性能及微生物群落結(jié)構(gòu)變化。結(jié)果表明：中試系統(tǒng)形成的顆粒污泥輪廓清晰、呈規(guī)則球形和橢球形，平均粒徑由接種污泥的28.9μm增至90.1μm，其中粒徑>100μm的占47.8%，>200μm的占9.4%；中試系統(tǒng)培養(yǎng)的顆粒污泥機(jī)械強(qiáng)度遠(yuǎn)高于接種污泥的；I、II系列平均出水NH4+-N分別為1.3和1.0mg·L−1，平均出水TN分別為9.9和9.1mg·L−1，系統(tǒng)具有良好的脫氮效果。此外，高通量測(cè)序結(jié)果表明中試系統(tǒng)大量富集了好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，好氧反硝化途徑可能在脫氮中起重要作用。本研究可為連續(xù)流好氧污泥工藝的升級(jí)改造，以及在現(xiàn)有污水處理廠工藝基礎(chǔ)上發(fā)展高效低碳的連續(xù)流AGS工藝提供參考。

“雙碳”背景下，綠色低碳的污水處理技術(shù)成為發(fā)展重點(diǎn)。好氧顆粒污泥(aerobicgranularsludge，AGS)是微生物自凝聚形成的顆粒狀活性污泥，具有沉降性能好、生物量高、可同步去除碳氮磷等優(yōu)點(diǎn)，而相比于傳統(tǒng)活性污泥工藝，AGS能節(jié)省50%~75%的占地面積、20%~25%的運(yùn)行費(fèi)用和23%~40%的電耗，故該技術(shù)符合當(dāng)前減污降碳的發(fā)展目標(biāo)，具有一定應(yīng)用前景。世界范圍內(nèi)已有80余座污水處理廠在序批式反應(yīng)器(sequencingbatchreactor，SBR)中成功應(yīng)用了AGS技術(shù)，但在連續(xù)流反應(yīng)器中成功應(yīng)用AGS技術(shù)的僅10余座，連續(xù)流AGS的推廣應(yīng)用還未取得實(shí)質(zhì)性的突破。盡管SBR更易于培養(yǎng)AGS，但存在處理量小、設(shè)備使用率低等缺陷。而連續(xù)流是現(xiàn)有污水處理廠的主要運(yùn)行模式，故連續(xù)流AGS的培養(yǎng)備受關(guān)注。

豐盛-饑餓條件、基于污泥沉降速度、尺寸或密度的選擇壓及水力剪切力等被認(rèn)為是SBR-AGS顆�；�的關(guān)鍵影響因素。但連續(xù)流的培養(yǎng)環(huán)境與SBR截然不同，這些關(guān)鍵影響因素更難實(shí)現(xiàn)。SUN等采用系列串聯(lián)的完全混合反應(yīng)器組成整體推流的連續(xù)流系統(tǒng)，同時(shí)沉淀池采用1min進(jìn)水→4min靜態(tài)沉淀→1min排水的間歇運(yùn)行模式，創(chuàng)造基于沉降速度的選擇壓，研究了豐盛-饑餓條件對(duì)連續(xù)流AGS形成的必要性。LIU等應(yīng)用雙區(qū)沉淀池，通過(guò)調(diào)整沉淀區(qū)上方擋板的高度設(shè)置污泥選擇壓，在AAO系統(tǒng)中培養(yǎng)出平均粒徑為210µm的AGS。以上研究證實(shí)了豐盛-饑餓條件和選擇壓在連續(xù)流AGS培養(yǎng)中的必要性和可行性，但沉淀池的運(yùn)行策略仍較復(fù)雜。在厭氧顆粒污泥的研究中，頂部為三相分離器的升流式反應(yīng)器能很好地富集顆粒污泥，但這些研究大多采用大高徑比的柱式反應(yīng)器，與現(xiàn)有污水處理廠的平鋪式構(gòu)筑物不兼容，開(kāi)發(fā)的培養(yǎng)策略難以直接應(yīng)用。再加上現(xiàn)有研究多為接種成熟AGS的小試實(shí)驗(yàn)，缺乏直接在連續(xù)流模式下培養(yǎng)AGS的更大尺度研究。

基于此，本團(tuán)隊(duì)提出一種新型的連續(xù)流AGS反應(yīng)器，將三相分離器與傳統(tǒng)活性污泥工藝組合，構(gòu)成反應(yīng)耦合沉淀一體式的反應(yīng)器，以中試尺度在現(xiàn)有污水處理廠進(jìn)行改造應(yīng)用。通過(guò)向系統(tǒng)中接種活性污泥，以低濃度市政污水為基質(zhì)，探究AGS的形成過(guò)程及其形貌和結(jié)構(gòu)特性，并通過(guò)監(jiān)測(cè)中試系統(tǒng)對(duì)NH4+-N和TN的去除效果，再結(jié)合微生物群落結(jié)構(gòu)角度以探索系統(tǒng)的脫氮機(jī)理，以期為連續(xù)流AGS這一綠色低碳處理工藝的應(yīng)用推廣提供參考。

1、材料與方法

1.1 中試系統(tǒng)及運(yùn)行方法

中試系統(tǒng)位于河北省某市政污水處理廠原厭氧池，日處理量為3000m3。該廠出水標(biāo)準(zhǔn)由《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB18918-2002)一級(jí)A改為執(zhí)行地方標(biāo)準(zhǔn)，其中COD、NH4+-N和TP的排放濃度限值分別由50、5(8)和0.5mg·L−1降為40、2.0(3.5)和0.4mg·L−1，SS、BOD5和TN不變。根據(jù)該廠2019年的運(yùn)行數(shù)據(jù)，提標(biāo)后現(xiàn)有工藝出水NH4+-N和TN存在超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)。

中試系統(tǒng)由原厭氧池改造而來(lái)(圖1)，該系統(tǒng)分為I和II兩個(gè)系列，均由微氧池、好氧池及置于好氧池內(nèi)部、基于三相分離器的沉淀分離裝置組成。系列I：微氧池11.0m×6.0m×6.5m，好氧池13.5m×6.0m×3.8m，好氧池內(nèi)沉淀分離裝置13.5m×6.0m×1.0m；系列II：微氧池13.8.0m×6.0m×6.5m，好氧池13.5m×6.0m×3.8m，好氧池內(nèi)沉淀分離裝置13.5m×6.0m×1.0m。進(jìn)水流量、污泥回流量、剩余污泥外排量及曝氣量均采用變頻控制器控制。污泥質(zhì)量濃度保持在4~7g·L−1，采用氣提回流控制污泥回流比約200%，每日排泥控制污泥齡26~30d，調(diào)整曝氣量使得微氧池溶解氧(DO)為0.2~0.5mg·L−1，好氧池DO為1.0~3.0mg·L−1。與傳統(tǒng)活性污泥工藝相比，中試系統(tǒng)有如下特點(diǎn)：1)未設(shè)缺氧池，前置的反應(yīng)器為微氧池，旨在通過(guò)控制微量曝氣以充分利用原水中的碳源實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化脫氮；2)通過(guò)好氧池內(nèi)置的沉淀分離裝置完成固-液-氣三相分離，省去二沉池，減少占地面積，同時(shí)內(nèi)、外回流合二為一，可降低運(yùn)行能耗。

圖1中試裝置流程示意圖

1.2 原水水質(zhì)及接種污泥

中試系統(tǒng)進(jìn)水為該污水處理廠旋流沉砂池出水，其水質(zhì)指標(biāo)如下：COD(236.5±51.6)mg·L−1，NH4+-N(57.3±14.6)mg·L−1，TN(67.2±14.7)mg·L−1，TP(6.0±1.7)mg·L−1。原水C/N僅為3.6，生物脫氮碳源不足，故在微氧池定量投加乙酸鈉作為外加碳源。這使得實(shí)際進(jìn)水COD為(328.1±73.6)mg·L−1，C/N為4.9。

中試系統(tǒng)接種該廠生化池活性污泥，其混合液懸浮固體濃度(MLSS)為4.2g·L−1，揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)為1.9g·L−1，污泥指數(shù)(SVI30)為59.4mL·g−1，粒徑分布(D50)為28.9μm，是典型的絮狀活性污泥。

1.3 分析與檢測(cè)方法

中試系統(tǒng)于2021年1月24日完成改造和接種工作，進(jìn)出水采樣時(shí)間為4月21日至7月5日。這段時(shí)間中試系統(tǒng)處于穩(wěn)定運(yùn)行狀態(tài)，出水水質(zhì)足以評(píng)估中試系統(tǒng)的污染物去除效果。采用納氏分光光度法測(cè)定進(jìn)出水NH4+-N；采用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定TN；DO和pH采用便攜式測(cè)定儀(HACH，HQ30d，美國(guó))測(cè)定。

采用激光粒度儀(Beckman，LS13320，美國(guó))測(cè)定接種污泥的粒徑分布，并于7月13日和9月13日在中試系統(tǒng)中進(jìn)行采樣。采用數(shù)碼相機(jī)觀察AGS的宏觀形態(tài)，通過(guò)掃描電子顯微鏡(SEM)觀察AGS的微觀結(jié)構(gòu)及微生物形態(tài)。SEM樣品制備過(guò)程：用4%戊二醛固定；再用去離子水多次浸泡沖洗；經(jīng)50%、70%、85%、95%、100%乙醇梯度脫水；臨界點(diǎn)干燥、粘樣、鍍膜觀察。通過(guò)流變儀(AatonPaarPhysicaMCR301，奧地利)測(cè)定動(dòng)態(tài)粘彈性。并分析了中試AGS與接種污泥的流變特性差異。具體步驟如下：采用平板-平板測(cè)量系統(tǒng)，平板直徑50mm，用一次性滴管滴加樣品，刮除平板外多余樣品后，在固定角頻率5rad·s−1、溫度25℃條件下測(cè)定。此外，為探究AGS中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化，使用孔徑0.2mm的篩網(wǎng)收集中試中粒徑<0.2mm(命名為F)和>0.2mm(命名為G)及接種污泥樣品(命名為AS)委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進(jìn)行16SrRNA高通量測(cè)序及種群分析。

2、結(jié)果與討論

2.1 污泥形態(tài)與粒徑變化

圖2(a)表明，在宏觀上中試系統(tǒng)好氧池中的原始污泥與接種污泥幾乎沒(méi)有差別，但中試系統(tǒng)中的污泥經(jīng)孔徑為0.2mm的篩網(wǎng)篩分后可得到粒徑較大的AGS，采用數(shù)碼相機(jī)和SEM觀察AGS的形貌，結(jié)果如圖2(b)~(d)所示。中試系統(tǒng)篩分得到的AGS輪廓清晰、緊致飽滿(mǎn)，為形狀規(guī)則的球形和橢球形。SEM圖像表明AGS微觀上主要由球狀菌緊密相連，表面有少量絲狀菌，這與文獻(xiàn)報(bào)道的實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)AGS形貌非常相似。這表明中試系統(tǒng)在連續(xù)流模式下，接種絮狀活性污泥后使用實(shí)際低濃度低C/N的市政污水已成功培養(yǎng)出了AGS。

圖2顆粒污泥形貌

圖3為接種污泥及中試系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行過(guò)程中污泥粒徑分布的變化情況。粒徑分布曲線(xiàn)右移表明隨著中試系統(tǒng)的運(yùn)行，污泥粒徑逐漸增大。接種污泥的D50為28.9μm。到了7月13日，中試系統(tǒng)中污泥D50為57.8μm；到了9月13日，D50進(jìn)一步增大到90.1μm，較接種污泥粒徑增大了3.1倍。粒徑區(qū)間分布發(fā)現(xiàn)，接種污泥粒徑主要分布在<50μm，其占比高達(dá)76.8%，少量污泥粒徑分布在50~100μm，占比17.1%。但到7月13日，中試系統(tǒng)中污泥粒徑較均勻地分布到了<50μm、50~100μm及100~150μm，占比分別為42.2%、31.7%及20.3%。粒徑為150~200μm的污泥占比由初始的1.0%增至4.9%。到了9月13日，更是增加到10.3%。而粒徑>200μm的污泥占比由初始的0.9%增至9.4%，實(shí)現(xiàn)了數(shù)量級(jí)躍增。連續(xù)流模式下培養(yǎng)的AGS粒徑小于SBR中培養(yǎng)的AGS粒徑，這是由于連續(xù)流系統(tǒng)往往處于完全混合的狀態(tài)，反應(yīng)器內(nèi)的基質(zhì)濃度與出水濃度相當(dāng)，更低的基質(zhì)濃度意味著更小的擴(kuò)散內(nèi)徑，從而限制了連續(xù)流中AGS的粒徑。此外，本研究中污泥的顆�；�比例(粒徑>200μm的污泥占比)低于文獻(xiàn)的報(bào)道值。這是由于中試系統(tǒng)中沒(méi)有設(shè)置污泥選擇壓，系統(tǒng)中形成的AGS與絮狀污泥一起作為剩余污泥被排出，不利于AGS的富集，從而導(dǎo)致顆�；�比例較低。

圖3顆粒污泥粒徑變化

2.2 污泥流變特性

接種污泥及中試系統(tǒng)培養(yǎng)的AGS的流變特性如圖4所示。通過(guò)動(dòng)態(tài)應(yīng)變掃描確定污泥的線(xiàn)性黏彈區(qū)，接種污泥和AGS的臨界應(yīng)變點(diǎn)均在1%左右。當(dāng)應(yīng)變超過(guò)線(xiàn)性黏彈區(qū)后，儲(chǔ)能模量G´開(kāi)始下降，這表明污泥樣品的結(jié)構(gòu)開(kāi)始被破壞。2份污泥樣品的G´均大于G´´，說(shuō)明污泥樣品具有凝膠狀或固體狀的結(jié)構(gòu)，可被稱(chēng)為黏彈性固體。此外，由實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可得到污泥樣品的屈服應(yīng)力τy，即黏彈性極限處的剪切應(yīng)力和流動(dòng)應(yīng)力τf，即樣品變形過(guò)程G´=G´´處的剪切應(yīng)力。接種污泥和AGS的τy分別為2.2和37.3Pa，τf分別為7.9和390.3Pa。這說(shuō)明中試系統(tǒng)培養(yǎng)的AGS機(jī)械強(qiáng)度遠(yuǎn)高于接種的活性污泥。這主要是由于AGS中胞外多聚物(extracellularpolymericsubstance，EPS)的含量往往高于活性污泥，EPS將AGS中的微生物團(tuán)聚在一起，從而使得AGS比絮狀污泥有更高的機(jī)械強(qiáng)度。

圖4污泥流變特性

2.3 污染物去除效果

中試系統(tǒng)處理水量情況如圖5(a)所示。除6月3日、6月14日和15日由于進(jìn)水泵故障，其余時(shí)間中試系統(tǒng)處理量均略高于設(shè)計(jì)值，I、II系列平均日處理量分別為1454.9和1722.4m3·d−1。由圖5(b)可知，原水COD呈現(xiàn)出明顯的雨季降低的變化趨勢(shì)，在進(jìn)入雨季前(4—5月)，原水COD穩(wěn)定在(267.7±30.2)mg·L−1，而進(jìn)入雨季(6—7月)后，平均COD降至(200.1±54.9)mg·L−1。這是由于盡管該廠收水區(qū)域的排水體制為分流制，但可能存在管網(wǎng)的錯(cuò)接、混接等問(wèn)題，導(dǎo)致雨季部分雨水進(jìn)入污水管網(wǎng)，從而使得污水處理廠進(jìn)水COD偏低。原水C/N為(3.6±0.6)，屬于典型的低C/N污水，生物脫氮難度大。因此，需要定量投加乙酸鈉作為碳源，而保證進(jìn)水COD達(dá)到(328.1±73.6)mg·L−1，C/N達(dá)(4.9±0.6)。

圖5中試系統(tǒng)處理水量及進(jìn)出水情況

中試系統(tǒng)對(duì)NH4+-N和TN的去除情況如圖5(c)和(d)所示。與進(jìn)水COD類(lèi)似，進(jìn)水NH4+-N和TN在雨季呈現(xiàn)出明顯降低的趨勢(shì)。在進(jìn)入雨季前，進(jìn)水NH4+-N和TN分別為(68.5±4.5)mg·L−1和(78.2±4.5)mg·L−1；在進(jìn)入雨季后，分別降為(45.9±14.7)mg·L−1和(55.6±15.7)mg·L−1。I系列和II系列出水NH4+-N分別為(1.3±1.1)mg·L−1和(1.0±0.8)mg·L−1，平均去除率分別為97.7%和98.2%。出水NH4+-N基本保持在2mg·L−1以下，滿(mǎn)足地方標(biāo)準(zhǔn)要求的2.0mg·L−1，達(dá)標(biāo)時(shí)間占比分別為81.8%和93.5%。其中，I系列由于曝氣設(shè)備故障導(dǎo)致超標(biāo)時(shí)間多于II系列。出水TN分別為(9.9±2.8)mg·L−1和(9.1±2.6)mg·L−1，平均去除率分別為84.8%和85.7%。出水TN基本保持在10mg·L−1左右，滿(mǎn)足地方標(biāo)準(zhǔn)要求的15.0mg·L−1，達(dá)標(biāo)時(shí)間占比分別為94.8%和96.1%。此外，中試系統(tǒng)不僅獲得了良好的出水水質(zhì)，而且由于二沉池耦合在好氧池內(nèi)部，省去了二沉池，可減小占地面積，同時(shí)硝化液回流和污泥回流合二為一，能降低系統(tǒng)的運(yùn)行能耗。

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

為探究中試系統(tǒng)中污泥微生物群落結(jié)構(gòu)的變化，使用孔徑0.2mm的篩網(wǎng)收集粒徑<0.2mm(F)和>0.2mm(G)及接種污泥樣品(AS)進(jìn)行高通量測(cè)序。如表1所示，Coverage指數(shù)均大于99%，表明測(cè)序的結(jié)果具有代表性。Alpha多樣性分析中的Simpson和Shannon指數(shù)均用于反映群落多樣性；Simpson指數(shù)越大說(shuō)明群落多樣性越低；而Shannon值越大說(shuō)明群落多樣性越高。中試系統(tǒng)中F和G的Simpson指數(shù)均大于AS的，而Shannon值則均小于AS的。這表明中試系統(tǒng)污泥群落多樣性減少，這可能與中試系統(tǒng)條件下能選擇性富集功能微生物有關(guān)。

微生物群落結(jié)構(gòu)組成分析如圖6所示。在門(mén)水平上，AS、F和G中優(yōu)勢(shì)菌群類(lèi)似，均為Proteobacteria(34.45%、46.53%和50.51%)，Chloroflexi(17.36%，19.74%和16.58%)和Bacteroidota(15.03%，9.92%和13.00%)。這3類(lèi)微生物在營(yíng)養(yǎng)物的去除中具有重要作用，是污水處理中常見(jiàn)的微生物。除這3類(lèi)優(yōu)勢(shì)菌群外，其余菌群豐度也發(fā)生了較大變化，如Actinobacteriota在AS中的相對(duì)豐度為13.08%，但在F中為6.37%，在G僅為4.39%；類(lèi)似的還有Patescibacteria，其在AS中的相對(duì)豐度為5.27%，但在F和G的相對(duì)豐度僅為1.56%和1.19%；而Firmicutes在AS中的相對(duì)豐度為3.11%，盡管在F中增加到了6.26%，但在G中僅為2.30%。這表明相比于接種污泥，中試系統(tǒng)中的污泥微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了變化，而且粒徑<0.2mm的污泥與粒徑>0.2mm的污泥微生物群落結(jié)構(gòu)也有顯著的差異。在屬水平上，接種污泥中的優(yōu)勢(shì)屬為Methylophilaceae(6.10%)，Microtrichales(5.28%)，Methylotenera(4.81%)，Saprospiraceae(4.28%)和Saccharimonadales(4.30%)。而在中試系統(tǒng)中，Methylophilaceae和Methylotenera得到了顯著富集，F和G中的豐度分別為23.73%和6.34%，24.61%和7.16%，豐度和為AS的3倍以上。Methylophilaceae和Methylotenera普遍存在于自然環(huán)境中，包括淡水、土壤、污水等生態(tài)位，是一種兼性厭氧、以甲醇等為生長(zhǎng)基質(zhì)的甲基營(yíng)養(yǎng)型細(xì)菌，因其能在有氧條件下進(jìn)行反硝化而受到關(guān)注。中試系統(tǒng)由微氧池和好氧池組成，而沒(méi)有設(shè)置缺氧池，NH4+-N在微氧池或好氧池中被氧化，同時(shí)生成的NO2−-N/NO3−-N的也只能在微氧池或好氧池被還原成N2，這可能是中試系統(tǒng)大量富集好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera的原因。同時(shí)，異養(yǎng)菌Microtrichales和Saccharimonadales的豐度則顯著下降，由AS中的5.28%和4.30%分別降低至1.80%和1.11%，1.09%和0.57%，這可能與系統(tǒng)中有機(jī)物利用的途徑有關(guān)。

圖6門(mén)和屬水平下微生物群落結(jié)構(gòu)圖

2.5 顆�；�及脫氮機(jī)理分析

新型微氧-好氧耦合沉淀一體式反應(yīng)器構(gòu)型對(duì)AGS的形成、系統(tǒng)脫氮性能及微生物群落結(jié)構(gòu)變化有著重要影響。在好氧池內(nèi)，底部曝氣和微氧池出水(即好氧池進(jìn)水)產(chǎn)生推動(dòng)力，使得好氧池內(nèi)部混合液向上流動(dòng)，與內(nèi)置的三相分離器碰撞并實(shí)現(xiàn)固液氣三相分離。分離的氣體經(jīng)三相分離器間的氣-液平面逸散到空氣中，液體經(jīng)出水渠排出系統(tǒng)，而泥水混合液只能向下繼續(xù)流動(dòng)，在好氧區(qū)與三相分離器間形成劇烈的內(nèi)循環(huán)流動(dòng)，為AGS的形成提供關(guān)鍵的驅(qū)動(dòng)力-水力剪切力。水力剪切力在顆�；�初期能促進(jìn)微生物的隨機(jī)運(yùn)動(dòng)，增加微生物間的有效碰撞，有利于形成初始可逆的微生物聚集體。誘導(dǎo)EPS的分泌可增強(qiáng)細(xì)胞表面的疏水性，增加聚集體的密度，從而進(jìn)一步形成不可逆的微生物聚集體。在穩(wěn)定階段，水力剪切力不斷剝離成熟AGS表面附著生長(zhǎng)的絲狀菌，維持AGS的形貌和優(yōu)勢(shì)地位。這與DAI等的發(fā)現(xiàn)類(lèi)似，即由反應(yīng)器內(nèi)部縱向循環(huán)產(chǎn)生水力剪切力培養(yǎng)AGS的機(jī)理。此外，沉淀耦合在好氧池內(nèi)部，省去了二沉池，可節(jié)省占地面積，同時(shí)將內(nèi)、外回流合二為一，降低運(yùn)行能耗。

在微氧池中，DO控制在0.2~0.5mgL−1，當(dāng)微氧池COD為50~100mgL−1時(shí)，DO可滲透AGS外表層10~18µm處，故粒徑大于20~36µm的AGS內(nèi)可形成外層好氧、內(nèi)層缺氧/厭氧的分層結(jié)構(gòu)。進(jìn)水中的NH4+-N在外層好氧條件下被氧化成NOx−-N，生成的NOx−-N擴(kuò)散至內(nèi)層，在內(nèi)層缺氧/厭氧的條件下發(fā)生反硝化，使得系統(tǒng)可在微氧池中完成生物脫氮。但這一脫氮途徑只存在于AGS形成后。在啟動(dòng)初期，接種的絮狀污泥無(wú)法通過(guò)該途徑完成生物脫氮，系統(tǒng)脫氮性能較差；在啟動(dòng)中期，隨著中試系統(tǒng)的運(yùn)行，盡管AGS還未形成，但系統(tǒng)富集了大量的好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，能通過(guò)好氧反硝化途徑完成脫氮；而在AGS形成后的穩(wěn)定運(yùn)行階段，兩種脫氮途徑共同完成生物脫氮過(guò)程。此外，微氧池中的反硝化過(guò)程不僅能充分利用原水中的碳源，還能降低進(jìn)入好氧池中的有機(jī)物濃度，創(chuàng)造微氧池豐盛-好氧池饑餓的運(yùn)行條件，有利于AGS的長(zhǎng)期穩(wěn)定性。

3、結(jié)論

1)以低濃度市政污水為基質(zhì)、接種活性污泥，在中試規(guī)模(3000m3d−1)的連續(xù)流運(yùn)行模式下，可培養(yǎng)出長(zhǎng)期穩(wěn)定存在的AGS，平均粒徑由接種污泥的28.9μm增至90.1μm，其中粒徑>100μm的占47.8%，>200μm的占9.4%。

2)中試系統(tǒng)I、II系列出水NH4+-N分別為(1.3±1.1)mg·L−1和(1.0±0.8)mg·L−1，出水TN分別為(9.9±2.8)mg·L−1和(9.1±2.6)mg·L−1，系統(tǒng)具有良好的脫氮效果，能滿(mǎn)足該廠的提標(biāo)改造要求。

3)中試系統(tǒng)大量富集了好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，好氧反硝化途徑可能在脫氮中起重要作用。微氧池中的反硝化過(guò)程能充分利用原水碳源，降低進(jìn)水有機(jī)物濃度，有利于維持系統(tǒng)的穩(wěn)定高效低碳運(yùn)行。（來(lái)源：.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院，北京華益德環(huán)境科技有限責(zé)任公司）