江海鑫 贺艺 陈洪斌 刘冠男 唐建军 张丁南

（1.同济大学环境科学与工程学院；2.同济大学城市污染控制国家工程研究中心；3.东北师范大学罗格斯纽瓦克学院；4.中国华油集团有限公司；5.昆仑能源有限公司）

0 引言

生活污水中蕴含着丰富的营养物和能源，每吨生活污水潜在可回收0.10 kg有机肥、0.05 kg氮、0.01 kg磷及0.14 m3甲烷，潜在化学能是处理能耗的9.3倍［1-2］。然而，以传统活性污泥法（CAS）为主体的污水处理工艺将污水中的营养物视作污染物质，以高能耗、高物耗为代价，使污染物质转移至大气、污泥中，以达到净化水质的目的［3］。面对资源短缺、生态破坏以及环境污染等现实问题，污水处理达标排放至自然水体不再是污水处理厂的唯一目标。近年来，以满足下端用户的需求为导向，实现水资源高质量回用的同时，回收营养物和能源，逐渐成为污水处理厂主要目标［1］。

污水碳源回收是营养物和能源回收的核心之一。目前，各类碳源回收技术中，厌氧消化与热电联产（CHP）是最成熟可靠的组合技术[4-7]。当污水中有机物浓度足够高时，可直接采用主流厌氧消化工艺产甲烷，从而实现能源回收。但是，实际污水中有机物浓度往往达不到技术上的最适浓度需求。而且甲烷在水相中有一定的溶解度，造成相当部分损失在出水中［1］。若冬季温度过低，厌氧消化设备本身需要进行供热维持合适的温度，有机物浓度越低，无效供热比例越大。目前，主流厌氧消化工艺的应用范围较窄，用于市政生活污水处理的可行性不高。

通过强化一级处理技术，浓缩污水中的有机物，提高初沉污泥产量，使得侧流厌氧消化成为污水碳源回收的可行方案［3］。初沉污泥与二沉污泥的特性具有较大的差别：二沉污泥以微生物细胞为主，而初沉污泥以原污水有机物为主，含有更高的化学能，更容易进行生物转化，有利于实现资源和能源回收。因此，为实现污水中有机物最大程度的回收，需要尽可能避免有机物氧化为 CO2，通过絮凝、膜浓缩等方式捕获碳源，使碳源改向，实现初沉污泥产量最大化［8-9］。改向后的碳源通过厌氧消化、热电联产实现碳源最大效率的回收。

高负荷活性污泥法（HRAS），包括传统高负荷活性污泥法（HRCAS）和高负荷接触稳定工艺（HRCS）。HRAS曾在欧美国家广泛使用，但不满足脱氮除磷要求，在20世纪末期逐渐被淘汰。然而，HRAS在实现污水厂碳中和、能源自给方面具有巨大的潜力，如，矿化率低，污泥产量大，产甲烷潜势高等［10］。因此，近年来，该工艺重新受到关注，关注重点为机理、工艺参数优化及模型化等。在机理研究方面，生物絮凝和细胞贮存被认为是 HRAS强化碳源回收的主要途径。优化的工艺参数主要包括：泥龄（SRT）、水力停留时间（HRT）和溶解氧（DO）等，少部分文献还报道了污泥浓度的影响［11］。由于HRAS的SRT和HRT极短，涉及的物理生化过程与CAS存在明显差异，现有活性污泥数学模型无法合理描述这些过程。

针对HRAS这一热点问题，本文首先对HRAS的工艺流程及特点做出介绍，然后总结了机理、工艺参数优化与数学模型等方面的研究现状和进展。同时，对该研究领域中已解决的问题、尚未解决的问题以及具有争议的观点分别进行了讨论。最后，提出了未来探究的着力点与方向。

1 HRAS的工艺流程及其特点

HRAS以高进水负荷（F/M）和低SRT为特征。虽然对F/M和SRT的范围未作严格定义，但通常来说，HRAS 的 F/M＞2 g bCOD/g VSS/d，SRT≤2 d［12］。低负荷活性污泥系统的F/M＜0.6 g bCOD/g VSS/d，SRT＞3 d［10］。CAS通常是低负荷系统，进水负荷F/M在0.25 g bCOD/g VSS/d左右，SRT＞10 d。HRAS通常以短HRT运行，一般为数十分钟到数小时，而CAS通常为十几小时甚至数十小时。

HRAS通常分为HRCAS和HRCS。HRCAS的工艺流程如图1所示，其常见的应用形式为吸附-生物降解工艺（即AB法）的A段。HRCS的工艺流程如图2所示。一般认为，HRCS相对于HRCAS的优势在于：交替饱食-饥饿环境选择出高生物吸收能力的优势细菌，对溶解态有机物（以 sCOD表示）进行细胞贮存形成胞内贮存物，这一过程的氧化程度低［13］；而 HRCAS 易对 sCOD 进行高比例矿化［14］。但是有研究表明，即使HRCAS没有明显的饱食-饥饿环境，也存在对sCOD进行细胞贮存的现象［15］。实际上，两种HRAS工艺在碳源回收方面各有特点（如表1所示）。Rehman等［16］对比了HRCS和推流式A段（HRCAS的一种形式）的碳源回收率，发现两种工艺均能达到相同的碳源回收率。但HRCS能耗更低，而出水水质差；A段的能耗高，而出水水质更好。因此，对HRAS两种形式的选择取决于目的，若要求能耗低，则选择 HRCS，若对出水水质有要求则选择HRCAS。

图1 HRCAS工艺流程

图2 HRCS工艺流程

表1 HRCAS和HRCS的特点对比

2 HRAS的碳源回收机理

对于 HRAS，进水中的碳源改向后形成的污泥是碳源回收的中间体。污泥中的碳源包括：（1）生物絮凝吸附的颗粒态有机物（以pCOD表示）和胶体态有机物（以cCOD表示）；（2）自然沉降的pCOD；（3）对sCOD细胞贮存作用形成的胞内贮存物；（4）增殖的微生物细胞；（5）细胞内源呼吸产物。

微生物的增殖过程和内源呼吸过程往往伴随高比例的有机物矿化，因此，为最大化初沉污泥的产量，应尽量避免微生物的过量增殖，并抑制内源呼吸。pCOD中大部分可自然沉降，这部分有机物无需经过生物絮凝可直接在沉淀池重力沉降而回收。因此，生物絮凝和细胞贮存是HRAS两个最重要的作用原理。

2.1 生物絮凝

生物絮凝是指细小生物污泥絮体吸附其他有机物颗粒，形成更大污泥絮体的过程。大污泥絮体再通过重力沉淀、膜过滤或者其他过程实现泥水分离。生物絮凝既可以指通常意义上的生物污泥絮凝，也可以指pCOD和cCOD被污泥絮体吸附和网捕而去除的过程。细菌和胶体颗粒物表面常常带有负电荷，产生静电排斥力，使得细胞和胶体颗粒物稳定悬浮。但是，大部分处于生长稳定期的细菌表面会形成胞外多聚物（EPS）层，对有效的生物絮凝起着至关重要的作用［17］。

EPS是细胞分泌和分解的产物，其组成因环境不同而有所差别，但是主要成分为多糖和蛋白质（占总EPS的70%～80%），以及少量的腐殖质、核酸和脂类［18-19］。大量研究表明，生物絮凝作用与EPS的产量和组分有关。在一定范围内，EPS的产量与pCOD和 cCOD的生物絮凝回收率呈正比关系［10，13］。由于多糖中存在亲水基团和疏水基团，其对污泥的生物絮凝作用有一定的贡献，但通常认为，蛋白质是EPS中对生物絮凝作用贡献最大的组分。EPS中蛋白质与多糖的比例过低，多糖占据大部分EPS空间，可能会限制带负电的疏水蛋白质对生物絮凝的促进作用。也有研究表明，EPS的产量和组成同高负荷系统的生物絮凝作用关系不大［11］。需要注意的是，EPS中的各组分含量取决于提取方法，研究EPS组分对生物絮凝的影响时这一点值得关注。

EPS的存在形态包括溶解型和结合型，而结合型又可分为松散结合型和紧密结合型［19］。近年来，关于HRAS中的EPS研究报道中，大多只关注结合型 EPS［10-11，14］。尽管溶解型 EPS对微生物活性和污泥的表面特性起着关键性作用［12，19］，但相关研究较少。不同类型的EPS在HRAS系统中的行为不同［11］。Li和Yang［20］认为松散结合型EPS对生物絮凝和泥水分离具有负效应，若过量产生，会削弱细胞吸附、弱化絮体结构，导致生物絮凝能力变差，泥水分离更难。

需要引起注意的是，虽然EPS中带负电和疏水官能团可能对生物絮凝具有积极影响，但是EPS过高可能导致污泥膨胀和沉降性能降低，从而使出水水质变差，碳源回收率变低。因此，在研究 HRAS回收碳源时，应兼顾污泥EPS的产量和组成，并采用合适的方式表征污泥沉降性能和脱水性能。

2.2 细胞贮存

细胞贮存是指微生物细胞吸收易生物降解有机物在胞内合成贮存物质的过程。这些贮存物质不包括在细胞成分中，但可进一步被细胞同化。细胞贮存现象往往发生于存在碳源浓度梯度的环境中，如推流式的曝气池、含有选择器的系统、接触稳定工艺或者是序批式活性污泥工艺。HRCS由于存在接触池和稳定池，形成了交替的饱食和饥饿的动态环境，有利于细胞在接触阶段吸收易生物降解有机物生成胞内聚合物。但是胞内聚合物难以准确表征，往往以聚羟基丁酸（PHB）的实测值用来表征细胞贮存量。由于胞内贮存物还包括脂类和糖源等，这样可能会低估细胞贮存对碳源回收率的贡献［8］。尽管不存在饱食—饥饿的交替环境，HRCAS也可能存在细胞贮存现象。Kinyua等［15］研究了HRCAS的细胞贮存现象，认为SRT越低，产甲烷潜势越高。这可能是更高的污泥产量和更多的胞内贮存物产生造成的。但是大部分研究人员仅关注EPS和生物絮凝的相关性，忽视了细胞贮存作用。虽然，与细胞贮存直接相关的是污水中 sCOD的易生物降解部分，若原水中该部分的比例小，忽视细胞贮存作用可能对碳源回收结果分析影响不大。但是，pCOD和cCOD中的可生物降解部分在EPS层能被水解为小分子物质，进一步合成胞内贮存物。因此，在研究HRCAS时应重视细胞贮存作用。

3 HRAS的工艺参数及优化

HRAS的工艺参数优化包括两个目标，即碳源回收率最大化和提高出水水质。HRAS为一级处理技术，其出水需要后续处理，由于出水碳氮比低，不宜采用传统硝化反硝化工艺，宜采用短程硝化反硝化工艺或者短程硝化厌氧氨氧化工艺，这两种工艺对碳氮比有一定的要求，前者要求COD/TKN（总凯氮）控制在7左右［21］，后者要求COD/TKN不大于3［22］。因此，出水碳氮比也被作为优化目标。本文以最大化碳源回收率为优先目标，分别讨论SRT、HRT、DO及污泥浓度对碳源回收率的影响。

3.1 泥龄

SRT是活性污泥法设计与运行中最基本、最重要的参数。SRT的选择取决于诸多因素，满足出水水质是CAS最重要的因素，其SRT通常为10～30 d。在如此高的SRT下，污水中大部分有机物被氧化至大气中，造成了碳源的损失。对于以碳源回收率最大化为优化目标的HRAS来说，应该尽量避免碳源的氧化，最大化初沉污泥产量。HRAS的SRT通常不大于2 d，在此范围内，SRT对初沉污泥产量和氧化率影响仍旧很大。

SRT决定了污泥中微生物的类型及多样性。在HRAS系统中，只有快速生长的细菌才有可能保留。快速生长型细菌产率系数高，在利用底物时，氧化程度低。但是这些微生物往往只能利用部分易生物降解 COD［23］，即主要为短链脂肪酸［24］。随着 SRT的延长，系统中微生物种类变得丰富，一些慢速生长的细菌、古细菌和真核生物在系统中出现。这些微生物产率系数低，意味着利用底物氧化程度高。与此同时，微生物总量和内源呼吸比例增加，导致剩余污泥的产甲烷潜势降低。Meerburg等［10］发现，当SRT为1.31 d和0.41 d时，HRCAS工艺产生的剩余污泥单位甲烷产量分别为1.10 g CODCH4/g TSS和1.36 g CODCH4/g TSS。SRT过低，系统中总的污泥量减少，污泥中微生物种类减少、代谢能力降低，尽管碳源矿化率低（甚至降至为零［10］），大部分碳源损失在出水中，导致总的碳源回收率可能不高。

SRT还会影响EPS的产量和组成，从而影响生物絮凝效果。但是，SRT对EPS的影响研究结果不一致。Jimenez等［14］发现，当SRT由0.3 d增加至1.0 d时，EPS产量由50±25 mg COD/g VSS增加至105±16 mg COD/g VSS。Sesay等［24］发现，SRT 增加导致EPS的总量和蛋白质、多糖的含量明显增加。当SRT从4 d增加至20 d时，Liao等［25］并没有发现EPS中总COD含量变化的明显趋势，而是发现蛋白质与多糖的比例增加。然而，也有研究发现，当SRT由0.28 d升至0.56 d时，EPS中的COD显著降低［15］。Li和 Yang［20］认为，活性污泥中的紧密结合型EPS含量与SRT无关，而松散结合型EPS随SRT增加而降低。导致这些研究结果存在矛盾之处的原因可能是EPS的提取方式和SRT的研究范围不同。

3.2 水力停留时间

HRT是控制系统反应进程的重要运行参数之一。生物絮凝可以在数分钟内完成［19］，但水解、氧化和细胞生长等基于生物反应的过程耗时更长。在有机物去除过程中，易生物降解有机物会首先被氧化利用，慢速生物降解有机物要先经过水解才能进一步被氧化。HRCAS仅存在一个反应区，即低氧曝气池，主要反应包括生物絮凝、细胞贮存、细胞生长和生物氧化等。曝气池的HRT为数十分钟，在一定范围内 sCOD、cCOD和 pCOD的去除率随 HRT增加而增加；当HRT超过一定范围时，去除率并不会有明显增加［14］。

HRCS包括两个反应区：接触池和稳定池，对应接触时间和稳定时间。接触池主要是通过生物絮凝去除有机物。因此，在设计HRCS系统时，接触时间设计为数分钟可能足以达到较高的 COD去除率［10］。但是传统的生物絮凝吸附强化一级处理研究中，接触时间为30 min左右。相反地，稳定时间应该足够长，以保证慢速生物降解有机物的充分降解，从而选择出高贮存、高吸收能力的微生物［10］。Huang和 Li［26］发现，为保证污泥高的生物吸收能力，稳定时间至少为30 min。

沉淀时间同样是影响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，这些pCOD被认为是未沉淀的污泥小絮体［10，27］。Meerburg 等［10］发现，高负荷接触稳定系统污泥的沉降速度为 0.11 m/h，而常规初沉池设计沉降速度（溢流率）为1.25～2.08 m/h，常规二沉池为0.67～1.17 m/h。理论上，生物絮凝作用使得污泥小絮体之间相互结合，沉淀能力比原水中的颗粒物强，因此，HRAS系统中的沉淀池沉淀能力应高于原水的初沉池。造成这种意外结果的原因可能是：研究中的系统往往是小试或者中试，沉淀池设计比较简单，未针对高负荷活性污泥系统进行优化。

3.3 溶解氧

HRCAS反应池全程进行低氧曝气，溶解氧通常为1.0 mg/L左右。Kinyua等［15］发现当SRT为0.56 d时，DO分别为0.5 mg/L、1.0 mg/L和1.5 mg/L的HRCAS系统的碳源回收率分别为 43.7%、55.4%和46.3%。Jimenez等［14］研究表明，当DO由接近于0升高至1.0 mg/L，sCOD、cCOD和pCOD的去除率均随DO升高而升高，当DO为1.0 mg/L时，三者去除率达到最大，若再提高DO，去除率不会有明显变化。同时，除非DO<0.3 mg/L，sCOD的氧化则很难被抑制［14］。

HRCS通常在稳定池曝气，DO维持在2.0 mg/L或1.5 mg/L以上［11，19］。然而，DO应控制在合适的范围内。当 DO过低时，絮凝饱和污泥稳定再生不充分，影响下一阶段的接触絮凝效果，使得碳源捕获量降低；同时，多种丝状细菌适合在低 DO条件下生长，导致污泥沉降性能变差，从而影响出水水质。DO增加，虽然COD去除率会增加，但是氧化比例增加，导致碳源回收率降低。DO也会影响EPS产量和组成，从而可能对生物絮凝作用产生间接影响［14-15，28］。同时，过度曝气会导致接触池剪切力大，使得污泥解体，沉淀性能下降。Rahman等［29，30］发现在接触池进行低氧曝气，可快速增加EPS含量，从而改善生物絮凝能力，提升碳源回收率。

3.4 污泥浓度

CAS系统将剩余污泥排放速率维持为常数，从而控制SRT。由于SRT与进水日变化周期相比足够大，进水 COD负荷变化引起的污泥浓度的变化很小。因此，即使污泥浓度有所变化，由于SRT长，系统中的生物量可补偿变化的污泥浓度。对于HRAS来说，当SRT很低（小于1 d），明显小于进水COD负荷日变化周期时，导致污泥浓度易受进水的影响［14，31］。Miller等［32］发现，AB 工艺的 A 段若以污泥浓度作为控制参数，COD去除率和出水水质将比SRT作为控制参数时更稳定。这是因为当进水COD变化周期大于SRT时，控制SRT为常数将导致系统内在不稳定。传统控制SRT为定值的方法，在高负荷系统无法发挥有效作用，需要复杂的自动控制技术维持污泥浓度在一定值。在传统高负荷系统研究中，污泥浓度维持在3 000 mg/L（以混合液悬浮固体浓度计），这是因为：（1）DO、SRT、OUR（氧利用速率）和污泥浓度是相互关联的，且影响污泥沉降性能；（2）当污泥浓度超过此值时，COD去除率并不会增加。但是，大部分研究将SRT控制为常数，并未对污泥浓度进行控制。

4 HRAS的数学模型

由于HRAS的SRT极低，水力停留时间短、有机物负荷高，有机物的去除过程与传统活性污泥法有差异，已有的活性污泥数学模型（如 ASM1）无法准确应用于HRAS。ASM1认为cCOD和pCOD的吸附和网捕是瞬间的，且进行完全。事实上，HRAS的接触时间（包括了传统活性污泥法的曝气时间）短，污泥絮体对cCOD和pCOD吸附不能认为是瞬间完成的，吸附也可能进行不完全。由于SRT低，系统中的微生物种类少，主要为快速生长型细菌，无法完全利用易生物降解有机物。还有，大部分研究强调了 EPS对高负荷系统生物絮凝影响的重要性，而 ASM1中未体现 EPS。另外，细胞贮存可能是sCOD的主要回收机理。

目前，对 HRAS的模型研究报道较少。Nogaj等［33］建立了一套复杂的 HRAS模型，用于描述有机物的去除，有机物组分划分为 9种，子过程为8个，总计20个化学计量学和动力学参数。其特点在于：（1）将传统意义上的溶解性可生物降解有机物划分为溶解性快速生物降解有机物和溶解性慢速生物降解有机物，并用两阶段理论和双底物理论描述利用过程；（2）增加cCOD吸附的模型子过程；（3）增加EPS和胞内贮存物组分，同时增加这两种物质合成、利用的子过程。该模型能够较为真实地反映HRAS。但是，模型较复杂，参数和组分的结构识别和实践识别可能很困难。而Smitshuijzen等［31］将沉淀过程和吸附过程组合在一起，在仅增加与亚硝酸盐模型组分和子过程的条件下（相对于ASM1），建立了简单的高负荷活性污泥模型，并能够在实际污水厂中得到验证。但该模型的可外推性需要进一步深入研究。

5 结论与展望

HRAS在回收污水中的碳源方面具有巨大的潜力。HRCAS和HRCS两种HRAS法可达到相同的碳源回收能力，但各有特点，即：HRCAS耗能更高而出水水质更好，HRCS恰好相反。HRAS涉及的主要机理为生物絮凝和细胞贮存，可优化的工艺参数包括SRT、HRT、DO和污泥浓度等。在关于HRAS数学模型方面的建立和应用，也有一些初步探索。HRAS尚需重点关注的方向为：

（1）HRAS的水质适应性。如，污水中sCOD、cCOD和pCOD的含量及比例对碳源回收率的影响。

（2）EPS对生物絮凝的作用。现有研究存在矛盾之处，若是提取方法造成的，应建立统一的 EPS提取方法。

（3）在优化工艺参数时，提高碳源回收效率的同时需要兼顾后续处理的达标排放。

（4）HRAS的实用数学模型建立，要求既能反映过程机理，又方便组分和参数估计。