1914年, 英国人Ardern、Lockett发明了活性污泥工艺, 这一事件成为了现代污水发展的起点和重要的标志性事件。自那以后, 活性污泥工艺成为污水处理的主流处理技术, 围绕着活性污泥工艺, 污水处理技术获得了长足的发展, 出现了百花齐放的技术格局。

　　 活性污泥工艺在经历了早期的专利权问题之后迎来了技术的空前繁荣, 主要体现在基本理论的完善和各种变形工艺的出现, 尤其是20世纪70年代出现的生物脱氮除磷技术 (BNR) 成为活性污泥工艺发展的一个重要里程碑, 并在某种程度上奠定了当今污水处理技术的主要局面, 同时生物膜工艺获得再次发展机会, IFAS、MBBR及BAF等工艺由于其在紧凑性方面的优势在升级改造方面获得了一定的优势。另外在20世纪末, 一些创新性的工艺如厌氧氨氧化、好氧颗粒污泥技术逐渐登上了历史舞台, 如图1所示。

　　 在活性污泥工艺经历了100多年的发展之后, 污水处理技术的大厦已经相当完善, 目前的污水处理工艺在传统水质方面已经不是问题, 北美的研究结果表明, 生物脱氮除磷工艺的极限可以达到TN<3mg/L、TP<0.1 mg/L^[1]。荷兰的研究结果也表明, 在条件适应的情况下活性污泥工艺的技术极限可以达到TN<2.2mg/L、TP<0.15mg/L^[2]。

　　 进入21世纪后, 污水处理领域内出现了重大的理念变革, 污水已经不再被认为是一种废物, 而是一种可再生的资源^[3], 污水处理也正由过去的以卫生文明与环境保护为目标向着资源回收的方向发展。这一点无论从荷兰提出的NEWs理念, 即未来污水处理厂将是营养物 (Nutrient) 、能源 (Energy) 与再生水 (Water) 的制造工厂 (factories) , 还是美国水环境联盟 (WEF) 正式摒弃污水处理厂 (WWTP, Wastewater Treatment Plant) 之称, 转而统称为水资源厂 (WRRF, Water Resource Recovery Facility) , 亦或是新加坡倡导的将Wastewater (污水) 改称为Usedwater (旧水) , 无不印证着在世界范围内污水作为一种可再生资源已经深入人心。伴随着理念的变革, 污水处理工艺在技术的紧凑性、可持续性、适应性方面朝着更加深入的方向发展。

　　 首先, 未来的技术不会凭空出现, 当1882年安格斯·史密斯最早开始研究曝气的时候, 没有人知道30年之后活性污泥工艺的诞生, 而活性污泥工艺的出现与污水曝气的研究有着密切的关系, 因此任何技术的出现总是有着最为原始的萌芽创新, 尽管这种创新在当时看起来不以为然。在污水处理技术的百年发展历程中, 有些技术的最初现象往往是在污水处理厂中最先观察到, 之后引起研究者的浓厚兴趣, 进而引发一段时间内的研发热潮, 最后形成完善的理论体系。生物除磷工艺便是如此, 1959年印度的一个污水处理厂最先观察到了磷的过量去除^[4]。

　　 因此, 从历史中的蛛丝马迹、现实污水处理厂中的偶然现象以及当前科技水平的总体发展情况可以在某种程度上判断、推演出未来技术发展的大致方向。当前城市污水处理的主流技术是生物处理技术, 生物处理技术如何在未来发展实际上反映了今后相当一段时间内的污水处理工艺发展方向。当然, 对于未来的预测总是存在着不确定性, 甚至在某种程度上是危险的。本文仅对未来20年内的污水处理技术发展做一些分析和判断。

　　 活性污泥工艺的出现与发展实际上是采用各种方法选择微生物的过程。1914年, Ardern和Lockett将曝气后沉淀下的污泥留了下来, 将不易沉降的微生物“淘洗”出去, 采用这种序批式的方式, 他们观察到了颗粒污泥的现象^[5]。

　　 1972年, James Barnard在接触稳定的试验装置中也注意到了颗粒污泥的现象, 当时他用初沉池的出水进入到反应器中, 接触时间15 min, 排泥只从表面排泥, 接触区的污泥浓度22 000mg/L, Barnard观察到了明显的污泥颗粒, “像粗砂一样”, 当时的污泥负荷非常高^[6]。

　　 实际上, 在当今世界各地的污水处理厂中, 有时候也会观察到颗粒污泥的现象, 中国浙江海宁的一座污水处理厂在2008年的时候是A/O生物除磷 (1万m³/d) 和氧化沟 (5万m³/d) 工艺, SVI在60~79mL/g, 2010年由于扩容的需要另外建设了5万m³/d的SBR, 其SVI稳定在48mL/g, 污泥粒径约0.5mm, 有明显的颗粒污泥现象^[7]。Downing在田纳西州的一座54万m³/d的污水处理厂也发现絮体的粒径200~500μm, 污泥的沉淀性能非常良好, SVI=50~60mL/g, 颗粒污泥的现象非常明显^[8,9]。因此, 颗粒污泥实际上存在于某些污水处理厂中, 只是平时并未引起人们的过多关注。

　　 活性污泥工艺从诞生至今一直不断经历着“选择”的过程, 早期的污泥回流使微生物选择留在系统中, 起到了最为关键的作用;此后, 人们通过基本的长泥龄方式而使硝化菌在系统中选择地存在;而生物除磷工艺的出现, 则是通过厌氧-好氧的交替环境选择性地使聚磷菌 (PAOs) 在系统中存在, 可以看出对微生物的选择过程一直伴随着污水处理工艺的发展, 如图2所示。当然, 在这一系列的基本选择过程中, 还有其他因素的影响, 比如硝化过程中对DO的需求、生物除磷过程对VFA的需求等。

　　 好氧颗粒污泥技术的出现与发展实际上仍然是对微生物选择过程的更进一步认识, 在这一认识过程伴随着对生物膜、污泥膨胀的更加深入理解。具体而言就是选择微生物如何生长形成颗粒性结构, 同时如何保持结构的稳定性。好氧颗粒污泥既可以在只去除COD的好氧环境中出现^[10], 也可以在厌氧-好氧的交替环境中去除COD及氮、磷^[11], 在这种形式的颗粒污泥中, 硝化菌及普通异养菌在颗粒污泥的最外层, 靠近内核部分的是反硝化菌、聚磷菌 (PAOs) 、聚糖菌 (GAOs) 。因此, 好氧颗粒污泥去除营养物的机理实际上与活性污泥工艺相同, 只不过并不是在不同的池子来实现, 而是在颗粒污泥的不同区域来实现。

　　 1991年, 日本学者Mishima的工作对被视为好氧颗粒污泥最早的研究报道^[12], 在之后20多年的发展过程中, 围绕好氧颗粒污泥的形成机理出现了大量的研究报道, 但其完全的成因至今并没有被彻底理解, 目前一般认为主要有以下几个方面对颗粒污泥的形成具有重要的影响:

　　 饱食-饥饿 (Feast-Famine) 选择, 通常以外部基质用于生长的阶段称为饱食期, 而以内部基质 (PHB) 生长的阶段称为饥饿期^[11]。与利用乙酸或葡萄糖等易生物降解有机物相比, 异养微生物利用PHB或糖原等慢速可生物降解物质的生长速率较慢^[13], 利用这一现象可以获得稳定的颗粒污泥。生物除磷的厌氧-好氧过程是实现上述过程的良好方式, 在厌氧阶段PAO或GAO将乙酸转换为PHB或糖原。因此, rbCOD有利于微生物的快速生长, 进而转换为慢速可生物降解的胞内物质。这样在生物除磷工艺中就会相对更容易形成颗粒污泥。在饥饿阶段, 基质通过颗粒内层的反硝化被降解到最低, 或是在颗粒外层的好氧区域实现降解。

　　 有机负荷 (OLR) 及基质的组成对颗粒污泥的形成很重要, 采用较高的负荷选择可以使基质进入颗粒污泥的内层, 这样就容易形成强健的内核^[14,15]。基质组成的影响主要是体现在快速可生物降解COD (rbCOD) 与慢速可生物降解COD (sbCOD) , 在饱食期rbCOD和VFA的获得对于胞内存储物质的形成很关键, 而sbCOD则会导致丝状菌在好氧阶段在竞争中获得优势。

　　 人们在对生物膜的研究过程中, 发现强的剪切力可以促使形成薄而密实的生物膜^[16,17], 同时伴随着剪切力相关的一个重要现象是胞外聚合物 (EPS) 的产生, EPS在促使细胞的“凝聚”、“粘合”方面发挥重要的功能, 对于维持生物膜的整体结构方面扮演着重要的角色^[18], 在很多的研究中都可以观察到强剪切力会促使生物膜分泌更多的EPS从而维持生物膜的整体结构平衡^[19,20]。与生物膜类似, 水力剪切力对于好氧颗粒污泥的形成也有重要的影响, 强的剪切力会促使颗粒污泥的形成, 而弱剪切力则不会形成颗粒污泥, 只能形成蓬松的絮体结构^[21,22]。同样, EPS在对颗粒污泥的形成方面也扮演着类似的角色, 强剪切力会促使颗粒污泥像生物膜那样分泌出更多的EPS来产生平衡的生物结构, 这也就意味着EPS对于形成稳定的颗粒污泥非常重要^[23]。

　　 此外, 通过选择性的排泥, 将不易沉淀的污泥排出系统, 沉降速度较快的颗粒留存于系统之内, 提高颗粒污泥在其中的比例, 这也是促成颗粒污泥形成的原因之一;其他形成颗粒污泥的因素还包括SRT、有机负荷、二价阳离子及三价阳离子等。

　　 目前, 作为好氧颗粒污泥技术的典型代表, Nereda工艺在过去10年里得到快速的发展, 截至2016年全球正在设计、建设及运行的Nereda污水处理厂有32座^[24], 这些污水处理厂分布于欧洲、美洲、澳洲、非洲等地。与相同负荷的活性污泥工艺相比, Nereda好氧颗粒污泥技术可减少占地面积25%~75%, 能耗降低20%~50%^[24]。

　　 从好氧颗粒污泥的技术发展进程来看, 以Nereda为代表的好氧颗粒污泥技术实际上是一种利用内在基质选择颗粒污泥的过程, 内在基质选择的一个关键因素是需要有足够高的基质浓度来形成颗粒, 并促使形成较高含量的胞外聚合物 (EPS) 及胞内储存物, 这种方式要求将沉淀较慢的絮体污泥排除系统, 保留下沉淀较快的颗粒污泥, 为了避免出水SS较高, 可能需要有一个后置的过滤系统。Nereda这种SBR的技术形式在很大程度上限制了对现有污水处理厂的改造, 因为绝大部分污水处理厂并不是SBR工艺。因此, 在推流式工艺上采用外置选择器的方式在近年来得到了快速的发展, 外置选择器可以是筛网或旋流器, 筛网是利用颗粒的粒径来截留较大的颗粒污泥, 旋流器是利用颗粒污泥密度较大的特点而在底流中获得较高比例的颗粒污泥, 如图3所示。

　　 美国James River污水处理厂采用水力旋流器之后, 污泥沉降性能得到了明显的提高, 产生了明显的颗粒污泥现象^[25]。丹麦Ejby Molle污水处理厂在主流工艺中运行水力旋流器两年之后, MLSS中的颗粒污泥占比达到了35%^[26]。外置颗粒污泥选择器不仅提高颗粒污泥在系统的比例, 而且对于有厌氧选择器的污水处理厂, 外置颗粒污泥选择器的应用将会促使更多含有聚磷菌 (PAOs) 的颗粒污泥留存于系统之内, 这样就会使生物除磷系统能在非常低的泥龄情况下实现。即使没有厌氧选择器, 通过外置颗粒污泥选择器选择出的颗粒污泥在微观环境中由于基质梯度的存在也会促使PAOs在系统中存在。

　　 好氧颗粒污泥技术在未来可能会有以下几个发展趋势。第一, 提高工艺应用的稳定性, 好氧颗粒污泥技术在长期运行过程中的稳定性在某种程度上是制约这一技术应用的一个瓶颈, 稳定性涉及到两个方面, 一个是颗粒污泥的解体, 一个是丝状菌的过度增殖, 前者会导致颗粒污泥破碎为细小颗粒, 后者会导致颗粒污泥蓬松, 容易流失。因此在未来的发展过程中, 如何保持好氧颗粒污泥的稳定至关重要, 笔者提出IFGS (integrated floc and granular sludge, 集成絮体-颗粒污泥) 工艺将是未来好氧颗粒污泥应用的具体技术形式, 这种技术形式在具体的微生物形态方面将更注重颗粒 (Granular) 污泥与絮体 (Floc) 污泥之间的平衡。

　　 第二, 就如同活性污泥工艺从早期的SBR向连续流工艺发展一样, 当前及今后一段时间内好氧颗粒污泥的研发及应用趋势正朝着连续流工艺的方向发展, 因为现在的绝大部分污水处理厂是连续流工艺, 将其转为SBR的形式所需的投资费用很高, 如何能够在这些连续流的污水处理厂中应用好氧颗粒污泥技术成为这一领域的发展热点。

　　 第三, 好氧颗粒污泥技术的进一步发展过程中, 在机理与技术应用方面仍然有多个方面需要深入研究, 这些方面主要包括理解促成颗粒污泥形成的内部基质特性、如何确保外置选择器能够实现良好的污泥沉降性能和生物除磷功能, 以及如何将内在基质选择和外部选择的措施应用于工程化规模的污水处理厂。

　　 在传统污水处理工艺中, COD的主要流向是被好氧分解, 除此之外还用于脱氮除磷、厌氧消化及污泥处置。目前, 污水中的碳已被广泛认为是可贵的资源, 可以被用于产生能量 (厌氧消化) 、开发出以碳为基础的商品。因此, 污水中的可生物降解有机物从二级处理转向能量回收的这一转变被称之为碳转向, 碳转向是污水处理实现能量自给的必由之路, 已经成为当前及今后一段时间内污水处理技术发展的一个重要方向。图4反映的是COD在新旧理念下的流向。

　　 目前, 碳转向的技术主要有化学强化一级处理 (CEPT) 、高负荷活性污泥工艺、厌氧处理等。CEPT对颗粒性及胶体性COD可获得40%~80%的去除率, 但对溶解性COD无法去除。虽然污水的厌氧处理在热带地区有所应用, 但在温带地区的主流工艺中由于其速率较低, 同时产生的甲烷会有相当一部分溶解在出水中, 因此尚难以得到广泛的应用^[27]。近些年来, 由于对高负荷活性污泥法在对颗粒性、胶体性以及溶解性COD方面的去除机理方面的认识发展, 同时一些衍生工艺的发展而获得广泛的关注, 成为碳转向的一种重要技术发展方向。

　　 高负荷活性污泥工艺 (HRAS) 最早由Buswell和Long在1923年开创^[28]。HRAS可以设计成满足二级处理 (BOD₅<30mg/L、SS<30mg/L) 的目的, 也可以设计AB工艺的A段用于碳吸附的目的。当用于二级处理时, HRAS的SRT一般1~4d (与温度有关) , HRT一般2~4h;当用于碳吸附时工艺参数有显著的不同, 通常SRT<1d、HRT<30min。HRAS工艺能够用较低的能耗和占地面积将进水中的颗粒性、胶体性、溶解性物质富集浓缩于剩余污泥中, 通过厌氧消化或焚烧由此实现污水处理的碳转向。例如, 全球首座实现能量自给的污水处理厂———奥地利的Strass污水处理厂, 该厂AB工艺的A段在没有投加化学药剂的情况下可获得55%~65%的有机物去除率^[29]。

　　 HRAS工艺尽管出现的历史由来已久, 但在过去的数十年来并没有对其机理进行非常深入的研究, 随着对污水处理碳转向的关注, 近些年来HRAS工艺又重新引起了研究者的广泛兴趣, 尤其是有关去除机理及衍生工艺的发展。

　　 为了实现有效的碳转向, HRAS工艺的设计与运行需要合理控制SRT、HRT以及DO。研究结果表明, SRT、HRT以及DO对于溶解性有机物的去除影响很小, SRT>0.1d溶解性COD即可获得良好的去除效果, 而胶体性COD与颗粒性COD受SRT的影响较大^[30]。HRAS工艺实现碳转向的关键所在是颗粒性COD与胶体性COD的最大化去除, 同时又要最低程度的矿化和慢速可生物降解COD (sCOD) 的水解。在HRAS工艺中, 颗粒性COD与胶体性COD是通过生物絮凝吸附于絮体之上并通过后续的固液分离得到去除, 颗粒性COD与胶体性COD的吸附与胞外聚合物 (EPS) 的产生有密切关系[30], 而溶解性COD的去除是胞内物质贮存的结果。

　　 虽然ASM模型的历史已有30年之久, 但主要是用于SRT>3d的活性污泥工艺, 对于HRAS工艺ASM模型难以得到理想的结果。由此, 近年来有关HRAS工艺的模型得到了发展, 其中之一便是双基质模型用于解释HRAS工艺的特性^[31], 双基质模型的核心之处是将溶解性可生物降解有机物 (S_B) 进一步分为快速溶解性可生物降解有机物 (S_Bf) 和慢速溶解性可生物降解有机物 (S_BS) , 双基质模型认为S_Bf与S_BS同时被生物降解, 微生物利用S_Bf的最大比生长速率较S_BS的要高, 进一步的试验也验证双基质模型较双阶段模型更为准确, 双阶段模型认为微生物首先利用S_Bf, 之后再利用S_BS。

　　 在对HRAS工艺机理认识不断深入的同时, 一些衍生工艺也得到了发展, 并展现出更好的发展势头, 其中之一便是高负荷接触稳定工艺 (high-rate contact stabilization, HiCS, 见图5) 。传统接触稳定工艺是1922年Coombs在英国开创^[32], 一般SRT>3d, 通常目的是为了减少反应池的池容。HiCS工艺的SRT一般为0.2~3d, 是HRAS和接触稳定工艺的相互结合, 生物吸附能力更强^[33], 所需的池容更小, 污水的碳转向效率更高。

　　 HiCS工艺包括稳定池和接触池, 进水直接进入接触池, 保持在厌氧或较低的DO环境, 回流污泥进入稳定池进行曝气。接触池去除进水有机物的主要机理是微生物在饱食状态下的吸附与胞内贮存, 而在稳定池中微生物处于饥饿阶段, 大量吸附回流污泥中的颗粒态、胶体态物质。在HiCS工艺中, 接触池与稳定池之间会形成一定的基质梯度, 迫使微生物经历“饱食-饥饿”的环境, 产生一种令微生物倾向于吸附与贮存基质的选择压, 起到类似活性污泥工艺中选择器的作用。

　　 在HiCS工艺中, 当接触池的泥龄为0.3d, 好氧的条件下会产生较为明显的EPS, EPS的产生会提高生物絮凝性能, 这对于实现能量的最大化回收以及保持良好的污泥沉降性能非常关键^[34]。在某种程度上这与好氧颗粒污泥形成的条件之一“饱食-饥饿”有着类似之处。

　　 HiCS工艺的发展为实现污水处理的能量自给开辟了一条值得借鉴的方法, 污水中蕴含着客观的能量, 有的研究结果显示污水中所蕴含的化学能是处理所需能耗的1.2~6倍^[35], 但目前绝大多数处理工艺是分解COD, 而非回收COD。研究结果显示, HiCS工艺较传统活性污泥工艺能量回收高1倍^[36]。通常, 传统活性污泥工艺的能耗是27kWh·PE (PE为人口当量) ^[37], HiCS的能量回收可以达到28kWh·PE, 非常有利于实现污水处理的能源自给^[36]。HiCS工艺在未来进一步发展的方向仍然是需要更深入了解吸附、贮存、生长及氧化的机理, 并在工程尺度的规模上优化设计与运行。

　　 在追求污水处理资源回收的理念下, 实现碳转向的同时又能达到营养物的严格排放标准无疑是一个巨大的挑战, 而主流脱氮技术的发展为解决这些挑战提供了非常有可能的技术路线。主流短程脱氮技术包括短程硝化反硝化 (Nitrite shunt) 、厌氧氨氧化、厌氧甲烷氧化 (DAMO) 。目前, 厌氧甲烷氧化仍处于基础研究阶段, 可能在未来相当长一段时间还难以走向实际工程应用, 短程反硝化和厌氧氨氧化的蓬勃的发展势头令人关注。

　　 从工程角度而言, 推动短程硝化反硝化及主流厌氧氨氧化发展的动力主要来自于减少或摒弃外加碳源的需求、降低曝气能耗以及追求更小的反应池容。

　　 不同的水质特征会影响到主流短程脱氮技术的选择, 如果进水碳氮比较高 (C/N=6~10) 时适合传统硝化反硝化, 当碳氮比处于中等水平 (C/N=3) 适宜短程硝化反硝化, 当碳氮比较低时 (C/N<1) 时适合主流厌氧氨氧化。由于主流厌氧氨氧化的前景巨大, 同时短程硝化是厌氧氨氧化的一个必要前提, 因此主流厌氧氨氧化成为脱氮技术发展的焦点。

　　 目前, 国际上主流厌氧氨氧化的技术发展路线大致有四类:颗粒污泥、絮体+颗粒污泥、生物膜/IFAS以及悬浮+生物膜的形式形式, 如图6所示。

　　 上述四种技术路线各有特点, 在保持Anammox菌方面, 颗粒污泥、生物膜/IFAS及悬浮+生物膜的方式比较类似, Anammox菌生长在颗粒内或附着于填料上;絮体+颗粒污泥的技术路线是利用旋流器或筛网分离Anammox菌;在抑制NOB方面, 主要的控制方式有出水残留氨氮浓度、SRT控制、DO控制、瞬时缺氧等^[38]。不同的技术路线所采用的NOB抑制措施也不完全相同, 颗粒污泥路线的方式是控制曝气的体积、出水残留氨氮、HRT控制絮体的泥龄;生物膜/IFAS技术路线的方式保持较低的DO、生物膜厚度的控制以及出水残留的氨氮浓度;絮体+颗粒污泥与悬浮+生物膜的技术路线是保持较高的DO、出水残留氨氮浓度、瞬时缺氧、主动SRT等。

　　 从实践层面来看, 各种不同技术流派已经或正在中试及工程尺度规模推进主流厌氧氨氧化的实践。目前, 主流DEMON工艺在德国、奥地利、荷兰、美国、丹麦的污水处理厂正在探索, 主流AnitaMox在巴黎的中试试验结果表明, 在最低水温为15℃时, 出水TN可以稳定低于15mg/L。新加坡樟宜再生水厂的研究结果也表明, Anammox菌对该厂的主流脱氮贡献达到了31%^[39]。这些不同层面的实践正一步步推动主流厌氧氨氧化技术向前发展。

　　 虽然世界各地的污水处理实践不断地推动和深化主流厌氧氨氧化的认识, 但目前的挑战依然巨大, 这些挑战从宏观层面看主要是水温较低与基质浓度较低造成的不利影响, 从微观层面来看实际上是如何控制不同微生物的高度共生。

　　 在主流厌氧氨氧化工艺中, 主要有Anammox菌、AOB、NOB、普通异养菌 (OHO) , 这些微生物共存于一个系统中, 对不同的基质形成了非常复杂的竞争关系, 主要有AOB与NOB对氧的竞争 (DO的控制水平、曝气的时间) 、NOB与Anammox菌对亚硝酸盐氮的竞争 (不同的亚硝酸盐氮半饱和浓度及不同的温度敏感性) 以及异养菌与NOB对亚硝酸盐氮的竞争, 如图7所示, 如何控制这些微生物处于合理的水平无论是对于微生物的认知还是控制手段的优化都是巨大的挑战。

　　 在这些复杂的竞争关系中, 如何抑制NOB成为这一技术发展的关键所在, 从目前的认识来看, NOB远比我们之前的认识复杂, 抑制的难度也较大。在侧流工艺中, NOB主要是Nitrobacter, 对NO₂^--N有较低的亲和力。而在主流工艺中, NOB主要是Nitrospira, 对NO₂^--N有较高的亲和力, 如表1所示。

　　 Anammox菌对NO₂-N的半饱和常数约0.6mg NO₂^--N^[43], 这样在与Nitrospira对NO₂^--N的竞争中就会处于劣势, 最终无法实现短程脱氮。因此, 虽然目前的各种手段有助于抑制NOB, 但在工程规模的负荷变化中, 仍然难以有效地解决这一问题。

　　 尽管主流厌氧氨氧化完全实现的挑战巨大, 但并不妨碍其在实际工程中的实践, 同时主流厌氧氨氧化的广泛实践也在不断丰富着污水处理工艺的内涵, 其中一个重要的发展是泥龄分离 (decoupling SRT) 概念的出现。泥龄概念的出现最早可追溯至上世纪50~60年代, 这一概念出现后成为活性污泥工艺的核心参数, 后续发展的好氧泥龄、缺氧泥龄、厌氧泥龄使生物脱氮除磷获得了进一步的发展, 但这只是用曝气和非曝气来区分, 反应器内微生物的分布处于均一的状态。泥龄分离概念的出现是使反应器内微生物的泥龄不再是均一, 无论是用旋流器或筛网都是利用微生物比重或粒径不同的特点, 来实现不同微生物的泥龄分离, 这在污水处理技术发展的历史上不曾有过。

　　 尽管主流厌氧氨氧化没有完全成熟, 但由于这一技术的巨大吸引力促使世界各地的污水处理厂不断探索实践, 同时主流厌氧氨氧化的一些技术措施对传统工艺也是有利, 比如侧流向主流工艺的生物强化 (Bioaugmentation) 会提高主流工艺的污泥沉降性能、间歇曝气有助于降低传统工艺的出水TN等。

　　 或许历史中的某些现象可以给未来的发展提供一些启迪。早在1906年就有报道污水在过滤时出现氮损失的现象, 特别是在处理稀释的尿液时尤为明显, 滤后出水的氮浓度不到原进水的一半, Chick认为这是某种微生物起到了作用^[44]。其他的研究者在上世纪30的年代也报道, 当亚硝酸盐与氨氮同时存在时会发生“自动氧化”的现象。这种现象虽然难以确切地表明一定是Anammox菌在起作用, 但至少表明自然界的氮循环现象比我们想象的要远为复杂。因此, 主流厌氧氨氧化的未知领域探索仍需深入, 一方面是NOB的抑制, 尤其是间歇曝气对NOB的抑制非常关键, 这方面的深入研究非常关键;另外一方面是Anammox菌的生长, 虽然侧流向主流的生物强化 (Bioaugumentation) 在多个污水处理厂进行了实践, 但其确切的机理及意义还需要进一步研究。未来的突破很可能是来自微生物学的研究进展, 尤其是需要寻找到一种对亚硝酸盐氮有较强亲和力的Anammox菌, 这种Anammox菌的特性也许和侧流工艺中的有很大的不同。

　　 无论从人类的伤口感染、中耳炎, 还是食品的变质、输水管道内壁的微生物的附着, 生物膜存在于人类生活的方方面面, 其在污水处理方面的应用历史甚至比活性污泥法还长, 最为典型的便是早期滴滤池在欧美各地的应用。

　　 虽然生物膜工艺在活性污泥法出现之后应用数量有所下降, 但从来没有退出历史的舞台。随着对生物膜机理认识的愈加深入, 尤其是在生物膜形成机理及结构稳定性方面的认识促使一些新型生物膜技术得到了发展, 这一具有悠久历史的技术正重新焕发出新的光芒。

　　 作为生物膜技术的典型代表, MBBR/IFAS工艺在全球有超过1 200座污水处理厂^[45]的应用, 在未来这种技术将得到更为广泛的应用, 其应用的场合不仅限于有机物去除及硝化的目的, 还可用于反硝化以及厌氧氨氧化。

　　 MBBR/IFAS工艺在未来的发展将在理解生物膜机理方面不断深入, 尤其是在生物膜模型方面, 目前广为接受的模型是一维模型, 但实际上简单的一维模型可能很难真实反映客观世界, 特别是有关生物膜水动力学方面的特征。生物膜模型的应用已经成为设计人员研究与应用的一个重要工具。

　　 另外, 在某种程度上, MBBR工艺与好氧颗粒污泥有着类似之处, EPS对生物膜结构的稳定性方面扮演着重要的角色^[46], 这与其对好氧颗粒污泥的作用相似。实际上, 在微生物研究者的角度来看, 好氧颗粒污泥也是一种生物膜技术。而在工程应用者的角度来看, 两者是不同的技术。

　　 在传统活性污泥工艺中, 40%~60%的能耗用于曝气, 但是鼓风曝气只能将5%~25%的氧转移到水中, 剩余的会以气泡的形式逸出进入大气。相反, 如果能将100%的氧转移到水中, 鼓风曝气的能耗将降低75%~95%^[47]。因此, 围绕如何有效地利用氧降低能耗始终是污水处理技术研究的一个重要内容。

　　 近些年来, 在曝气利用效率方面一项颇具发展潜力的生物膜技术是MABR (Membrane Aerated Biofilm Reactor, 即膜曝气生物膜反应器) 引起业内的广为关注, 并被众多研究者广为看好。MABR的主要原理是采用空气在膜丝中进入, 生物膜附着于膜材料表面上 (如图9所示) , 曝气的氧利用效率得到了极大的提高。传统微孔曝气技术的氧转移率通常为1~2kg O₂/k·Wh^[48], 而MABR可以达到6kg O₂/kW·h以上^[49], 节能效果非常显著。

　　 MABR工艺的另外一个特点是基质扩散的相反梯度, 如图10所示。在传统的生物膜工艺中, BOD、NH₃-N、DO的浓度随着由液相向生物膜的扩散过程中而浓度逐渐降低, 这种情对于硝化是不利的, 需要有足够的DO能够穿透进入生物膜内部, 而这样对生物膜外层的异养菌反硝化又是不利的。

　　 在MABR工艺中, BOD与DO在生物膜内的变化情况正好相反, BOD从液相扩散进入到生物膜后逐渐降低, 而DO从靠近膜的方向向着液相的方向逐渐降低, 这样对于硝化和反硝化都有利, 这样MABR工艺在脱氮方面有着独特的技术优势。

　　 在具体应用上, MABR工艺可以单独使用, 或是与传统活性污泥工艺相结合, 在曝气池的前部设置厌氧区用于生物除磷, 在中部位置放置MABR单元, 其余部分仍然采用微孔曝气的活性污泥工艺 (如图11所示) , 这样悬浮污泥可以利用进水中的碳源实现反硝化, 而附着于MABR膜上的生物膜完成硝化过程, 从而有效地避免了有机物与硝化对DO的竞争问题, 这样的工艺设置不仅节能还能大幅度降低池容。

　　 美国芝加哥的O′Brien再生水厂进行了相关MABR技术的中试, 试验的规模是1 900 m³/d, 节能效果达到了30%^[50]。MABR工艺在未来的发展需要解决生物膜生长与基质及DO扩散方面的问题, 同时在应用规模上不断扩大。

　　 ICA (仪表、控制与自动化) 是未来现代化污水处理厂的重要特征, 未来的污水处理工艺发展将越来越重视ICA与工艺的结合。从70年代DO传感器在污水处理领域的引入算起已经经历了40年多年的发展, ICA在污水处理领域中的应用获得了长足的发展, 基于各种控制原理的应用已经在世界各地的污水处理厂得到了应用。

　　 未来ICA的发展将集中在以下几个方面, 首先仍然是深入理解工艺的动态特性, 工艺的干扰因素, 如何确定合理的控制变量, 这些对仪表的需求无疑非常重要;其次是开发满足工艺监测与控制的合理传感器、仪表 (包括变送器和执行器) ;在数据收集处理方面, 需要筛选、过滤、降噪以获得充足、并经分析过的数据, 同时将这些数据转化成为有意义的信息。另外一个值得关注的问题是随着物联网和控制系统的集成, 网络安全将是一个重要的关注内容。在PLC技术和中央控制系统技术 (SCADA) 技术连接到互联网实施远程控制的情况下, 对于运行的控制安全尤为重要, 特别是对处理厂的设备设施的物理损坏方面更显得尤为迫切。同时, 一些复杂性技术的应用需要高度关注, WiFi、蓝牙、4G/5G的信息传递使污水处理工艺的运行在安全性方面特别令人关注。

　　 从1987年国际水协推出的ASM模型算起, 活性污泥数学模型已经经历了30年的发展, 基本模型已经成熟, 模型的开发已经接近尾声, 但模型的应用依然任重道远。生物动力学模型已经不再是应用的瓶颈, 但数据的质量、数据的可获得性是最大的问题, 将海量数据转化为供模型有价值的信息将成为实际模拟工作的一大挑战。另外一个问题是不同模型之间的整合, 例如将污水管道-污水处理厂-河流整合起来的模型。同时, 动态模型的应用与SCADA系统的整合对于运行管理者将会提供更有价值的信息。

　　 污水处理工艺的创新从来不是一夜之间的事情, 某项技术的出现有着复杂的历史背景。以活性污泥工艺为例, 虽然这项技术出现在1914年, 但促成这项技术出现的因素可以追溯至30年前。1882年, 史密斯开始对污水曝气研究, 之后又有Dibdin, Kaye-Parry, Drown, Mason等众多的研究者继续沿着这个方向继续研究, 对污水曝气的研究的直接结论就是曝气可以防止污水腐败。在这之后的多年里, 污水曝气的研究并没有获得处理效率的明显改善, 但在1910年的时候人们逐渐意识到污水曝气形成的悬浮物对于处理效果很重要, 所有这些都为1914年的工艺突破奠定坚实的基础。

　　 同样, 在当今被广为看好的好氧颗粒污泥技术在也经历了漫长的早期发展, 从早期日本学者1991年最初提出的概念到2011年第一座基于好氧颗粒污泥设计的城市污水处理厂在荷兰Epe开始运行经历了20年。

　　 实际上, 甚至一个概念的形成也需要经历几十年才被最终接受。比如泥龄的概念, Garrett可能是最早意识到微生物的生长与排泥有密切的关系, 他在1958年的时候对硝化现象这样记录:“出水的月均亚硝酸盐氮+硝酸盐氮只有0.2~0.7mg/L, 显然氧化的氮很少, 这可能是曝气池里排泥的速度超过了硝化菌自身最大的生长速度”^[51], 之后英国水污染研究中心的Downing在1964年建立起了基于动力学概念的硝化设计理论^[52], 到了1970年, 基于泥龄的硝化设计和模拟理念最终被人们所彻底接受^[53]。

　　 因此, 创新技术的出现是自然而然、水到渠成的过程, 并非一夜之间颠覆性的出现。

　　 工艺的发展在经历了充分的积累之后, 可能会获得关键性的突破。在早期污水经历了31年的曝气研究之后, Ardern和Lockett在1914年将曝气之后形成的污泥留存下来成为关键性的突破, 这一突破在当时甚至被认为是离经叛道的, 因为在当时人们认为污水净化不应该形成污泥。

　　 传统生物脱氮工艺的关键突破也是经历了较长的发展阶段才走向成熟, 早期生物脱氮的概念在上世纪60年代逐渐出现, 最初是Wuhrmann提出的后置脱氮方式, 之后Ludzak&Ettinger提出了前置脱氮方式, 但最为关键的是在70年代James Barnard在前置脱氮方式的基础上引入了内回流的措施, 这成为日后污水生物脱氮的标准做法。

　　 污水处理技术从创新走向成熟有着内在的规律, 这种规律基本是从早期的现象探索, 到试验室的研究, 基本理论的提出, 进一步放大的试验, 理论的进一步完善, 示范性项目的出现, 到最后一定数量的工程应用。如同其他技术发展的规律一样, 污水处理技术走向成熟可以用S-曲线来反映, S-曲线描述了技术系统的生命发展周期, 主要包括萌芽期、成长期、成熟期和衰退期。S-曲线的横轴表示时间, 竖轴表示技术应用参数。

　　 处于萌芽期的技术尽管有新的技术功能, 但这一阶段的技术明显地处于初级, 存在着效率低、可靠性差或一些尚未解决的问题。由于人们对它的未来比较难以把握, 而且风险较大, 因此只有少数眼光独到者才会进行投资, 处于此阶段的技术所能获得人力、物力上的投入是非常有限的, 例如微生物燃料电池技术。处于萌芽期的技术性能的完善非常缓慢, 这一阶段产生的专利级别很高, 但专利数量较少, 此阶段的经济收益为负。而且, 有些技术难以走过萌芽期就会消失。

　　 进入发展期后, 原来存在的各种问题逐步得到解决, 效率和产品可靠性得到较大程度的提升, 其价值开始获得社会的广泛认可, 发展潜力也开始显现, 从而吸引了大量的人力、财力, 大量资金的投入会推动技术系统获得高速发展, 特别是当污水处理技术进入生产性规模的时候, 其往往也进入成长期。

　　 在获得大量资源的情况下, 技术进从成长期快速进入成熟期, 这时技术系统趋于完善, 所进行的大部分工作只是系统的局部改进和完善, 现在的DE-MON、ANAMMOX技术正在从成长期进入成熟期阶段。

　　 处于成熟期的技术其性能水平达到最佳, 这时仍然会产生大量的专利, 但专利级别会更低, 同时一些垃圾专利也会大量产生。处于此阶段的产品已进入大批量生产, 并获得巨额的收益。常规的传统活性污泥法、氧化沟、SBR技术等基本处于这一阶段。在进入成熟期后, 技术将逐渐进入衰退期, 此时技术已经达到极限, 工艺的发展不会再有新的突破。

　　 污水处理技术系统在其生命周期之中, 总是沿着提高其理想度向最理想系统的方向进化, 提高理想度法则代表着所有技术系统进化法则的最终方向。理想化是推动技术进化的主要动力。在当前的污水处理技术中, 主流厌氧氨氧化还处于萌芽期向成长期的发展阶段, 在世界上的一些地方中试正在进行, 有极个别的生产性规模的污水处理厂也正在探索。作为好氧颗粒污泥技术的代表, Nereda工艺实际上已经进入了成长期的阶段, 当然其作为好氧颗粒污泥工艺的反映, 还可能处于第一代的水平, 未来的发展还会出现性能更佳的好氧颗粒污泥技术。图12是一些污水处理工艺在S-曲线上的位置反映。

　　 污水处理技术的发展必然是多元化的, 其应用也必然是各种技术共存。前瞻性污水处理技术的应用需要格外重视适应性的原则, 工艺的适应性简言之就是具有足够的灵活性能够在相当长的时间内适应污水处理各种可能的方向发展。

　　 未来污水处理厂的适应性首先需要体现在对水力性能方面, 污水处理厂需要能够适应最低流量、峰值流量的波动, 一方面由于节水意识和措施的深入, 未来污水处理厂的最低流量可能会比历史上的任何时期都低, 另一方面由于气化变化导致的极端天气, 雨季的峰值流量又会比以往更高, 如何适应未来水量的这种变化是未来污水处理厂不容忽视的一个问题。

　　 其次, 工艺的适应性还体现在如何利用现有设施来应用新的技术。例如主流厌氧氨氧化的应用需要有碳分离过程, 做到传统工艺与发展中的工艺 (主流厌氧氨氧化) 在应用上的有效衔接, 无疑对于如何走向未来至关重要。

　　 适应性还需要考虑在污水处理厂生命周期内不同单元的更新迭代, 由此产生的技术更替。Glen Daigger对污水处理厂各个部分的寿命做了清晰的划分^[54], 如表2所以。

　　 因此, 对于某一种特定的技术, 其对污水处理厂各个不同单元的配置要求以及不同单元的使用寿命也是衡量其能否适应未来的变化的重要因素。

　　 由于现在各地已经建设了大量的污水处理厂, 可以预计这些设施将在未来的几十年中持续存在, 如何利用现有的这些设施来嵌入新工艺的发展无疑是非常关键和重要的, 这对新技术而言既是挑战, 更是机遇。因此, 未来的一个应用挑战将是新工艺对现有设施的适应性, 如何实现营养物去除、设备配置以及运行操作的完美统一。

　　 现代污水处理技术在经历了100年的发展之后迎来了新的挑战与机遇。对于微生物世界认识的愈加深入使得污水处理工艺朝着更加节能、更加紧凑的方向发展。

　　 好氧颗粒污泥将朝着更加适用性及连续流的方向发展, 在实际应用中将会更加注重絮体与颗粒污泥之间的平衡, 集成絮体-颗粒污泥 (IFGS) 可能会是具体的技术应用形式;碳转向是今后污水处理发展的一个重要方向;主流短程脱氮技术的发展愈加深入, 其衍生出的泥龄分离概念 (SRT decoupling) 、间歇曝气、生物强化 (Bioaugumentation) 不断丰富污水处理的理念, 未来的突破可能在微生物方面的认识进展;生物膜技术的认识和应用将会更加深入, MABR技术独特的特点使得供氧朝着更为理想化的方向发展。在上述工艺发展过程中, ICA的应用将更加普及, 基于数据调谐的模型应用将显现出更加强大的力量。