盡管亞硝化顆粒污泥的培養已有成功報道，但多數研究是在具有較大高徑比、 運行模式特殊的柱形SBR中進行的[5]，而該類工藝無法應用于現存實際工程的改造或升級[6]. 因此，通常采用常規的運行模式更利于實際工程的應用[7,8]; 此外，多數研究均采用自配無機或低C/N比廢水[9]，而對于同時含有較高濃度有機物及氨氮的廢水，倘若置于單一反應器內，必然存在好氧異養菌與自養硝化菌爭奪氧的局面，當異養菌數量較多時，自養菌對氧的親和力就會大大下降[10]，因而會對自養菌造成一定的抑制作用.
本研究將厭氧折流板反應器與好氧組合為一體化工藝并加以改進，實現耦合運行. 利用ABR良好的節能去碳能力，在ABR段完成有機物的降解，同時通過其有效的酸化過程改善碳源質量、 改變C/N比，以利于后續具有亞硝化功能的好氧顆粒污泥的培養，提高連續攪拌反應器系統的運行穩定性.
1 材料與方法
1.1 實驗（experiment)裝置與進水水質
本研究自行設計ABR耦合CSTR一體化工藝，其由豎向導流板分為6個隔室，前4個格式均相同，為厭氧區，其下向流和上向流隔室水平寬度之比為1 ∶6，總有效容積為6.4 L; 第
五、 六隔室分別為好氧區和沉淀區，有效容積分別為1.45 L和0.9 L. 研究過程中，控制曝氣量為60 L ?h-
1. 反應器置于水浴缸中，控制溫度在30℃±1℃. 進水為混合污水，以乙酸鈉(Sodium)作為碳源，氯化銨為氮源，磷酸二氫鉀為磷源，碳酸氫鈉調節pH，各組分及微量元素含量見表 1.
圖 1 實驗裝置及工藝流程示意
表 1 混合污水的組成
厭氧區接種污泥取自前期運行穩定的厭氧顆粒污泥，接種后污泥濃度為5.5 g ?L-
1. 采用混合污水經過15 d的啟動運行，出水水質穩定. 好氧區接種前期培養成熟的好氧顆粒污泥，接種后MLSS為6.2 g ?L-1，污泥容積指數為40 mL ?g-1.
研究中，各常規分析指標均按國家標準方法測定[11]. 其中，pH值采用雷磁PHSJ-4A型pH計測定; 溶解氧采用便攜式DO測定儀測定; 顆粒形態及微生物(Micro-Organism)相采用OLYMPUS CX41型顯微鏡檢測; 顆粒污泥沉降速率采用清水靜沉測速法測定; 顆粒污泥粒徑分布采用篩分法測定.
1.2 研究過程
控制好氧區沉淀時間為1 h，CSTR內C/N比由1逐漸降低至0.4，通過(tōng guò)提高進水氨氮容積負荷[由0.89 kg ?-1提高至2.23 kg ?-1]，使得以氨氧化細菌（fungus)為主的自養硝化菌在競爭中逐漸占據主導地位，為顆粒污泥實現亞硝化創造條件. 表 2所列為運行控制參數.
表 2 ABR-CSTR一體化工藝運行參數
2 結果與討論
2.1 運行結果
一體化反應器厭氧區接種污泥性能良好，出水水質穩定. 整個研究過程中，厭氧區對進水COD去除率均維持在90%以上，好氧區進水COD濃度得以控制在60 mg ?L-1左右. 系統運行期間，厭氧區對氨氮幾乎沒有去除作用，且氨氮濃度略有升高，而在好氧區NH+4-N被大量去除.
有研究表明，顆粒污泥中硝化特殊結構：莢膜、鞭毛、菌毛的數量和活性會隨著進水中C/N比的減少而上升[12, 13, 14, 15]. 本研究中好氧區進水C/N比由1降低至0.4，接種顆粒中的異養菌因缺乏基質而活性受到抑制; 與此同時，自養硝化細菌因底物充足，其活性得以提升. 氨氮去除率逐漸上升，最終穩定在90%左右，系統中的污泥具有良好的硝化性能.
圖 2 好氧區進出水氨氮濃度及去除率
階段Ⅰ，亞硝酸鹽積累率在低于40%的范圍內劇烈波動，硝化類型以全程硝化為主. 進入階段Ⅱ，好氧區進水氨氮容積負荷提高至1.34 kg ?-1，全程硝化逐漸向短程硝化轉變. 當進水氨氮濃度和負荷分別至120 mg ?L-1和1.79 kg ?-1時，出水亞硝酸鹽積累率進一步提高至70%以上. 階段Ⅳ，提高氨氮容積負荷至2.23 kg ?-1，出水亞硝酸鹽積累率逐漸趨于穩定并接近80%，且氨氮去除率接近90%，即好氧區實現良好的亞硝化效果.
圖 3 出水硝酸鹽、 亞硝酸鹽及亞硝酸鹽積累率
2.2 亞硝化成因分析
AOB活性和數量上的優勢是實現亞硝酸鹽積累的根本原因. 本研究后期出水中伴有NO-3-N的存在，說明系統中存在一定數量的亞硝酸鹽氧化菌，但與AOB相比呈明顯劣勢. 分析(Analyse)其中原因如下.
溫度 現有的短程硝化工藝一般將其溫度控制在30~35℃[16]. 羅遠玲等[17]研究發現30℃時AOB的活性要高于NOB，亞硝化顆粒污泥性能穩定且具有良好的絮凝和沉降性. 本研究中反應器置于恒溫水浴缸，溫度始終控制在30℃±1℃，即便如此，初始階段并未實現亞硝酸鹽的穩定積累，故溫度對亞硝酸鹽積累貢獻較小.
泥齡 本研究未對SRT進行定量控制. 前三階段出水MLSS均有不同幅度的波動，直至Ⅳ階段才最終穩定（解釋:穩固安定；沒有變動)在20 mg ?L-1以下，且好氧區污泥濃度也有不同程度的變化，而Ⅲ階段開始系統便出現了較高的亞硝酸鹽積累. 因此，與SHARON工藝不同，SRT不是本研究實現亞硝酸鹽大量積累的關鍵因素.
DO 有研究發現AOB對溶解氧的親和力大于NOB，因此在對O2的競爭中，NOB處于劣勢[18]，故低濃度溶解氧可能更適合AOB的生長同時抑制NOB，從而實現亞硝酸鹽的積累[19]. 本研究中，實現穩定亞硝化階段時，平均DO濃度反而大于初始階段. 值得注意的是，氨氮去除率卻隨著DO的增加而升高，故本研究中溶解氧是反應速率的限制因素，而非硝化類型的決定因素.
游離氨 和游離亞硝酸的共同抑制作用 有研究（research)表明，當FA 濃度達到6 mg ?L-1時就可完全抑制NOB 的生長; 而 FNA完全抑制NOB 和AOB 生長的濃度分別為0.02 mg ?L-1和0.4 mg ?L-1 [20, 21, 22]. 支霞輝等[23]研究發現，當FA大于0.724 mg ?L-1時會抑制NOB的生長而對AOB不產生抑制作用. 王振等[24]認為，FA和FNA 對NOB具有聯合抑制作用，能夠實現NO-2-N累積的最佳抑制濃度分別為0.10 mg ?L-1≤FA≤8.77 mg ?L-1 和0.069 mg ?L-1≤FNA≤0.249 mg ?L-
1. 盡管上述報道中FA，FNA的抑制濃度差異較大，但都反映了一個共同的趨勢，即FA和FNA對NOB的抑制效應大于AOB.
本研究中好氧區進水氨氮容積負荷由0.89 kg ?-1提高至2.23 kg ?-1，FA平均濃度由Ⅰ階段的1.45 mg ?L-1提升至Ⅳ階段的2.64 mg ?L-1，亞硝酸鹽積累率逐步提高并穩定（解釋:穩固安定；沒有變動)維持在80%左右，由此可見FA對于短程硝化的實現起到直接作用. FNA濃度與亞硝酸鹽累積率同樣呈現出良好的相關性.
圖 4 FA及亞硝酸鹽積累率變化情況
圖 5 FN
A、 氮損失率及亞硝酸鹽積累率變化情況
然而，相比上述報道，本研究中FNA濃度似乎并未達到抑制NOB的程度. 分析認為，由于顆粒污泥內部因氧傳質受限而形成的缺氧微環境，且好氧區存在一定數量異養反硝化所需的有機碳源以及好氧氨氧化（oxidation)產生的高價態氮，因而提供了實現反硝化的有利條件，導致了本研究中好氧區始終存在一定程度的氮損. 一方面，各階段平均氮損逐漸減少[由Ⅰ階段的31%減少到Ⅳ階段的18%]，即顆粒內部產生堿度的反硝化過程相對而言越來越少; 另一方面隨著氨氮去除率的提升，越來越多的氧化產物H+得以傳送進顆粒內部. 總體使顆粒內部的pH趨于下降(descend)，故顆粒內部FNA濃度會高于外部混合液，而NOB較AOB分布于顆粒污泥更內層[25]，因而在本研究后期，NOB所處環境的平均FNA濃度會遠大于Ⅳ階段的0.004 mg ?L-1，從而實現FNA對NOB的抑制. 值得注意的是，在I階段，盡管好氧區中也曾出現過高FA濃度現象，但并未發現穩定的亞氨氮水(Nitric acid)鹽積累，這有可能（maybe)是因為在短程硝化啟動后，FNA對于好氧區短程硝化的穩定維持具有不可替代的作用，這與韓曉宇等的研究結果相同，即在較高FA和FNA共同抑制NOB的作用下實現了穩定的亞硝酸鹽積累[26].
雖然，SHARON工藝被認為是在連續流反應器中實現亞硝化過程(guò chéng)中最為成功的技術[27,28]，然而在低HRT條件下，由于該工藝中污泥以絮體形式存在，故較難實現高濃度AOB的積累，其亞硝酸鹽積累速率一般僅為0.32~0.52 kg ?-1[29]. 本研究中好氧區接種高濃度的好氧顆粒污泥，在HRT為1.6 h的條件下，亞硝酸鹽累積速率可達1.78 kg ?-
1. 可見，連續流亞硝化顆粒污泥系統在高效生物脫氮技術方面具有巨大發展潛力.
2.3 穩態研究
2.3.1 好氧顆粒污泥形態變化
好氧區接種的污泥為實驗室ABR-CSTR一體化工藝中培養成熟的好氧顆粒污泥，外觀為淡黃色，呈現較為規則的圓形或橢圓形[圖 6]. 系統運行初期，好氧區不斷產生絮狀污泥，部分顆粒污泥發生解體現象，第Ⅰ階段出水SS在波動中不斷上升，一度高達180 mg ?L-1; 此時好氧區顆粒污泥完整性發生明顯惡化，邊緣毛糙、 表面存在較多絲狀體[圖 6]; 此外，Ⅰ階段顆粒污泥沉降性能也變差，平均沉降速度由接種時的40.6 m ?h-1下降至21.9 m ?h-
1. Ⅱ階段，出水SS略有減少，但仍然在60 mg ?L-1以上，污泥解體現象稍有好轉但依然存在. 進入Ⅲ階段以后，出水SS與平均沉降速率均得到大幅改善. 實驗尾期，出水SS低于20 mg ?L-1，且平均沉降速率達到50 m ?h-1以上，顆粒污泥呈現黃色，結構密實、 邊緣清晰[圖 6]，粒徑>1.6 mm及粒徑<0.8 mm的顆粒較接種前分別減少和增加. 而粒徑大小與氮損之間有重要聯系，粒徑減小，其內部缺氧區域比例相對減小，則反硝化程度減弱. 本研究中粒徑變化規律與圖 5所示氮損變化規律一致.
圖 6 好氧區顆粒污泥形態變化
圖 7 好氧區出水SS變化情況(Condition)
圖 8 好氧區顆粒污泥沉降速率變化情況
圖 9 接種前后好氧(Oxygen)區顆粒污泥粒徑分布比較
2.3.2 穩態分析
本研究中，為了實現好氧區顆粒污泥的亞硝化，通過調低曝氣量以控制好氧區內溶解氧濃度在較低范圍內. 此外，為了更好地富集慢速生長的AOB，好氧區沉淀時間由接種時的0.75 h增加到1 h，從而導致沉淀池表面負荷由原先的1.88 m3 ?-1下降至1.41 m3 ?-
1. 上述兩方面的改變，造成好氧區水力剪切力變小，而該力對顆粒污泥的形成和穩定起著至關重要的作用，Kishida等[30]認為反應器內水力流態和剪切力的改變，很大程度上影響了顆粒污泥表面微生物的剝離，較高的水力剪切力所培養出的顆粒污泥，其粒徑也較大，而剪切力較小時顆粒粒徑也會減小，最終，粒徑與剪切力達到平衡狀態.
雖然運行初期，好氧區顆粒出現解體現象，但從宏觀上看，好氧區污泥始終保持顆粒狀態，且隨著反應器的繼續運行，解體現象得以改善. 盡管如此，好氧區出現絮體現象始終無法回避. 圖 10表明了各個運行階段好氧區混合液中絮體污泥質量濃度以及絮體污泥與顆粒污泥質量比k的變化情況.
圖 10 好氧區混合液中絮體污泥質量濃度以及絮體污泥與顆粒污泥質量比的變化情況
前兩階段該比值不斷增加，一度逼近3%，Ⅱ階段末期k值出現明顯回落，Ⅳ階段時穩定在0.2%左右. 分析認為，好氧區產生的絮體污泥可能來自兩個方面: 一方面，從好氧區MLSS的變化可以證實顆粒污泥的解體對絮體現象有一定貢獻，這與陰方芳等[31]研究一致; 另一方面，由于本系統是厭氧耦合好氧工藝，盡管前端ABR對有機物的去除率已達到很高水平，但仍有一部分有機物無法通過(tōng guò)厭氧的方式進行降解，故始終存在一定濃度的有機物交由好氧區內異養微生物來降解，而其增殖速率很大，這就可能造成絮體污泥的大量產生. 值得注意的是，絮體現象并沒有一直惡化下去. 隨著系統的運行，絮體污泥逐漸轉化為粒徑較小的顆粒污泥，Ⅳ階段時絮體污泥與顆粒污泥的質量濃度分別為12 mg ?L-1與6 500 mg ?L-
1. 高景峰等[32]認為，胞外聚合物的產量及空間分布對好氧顆粒污泥長期穩定維持起著至關重要的作用，并指出低底物濃度梯度不利于顆粒污泥的穩定維持. 本研究采用連續流一體化工藝，旨在好氧區培養以自養型AOB為優勢種群的亞硝化顆粒污泥. 雖然硝化菌EPS產率較低，但好氧區始終存在一定濃度的有機物保證了一定數量異養微生物的生長，其產生的EPS分散于絮體污泥中，從而加速了絮體顆?；倪^程，恰如Tsuneda等[33]通過投加異養微生物產生的EPS來強化硝化生物膜快速形成. 此外，本研究中顆粒污泥大量富集生長緩慢的硝化細菌，該特征使其對連續進水所造成的低底物濃度梯度較普通好氧顆粒污泥表現出更好的穩定性[34,35].具體參見污水寶商城資料或
3 結論
采用ABR-CSTR一體化工藝，好氧區接種成熟的好氧顆粒污泥，控制沉淀時間為1 h，C/N比由1逐漸降低至0.5，逐步提高好氧區進水氨氮容積負荷[由0.89 kg ?-1提高至2.23 kg ?-1]. 系統運行45 d后，成功將好氧顆粒污泥調控至具有亞硝化功能，出水亞硝酸鹽積累率穩定（解釋:穩固安定；沒有變動)在80%左右. 亞硝酸鹽累積速率達1.78 kg ?-1.
FA和FNA共同抑制作用是實現穩定和維持亞硝酸鹽積累的關鍵因素，溫度、 泥齡以及溶解氧在本研究中不起決定性作用.
一定數量的有機碳源促進了絮體顆?；?，而大量富集慢速生長的硝化細菌對顆粒的穩定維持起重要作用.
