盡管亞硝化顆粒污泥的培養(yǎng)已有成功報道，但多數(shù)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(yīng)用于現(xiàn)存實際工程的改造或升級[6]. 因此，通常采用常規(guī)的運行模式更利于實際工程的應(yīng)用[7,8]; 此外，多數(shù)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(yīng)器內(nèi)，必然存在好氧異養(yǎng)菌與自養(yǎng)硝化菌爭奪氧的局面，當(dāng)異養(yǎng)菌數(shù)量較多時，自養(yǎng)菌對氧的親和力就會大大下降[10]，因而會對自養(yǎng)菌造成一定的抑制作用.
本研究將厭氧折流板反應(yīng)器與好氧組合為一體化工藝并加以改進，實現(xiàn)耦合運行. 利用ABR良好的節(jié)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(zhì)量、 改變C/N比，以利于后續(xù)具有亞硝化功能的好氧顆粒污泥的培養(yǎng)，提高連續(xù)攪拌反應(yīng)器系統(tǒng)的運行穩(wěn)定性.
1 材料與方法
1.1 實驗（experiment)裝置與進水水質(zhì)
本研究自行設(shè)計ABR耦合CSTR一體化工藝，其由豎向?qū)Я靼宸譃?個隔室，前4個格式均相同，為厭氧區(qū)，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(qū)和沉淀區(qū)，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(yīng)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(diào)節(jié)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(qū)接種污泥取自前期運行穩(wěn)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(jīng)過15 d的啟動運行，出水水質(zhì)穩(wěn)定. 好氧區(qū)接種前期培養(yǎng)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(shù)為40 mL ?g-1.
研究中，各常規(guī)分析指標(biāo)均按國家標(biāo)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(tài)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(qū)沉淀時間為1 h，CSTR內(nèi)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(yǎng)硝化菌在競爭中逐漸占據(jù)主導(dǎo)地位，為顆粒污泥實現(xiàn)亞硝化創(chuàng)造條件. 表 2所列為運行控制參數(shù).
表 2 ABR-CSTR一體化工藝運行參數(shù)
2 結(jié)果與討論
2.1 運行結(jié)果
一體化反應(yīng)器厭氧區(qū)接種污泥性能良好，出水水質(zhì)穩(wěn)定. 整個研究過程中，厭氧區(qū)對進水COD去除率均維持在90%以上，好氧區(qū)進水COD濃度得以控制在60 mg ?L-1左右. 系統(tǒng)運行期間，厭氧區(qū)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(qū)NH+4-N被大量去除.
有研究表明，顆粒污泥中硝化特殊結(jié)構(gòu)：莢膜、鞭毛、菌毛的數(shù)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(qū)進水C/N比由1降低至0.4，接種顆粒中的異養(yǎng)菌因缺乏基質(zhì)而活性受到抑制; 與此同時，自養(yǎng)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(wěn)定在90%左右，系統(tǒng)中的污泥具有良好的硝化性能.
圖 2 好氧區(qū)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(nèi)劇烈波動，硝化類型以全程硝化為主. 進入階段Ⅱ，好氧區(qū)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(zhuǎn)變. 當(dāng)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(wěn)定并接近80%，且氨氮去除率接近90%，即好氧區(qū)實現(xiàn)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(shù)量上的優(yōu)勢是實現(xiàn)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(tǒng)中存在一定數(shù)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(xiàn)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(fā)現(xiàn)30℃時AOB的活性要高于NOB，亞硝化顆粒污泥性能穩(wěn)定且具有良好的絮凝和沉降性. 本研究中反應(yīng)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(xiàn)亞硝酸鹽的穩(wěn)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(wěn)定（解釋:穩(wěn)固安定；沒有變動)在20 mg ?L-1以下，且好氧區(qū)污泥濃度也有不同程度的變化，而Ⅲ階段開始系統(tǒng)便出現(xiàn)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(xiàn)亞硝酸鹽大量積累的關(guān)鍵因素.
DO 有研究發(fā)現(xiàn)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(xiàn)亞硝酸鹽的積累[19]. 本研究中，實現(xiàn)穩(wěn)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(yīng)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(dāng)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(fā)現(xiàn)，當(dāng)FA大于0.724 mg ?L-1時會抑制NOB的生長而對AOB不產(chǎn)生抑制作用. 王振等[24]認為，F(xiàn)A和FNA 對NOB具有聯(lián)合抑制作用，能夠?qū)崿F(xiàn)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，F(xiàn)NA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(yīng)大于AOB.
本研究中好氧區(qū)進水氨氮容積負荷由0.89 kg ?-1提高至2.23 kg ?-1，F(xiàn)A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(wěn)定（解釋:穩(wěn)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(xiàn)起到直接作用. FNA濃度與亞硝酸鹽累積率同樣呈現(xiàn)出良好的相關(guān)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(nèi)部因氧傳質(zhì)受限而形成的缺氧微環(huán)境，且好氧區(qū)存在一定數(shù)量異養(yǎng)反硝化所需的有機碳源以及好氧氨氧化（oxidation)產(chǎn)生的高價態(tài)氮，因而提供了實現(xiàn)反硝化的有利條件，導(dǎo)致了本研究中好氧區(qū)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(nèi)部產(chǎn)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(chǎn)物H+得以傳送進顆粒內(nèi)部. 總體使顆粒內(nèi)部的pH趨于下降(descend)，故顆粒內(nèi)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(nèi)層[25]，因而在本研究后期，NOB所處環(huán)境的平均FNA濃度會遠大于Ⅳ階段的0.004 mg ?L-1，從而實現(xiàn)FNA對NOB的抑制. 值得注意的是，在I階段，盡管好氧區(qū)中也曾出現(xiàn)過高FA濃度現(xiàn)象，但并未發(fā)現(xiàn)穩(wěn)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，F(xiàn)NA對于好氧區(qū)短程硝化的穩(wěn)定維持具有不可替代的作用，這與韓曉宇等的研究結(jié)果相同，即在較高FA和FNA共同抑制NOB的作用下實現(xiàn)了穩(wěn)定的亞硝酸鹽積累[26].
雖然，SHARON工藝被認為是在連續(xù)流反應(yīng)器中實現(xiàn)亞硝化過程(guò chéng)中最為成功的技術(shù)[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(xiàn)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(qū)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(xù)流亞硝化顆粒污泥系統(tǒng)在高效生物脫氮技術(shù)方面具有巨大發(fā)展?jié)摿?
2.3 穩(wěn)態(tài)研究
2.3.1 好氧顆粒污泥形態(tài)變化
好氧區(qū)接種的污泥為實驗室ABR-CSTR一體化工藝中培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥，外觀為淡黃色，呈現(xiàn)較為規(guī)則的圓形或橢圓形[圖 6]. 系統(tǒng)運行初期，好氧區(qū)不斷產(chǎn)生絮狀污泥，部分顆粒污泥發(fā)生解體現(xiàn)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(qū)顆粒污泥完整性發(fā)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(xiàn)象稍有好轉(zhuǎn)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(xiàn)黃色，結(jié)構(gòu)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(lián)系，粒徑減小，其內(nèi)部缺氧區(qū)域比例相對減小，則反硝化程度減弱. 本研究中粒徑變化規(guī)律與圖 5所示氮損變化規(guī)律一致.
圖 6 好氧區(qū)顆粒污泥形態(tài)變化
圖 7 好氧區(qū)出水SS變化情況(Condition)
圖 8 好氧區(qū)顆粒污泥沉降速率變化情況
圖 9 接種前后好氧(Oxygen)區(qū)顆粒污泥粒徑分布比較
2.3.2 穩(wěn)態(tài)分析
本研究中，為了實現(xiàn)好氧區(qū)顆粒污泥的亞硝化，通過調(diào)低曝氣量以控制好氧區(qū)內(nèi)溶解氧濃度在較低范圍內(nèi). 此外，為了更好地富集慢速生長的AOB，好氧區(qū)沉淀時間由接種時的0.75 h增加到1 h，從而導(dǎo)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(qū)水力剪切力變小，而該力對顆粒污泥的形成和穩(wěn)定起著至關(guān)重要的作用，Kishida等[30]認為反應(yīng)器內(nèi)水力流態(tài)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(yǎng)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(tài).
雖然運行初期，好氧區(qū)顆粒出現(xiàn)解體現(xiàn)象，但從宏觀上看，好氧區(qū)污泥始終保持顆粒狀態(tài)，且隨著反應(yīng)器的繼續(xù)運行，解體現(xiàn)象得以改善. 盡管如此，好氧區(qū)出現(xiàn)絮體現(xiàn)象始終無法回避. 圖 10表明了各個運行階段好氧區(qū)混合液中絮體污泥質(zhì)量濃度以及絮體污泥與顆粒污泥質(zhì)量比k的變化情況.
圖 10 好氧區(qū)混合液中絮體污泥質(zhì)量濃度以及絮體污泥與顆粒污泥質(zhì)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(xiàn)明顯回落，Ⅳ階段時穩(wěn)定在0.2%左右. 分析認為，好氧區(qū)產(chǎn)生的絮體污泥可能來自兩個方面: 一方面，從好氧區(qū)MLSS的變化可以證實顆粒污泥的解體對絮體現(xiàn)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(tǒng)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(qū)內(nèi)異養(yǎng)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(chǎn)生. 值得注意的是，絮體現(xiàn)象并沒有一直惡化下去. 隨著系統(tǒng)的運行，絮體污泥逐漸轉(zhuǎn)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(zhì)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(chǎn)量及空間分布對好氧顆粒污泥長期穩(wěn)定維持起著至關(guān)重要的作用，并指出低底物濃度梯度不利于顆粒污泥的穩(wěn)定維持. 本研究采用連續(xù)流一體化工藝，旨在好氧區(qū)培養(yǎng)以自養(yǎng)型AOB為優(yōu)勢種群的亞硝化顆粒污泥. 雖然硝化菌EPS產(chǎn)率較低，但好氧區(qū)始終存在一定濃度的有機物保證了一定數(shù)量異養(yǎng)微生物的生長，其產(chǎn)生的EPS分散于絮體污泥中，從而加速了絮體顆粒化的過程，恰如Tsuneda等[33]通過投加異養(yǎng)微生物產(chǎn)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(xù)進水所造成的低底物濃度梯度較普通好氧顆粒污泥表現(xiàn)出更好的穩(wěn)定性[34,35].具體參見污水寶商城資料或
3 結(jié)論
采用ABR-CSTR一體化工藝，好氧區(qū)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(qū)進水氨氮容積負荷[由0.89 kg ?-1提高至2.23 kg ?-1]. 系統(tǒng)運行45 d后，成功將好氧顆粒污泥調(diào)控至具有亞硝化功能，出水亞硝酸鹽積累率穩(wěn)定（解釋:穩(wěn)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(xiàn)穩(wěn)定和維持亞硝酸鹽積累的關(guān)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(shù)量的有機碳源促進了絮體顆粒化，而大量富集慢速生長的硝化細菌對顆粒的穩(wěn)定維持起重要作用.
