隨著水體富營養(yǎng)化問題的加劇，日趨嚴(yán)格的廢水排放標(biāo)準(zhǔn)對生物脫氮工藝提出了更高的要求，如何實(shí)現(xiàn)高效、低耗脫氮成為污水脫氮領(lǐng)域研究的難點(diǎn)與熱點(diǎn)之一。眾多研究表明，以亞硝化過程為基礎(chǔ)的短程硝化反硝化、厭氧氨氧化、完全自養(yǎng)脫氮等新型生物脫氮工藝表現(xiàn)出巨大的發(fā)展?jié)摿蛻?yīng)用前景。然而，由于氨氧化細(xì)菌（AOB）生長速率緩慢、細(xì)胞產(chǎn)率低、對環(huán)境變化敏感以及亞硝酸鹽氧化細(xì)菌（NOB）的影響，很大程度上限制了新型脫氮工藝的推廣應(yīng)用。

微生物通過自凝聚形成的顆粒污泥具有沉淀性能好、微生物種群多樣化、耐沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)，受到研究者廣泛關(guān)注。利用顆粒污泥良好的微生物截留能力富集氨氧化菌，獲得兼具沉降性能好與亞硝化能力高兩方面優(yōu)點(diǎn)的亞硝化顆粒污泥，在改善前述亞硝化限制方面具有巨大潛力。目前，關(guān)于亞硝化顆粒污泥的研究大多采用間歇式柱形SBR。柱形SBR獨(dú)特的反應(yīng)器構(gòu)型以及運(yùn)行模式創(chuàng)造了利于顆粒污泥形成的諸多條件，如較強(qiáng)的物理選擇壓、貧/富營養(yǎng)交替選擇機(jī)制等。然而，現(xiàn)行污水處理設(shè)施以連續(xù)運(yùn)行模式為主，且設(shè)施構(gòu)型無高徑比要求（即高徑比較低）。另外，由于時間上的推流運(yùn)行無法形成穩(wěn)態(tài)的反應(yīng)過程，顆粒污泥在SBR中難以保持長期穩(wěn)定的顆粒結(jié)構(gòu)。穩(wěn)定的連續(xù)流式反應(yīng)器不僅具有較少的運(yùn)行基建費(fèi)用和更簡便的操作控制等優(yōu)勢，而且比間歇式SBR更適合用于顆粒污泥的長期穩(wěn)定運(yùn)行。因此，研究連續(xù)流反應(yīng)器中顆粒污泥的培養(yǎng)與調(diào)控更具實(shí)踐意義。

目前，關(guān)于連續(xù)流反應(yīng)器內(nèi)培養(yǎng)顆粒污泥的研究報道中，反應(yīng)器的結(jié)構(gòu)一般較為復(fù)雜，運(yùn)行操作上也有較高的要求，筆者研究采用與實(shí)際污水處理構(gòu)筑物類似、結(jié)構(gòu)最為簡單的合建式曝氣沉淀池（長寬高的比值為8∶4∶15），接種普通活性污泥，探索連續(xù)流式反應(yīng)器中活性污泥的顆?；^程以及亞硝化調(diào)控策略，旨在為高效生物脫氮技術(shù)的開發(fā)和應(yīng)用提供更具實(shí)踐意義的科學(xué)依據(jù)和經(jīng)驗(yàn)借鑒。

1實(shí)驗(yàn)材料與方法
1.1實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行
實(shí)驗(yàn)采用合建式連續(xù)流完全混合反應(yīng)器，實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示。

該反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，長、寬、高分別為16、8、30cm，由曝氣區(qū)和沉淀區(qū)組成，曝氣區(qū)與沉淀區(qū)長度均為8cm，有效容積分別為1.45、0.9L，曝氣區(qū)與沉淀區(qū)之間設(shè)有可調(diào)污泥回流縫，以便根據(jù)需要調(diào)節(jié)和控制污泥回流量。反應(yīng)器底部裝有曝氣裝置，為污泥系統(tǒng)提供溶解氧和剪切力，通過流量計控制曝氣量為100L/h（表面上升流速為43mm/s，DO＞3mg/L）。反應(yīng)器置于水浴缸中，運(yùn)行溫度控制在30~35℃。反應(yīng)器具體運(yùn)行參數(shù)如表1所示。

1.2污泥來源與實(shí)驗(yàn)用水水質(zhì)
實(shí)驗(yàn)所用接種污泥取自蘇州新區(qū)第一污水廠氧化溝好氧區(qū)，經(jīng)過悶曝、靜置濃縮后進(jìn)行接種，反應(yīng)器接種后MLSS為4500mg/L，SVI為48mL/g。由進(jìn)水泵連續(xù)進(jìn)水，以乙酸鈉和氯化銨配制的人工配水作原水，組分如表2所示（用碳酸氫鈉調(diào)節(jié)進(jìn)水pH為7.8~8.1）。

1.3測定項目與分析方法
COD：重鉻酸鉀法；NH4+-N：納氏試劑分光光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺光度法；NO3--N：紫外分光光度法；pH由雷磁PHSJ-4A型pH計測定；DO：便攜式DO測定儀；SVI：30min沉降法；MLSS和MLVSS：重量法；顆粒形態(tài)及微生物相：OLYMPUSCX41型顯微鏡；顆粒污泥沉降速率：清水靜沉測速法。顆粒污泥粒徑分布：篩分法，從反應(yīng)器中取出50mL顆粒污泥，清洗后，分別通過孔徑為2.5、1.6、1.25、0.8、0.58mm的分樣篩，將留在篩網(wǎng)上的顆粒污泥烘干稱重，最終確定每一部分所占比例。

2結(jié)果與討論
研究由培養(yǎng)好氧顆粒污泥同時富集硝化細(xì)菌的思路出發(fā)〔5〕，從污泥接種到亞硝化顆粒污泥形成，由實(shí)驗(yàn)結(jié)果分為好氧顆粒污泥培養(yǎng)（第Ⅰ~Ⅳ階段）及亞硝化效能調(diào)控（第Ⅴ~Ⅶ階段）兩個階段。

2.1絮狀污泥的顆粒化過程
選擇壓是顆粒污泥形成的重要驅(qū)動力之一〔6〕?？s短水力停留時間（HRT），提升沉淀區(qū)過水表面負(fù)荷，是連續(xù)流CSRT中形成較強(qiáng)水力選擇壓的重要手段〔7〕。研究中HRT從2h逐步降為0.5h，反應(yīng)器中污泥形態(tài)發(fā)生明顯變化，即由接種時的褐色絮狀污泥逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)槲⑿【奂w，此時的聚集體邊緣不規(guī)則、表面存在較多絲狀體；在HRT為0.5h的條件下，CSTR繼續(xù)運(yùn)行至第85天時，反應(yīng)器內(nèi)絮體污泥基本消失，淡黃色污泥聚集體數(shù)量大幅上升，具有了清晰、規(guī)則的顆粒邊緣，粒徑分布在0.3~0.6mm的范圍；隨著反應(yīng)器的繼續(xù)運(yùn)行，顆粒尺寸進(jìn)一步增大，結(jié)構(gòu)更加密實(shí)，邊緣更加清晰，呈現(xiàn)較為規(guī)則的圓形或橢圓形，顆粒污泥顏色由淡黃色逐漸變?yōu)辄S色。

觀察第125天時反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥的粒徑分布，結(jié)果發(fā)現(xiàn)：粒徑在0~0.58、0.58~0.8、0.8~1.25、1.25~1.6、1.6~2.5mm和大于2.5mm范圍的顆粒污泥所占總污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.4%、21.19%、32.87%、22.57%、12.08%和10.89%，即反應(yīng)器中粒徑大于0.58mm的污泥成絕對優(yōu)勢（約為99%）。根據(jù)M.K.deKreuk等〔8〕對好氧顆粒污泥的定義，CSTR中已成功實(shí)現(xiàn)污泥的顆?；?/span>

整個培養(yǎng)過程中，CSTR中污泥的SVI和MLSS的變化情況如圖2所示。

由圖2可見，SVI經(jīng)歷了先升高再下降，最后趨于穩(wěn)定的變化過程；而MLSS則經(jīng)歷了先降低再升高的過程。SVI是反映活性污泥沉降性能的重要參數(shù)之一，啟動初期，HRT較長，系統(tǒng)中的SVI最高時達(dá)到343mL/g，系統(tǒng)中存在較多的絲狀菌，系統(tǒng)處于微膨脹狀態(tài)；但隨著HRT的縮短，反應(yīng)器中細(xì)小、沉降性能較差的絮體污泥不斷被洗出，污泥沉降性能逐漸恢復(fù)。這與N.Morales等〔7〕采用內(nèi)設(shè)攪拌裝置的CSTR反應(yīng)器培養(yǎng)顆粒污泥時的發(fā)現(xiàn)一致。隨后，隨著顆粒污泥的逐漸形成，MLSS不斷升高，SVI穩(wěn)定在30mL/g。

已有的研究表明〔9,10〕，在CSTR反應(yīng)器中培養(yǎng)的顆粒污泥大都結(jié)構(gòu)松散、形狀不規(guī)則，且易發(fā)生污泥解體現(xiàn)象，而通過在好氧顆粒污泥內(nèi)富集硝化菌等生長緩慢型微生物可以提高好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性。筆者研究連續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行四個月，不但形成的顆粒污泥沒有解體，反而形狀更加規(guī)則，結(jié)構(gòu)更加密實(shí)，分析原因可能是由于不斷提高的N負(fù)荷和N/COD，使得顆粒污泥中硝化細(xì)菌比例不斷提升，促進(jìn)了顆粒污泥結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定維持。另外，研究表明HRT的縮短，可以促進(jìn)微生物胞外聚合物（EPS）的產(chǎn)生，EPS對于顆粒污泥的形成和穩(wěn)定維持也有重要作用〔11〕。

2.2亞硝化過程的實(shí)現(xiàn)
在第Ⅰ~Ⅳ階段（好氧顆粒污泥培養(yǎng)階段），反應(yīng)器中進(jìn)出水各形態(tài)氮的變化如圖3、圖4所示。

由圖3、圖4可見，在整個顆粒污泥形成階段，進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷從1.2kg/（m3?d）提高至2.4kg/（m3?d），系統(tǒng)中的污泥具有良好的硝化性能，氨氮平均去除率達(dá)85%以上，但亞硝酸鹽累積率在低于50%范圍內(nèi)劇烈波動，硝化類型以全程硝化為主。然而，隨著進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷的進(jìn)一步提高，全程硝化逐漸向短程硝化轉(zhuǎn)變，亞硝化效能調(diào)控階段進(jìn)出水氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮及氨氮容積負(fù)荷變化情況如圖5所示。

由圖5可見，當(dāng)提升進(jìn)水氨氮和負(fù)荷分別至130mg/L和6.24kg/（m3?d）時，出水中亞硝酸鹽累積率維持在90%以上，且氨氮去除率保持在85%以上，即實(shí)現(xiàn)良好的亞硝化效果。

NO2--N的產(chǎn)出速率大于其被消耗的速率是實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累的表觀原因，其根本在于AOB活性和數(shù)量的優(yōu)勢以及NOB的抑制或淘汰。研究后期出水中僅有少量的NO3--N存在（10mg/L以下），說明系統(tǒng)中存在一定的NOB，但與AOB相比呈明顯的劣勢，分析其中原因如下：

（1）溫度。研究將反應(yīng)器置于恒溫水浴缸中，控制溫度在30~35℃，C.Hellinga等〔12〕認(rèn)為，在30~35℃，AOB的活性要高于NOB，但在好氧顆粒污泥培養(yǎng)階段，也控制在高溫階段，卻未實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的穩(wěn)定累積，所以溫度對亞硝酸鹽累積貢獻(xiàn)較小。

（2）SRT。研究中SRT不加人為控制，僅靠出水中攜帶污泥自行調(diào)控。在亞硝化效果較好的時段，出水中污泥極少，SRT較高，因此，SRT不是實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽大量積累的關(guān)鍵因素。

（3）游離氨（FA）與游離亞硝酸（FNA）的抑制作用。有研究表明〔13〕，高濃度的FA、FNA對AOB、NOB均有抑制作用，但NOB對于FA與FNA更加敏感。研究中當(dāng)FA質(zhì)量濃度由0.03mg/L逐漸提升至0.6mg/L時，亞硝酸鹽累積率迅速提高并穩(wěn)定維持在90%以上，可見亞硝酸鹽累積率與FA密切相關(guān)，即FA對于短程硝化的實(shí)現(xiàn)做出了重要貢獻(xiàn)。

FNA與亞硝酸鹽累積率變化情況如圖6所示。

由圖6可見，F(xiàn)NA與亞硝酸鹽累積率同樣呈現(xiàn)出良好的相關(guān)性，另外，值得注意的是由于NOB較AOB分布于顆粒污泥更內(nèi)層，在氨氮被AOB氧化的同時，顆粒污泥內(nèi)的pH會隨著降低，從而對FNA濃度有重要影響，因此，顆粒內(nèi)層FNA會高于外部混合液，即在研究后期NOB所處環(huán)境的FNA會大于0.01mg/L，實(shí)現(xiàn)FNA對NOB的抑制。在研究前期，盡管系統(tǒng)中也曾出現(xiàn)過高FA濃度階段，但并未實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的亞硝酸鹽累積，推測在短程硝化啟動后，F(xiàn)NA對于系統(tǒng)短程硝化的維持具有不可替代的作用，這與韓曉宇等〔14〕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(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的亞硝酸鹽積累。

綜上所述，影響亞硝化實(shí)現(xiàn)的因素有很多，但國內(nèi)外各報道卻不盡一致，除了和特定的實(shí)驗(yàn)環(huán)境相關(guān)，各個因素并非單獨(dú)起作用，而是相互聯(lián)系、相互影響，共同實(shí)現(xiàn)短程硝化并長期穩(wěn)定。

3結(jié)論
（1）在曝氣量不變的條件下，通過逐步縮短沉淀池的HRT和提升進(jìn)水基質(zhì)濃度，運(yùn)行125d后，在CSTR反應(yīng)器中成功獲得成熟的亞硝化顆粒污泥，顆粒結(jié)構(gòu)致密、沉降性能良好（平均沉降速率為26.8m/h），顏色為黃色，粒徑大于0.58mm的污泥約占總數(shù)的99%；出水中亞硝酸鹽累積率穩(wěn)定在90%以上，亞硝酸鹽累積速率達(dá)4.8kg/（m3?d）。

（2）較強(qiáng)的水力選擇壓（沉淀池上升流速提高至60cm/h時開始形成）與由于污泥的不斷淘洗而不斷提高的污泥負(fù)荷〔由0.5kg/（kg?d）提高至1.6kg/（kg?d）〕是CSTR中好氧污泥顆?；闹饕?。

（3）FA與FNA的共同抑制作用是實(shí)現(xiàn)和維持短程硝化的主要原因。