高效、 穩定的亞硝化技術一直是廢水生物脫氮領域的研究熱點之一[1, 2, 3, 4, 5]，但因其功能菌(氨氧化細菌，AOB)具有生長速率慢、 細胞產率低、 對環境變化敏感等特點，以及系統中亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)影響的頻繁出現[6,7]，使得該亞硝化技術在工程應用中受到很大限制. 目前，亞硝化技術最成功的應用是由荷蘭代爾夫特理工大學開發的SHARON工藝[8]，然而，由于該工藝無污泥截留能力(HRT=SRT)導致的較低運行負荷[9]，使得亞硝化成為整個脫氮過程的限制性環節[10,11].

　　好氧顆粒污泥工藝由于其具有較高的生物濃度、 較強的抗沖擊能力、 優良的沉降性能以及無需外加填料等特點受到環境領域研究者的青睞[12]. 以AOB為優勢種群的好氧顆粒污泥(也稱亞硝化顆粒污泥)不僅可以顯著改善反應器生物截留能力，還可大大提升反應器中亞硝化反應速率，該技術已被眾多的研究報道證實[1, 13, 14]. 然而，如何快速實現污泥的顆粒化仍是好氧顆粒污泥技術研究和應用的瓶頸之一[12,15].

　　目前，好氧顆粒污泥的培養大多是在具有較大高徑比、 運行模式特殊(短時脈沖進水)的柱形SBR中進行[13]，但該反應器構型和運行模式在工程應用中存在諸多限制，如對于連續流污染源需要加設緩沖池或調節池，較高剪切力及短時快速進水對曝氣裝置及進水裝置的性能要求較高且能耗大，大高徑比型反應器與現行污水處理構筑物差別較大，研究結果難以用于現存實際工程的升級改造等[2, 16, 17]; 另外，當處理高濃度含氮廢水時，短時脈沖進水容易造成如游離氨(FA)、 游離亞硝酸(FNA)等基質性抑制現象[18]，而且對于亞硝化工藝的研究表明,SBR中非穩態的反應過程是導致溫室氣體N2 O釋放的重要原因之一[19].

　　在實際工程應用中連續流一般是環保工程師的首選工藝模式[2, 15, 20]. 雖然，在連續流反應器中培養硝化顆粒污泥已有成功報道，但以普通活性污泥接種一般歷時較長[21]. Wan等[1] 、 Kishida等[14]均證實在連續流反應器中以好氧顆粒污泥接種可以大大縮短硝化或亞硝化顆粒污泥的形成時間. 因此，先在SBR中實現污泥的顆粒化，然后將顆粒接種于連續流反應器，可能是推廣顆粒污泥技術應用的途徑之一. 盡管該途徑已有少量的文獻報道[1, 2, 14]，但關于顆粒污泥接種至連續流反應器后的動態變化信息還非常有限.

　　因此，本研究通過考察將SBR中培養成熟的亞硝化顆粒污泥接種至CSTR后的動態變化過程，旨在為亞硝化顆粒污泥的工程化應用提供理論基礎和經驗借鑒.

　　1 材料與方法

　　1.1 研究裝置及運行條件

　　實驗所用裝置為合建式連續流CSTR反應器如圖 1所示，由有機玻璃制成，分曝氣區和沉淀區兩部分，有效容積分別為1.5 L、 0.6 L.曝氣區底部裝有曝氣裝置,控制曝氣量為3.0 L ·min-1(表面上升流速1.0 cm ·s-1)，為污泥系統提供溶解氧和剪切力; 控制反應器進水氨氮負荷為3 kg ·(m3 ·d)-1，水力停留時間(HRT)為4 h; 反應器于室溫(25～30℃)條件下運行.

　　圖 1 實驗裝置及工藝流程示意

　　1.2 接種污泥及實驗用水

　　接種污泥為實驗室SBR中已經培養成熟的亞硝化顆粒污泥(見圖 2)，亞硝化率為80%~85%. CSTR初始接種MLSS和SVI分別約為8.7 g ·L-1、 33 mL ·g-1. 實驗用水為人工配制無機含氮廢水(見表 1). 通過投加碳酸氫鈉控制進水pH在7.8～8.0.

　　圖 2 硝化顆粒污泥形態

　　表 1 人工配制原水的組成

　　1.3 分析方法

　　MLSS: 標準重量法; 氨氮: 納氏試劑比色法; 亞硝態氮: N-(1-萘基)-乙二胺光度法; 硝態氮: 紫外分光光度法; DO: HI9146N便攜式溶解氧測定儀; 顆粒污泥沉速分布: 清水靜沉測速法.

　　污泥形態通過OLYMPUS CX41型顯微鏡及數碼相機觀察，顆粒污泥粒徑分布采用篩分法; 從反應器中隨機取出一定量污泥，清洗后分別通過孔徑為2.5、 1.6、 0.8、 0. 3、 0.15 mm的分樣篩，測量留在篩網上的顆粒質量，然后將各部分相加得到污泥總重，最終確定每一部分所占質量分數.

　　2 結果與討論

　　2.1 顆粒污泥物理特性和形態變化

　　接種的亞硝化顆粒污泥為實驗室SBR中培養成熟的亞硝化顆粒污泥[13]，外觀為棕黃色，結構密實，具有規則的外形和清晰的邊緣[圖 2、 圖 3(a)]. 為了便于考察反應器構型對顆粒污泥的影響特性，CSTR的初始運行控制參數和SBR保持基本一致，如氣體上升流速、 進水氮容積負荷、 進水基質濃度、 MLSS、 水力停留時間(HRT)以及溫度等. CSTR運行初期反應器內不斷產生絮狀污泥，前兩周內出水SS呈上升趨勢，在隨后的兩周內有較大波動(圖 4); 從圖 3可以看出CSTR中顆粒污泥的完整性出現惡化，第15 d時的顆粒污泥外觀較接種時呈現明顯的模糊、 不規則; 圖 5所示為CSTR中顆粒污泥的平均沉降速率變化過程，從中可見在反應器運行的前一個月內顆粒污泥的平均沉降速率由接種時的130 m ·h-1降至110 m ·h-1左右. 反應器構型的變化造成了顆粒污泥的解體.

　　圖 3 CSTR中污泥形態變化

　　圖 4 反應器運行過程中出水SS的變化

　　圖 5 反應器運行過程中顆粒污泥平均沉降速率的變化

　　值得注意的是，盡管CSTR在運行初期出現了顆粒污泥解體現象，但顆粒態仍是反應器中占絕對優勢的污泥形態，且隨著反應器的繼續運行解體現象逐漸得到改善.

　　約從反應器運行的第30 d起，出水中SS開始逐漸降低，約在第60 d之后基本保持在10mg ·L-1以下(圖 4)，同時顆粒污泥的平均沉降速率也漸漸恢復到120m ·h-1以上(圖 5).圖 6所示為第80 d時CSTR內顆粒污泥粒徑分布與接種時的對比狀況，從中可見本研究末期，CSTR中粒徑大于0.8 mm的污泥占總污泥的質量分數較接種時有明顯降低，但仍保持在80%以上. 同時，圖 6還顯示出第80 d時CSTR中顆粒污泥分布狀況與接種時最顯著的差異主要在粒徑>2.5 mm的和粒徑<0.3 mm的兩部分，其中，粒徑>2.5mm的污泥占總污泥的質量分數由接種時的約45%降至第70 d時的35%左右，而粒徑<0.3 mm的部分則由接種時的不足1%升至約17%. 然而，需要指出的是圖 6中粒徑<0.3 mm的污泥與CSTR運行初期的絮體污泥[圖 3(c)]完全不同，此時粒徑<0.3 mm的污泥均呈良好的顆粒形態[圖 3(e)].

　　圖 6 第80 d時CSTR中污泥粒徑分布

　　反應器構型對包括水流模式、 剪切力大小和方向、 傳質效率及基質在流體中的分布等水力因素產生重要影響[12]. 研究發現完全混合式反應器與柱狀上流式反應器呈現不同的水力動力學形態[22,23]. Kishida[24]指出由于反應器構型和污泥混合條件的改變造成反應器內水力流態和剪切力發生變化，從而在很大程度上影響了顆粒污泥表面微生物的剝離. 顆粒污泥粒徑較大時，需要的水力流態和剪切力也較高，而當剪切力下降時顆粒粒徑也會減小，最終，顆粒污泥粒徑和剪切力達到平衡狀態. 高景峰等[25]針對普通好氧顆粒污泥的研究證實，連續進水方式造成的低底物濃度梯度不利于顆粒污泥的穩定維持，并指出胞外聚合物(EPS)的分泌量以及空間分布對好氧顆粒污泥的形成及其穩定維持起著至關重要的作用. 本研究針對以自養微生物為優勢種群的亞硝化顆粒污泥進行，硝化細菌不但生長速率緩慢，而且有研究[26]證實其具有相對較低的EPS產率，加之研究過程中始終沒有發現絲狀菌的產生，可見與高景峰等[25]研究不同. 也許正如Torà等[2]分析,連續進水造成的低底物濃度梯度對自養型顆粒污泥的影響并沒有像對普通好氧顆粒污泥如此顯著. 同樣本研究盡管采用了無較大高徑比、 無較強選擇壓的CSTR反應器，而這些在普通好氧顆粒污泥形成和穩定維持方面發揮重要作用的因素對于以慢速生長型細菌為優勢種群的硝化顆粒污泥似乎并不重要[13,27]; 另外，關于生物膜的研究表明水力流態或剪切力的作用和微生物的比生長速率相關，對于快速生長型微生物形成光滑的生物膜一般需要較高的水力沖刷作用，而對于低比生長速率生物膜所需剪切力應當適當減小[28]. 然而，本研究除反應器構型(CSTR)和進水模式與顆粒污泥接種前所處的(SBR)不同之外，其他主要運行控制參數基本保持一致，據此可以得出反應器的構型和進水模式的改變確實造成了亞硝化顆粒污泥的解體(尤其粒徑>2.5 mm部分)，而對于顆粒污泥解體的機制還有待深入研究.

　　對于反應器運行中出現的絮體是否完全來源于顆粒污泥的解體本研究尚難以證實，但從CSTR中MLSS的變化(由接種時的8.7 g ·L-1下降至第40 d的5.3 g ·L-1)可以證明顆粒污泥的解體是造成部分污泥隨出水流失的重要原因，這與Kishida等[14]研究結論一致. 但污泥流失的問題并沒有一直惡化下去，隨著反應器的運行絮體污泥逐漸轉化為小粒徑顆粒污泥[圖 3(e)]，出水中懸浮物穩定在較低水平(圖 4). 高景峰等[25]對于研究后期好氧顆粒污泥的穩定歸結為反應器中仍然存在的一定的底物濃度梯度和顆粒污泥較高的EPS產率; Kishida等[14]就CSTR中粒徑分布狀況的改變和小粒徑污泥的產生解釋為進水水質的變化和水力流態的變化兩種可能，并認為小粒徑部分比例的增加是原來大顆粒污泥粒徑減小的直接結果. 加之，以上報道[14,25]均沒有明確小粒徑部分污泥的具體形態. 然而，本研究發現粒徑<0.3 mm的污泥不僅在數量上發生了由少到多的逐漸積累，而且在形態上經歷了由運行前期的以絮體為主到中后期的基本完全顆粒化的變化過程. 可見，與有關研究不同[14,25]，本研究中蘊含了CSTR中硝化顆粒污泥的培養過程，并且該過程所用時間(少于2個月)遠低于一般硝化顆粒污泥的培養過程[21,29]. 分析認為雖然硝化細菌的EPS產生能力較低，但是由于接種的成熟亞硝化顆粒污泥內已經含有較高的EPS[30,31]，在顆粒污泥解體后EPS分散于絮體污泥中，從而加速了絮體污泥的顆粒化，正如Tsuneda等[26]通過投加異養微生物產生的EPS強化硝化生物膜快速形成的研究報道.

　　2.2 氮轉化特性的變化

　　圖 7 CSTR運行概況

　　反應器構型的改變不但致使顆粒污泥的理化特性發生顯著變化，而且還對污泥的硝化性能具有一定影響. 圖 7所示為亞硝化顆粒污泥接種至CSTR后的整體運行狀況，從中可以看出，在CSTR運行前期(前一個月)NH+4-N去除效果呈現較大波動，出水中NO-2-N和NO-3-N濃度亦隨之變化難穩. 研究證實與絮體污泥不同，成熟的硝化顆粒污泥一般具有獨特的微生物種群分布規律[31,32]，然而，反應器構型的變化引起部分顆粒污泥的解體，其微生物種群的分布規律也隨之被打破，絮體污泥在不斷產生的同時亦隨出水不斷流失(圖 4)，加之反應器中蘊含的絮體污泥的顆粒化過程，因此，在上述各過程達到動態平衡之前硝化反應亦難以穩定. 當CSTR運行至約30 d時，出水中NH+4-N、 NO-2-N和NO-3-N開始趨于穩定，并在隨后的運行中一直保持. 正如2.1節中所述，在CSTR運行的中后期反應器中污泥的形態與運行前期顯著不同，較大粒徑顆粒污泥的沉降性能逐漸改善(圖 5)，粒徑<0.3 mm的部分逐漸實現顆粒化[圖 3(d)和3(e)]，且出水SS也趨于穩定(圖 4)，說明反應器中微生物逐漸構建了新的微生態平衡系統，保證了CSTR穩定的硝化性能.

　　圖 8 第80 d時CSTR中污泥活性對比

　　本研究還考察了實驗末期CSTR中不同粒徑顆粒污泥的活性以及與接種污泥的活性對比，如圖 8所示. 從中可以看出粒徑<0.8 mm的顆粒污泥活性遠高于粒徑>0.8 mm的活性，各自的氨氮比去除速率μ(NH+4-N)和亞硝酸鹽比累積速率μ(NO-2-N)分別約為35mg ·(g ·h)-1、 30 mg ·(g ·h)-1和13 mg ·(g ·h)-1、 12.5 mg ·(g ·h)-1 [圖 8(a)]; 同時，正是因為CSTR中小粒徑顆粒污泥比例的增加(圖 6)及其較高活性，第80 d時CSTR中污泥的平均活性高于接種污泥(第1 d時)的活性[圖 8(b)]. 當然，對于不利于亞硝酸鹽累積的亞硝酸鹽氧化過程也呈現出相似的規律，即顆粒粒徑<0.8 mm污泥比粒徑>0.8 mm污泥具有較高的硝酸鹽比產生速率μ(NO-3-N)[圖 8(a)]，第80 d時CSTR內污泥的μ(NO-3-N)也高于接種污泥的μ(NO-3-N)，見圖 8(b).

　　另外，更值得關注的是在本研究的整個過程中出水亞硝酸鹽累積率(即亞硝化率)始終保持在85%左右(圖 7)，即反應器構型的改變對亞硝化率沒有顯著影響. 本研究認為其原因可能有以下幾個方面: 首先，接種污泥具有良好的亞硝化效果(亞硝化率在80%~85%)，保證了初始CSTR中較低的NOB數量; 其次類似于SHARON工藝的控制策略[8]，尤其在CSTR運行的前期，較低的HRT(4 h)致使絮體污泥不斷被洗脫，降低了反應器中NOB累積的幾率; 另外，大量的研究已經證實AOB比NOB更易在顆粒化污泥中成為優勢種群[1, 31, 33, 34]，在CSTR運行的中后期顆粒污泥性能的不斷改善以及絮體污泥逐漸實現顆粒化，重新形成了利于AOB為種群優勢的污泥形態，保證了出水中亞硝酸鹽累積率的穩定.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　3 結論

　　(1)從SBR到CSTR的反應器構型和進水模式的變化造成了部分亞硝化顆粒污泥的解體，運行約1個月后，解體現象開始得到改善; CSTR中顆粒污泥變化最顯著的是粒徑>2.5mm顆粒的減少和粒徑<0.3mm顆粒的增加，但整個研究過程中，始終保持了顆粒態污泥是CSTR中占絕對優勢的污泥形態.

　　(2)CSTR中實現了亞硝化絮體污泥的快速顆粒化，所用時間少于2個月，接種顆粒污泥中含有的較高量EPS和反應器較低的HRT對該過程有重要貢獻.

　　(3)反應器構型和進水模式的改變對出水中亞硝酸鹽累積率無顯著影響，始終保持在85%左右; 新生的小粒徑顆粒污泥較大粒徑顆粒污泥具有更高的活性，同時此CSTR中污泥的平均活性高于接種顆粒污泥活性，包括氨氮比去除速率μ(NH+4-N)、 亞硝酸鹽比累積速率μ(NO-2-N)以及硝酸鹽比產生速率μ(NO-3-N).