好氧硝化和缺氧反硝化二者在空间或时间上的交替运行是传统活性污泥脱氮工艺的主要实现形式. 好氧颗粒污泥作为新一代废水生物处理技术备受关注^[1,2]. 目前，关于SBR中好氧颗粒污泥脱氮的研究多是集中在因颗粒污泥传质限制形成的同步硝化反硝化过程^[3,4]. 从颗粒污泥微观结构分析，尽管硝化细菌与反硝化细菌并存于同一颗粒污泥中，两类功能种群却是彼此分离地分布于距离颗粒表面不同深度的区域^[3,4]. 因此，好氧颗粒污泥的同步硝化反硝化本质上仍是空间上(沿传质方向)的好氧、 缺氧交替硝化反硝化过程. 值得注意的是，不同于传统活性污泥脱氮工艺的交替硝化反硝化过程，由于多数好氧颗粒污泥型SBR单周期的进水、 沉降、 排水和闲置等阶段的时间总和远小于曝气反应时间，因此，好氧颗粒污泥脱氮的过程仅是污染物或基质在不同空间上的迁移、 转化，而对应的功能微生物种群并没有经历在好氧、 缺氧(或厌氧)不同环境之间的循环. 在好氧、 缺氧(或厌氧)交替循环的环境中，反硝化细菌的酶系统会受到氧气的抑制^[5]，而对于生长速率和细胞产率都较慢的硝化细菌，其受到的影响可能更为显著. Katsogiannis等^[6]、 Kornaros等^[7]都证实了硝化细菌在经历了不同时间跨度的缺氧干扰后呈现的生长速率下降现象，同时，还发现亚硝酸盐氧化细菌(NOB)对缺氧环境的影响比氨氧化细菌(AOB)更加敏感，并藉此实现了周期性缺氧干扰下的短程硝化反硝化脱氮过程. 好氧颗粒污泥在很多方面有别于传统活性污泥和游离细菌个体，如较强的传质限制、 独特的种群分布等^{[8, 9, 10, 11]}. 虽然，有研究报道了缺氧(或厌氧)、 好氧交替环境对好氧颗粒污泥的影响，但研究者的关注点大多集中在颗粒污泥的形成过程、 理化特性以及所表现的COD、 N、 P等的去除性能^{[12, 13, 14]}，而对于以聚集体状态存在的硝化细菌在承受周期性缺氧环境干扰时是否会呈现与传统活性污泥不同的响应特性尚不明晰.

因此，本研究以硝化颗粒污泥为对象，在SBR中通过逐步延长限制性曝气(又称限量曝气)进水时间，形成不同时间跨度的缺氧环境，即不同时间比例的缺氧-好氧交替循环运行，考察硝化颗粒污泥的响应特性. 1 材料与方法

1.1 试验装置及运行

如图 1所示，试验所用装置为圆柱形SBR反应器，由有机玻璃制成，有效容积为4 L(H/D=10). 反应器底部装有曝气装置,为污泥系统提供溶解氧和剪切力，控制曝气量为3 L ·min^-1(表面上升流速1 cm ·s^-1). 排水比为1/2. SBR反应器的运行通过时间程序控制器实现对反应过程的自动控制，运行周期分进水、 曝气、 沉淀、 排水和闲置4个阶段，其中，曝气115 min，沉降2 min，排水和闲置共3 min，进水时间根据运行工况调整，具体见表 1.

图 1

Fig. 1

图 1 试验装置及工艺流程示意 Fig. 1 Experimental apparatus and process scheme chart 1.进水泵; 2.充氧仪; 3.电磁阀; 4.时间控制器; 5.流量计; 6.排水和取样口

表 1(Table 1)

表 1 SBR具体运行状况 Table 1 Detailed operational conditions in the sequencing batch reactor 编号 运行时间 /d 进水时间 /min HRT /h NLR /kg·(m3·d)-1 1 1~40 10 4.3 2.8 2 41~60 60 6.0 2.0 3 61~120 120 8.0 1.5

表 1 SBR具体运行状况 Table 1 Detailed operational conditions in the sequencing batch reactor

试验用水为人工配制无机含氮废水(以N计，约500 mg ·L^-1)，用碳酸氢钠调节进水pH值在8.0左右，同时配水中还包括磷酸二氢钾、 磷酸氢二钾、 硫酸镁、 氯化钙及微量元素; 接种污泥来自于实验室培养的亚硝化颗粒污泥(图 2)，MLSS和SVI分别约为8.7g ·L^-1、 33 mL ·g^-1，亚硝化率为80%左右.

图 2

Fig. 2

图 2 硝化颗粒污泥形态 Fig. 2 Morphology of nitrifying granules

MLSS、 NH⁺₄-N、 NO^-₂-N、 NO^-₃-N分别采用标准重量法、 纳氏试剂比色法、 N-(1-萘基)-乙二胺光度法、 紫外分光光度法测定; 污泥及颗粒污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜及数码相机观察; 颗粒污泥沉降速率：清水静沉测速法. 2 结果与讨论 2.1 进水时间对颗粒污泥的影响

本研究采用了限制性曝气进水模式，根据运行阶段的不同分别设定不同的进水时间，从10 min逐渐延长至120 min(表 1). 进水时间的延长，会导致HRT、 容积负荷、 富-贫环境机制等的变化. 因此，可能会对颗粒污泥造成影响. 然而，整个研究过程中并没有发现颗粒污泥的理化特性发生明显变化，包括颜色、 边缘整齐度、 粒径分布以及沉降速率等. 图 3和图 4所示分别为不同进水时间下硝化颗粒污泥的粒径分布和沉积速率分布状况，从中可见，反应器中粒径大于0.8 mm的颗粒污泥占总污泥量的质量分数始终保持的95%以上，而第20 d和第100 d时颗粒的平均沉降速率也变化不大，分别为126.3 m ·h^-1和129.7 m ·h^-1. 因此，整体看来，限制性曝气进水时间的变化对硝化颗粒污泥的结构特征和理化特性没有显著影响.

图 3

Fig. 3

图 3 第20 d和第100 d时硝化颗粒污泥的粒径分布 Fig. 3 Particle size distribution of granules on day 20 and 100

图 4

Fig. 4

图 4 第20 d和第100 d时硝化颗粒污泥的沉降速率分布 Fig. 4 Evolution of setting velocity distribution of nitrifying granules on day 20 and 100

Liu等^[15]指出SBR的周期时间或HRT可能不是污泥颗粒化的关键因素，容积负荷对颗粒污泥的确切影响尚不明晰，进水时间变化引起的富-贫环境交替机制的变化对颗粒污泥的影响似乎更加重要. McSwain等^[16]发现随着厌氧/好氧进水时间比例的下降，富-贫环境机制的强度逐渐减弱，颗粒污泥结构变得疏松且污泥相中絮体和丝状菌比例增加. 对 于本研究，虽然进水时间发生变化，但每周期富-贫环境机制的强度基本不变，变化的仅是富-贫环境交替的频度，而本研究的结果证实，富-贫交替频度的变化对颗粒污泥的影响并不明显. 富-贫环境交替对颗粒污泥主要的作用机制包括以下两个方面：①促使胞外聚合物(EPS)的产生^[17,18]; ②促使易降解型有机物转化为细胞内贮存性物质并筛选具有该功能的微生物^{[16, 19, 20]}.无疑富-贫交替机制对于异养好氧颗粒污泥具有重要影响，需要注意的是，对于以硝化细菌为主的硝化颗粒污泥该机制是否仍发挥着如此重要的作用还有待研究，因为硝化细菌本身作为生长速率缓慢型微生物且EPS产率极低^[21]，其处理的目标污染物也并非易降解性有机物.况且，研究已经证实，硝化颗粒污泥不仅在连续流环境中较异养颗粒污泥容易形成，而且其稳定性也优于异养好氧颗粒污泥^{[22, 23, 24, 25]}.

另外，限制性进水时间的延长，最直接的结果是SBR周期内缺氧时段的增加(通过对进水时段反应器中DO的随机测定，结果均在0.5 mg ·L^-1以下，基本保证为缺氧环境). 但根据文献报道，缺氧时间对好氧颗粒污泥的形成和稳定维持具有促进作用(见2.3节)，此处需要指出的是，缺氧时段作用的对象主要是异养微生物，如降低好氧异养微生物的生长速率、 减弱异养微生物与硝化细菌对氧气和空间的竞争以及改善反硝化效果等.虽然在无机进水培养的硝化颗粒污泥中发现有异养型微生物的存在，但其数量远低于自养硝化细菌^[8,26]，这可能正是延长进水时间对硝化颗粒污泥无显著影响的原因之一.

图 5所示为硝化颗粒污泥反应器的整体运行状况，从中可以看出，虽然硝化颗粒污泥经历了不同时间跨度的缺氧环境干扰，但反应器整体运行效果并没有受到较大影响，氨氮去除率和亚硝化率分别保持在(60±5)%、 (85±5)%的范围.尽管缺氧时段的延长造成了SBR容积负荷的下降(表 1)，但如图 6和表 2所示，在好氧反应阶段，也即含N物质的有效转化阶段，氨氮、 亚硝酸盐氮以及硝态氮等物质的转化速率和变化规律均基本保持不变. 可见，本研究中的缺氧环境对硝化颗粒污泥中氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB)的影响不大.

图 5

Fig. 5

图 5 硝化颗粒污泥反应器运行概况 Fig. 5 General behavior of nitrifying granular reactor

图 6

Fig. 6

图 6 不同进水时间条件下硝化颗粒污泥反应器单周期内物质的好氧转化过程 Fig. 6 Aerobic conversion of N-substances in one cycle of nitrifying granular reactor under different feeding time conditions

表 2(Table 2)

表 2 硝化颗粒污泥反应器在不同运行阶段含N物质的好氧转化速率 Table 2 Aerobic conversion rate of N-substances in different feeding time conditions of nitrifying granular reactor 编号 进水时间 /min NH+4-N去除速率 /mg·(L·h)-1 NO-2-N累积速率 /mg·(L·h)-1 NO-3-N产生速率 /mg·(L·h)-1 1 10 95.16 71.16 17.76 2 60 89.16 68.28 12.18 3 120 94.44 74.28 14.28

表 2 硝化颗粒污泥反应器在不同运行阶段含N物质的好氧转化速率 Table 2 Aerobic conversion rate of N-substances in different feeding time conditions of nitrifying granular reactor

近来，Kornaros等^[7]通过试验和数学模拟较为准确地描述了缺氧环境对硝化细菌的抑制过程，发现随着缺氧环境时间的延长，AOB和NOB二者的生长速率均呈持续下降趋势，其中对NOB的抑制效果更为显著，作者认为缺氧环境下硝化细菌部分胞内酶的失活是导致生长速率下降的主要原因. Liu等^[27]也发现当反应器中DO从2.0 mg ·L^-1以上降至0.5 mg ·L^-1以下时，出水中氨氮和亚硝酸盐均出现上升趋势; 但经过长期低DO条件下的运行，活性污泥中AOB和NOB的数量均大幅度增加，并将其归因于低DO条件下硝化细菌自身衰亡速率的下降; Munz等^[28]也指出正是由于硝化细菌在缺氧环境中较低的衰亡系数(缺氧时为0.04~0.16 d^-1，好氧时为0.22~0.28 d^-1)，使得缺氧-好氧交替运行的反应器具有更高的硝化速率. 可见，缺氧环境对于活性污泥或游离性细菌个体有重要影响，短期影响以抑制为主，长期来看反而利于硝化细菌的增殖.然而，本研究中的硝化颗粒污泥面对逐渐增强的缺氧环境影响，却保持了基本不变的硝化特性和除污效果. 原因论述如下.

硝化颗粒污泥与活性污泥或游离性细菌个体相比，最突出的生物生态学特性在于微生物的生长方式和种群空间分布规律^[29]. 硝化颗粒污泥中硝化细菌一般以聚集生长的方式分布于颗粒污泥表层的好氧区域，AOB更是成团或成簇聚集，因此，颗粒污泥具有较高的硝化菌群密度^[8,9]; 同时，研究证实，Nitrosomonas、 Nitrobacter等硝化细菌具有群体行为调控机制(quorum sensing，QS)^[30]，颗粒污泥作为一类特殊的生物膜，聚集的微生物生长方式和较高的菌群密度，为QS功能的发挥奠定了条件^[31]，成就硝化颗粒污泥独特的动态调控能力，具有较传统活性污泥或游离性细菌个体更佳的应对或适应不利因素影响的性能.另外，关于NOB和AOB对缺氧环境具有不同敏感特性的现象报道^[7]，在本研究中并没有得到体现，其原因也可以从硝化颗粒污泥中硝化细菌的种群分布规律上得到解释：NOB较AOB分布于颗粒污泥的更深层区域^{[8, 9, 10, 11]}，由于颗粒内部较强的氧传质限制，使得NOB长期处于较低的DO环境中，Liu等^[27]证实对于长期处于低DO环境中生长的硝化细菌，NOB较AOB更能抵抗低DO的影响.

进水模式是影响好氧颗粒污泥形成和稳定的一个重要因素. 研究证实，短暂性脉冲进水创造的较高基质浓度梯度，不仅可以形成抑制丝状菌增值、 促进污泥颗粒化的富-贫交替机制^[32]，而且利于进水中易降解有机物转化为胞内贮存性物质(如PHB)，达到筛选慢速生长型微生物且改善好氧颗粒污泥稳定性的目的^[33]. 同时，高基质浓度梯度驱使更多的基质进入颗粒内部，减缓因饥饿、 衰亡造成的颗粒污泥解体^[33]. 因此，目前关于SBR中好氧颗粒污泥的研究也多是采用此种限制性曝气短时间进水模式.

然而，对于大规模工程应用，该进水模式从经济上和技术上都存在很多限制^[36]. 首先，短时性脉冲进水导致污水处理厂(站)需要加设缓冲池或调节池来贮存来自于污水排放源的连续性排水，致使颗粒污泥工艺节省占地面积的优越性大打折扣; 其次，短时快速进水要求进水装置具有极高的抽水能力，在工程化应用中是难以实现的; 再者，对于如硝化颗粒污泥、 厌氧氨氧化颗粒污泥以及全自养脱氮颗粒污泥等自养型脱氮微生物聚集体，当处理高浓度含氮废水时，短时脉冲进水还容易造成如游离氨(FA)、 游离亚硝酸(FNA)等基质性抑制现象^[34]. 因此，基于工程化应用的考虑，延长限制性曝气进水时间至一定长度是必要的. 根据本研究结果，限制性曝气进水时间从10 min延长至120 min，不会对硝化颗粒污泥造成明显的影响; Su等^[35]、 Wan等^[14]均发现SBR的周期时间内加入缺氧或厌氧时段不但利于颗粒污泥的形成，而且可以改善好氧颗粒污泥的密实度以及生物丰度，而限制性曝气时间的延长正好可以提供所需的缺氧或厌氧环境^[20]，同时无需将SBR的控制因增设新时段而进一步复杂化. 另外，Erşan等^[36]更进一步证明，前置缺氧运行模式(AO-SBR)较后置缺氧模式(OA-SBR)获得的好氧颗粒污泥具有更大的粒径和更好的稳定性.

3 结论

(1)限量曝气进水时间从10 min逐渐延长至120 min的变化过程对硝化颗粒污泥没有明显影响，颗粒污泥保持着完好的结构特征和理化特性.

(2)硝化颗粒污泥工艺可以有效应对不同时间跨度的缺氧环境或不同时间比例的缺氧-好氧环境交替循环的影响. 整个研究过程中，硝化颗粒污泥反应器氨氮去除率和亚硝化率分别保持在(60±5)%、 (85±5)%; 好氧反应时段，氨氮的去除、 亚硝酸盐的累积和硝酸盐的产生这3个过程的变化规律和速率均基本保持不变.