亚硝化作为许多新型生物脱氮工艺如SHARON工艺、 亚硝化-厌氧氨氧化工艺等的基础环节，其处理效果及稳定性是废水脱氮的关键^{[1, 2, 3]}. 但实际研究中亚硝化存在污泥难以持留及增长、 抗冲击负荷能力差、 长期运行容易失稳而转向全程硝化等问题，使得该亚硝化技术无法向工程应用领域大规模推广. 颗粒污泥比絮状污泥具有更好的持留富集性能和传质条件^[4]，因而将颗粒化技术应用于废水处理的亚硝化环节，有望获得高效稳定的处理效果.

尽管亚硝化颗粒污泥的培养已有成功报道，但多数研究是在具有较大高径比、 运行模式特殊的柱形SBR中进行的^[5]，而该类工艺无法应用于现存实际工程的改造或升级^[6]. 因此，通常采用常规的运行模式更利于实际工程的应用^[7,8]； 此外，多数研究均采用自配无机或低C/N比废水^[9]，而对于同时含有较高浓度有机物及氨氮的废水，倘若置于单一反应器内，必然存在好氧异养菌与自养硝化菌争夺氧的局面，当异养菌数量较多时，自养菌对氧的亲和力就会大大下降^[10]，因而会对自养菌造成一定的抑制作用.

本研究将厌氧折流板反应器(anaerobic baffled reactor,ABR)与好氧组合为一体化工艺并加以改进，实现耦合运行. 利用ABR良好的节能去碳能力，在ABR段完成有机物的降解，同时通过其有效的酸化过程改善碳源质量、 改变C/N比，以利于后续具有亚硝化功能的好氧颗粒污泥的培养，提高连续搅拌反应器系统(continuous stirred tank reactor，CSTR)的运行稳定性.

本研究自行设计ABR耦合CSTR一体化工艺(图 1)，其由竖向导流板分为6个隔室，前4个格式均相同，为厌氧区，其下向流和上向流隔室水平宽度之比为1 ∶6，总有效容积为6.4 L； 第五、 六隔室分别为好氧(曝气)区和沉淀区，有效容积分别为1.45 L和0.9 L. 研究过程中，控制曝气量为60 L ·h^-1(表面气体上升流速为2.6 mm ·s^-1). 反应器置于水浴缸中，控制温度在30℃±1℃. 进水为混合污水(生活污水 ∶人工配水为1 ∶1)，以乙酸钠作为碳源，氯化铵为氮源，磷酸二氢钾为磷源，碳酸氢钠调节pH，各组分及微量元素含量见表 1.

图 1

Fig. 1

图 1 实验装置及工艺流程示意 Fig. 1 Experimental apparatus and process scheme

表 1(Table 1)

表 1 混合污水的组成 Table 1 Components of mixed sewage 组分 含量/mg·L-1 组分 含量/mg·L-1 组分 含量/mg·L-1 COD 750~850 CaCl2 44.8 CoCl2·6H2O 0.12 NH+4-N 60~150 MgSO4 49 ZnSO4·7H2O 0.12 TP 3~6 FeCl3·6H2O 1.5 NaMoO4·2H2O 0.06 H3BO3 0.15 CuSO4·5H2O 0.03 MnCl2·4H2O 0.12 KI 0.03

表 1 混合污水的组成 Table 1 Components of mixed sewage

厌氧区接种污泥取自前期运行稳定的厌氧颗粒污泥，接种后污泥浓度(MLSS)为5.5 g ·L^-1. 采用混合污水经过15 d的启动运行，出水水质稳定. 好氧区接种前期培养成熟的好氧颗粒污泥，接种后MLSS为6.2 g ·L^-1，污泥容积指数(SVI)为40 mL ·g^-1.

研究中，各常规分析指标均按国家标准方法测定^[11]. 其中，pH值采用雷磁PHSJ-4A型pH计测定； 溶解氧(DO)采用便携式DO测定仪测定； 颗粒形态及微生物相采用OLYMPUS CX41型显微镜检测； 颗粒污泥沉降速率采用清水静沉测速法测定； 颗粒污泥粒径分布采用筛分法测定.

控制好氧区沉淀时间为1 h，CSTR内C/N比由1逐渐降低至0.4，通过提高进水氨氮容积负荷[由0.89 kg ·(m³ ·d)^-1提高至2.23 kg ·(m³ ·d)^-1]，使得以氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria,AOB)为主的自养硝化菌在竞争中逐渐占据主导地位，为颗粒污泥实现亚硝化创造条件. 表 2所列为运行控制参数.

表 2(Table 2)

表 2 ABR-CSTR一体化工艺运行参数 Table 2 Operational parameters in ABR-CSTR coupled reactor 阶段 运行时间/d 好氧区 C/N 进水COD浓度 /mg·L-1 进水氨氮浓度 /mg·L-1 氨氮容积负荷 /kg·(m3·d)-1 Ⅰ 1~7 1 60 60 0.89 Ⅱ 8~19 0.67 60 90 1.34 Ⅲ 20~31 0.5 60 120 1.79 Ⅳ 32~45 0.4 60 150 2.23

表 2 ABR-CSTR一体化工艺运行参数Table 2 Operational parameters in ABR-CSTR coupled reactor

一体化反应器厌氧区接种污泥性能良好，出水水质稳定. 整个研究过程中，厌氧区对进水COD去除率均维持在90%以上，好氧区进水COD浓度得以控制在60 mg ·L^-1左右. 系统运行期间，厌氧区对氨氮几乎没有去除作用，且氨氮浓度略有升高，而在好氧区NH⁺₄-N被大量去除.

有研究表明，颗粒污泥中硝化细菌的数量和活性会随着进水中C/N比的减少而上升^{[12, 13, 14, 15]}. 本研究中好氧区进水C/N比由1降低至0.4，接种颗粒中的异养菌因缺乏基质而活性受到抑制； 与此同时，自养硝化细菌因底物充足，其活性得以提升. 氨氮去除率逐渐上升(图 2)，最终稳定在90%左右，系统中的污泥具有良好的硝化性能.

图 2

Fig. 2

图 2 好氧区进出水氨氮浓度及去除率 Fig. 2 Profile of NH4+-N in the influent/effluent and removal rate during the experiment

阶段Ⅰ，亚硝酸盐积累率在低于40%的范围内剧烈波动，硝化类型以全程硝化为主. 进入阶段Ⅱ，好氧区进水氨氮容积负荷提高至1.34 kg ·(m³ ·d)^-1，全程硝化逐渐向短程硝化转变(图 3). 当进水氨氮浓度和负荷分别至120 mg ·L^-1和1.79 kg ·(m³ ·d)^-1时(阶段Ⅲ)，出水亚硝酸盐积累率进一步提高至70%以上. 阶段Ⅳ，提高氨氮容积负荷至2.23 kg ·(m³ ·d)^-1，出水亚硝酸盐积累率逐渐趋于稳定并接近80%，且氨氮去除率接近90%，即好氧区实现良好的亚硝化效果.

图 3

Fig. 3

图 3 出水硝酸盐、 亚硝酸盐及亚硝酸盐积累率 Fig. 3 Profile of NO3--N, NO2--N in the effluent and nitrite accumulation rate during the experiment

AOB活性和数量上的优势是实现亚硝酸盐积累的根本原因. 本研究后期出水中伴有NO^-₃-N的存在(20 mg ·L^-1以下)，说明系统中存在一定数量的亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria,NOB)，但与AOB相比呈明显劣势. 分析其中原因如下.

(1) 温度 现有的短程硝化工艺一般将其温度控制在30~35℃^[16]. 罗远玲等^[17]研究发现30℃时AOB的活性要高于NOB，亚硝化颗粒污泥性能稳定且具有良好的絮凝和沉降性. 本研究中反应器置于恒温水浴缸，温度始终控制在30℃±1℃，即便如此，初始阶段并未实现亚硝酸盐的稳定积累，故温度对亚硝酸盐积累贡献较小.

(2) 泥龄(SRT) 本研究未对SRT进行定量控制. 前三阶段出水MLSS均有不同幅度的波动，直至Ⅳ阶段才最终稳定在20 mg ·L^-1以下，且好氧区污泥浓度也有不同程度的变化，而Ⅲ阶段开始系统便出现了较高的亚硝酸盐积累. 因此，与SHARON工艺不同，SRT不是本研究实现亚硝酸盐大量积累的关键因素.

(3)DO 有研究发现AOB对溶解氧的亲和力大于NOB，因此在对O₂的竞争中，NOB处于劣势^[18]，故低浓度溶解氧可能更适合AOB的生长同时抑制NOB，从而实现亚硝酸盐的积累^[19]. 本研究中，实现稳定亚硝化阶段(Ⅳ阶段)时，平均DO浓度(2.0 mg ·L^-1)反而大于初始阶段(1.7 mg ·L^-1). 值得注意的是，氨氮去除率却随着DO的增加而升高，故本研究中溶解氧是反应速率的限制因素，而非硝化类型的决定因素.

(4)游离氨(free ammonia，FA) 和游离亚硝酸(free nitrous acid，FNA)的共同抑制作用 有研究表明，当FA 浓度达到6 mg ·L^-1时就可完全抑制NOB 的生长； 而 FNA完全抑制NOB 和AOB 生长的浓度分别为0.02 mg ·L^-1和0.4 mg ·L^{-1 [20, 21, 22]}. 支霞辉等^[23]研究发现，当FA大于0.724 mg ·L^-1时会抑制NOB的生长而对AOB不产生抑制作用. 王振等^[24]认为，FA和FNA 对NOB具有联合抑制作用，能够实现NO^-₂-N累积的最佳抑制浓度分别为0.10 mg ·L^-1≤FA≤8.77 mg ·L^-1 和0.069 mg ·L^-1≤FNA≤0.249 mg ·L^-1. 尽管上述报道中FA，FNA的抑制浓度差异较大，但都反映了一个共同的趋势，即FA和FNA对NOB的抑制效应大于AOB.

本研究中好氧区进水氨氮容积负荷由0.89 kg ·(m³ ·d)^-1提高至2.23 kg ·(m³ ·d)^-1，FA平均浓度由Ⅰ阶段的1.45 mg ·L^-1提升至Ⅳ阶段的2.64 mg ·L^-1，亚硝酸盐积累率逐步提高并稳定维持在80%左右(图 4)，由此可见FA对于短程硝化的实现起到直接作用. FNA浓度与亚硝酸盐累积率同样呈现出良好的相关性(图 5).

图 4

Fig. 4

图 4 FA及亚硝酸盐积累率变化情况 Fig. 4 Profile of FA and nitrite accumulation rate during the experiment

图 5

Fig. 5

图 5 FNA、 氮损失率及亚硝酸盐积累率变化情况 Fig. 5 Profile of FA, nitrogen loss rate and nitrite accumulation rate during the experiment

然而，相比上述报道，本研究中FNA浓度似乎并未达到抑制NOB的程度. 分析认为，由于颗粒污泥内部因氧传质受限而形成的缺(厌)氧微环境，且好氧区存在一定数量异养反硝化所需的有机碳源以及好氧氨氧化产生的高价态氮，因而提供了实现反硝化的有利条件，导致了本研究中好氧区始终存在一定程度的氮损. 一方面，各阶段平均氮损逐渐减少[由Ⅰ阶段的31%减少到Ⅳ阶段的18%(见图 5)]，即颗粒内部产生碱度的反硝化过程相对而言越来越少； 另一方面随着氨氮去除率的提升，越来越多的氧化产物H⁺得以传送进颗粒内部. 总体使颗粒内部的pH趋于下降，故颗粒内部FNA浓度会高于外部混合液，而NOB较AOB分布于颗粒污泥更内层^[25]，因而在本研究后期，NOB所处环境的平均FNA浓度会远大于Ⅳ阶段的0.004 mg ·L^-1，从而实现FNA对NOB的抑制. 值得注意的是，在I阶段，尽管好氧区中也曾出现过高FA浓度现象，但并未发现稳定的亚硝酸盐积累，这有可能是因为在短程硝化启动后，FNA对于好氧区短程硝化的稳定维持具有不可替代的作用，这与韩晓宇等的研究结果相同，即在较高FA和FNA共同抑制NOB的作用下实现了稳定的亚硝酸盐积累^[26].

虽然，SHARON工艺被认为是在连续流反应器中实现亚硝化过程中最为成功的技术^[27,28]，然而在低HRT条件下，由于该工艺中污泥以絮体形式存在(SRT=HRT)，故较难实现高浓度AOB的积累，其亚硝酸盐积累速率一般仅为0.32~0.52 kg ·(m³ ·d)^{-1[29]. 本研究中好氧区接种高浓度的好氧颗粒污泥，在HRT为1.6 h的条件下，亚硝酸盐累积速率可达1.78 kg ·(m3 ·d)-1. 可见，连续流亚硝化颗粒污泥系统在高效生物脱氮技术方面具有巨大发展潜力.}

好氧区接种的污泥为实验室ABR-CSTR一体化工艺中培养成熟的好氧颗粒污泥，外观为淡黄色，呈现较为规则的圆形或椭圆形[图 6(a)]. 系统运行初期，好氧区不断产生絮状污泥，部分颗粒污泥发生解体现象，第Ⅰ阶段出水SS在波动中不断上升，一度高达180 mg ·L^-1(图 7)； 此时好氧区颗粒污泥完整性发生明显恶化，边缘毛糙、 表面存在较多丝状体[图 6(b)]； 此外，Ⅰ阶段颗粒污泥沉降性能也变差(图 8)，平均沉降速度由接种时的40.6 m ·h^-1下降至21.9 m ·h^-1. Ⅱ阶段，出水SS略有减少，但仍然在60 mg ·L^-1以上，污泥解体现象稍有好转但依然存在. 进入Ⅲ阶段以后，出水SS与平均沉降速率均得到大幅改善. 实验尾期，出水SS低于20 mg ·L^-1，且平均沉降速率达到50 m ·h^-1以上，颗粒污泥呈现黄色，结构密实、 边缘清晰[图 6(d)]，粒径>1.6 mm及粒径<0.8 mm的颗粒较接种前分别减少和增加(图 9). 而粒径大小与氮损之间有重要联系，粒径减小，其内部缺(厌)氧区域比例相对减小，则反硝化程度减弱. 本研究中粒径变化规律与图 5所示氮损变化规律一致.

图 6

Fig. 6

图 6 好氧区颗粒污泥形态变化 Fig. 6 Variation in morphology of granules during cultivation

图 7

Fig. 7

图 7 好氧区出水SS变化情况 Fig. 7 Variations of MLSS in effluent zone in the aerobic zone during the experiment

图 8

Fig. 8

图 8 好氧区颗粒污泥沉降速率变化情况 Fig. 8 Variations of average settling velocity of granules in the aerobic zone during the experiment

图 9

Fig. 9

图 9 接种前后好氧区颗粒污泥粒径分布比较 Fig. 9 Comparison of size distribution of sludge in the aerobic zone on day 1 and day 45

本研究中，为了实现好氧区颗粒污泥的亚硝化，通过调低曝气量(由接种时的100 L ·h^-1下降至45 L ·h^-1)以控制好氧区内溶解氧浓度在较低范围内. 此外，为了更好地富集慢速生长的AOB，好氧区沉淀时间由接种时的0.75 h增加到1 h，从而导致沉淀池表面负荷由原先的1.88 m³ ·(m² ·h)^-1下降至1.41 m³ ·(m² ·h)^-1. 上述两方面的改变，造成好氧区水力剪切力变小，而该力对颗粒污泥的形成和稳定起着至关重要的作用，Kishida等^[30]认为反应器内水力流态和剪切力的改变，很大程度上影响了颗粒污泥表面微生物的剥离，较高的水力剪切力所培养出的颗粒污泥，其粒径也较大，而剪切力较小时颗粒粒径也会减小，最终，粒径与剪切力达到平衡状态.

虽然运行初期，好氧区颗粒出现解体现象，但从宏观上看，好氧区污泥始终保持颗粒状态，且随着反应器的继续运行，解体现象得以改善. 尽管如此，好氧区出现絮体现象始终无法回避. 图 10表明了各个运行阶段好氧区混合液中絮体污泥质量浓度以及絮体污泥与颗粒污泥质量比k的变化情况.

图 10

Fig. 10

图 10 好氧区混合液中絮体污泥质量浓度以及絮体污泥与颗粒污泥质量比的变化情况 Fig. 10 Variations of the concentration of the flocs and the Quality ratio of floc sludge and granular sludge of the mixed liquor in the aerobic zone during the experiment

前两阶段该比值不断增加，一度逼近3%，Ⅱ阶段末期k值出现明显回落，Ⅳ阶段时稳定在0.2%左右. 分析认为，好氧区产生的絮体污泥可能来自两个方面: 一方面，从好氧区MLSS的变化(从接种时的6 200 mg ·L^-1下降到Ⅱ阶段的4 200 mg ·L^-1)可以证实颗粒污泥的解体对絮体现象有一定贡献，这与阴方芳等^[31]研究一致； 另一方面，由于本系统是厌氧耦合好氧工艺，尽管前端ABR对有机物的去除率已达到很高水平(平均去除率维持在92%以上)，但仍有一部分有机物无法通过厌氧的方式进行降解，故始终存在一定浓度的有机物(COD厌氧出水浓度约为60 mg ·L^-1左右)交由好氧区内异养微生物来降解，而其增殖速率很大，这就可能造成絮体污泥的大量产生. 值得注意的是，絮体现象并没有一直恶化下去. 随着系统的运行，絮体污泥逐渐转化为粒径较小的颗粒污泥，Ⅳ阶段时絮体污泥与颗粒污泥的质量浓度分别为12 mg ·L^-1与6 500 mg ·L^-1. 高景峰等^[32]认为，胞外聚合物(EPS)的产量及空间分布对好氧颗粒污泥长期稳定维持起着至关重要的作用，并指出低底物浓度梯度不利于颗粒污泥的稳定维持. 本研究采用连续流一体化工艺，旨在好氧区培养以自养型AOB为优势种群的亚硝化颗粒污泥. 虽然硝化菌EPS产率较低，但好氧区始终存在一定浓度的有机物保证了一定数量异养微生物的生长，其产生的EPS分散于絮体污泥中，从而加速了絮体颗粒化的过程，恰如Tsuneda等^[33]通过投加异养微生物产生的EPS来强化硝化生物膜快速形成. 此外，本研究中颗粒污泥大量富集生长缓慢的硝化细菌，该特征使其对连续进水所造成的低底物浓度梯度较普通好氧颗粒污泥表现出更好的稳定性^[34,35].

(1)采用ABR-CSTR一体化工艺，好氧区接种成熟的好氧颗粒污泥，控制沉淀时间为1 h，C/N比由1逐渐降低至0.5，逐步提高好氧区进水氨氮容积负荷[由0.89 kg ·(m³ ·d)^-1提高至2.23 kg ·(m³ ·d)^-1]. 系统运行45 d后，成功将好氧颗粒污泥调控至具有亚硝化功能，出水亚硝酸盐积累率稳定在80%左右. 亚硝酸盐累积速率达1.78 kg ·(m³ ·d)^-1.

(2)FA和FNA共同抑制作用是实现稳定和维持亚硝酸盐积累的关键因素，温度、 泥龄以及溶解氧在本研究中不起决定性作用.

(3)一定数量的有机碳源促进了絮体颗粒化，而大量富集慢速生长的硝化细菌对颗粒的稳定维持起重要作用.