亞硝化作為許多新型生物脫氮工藝如SHARON工藝、 亞硝化-厭氧氨氧化工藝等的基礎(chǔ)環(huán)節(jié)，其處理效果及穩(wěn)定性是廢水脫氮的關(guān)鍵[1, 2, 3]. 但實(shí)際研究中亞硝化存在污泥難以持留及增長(zhǎng)、 抗沖擊負(fù)荷能力差、 長(zhǎng)期運(yùn)行容易失穩(wěn)而轉(zhuǎn)向全程硝化等問題，使得該亞硝化技術(shù)無法向工程應(yīng)用領(lǐng)域大規(guī)模推廣. 顆粒污泥比絮狀污泥具有更好的持留富集性能和傳質(zhì)條件[4]，因而將顆�；�技術(shù)應(yīng)用于廢水處理的亞硝化環(huán)節(jié)，有望獲得高效穩(wěn)定的處理效果.

　　盡管亞硝化顆粒污泥的培養(yǎng)已有成功報(bào)道，但多數(shù)研究是在具有較大高徑比、 運(yùn)行模式特殊的柱形SBR中進(jìn)行的[5]，而該類工藝無法應(yīng)用于現(xiàn)存實(shí)際工程的改造或升級(jí)[6]. 因此，通常采用常規(guī)的運(yùn)行模式更利于實(shí)際工程的應(yīng)用[7,8]; 此外，多數(shù)研究均采用自配無機(jī)或低C/N比廢水[9]，而對(duì)于同時(shí)含有較高濃度有機(jī)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(zhēng)奪氧的局面，當(dāng)異養(yǎng)菌數(shù)量較多時(shí)，自養(yǎng)菌對(duì)氧的親和力就會(huì)大大下降[10]，因而會(huì)對(duì)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(jìn)，實(shí)現(xiàn)耦合運(yùn)行. 利用ABR良好的節(jié)能去碳能力，在ABR段完成有機(jī)物的降解，同時(shí)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(yùn)行穩(wěn)定性.

　　1 材料與方法

　　1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與進(jìn)水水質(zhì)

　　本研究自行設(shè)計(jì)ABR耦合CSTR一體化工藝(圖 1)，其由豎向?qū)Я靼宸譃?個(gè)隔室，前4個(gè)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(曝氣)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(表面氣體上升流速為2.6 mm ·s-1). 反應(yīng)器置于水浴缸中，控制溫度在30℃±1℃. 進(jìn)水為混合污水(生活污水 ∶人工配水為1 ∶1)，以乙酸鈉作為碳源，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(shí)驗(yàn)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(yùn)行穩(wěn)定的厭氧顆粒污泥，接種后污泥濃度(MLSS)為5.5 g ·L-1. 采用混合污水經(jīng)過15 d的啟動(dòng)運(yùn)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)(SVI)為40 mL ·g-1.

　　研究中，各常規(guī)分析指標(biāo)均按國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[11]. 其中，pH值采用雷磁PHSJ-4A型pH計(jì)測(cè)定; 溶解氧(DO)采用便攜式DO測(cè)定儀測(cè)定; 顆粒形態(tài)及微生物相采用OLYMPUS CX41型顯微鏡檢測(cè); 顆粒污泥沉降速率采用清水靜沉測(cè)速法測(cè)定; 顆粒污泥粒徑分布采用篩分法測(cè)定.

　　1.2 研究過程

　　控制好氧區(qū)沉淀時(shí)間為1 h，CSTR內(nèi)C/N比由1逐漸降低至0.4，通過提高進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷[由0.89 kg ·(m3 ·d)-1提高至2.23 kg ·(m3 ·d)-1]，使得以氨氧化細(xì)菌為主的自養(yǎng)硝化菌在競(jìng)爭(zhēng)中逐漸占據(jù)主導(dǎo)地位，為顆粒污泥實(shí)現(xiàn)亞硝化創(chuàng)造條件. 表 2所列為運(yùn)行控制參數(shù).

 

　　表 2 ABR-CSTR一體化工藝運(yùn)行參數(shù)

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 運(yùn)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(gè)研究過程中，厭氧區(qū)對(duì)進(jìn)水COD去除率均維持在90%以上，好氧區(qū)進(jìn)水COD濃度得以控制在60 mg ·L-1左右. 系統(tǒng)運(yùn)行期間，厭氧區(qū)對(duì)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，顆粒污泥中硝化細(xì)菌的數(shù)量和活性會(huì)隨著進(jìn)水中C/N比的減少而上升[12, 13, 14, 15]. 本研究中好氧區(qū)進(jìn)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(shí)，自養(yǎng)硝化細(xì)菌因底物充足，其活性得以提升. 氨氮去除率逐漸上升(圖 2)，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(jìn)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(dòng)，硝化類型以全程硝化為主. 進(jìn)入階段Ⅱ，好氧區(qū)進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷提高至1.34 kg ·(m3 ·d)-1，全程硝化逐漸向短程硝化轉(zhuǎn)變(圖 3). 當(dāng)進(jìn)水氨氮濃度和負(fù)荷分別至120 mg ·L-1和1.79 kg ·(m3 ·d)-1時(shí)(階段Ⅲ)，出水亞硝酸鹽積累率進(jìn)一步提高至70%以上. 階段Ⅳ，提高氨氮容積負(fù)荷至2.23 kg ·(m3 ·d)-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(shí)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(shì)是實(shí)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(20 mg ·L-1以下)，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(shì). 分析其中原因如下.

　　(1) 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(yuǎn)玲等[17]研究發(fā)現(xiàn)30℃時(shí)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(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的穩(wěn)定積累，故溫度對(duì)亞硝酸鹽積累貢獻(xiàn)較小.

　　(2) 泥齡(SRT) 本研究未對(duì)SRT進(jìn)行定量控制. 前三階段出水MLSS均有不同幅度的波動(dòng)，直至Ⅳ階段才最終穩(wěn)定在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(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽大量積累的關(guān)鍵因素.

　　(3)DO 有研究發(fā)現(xiàn)AOB對(duì)溶解氧的親和力大于NOB，因此在對(duì)O2的競(jìng)爭(zhēng)中，NOB處于劣勢(shì)[18]，故低濃度溶解氧可能更適合AOB的生長(zhǎng)同時(shí)抑制NOB，從而實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的積累[19]. 本研究中，實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定亞硝化階段(Ⅳ階段)時(shí)，平均DO濃度(2.0 mg ·L-1)反而大于初始階段(1.7 mg ·L-1). 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.

　　(4)游離氨 和游離亞硝酸的共同抑制作用 有研究表明，當(dāng)FA 濃度達(dá)到6 mg ·L-1時(shí)就可完全抑制NOB 的生長(zhǎng); 而 FNA完全抑制NOB 和AOB 生長(zhǎng)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(shí)會(huì)抑制NOB的生長(zhǎng)而對(duì)AOB不產(chǎn)生抑制作用. 王振等[24]認(rèn)為，F(xiàn)A和FNA 對(duì)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(bào)道中FA，F(xiàn)NA的抑制濃度差異較大，但都反映了一個(gè)共同的趨勢(shì)，即FA和FNA對(duì)NOB的抑制效應(yīng)大于AOB.

　　本研究中好氧區(qū)進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷由0.89 kg ·(m3 ·d)-1提高至2.23 kg ·(m3 ·d)-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)定維持在80%左右(圖 4)，由此可見FA對(duì)于短程硝化的實(shí)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 5).

　　圖 4 FA及亞硝酸鹽積累率變化情況

　　圖 5 FNA、 氮損失率及亞硝酸鹽積累率變化情況

　　然而，相比上述報(bào)道，本研究中FNA濃度似乎并未達(dá)到抑制NOB的程度. 分析認(rèn)為，由于顆粒污泥內(nèi)部因氧傳質(zhì)受限而形成的缺(厭)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(jī)碳源以及好氧氨氧化產(chǎn)生的高價(jià)態(tài)氮，因而提供了實(shí)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%(見圖 5)]，即顆粒內(nèi)部產(chǎn)生堿度的反硝化過程相對(duì)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(jìn)顆粒內(nèi)部. 總體使顆粒內(nèi)部的pH趨于下降，故顆粒內(nèi)部FNA濃度會(huì)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(huì)遠(yuǎn)大于Ⅳ階段的0.004 mg ·L-1，從而實(shí)現(xiàn)FNA對(duì)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)定的亞硝酸鹽積累，這有可能是因?yàn)樵诙坛滔趸瘑��?dòng)后，F(xiàn)NA對(duì)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(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的亞硝酸鹽積累[26].

　　雖然，SHARON工藝被認(rèn)為是在連續(xù)流反應(yīng)器中實(shí)現(xiàn)亞硝化過程中最為成功的技術(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(SRT=HRT)，故較難實(shí)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 ·(m3 ·d)-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(dá)1.78 kg ·(m3 ·d)-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(shí)驗(yàn)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(a)]. 系統(tǒng)運(yùn)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(dòng)中不斷上升，一度高達(dá)180 mg ·L-1(圖 7); 此時(shí)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(b)]; 此外，Ⅰ階段顆粒污泥沉降性能也變差(圖 8)，平均沉降速度由接種時(shí)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(jìn)入Ⅲ階段以后，出水SS與平均沉降速率均得到大幅改善. 實(shí)驗(yàn)尾期，出水SS低于20 mg ·L-1，且平均沉降速率達(dá)到50 m ·h-1以上，顆粒污泥呈現(xiàn)黃色，結(jié)構(gòu)密實(shí)、 邊緣清晰[圖 6(d)]，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(圖 9). 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(厭)氧區(qū)域比例相對(duì)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

　　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(shí)現(xiàn)好氧區(qū)顆粒污泥的亞硝化，通過調(diào)低曝氣量(由接種時(shí)的100 L ·h-1下降至45 L ·h-1)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(zhǎng)的AOB，好氧區(qū)沉淀時(shí)間由接種時(shí)的0.75 h增加到1 h，從而導(dǎo)致沉淀池表面負(fù)荷由原先的1.88 m3 ·(m2 ·h)-1下降至1.41 m3 ·(m2 ·h)-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(duì)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(rèn)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(shí)顆粒粒徑也會(huì)減小，最終，粒徑與剪切力達(dá)到平衡狀態(tài).

　　雖然運(yùn)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(yùn)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(gè)運(yùn)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(shí)穩(wěn)定在0.2%左右. 分析認(rèn)為，好氧區(qū)產(chǎn)生的絮體污泥可能來自兩個(gè)方面: 一方面，從好氧區(qū)MLSS的變化(從接種時(shí)的6 200 mg ·L-1下降到Ⅱ階段的4 200 mg ·L-1)可以證實(shí)顆粒污泥的解體對(duì)絮體現(xiàn)象有一定貢獻(xiàn)，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(duì)有機(jī)物的去除率已達(dá)到很高水平(平均去除率維持在92%以上)，但仍有一部分有機(jī)物無法通過厭氧的方式進(jìn)行降解，故始終存在一定濃度的有機(jī)物(COD厭氧出水濃度約為60 mg ·L-1左右)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(yùn)行，絮體污泥逐漸轉(zhuǎn)化為粒徑較小的顆粒污泥，Ⅳ階段時(shí)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(rèn)為，胞外聚合物(EPS)的產(chǎn)量及空間分布對(duì)好氧顆粒污泥長(zhǎng)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(shì)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(jī)物保證了一定數(shù)量異養(yǎng)微生物的生長(zhǎng)，其產(chǎn)生的EPS分散于絮體污泥中，從而加速了絮體顆�；�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(qiáng)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(zhǎng)緩慢的硝化細(xì)菌，該特征使其對(duì)連續(xù)進(jìn)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http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1)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(shí)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(jìn)水氨氮容積負(fù)荷[由0.89 kg ·(m3 ·d)-1提高至2.23 kg ·(m3 ·d)-1]. 系統(tǒng)運(yùn)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)定在80%左右. 亞硝酸鹽累積速率達(dá)1.78 kg ·(m3 ·d)-1.

　　(2)FA和FNA共同抑制作用是實(shí)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.

　　(3)一定數(shù)量的有機(jī)碳源促進(jìn)了絮體顆粒化，而大量富集慢速生長(zhǎng)的硝化細(xì)菌對(duì)顆粒的穩(wěn)定維持起重要作用.（來源及作者：蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院  巫愷澄  吳鵬  沈耀良 李月寒 王建芳 徐樂中  ）