高效、 穩(wěn)定的亞硝化技術(shù)一直是廢水生物脫氮領(lǐng)域的研究熱點之一[1, 2, 3, 4, 5]，但因其功能菌(氨氧化細(xì)菌，AOB)具有生長速率慢、 細(xì)胞產(chǎn)率低、 對環(huán)境變化敏感等特點，以及系統(tǒng)中亞硝酸鹽氧化細(xì)菌(NOB)影響的頻繁出現(xiàn)[6,7]，使得該亞硝化技術(shù)在工程應(yīng)用中受到很大限制. 目前，亞硝化技術(shù)最成功的應(yīng)用是由荷蘭代爾夫特理工大學(xué)開發(fā)的SHARON工藝[8]，然而，由于該工藝無污泥截留能力(HRT=SRT)導(dǎo)致的較低運(yùn)行負(fù)荷[9]，使得亞硝化成為整個脫氮過程的限制性環(huán)節(jié)[10,11].

　　好氧顆粒污泥工藝由于其具有較高的生物濃度、 較強(qiáng)的抗沖擊能力、 優(yōu)良的沉降性能以及無需外加填料等特點受到環(huán)境領(lǐng)域研究者的青睞[12]. 以AOB為優(yōu)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(yīng)器生物截留能力，還可大大提升反應(yīng)器中亞硝化反應(yīng)速率，該技術(shù)已被眾多的研究報道證實[1, 13, 14]. 然而，如何快速實現(xiàn)污泥的顆�；�仍是好氧顆粒污泥技術(shù)研究和應(yīng)用的瓶頸之一[12,15].

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

　　在實際工程應(yīng)用中連續(xù)流一般是環(huán)保工程師的首選工藝模式[2, 15, 20]. 雖然，在連續(xù)流反應(yīng)器中培養(yǎng)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(xù)流反應(yīng)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(xiàn)污泥的顆�；�，然后將顆粒接種于連續(xù)流反應(yīng)器，可能是推廣顆粒污泥技術(shù)應(yīng)用的途徑之一. 盡管該途徑已有少量的文獻(xiàn)報道[1, 2, 14]，但關(guān)于顆粒污泥接種至連續(xù)流反應(yīng)器后的動態(tài)變化信息還非常有限.

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

　　1 材料與方法

　　1.1 研究裝置及運(yùn)行條件

　　實驗所用裝置為合建式連續(xù)流CSTR反應(yīng)器如圖 1所示，由有機(jī)玻璃制成，分曝氣區(qū)和沉淀區(qū)兩部分，有效容積分別為1.5 L、 0.6 L.曝氣區(qū)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(tǒng)提供溶解氧和剪切力; 控制反應(yīng)器進(jìn)水氨氮負(fù)荷為3 kg ·(m3 ·d)-1，水力停留時間(HRT)為4 h; 反應(yīng)器于室溫(25～30℃)條件下運(yùn)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(jīng)培養(yǎng)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(jī)含氮廢水(見表 1). 通過投加碳酸氫鈉控制進(jìn)水pH在7.8～8.0.

　　圖 2 硝化顆粒污泥形態(tài)

　　表 1 人工配制原水的組成

　　1.3 分析方法

　　MLSS: 標(biāo)準(zhǔn)重量法; 氨氮: 納氏試劑比色法; 亞硝態(tài)氮: N-(1-萘基)-乙二胺光度法; 硝態(tài)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(tài)通過OLYMPUS CX41型顯微鏡及數(shù)碼相機(jī)觀察，顆粒污泥粒徑分布采用篩分法; 從反應(yīng)器中隨機(jī)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(wǎng)上的顆粒質(zhì)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(zhì)量分?jǐn)?shù).

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 顆粒污泥物理特性和形態(tài)變化

　　接種的亞硝化顆粒污泥為實驗室SBR中培養(yǎng)成熟的亞硝化顆粒污泥[13]，外觀為棕黃色，結(jié)構(gòu)密實，具有規(guī)則的外形和清晰的邊緣[圖 2、 圖 3(a)]. 為了便于考察反應(yīng)器構(gòu)型對顆粒污泥的影響特性，CSTR的初始運(yùn)行控制參數(shù)和SBR保持基本一致，如氣體上升流速、 進(jìn)水氮容積負(fù)荷、 進(jìn)水基質(zhì)濃度、 MLSS、 水力停留時間(HRT)以及溫度等. CSTR運(yùn)行初期反應(yīng)器內(nèi)不斷產(chǎn)生絮狀污泥，前兩周內(nèi)出水SS呈上升趨勢，在隨后的兩周內(nèi)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(xiàn)惡化，第15 d時的顆粒污泥外觀較接種時呈現(xiàn)明顯的模糊、 不規(guī)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(yīng)器運(yùn)行的前一個月內(nèi)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(yīng)器構(gòu)型的變化造成了顆粒污泥的解體.

　　圖 3 CSTR中污泥形態(tài)變化

　　圖 4 反應(yīng)器運(yùn)行過程中出水SS的變化

　　圖 5 反應(yīng)器運(yùn)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(yùn)行初期出現(xiàn)了顆粒污泥解體現(xiàn)象，但顆粒態(tài)仍是反應(yīng)器中占絕對優(yōu)勢的污泥形態(tài)，且隨著反應(yīng)器的繼續(xù)運(yùn)行解體現(xiàn)象逐漸得到改善.

　　約從反應(yīng)器運(yùn)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(fù)到120m ·h-1以上(圖 5).圖 6所示為第80 d時CSTR內(nèi)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(zhì)量分?jǐn)?shù)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(zhì)量分?jǐn)?shù)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(yùn)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(tài)[圖 3(e)].

　　圖 6 第80 d時CSTR中污泥粒徑分布

　　反應(yīng)器構(gòu)型對包括水流模式、 剪切力大小和方向、 傳質(zhì)效率及基質(zhì)在流體中的分布等水力因素產(chǎn)生重要影響[12]. 研究發(fā)現(xiàn)完全混合式反應(yīng)器與柱狀上流式反應(yīng)器呈現(xiàn)不同的水力動力學(xué)形態(tài)[22,23]. Kishida[24]指出由于反應(yīng)器構(gòu)型和污泥混合條件的改變造成反應(yīng)器內(nèi)水力流態(tài)和剪切力發(fā)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(tài)和剪切力也較高，而當(dāng)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(dá)到平衡狀態(tài). 高景峰等[25]針對普通好氧顆粒污泥的研究證實，連續(xù)進(jìn)水方式造成的低底物濃度梯度不利于顆粒污泥的穩(wěn)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(wěn)定維持起著至關(guān)重要的作用. 本研究針對以自養(yǎng)微生物為優(yōu)勢種群的亞硝化顆粒污泥進(jìn)行，硝化細(xì)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(chǎn)率，加之研究過程中始終沒有發(fā)現(xiàn)絲狀菌的產(chǎn)生，可見與高景峰等[25]研究不同. 也許正如Torà等[2]分析,連續(xù)進(jìn)水造成的低底物濃度梯度對自養(yǎng)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(qiáng)選擇壓的CSTR反應(yīng)器，而這些在普通好氧顆粒污泥形成和穩(wěn)定維持方面發(fā)揮重要作用的因素對于以慢速生長型細(xì)菌為優(yōu)勢種群的硝化顆粒污泥似乎并不重要[13,27]; 另外，關(guān)于生物膜的研究表明水力流態(tài)或剪切力的作用和微生物的比生長速率相關(guān)，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(yīng)當(dāng)適當(dāng)減小[28]. 然而，本研究除反應(yīng)器構(gòu)型(CSTR)和進(jìn)水模式與顆粒污泥接種前所處的(SBR)不同之外，其他主要運(yùn)行控制參數(shù)基本保持一致，據(jù)此可以得出反應(yīng)器的構(gòu)型和進(jìn)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(jī)制還有待深入研究.

　　對于反應(yīng)器運(yùn)行中出現(xiàn)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(jié)論一致. 但污泥流失的問題并沒有一直惡化下去，隨著反應(yīng)器的運(yùn)行絮體污泥逐漸轉(zhuǎn)化為小粒徑顆粒污泥[圖 3(e)]，出水中懸浮物穩(wěn)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(wěn)定歸結(jié)為反應(yīng)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(chǎn)率; Kishida等[14]就CSTR中粒徑分布狀況的改變和小粒徑污泥的產(chǎn)生解釋為進(jìn)水水質(zhì)的變化和水力流態(tài)的變化兩種可能，并認(rèn)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(jié)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(tài). 然而，本研究發(fā)現(xiàn)粒徑<0.3 mm的污泥不僅在數(shù)量上發(fā)生了由少到多的逐漸積累，而且在形態(tài)上經(jīng)歷了由運(yùn)行前期的以絮體為主到中后期的基本完全顆�；�的變化過程. 可見，與有關(guān)研究不同[14,25]，本研究中蘊(yùn)含了CSTR中硝化顆粒污泥的培養(yǎng)過程，并且該過程所用時間(少于2個月)遠(yuǎn)低于一般硝化顆粒污泥的培養(yǎng)過程[21,29]. 分析認(rèn)為雖然硝化細(xì)菌的EPS產(chǎn)生能力較低，但是由于接種的成熟亞硝化顆粒污泥內(nèi)已經(jīng)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�；�，正如Tsuneda等[26]通過投加異養(yǎng)微生物產(chǎn)生的EPS強(qiáng)化硝化生物膜快速形成的研究報道.

　　2.2 氮轉(zhuǎn)化特性的變化

　　圖 7 CSTR運(yùn)行概況

　　反應(yīng)器構(gòu)型的改變不但致使顆粒污泥的理化特性發(fā)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(yùn)行狀況，從中可以看出，在CSTR運(yùn)行前期(前一個月)NH+4-N去除效果呈現(xiàn)較大波動，出水中NO-2-N和NO-3-N濃度亦隨之變化難穩(wěn). 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(dú)特的微生物種群分布規(guī)律[31,32]，然而，反應(yīng)器構(gòu)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(guī)律也隨之被打破，絮體污泥在不斷產(chǎn)生的同時亦隨出水不斷流失(圖 4)，加之反應(yīng)器中蘊(yùn)含的絮體污泥的顆�；�過程，因此，在上述各過程達(dá)到動態(tài)平衡之前硝化反應(yīng)亦難以穩(wěn)定. 當(dāng)CSTR運(yùn)行至約30 d時，出水中NH+4-N、 NO-2-N和NO-3-N開始趨于穩(wěn)定，并在隨后的運(yùn)行中一直保持. 正如2.1節(jié)中所述，在CSTR運(yùn)行的中后期反應(yīng)器中污泥的形態(tài)與運(yùn)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(xiàn)顆�；痆圖 3(d)和3(e)]，且出水SS也趨于穩(wěn)定(圖 4)，說明反應(yīng)器中微生物逐漸構(gòu)建了新的微生態(tài)平衡系統(tǒng)，保證了CSTR穩(wěn)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?zāi)┢贑STR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(yuǎn)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(dāng)然，對于不利于亞硝酸鹽累積的亞硝酸鹽氧化過程也呈現(xiàn)出相似的規(guī)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(chǎn)生速率μ(NO-3-N)[圖 8(a)]，第80 d時CSTR內(nèi)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(guān)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(yīng)器構(gòu)型的改變對亞硝化率沒有顯著影響. 本研究認(rèn)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(shù)量; 其次類似于SHARON工藝的控制策略[8]，尤其在CSTR運(yùn)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(yīng)器中NOB累積的幾率; 另外，大量的研究已經(jīng)證實AOB比NOB更易在顆�；�污泥中成為優(yōu)勢種群[1, 31, 33, 34]，在CSTR運(yùn)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(xiàn)顆粒化，重新形成了利于AOB為種群優(yōu)勢的污泥形態(tài)，保證了出水中亞硝酸鹽累積率的穩(wěn)定.具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1)從SBR到CSTR的反應(yīng)器構(gòu)型和進(jìn)水模式的變化造成了部分亞硝化顆粒污泥的解體，運(yùn)行約1個月后，解體現(xiàn)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(tài)污泥是CSTR中占絕對優(yōu)勢的污泥形態(tài).

　　(2)CSTR中實現(xiàn)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(yīng)器較低的HRT對該過程有重要貢獻(xiàn).

　　(3)反應(yīng)器構(gòu)型和進(jìn)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(chǎn)生速率μ(NO-3-N).