隨著水體富營養化問題的加劇，日趨嚴格的廢水排放標準對生物脫氮工藝提出了更高的要求，如何實現高效、低耗脫氮成為污水脫氮領域研究的難點與熱點之一。眾多研究表明，以亞硝化過程為基礎的短程硝化反硝化、厭氧氨氧化、完全自養脫氮等新型生物脫氮工藝表現出巨大的發展潛力和應用前景。然而，由于氨氧化細菌（AOB）生長速率緩慢、細胞產率低、對環境變化敏感以及亞硝酸鹽氧化細菌（NOB）的影響，很大程度上限制了新型脫氮工藝的推廣應用。

微生物通過自凝聚形成的顆粒污泥具有沉淀性能好、微生物種群多樣化、耐沖擊負荷能力強等優點，受到研究者廣泛關注。利用顆粒污泥良好的微生物截留能力富集氨氧化菌，獲得兼具沉降性能好與亞硝化能力高兩方面優點的亞硝化顆粒污泥，在改善前述亞硝化限制方面具有巨大潛力。目前，關于亞硝化顆粒污泥的研究大多采用間歇式柱形SBR。柱形SBR獨特的反應器構型以及運行模式創造了利于顆粒污泥形成的諸多條件，如較強的物理選擇壓、貧/富營養交替選擇機制等。然而，現行污水處理設施以連續運行模式為主，且設施構型無高徑比要求（即高徑比較低）。另外，由于時間上的推流運行無法形成穩態的反應過程，顆粒污泥在SBR中難以保持長期穩定的顆粒結構。穩定的連續流式反應器不僅具有較少的運行基建費用和更簡便的操作控制等優勢，而且比間歇式SBR更適合用于顆粒污泥的長期穩定運行。因此，研究連續流反應器中顆粒污泥的培養與調控更具實踐意義。

目前，關于連續流反應器內培養顆粒污泥的研究報道中，反應器的結構一般較為復雜，運行操作上也有較高的要求，筆者研究采用與實際污水處理構筑物類似、結構最為簡單的合建式曝氣沉淀池（長寬高的比值為8∶4∶15），接種普通活性污泥，探索連續流式反應器中活性污泥的顆粒化過程以及亞硝化調控策略，旨在為高效生物脫氮技術的開發和應用提供更具實踐意義的科學依據和經驗借鑒。

1實驗材料與方法
1.1實驗裝置與運行
實驗采用合建式連續流完全混合反應器，實驗裝置如圖1所示。

該反應器由有機玻璃制成，長、寬、高分別為16、8、30cm，由曝氣區和沉淀區組成，曝氣區與沉淀區長度均為8cm，有效容積分別為1.45、0.9L，曝氣區與沉淀區之間設有可調污泥回流縫，以便根據需要調節和控制污泥回流量。反應器底部裝有曝氣裝置，為污泥系統提供溶解氧和剪切力，通過流量計控制曝氣量為100L/h（表面上升流速為43mm/s，DO＞3mg/L）。反應器置于水浴缸中，運行溫度控制在30~35℃。反應器具體運行參數如表1所示。

1.2污泥來源與實驗用水水質
實驗所用接種污泥取自蘇州新區第一污水廠氧化溝好氧區，經過悶曝、靜置濃縮后進行接種，反應器接種后MLSS為4500mg/L，SVI為48mL/g。由進水泵連續進水，以乙酸鈉和氯化銨配制的人工配水作原水，組分如表2所示（用碳酸氫鈉調節進水pH為7.8~8.1）。

1.3測定項目與分析方法
COD：重鉻酸鉀法；NH4+-N：納氏試劑分光光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺光度法；NO3--N：紫外分光光度法；pH由雷磁PHSJ-4A型pH計測定；DO：便攜式DO測定儀；SVI：30min沉降法；MLSS和MLVSS：重量法；顆粒形態及微生物相：OLYMPUSCX41型顯微鏡；顆粒污泥沉降速率：清水靜沉測速法。顆粒污泥粒徑分布：篩分法，從反應器中取出50mL顆粒污泥，清洗后，分別通過孔徑為2.5、1.6、1.25、0.8、0.58mm的分樣篩，將留在篩網上的顆粒污泥烘干稱重，最終確定每一部分所占比例。

2結果與討論
研究由培養好氧顆粒污泥同時富集硝化細菌的思路出發〔5〕，從污泥接種到亞硝化顆粒污泥形成，由實驗結果分為好氧顆粒污泥培養（第Ⅰ~Ⅳ階段）及亞硝化效能調控（第Ⅴ~Ⅶ階段）兩個階段。

2.1絮狀污泥的顆粒化過程
選擇壓是顆粒污泥形成的重要驅動力之一〔6〕。縮短水力停留時間（HRT），提升沉淀區過水表面負荷，是連續流CSRT中形成較強水力選擇壓的重要手段〔7〕。研究中HRT從2h逐步降為0.5h，反應器中污泥形態發生明顯變化，即由接種時的褐色絮狀污泥逐漸轉變為微小聚集體，此時的聚集體邊緣不規則、表面存在較多絲狀體；在HRT為0.5h的條件下，CSTR繼續運行至第85天時，反應器內絮體污泥基本消失，淡黃色污泥聚集體數量大幅上升，具有了清晰、規則的顆粒邊緣，粒徑分布在0.3~0.6mm的范圍；隨著反應器的繼續運行，顆粒尺寸進一步增大，結構更加密實，邊緣更加清晰，呈現較為規則的圓形或橢圓形，顆粒污泥顏色由淡黃色逐漸變為黃色。

觀察第125天時反應器內顆粒污泥的粒徑分布，結果發現：粒徑在0~0.58、0.58~0.8、0.8~1.25、1.25~1.6、1.6~2.5mm和大于2.5mm范圍的顆粒污泥所占總污泥質量分數分別為0.4%、21.19%、32.87%、22.57%、12.08%和10.89%，即反應器中粒徑大于0.58mm的污泥成絕對優勢（約為99%）。根據M.K.deKreuk等〔8〕對好氧顆粒污泥的定義，CSTR中已成功實現污泥的顆粒化。

整個培養過程中，CSTR中污泥的SVI和MLSS的變化情況如圖2所示。

由圖2可見，SVI經歷了先升高再下降，最后趨于穩定的變化過程；而MLSS則經歷了先降低再升高的過程。SVI是反映活性污泥沉降性能的重要參數之一，啟動初期，HRT較長，系統中的SVI最高時達到343mL/g，系統中存在較多的絲狀菌，系統處于微膨脹狀態；但隨著HRT的縮短，反應器中細小、沉降性能較差的絮體污泥不斷被洗出，污泥沉降性能逐漸恢復。這與N.Morales等〔7〕采用內設攪拌裝置的CSTR反應器培養顆粒污泥時的發現一致。隨后，隨著顆粒污泥的逐漸形成，MLSS不斷升高，SVI穩定在30mL/g。

已有的研究表明〔9,10〕，在CSTR反應器中培養的顆粒污泥大都結構松散、形狀不規則，且易發生污泥解體現象，而通過在好氧顆粒污泥內富集硝化菌等生長緩慢型微生物可以提高好氧顆粒污泥的穩定性。筆者研究連續穩定運行四個月，不但形成的顆粒污泥沒有解體，反而形狀更加規則，結構更加密實，分析原因可能是由于不斷提高的N負荷和N/COD，使得顆粒污泥中硝化細菌比例不斷提升，促進了顆粒污泥結構的穩定維持。另外，研究表明HRT的縮短，可以促進微生物胞外聚合物（EPS）的產生，EPS對于顆粒污泥的形成和穩定維持也有重要作用〔11〕。

2.2亞硝化過程的實現
在第Ⅰ~Ⅳ階段（好氧顆粒污泥培養階段），反應器中進出水各形態氮的變化如圖3、圖4所示。

由圖3、圖4可見，在整個顆粒污泥形成階段，進水氨氮容積負荷從1.2kg/（m3?d）提高至2.4kg/（m3?d），系統中的污泥具有良好的硝化性能，氨氮平均去除率達85%以上，但亞硝酸鹽累積率在低于50%范圍內劇烈波動，硝化類型以全程硝化為主。然而，隨著進水氨氮容積負荷的進一步提高，全程硝化逐漸向短程硝化轉變，亞硝化效能調控階段進出水氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮及氨氮容積負荷變化情況如圖5所示。

由圖5可見，當提升進水氨氮和負荷分別至130mg/L和6.24kg/（m3?d）時，出水中亞硝酸鹽累積率維持在90%以上，且氨氮去除率保持在85%以上，即實現良好的亞硝化效果。

NO2--N的產出速率大于其被消耗的速率是實現亞硝酸鹽積累的表觀原因，其根本在于AOB活性和數量的優勢以及NOB的抑制或淘汰。研究后期出水中僅有少量的NO3--N存在（10mg/L以下），說明系統中存在一定的NOB，但與AOB相比呈明顯的劣勢，分析其中原因如下：

（1）溫度。研究將反應器置于恒溫水浴缸中，控制溫度在30~35℃，C.Hellinga等〔12〕認為，在30~35℃，AOB的活性要高于NOB，但在好氧顆粒污泥培養階段，也控制在高溫階段，卻未實現亞硝酸鹽的穩定累積，所以溫度對亞硝酸鹽累積貢獻較小。

（2）SRT。研究中SRT不加人為控制，僅靠出水中攜帶污泥自行調控。在亞硝化效果較好的時段，出水中污泥極少，SRT較高，因此，SRT不是實現亞硝酸鹽大量積累的關鍵因素。

（3）游離氨（FA）與游離亞硝酸（FNA）的抑制作用。有研究表明〔13〕，高濃度的FA、FNA對AOB、NOB均有抑制作用，但NOB對于FA與FNA更加敏感。研究中當FA質量濃度由0.03mg/L逐漸提升至0.6mg/L時，亞硝酸鹽累積率迅速提高并穩定維持在90%以上，可見亞硝酸鹽累積率與FA密切相關，即FA對于短程硝化的實現做出了重要貢獻。

FNA與亞硝酸鹽累積率變化情況如圖6所示。

由圖6可見，FNA與亞硝酸鹽累積率同樣呈現出良好的相關性，另外，值得注意的是由于NOB較AOB分布于顆粒污泥更內層，在氨氮被AOB氧化的同時，顆粒污泥內的pH會隨著降低，從而對FNA濃度有重要影響，因此，顆粒內層FNA會高于外部混合液，即在研究后期NOB所處環境的FNA會大于0.01mg/L，實現FNA對NOB的抑制。在研究前期，盡管系統中也曾出現過高FA濃度階段，但并未實現穩定的亞硝酸鹽累積，推測在短程硝化啟動后，FNA對于系統短程硝化的維持具有不可替代的作用，這與韓曉宇等〔14〕的研究結果相同，即在較高FA和FNA共同抑制NOB的作用下實現了穩定的亞硝酸鹽積累。

綜上所述，影響亞硝化實現的因素有很多，但國內外各報道卻不盡一致，除了和特定的實驗環境相關，各個因素并非單獨起作用，而是相互聯系、相互影響，共同實現短程硝化并長期穩定。

3結論
（1）在曝氣量不變的條件下，通過逐步縮短沉淀池的HRT和提升進水基質濃度，運行125d后，在CSTR反應器中成功獲得成熟的亞硝化顆粒污泥，顆粒結構致密、沉降性能良好（平均沉降速率為26.8m/h），顏色為黃色，粒徑大于0.58mm的污泥約占總數的99%；出水中亞硝酸鹽累積率穩定在90%以上，亞硝酸鹽累積速率達4.8kg/（m3?d）。

（2）較強的水力選擇壓（沉淀池上升流速提高至60cm/h時開始形成）與由于污泥的不斷淘洗而不斷提高的污泥負荷〔由0.5kg/（kg?d）提高至1.6kg/（kg?d）〕是CSTR中好氧污泥顆粒化的主要原因。

（3）FA與FNA的共同抑制作用是實現和維持短程硝化的主要原因。