傳統的硝化反硝化生物脫氮技術處理碳源充足、氮負荷較低的廢水，處理成本低、效果相對穩定，被污水處理廠廣泛采用。然而，對于垃圾滲濾液、養殖廢水等低C/N比、高氨氮濃度廢水的脫氮處理，往往因碳源不足，自養硝化菌富集困難等問題難以達到理想的脫氮效果。以亞硝酸鹽為核心的短程硝化反硝化、部分硝化-厭氧氨氧化等脫氮技術可克服傳統硝化反硝化脫氮技術的不足，但亞硝化過程的控制是短程生物脫氮不可或缺的部分，是實現短程脫氮的關鍵。

　　厭氧氨氧化對進水底物要求嚴格，而眾多高氨氮廢水中缺乏亞硝酸鹽基質，因此，這在很大程度上限制其應用，具有亞硝化性能的顆粒污泥有望解決這一難題。好氧顆粒污泥具有良好的沉降性能，有利于截留微生物，易富集功能性微生物，再加上特定的空間結構，微生物種群豐富，耐沖擊能力強，占地面積小，運行維護費用低，往往用于高濃度有機廢水、高含鹽度廢水及多種工業廢水處理。當然，好氧顆粒特殊的空間結構，能有效截留生長緩慢的自養微生物，也有利于不同功能脫氮微生物的富集，可實現特定的氮轉化和亞硝酸鹽積累。

　　本研究探索好氧顆粒污泥部分硝化性能快速提升方法以及運行參數如負荷、pH、進水C/N關鍵性因子對部分亞硝化性能的影響, 探索以好氧顆粒污泥實現穩定亞硝化為厭氧氨氧化提供理想基質的可能性，為新型脫氮工藝處理低C/N比、高氨氮廢水提供技術參數和理論指導。

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗裝置及運行條件

　　本實驗所用裝置為圓柱形SBR(sequencing batch reactor)，內徑為7 cm，高度140 cm，高徑比為20，運行過程中實際有效容積為4 L。運行過程中排水比為50%，單周期進水量為2 L。如圖1所示，反應器底部設置曝氣裝置，為污泥系統提供溶解氧和剪切力，用流量計控制曝氣量為2.5 L∙min−1，表面上升流速約為1.1 cm∙s−1。反應系統運行通過時間程序控制器實現反應過程的自動控制，單周期為3 h，5 min 進水，170 min 反應，5 min 沉降、排水和閑置。通過水浴缸控制溫度為(30±2)℃，HRT為6 h。各階段運行狀況如表1所示。

　　圖1 SBR示意圖

表1 SBR具體運行狀況

 　　1.2 實驗用水與接種污泥

　　原水為人工配制的模擬廢水，其中以氯化銨為氮源(100~500 mg∙L−1，以N計)、乙酸鈉為碳源(200~1 400 mg∙L−1，以COD計)，使用碳酸氫鈉調控進水pH為7.0~8.0。接種污泥來自于實驗室培養具有亞硝化性能的好氧顆粒污泥，進水C/N為1，進水氨氮濃度300 mg∙L−1，容積負荷為1.02 kg∙(m3∙d)−1的條件下運行，出水COD和NH4+-N去除率均在90%左右。顆粒污泥平均粒徑為2~2.5 mm。接種時，污泥放置1個多月，顆粒污泥平均粒徑為2~2.5 mm，表面呈黑灰色。在SBR中接種沉降后濃縮的好氧顆粒污泥700 mL左右，加水至有效容積為4 L后，反應器內污泥濃度為5.09 g∙L−1。

　　1.3 分析方法

　　本研究所用主要指標——化學需氧量(COD)采用快速消解分光光度法; NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2−-N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3−-N采用紫外分光光度法;MLSS采用標準重量法;pH采用賽多利斯酸度計測定。游離氨(free ammonia，FA)計算如式(1)所示。

　　C FA =C [NH 4 + −N] ×10 −pH e 6 433/(T+273) +10 −pH CFA=C[NH4+-N]×10-pHe6 433/(T+273)+10−pH(1)

　　式中：C FA CFA 為游離氨FA濃度，mg∙L−1;T為溫度，℃;C [NH 4 + −N] C[NH4+-N] 為氨氮濃度，mg∙L−1。

　　2 結果與討論

　　2.1 進水負荷對好氧顆粒污泥硝化性能的影響

　　控制進水C/N=2，pH為8.0左右，氨氮濃度為100~500 mg∙L−1，COD濃度相應為200~1 000 mg∙L−1。啟動運行至42 d 左右，逐步提升負荷過程中污泥有機物去除和氮轉化性能變化，結果如圖2所示。

　　圖2 提升進水負荷過程中水質參數和污泥濃度的變化

　　第1~32天, 進水氨氮濃度和負荷分別從100 mg∙L−1和0.4 kg∙(m3∙d)−1逐級提升至300 mg∙L−1和1.2 kg∙(m3∙d)−1過程中，反應器氨氮去除率在90%以上，COD去除率在80%以上。對于性能良好的好氧顆粒污泥，進水有機物和氨氮濃度快速提升，出水亞硝酸鹽濃度逐步提高，亞硝酸鹽積累率達到85%以上，這與WU等[11]研究好氧顆粒污泥處理C/N為2的廢水結果相似。這一實驗結果表明，亞硝化顆粒污泥放置1個月后重新啟動，性能快速恢復，并沒有出現顯著的滯后期。

　　硝化過程受氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)2類硝化菌的控制，主要利用AOB和NOB生理機制和動力學特征上的差異，抑制NOB，使AOB成為優勢菌群，將反應控制在亞硝化階段。溫度、pH、DO、堿度、氮負荷等諸多環境因素，都可對AOB和NOB產生不同影響。相對于NOB，AOB在較低的DO環境條件下，具有更強的氧親和力，有利于實現亞硝化。本研究中控制曝氣量為2.5 L∙min−1，DO最低值在2.0 mg∙L−1以上，但由于好氧顆粒污泥同步去除有機物和氨氮，顆粒污泥表面富含大量由異養微生物產生的EPS，加上顆粒污泥特定的空間結構，在顆�？v深方向氧的傳質受限，使亞硝酸鹽氧化菌NOB受到抑制，產生亞硝酸鹽積累。實驗結果表明，整個過程中出水硝酸鹽濃度極低，亞硝酸鹽累積率均在90%以上，表現出良好的亞硝化性能。這主要是由于顆粒污泥在氨氮和有機物濃度快速提升情況下，異養菌增殖導致EPS升高，DO在顆粒污泥中傳質梯度為亞硝酸鹽積累創造有利條件。據報道，氨氮濃度提高對亞硝酸鹽氧化菌造成的抑制作用大于其對氨氧化菌的影響，同時異養菌的增殖進一步削弱了亞硝酸鹽氧化菌結合溶氧的能力。

　　系統獲得穩定亞硝化性能后，在第33天，進水氨氮濃度和負荷分別從300 mg∙L−1和1.2 kg∙(m3∙d)−1提高至500 mg∙L−1和2.0 kg∙(m3∙d)−1，氨氮去除率顯著下降，僅為50%左右，出水氨氮剩余濃度達到275 mg∙L−1，亞硝酸鹽出水濃度下降至130 mg∙L−1。盡管FA/FNA的選擇性抑制是實現亞硝化線路的重要調控方式，進水中氨氮濃度的提升，FA濃度可有效抑制NOB，有利于亞硝酸鹽累積，但本研究在氨氮濃度提高至500 mg∙L−1時，亞硝酸鹽累積率下降，主要受到異養微生物的影響。此時進水COD濃度高達1 000 mg∙L−1，降解有機物的異養微生物大量繁殖，并與AOB競爭DO，導致AOB的活性受抑制。此外，氨氮負荷的快速升高也會一定程度上對氨氧化菌產生沖擊性影響。同時，研究發現，此階段系統出現近20%的TN損失，說明在SBR運行周期中，存在缺氧環境，有機物被用作電子供體進行反硝化，進一步證實在本研究系統中曝氣量不變，有機物和氨氮負荷提升，DO成為AOB受制約的重要因素。

　　在整個負荷不斷提升過程中，相對自養微生物，異養微生物在基質充足條件下，COD的去除率相對穩定(見圖2(a))。圖2(d)表明，在進水有機物和氨氮負荷不斷提升過程中，污泥濃度和活性不斷提高，MLVSS/MLSS高達0.67，并且主要以顆粒污泥形態存在。為了保證系統穩定運行，需進行定期排泥。

　　2.2 進水pH對好氧顆粒污泥部分亞硝化的影響

　　各類微生物都有其適合自身生長的最佳pH，pH對微生物代謝過程和產物存在形態也會產生重要影響。在亞硝化控制過程中，通過控制不同pH調節FA或FNA，有效抑制NOB，促進AOB成為優勢種群。本研究探討了pH分別為8.0、7.5和7.0條件下氮轉化的影響，見圖3。

　　圖3 進水pH對氮形態轉化的影響

　　由圖3可以看出，進水pH從8.0下降至7.0，氨氮去除率逐漸提升，出水氨氮大幅下降，生成亞硝酸鹽濃度不斷提高，出水NO2−-N/NH4+-N比值從0.5提高到0.95左右。進水pH變化導致游離氨(FA)濃度發生變化，對氮形態轉化產生至關重要的作用。如圖3(b)所示，進水pH為8.0時，進水FA濃度高達48.5 mg∙L−1，系統氨氮去除率僅為46.05%，當改變進水pH至7.5后，進水FA濃度降低至16 mg∙L−1，氨氮去除率快速提升，第51天，升高至65.12%左右。pH至7.0左右，進水FA濃度為5.1 mg∙L−1，氨氮去除率穩定在70%左右。整個過程中，出水硝酸鹽濃度都較低，說明系統維持在穩定的亞硝化階段。進水中高FA濃度會對好氧顆粒污泥中氨氧化菌造成較強的抑制和沖擊作用。季民等提出FA沖擊濃度高于8.1 mg∙L−1時，高負荷FA沖擊會導致氨氧化菌豐度降低，FA濃度在10~20 mg∙L−1時會對微生物硝化過程造成明顯的抑制作用。

　　COD的降解和氨氮轉化過程都會導致系統內pH的變化。氨氮氧化成亞硝酸鹽和硝酸鹽的過程需要消耗堿度，造成系統pH下降;與此相反，乙酸鈉降解過程會消耗一定的H+，導致pH升高，圖4為單周期內pH綜合變化的結果。由圖4可知，不同pH條件下單周期系統pH均呈現先升高后降低的趨勢，這與異養菌快速降解COD有關。異養菌降解有機物過程中會快速消耗水中H+，產生堿度使pH小幅上升，而隨著氨氮氧化過程的進行，系統內H+被消耗，導致pH下降。進水pH不同，單周期運行過程中FA波動較大。進水pH為8.0，系統內FA最高濃度可達51.88 mg∙L−1，在周期結束時FA為11.40 mg∙L−1;進水pH降至7.5，周期內最高FA濃度降低至16.93 mg∙L−1;進水pH至7.0時，系統內FA最高值為5.53 mg∙L−1。ANTHONISEN等研究發現 ，FA對NOB和AOB產生抑制作用的濃度分別為0.1~1.0 mg·L−1和10~150 mg·L−1，降低進水pH至7左右，可緩解高濃度FA對氨氧化菌的抑制作用，提升系統氨氮轉化能力，同時系統中的FA濃度又可有效抑制NOB。然而，FA濃度過低阻礙了氨氧化菌與氨氮的結合，系統氨氮去除能力難以繼續提升，出水NO2−-N/NH4+-N趨于穩定。

　　圖4 不同初始pH單周期反應器內水質參數變化

　　進水pH從8.5降低至7.0，系統COD去除率略有提高(如圖5所示)，系統中出現總氮損失，也表明COD除了被直接降解外，還有少量被用作反硝化碳源。系統運行中反硝化消耗的COD(根據總氮去除量計算)隨總氮去除率同步升高。進水pH由8.0降至7.0的過程中，系統總COD去除率增長主要是由于反硝化消耗碳源，COD去除率增加12%左右。這主要歸因于顆粒物表面的異養菌和氨氧化菌快速消耗顆粒污泥表面溶解氧，使得顆粒污泥內部出現缺氧環境，同時較多的COD可用作反硝化碳源，有機物和亞硝酸鹽經由顆粒污泥表面孔隙進入其內部，誘發顆粒污泥內部異養反硝化菌的增殖。具體聯系污水寶或參見http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。

　　圖5 進水pH對COD去除及TN去除的影響

　　2.3 進水C/N對好氧顆粒污泥部分亞硝化的影響

　　在廢水中，有機物是基質中最常見的組分，且有機物濃度也會受各種因素的影響而波動，很難達到理想的C/N比為2：1，有必要探討C/N比對顆粒污泥亞硝化性能的影響。本研究探討了C/N比分別為2、2.4和2.8對氮轉化性能的影響。

　　圖6 不同C/N比條件下SBR性能變化

　　如圖6所示，進水C/N由2升至2.8，系統氨氮去除率相對穩定，亞硝酸鹽濃度反而下降，出水NO2−-N/NH4+-N持續降低，由1.0降低至0.65左右，硝酸鹽濃度一直維持在較低水平。COD去除能力逐步提升，系統COD去除負荷提高1.45 kg∙(m3∙d)−1，用作同步反硝化碳源COD的去除負荷僅升高0.58 kg∙(m3∙d)−1，說明C/N比增加，導致顆粒污泥表面好氧異養菌的快速增殖，使得好氧顆粒污泥COD去除效能提高。顆粒污泥中異養微生物大量增殖，自養微生物AOB在與其爭奪溶氧過程中處于劣勢，會削弱甚至惡化系統氨氮氧化能力。顆粒污泥結構的變化進一步證實這一現象。進水C/N=2.4時，COD容積負荷為4.80 kg∙(m3∙d)−1左右，好氧顆粒污泥粒徑快速增大，這與劉小朋等在有機負荷為3.20~4.84 kg∙(m3∙d)−1時所得結果一致。如圖7所示，此時顆粒污泥粒徑高達7~9 mm，反應器內產生大量絮體。較大污泥粒徑使得顆粒穩定性受到影響，加之反硝化產氣導致顆粒發生破碎。C/N比增加到2.8時，大量顆粒污泥發生破碎，C/N比的持續增高對顆粒污泥結構造成了極大的破壞。LUO等在研究C/N比對顆粒污泥結構穩定性中指出，進水C/N比在1~2之間具有較穩定的結構，C/N比高于2時顆粒污泥易發生破碎。說明以硝化為目標的好氧顆粒污泥處理C/N比高于2的廢水，易導致硝化性能下降或顆粒解體。

　　圖7 不同進水C/N比下反應器內好氧顆粒污泥形態變化

　　3 結論

　　1)放置一段時間的好氧顆粒污泥通過逐級提高進水負荷，能快速啟動亞硝化性能。進水C/N=2條件下，進水氨氮濃度由100 mg∙L−1升至300 mg∙L−1過程中，系統氨氮去除率和亞硝酸鹽累積率均在90%以上，進一步提升氨氮濃度至500 mg∙L−1，由于異養菌增殖導致氨氮氧化性能下降。

　　2)進水pH由8.0降至7.0過程中，進水FA由48.5 mg∙L−1降低至5.1 mg∙L−1，有利于NOB選擇性抑制，提高氨氮去除率，出水NO2−-N/NH4+-N比值從0.5提高到0.95左右。COD去除率提高12%，主要是由于同步反硝化消耗碳源的緣故。

　　3)對于性能良好的亞硝化顆粒污泥，進水C/N比從2升至2.8，異養微生物快速增殖，COD去除負荷提高1.45 kg∙(m3∙d)−1，AOB受到抑制，出水NO2−-N/NH4+-N由1.0降低至0.65左右，出現顆粒污泥破裂、解體。(來源：環境工程學報 作者：李剛)