传统的硝化反硝化生物脱氮技术处理碳源充足、氮负荷较低的废水，处理成本低、效果相对稳定，被污水处理厂广泛采用。然而，对于垃圾渗滤液、养殖废水等低C/N比、高氨氮浓度废水的脱氮处理，往往因碳源不足，自养硝化菌富集困难等问题难以达到理想的脱氮效果。以亚硝酸盐为核心的短程硝化反硝化、部分硝化-厌氧氨氧化等脱氮技术可克服传统硝化反硝化脱氮技术的不足，但亚硝化过程的控制是短程生物脱氮不可或缺的部分，是实现短程脱氮的关键。
厌氧氨氧化对进水底物要求严格，而众多高氨氮废水中缺乏亚硝酸盐基质，因此，这在很大程度上限制其应用，具有亚硝化性能的颗粒污泥有望解决这一难题。好氧颗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，再加上特定的空间结构，微生物种群丰富，耐冲击能力强，占地面积小，运行维护费用低，往往用于高浓度有机废水、高含盐度废水及多种工业废水处理。当然，好氧颗粒特殊的空间结构，能有效截留生长缓慢的自养微生物，也有利于不同功能脱氮微生物的富集，可实现特定的氮转化和亚硝酸盐积累。
本研究探索好氧颗粒污泥部分硝化性能快速提升方法以及运行参数如负荷、pH、进水C/N关键性因子对部分亚硝化性能的影响, 探索以好氧颗粒污泥实现稳定亚硝化为厌氧氨氧化提供理想基质的可能性，为新型脱氮工艺处理低C/N比、高氨氮废水提供技术参数和理论指导。
1 材料与方法
1.1 实验装置及运行条件
本实验所用装置为圆柱形SBR(sequencing batch reactor)，内径为7 cm，高度140 cm，高径比为20，运行过程中实际有效容积为4 L。运行过程中排水比为50%，单周期进水量为2 L。如图1所示，反应器底部设置曝气装置，为污泥系统提供溶解氧和剪切力，用流量计控制曝气量为2.5 L∙min−1，表面上升流速约为1.1 cm∙s−1。反应系统运行通过时间程序控制器实现反应过程的自动控制，单周期为3 h，5 min 进水，170 min 反应，5 min 沉降、排水和闲置。通过水浴缸控制温度为(30±2)℃，HRT为6 h。各阶段运行状况如表1所示。
图1 SBR示意图
表1 SBR具体运行状况
1.2 实验用水与接种污泥
原水为人工配制的模拟废水，其中以氯化铵为氮源(100~500 mg∙L−1，以N计)、乙酸钠为碳源(200~1 400 mg∙L−1，以COD计)，使用碳酸氢钠调控进水pH为7.0~8.0。接种污泥来自于实验室培养具有亚硝化性能的好氧颗粒污泥，进水C/N为1，进水氨氮浓度300 mg∙L−1，容积负荷为1.02 kg∙(m3∙d)−1的条件下运行，出水COD和NH4+-N去除率均在90%左右。颗粒污泥平均粒径为2~2.5 mm。接种时，污泥放置1个多月，颗粒污泥平均粒径为2~2.5 mm，表面呈黑灰色。在SBR中接种沉降后浓缩的好氧颗粒污泥700 mL左右，加水至有效容积为4 L后，反应器内污泥浓度为5.09 g∙L−1。
1.3 分析方法
本研究所用主要指标——化学需氧量(COD)采用快速消解分光光度法; NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法;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采用标准重量法;pH采用赛多利斯酸度计测定。游离氨(free ammonia，FA)计算如式(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 为游离氨FA浓度，mg∙L−1;T为温度，℃;C [NH 4 + −N] C[NH4+-N] 为氨氮浓度，mg∙L−1。
2 结果与讨论
2.1 进水负荷对好氧颗粒污泥硝化性能的影响
控制进水C/N=2，pH为8.0左右，氨氮浓度为100~500 mg∙L−1，COD浓度相应为200~1 000 mg∙L−1。启动运行至42 d 左右，逐步提升负荷过程中污泥有机物去除和氮转化性能变化，结果如图2所示。
图2 提升进水负荷过程中水质参数和污泥浓度的变化
第1~32天, 进水氨氮浓度和负荷分别从100 mg∙L−1和0.4 kg∙(m3∙d)−1逐级提升至300 mg∙L−1和1.2 kg∙(m3∙d)−1过程中，反应器氨氮去除率在90%以上，COD去除率在80%以上。对于性能良好的好氧颗粒污泥，进水有机物和氨氮浓度快速提升，出水亚硝酸盐浓度逐步提高，亚硝酸盐积累率达到85%以上，这与WU等[11]研究好氧颗粒污泥处理C/N为2的废水结果相似。这一实验结果表明，亚硝化颗粒污泥放置1个月后重新启动，性能快速恢复，并没有出现显著的滞后期。
硝化过程受氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)2类硝化菌的控制，主要利用AOB和NOB生理机制和动力学特征上的差异，抑制NOB，使AOB成为优势菌群，将反应控制在亚硝化阶段。温度、pH、DO、碱度、氮负荷等诸多环境因素，都可对AOB和NOB产生不同影响。相对于NOB，AOB在较低的DO环境条件下，具有更强的氧亲和力，有利于实现亚硝化。本研究中控制曝气量为2.5 L∙min−1，DO最低值在2.0 mg∙L−1以上，但由于好氧颗粒污泥同步去除有机物和氨氮，颗粒污泥表面富含大量由异养微生物产生的EPS，加上颗粒污泥特定的空间结构，在颗粒纵深方向氧的传质受限，使亚硝酸盐氧化菌NOB受到抑制，产生亚硝酸盐积累。实验结果表明，整个过程中出水硝酸盐浓度极低，亚硝酸盐累积率均在90%以上，表现出良好的亚硝化性能。这主要是由于颗粒污泥在氨氮和有机物浓度快速提升情况下，异养菌增殖导致EPS升高，DO在颗粒污泥中传质梯度为亚硝酸盐积累创造有利条件。据报道，氨氮浓度提高对亚硝酸盐氧化菌造成的抑制作用大于其对氨氧化菌的影响，同时异养菌的增殖进一步削弱了亚硝酸盐氧化菌结合溶氧的能力。
系统获得稳定亚硝化性能后，在第33天，进水氨氮浓度和负荷分别从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，氨氮去除率显著下降，仅为50%左右，出水氨氮剩余浓度达到275 mg∙L−1，亚硝酸盐出水浓度下降至130 mg∙L−1。尽管FA/FNA的选择性抑制是实现亚硝化线路的重要调控方式，进水中氨氮浓度的提升，FA浓度可有效抑制NOB，有利于亚硝酸盐累积，但本研究在氨氮浓度提高至500 mg∙L−1时，亚硝酸盐累积率下降，主要受到异养微生物的影响。此时进水COD浓度高达1 000 mg∙L−1，降解有机物的异养微生物大量繁殖，并与AOB竞争DO，导致AOB的活性受抑制。此外，氨氮负荷的快速升高也会一定程度上对氨氧化菌产生冲击性影响。同时，研究发现，此阶段系统出现近20%的TN损失，说明在SBR运行周期中，存在缺氧环境，有机物被用作电子供体进行反硝化，进一步证实在本研究系统中曝气量不变，有机物和氨氮负荷提升，DO成为AOB受制约的重要因素。
在整个负荷不断提升过程中，相对自养微生物，异养微生物在基质充足条件下，COD的去除率相对稳定(见图2(a))。图2(d)表明，在进水有机物和氨氮负荷不断提升过程中，污泥浓度和活性不断提高，MLVSS/MLSS高达0.67，并且主要以颗粒污泥形态存在。为了保证系统稳定运行，需进行定期排泥。
2.2 进水pH对好氧颗粒污泥部分亚硝化的影响
各类微生物都有其适合自身生长的最佳pH，pH对微生物代谢过程和产物存在形态也会产生重要影响。在亚硝化控制过程中，通过控制不同pH调节FA或FNA，有效抑制NOB，促进AOB成为优势种群。本研究探讨了pH分别为8.0、7.5和7.0条件下氮转化的影响，见图3。
图3 进水pH对氮形态转化的影响
由图3可以看出，进水pH从8.0下降至7.0，氨氮去除率逐渐提升，出水氨氮大幅下降，生成亚硝酸盐浓度不断提高，出水NO2−-N/NH4+-N比值从0.5提高到0.95左右。进水pH变化导致游离氨(FA)浓度发生变化，对氮形态转化产生至关重要的作用。如图3(b)所示，进水pH为8.0时，进水FA浓度高达48.5 mg∙L−1，系统氨氮去除率仅为46.05%，当改变进水pH至7.5后，进水FA浓度降低至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，进水FA浓度为5.1 mg∙L−1，氨氮去除率稳定在70%左右。整个过程中，出水硝酸盐浓度都较低，说明系统维持在稳定的亚硝化阶段。进水中高FA浓度会对好氧颗粒污泥中氨氧化菌造成较强的抑制和冲击作用。季民等提出FA冲击浓度高于8.1 mg∙L−1时，高负荷FA冲击会导致氨氧化菌丰度降低，FA浓度在10~20 mg∙L−1时会对微生物硝化过程造成明显的抑制作用。
COD的降解和氨氮转化过程都会导致系统内pH的变化。氨氮氧化成亚硝酸盐和硝酸盐的过程需要消耗碱度，造成系统pH下降;与此相反，乙酸钠降解过程会消耗一定的H+，导致pH升高，图4为单周期内pH综合变化的结果。由图4可知，不同pH条件下单周期系统pH均呈现先升高后降低的趋势，这与异养菌快速降解COD有关。异养菌降解有机物过程中会快速消耗水中H+，产生碱度使pH小幅上升，而随着氨氮氧化过程的进行，系统内H+被消耗，导致pH下降。进水pH不同，单周期运行过程中FA波动较大。进水pH为8.0，系统内FA最高浓度可达51.88 mg∙L−1，在周期结束时FA为11.40 mg∙L−1;进水pH降至7.5，周期内最高FA浓度降低至16.93 mg∙L−1;进水pH至7.0时，系统内FA最高值为5.53 mg∙L−1。ANTHONISEN等研究发现 ，FA对NOB和AOB产生抑制作用的浓度分别为0.1~1.0 mg·L−1和10~150 mg·L−1，降低进水pH至7左右，可缓解高浓度FA对氨氧化菌的抑制作用，提升系统氨氮转化能力，同时系统中的FA浓度又可有效抑制NOB。然而，FA浓度过低阻碍了氨氧化菌与氨氮的结合，系统氨氮去除能力难以继续提升，出水NO2−-N/NH4+-N趋于稳定。
图4 不同初始pH单周期反应器内水质参数变化
进水pH从8.5降低至7.0，系统COD去除率略有提高(如图5所示)，系统中出现总氮损失，也表明COD除了被直接降解外，还有少量被用作反硝化碳源。系统运行中反硝化消耗的COD(根据总氮去除量计算)随总氮去除率同步升高。进水pH由8.0降至7.0的过程中，系统总COD去除率增长主要是由于反硝化消耗碳源，COD去除率增加12%左右。这主要归因于颗粒物表面的异养菌和氨氧化菌快速消耗颗粒污泥表面溶解氧，使得颗粒污泥内部出现缺氧环境，同时较多的COD可用作反硝化碳源，有机物和亚硝酸盐经由颗粒污泥表面孔隙进入其内部，诱发颗粒污泥内部异养反硝化菌的增殖。具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。
图5 进水pH对COD去除及TN去除的影响
2.3 进水C/N对好氧颗粒污泥部分亚硝化的影响
在废水中，有机物是基质中最常见的组分，且有机物浓度也会受各种因素的影响而波动，很难达到理想的C/N比为2：1，有必要探讨C/N比对颗粒污泥亚硝化性能的影响。本研究探讨了C/N比分别为2、2.4和2.8对氮转化性能的影响。
图6 不同C/N比条件下SBR性能变化
如图6所示，进水C/N由2升至2.8，系统氨氮去除率相对稳定，亚硝酸盐浓度反而下降，出水NO2−-N/NH4+-N持续降低，由1.0降低至0.65左右，硝酸盐浓度一直维持在较低水平。COD去除能力逐步提升，系统COD去除负荷提高1.45 kg∙(m3∙d)−1，用作同步反硝化碳源COD的去除负荷仅升高0.58 kg∙(m3∙d)−1，说明C/N比增加，导致颗粒污泥表面好氧异养菌的快速增殖，使得好氧颗粒污泥COD去除效能提高。颗粒污泥中异养微生物大量增殖，自养微生物AOB在与其争夺溶氧过程中处于劣势，会削弱甚至恶化系统氨氮氧化能力。颗粒污泥结构的变化进一步证实这一现象。进水C/N=2.4时，COD容积负荷为4.80 kg∙(m3∙d)−1左右，好氧颗粒污泥粒径快速增大，这与刘小朋等在有机负荷为3.20~4.84 kg∙(m3∙d)−1时所得结果一致。如图7所示，此时颗粒污泥粒径高达7~9 mm，反应器内产生大量絮体。较大污泥粒径使得颗粒稳定性受到影响，加之反硝化产气导致颗粒发生破碎。C/N比增加到2.8时，大量颗粒污泥发生破碎，C/N比的持续增高对颗粒污泥结构造成了极大的破坏。LUO等在研究C/N比对颗粒污泥结构稳定性中指出，进水C/N比在1~2之间具有较稳定的结构，C/N比高于2时颗粒污泥易发生破碎。说明以硝化为目标的好氧颗粒污泥处理C/N比高于2的废水，易导致硝化性能下降或颗粒解体。
图7 不同进水C/N比下反应器内好氧颗粒污泥形态变化
3 结论
1)放置一段时间的好氧颗粒污泥通过逐级提高进水负荷，能快速启动亚硝化性能。进水C/N=2条件下，进水氨氮浓度由100 mg∙L−1升至300 mg∙L−1过程中，系统氨氮去除率和亚硝酸盐累积率均在90%以上，进一步提升氨氮浓度至500 mg∙L−1，由于异养菌增殖导致氨氮氧化性能下降。
2)进水pH由8.0降至7.0过程中，进水FA由48.5 mg∙L−1降低至5.1 mg∙L−1，有利于NOB选择性抑制，提高氨氮去除率，出水NO2−-N/NH4+-N比值从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缘故。
3)对于性能良好的亚硝化颗粒污泥，进水C/N比从2升至2.8，异养微生物快速增殖，COD去除负荷提高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，出现颗粒污泥破裂、解体。(来源：环境工程学报 作者：李刚)
