随着水体富营养化问题的加剧，日趋严格的废水排放标准对生物脱氮工艺提出了更高的要求，如何实现高效、低耗脱氮成为污水脱氮领域研究的难点与热点之一。众多研究表明，以亚硝化过程为基础的短程硝化反硝化、厌氧氨氧化、完全自养脱氮等新型生物脱氮工艺表现出巨大的发展潜力和应用前景。然而，由于氨氧化细菌（AOB）生长速率缓慢、细胞产率低、对环境变化敏感以及亚硝酸盐氧化细菌（NOB）的影响，很大程度上限制了新型脱氮工艺的推广应用。
微生物通过自凝聚形成的颗粒污泥具有沉淀性能好、微生物种群多样化、耐冲击负荷能力强等优点，受到研究者广泛关注。利用颗粒污泥良好的微生物截留能力富集氨氧化菌，获得兼具沉降性能好与亚硝化能力高两方面优点的亚硝化颗粒污泥，在改善前述亚硝化限制方面具有巨大潜力。目前，关于亚硝化颗粒污泥的研究大多采用间歇式柱形SBR。柱形SBR独特的反应器构型以及运行模式创造了利于颗粒污泥形成的诸多条件，如较强的物理选择压、贫/富营养交替选择机制等。然而，现行污水处理设施以连续运行模式为主，且设施构型无高径比要求（即高径比较低）。另外，由于时间上的推流运行无法形成稳态的反应过程，颗粒污泥在SBR中难以保持长期稳定的颗粒结构。稳定的连续流式反应器不仅具有较少的运行基建费用和更简便的操作控制等优势，而且比间歇式SBR更适合用于颗粒污泥的长期稳定运行。因此，研究连续流反应器中颗粒污泥的培养与调控更具实践意义。
目前，关于连续流反应器内培养颗粒污泥的研究报道中，反应器的结构一般较为复杂，运行操作上也有较高的要求，笔者研究采用与实际污水处理构筑物类似、结构最为简单的合建式曝气沉淀池（长宽高的比值为8∶4∶15），接种普通活性污泥，探索连续流式反应器中活性污泥的颗粒化过程以及亚硝化调控策略，旨在为高效生物脱氮技术的开发和应用提供更具实践意义的科学依据和经验借鉴。
1实验材料与方法
1.1实验装置与运行
实验采用合建式连续流完全混合反应器，实验装置如图1所示。
该反应器由有机玻璃制成，长、宽、高分别为16、8、30cm，由曝气区和沉淀区组成，曝气区与沉淀区长度均为8cm，有效容积分别为1.45、0.9L，曝气区与沉淀区之间设有可调污泥回流缝，以便根据需要调节和控制污泥回流量。反应器底部装有曝气装置，为污泥系统提供溶解氧和剪切力，通过流量计控制曝气量为100L/h（表面上升流速为43mm/s，DO＞3mg/L）。反应器置于水浴缸中，运行温度控制在30～35℃。反应器具体运行参数如表1所示。
1.2污泥来源与实验用水水质
实验所用接种污泥取自苏州新区第一污水厂氧化沟好氧区，经过闷曝、静置浓缩后进行接种，反应器接种后MLSS为4500mg/L，SVI为48mL/g。由进水泵连续进水，以乙酸钠和氯化铵配制的人工配水作原水，组分如表2所示（用碳酸氢钠调节进水pH为7.8～8.1）。
1.3测定项目与分析方法
COD：重铬酸钾法；NH4+-N：纳氏试剂分光光度法；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计测定；DO：便携式DO测定仪；SVI：30min沉降法；MLSS和MLVSS：重量法；颗粒形态及微生物相：OLYMPUSCX41型显微镜；颗粒污泥沉降速率：清水静沉测速法。颗粒污泥粒径分布：筛分法，从反应器中取出50mL颗粒污泥，清洗后，分别通过孔径为2.5、1.6、1.25、0.8、0.58mm的分样筛，将留在筛网上的颗粒污泥烘干称重，最终确定每一部分所占比例。
2结果与讨论
研究由培养好氧颗粒污泥同时富集硝化细菌的思路出发〔5〕，从污泥接种到亚硝化颗粒污泥形成，由实验结果分为好氧颗粒污泥培养（第Ⅰ～Ⅳ阶段）及亚硝化效能调控（第Ⅴ～Ⅶ阶段）两个阶段。
2.1絮状污泥的颗粒化过程
选择压是颗粒污泥形成的重要驱动力之一〔6〕。缩短水力停留时间（HRT），提升沉淀区过水表面负荷，是连续流CSRT中形成较强水力选择压的重要手段〔7〕。研究中HRT从2h逐步降为0.5h，反应器中污泥形态发生明显变化，即由接种时的褐色絮状污泥逐渐转变为微小聚集体，此时的聚集体边缘不规则、表面存在较多丝状体；在HRT为0.5h的条件下，CSTR继续运行至第85天时，反应器内絮体污泥基本消失，淡黄色污泥聚集体数量大幅上升，具有了清晰、规则的颗粒边缘，粒径分布在0.3～0.6mm的范围；随着反应器的继续运行，颗粒尺寸进一步增大，结构更加密实，边缘更加清晰，呈现较为规则的圆形或椭圆形，颗粒污泥颜色由淡黄色逐渐变为黄色。
观察第125天时反应器内颗粒污泥的粒径分布，结果发现：粒径在0～0.58、0.58～0.8、0.8～1.25、1.25～1.6、1.6～2.5mm和大于2.5mm范围的颗粒污泥所占总污泥质量分数分别为0.4%、21.19%、32.87%、22.57%、12.08%和10.89%，即反应器中粒径大于0.58mm的污泥成绝对优势（约为99%）。根据M.K.deKreuk等〔8〕对好氧颗粒污泥的定义，CSTR中已成功实现污泥的颗粒化。
整个培养过程中，CSTR中污泥的SVI和MLSS的变化情况如图2所示。
由图2可见，SVI经历了先升高再下降，最后趋于稳定的变化过程；而MLSS则经历了先降低再升高的过程。SVI是反映活性污泥沉降性能的重要参数之一，启动初期，HRT较长，系统中的SVI最高时达到343mL/g，系统中存在较多的丝状菌，系统处于微膨胀状态；但随着HRT的缩短，反应器中细小、沉降性能较差的絮体污泥不断被洗出，污泥沉降性能逐渐恢复。这与N.Morales等〔7〕采用内设搅拌装置的CSTR反应器培养颗粒污泥时的发现一致。随后，随着颗粒污泥的逐渐形成，MLSS不断升高，SVI稳定在30mL/g。
已有的研究表明〔9,10〕，在CSTR反应器中培养的颗粒污泥大都结构松散、形状不规则，且易发生污泥解体现象，而通过在好氧颗粒污泥内富集硝化菌等生长缓慢型微生物可以提高好氧颗粒污泥的稳定性。笔者研究连续稳定运行四个月，不但形成的颗粒污泥没有解体，反而形状更加规则，结构更加密实，分析原因可能是由于不断提高的N负荷和N/COD，使得颗粒污泥中硝化细菌比例不断提升，促进了颗粒污泥结构的稳定维持。另外，研究表明HRT的缩短，可以促进微生物胞外聚合物（EPS）的产生，EPS对于颗粒污泥的形成和稳定维持也有重要作用〔11〕。
2.2亚硝化过程的实现
在第Ⅰ～Ⅳ阶段（好氧颗粒污泥培养阶段），反应器中进出水各形态氮的变化如图3、图4所示。
由图3、图4可见，在整个颗粒污泥形成阶段，进水氨氮容积负荷从1.2kg/（m3•d）提高至2.4kg/（m3•d），系统中的污泥具有良好的硝化性能，氨氮平均去除率达85%以上，但亚硝酸盐累积率在低于50%范围内剧烈波动，硝化类型以全程硝化为主。然而，随着进水氨氮容积负荷的进一步提高，全程硝化逐渐向短程硝化转变，亚硝化效能调控阶段进出水氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮及氨氮容积负荷变化情况如图5所示。
由图5可见，当提升进水氨氮和负荷分别至130mg/L和6.24kg/（m3•d）时，出水中亚硝酸盐累积率维持在90%以上，且氨氮去除率保持在85%以上，即实现良好的亚硝化效果。
NO2--N的产出速率大于其被消耗的速率是实现亚硝酸盐积累的表观原因，其根本在于AOB活性和数量的优势以及NOB的抑制或淘汰。研究后期出水中仅有少量的NO3--N存在（10mg/L以下），说明系统中存在一定的NOB，但与AOB相比呈明显的劣势，分析其中原因如下：
（1）温度。研究将反应器置于恒温水浴缸中，控制温度在30～35℃，C.Hellinga等〔12〕认为，在30～35℃，AOB的活性要高于NOB，但在好氧颗粒污泥培养阶段，也控制在高温阶段，却未实现亚硝酸盐的稳定累积，所以温度对亚硝酸盐累积贡献较小。
（2）SRT。研究中SRT不加人为控制，仅靠出水中携带污泥自行调控。在亚硝化效果较好的时段，出水中污泥极少，SRT较高，因此，SRT不是实现亚硝酸盐大量积累的关键因素。
（3）游离氨（FA）与游离亚硝酸（FNA）的抑制作用。有研究表明〔13〕，高浓度的FA、FNA对AOB、NOB均有抑制作用，但NOB对于FA与FNA更加敏感。研究中当FA质量浓度由0.03mg/L逐渐提升至0.6mg/L时，亚硝酸盐累积率迅速提高并稳定维持在90%以上，可见亚硝酸盐累积率与FA密切相关，即FA对于短程硝化的实现做出了重要贡献。
FNA与亚硝酸盐累积率变化情况如图6所示。
由图6可见，FNA与亚硝酸盐累积率同样呈现出良好的相关性，另外，值得注意的是由于NOB较AOB分布于颗粒污泥更内层，在氨氮被AOB氧化的同时，颗粒污泥内的pH会随着降低，从而对FNA浓度有重要影响，因此，颗粒内层FNA会高于外部混合液，即在研究后期NOB所处环境的FNA会大于0.01mg/L，实现FNA对NOB的抑制。在研究前期，尽管系统中也曾出现过高FA浓度阶段，但并未实现稳定的亚硝酸盐累积，推测在短程硝化启动后，FNA对于系统短程硝化的维持具有不可替代的作用，这与韩晓宇等〔14〕的研究结果相同，即在较高FA和FNA共同抑制NOB的作用下实现了稳定的亚硝酸盐积累。。
综上所述，影响亚硝化实现的因素有很多，但国内外各报道却不尽一致，除了和特定的实验环境相关，各个因素并非单独起作用，而是相互联系、相互影响，共同实现短程硝化并长期稳定。
3结论
（1）在曝气量不变的条件下，通过逐步缩短沉淀池的HRT和提升进水基质浓度，运行125d后，在CSTR反应器中成功获得成熟的亚硝化颗粒污泥，颗粒结构致密、沉降性能良好（平均沉降速率为26.8m/h），颜色为黄色，粒径大于0.58mm的污泥约占总数的99%；出水中亚硝酸盐累积率稳定在90%以上，亚硝酸盐累积速率达4.8kg/（m3•d）。
（2）较强的水力选择压（沉淀池上升流速提高至60cm/h时开始形成）与由于污泥的不断淘洗而不断提高的污泥负荷〔由0.5kg/（kg•d）提高至1.6kg/（kg•d）〕是CSTR中好氧污泥颗粒化的主要原因。
（3）FA与FNA的共同抑制作用是实现和维持短程硝化的主要原因。
