好氧顆粒污泥技術是20世紀90年代開始研究的一種新型污水處理技術，同普通絮狀污泥相比，具有除污效果好、密度大、強度高、微生物種類多、結構穩定、耐沖擊負荷強以及沉降性能好等優點，成為研究的熱點[1,2]. 近年來有研究表明，好氧顆粒污泥的特殊結構有利于提高處理系統的同步脫氮能力[3,4]，并且利用好氧顆粒污泥進行脫氮性能的研究取得了較大的進展. 如阮文權等[5]對好氧顆粒污泥進行了硝化反硝化(SND)功能馴化，反應6 h后COD的去除率在90%以上，氨氮去除率達100%，污水脫氮效果顯著.柏義生等[6]以厭氧顆粒污泥和少量活性污泥為種泥，進水為人工配水，在SBR反應器中培養出了好氧顆粒污泥. 成熟的好氧顆粒污泥對COD、氨氮和TN的平均去除率分別為94%、97.5%和68.6%. 王震等[7]以人工配水模擬味精廢水為基質在SBR系統內培養出了好氧顆粒污泥，成熟顆粒污泥在典型周期內，對COD、氨氮和TN 去除率分別為96.51%、93.30% 和73.04%，顆粒污泥具有同步脫氮特性. 劉小英等[8]在厭氧-好氧交替運行SBR反應器中，以成熟的好氧顆粒污泥處理人工模擬廢水，同步硝化反硝化反應去除N約為232.5 mg·d-1，占總氮去除量的54.3%. 而上述研究大多集中于SBR運行模式，而SBR系統為間歇進水排水，當處理大規模的城市污水時，會出現進出水時間長，反應器體積大等問題. 我國大中型城市污水處理廠以連續流工藝居多，所以在連續流反應系統中培養好氧顆粒污泥更有實際意義. 同時，上述接種污泥培養模式的同步硝化反硝化工藝中，很難控制好氧顆粒污泥中硝化細菌和好氧反硝化細菌群的比例和數量，脫氮過程中，難以確保反應系統穩定的脫氮效果. 而一些異養硝化-好氧反硝化菌能夠獨立完成同步硝化反硝化過程. 污水實際處理系統中，若接種脫氮菌泥為主要強化污泥，培養高效脫氮功能化好氧顆粒污泥，為實現捷徑高效的生物脫氮途徑提供了可能.

　　近年來，在連續流反應器中進行好氧顆粒污泥的培養成為研究的熱點[9, 10, 11, 12, 13]，然而好氧顆粒污泥在連續流傳統活性污泥系統內形成較難[14]，且形成的顆粒污泥存在穩定性差以及反硝化脫氮作用不明顯[15, 16]等缺點. 有研究發現，廢水基質添加適量的Ca2+離子有助于好氧顆粒污泥的形成[17, 18]. 同時，在活性污泥處理系統中，人們觀察到了活性污泥的自凝聚現象，進而發現了絮凝細菌的存在，這對于微生物的顆粒固定化具有重要意義[19]. 但僅僅依靠系統內自身的絮凝細菌形成生物絮體，其啟動周期很長. 好氧顆粒污泥的培養需 1.5~3個月的時間[20, 21]，極大地限制了顆粒污泥的應用. 近年來，證實投加絮凝細菌是一種促進微生物固定的行之有效的方法[22, 23, 24]. 但存在定期投加，實際操作不方便等缺點. 污泥顆粒化是微生物的一種自凝聚行為，如從微生物的產絮自凝聚特性入手來分析，獲得顆粒污泥是更為合理的方法[25].

　　因此本實驗在合建式連續流混合式反應器內，接種產絮異養硝化-好氧反硝化菌泥TN-14并聯合外加Ca2+促使好氧顆粒污泥的快速形成，研究其顆粒化過程中系統脫氮除碳性能;并在獲得成熟的好氧顆粒污泥基礎上，對其脫氮動力學方面進行研究，以期為進一步推進好氧顆粒污泥技術在實際工程中的應用提供科學實驗依據. 1 材料與方法

　　1.1 實驗廢水

　　實驗進水取自成都信息工程學院校園生活污水，根據實驗需求，添加葡萄糖、NH4Cl以及KH2PO4調節廢水碳、氮、磷的比例. 反應器啟動運行期，加入少量酵母浸膏、40 mg·L-1 Ca2+以及微量Fe2+、Cu2+等離子. 污水主要指標ρ(COD)為150~400 mg·L-1，ρ(NH4+-N)為25~50 mg·L-1，ρ(TN)為30~60 mg·L-1，ρ(TP)為2~6 mg·L-1，pH值在6.5~7.0之間. 1.2 實驗裝置與接種污泥 1.2.1 接種強化菌種及污泥

　　實驗所用的強化脫氮菌劑TN-14由本課題組篩選獲得[26]，具有異養硝化-好氧反硝化以及產絮功能，通過形態特征觀察，生理生化試驗和16S rDNA分子生物學手段，鑒定菌株TN-14為不動桿菌(Acinetobacter sp.). 普通活性污泥取自西南航空港污水處理廠曝氣池活性污泥，污泥為絮狀，黑褐色. MLSS為3.5 g·L-1，SVI為122 mL·g-1.

　　富集培養基(g·L-1)：(NH4)2SO4 0.47 g;KH2PO4 1 g;FeCl2·6H2O 0.8 g;CaCl2·7H2O 0.2 g;MgSO4·7H2O 1 g;檸檬酸三鈉 2.04 g.

　　將脫氮菌劑TN-14以體積比1‰的接種量接入富集培養基內，在160 r·min-1，30℃ 下培養18 h進入對數期后，以2%的體積接種量接入到富集培養基內進行擴大培養，自然沉淀后取其菌泥.

　　1.2.2 反應裝置及啟動運行方式

　　本實驗采用合建式連續流反應裝置，高0.45 m，邊長0.12 m，有效容積為4.3 L. 設置了曝氣區和沉淀區，中間用隔板隔開，反應區和沉淀區的體積比為3 ∶1(圖 1). 反應裝置中接種富集培養的13 g (以干重計)TN-14菌泥以及3.3 g(以干重計)普通活性污泥;接種后反應器的實際污泥濃度為3.67 g·L-1. 反應器先悶曝2 d，后改為連續進水，進水中外加40 mg·L-1的Ca2+(以CaCl2配制). 啟動階段有機負荷率(OLR，以COD計)為0.4~0.6 kg·(m3·d)-1，以增加進水流量來增加進水負荷，在第22 d，提高OLR為0.9~1.05 kg·(m3·d)-1. 反應器在常溫下啟動運行(15~30℃)，曝氣量為3.6 L·h-1，污泥回流量為100%，根據實際運行情況給反應器進行排泥.

　　圖 1 實驗裝置示意

　　1.3 顆粒污泥脫氮動力學

　　從連續流反應器中取出適量成熟顆粒污泥，經3次離心清洗(4 000 r·min-1，5 min)，放入1.5 L靜態序批式反應器中，反應器內顆粒污泥濃度MLSS在3 500 mg·L-1左右. 同步硝化反硝化實驗采用NH4Cl作為氮源. 在恒溫(25℃ )下反應6~7 h，間隔一定時間取樣測定水質. 1.4 分析項目與方法

　　水體中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TN和TP指標均采用文獻[27]的標準方法測定;采用數碼相機(SONY)以及掃描電鏡(JSM-5900LV，日本)觀察顆粒污泥的形態;好氧顆粒污泥的機械強度用完整系數(IC)表示，測定方法依據文獻[28]進行;好氧顆粒污泥含水率的測定根據稱重法測定;顆粒污泥的沉降速率的測定采用單顆粒的自由沉降方法[29];好氧顆粒污泥的比重采用濕密度表示. 2 結果與討論 2.1 污泥顆粒化過程中系統對COD和氨氮的去除

　　在好氧顆粒污泥培養過程中定期測定反應器進出水COD以及NH4+-N濃度的變化情況，其結果如圖 2所示. 可以看出，實驗開始時反應器的進水氨氮濃度為37.32 mg·L-1左右，相應的氨氮(以NH4+-N計，下同)負荷為0.096 kg·(m3·d)-1，運行初期(1~5 d)反應器對NH4+-N的去除率均低于80%，經過逐漸適應，氨氮的去除率趨于穩定. 第6~21 d，反應器對氨氮的平均去除率達到了95.72%，此時，氨氮的進出水平均濃度分別為36.43 mg·L-1和1.65 mg·L-1. 在第22 d增大進水負荷，相應的氨氮負荷也變為0.144 kg·(m3·d)-1，并且進水的水質波動較大. 第25~40 d階段顆粒污泥的大量出現，系統仍保持較高的氨氮去除率，平均進水氨氮濃度為33.36 mg·L-1，出水平均濃度為2.00 mg·L-1，氨氮平均去除率為94.72%;第41~60 d顆粒污泥成熟強化階段，反應器對氨氮的平均去除率達到了95.50%. 同時，反應器剛啟動的前5 d里，由于新接種的污泥處于對廢水的適應期，并且在水流的作用下損失了一部分污泥，導致系統對COD的去除效果有些波動，但是，污水處理系統經過前10 d的適應，污泥濃度逐漸恢復，對COD的去除也逐漸恢復到穩定，基本穩定在80%以上. 第22~40 d提高負荷后，進水平均COD濃度為317.11 mg·L-1，系統出水平均濃度為54.74 mg·L-1，去除率為82.48%. 在第41~60 d里，反應器對COD 的平均去除率上升至85.54%. 本實驗結果說明好氧顆粒污泥的形成，能提高反應器對COD的去除能力，但是對氨氮的去除并無明顯影響.

　　圖 2 好氧顆粒污泥形成過程中對COD和NH4+-N的去除情況

　　2.2 好氧顆粒污泥形成過程中脫氮能力的變化

　　圖 3是反應器在運行過程中的硝酸鹽和亞硝酸鹽的積累情況以及對TN的去除情況. 從中數據可知，剛接種后系統對TN的去除率較低，約為20.43%，此時硝酸鹽和亞硝酸鹽的濃度也較低，而未被氧化的氨氮含量較高. 隨著反應器的運行，污泥的適應性增強，對TN的利用率逐漸增大，在22 d提升負荷前，對TN的平均去除率為44.89%，這一階段硝酸鹽的濃度也逐漸上升. 這是因為反應器中污泥主體呈絮體狀，溶解氧的傳質效果好，水體中的氨氮被氧化成硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮，平均積累量分別為12.32 mg·L-1和6.08 mg·L-1，進水中氨氮減少量是遠高于出水中各氮素的總和，可判定系統中發生了同步硝化反硝化作用(SND). 而在顆粒污泥形成前主要由反硝化菌TN-14產生SND作用，它能在好氧的條件下利用硝酸鹽進行反硝化降低其含量，增強系統的脫氮效果(普通活性污泥系統為20%~30%). 顆粒污泥逐步形成期(22~40 d)，系統的硝酸鹽逐漸降低，反硝化效果進一步加強，TN的去除率達到了53.32%. 隨著反應器的繼續運行(41~60 d)，顆粒污泥逐步成熟穩定，粒徑也逐漸增大，因此增加了缺氧區域，顆粒污泥特殊結構使脫氮效率有了較大幅度的提高，對總氮平均去除率達到65.56%. 沈耀良等[10]在連續流完全混合反應器中以乙酸鈉作為碳源培養的好氧顆粒污泥對TN的去除率達到60%，展示了良好的脫氮性能，但是本研究以實際生活污水為進水基質，穩定后也能達到65.56%的去除效果，可見在連續流系統內，采用接種產絮脫氮菌劑的方式有利于促進好氧顆粒污泥的快速啟動，同時增強其對污水TN的去除效果.

　　圖 3 好氧顆粒污泥形成過程中脫氮能力的變化

　　2.3 成熟好氧顆粒污泥的特性

　　?2.3.1 顆粒污泥的物理性質

　　取反應器中成熟好氧顆粒污泥，對其物理性質進行了綜合分析，結果見表 1. 從中可以看出，相比于接種污泥，形成的好氧顆粒污泥顯示出明顯的優勢. 污泥的含水率是污泥的一項重要特征，污泥的含水率越低則相同體積的生物量越高，并且同樣體積的污泥所需要的構筑物的體積就越小，產生的剩余污泥也就少. 本實驗培養的好氧顆粒污泥的含水率為96.3%，低于普通的活性污泥. 同樣，污泥的密度(用濕密度來表達)也是用來表征污泥性狀的又一指標，密度越大，截留在反應器中的機會也越大，也能從側面反映污泥的沉降性能，濕密度越大，污泥的沉降性能越好. 在本實驗中，測得好氧顆粒污泥的濕密度為1.052 g·cm-3，是高于接種污泥1.005 g·cm-3的，說明培養的顆粒污泥沉降性能好，活性高. 沉降速度則直接顯示顆粒污泥的沉降性能，數

　　表 1 好氧顆粒污泥的物理特性

　　據顯示出顆粒污泥的沉降速度達到了22~46 m·h-1，比初期的接種污泥高了數倍. 而機械強度則表征污泥抗剪切力作用能力的大小，顆粒污泥的機械強度越高則抗剪切力的能力強，污泥不易破碎. 本文測得該好氧顆粒污泥的機械強度為96.8%，強度較高，能抵抗較強的水流剪切作用力，保持其顆粒完整性.

　　?2.3.2 好氧顆粒污泥的外觀及微觀結構

　　圖 4是采用數碼相機拍攝的平板上的好氧顆粒污泥，顆粒為黃色，形狀規則、結構密實. 對反應器內形成的好氧顆粒污泥進行掃描電鏡分析，結果照片如圖 5所示. 顆粒污泥整個外觀結構密實，表面未見明顯的絲狀菌纏繞[圖 5(a)]. 從圖 5(b)只觀察到少量的絲狀菌，并且可清晰地看到污泥表面存在的空隙，空隙的間隙約為10~60 μm，這些空隙可以作為顆粒污泥外部營養物質以及溶解氧進入顆粒內部的通道，同時也是顆粒內部微生物代謝物質逸出通道. 顆粒污泥的表面還可觀察到大量的胞外多聚物的纏繞，并且有較高的黏性 [圖 5(c)]. 圖 5(d)顯示了顆粒污泥表面細菌的組成，主要以短桿菌、球菌為主. 這樣的顆粒污泥結構和豐富的微生物相使顆粒污泥相比于絮狀污泥具有更高強度、沉降性能和良好的生物活性.

　　圖 4 顆粒污泥照片

　　(a)整體外觀;(b)顆粒污泥空隙;(c)表面胞外分泌物;(d)豐富的種群圖 5 好氧顆粒污泥微觀結構掃描電鏡照片

　　3 好氧顆粒污泥的同步硝化反硝化動力學分析

　　好氧顆粒污泥具有特殊結構，由于溶解氧傳質的限制存在好氧-缺氧-厭氧的微環境，在不同的區域存在的不同微生物可以同時發生硝化、反硝化作用. 本實驗采用NH4Cl作為氮源，考察成熟的好氧顆粒污泥在好氧的條件下同步硝化反硝化的能力，其結果如圖 6所示. 從中可以看出，氨氮在前210 min內迅速降低，同時NO3--N和NO2--N濃度有一定的積累，

　　圖 6 好氧顆粒污泥同步硝化反硝化特性

　　但在150 min時NO2--N濃度逐漸降低，基本為0 mg·L-1. 隨著反應的繼續，NO3--N的濃度逐漸升高，到反應390 min時達到了6.41 mg·L-1，但TN的濃度隨著反應的進行仍逐漸下降，這說明氨氮轉化生成的NO3--N被轉化了一部分，反應器中存在反硝化作用，并且反硝化作用較明顯，這主要是因為TN-14作為具有反硝化能力的強化菌，在好氧顆粒污泥表面進行反硝化消耗了一部分NO3--N，在顆粒污泥內部缺氧的環境下厭氧反硝化菌也進行了反硝化作用，使系統中的NO3--N濃度較低.

　　假設，系統內的NH4+-N都是經過全程硝化反硝化進行脫氮的，即氨氮氧化為NO2--N再氧化為NO3--N，再經過反硝化作用變為氣態氮溢出反應器外. 通過計算可以得出好氧顆粒污泥在單個周期內的硝化速率、反硝化速率以及同步硝化反硝化速率(SND效率)，結果如表 2.

　　表 2 好氧同步硝化反硝化效率

　　可以看出好氧顆粒污泥的硝化作用很強，硝化速率達到了5.78 mg·(L·h)-1，在6.5 h時硝化效率為95.33%. 在反應過程中反硝化速率為4.90 mg·(L·h)-1，SND效率達到了81.69%，采用好氧反硝化菌TN-14強化培養的好氧顆粒污泥體現了較強的脫氮能力. 為了對同步硝化反硝化反應動力學進行很好地擬合，假設反應在理想狀態下進行，硝化反應和反硝化反應各不干擾，二者都符合Monod模型，并且忽略亞硝酸鹽的生成、反硝化、同化和氨化作用.

　　硝化反應在溶解氧充足的反應器中進行，不考慮其他因素，動力學采用Monod模型進行擬合，公式為：

　　對公式(1)進行積分整理得：

　　式中，QN,max為NH4+-N的最大比硝化速率，mg·(mg·h)-1;D0為初始時刻NH4+-N濃度，mg·L-1;Dt為t時刻NH4+-N濃度，mg·L-1;KD為NH4+-N飽和常數，mg·L-1;

　　以(D0-Dt)/t為橫坐標，以ln(D0/Dt)/t為縱坐標進行擬合，得到如圖 7的硝化動力學擬合曲線. 擬合方程為y=0.358 2+0.123 2x，相關系數R2=0.988 2. 通過計算可得到KD=8.12 mg·L-1，QN,max=2.91 h-1.

　　圖 7 同步硝化反硝化中硝化動力學擬合曲線

　　同時，在反應過程中反硝化作用的動力學也采用Monod方程擬合，即：

　　NH4+-N的轉化量(ΔW)與NO3--N的生成量(ΔN)之差即為好氧顆粒污泥反硝化作用消耗的NO3--N，對式(3)進行積分整理得到：

　　式中，Pd,max為NO3--N的最大比反硝化速率，mg·(mg·h)-1;N0為初始時刻NH4+-N濃度，mg·L-1;

　　Dt為t時刻NH4+-N濃度，mg·L-1;KN為NO3--N飽和常數，mg·L-1;

　　以ΔN為橫坐標，

　　為縱坐標，擬合在好氧情況下的反硝化動力學方程，得到如圖 8的曲線. 擬合方程為：y=-1.085 7x+1.900 62，相關系數R2=0.823 3，可計算出KN=0.57 mg·L-1，Pd,max=1.90 h-1.

　　因此，同步硝化反硝化速率(SND)可看作是硝化反應速率與反硝化反應速率的差值，即：

　　好氧顆粒污泥反應器內的SND動力學方程式為：

　　圖 8 同步硝化反硝化中反硝化動力學擬合曲線

　　4 結論

　　(1)在連續流混合式反應器內，以實際生活污水為進水基質，接種產絮異養硝化-好氧反硝化菌泥TN-14并聯合外加Ca2+的方式，40 d內能形成好氧顆粒污泥. 隨著顆粒化程度的提高，系統脫氮除碳性能逐步提高，第41~60 d，系統對COD的去除率、氨氮和TN的平均去除率分別到達到85.54%、95.5%和65.56%.

　　(2)成熟好氧顆粒污泥表現出較強的物理特性，相比于接種污泥，其含水率、濕密度、沉降速度、機械強度、SVI值等都體現出了明顯的優勢. 顆粒污泥有較多的空隙結構，并且含有大量的胞外聚合物，微生物主要由球菌和桿菌組成.

　　(3)成熟的好氧顆粒污泥在好氧條件下同步硝化反硝化效率為81.69%，硝化速率達到了5.78 mg·(L·h)-1，反硝化速率達到了4.90 mg·(L·h)-1;其同步硝化反硝化擬合動力學方程式為：