基于亚硝化的新型脱氮工艺，如亚硝化-厌氧氨氧化工艺、短程硝化-反硝化工艺等由于节约曝气、节省外加碳源、减少污泥产量等优点，已成为生物脱氮研究的热点^[1-2].其中，短程硝化-反硝化工艺具有可持续的特征，且在技术和经济上均具有较高的可行性，特别是处理高氨氮的污水.亚硝酸盐氮的产生量是影响基于亚硝化耦合工艺整体脱氮速率的关键，因此，亚硝化工艺的稳定运行在耦合工艺中尤为重要^[3]，而该工艺的稳定运行一直是研究的难点.间歇曝气是实现亚硝化工艺稳定的一种重要手段，众多研究以周期内循环曝气/无曝气的运行方式实现了亚硝化的启动和稳定运行^[4-6].但是，此运行方式在实际应用中需要较完善的智能系统，费用较高.另外，曝气阶段产生的亚硝酸盐氮极易在下一个循环的曝气阶段结合溶解氧(DO)产生硝酸盐氮，不利于后续的新型脱氮工艺.

缺氧/好氧是间歇曝气的一种重要方式，此方式是在一个周期内，保持前期不曝气、后期曝气，操作简单，且能减少生成的亚硝酸盐与DO的接触时间，同时能够降低活性污泥中异养菌和自养菌对溶解氧和空间的竞争，实现异养菌和自养菌的共存^[7].

然而，在实际污水处理中，不同性质污水的碳氮比是不同的，较大的碳氮比可能导致缺氧/好氧序批式反应器(SBR)系统中异养菌的快速增殖，将与硝化细菌争夺DO和生长空间，进而会影响硝化细菌的生长，削弱亚硝化系统的稳定性.本实验系统地考察了不同进水碳氮比(0，2/3，1，4/3，2，3，6)对于缺氧/好氧SBR亚硝化系统的启动、稳定运行以及化学需氧量(COD)的去除率和总氮去除率的影响，以期对缺氧/好氧的方式运行亚硝化技术的实用化提供理论依据.

1 实验 1.1 实验装置与运行参数

实验采用2组相同规格的SBR，均由有机玻璃制成，高70 cm，内径15 cm，有效容积10.5 L，换水比为2/3，底部设有曝气装置，采用鼓风曝气，转子流量计控制曝气量.运行过程中，对流量计进行微调，维持反应器内DO为0.4~0.8 mg/L.

两组SBR反应器均在室温(18~20 ℃)下运行培养.SBR反应器每天运行3个周期，每个周期8 h，其中包括11 min进水、缺氧搅拌228 min、曝气搅拌228 min、7 min沉降，3 min排水和3 min闲置.R1反应器运行参数见表 1.R2反应器在运行期间，进水COD负荷为0，氨氮负荷为0.3 kg/(m³·d).

1.2 接种污泥和实验用水

两组反应器均接种取自高碑店污水处理厂的回流污泥作为种泥.接种相同质量的活性污泥后混合液悬浮固体质量浓度(MLSS)为(2 040±30)mg/L，污泥体积指数(SVI)为(157±5)mL/g.采用人工配水模拟生活污水启动反应器，以丙酸钠为有机碳源，硫酸铵提供氨氮，碳酸氢钠提供进水碱度，碱度与NH₄⁺-N质量比为10: 1，每升水中含有0.136 g KH₂PO₄、0.02 g MgSO₄ · 7H₂O、0.136 g CaCl₂，同时还有微生物生长必需的微量元素^[8].

1.3 分析方法

定期检测反应器内混合液NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、MLSS、VSS、SVI等参数，通过WTW(pH/Oxi 340i)便携式多参数测定仪监控pH、DO及温度.水样分析中NH₄⁺-N测定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，COD采用快速测定仪，且COD是扣除了亚硝酸盐的干扰，MLSS、VSS、SVI等参数采用国家规定的标准方法测定.胞外聚合物(EPS)中多糖(PS):苯酚-硫酸比色法；蛋白质(PN):考马斯亮蓝法；EPS的提取方法为首先取泥水混合样品于10 mL离心管中，室温下用离心机以8 000 r/min离心15 min，倒掉上清液，加入适量磷酸盐缓冲溶液，将污泥稀释至原体积，之后将污泥摇散后超声处理3 min，接着80 ℃水浴30 min(每隔10 min左右将泥摇匀1次)，最后用离心机8 000 r/min离心15 min，取上清液测定多糖、蛋白质含量，剩余污泥测定MLSS.本实验中氨氧化率和亚硝化率分别按下式计算：

$ 亚硝化率\text{=}\frac{\rho \left( \text{NO}_{2}^{-}-\text{N} \right)}{\rho \left( \text{NO}_{2}^{-}-\text{N} \right)+\rho \left( \text{NO}_{3}^{-}-\text{N} \right)}, $

(1)

$ 氨氧化率\text{=}\frac{\rho \left( \text{NH}_{4}^{+}-\text{N} \right)}{{{\rho }_{\text{in}}}\left( \text{NH}_{4}^{+}-\text{N} \right)}. $

(2)

式中:ρ(NH₄⁺-N)、ρ(NO₂^--N)、ρ(NO₃^--N)为进出水中NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N的质量浓度差，mg/L；ρ_in(NH₄⁺-N)为进水NH₄⁺-N质量浓度，mg/L.

2 结果与讨论 2.1 亚硝化的启动

两组反应器R1、R2接种相同量的活性污泥后的氮素变化分别如图 1(a)、(b)所示，其中R1进水添加COD为100 mg/L，R2进水不添加COD.分析图 1可知，由于刚接种的污水处理厂污泥的亚硝化性能较差，故亚硝化率均小于10%.缺氧/好氧的运行方式可以很好地抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)^[9-10]，随着反应器的运行，R1、R2污泥系统的亚硝化性能逐渐增强.由图 1(a)可知，在第24天，R1中出水亚硝酸盐氮、硝酸盐氮分别为83，8 mg/L，且亚硝化率连续7 d超过90%，故亚硝化启动成功.由图 1(b)可知，在第37天，R2中出水亚硝酸盐氮、硝酸盐氮分别为93，6 mg/L，且同样亚硝化率连续7 d超过90%，亚硝化启动成功.由于R1进水中加入COD，COD的降解会消耗好氧段的溶解氧，在局部形成了抑制亚硝酸盐氧化菌的低溶解氧环境，防止了好氧段亚硝酸盐氮的进一步氧化^[11]，故R1能较早实现亚硝化.与R2相比，R1由于进水COD的添加强化了缺氧段的反硝化，故R1的出水亚硝酸盐氮较R2少10 mg/L.启动阶段，由于R1反应器进水中碳氮比较低，异养微生物大量死亡和自溶使COD的去除率较低((40±20)%)，且出水COD波动较大.

2.2 不同碳氮比条件下亚硝化的变化及周期内氮素变化

在R1反应器成功启动亚硝化后，改变R1进水COD负荷和氨氮负荷(表 1)，探究不同进水碳氮比对于亚硝化污泥系统的影响.

2.2.1 不同阶段亚硝化性能和COD的变化

第Ⅱ阶段(25~50 d)，进水COD增加到150 mg/L(碳氮比为1)，亚硝化污泥系统的亚硝化率保持在90%以上.进水碳氮比的增加并没有改变污泥系统的亚硝化性能，也就是系统中硝化自养菌的生长并没有受到缺氧异养菌的干扰.如图 2所示，在第50天，出水的氨氮、亚硝酸盐氮分别为24，57 mg/L.相比启动阶段，R1反应器出水的亚硝酸盐氮质量浓度偏低且氨氮氧化率变化不大，可能由于碳氮比的增加会使大量异养菌增殖，强化了反硝化反应^[12].如图 2(b)所示，出水COD及COD去除率分别为37.2 mg/L和64.5%，且出水COD较稳定.

第Ⅲ阶段(51~76 d)，进水COD增加到200 mg/L(碳氮比为4/3)，污泥系统保持良好的亚硝化性能和COD去除率.如图 2(b)所示，在第76天，亚硝化率、出水COD及COD去除率分别为97%、15.2 mg/L、90%.在碳氮比为4/3时，异养菌可以充分地增殖，COD被大量降解.在整个第Ⅲ阶段，COD的去除率保持在80%以上.

在第Ⅳ阶段(77~102 d)，进水COD增加到300 mg/L(碳氮比为2)，亚硝化污泥系统的亚硝化率保持在90%以上.由于进水COD的大量增加导致整个系统处于营养较丰富状态，而异养菌分解能力有限，一部分有机物或异养菌死亡后的尸体被腐生细菌所分解，腐生细菌的分解会增加出水中的氨氮，同时COD的去除率出现了下降^[13].

第Ⅴ阶段(103~128 d)，进水中COD(300 mg/L)维持不变，减少NH₄⁺-N质量浓度至100 mg/L(碳氮比为3).如图 2(a)所示，随着进水氨氮的降低，出水的氨氮和亚硝酸盐氮也降低，在第128天，出水氨氮和亚硝酸盐氮分别为12，26 mg/L，但该阶段亚硝化率保持90%以上，系统表现出良好的亚硝化性能.分析图 2(b)可知，由于出水亚硝酸盐氮降低，导致下一周期进水的亚硝酸盐氮偏低，进而反硝化的基质浓度偏低以致影响了COD的去除.

第Ⅵ阶段(129~154 d)，进水的NH₄⁺-N质量浓度继续减少至50 mg/L(碳氮比为6)，污泥系统的亚硝化率呈现降低的趋势，出水中亚硝化率在70%左右，在第154天，出水的氨氮、亚硝酸盐氮分别为17，11 mg/L.由于氮负荷的降低，反硝化细菌发生反硝化作用所需的基质浓度进一步降低，导致COD的去除率偏低，在第154天，出水COD及COD去除率分别为86.7 mg/L和64.8%.当进水碳氮比为6时，缺氧/好氧运行方式下的SBR污泥系统的亚硝化率及COD去除率有明显的降低.

2.2.2 不同阶段总氮的变化

R1反应器运行期间进出水总氮的变化如图 3所示.本实验是人工配水模拟生活污水，总氮等于氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮之和.如图 3所示，在第Ⅱ、Ⅲ阶段，碳氮比与总氮去除率呈正相关，在第25天和76天，总氮去除率分别为19.8%，55.0%.在第Ⅲ阶段(碳氮比为4/3)，总氮去除率平均为49.8%，由于间歇曝气的方式不同，故与Shuai Yang^[5]的研究相比，总氮去除率偏低，但在缺氧/好氧的运行方式下，可以减少亚硝酸盐和溶解氧的接触时间，进而减少出水硝酸盐氮的产生.在第Ⅴ阶段，进水碳氮比继续增加，由于进水中氨氮负荷的减少，出水亚硝酸盐氮质量浓度降低，因而反应器进水后，反应器混合液中的亚硝酸氮质量浓度降低，不能刺激缺氧异养菌在缺氧段充分发生反硝化反应，故出现了总氮去除率的减少.Jin ruofei等^[14]在不同的碳氮比条件下，发现总氮的去除率和碳氮比呈反比的关系，而Xia siqing等^[15]研究发现，在进水碳氮比分别为3: 1、5: 1、10: 1时，碳氮比为5: 1时总氮的去除率达到最大值.

在第Ⅵ阶段，进水氨氮继续减少，总氮去除率有较大的波动，平均总氮去除率为20.4%.进水碳氮比为4/3时既能实现总氮的去除和出水亚硝酸盐氮的积累，又能刺激异养菌大量降解COD.

在COD为100~300 mg/L以及氨氮质量浓度为50~150 mg/L时，总氮去除率随着进水碳氮比的增加呈现先增加后减少的趋势.有研究表明，在高COD (683~409 mg/L)和氨氮质量浓度为65~227 mg/L的情况下，总氮去除率随着碳氮比的增加而增加^[16].

2.2.3 典型周期内氮素及COD的变化

R1反应器运行期间，第5，80，140天内任意一个周期的氮素、COD及pH变化如图 4(a)、(b)、(c)所示.

分析图 4(a)可知，第5天，出水氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮分别为84，12，20 mg/L，NOB不能彻底被抑制，出水硝酸盐氮较高.在周期内，进水COD的去除主要发生在0~30 min，在30~240 min COD几乎没有去除.由于发生了反硝化反应生成碱度，在缺氧段反应器内的pH先出现上升，随后在好氧段发生了硝化反应消耗了碱度，pH出现了下降^[17].由图 4(b)可知，在第80天，出水氨氮减少到35 mg/L，而出水亚硝酸盐氮达到了47 mg/L.氨氮质量浓度在缺氧段由115 mg/L下降至100 mg/L，在曝气开始阶段氨氮出现了较大的下降，同时，亚硝酸盐氮上升，而硝酸盐氮并没有出现较大的波动，说明NOB已经被完全抑制，污泥系统有良好的亚硝化性能.COD在进水30 min后由229.3 mg/L迅速下降至130.2 mg/L，缺氧末(240 min)和周期末(480 min)的COD分别为76.8，48.7 mg/L.经过长时间交替缺氧/好氧的运行，缺氧异养菌可以进行较快地增殖并在缺氧段降解进水中的COD^[18].

由图 4(c)可知，在第140天，周期内氨氮变化和图 4(b)中氨氮变化相似，均在曝气阶段开始时有较大的下降^[19]，然而出水氨氮为17 mg/L，氨氮去除率下降至45.2%，且在好氧段平均亚硝酸盐氮、平均硝酸盐氮为6.5，2 mg/L.在第140天(碳氮比为6)，亚硝化系统性能变差，NOB开始增殖，COD的去除率下降至65%，缺氧末(240 min)和周期末(480 min)的COD分别为123.8，87.6 mg/L，在好氧段消耗COD的量增加至36.2 mg/L，这可能是由于好氧段长时间处于较高COD下，强化了好氧异养菌增殖能力，因此，好氧段降解COD的能力增强，好氧段DO质量浓度较第5天、第80天低.由图 4(d)可知，缺氧段反应器DO质量浓度几乎为零，在好氧段DO质量浓度迅速上升，好氧段DO质量浓度保持在0.4~0.8 mg/L.

2.3 不同碳氮比条件下污泥质量浓度及物理性质的变化

如图 5(a)所示，R1反应器接种后的MLSS、MLVSS、SVI分别为3 727，2 876 mg/L和49 mL/g.在第Ⅰ阶段，反应器内MLSS下降，可能是由于低碳氮比的进水，使大量的异养菌死亡.随着反应器的运行，污泥质量浓度有很小的波动，污泥质量浓度的平均值在2 700 mg/L.活性污泥的SVI值能较好地反应出活性污泥的松散程度和凝聚沉降性能.在第Ⅰ~Ⅳ阶段，活性污泥的SVI呈现下降趋势，在第103天，活性污泥系统的SVI值由初始49 mL/g下降至29 mL/g，污泥的沉降性能变好.有研究证明，亚硝酸盐积累和丝状菌过度繁殖是引起活性污泥系统SVI值变化的主要原因^[19].本文中，在缺氧阶段可以有效去除污泥混合液中的亚硝酸盐氮，避免了活性污泥长时间与亚硝酸盐氮接触；另外，交替缺氧-好氧环境下，丝状菌不能大量增殖^[20]，所以，在这种交替运行的模式下污泥的沉降性能变好.在Ⅴ、Ⅵ阶段，进水氨氮质量浓度下降，碳氮比升高，SVI出现较小的上升，但是污泥系统保持较好的沉降性能.

2.4 不同碳氮比条件下胞外聚合物EPS及PN与PS比的变化

在不同阶段，微生物分泌的EPS及PN与PS比如图 5(b)所示.研究表明，活性污泥絮体外层的胞外多糖能为一些有机物和无机物提供吸附位点，EPS在活性污泥沉降性和脱水方面有着极其重要的作用^[21]，并且具有不同性能的活性污泥分泌EPS的量和PN与PS比也不同^[22].分析图 5(b)可知，接种后的第Ⅰ、Ⅱ阶段，微生物分泌的蛋白质PN、多糖PS的量几乎不变.随着反应器的运行，由于不断增加进水COD来增加碳氮比，使异养细菌的活性增强，促使微生物分泌更多的蛋白质^[23]；然而，PS的量几乎不变，可能是由于进水碳氮比(2/3~4/3)较低，使活性污泥系统的有机碳源不足(通常认为在碳氮比大于2时，活性污泥系统的有机碳源充足)，部分多糖作为异养微生物的营养物质^[24].在第Ⅳ阶段(碳氮比为2)，污泥系统的有机碳源充足，PS的量出现上升的趋势，PN的量继续上升.

在第Ⅴ、Ⅵ阶段，通过降低进水氨氮来增加进水碳氮比，当进水氨氮质量浓度为100 mg/L时，PN和PS的量出现了下降；当进水氨氮质量浓度继续降低至50 mg/L，PN的量下降较缓，PS的量有较大的下降.在第1，109，151天，单位VSS PN的量分别为125.2，119.3，104.9 mg/g，PS的量分别为73.3，77.3，50 mg/g.

有研究表明，EPS中蛋白质/多糖与进水碳氮比有非常紧密的联系^[25].在第Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ阶段，污泥系统的PN与PS比几乎没有变化.在第1，73天，PN与PS比分别为1.7，1.51.在第Ⅴ、Ⅵ阶段，进水中氨氮质量浓度减少，碳氮比增加，硝化自养菌和反硝化细菌的活性皆减弱，而多糖的分泌受到生物代谢活动和进水基质两方面的影响^[26]，故下降的较多，因此，PN与PS比出现了上升的趋势，在第151天，PN与PS比为2.17.

3 结论

1) 在进水没有添加COD的反应器中，历经37 d获得了亚硝化絮状污泥，而在进水COD负荷为0.2 kg/(m³·d)时，仅历经24 d就获得了亚硝化絮状污泥.

2) 在进水碳氮比为0~6时，碳氮比为4/3(COD负荷为0.4 kg/(m³·d))的进水可以强化污泥系统中异养菌利用COD进行脱氮，COD的去除率保持在80%以上，且总氮的去除率达到49.8%；进水碳氮比小于4/3时，总氮去除率随着碳氮比的增加而增加；进水碳氮比大于4/3时，COD和总氮去除率呈下降趋势.

3) 在进水碳氮比为0~6时，碳氮比增加至6(COD负荷为0.6 kg/(m³·d))的进水使污泥系统的亚硝化性能变差，亚硝化率下降至70%.

4) 在进水碳氮比为0~2(COD负荷为0~0.6 kg/(m³·d))时，随着进水COD的增加，PN呈逐渐增加的趋势，且由于污泥系统的碳源不足，部分多糖作为异养微生物的营养物质，故PS几乎不变；在碳氮比为2~6(氨氮负荷为0.1~0.3 kg/(m³·d))时，由于进水氨氮质量浓度的减少，PN和PS均出现了下降，但PN与PS比呈上升趋势.