厌氧氨氧化（ANAMMOX）工艺因其具有脱氮效率高、成本低、无需外加碳源、剩余污泥产量少等优点，成为近年来的研究热点，已被应用于各类污水的处理中。其反应的经验方程式如下：NH+4+1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+=1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O，NH4+-N、NO2--N的消耗量和NO3--N的生成量比例为1∶（1.31±0.06）∶（0.22±0.02）。由反应式可知，反应后仍有10%以上的NO3--N无法去除，使得ANAMMOX的脱氮效果无法突破理论上限。污水经前置短程硝化或短程反硝化处理后，COD无法全部去除，剩余COD会进入ANAMMOX系统，但ANAMMOX工艺无法去除COD，为了去除ANAMMOX产生的NO3--N和污水中的COD，有必要将反硝化与ANAMMOX结合。反硝化的加入不但能进一步提高TN去除率，还能消耗部分COD，缓解过多的有机物对ANAMMOX的抑制作用，反硝化生成的CO2同时可为ANAMMOX提供无机碳源。可见，厌氧氨氧化耦合反硝化（SAD）工艺既有必要性又有可行性。
采用SAD工艺处理污水时，除了需要考虑常见的参数，如DO、pH、温度、有机物种类等，基质比也是一个重要但容易被忽视的参数。由于前置短程硝化曝气复氧程度不同，进水NO2--N/NH4+-N很难一直保持在1.0~1.3内，因此SAD工艺需要对进水NO2--N/NH4+-N波动具有一定的抗冲击性。目前关于基质比对厌氧氨氧化的影响研究存在差异，关于进水基质比对SAD工艺的影响研究较少，且对污泥活性变化尚未见探讨。鉴于此，笔者分别在连续流反应器和批式反应器中探究了不同NO2--N/NH4+-N对SAD脱氮除碳效能和基质降解特征的影响，并分析了污泥活性的变化。
1、材料与方法
1.1 试验装置
采用膨胀颗粒污泥床（EGSB）进行连续流试验，装置见图1。
EGSB反应器高1.3m，反应区内径为8cm，有效容积为10L。进水pH控制在7.8~8.2，温度控制在35℃，DO控制在0.2mg/L以下，混合液回流比为200%，HRT为9h。
1.2 试验用水及方法
试验采用模拟污水，连续流试验开始前，SAD在反应器中已稳定运行（TN去除率>90%，COD去除率>70%）。将SAD稳定运行阶段（0~5d）作为试验前反应器运行状态，以葡萄糖作为碳源，中间4个阶段分别采用不同的进水NO2--N/NH4+-N，最后1个阶段将基质比恢复至合理区间。各阶段进水主要水质指标如表1所示。
批式试验中原水NO2--N/NH4+-N依次为0.54、0.72、0.90、1.08、1.27、1.49、1.65、1.86，探究相同周期内不同NO2--N/NH4+-N对SAD工艺中基质降解的影响。原水水质指标见表2。取100mL原水置于150mL血清瓶中（避光），用高纯氮气曝气20min以保证厌氧环境，每组试验取4g经抽滤后的湿污泥置于血清瓶中，批式试验在温度为37℃、转速为150r/min的恒温振荡器中进行，每隔2h对血清瓶中的水质进行检测，共监测24h，得到基质变化曲线。
1.3 接种污泥
批式试验接种的湿污泥取自试验前稳定运行的EGSB反应器（第5天），MLSS为3115mg/L，MLVSS为1714mg/L。
1.4 检测项目与方法
DO：溶解氧仪；pH：pH计；NH4+-N：纳氏试剂分光光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法；NO3--N：紫外分光光度法；COD：快速消解分光光度法；MLSS、MLVSS：重量法。
厌氧氨氧化脱氮贡献率A和反硝化脱氮贡献率D参考魏思佳等的计算方法：A=1.32ΔNH4+-N/（ΔNO2--N-ΔNO3--N+0.26ΔNH4+-N)×100%;D=1-A。式中：ΔNH4+-N、ΔNO2--N分别为NH4+-N、NO2--N的去除量，mg/L；ΔNO3--N为NO3--N的变化量，mg/L。
1.5 污泥活性的测定方法
污泥的厌氧氨氧化活性和反硝化活性的具体测定步骤参考Zhou等的方法，将100mL原水和3g（湿质量）污泥置于150mL血清瓶中，测定厌氧氨氧化活性时控制NH4+-N和NO2--N的初始浓度分别为100、120mg/L左右，测定反硝化活性时控制NO3--N和葡萄糖的初始浓度分别为100、500mg/L左右，pH均控制在7.8~8.1，采用高纯氮气曝气30min以保证厌氧条件，然后将血清瓶避光置于37℃、150r/min的水浴恒温振荡器中，采用注射器每1h取1次水样，测定NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度。根据基质降解曲线计算出污泥的厌氧氨氧化活性和反硝化活性。
2、结果与讨论
2.1 基质比波动对SAD脱氮除碳效能的影响
图2为进水NO2--N/NH4+-N波动过程中SAD工艺对NH4+-N和NO2--N的去除特征。试验前基质比为1.11~1.19，出水NH4+-N平均浓度为3.9mg/L，平均去除率为98.1%。当基质比变为1.69~1.95后，由于进水NO2--N浓度远高于NH4+-N浓度，厌氧氨氧化反应所需的NH4+-N不足，出水NH4+-N浓度较低，平均为2.8mg/L。当基质比降至0.58~0.60后，多余的NH4+-N无法被去除，出水NH4+-N浓度迅速增至200mg/L左右。即NO2--N/NH4+-N朝着大于1.32的方向变化时，对氨氮的去除率影响不大，而朝着低于1.32的方向变化时，氨氮去除率显著下降，如当基质比为0.58~0.60时，氨氮去除率降至49.88%。当基质比为1.38~1.42时，进水NH4+-N浓度低于NO2--N浓度，出水NH4+-N平均浓度为18.0mg/L，平均去除率为91.0%。当基质比变为0.77~0.83后，同样由于进水NH4+-N浓度较高，多余的NH4+-N无法被厌氧氨氧化消耗，出水NH4+-N浓度增至70mg/L左右。当基质比回归正常范围1.13~1.26后，出水NH4+-N浓度逐渐下降，第55~62天平均浓度为15.3mg/L，平均去除率为93.0%，比基质波动前降低了5.1%，可见进水NO2--N/NH4+-N波动对SAD工艺去除NH4+-N的负面影响较小。
试验前出水NO2--N平均浓度为4.2mg/L，平均去除率为98.1%。当基质比变为1.69~1.95后，由于进水NO2--N浓度远高于NH4+-N浓度，反应器中的厌氧氨氧化作用和反硝化作用无法消耗过量的NO2--N，出水NO2--N浓度显著升高，升至70mg/L以上。在随后的基质波动中，出水NO2--N浓度均保持在较低的水平，基质比为0.58~0.60、1.38~1.42和0.77~0.83阶段的出水NO2--N平均浓度分别为3.3、4.9、5.5mg/L，平均去除率均在97%以上。当基质比为1.38~1.42时，NO2--N浓度高于厌氧氨氧化反应理论所需量，但出水NO2--N浓度依然很低，这可能是因为当基质比为1.69~1.95时，NO2--N较多，反应器内的反硝化菌氮源充足，繁殖速度增加，当进水中NO2--N浓度再次增加时，增殖的反硝化菌能够将原本厌氧氨氧化和反硝化作用无法消耗的NO2--N去除，使得出水NO2--N浓度保持在较低水平。当基质比恢复至1.13~1.26后，出水NO2--N浓度依然保持在较低水平，平均去除率为98.4%。可见当进水NO2--N/NH4+-N经过一段时间的波动后，NO2--N的去除效果没有受到影响，基质波动在一定程度上能增强反硝化作用，当进水NO2--N浓度偏高时，SAD工艺对NO2--N仍能保持较强的去除能力。
在进水NO2--N/NH4+-N波动过程中NO3--N浓度的变化见图3。
试验前出水NO3--N浓度为8.1~10.4mg/L，基质比波动过程中出水NO3--N浓度也不断变化，但均在30mg/L以下，总体处于较低水平。在基质比大于厌氧氨氧化理论值1.32的阶段，出水NO3--N平均浓度显著高于其他进水基质比较小的阶段，且进水基质比越大，出水NO3--N浓度越高。当基质比为0.58~0.60和0.77~0.83时，出水NO3--N平均浓度分别为8.0、7.6mg/L，低于基质比为1.69~1.95和1.38~1.42的阶段，这是因为当基质比较大时，即进水NO2--N浓度较高时，部分原来以NO3--N为氮源的反硝化菌转为以NO2--N为氮源，使得出水NO3--N浓度升高。当进水基质比恢复至1.13~1.26后，出水NO3--N浓度逐渐趋向稳定，第53~62天的平均值为5.6mg/L。
进水NO2--N/NH4+-N波动过程中TN的去除特征见图4。试验前出水TN浓度为17.0~18.3mg/L，TN平均去除率为96.0%。在进水基质比较高的1.69~1.95和1.38~1.42阶段，TN平均去除率为85.5%；在进水基质比较低的0.58~0.60和0.77~0.83阶段，TN平均去除率为75.7%，可见当进水NO2--N/NH4+-N较大时，多余的NO2--N可以通过反硝化作用去除，TN去除效果更好，因此在前置亚硝化反应器中，可适量增加亚硝化作用，一定范围内的NO2--N过量不会大幅降低SAD工艺对TN的去除效果，SAD工艺对进水NO2--N/NH4+-N波动有较强的抗冲击性。当进水基质比恢复至1.13~1.26后，出水TN浓度降至23.7~37.6mg/L，TN平均去除率为93.9%，略低于试验前，主要是NH4+-N去除效果降低造成的，但影响较小，SAD工艺对TN依然有较好的去除效果。
进水NO2--N/NH4+-N波动过程中COD的去除特征见图5。
在进水基质比波动过程中，进水COD始终保持稳定在330mg/L左右。总体来看，COD去除效果较稳定，去除率均在70%以上，不受基质比波动的影响。试验前出水COD浓度为65.8~80.8mg/L，平均去除率为78.3%，基质比波动后出水COD浓度为43.3~83.3mg/L，平均去除率为81.7%。COD去除效果略好于波动前，这主要是因为反应器内存在较多的反硝化菌和厌氧消化菌，使得COD去除效果保持良好。
2.2 基质比波动对计量比和脱氮贡献率的影响
在进水NO2--N/NH4+-N波动过程中，计量比ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N的变化特征见图6。
在基质比波动阶段，当进水NO2--N/NH4+-N>1.32时，ΔNO2--N/ΔNH4+-N也大于1.32，反之亦然，这主要是因为当进水NO2--N/NH4+-N较大时，较多的NO2--N会促进反硝化作用，更多的NO2--N被反硝化作用去除，ΔNO2--N/ΔNH4+-N便会高于1.32，反之，ΔNO2-N/ΔNH4+-N便会低于1.32。ΔNO2--N/ΔNH4+-N最大值并没有出现在进水基质比最高的1.69~1.95阶段，而是出现在基质比为1.38~1.42阶段，该阶段ΔNO2--N/ΔNH4+-N平均值为1.5，这是因为在基质比为1.69~1.95阶段，NO2--N的过量在一定程度上促进了反应器中反硝化菌的生长，此时反硝化作用在不断增强，到了进水基质比为1.38~1.42阶段，增强的反硝化充分发挥作用，ΔNO2--N/ΔNH4+-N达到了最高值，该阶段非常低的出水NO2--N浓度也能说明这一点。在基质比为0.77~0.83阶段，ΔNO2-N/ΔNH4+-N平均值最小，为1.03，但仍然处于1~1.32的合理区间内，这表明在基质比波动过程中，SAD工艺中的厌氧氨氧化能够保持正常进行，受基质波动的影响很小。第55~62天，出水NH4+-N浓度有所下降，ΔNO2--N/ΔNH4+-N降至1.32以下，变化范围为1.2~1.3，可见进水基质比恢复后ΔNO2--N/ΔNH4+-N也恢复至合理区间。
从ΔNO3--N/ΔNH4+-N的变化来看，ΔNO3--N/ΔNH4+-N远小于厌氧氨氧化理论值0.26，这主要是厌氧氨氧化耦合反硝化后的效果。试验前ΔNO3--N/ΔNH4+-N为0.04~0.05，在基质比波动过程中，ΔNO3--N/ΔNH4+-N始终处于较低水平，其值普遍低于0.1。在进水NO2--N/NH4+-N较大的1.69~1.95和1.38~1.42阶段，ΔNO3--N/ΔNH4+-N较大，平均值分别为0.10和0.08。在进水NO2--N/NH4+-N较小的0.58~0.60和0.77~0.83阶段，ΔNO3--N/ΔNH4+-N较小，平均值分别为0.04和0.03。当进水NO2--N/NH4+-N>1.32时，剩余的部分NO2--N会发生反硝化反应，此时，NO2--N和NO3--N均为反硝化菌的氮源，由于污泥中的反硝化菌有限，进水NO2--N浓度越高，便有更多的NO2--N参与反硝化反应，这样就导致部分NO3--N无法参与反硝化反应，因此反应器出水NO3--N浓度升高，ΔNO3--N/ΔNH4+-N增加。当进水NO2--N/NH4+-N<1.32时，绝大多数的NO2--N与NH4+-N发生厌氧氨氧化反应，此时反硝化菌的主要氮源为NO3--N，因此出水NO3--N浓度较低。在最后阶段ΔNO3--N/ΔNH4+-N平均值恢复为0.02，低于基质比波动前的水平，这主要是反硝化菌增殖的作用。
进水NO2--N/NH4+-N波动过程中脱氮贡献率的变化特征见图7。试验前厌氧氨氧化的脱氮贡献率平均为84.9%，反硝化脱氮贡献率平均为15.1%。基质比波动过程中，在进水NO2--N/NH4+-N较大的1.69~1.95和1.38~1.42阶段，厌氧氨氧化脱氮贡献率较小，平均值分别为74.9%和68.0%；在进水NO2--N/NH4+-N较小的0.58~0.60和0.77~0.83阶段，厌氧氨氧化脱氮贡献率较大，平均值分别为84.5%和91.7%。反硝化脱氮贡献率的变化规律与ΔNO2--N/ΔNH4+-N类似，即进水NO2--N/NH4+-N较大时，ΔNO2--N/ΔNH4+-N较大，反硝化脱氮贡献率较大，这是因为过量的NO2--N促进了反硝化菌的生长，增强了反硝化作用，更多的NO2--N被反硝化作用去除，ΔNO2--N/ΔNH4+-N增大，反硝化脱氮贡献率增大，厌氧氨氧化脱氮贡献率减小。当进水基质比恢复至1.13~1.26后，厌氧氨氧化脱氮贡献率较之前阶段有所下降，在第55天小幅上升后逐渐趋于稳定，在第55~62天，厌氧氨氧化脱氮贡献率平均值为77.1%，反硝化脱氮贡献率平均值为22.9%，与基质比波动前相比，反硝化脱氮贡献率有所上升，厌氧氨氧化脱氮贡献率有所下降，这同样是反硝化菌增殖所致。
2.3 基质比波动对污泥活性的影响
不同阶段反应器内污泥下层（取样口1）和上层（取样口2）的厌氧氨氧化活性和反硝化活性如表3所示。
当反应器经历了基质比为1.69~1.95阶段后，厌氧氨氧化活性略有下降，下层和上层污泥的厌氧氨氧化活性分别降至0.099、0.027gNH4+-N/（gMLVSS·d）；反硝化活性大幅升高，下层和上层污泥的反硝化活性分别升至0.241、0.337gNO3--N/（gMLVSS·d），其中上层污泥的反硝化活性上升最为显著，这再次说明在基质比为1.69~1.95阶段，较高的NO2--N浓度促进了反硝化菌的生长，污泥反硝化活性增强。
与基质比波动前的污泥活性相比，基质比恢复后下层和上层污泥的厌氧氨氧化活性均有所下降，分别降至0.081、0.023gNH4+-N/（gMLVSS·d），其中下层污泥的厌氧氨氧化活性下降明显，厌氧氨氧化菌（AnAOB）主要集中在污泥下层，因此基质比波动对下层AnAOB活性的冲击较大。基质比恢复后下层和上层污泥的反硝化活性分别为0.225、0.202gNO3--N/（gMLVSS·d），与波动前相比，下层污泥的反硝化活性有所上升，上层污泥的反硝化活性有所下降，下层污泥的反硝化活性高于上层，这可能是因为下层污泥中AnAOB受基质比波动影响较大，丰度下降，在此期间下层污泥中的反硝化菌增殖加速，又考虑到反应器由下部进水，下层反硝化菌在数量和营养物质利用方面都优于上层反硝化菌，因此下层污泥的反硝化活性大于上层污泥。
2.4 典型周期内基质降解规律
不同NO2--N/NH4+-N条件下NH4+-N、NO2--N、NO3--N和COD的降解特征如图8所示。可以看出，在不同NO2--N/NH4+-N条件下各基质浓度的变化趋势相似。
根据降解曲线，NO2--N和NH4+-N的降解可分为两个阶段：线性降解阶段（0~10h）和稳定阶段（10~24h）。线性降解阶段，营养物质充足，NO2--NNH4+-N浓度呈线性递减变化；在稳定阶段，营养物质浓度降低，NO2--N和NH4+-N的降解速度逐渐减小并趋于稳定。在基质比从0.54到1.86的变化过程中，当NH4+-N过量时，NO2--N浓度在24h后趋近于0，反之，NH4+-N浓度在24h后趋近于0，可见在以上基质比条件下，厌氧氨氧化反应都得到了充分进行。在基质比为0.54和1.86试验组，原水NH4+-N和NO2--N浓度分别为496、461mg/L，这两组试验的NO2--N和NH4+-N去除效果没有出现波动现象，降解规律和其他组相同。这表明在本试验条件下SAD工艺不会受到较高基质浓度的抑制作用，耦合反应对基质浓度的变化具有良好的适应性。
在每组的前6h，厌氧氨氧化速率[12.04~15.00mgNH4+-N/（gMLVSS·h）]都显著高于反硝化速率[12.04~15.00mgNH4+-N/（gMLVSS·h）]，厌氧氨氧化是主导反应。当基质比为0.54时，厌氧氨氧化速率和反硝化速率都达到了最大，这是因为该批次反应器中氨氮充足，保证了前期氨氮充分参与厌氧氨氧化反应，硝态氮浓度最低，多数硝态氮参与反硝化反应，故厌氧氨氧化速率和反硝化速率最大。
各试验组的NO3--N浓度均随着反应的进行而逐渐升高，且在10~12h时浓度达到最高，随后又逐渐降低，这与安芳娇等的研究结果一致，这是由于在反应前期NO2--N浓度较高，反硝化菌在利用氮源时优先选择NO2--N，厌氧氨氧化反应产生的NO3--N逐步累积，后期NO2--N浓度降低，更多的NO3--N被反硝化菌利用，NO3--N浓度又逐渐降低，因此NO3--N浓度在10~12h期间最高。由降解曲线可知，NO3--N浓度在10~12h的极大值随着基质比的增大而逐渐升高，由NO2--N/NH4+-N为0.54时的3.15mg/L升至NO2--N/NH4+-N为1.86时的18.29mg/L，连续流试验也得出了相似的结果，这主要是因为NO2--N/NH4+-N增大后，NO2--N浓度增加，部分NO2--N替代NO3--N成为反硝化菌的氮源，因此NO3--N浓度升高。在监测的24h内，COD浓度一直呈线性下降趋势，并没有达到稳定的趋势，这主要是因为污泥中含有一定量的以厌氧发酵菌为代表的异养菌，它们不断消耗COD，使得COD浓度不断下降。
反应24h后，计算最终的ΔNO2--N/ΔNH4+-N、COD去除率和脱氮贡献率，如图9所示。可见，除了基质比由0.72增至0.90后ΔNO2--N/ΔNH4+-N和COD去除率有小幅下降外，ΔNO2--N/ΔNH4+-N和COD去除率均随着NO2--N/NH4+-N的增加而增大。ΔNO2--N/ΔNH4+-N由基质比为0.54时的1.02逐渐升至基质比为1.86时的1.36，COD去除率由基质比为0.54时的71.7%逐渐升至基质比为1.86时的80.8%，这主要是因为随着ΔNO2--N/ΔNH4+-N的增加，NO2--N浓度逐渐超出厌氧氨氧化反应的需求量，有越来越多的NO2--N参与反硝化作用，在反硝菌的作用下NO2--N和COD去除量增加，ΔNO2--N/ΔNH4+-N和COD去除率随之增大。
反应24h后，反硝化脱氮贡献率随基质比的变化规律与ΔNO2--N/ΔNH4+-N的变化规律相同，由基质比为0.54时的10.4%逐渐升至基质比为1.86时的28.4%，这是由于基质比增大后，有越来越多的NO2--N参与反硝化作用，故反硝化脱氮贡献率增加。厌氧氨氧化脱氮贡献率随着基质比的增加而呈下降趋势，由基质比为0.54时的89.6%逐渐降至基质比为1.86时的71.6%，但仍然保持在70%以上，厌氧氨氧化依然是SAD工艺中的主导反应。
3、结论
①经过进水NO2--N/NH4+-N波动后，SAD工艺对NO2--N的去除效果保持良好，NH4+-N去除率略有下降，但仍能保持在90%以上，COD去除率始终较为稳定，表明SAD工艺对进水NO2--N/NH4+-N的波动具有良好的抗冲击性。
②基质比波动过程中，在NO2--N/NH4+-N为1.69~1.95和1.38~1.42的阶段，由于NO2--N浓度增加，反硝化作用增强，ΔNO2--N/ΔNH4+-N和反硝化脱氮贡献率较高，出水NO3--N浓度和ΔNO3--N/ΔNH4+-N也高于进水NO2--N/NH4+-N为0.58~0.60和0.77~0.83的阶段。
③在基质比为1.69~1.95的阶段，反应器内污泥的反硝化活性显著增加。与基质比波动前相比，基质比恢复后污泥的厌氧氨氧化活性有所下降，上层污泥的反硝化活性有所下降，下层污泥的反硝化活性有所上升并高于上层污泥。
④批式试验结果表明，在0~10h内NO2--N和NH4+-N浓度呈线性下降趋势，10h后下降趋势减缓并趋于稳定；NO3--N浓度先升后降，并在10~12h达到极大值，且随着进水NO2--N/NH4+-N的增加，NO3--N浓度的极大值逐渐增大。反应24h后，ΔNO2--N/ΔNH4+-N、COD去除率和反硝化脱氮贡献率均随着进水NO2--N/NH4+-N的增加而呈上升趋势。（来源：江苏省规划设计集团有限公司市政规划与工程设计院，中国市政工程华北设计研究总院有限公司 江苏分公司，重庆大学环境与生态学院）