近年来，污水脱氮技术成为当今研究的热点。而生物脱氮法与物理、化学法相比，以高效率、低成本、无二次污染等不可比拟的优点被人们广泛认可。生物脱氮是指通过硝化细菌和反硝化细菌的联合作用使污水中的含氮污染物转化为氮气的过程，效果的优劣与所采用的菌株的特性密切相关。传统生物脱氮工艺认为，硝化细菌是自养需氧型，而反硝化细菌是异养厌氧型，且由于所需条件不同需在不同的反应器中进行脱氮，出现了以硝化-反硝化为基础的多个反应器的生物脱氮工艺，如后置反硝化A/O、A2/O以及改进的UCT、JBH、连续流新型厌氧-交替好氧/缺氧（AAA）等。这些传统脱氮工艺在废水处理方面起到了一定的作用，但存在一些缺陷。近年来，好氧反硝化菌不断被发现，大多数研究认为，好氧反硝化菌是好氧或兼性好氧，以有机碳源为能源的异氧硝化菌。它可以利用氧和硝酸盐或亚硝酸盐为电子受体进行呼吸作用，世代周期短、繁殖速度快，能大大提高反硝化能力，有助于解决传统生物脱氮工艺启动时间长、要求条件苛刻以及硝化与反硝化不能同时在一个反应器中进行等缺点。目前，随着生活水平的提高，生活污水呈现出低C/N的趋势，而传统脱氮需要补偿碱度以及外加碳源，反硝化阶段积累的硝酸盐以及亚硝酸盐会对硝化反应造成抑制，且占地面积大、基建费用和能耗较高。好氧反硝化脱氮技术作为一种新型的脱氮技术，以其低能耗的特点在处理低碳氮生活污水方面有着重要的现实意义。本研究采用好氧反硝化菌强化序批式活性污泥反应器（SBR），以实际生活污水为处理对象，研究反应器启动以及不同污水C/N对污水处理系统脱氮、除碳的性能影响，其研究结果可为好氧反硝化菌剂在强化污水脱氮处理中的应用提供重要的理论基础和实验依据。
1 实验材料与方法
1．1 实验装置
实验装置如图1所示。SBR主体由有机玻璃制成，总体积3．4L，有效容积2．8L，整个实验过程在室温（20～25℃）下运行。本实验建有2个完全相同的反应器，SBR1接种普通活性污泥的同时，投加SBR体积20％的好氧反硝化菌泥，作为强化组；SBR2只接种相同量的活性污泥，作为对照组。两反应器在相同条件下启动、运行。
1．2 脱氮强化菌
高效异养硝化-好氧反硝化菌（编号TN-05）来自成都信息工程学院资源环境学院实验室，结合菌株TN-05生理生化特征及其16SrDNA序列分析，鉴定该菌株为门多萨假单胞菌（Pseudomonas mendocina）。该菌株具有良好的脱氮、除碳能力。
1．3 接种污泥
接种污泥取自西南航空港污水处理厂二沉池污泥，絮状，呈黄褐色，污泥悬浮液质量浓度（MLSS）为3 008．84mg/L，污泥体积系数（SVI）为153．43mL/g，具备良好的沉降性能。
1．4 实验用水
采用校园生活污水作为实验用水。为实验需求，添加不同量的葡萄糖、NH4Cl以及KH2PO4调节生活污水碳、氮、磷的比例。SBR启动期，加入微量酵母浸膏以及Fe2+、Cu2+等。生活污水主要污染指标见表1。
1．5 反应器操作方法
反应器运行周期为6．5h，其中进水5min，曝气240min，缺氧搅拌120min，静止沉降20min（10d后逐步缩短时间为15、10、5min），排水5min。每周期排水1．4L。每天运行2个周期，其余时间闲置。曝气量控制在0．3L/min。定期测定两反应器进出水的COD、NH4+-N、TN、MLSS和沉降性能等指标。
1．6 分析方法
COD采用微波消解法测定；TN 按照《水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》（GB11894—1989）测定；NH4+-N按照《水质氨氮的测定水杨酸分光光度法》（HJ 536—2009）测定；TP按照《水质总磷的测定钼酸铵分光光度法》（GB11893—1989）测定；pH 按照《水质pH 值的测定玻璃电极法》（GB 6920—1986）测定；MLSS采用滤纸重量法测定；SVI以污泥沉降比（SV）计算；采用显微镜观察污泥形态。
2 结果与讨论
2．1 启动阶段（1～21d）
2．1．1 反应器启动过程COD的去除情况
反应器启动阶段COD及其去除率的变化情况如图2所示。在反应器开始启动前3天，SBR1对COD的去除率不高，原因可能在于好氧反硝化菌投加到SBR后，和原有的活性污泥中微生物种群有一定的竞争，并对废水环境有一个适应的过程。第4天，SBR1对COD的去除率有较大的提高，从第1天的40．39％提高到82．48％。启动过程中，在第8、17天出现了两次进水COD的大幅度提高，但SBR1对COD的去除率基本维持在80％左右，说明好氧反硝化菌的投加对于系统COD负荷的提高具有一定的适应能力。而SBR2对COD去除率在反应器启动的第4天出现较大的提高后又降低，从第1天的43．23％提高到第4天的81．44％，之后第5天下降到62．66％，随后稍微趋于稳定，去除率在62．34％～79．68％波动。综上，两反应器经过3d的适应，在反应器启动运行的4～21d内，在进水COD 平均为317．88mg/L时，SBR1出水COD平均为55．65mg/L，平均去除率为82．54％；SBR2出水COD平均为91．95mg/L，平均去除率为71．12％。可以看出，SBR1的除碳效果明显高于SBR2。这是因为SBR1中投加了菌株TN-05，此菌体在SBR中大量繁殖，其新陈代谢消耗大量的有机物。
2．1．2 反应器启动过程中NH4+-N的去除情况
反应器启动阶段NH4+-N及其去除率变化情况如图3所示。在启动第1天，SBR1对NH4+-N的去除率就已经达到90％以上，说明微生物对NH4+-N环境适应很快，而SBR2对NH4+-N 的去除率在启动第4天才达到90％以上，说明SBR1较SBR2有更快的适应能力。但整个反应器启动阶段，SBR1、SBR2对NH4+-N的去除效果相差不大，平均去除率分别为94．96％、89．71％；SBR1对NH4+-N的最高去除率可达到98．33％，略高于SBR2（96．89％）。
2．1．3 反应器启动过程中TN的去除情况
从图4可以看出，随着驯化过程的进行，SBR1对TN的去除率波动上升，从第1天的34．88％提高到第4天的66．57％，第17天升高到79．37％，然后逐渐趋于稳定，TN去除率在第19天最高达到81．42％。而SBR2对TN的去除率在整个启动过程中的总体上升趋势不大，在第14天TN去除率出现最大值，仅为53．70％，然后从第17天开始稳定在45％左右。整个启动和运行初期，SBR1对TN 的平均去除率为63．21％，而SBR2对TN的平均去除率为44．19％，污水经两反应器处理后，TN都有一定程度的下降，说明两反应系统都发生了同步硝化-反硝化现象。曲洋等、张小玲等、彭赵旭等的研究中也发现了类似现象。本实验中，对于SBR1来讲，由于好氧反硝化菌的投加，能有效分解生活污水中有机碳以获得能量，体现明显的脱氮效果。
2．2 不同C/N对反应器脱氮除碳的影响（22～65d）
废水的C/N是影响生物脱氮工艺的重要参数。从图5可以看出，当C/N为4∶1（质量比，下同）和6∶1时，两反应器对COD 和TN 的去除率均低于C/N为8∶1、10∶1和12∶1时，同时SBR1对COD和TN的去除率明显高于SBR2。当C/N为8∶1时，SBR1对COD和TN的去除效果达到最好，对两者的平均去除率分别达到85．31％和61．14％，而SBR2对两者的平均去除率分别达到72．34％和33．42％。原因在于SBR1中投加了具有脱氮除碳功能的好氧反硝化菌，加强了反应器内同步硝化-反硝化的作用，异养硝化-好氧反硝化型污泥增殖，导致SBR1 对COD 和TN 的去除效果明显好于SBR2。同时，在整个不同C/N运行工况下，SBR1的出水NH4+-N基本在0．5mg/L以下，NH4+-N去除率均接近100％；SBR2在C/N为4∶1和6∶1时出水NH4+-N有所波动，但是对NH4+-N的去除基本能维持在85％～98％。在本实验范围内，C/N对两反应器中NH4+-N的去除影响不大。当C/N为10∶1和12∶1时，两反应器对COD去除效果的差距缩小，SBR1 对COD 的平均去除率分别为79．50％和80．80％，SBR2对COD的平均去除率分别为73．30％和72．20％；SBR1对TN 的平均去除率分别为58．98％和51．64％，明显高于SBR2。SBR1对污水中的COD、TN的去除效果均比SBR2好，且所投加的好氧反硝化菌抗冲击负荷能力强，并能适应较低C/N的污水环境。整个运行期间，SBR1、SBR2对NH4+-N的去除效果差别不大，平均去除率分别为99．31％、96．89％。
2．3 不同阶段污泥指标的变化及颗粒化
MLSS是表征系统微生物数量的重要指标，两反应器内MLSS均随着反应器运行时间延长而有不同程度增加（见图6）。SBR1运行到第20天时，MLSS 从刚接种时的3 008．84 mg/L 增长到4 118．40mg/L，而在随后运行之间过程中，增长速率较慢；SBR2中MLSS在启动阶段增殖较明显，从最初的3 008．84mg/L增长到第20天的3 992．70mg/L，而在运行到第22～35天时，由于进水的C/N调为4∶1和6∶1，低C/N的生活污水不利于普通活性污泥的增殖，导致MLSS有一个下降，直到运行到第50天后，进水的C/N调为10∶1和12∶1，MLSS重新表现出明显的增长。SVI是表征污泥沉降性能的指标，SBR1内SVI从接种时的153．43mL/g降到83．60mL/g（30d），当运行到第60天时，SVI降为64．21mL/g；而SBR2内SVI在整个启动运行期间，总体略有下降，比SBR1内的污泥沉降性能略差。原因在于，在反应器启动运行期间，SBR1内投加的好氧反硝化菌的世代时间明显短于自养型硝化细菌，对废水水质变化适应能力强，能在低C/N的生活污水中快速增殖，保持了很好的MLSS，并在水力剪切条件、缩短沉降时间以及污泥中产絮微生物的作用下，促使污泥在短时间内实现了颗粒化，随着颗粒化程度的不断加强，其污泥沉降性能明显变好。在反应器运行第10 天左右时，SBR1内出现了颗粒污泥雏形，虽然出现了颗粒污泥，但是其表面仍然很松散，颗粒污泥晶核较模糊（见图7（a））；当反应器启动运行到第20天时，颗粒污泥形成加快，颗粒污泥表面不再模糊，并且也能较清晰地观察到颗粒污泥的大小（见图7（b））；第30天时，颗粒污泥逐渐增大，数量增多，并且能抗一定的水力剪切，颗粒污泥紧密（见图7（c））；第35天，颗粒污泥有很明显的晶核，属于成熟的颗粒污泥（见图7（d））。。
3 结论
（1）在反应器的启动阶段，SBR1对COD 和TN的平均去除率明显好于SBR2，好氧反硝化菌能在反应器中大量繁殖，其新陈代谢消耗大量的有机物，并高效除氮。
（2）在C/N为4∶1、6∶1时，SBR1对COD和TN的去除效果明显好于SBR2；当C/N为8∶1时，SBR1对COD和TN的去除效果达到最好，对两者的平均去除率分别达到85．31％和61．14％；当C/N为10∶1和12∶1时，两反应器对COD去除效果的差距缩小，但SBR1对TN 的去除效果仍然明显高于SBR2；在整个不同C/N运行工况下，SBR1的出水NH4+-N基本在0．5 mg/L 以下，去除率均接近100％。好氧反硝化菌能耐受更低的C/N，形成的颗粒污泥强化了脱氮除碳效果。整个运行期间，SBR1、SBR2对NH4+-N的去除效果差别不大，平均去除率分别为99．31％、96．89％。
（3）SBR1内投加的好氧反硝化菌，能在低C/N的污水中快速增殖，保持了很好的MLSS，维持在4 500mg/L左右。随着反应器的运行，污泥在35d内形成成熟的颗粒污泥，颗粒化的程度不断加强，其污泥沉降性能明显变好，最后SBR1中SVI达到64．21mL/g。
