厭氧-限氧SBR處理低C/N生活污水SNDPR啟動及N2O釋放

鞏有奎，羅佩云，孫洪偉

（1煙臺職業學院建筑工程系，山東煙臺 264670；2煙臺大學環境與材料工程學院，山東煙臺 264005）

引 言

我國城市生活污水具有碳氮比低（C/N=3∶1～5∶1）、水質波動大等特點。在生物脫氮過程中，污水處理廠需投加甲醇等外碳源提供反硝化過程所需的電子供體，導致其運行費用增加[1-3]。利用序批式生物反應器（SBR），采用厭氧-限氧運行方式，耦合生物脫氮與除磷反應，形成同步硝化內源反硝化脫氮除磷過程（SNDPR），并用于生活污水的處理，取得了良好的氮、磷去除效果[4-5]。該過程中，聚磷菌厭氧段吸收外源COD以聚-β-羥基烷酸酯（PHA）形式儲存在體內并完成釋磷；限氧段，部分聚磷菌（PAOs）利用體內PHA為電子供體進行內源反硝化，并過量吸磷，實現氮、磷同步去除。16s RNA基因測序的研究結果表明，PAOs可分為兩個主要支系：PAOⅠ和PAOⅡ。其中，PAOⅡ不能利用NO3-進行除磷，而PAOⅠ能夠同時利用O2、NO2-和NO3-完成除磷過程，其中PAOI相對豐度為所有微生物群落的15%～20%。與傳統脫氮除磷工藝相比，SNDPR系統以NOx-代替O2作為電子受體實現了氮、磷同步去除，克服了聚磷菌和硝化菌在污泥齡之間的矛盾，同時，實現了“一碳多用”，解決了生物脫氮和除磷過程對碳源的競爭，節省了30%的曝氣量和50%的碳源需求量，是一種節能降耗的污水處理工藝，已成為脫氮除磷過程的研究熱點。

在啟動并運行SNDPR過程中，常存在PAOs與聚糖菌（GAOs）共存的現象。與PAOs不同，GAOs內源反硝化過程不進行磷過量吸收，對除磷無貢獻，GAOs的大量增殖可能導致污水處理系統的除磷性能變差[6]。然而，最近的研究表明[7-9]，保持生物處理系統內菌群的多樣性，可實現SNDPR系統的高效運行。該過程厭氧階段PAOs和GAOs可同時利用污水中碳源進行PHA的儲存，限氧條件下，氨氧化菌（AOB）和亞硝態氮氧化菌（NOB）氧化污水中NH4+至NO3-，PAOs完成好氧和反硝化吸磷，GAOs可以體內PHA為電子供體進行反硝化脫氮。Wang等[10]指出，GAOs部分內源反硝化協同PAOs反硝化除磷，可有效解決城市生活污水脫氮過程碳源不足的問題。與傳統外源反硝化過程不同，內源反硝化過程中，PHA提供電子速率較低，在不同電子受體之間存在電子競爭，可能導致N2O積累并釋放[11]。除此之外，部分GAOs以N2O作為內源反硝化過程的終產物，也是導致N2O釋放增加的重要因素[12]。

胞外聚合物（EPS）是微生物分泌于體外的高分子聚合物，位于微生物表面，主要包括蛋白質（PN）和多糖（PS）兩部分。EPS富集環境營養成分后，利用胞外酶將其降解至小分子物質并送入細胞內。C/N改變，可導致PN、PS的變化，引起污泥聚集性及絮體內缺氧區域改變，影響系統同步脫氮性能，同時，EPS含量變化，活性污泥致密性能改變[13]，SNDPR產生的N2O進入污泥內部缺氧區阻力調整，也導致生物脫氮過程N2O釋放特性的改變。對SNDPR脫氮除磷性能的研究多集中于高C/N污水處理，對低碳氮比（C/N）生活污水SNDPR啟動及N2O釋放的研究尚不多見。本文以生活污水同步脫氮除磷過程為研究對象，采用厭氧-限氧（An-O）方式運行SBR，通過添加乙酸鈉方式調節進水C/N，對比不同C/N下SBR同步脫氮除磷性能、N2O釋放及污泥絮體EPS變化。同時，基于不同工況下SNDPR污泥內源物質變化特性分析，確定SNDPR內PAOs-GAOs間競爭關系，以期為SNDPR用于城市生活污水處理過程提供應用參考。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置及運行方式

試驗用SBR總容積14 L，有效容積12 L，充水比0.5。SBR以厭氧-限氧方式運行，每天運行3個周期，每周期8.0 h。各周期運行方式為：進水（5 min）-厭氧攪拌（145 min）-限氧（210 min）-沉淀（30 min）-排水（10 min）-閑置（80 min）。限氧過程采用N2+空氣聯合曝氣，總曝氣量Q=30 L/h，通過調整N2與空氣比例，控制反應過程溶解氧（DO）為(1.0±0.2)mg/L，MLSS控制為(2000±200)mg/L，污泥停留時間15 d，以PLC在線控制SBR運行過程。SBR以密閉方式運行，頂部設有氣體采樣袋，取樣過程中，每隔30 min更換一次采樣袋（圖1）。

圖1 試驗裝置（a）及運行方式（b）Fig.1 Schematic diagramof the sequence batch reactor(a)and its operation mode(b)

1.2 試驗用水及接種污泥

試驗用接種污泥取自某實驗室A2/O反應器二沉池，反應器脫氮、除磷效率分別穩定在80%和95%以上，接種污泥內反硝化聚磷菌（DPAOs）與PAOs之比約為0.7。試驗用水為某小區經化糞池后生活污水，原水水質：平均COD=235.4 mg/L，NH4+=71.8 mg/L，PO43--P=9.09 mg/L，NOx--N<1.0 mg/L。試驗過程中，通過投加不同質量濃度乙酸鈉，調整進水C/N由7.0∶1逐漸降至無乙酸鈉投加時的C/N=(3.0～3.5)∶1。整個試驗過程劃分為3個階段。階段ⅠC/N=7.0∶1，階段ⅡC/N=7.0∶1～4.0∶1，階段ⅢC/N=(3.0～3.5)∶1。各階段運行時間均為60 d。

1.3 檢測指標及分析方法

1.3.1 常規指標 COD、NH4

+-N、NOx--N、污泥容積指數（SVI）、污泥濃度（MLSS）和揮發性懸浮固體濃度（MLVSS）等指標均采用國家標準方法[14]，pH、DO和溫度以WTW-Multi342測定儀測定。

1.3.2 胞外聚合物（EPS） EPS主要包含松散型EPS(LB-EPS)和緊密型EPS(TB-EPS)。取40 ml泥水混合物，置于離心管內，在r=6000 r/min轉速下將其分離5 min。濃縮污泥置于40 ml質量濃度為0.85%的NaCl溶液中超聲8 min后，在r=8000 r/min轉速繼續分離10 min，測定上清液中所含PN和PS，兩者之和即為LB-EPS；將分離出LB-EPS污泥重新置于NaCl溶液內超聲分離4 min后，以r=12000 r/min的轉速離心20 min，測定上清液PN和PS，兩者之和為TB-EPS[14]。PN、PS分別采用考馬斯亮藍法[15]和苯酚-硫酸法[16]測定。

1.3.3 內源物質測定 以氣相色譜儀（Agilent，GC6890N）測定微生物內聚-β-羥基丁酸（PHB）和聚-β-羥基戊酸（PHV），兩者之和即為PHA[17]。以蒽酮法測定糖原（Gly）[18]。

1.3.4 N2O測定 反應過程氣體經頂部U形干燥器進入氣體采樣袋（圖1）。每0.5 h更換一次氣體采樣袋直至反應結束，以濕式流量計測定采樣袋內所收集氣體的體積。以Agilent公司GC6890N氣相色譜儀測定N2O釋放量N2Oe，毛細管色譜柱為HP-Plot/分子篩(長度×內徑×膜厚=30 m×0.53 mm×25μm)。測定條件：進樣口溫度tj=110℃，爐溫tl=180℃，ECD檢測器te=300℃，以頂部空氣法計算水樣中溶解態N2O濃度N2Od。

1.4 不同階段典型反應過程內源物轉化計算

SNDPR系統厭氧階段COD耗量（CODc）主要包括：異養菌（OHO）反硝化還原上一周期殘留NOx-所需有機物（CODde）和PAOs、DAOs儲存內碳源所需COD（CODin），CODin和CODde分別見式（1）和式（2），PAOs和GAOs儲存COD的比例分別以PPAOs,An、PGAOs,An計，如式（3）和式（4）[10]。

式中，ΔNO3--N、ΔNO2--N分別為SNDPR系統厭氧階段NO3--N和NO2--N還原量，mg/L；2.86、1.71分別為NO3--N和NO2--N單位質量濃度反硝化消耗COD，mg COD/mg N；0.5、1.12分別為PAOs、GAOs消耗COD轉化為體內碳源時，單位有機物釋磷量和Gly耗量；PRA為厭氧釋磷量，mmol P/L；ΔGlyAn為厭氧Gly耗量，mmol C/L。

1.5 同步脫氮效率（SND）計算

同步脫氮效率指SBR系統限氧階段氮損失情況。計算方法如式（5）。

2 結果及討論

2.1 不同C/N條件下SNDPR長期運行特性

不同C/N條件下SNDPR系統長期運行過程COD、氮、磷變化如圖2所示。不同進水COD，經厭氧內碳源儲存、OHOs反硝化及好氧OHOs等3個過程對有機物的利用，出水COD（CODeff）穩定在（36.5±2.3）mg/L，有機負荷對CODeff影響不大。初始階段（0～10 d），厭氧末殘留大量COD，后續限氧過程OHOs與自養硝化菌（AOB）爭奪DO，抑制硝化進程，出水NH4+略有增加。經60 d厭氧-限氧運行，PAOs增殖，吸收COD并將其儲存為體內PHA能力增強，厭氧末COD(CODAne)降至（75.2±3.6）mg/L，轉化為內碳源的COD（CODin）達（245.4±6.8）mg/L；限氧段，完成SNDPR，出水平均NO2-和NO3-分別為0.54和8.55 mg/L，SND效率達83.5%。階段Ⅱ，進水C/N逐漸降至4.0，厭氧段去除大部分COD，平均CODAne降至47.2 mg/L，有機物對后續硝化過程無抑制作用，出水無NH4+剩余，硝化過程以生成NO3-為主，達15.2 mg/L。排水后殘留的NOx-消耗后一反應周期進水COD，CODin降至142.5 mg/L，提供電子能力下降，SND效率降至65.2%。階段Ⅲ，無外加碳源，C/N降至（3.0～3.5）∶1，平均CODin僅為89.2 mg/L，內碳源合成降低，后續同步反硝化過程被抑制，出水NO3-達17.6 mg/L，SND效率降至60.1%。Wang等[19]指出，在C/N<3.5時，SNDPR內TN去除率為77.7%，SND效率為49.3%，同步脫氮效率略小于本研究，其主要原因可能是經不同的運行方式馴化，SNDPR內馴化出PAOs菌群分布不同，從而導致SND略有差異。

圖2 不同C/N下SNDPR長期運行過程氮、磷及有機物變化特性Fig.2 Long-term of N,Pand CODremoval performance in SNDPRsystem under different C/Nratio

SBR進水混合后平均PO43--P為(5.21±0.65)mg/L。高進水C/N，厭氧平均釋磷量（PRA）和限氧平均吸磷量（PUA）分別為30.5和35.4 mg/L。提供充足碳源，經60 d馴化（階段I），出水平均PO43--P為0.42 mg/L，PO43--P去除率達90%以上。C/N降低，上一周期硝化階段殘留NOx-增加，CODde增加，用于釋磷及儲存內碳源的CODin降低，平均PRA降至15.4 mg/L；限氧段，PHA合成減少抑制SNDPR吸磷性能，平均PUA降至19.9 mg/L，出水平均PO43--P增至0.89 mg/L，PO43--P去除率為80.5%。厭氧段微生物水解Poly-P釋放PO43--P，典型PAOs和DPAOs單位有機物釋磷量（PRA/CODin）分別為0.5[20]和0.31 mmol P/mmol C[21]。階段Ⅰ，PRA/CODin為0.26 mmol P/mmol C，小于典型PAOs和DPAOs厭氧階段PRA/CODin，用于釋磷的CODin降低，SNDPR內存在GAOs與PAOs競爭外碳源；階段Ⅲ，PRA/CODin為0.34 mmol P/mmol C，介于PAOs和DPAOs之間，且PRA/CODin逐漸偏向于典型PAOs釋磷特性。其原因可能是低C/N條件下，PAOs中DPAO所占比例降低，PRA/CODin傾向于典型PAOs以O2為電子受體的釋磷過程。

2.2 不同C/N階段SNDPR內源物變化特性

不同C/N條件下SNDPR內脫氮除磷性能及內源物質變化如圖3所示。厭氧階段，典型PAOs和DPAOs合成單位PHA釋磷量（PRA/ΔPHA）分別為0.625[22]和0.24 mmol P/mmol C[21]。C/N=7.0∶1，PRA/ΔPHA為0.19 mmol P/mmol C，小于PAOs和DPAOs合成單位PHA釋磷量，除PAOs外，系統內存在GAOs合成PHA；C/N降至(3.0～3.5)∶1，PRA/ΔPHA增至0.37 mmol P/mmol C，趨向于富集PAOs。PAOs和DPAOs厭氧合成單位PHA消耗Gly（ΔGly/ΔPHA）分別為0.385[22]和0.43 mmol C/mmol C[21]，SNDPR內，隨C/N降低，微生物厭氧段消耗Gly的能力增強，其ΔGly/ΔPHA由0.39 mmol C/mmol C增至0.60 mmol C/mmol C，與此對應，典型GAOs和反硝化聚糖菌（DGAOs）厭氧階段ΔGly/ΔPHA分別為0.628[23]和0.62 mmol C/mmol C[24]。C/N降低，SNDPR內內源物質變化特性傾向于典型GAOs降解特性。PAOs和GAOs厭氧階段獲取能量的方式不同。Gly消耗量增加，表明系統內以降解Gly獲得能量的GAOs/DGAOs獲得了增殖。以乙酸鈉為電子供體，PAOs合成內源物質PHA的主要成分是PHB，若GAOs為優勢菌種，其合成PHA內部PHV比例會增加[25]。本研究隨C/N降低，厭氧階段ΔPHV/ΔPHA由0.17增至0.23，也表明GAOs活性隨C/N降低而增強。

圖3 不同C/N下SNDPR內源物轉化特性Fig.3 Variation of internal polymers during in SNDPRunder different C/Nratio

典型PAOs好氧吸磷階段PUA/ΔPHA和PUA/ΔGly分別為0.41和0.96 mmol P/mmol C，DPAOs以NO3-作為電子受體反硝化吸磷階段PUA/ΔPHA和PUA/ΔGly分別為0.15和0.53 mmol P/mmol C。本研究不同C/N下，PUA/ΔPHA和PUA/ΔGly均小于典型PAOs和DPAOs模型值（圖3），表明系統內存在無吸磷的PHA降解和Gly合成。隨C/N由7.0∶1降至(3.0～3.5)∶1，PUA/ΔPHA和PUA/ΔGly分別由0.29和0.50 mmol P/mmol C增至0.34和0.57 mmol P/mmol C，逐漸傾向于典型PAOs內源物質變化特性。階段Ⅰ（C/N=7.0），限氧初期OHOs與AOB爭奪DO，污泥絮體內缺氧區域增加，有利于增殖DPAOs；C/N降低（階段Ⅲ），厭氧結束無COD剩余，后續限氧階段DO穿透能力增強，有利于污泥絮體內PAOs獲得DO并增殖，完成以DO作為電子受體的好氧吸磷過程，除磷過程傾向于PAOs降解特性。C/N降低，同步反硝化階段Gly儲存與PHA消耗之比（ΔGly/ΔPHA）由0.51增至0.68 mmol C/mmol C，介于PAOs（0.42）、DPAOs（0.45）與GAOs（0.95）之間，這與不同C/N下微生物內源物轉化特性有關。厭氧段，C/N降低，GAOs吸收COD合成PHA的比例增加，進而致使限氧條件下GAOs利用其體內合成PHA還原NOx-比例增加。與PAOs/DPAOs相比，GAOs消耗等量PHA合成Gly的能力增強，導致ΔGly/ΔPHA隨C/N降低而逐漸增加，傾向于富集GAOs的內源變化物質。與此對應，限氧階段反硝化脫氮與PHA消耗之比（NRA/ΔPHA）由0.40降至0.33 mmol N/mmol C，偏離DPAOs降解特性，也表明隨C/N降低，DPAOs脫氮比例降低而GAOs反硝化脫氮比例增加。

2.3 SNDPR典型周期內污染物及內源物變化

圖4所示為SNDPR系統處理實際生活污水典型周期COD、氮、磷、PHA和Gly變化特性。厭氧初始90 min內，COD和NO3-分別由138.5和5.1 mg/L降至35.2和0 mg/L，PO43-由5.54升高至20.14 mg/L，CODde為14.6 mg/L，CODin達88.7 mg/L，PRA/CODin=0.34 mmol P/mmol C；90～150 min內，COD不再下降，PRA無明顯變化，GAOs酵解Gly獲得能量，Gly降至9.09 mmol C/L，PHA增至1.99 mmol C/L，其中PHB和PHV分別為1.69和0.3 mmol C/L。厭氧反應時間增加，可增強GAOs合成PHA的能力，強化GAOs競爭優勢，形成不同微生物間耦合協同作用，有利于提高SNDPR性能[26]。Fan等[9]也指出，在同步脫氮除磷過程中，GAOs內源反硝化協同PAOs反硝化除磷，可充分利用微生物體內合成內碳源，解決城市污水脫氮中碳源不足問題。

圖4 典型周期SNDPR內氮、磷、有機物、PHA（PHB+PHV）及Gly變化（C/N=3.5∶1）Fig.4 Typical cycleof the SNDPRat the C/Nratio of about 3.5(day 176)including N,P,COD,PHA(PHB+PHA),Gly

限氧階段，COD無變化，150～240 min內，PO43--P和NH4+-N分別降至15.6 mg/L和2.25 mg/L，NOx-濃度僅為4.4 mg/L，氮損失（NRA）為8.5 mg/L。SNDPR內，DPAOs和GAOs均可利用體內PHA完成內源反硝化，其中，DPAOs完成過量吸磷，GAOs不進行吸磷。因此，可利用NRA/ΔPHA定性確定DPAOs和GAOs對反硝化過程的貢獻。150～240 min內，NRA/ΔPHA為0.49 mmol N/mmol C，介于DPAOs反硝化吸磷的模型值（0.96 mmol N/mmol C[21]）和典型GAOs內源反硝化模型值（0.28 mmol N/mmol C）之間[10]，表明GAOs和DPAOs可同時利用自身體內PHA完成缺氧反硝化過程，SNDPR內同步發生硝化、反硝化及除磷過程。240～300 min范圍內，PO43--P變化不大，PHA持續下降，NH4+降至7.5 mg/L，硝化過程以產生NO3-為主，此階段NRA僅為2.26 mg/L，NRA/ΔPHA為0.33 mmol N/mmol C，接近典型GAOs內源反硝化模型值，表明此階段NO3-主要以GAOs內源反硝化過程去除。300 min后，PHA略有降低，Gly明顯下降。NRA略增加。即：當PHA降至最低值時，GAOs利用體內合成的Gly作為碳源，可完成反硝化過程。Miao等[25]研究也表明，微生物內源反硝化后期，PHA降至較低濃度時，GAOs可利用Gly驅動內源反硝化，以促進氮同步去除。厭氧階段，SNDPR內無曝氣，反硝化過程產生的N2O可迅速還原至N2，無N2O釋放；限氧階段，隨同步硝化反硝化過程的進行，N2O釋放量逐漸增加，達1.09 mg/L，產率達7.6%。

2.4 不同階段SNDPR內N2O釋放特性

厭氧段無曝氣，OHOs以原水中有機物為電子供體完成反硝化，無N2O釋放。限氧段，同步脫氮過程產生的N2O被吹脫至大氣，導致N2O釋放（圖5）。C/N=7.0，限氧初期SNDPR內存在剩余COD，此階段，外源有機物消耗大量DO，DO濃度較低，系統內發生OHOs以外源COD作為電子供體的反硝化過程，且低氧條件抑制Nos的還原活性，導致部分N2O釋放。至210 min，N2O產量為0.058 mg/L，產生速率為0.055 mg N/(g VSS·h)。此后，外碳源消耗殆盡，SBR內同步發生硝化和內源反硝化過程，N2O產生速率逐漸增至330 min時的0.22 mg N/(g VSS·h)，產量為0.43 mg/L，此后，N2O產生速率逐漸降至0.04 mg N/(g VSS·h)，至反應結束時，N2O產量達0.54 mg/L。生物脫氮過程中，AOB以NH4+為電子供體，以NO2-為電子受體進行的好氧反硝化過程，是導致N2O釋放的主要因素[27-28]。高C/N下，硝化階段未產生大量N2O釋放。一方面，SNDPR內以全程硝化過程為主，NO2-最大積累量僅為0.87 mg/L，削弱了AOB好氧反硝化過程；另一方面，高C/N促進了DPAOs和GAOs內PHA積累，為后續同步反硝化過程提供了充足的電子供體，且DPAOs能夠迅速還原硝化階段積累的少量NO2-，減輕了NO2-對Nos的毒性。C/N降至3.5，厭氧階段CO殘留，曝氣初即出現NH4+和NO2-共存現象，促進了AOB好氧反硝化過程，至270 min，N2O產生速率達最大值0.28 mg N/(g VSS·h)，此階段N2O主要產生于AOB的好氧反硝化過程。此后，N2O產生速率略有下降。

圖5 限氧階段N2O和NO2-變化特性(C/N分別為3.5和7.0)Fig.5 Characterics of N2Oand NO2-at C/Nratio of 3.5 and 7.0 at limited oxygen concentration

330 min后，NH4+和NO2-分別降至0.5和1.0 mg/L以下，SNDPR內N2O釋放速率仍達0.19 mg N/(g VSS·h（)圖5），表明AOB的好氧反硝化過程不是導致本研究低C/N條件下N2O大量釋放的唯一因素。Zhou等[29]指出，游離亞硝酸（FNA）濃度達0.7×10-3～1.0×10-3mg/L，可對Nos產生50%的活性抑制；FNA>4.0×10-3mg/L，Nos活性則完全被抑制。本研究硝化過程NO2-最大積累量為2.1 mg/L，遠小于FNA抑制閾值，因此，FNA對Nos活性抑制不是導致不同C/N條件下N2O釋放的重要因素。PAOs-GAOs共存系統內，Candidatus accumulibacters可分為PAOⅠ和PAOⅡ型。富集PAOⅠ的培養基中，存在少量缺氧反硝化吸磷過程；而PAOⅠ-GAOs混合培養基則具備較高的缺氧吸磷性能，且對NO2-表現出較高的反應活性。GAOs還原NO3-至NO2-，PAOⅠ利用NO2-完成反硝化吸磷過程，兩者耦合，提升了系統反硝化除磷性能[6]。本研究中，低C/N（階段Ⅲ）下，限氧后期NO2-降至接近0 mg/L，其N2O產生速率仍達0.19 mg N/(g VSS·h)，NAR/ΔPHA接 近 于 典 型DGAOs反硝化數值，此部分N2O主要產生于DGAOs反硝化而非AOB好氧反硝化過程。

2.5 不同C/N下SNDPR系統EPS及污泥沉降性能變化

EPS存在于微生物細胞膜外，是微生物新陳代謝過程中分泌的高分子物質。微生物利用胞外酶將EPS富集的營養成分降解成小分子物質并吸收至微生物體內。按與細胞結合的緊密程度，可將EPS劃分為LB-EPS和TB-EPS。圖6所示為不同C/N下SNDPR內污泥EPS特性變化。C/N降低，EPS逐漸由43.4增至50.5 mg/g VSS，其中，TB-EPS和LB-EPS分別由24.8和18.6 mg/g VSS增至30.9和19.6 mg/g VSS。生物反應過程中，細胞自溶或微生物自身分泌的EPS均可作為微生物生化反應的基質。低C/N比，污泥負荷（F/M）降低，微生物主動調節其代謝途徑以適應環境條件變化，分泌大量胞外酶促進生化反應過程，引起EPS增加。Kang等[30]的研究表明，COD負荷由2.8 kg COD/(m3·d)降至0.8 kg COD/(m3·d)時，污泥內部EPS分泌量呈逐漸增加的趨勢。低負荷條件下，微生物短時間內吸附并降解有機物，長時間處于低營養饑餓狀態，其厭氧段合成PHA等內源物質被消耗[31]。微生物分泌更多EPS作為碳源和能量，以滿足微生物內源反硝化對碳源的需求。孫洪偉等[32]則指出，EPS與C/N含量呈正相關，EPS隨C/N增加而增加。其主要原因可能是其研究過程中，固定進水COD為300 mg/L，通過改變進水NH4+濃度改變C/N，導致與本研究EPS變化趨勢不同。

圖6 不同C/N條件下SNDPR內EPS、SVI變化（a）和PN、PS變化（b）Fig.6 Variation of EPS,SVI(a)and PN,PS(b)in SNDPRat different C/Nratio of the influent

各C/N下，TB-EPS均是EPS的主要組成部分，占55%～60%。高C/N，TB-EPS分泌減少，污泥絮體密實性降低，反應基質進入污泥絮體的擴散能力增強，絮體內處于高營養水平，同步脫氮過程中產生的N2O作為中間產物擴散進入生物絮體能力增強，利于其還原，N2O釋放量下降；C/N降低，微生物內源代謝水平增加，加劇了微生物死亡并解體，釋放更多EPS。TB-EPS增加，導致污泥絮體密實性增加，N2O擴散進入污泥絮體內部缺氧區域的擴散阻力增加，N2O還原能力下降，釋放量增加。

研究表明，LB-EPS與污泥脫水性能密切相關。LB-EPS含量增加，EPS分子從微生物細胞伸展出，阻止了細胞之間的緊密接觸，形成了密實的凝膠，微生物表面產生空間阻力，阻止結合水從微孔擠出。EPS中，PN提供疏水性成分，PS提供親水性成分。LB-EPS中，PS增加提供大量親水基，不利于泥水分離，污泥脫水性能變差。研究表明，LB-EPS受環境因素影響較TB-EPS大，且LB-EPS對污泥絮凝性能、沉淀性能有著重要影響。LB-EPS增加，導致污泥附著性能降低，其脫水性能下降[33]。EPS內PN含量增加，污泥疏水性能增強，活性污泥更容易聚集，有利于系統長期穩定運行[34]，張麗麗等[35]研究表明，污泥脫水性能與LB-EPS內PN/PS呈正相關關系。本研究隨C/N降低，污泥脫水性能變差，污泥SVI由99增至127 ml/g。C/N降低，促進了絲狀菌增殖，同時，盡管不同C/N下LB-EPS差別不大，但其PN/PS隨C/N下降由1.75降至1.41，LB-EPS中PS比例增加，污泥親水性增強，不利于脫水。這與張麗麗等[35]的研究結果類似。

3 結 論

（1）采用厭氧-限氧方式運行SBR，通過逐步降低C/N的方式成功啟動了生活SNDPR過程。C/N由7.0降至3.0～3.5，SNDPR內同步脫氮（SND）和除磷效率分別由83.5%和90%以上降至60.1%和80.5%，N2O產量由0.54 mg/L增至1.09 mg/L，產率達7.68%。高C/N條件下，厭氧階段PAOs、GAOs同時利用外源COD合成足量PHA，促進內源反硝化吸磷過程進行，C/N降低，PHA合成下降，內源反硝化過程受抑制，N2O釋放增加。

（2）不同C/N下，SNDPR內源物質變化均表現出PAOs-GAOs共存特性。隨C/N降低，SNDPR內厭氧段PRA/ΔPHA、ΔGly/ΔPHA分別由0.19 mmol P/mmol C和0.39 mmol C/mmol C增至0.37 mmol P/mmol C和0.60 mmol C/mmol C，傾向于富集PAOs和GAOs；限氧段PUA/ΔPHA和PUA/ΔGly分別由0.29和0.50 mmol P/mmol C增至0.34和0.57 mmol P/mmol C，NRA/ΔPHA由0.40降至0.33 mmol N/mmol C，背離DPAOs而傾向于典型PAOs和GAOs內源物質變化特性。

（3）高C/N有利于微生物體內合成PHA增加并促進N2O還原，C/N降低，限氧AOB好氧反硝化過程耦合GAOs內源反硝化能力增強，是導致N2O釋放增加的重要原因。C/N降低，TB-EPS含量增加，PN/PS降低，污泥密實性增強且脫水性能降低，N2O擴散進入絮體內部缺氧區域阻力增加，抑制了其還原過程。