影响反硝化性能的因素已被广泛研究，其中有机物（碳源）是决定反硝化进程及系统脱氮能力和效率的关键因素^〔1〕。目前我国大部分城镇污水处理厂均面临污水碳源不足而无法正常生物脱氮的情况，乙酸钠等外源性碳源被广泛应用^〔2〕，但外源性碳源过量投加会使运行成本大幅上涨。因此，如何有效利用反硝化过程的碳源备受关注。目前已有几种方法被成功应用于污水处理厂，包括控制硝化回流液残余氧浓度和多点进水等技术^〔3〕。同时也有研究证明基于pH、氧化还原电位（ORP）和溶解氧（DO）的控制策略可用于生物脱氮^〔4-6〕。尽管这些方法在脱氮过程控制中取得成功，但在反硝化过程中氮气释放对活性污泥在微观上产生的影响还不够明确，反硝化过程对后续好氧阶段产生的影响尚不清楚，需要进一步研究以更好地控制整个污水处理过程。

耗氧速率（OUR）被广泛应用于硝化过程的控制，能反映活性污泥中的活性生物量，且检测方法快捷。呼吸图谱为微生物各耗氧速率的组成，之前已有研究将其应用于活性污泥系统的状态评估和性能优化方面^〔7〕。笔者研究了缺氧反硝化条件下呼吸图谱检测的可行性，以期在好氧单元完成缺氧反硝化过程的监测，拓展呼吸图谱在反硝化过程控制中的应用。

试验用活性污泥混合液取自西安4个污水处理厂的生物反应池，各污水厂基本信息如表1所示。

采用批次静态试验方法，设置有效容积分别为6、2 L的有机玻璃反应器作为反应装置。

考察反硝化过程中活性污泥特性的变化时，采用2 L反应器。用无水乙酸钠和NaNO₃分别配制COD和NO₃^--N为10 g/L的溶液。反硝化初始条件：COD约为100 mg/L，NO₃^--N约为20 mg/L，保证反硝化碳源充足。反硝化过程中定时检测混合液中的NO₃^--N、NO₂^--N和COD，同时测定污泥平均粒径。为保证准确性，重复试验3次。

分别设置相应数量（5个）的反应装置，取表1中活性污泥，研究不同类型活性污泥和不同MLSS下（3 195、5 133、6 250、8 525、12 530 mg/L）反硝化对呼吸图谱的影响，反应环境与试验过程同上。

为考察厌氧搅拌时长对反硝化特性的影响，将污泥样品装至6 L反应器中厌氧搅拌，分别经0、30、120、300 min后取1.5 L该装置内的污泥样品，置于有效容积为2 L的反应器中进行静态试验，分别编号1^#、2^#、3^#和4^#。分别投加乙酸钠和NO₃^--N溶液，使反应初始条件为COD约175 mg/L、NO₃^--N约为25 mg/L，保证反硝化所需碳源充足。反硝化过程中定时检测混合液中的NO₃^--N、NO₂^--N和COD，并在反应开始和结束时分别取0.3 L活性污泥于工作站中进行呼吸速率测定。

采用呼吸计量法，通过污水处理智慧运行工作站（WBM450，西安绿标水环境科技有限公司）获取氧吸收速率。该工作站由1.2 L有机玻璃恒温反应器〔外加恒温水浴层，温度设定为（25±1）℃〕、溶解氧探头、pH探头、加药系统、PLC控制系统和软件分析系统等组成。工作站在线连续采集DO数据，经软件分析计算获得活性污泥的呼吸速率^〔8〕。

首先取污泥样品各0.3 L（污泥样品质量浓度约为3 000 mg/L），用清水定容至1.2 L后置于工作站，再用PBS缓冲溶液洗泥3次，测定准内源呼吸速率（OUR_q）；曝气2 h，测定其内源呼吸速率（OUR_e）；然后投加足够的基质，测定其最大呼吸速率（OUR_t）。用比呼吸速率（SOUR=OUR/MLSS）消除污泥浓度对生物活性的影响。

COD、NO₃^--N、NO₂^--N、MLSS和SV均采用标准方法测定^〔9〕；污泥平均粒径由激光粒度仪测得。

图1为反硝化过程中污泥特性的变化情况。

在有机碳源充足的条件下，随着反应不断进行，有机物被氧化、硝酸盐被还原，根据NO_x^--N和COD的变化情况可将整个反应分为4个阶段〔见图1（a）〕。反应开始60 min内，NO₃^--N被微生物迅速还原，还原速率最高可达24.77 mg/（L·h），NO₂^--N发生一定积累，且该阶段污泥平均粒径迅速增加，60 min时的污泥粒径较初始污泥平均粒径增大了0.4倍；60~150 min期间，NO₃^--N还原速率降低，上一阶段积累的NO₂^--N同时被还原，污泥粒径的增长速度变缓；150 min后反硝化脱氮结束，反应器内的COD变化较小，污泥平均粒径基本不再增长；270 min后COD突然增大，污泥平均粒径减小。此外，活性污泥经反硝化后，SV₅由93%增大到95%，SV₃₀由56%增加到69%，沉降性能变差。由此可见，活性污泥在反硝化过程中产生的气体会使污泥絮体发生膨胀，反硝化结束不再产生气体，絮体不再膨胀。

经历不同厌氧时长（0、30、120、300 min，编号1^#、2^#、3^#和4^#）后，反硝化过程中NO₃^--N和COD的变化情况如图2所示。

由图2可见，无前置厌氧（1^#）或前置厌氧时间为30 min（2^#）时，溶液中的NO₃^--N可被快速去除，分别反应120、90 min时NO₃^--N已被完全去除。当前置厌氧时间较长，分别为120、300 min（3^#、4^#）时，反应前期溶液中的NO₃^--N快速降低，但3^#反应器中，反应210 min后溶液中的NO₃^--N升高；4^#反应器中，反应90 min后溶液中的NO₃^--N升高。由此可知，在活性污泥反硝化前置一段厌氧搅拌，可一定程度上缩短NO₃^--N的还原时间，但厌氧时间的过度延长会使反硝化作用受到影响。其原因可能是厌氧时间过长时，微生物通过分解糖原来提供所需能量^〔10〕，导致部分污泥絮体失去生物活性，反硝化还原NO₃^--N的速度降低，部分被吸附但未被生物降解的污染物在反应后期被重新释放到溶液中。

图3为活性污泥的NO₃^--N还原速率与呼吸图谱的变化关系。

对不同污水处理厂的污泥絮体进行短期反硝化研究，在同样的碳源和氮源环境下，出水NO₃^--N均为0，反硝化过程时长不等。且反硝化使得SOUR_e和SOUR_q增大，ΔSOUR_q（反硝化前后的差值）在0.23~3.1 mg/（g·h）范围内变化，不同类型活性污泥样品的NO₃^-还原速率随ΔSOUR_e的增加而增大〔见图3（a）〕。为进一步验证这一实验结果，改变污泥浓度进行短期反硝化。发现MLSS由3 195 mg/L提高到8 525 mg/L时，NO₃^-还原速率由1.18 mg/（g·h）提升至1.91 mg/（g·h），且SOUR_e和SOUR_q同样增大，ΔSOUR_q在0.74~5.6 mg/（g·h）范围内变化，NO₃^-还原速率随ΔSOUR_e的增加而增大〔见图3（b）〕。

为进一步探究反硝化效果较差时SOUR_e和SOUR_q的变化情况，改变活性污泥的厌氧时长进行短期反硝化。不同厌氧时长下活性污泥反硝化作用对呼吸图谱的影响如图4所示。

由图2、图4可知，反硝化前厌氧时长为0、30 min时，反硝化作用较好，NO₃^-还原完全，SOUR_e和SOUR_q均增大；厌氧时长为120、300 min时，反硝化脱氮效果变差，出水NO₃^-均大于0，SOUR_e和SOUR_q均减小。

如2.1所述，短期反硝化使得污泥粒径增大，絮体膨胀。有效的反硝化使SOUR_q和SOUR_e值增大（见图4），且ΔSOUR_e越大时，NO₃^-还原速率越快（见图3），呈指数增长变化，这表明NO₃^-还原速率的提高存在限值。一方面，污泥系统保持较高的SOUR_q表示污泥结构较松散^〔11〕，对后续处理单元会带来不利影响，如二沉池污泥有效沉降等；另一方面，较高的SOUR_e通常表明微生物群处于生存状态而不是生长模式，如严重的冲击负荷、中毒负荷或长期饥饿等^{〔7, 12〕}。因此在污水处理厂的现场运行中，应避免使用很高的SOUR_q和SOUR_e值，并可根据两者的变化情况判断污泥系统的反硝化性能。

根据以上研究结果，在污水处理厂的日常运行中，可通过呼吸图谱技术实现对缺氧反硝化过程的监测，该方案中监测点位于污泥系统中溶解氧上升的位置点。如图5所示，以我国常见的2种污水处理厂工艺为例（A²/O工艺和氧化沟工艺），A²/O工艺的监测点为好氧池前端，氧化沟工艺的监测点为曝气转刷上游。根据污水处理厂运行过程中SOUR_q的变化判断反硝化性能，稳定运行的污水处理厂的SOUR_q一般稳定在一定范围内，若SOUR_q明显降低，则表明系统的反硝化性能变差，可通过调整碳源投加量等措施提高反硝化性能，并根据RI值（OUR_e/OUR_t）判断污泥性质的恢复情况^〔13〕。

（1）反硝化过程中产生的气体可导致污泥絮体膨胀，絮体粒径增大。

（2）反硝化前污泥经历一段厌氧适应时间可有效提高反硝化速率，但当厌氧时间长至300 min时，污泥的反硝化性能恶化，出水硝酸盐含量较高。

（3）有效的反硝化作用可使活性污泥的SOUR_e和SOUR_q显著增大，ΔSOUR_e与NO₃^-还原速率呈指数相关变化。但在污水处理系统实际运行中，应避免过高的SOUR_e和SOUR_q。当两者发生明显降低时可判断活性污泥的反硝化性能发生恶化。