亚硝化调控在人工快速渗滤系统中的应用

前述部分亚硝化的实验是在进水pH 8.7、湿干比1∶2、水力负荷1.0 m·d-1、温度（25±1） °C的条件下运行的，微生物的生长代谢与这些运行条件密切相关，当它们改变时，会影响微生物的生存环境和生长繁殖，进而可能破坏系统部分亚硝化的稳定性。因此，本节将选择稳定运行的部分亚硝化系统，通过改变进水pH、湿干比、水力负荷、温度等运行条件，考察系统内氮素污染物的变化规律，为进一步提高或稳定系统部分亚硝化性能提供参考。

（一）进水pH的影响

实际生活污水的pH一般为7.2～7.8，长期通过调节进水pH至8.7来维持部分亚硝化，是十分不现实的。因此，本研究选取了进水pH分别为8.4、8.7、9.0的CRI反应器（这些进水pH条件下NAR相对较高），编号P1、P2、P3，待系统运行稳定后将进水pH恢复到7.2～7.8，分别考察pH变化对各个系统运行稳定性的影响，进水pH恢复前后CRI系统内氮素污染物的变化如图2-8所示。

从图2-8（a）可以看出，当进水pH降回到7.2～7.8，连续运行53 d后，P1和P2反应器的NH4+-N去除率依然维持在60%左右，而P3反应器的NH4+-N去除率在运行至第3 d时开始升高，最后稳定在50%左右。由图2-8（b）可知，P1反应器的出水NO3--N浓度有所升高、NO2--N浓度有所下降，运行结束时NAR下降至69.5%；P2反应器的出水NO3--N和NO2--N浓度均较为稳定，NAR一直维持在90%以上；P3反应器的出水NO3--N浓度变化不大、NO-2-N浓度有所升高，因而NAR也有所提高。由图2-8（c）可知，P1、P2、P3反应器的出水NO-2-N/NH+4-N分别在1.0、1.3、0.7附近波动。

图2-8　进水pH恢复前后CRI系统内氮素污染物的变化

注：pH：阶段Ⅰ，P1=8.4，P2=8.7，P3=9.0；阶段Ⅱ，P1、P2、P3=7.2～7.8。

进水pH对部分亚硝化的影响与FA浓度密切相关。目前，关于FA抑制浓度的报道较多，但是关于FA抑制作用解除后AOB和NOB活性可否恢复的研究相对较少。孙洪伟等[125]在通过FA抑制协同过程控制成功实现SBR系统亚硝化的基础上，考察了FA抑制作用解除后硝化菌的活性变化，结果表明，当FA浓度逐步降至9.9、5.2、1.0 mg·L-1时，NO2--N积累率仍然维持在92.1%以上。本研究中，原初3个反应器内NOB的活性均处于受抑制状态，当FA降低时，P1反应器出水NO3--N浓度升高表明NOB活性抑制得到部分解除，P2、P3反应器出水NO3--N浓度波动较小表明受抑制的NOB活性难以恢复，较高浓度FA（13.15～21.68 mg·L-1）对NOB活性的抑制具有不可逆性；原初P3反应器内AOB的活性处于受抑制状态，当FA降低时，出水NO2--N浓度升高表明受抑制的AOB活性有所恢复，AOB对FA浓度变化的适应性更强。综上，通过调控进水pH至8.7成功启动CRI系统部分亚硝化后，将进水pH恢复至7.2～7.8，系统的部分亚硝化性能不会遭到破坏，仍能保持高效稳定的运行状态。

（二）湿干比的影响

CRI系统的一个运行周期包括一次淹水和一次落干的过程，淹水和落干的时间比（湿干比）对污染物的去除效果有重要影响，主要体现在两个方面：① 淹水时间的长短会影响污染物在滤料上的截留量或吸附量；② 落干时间的长短会影响生物膜上的微生物对污染物的转化量。在一个固定时长的运行周期内，淹水期过长，虽然可以截留或吸附更多的污染物，但是相应的落干期却被缩短，微生物没有充足的时间来转化这些截留或吸附的污染物，加上落干时间短，复氧效果差，微生物得不到充足的溶解氧，污染物的转化效率变得更低；相反地，落干期过长，微生物虽然可以获得较充分的降解时间和较充足的溶解氧，但是相应的淹水期却被缩短，污染物不能被高效的截留或吸附，随水流出而影响出水水质，同时由于落干期可被微生物利用的基质随之减少，微生物得不到充足的营养来维持生命活动进而影响处理效果。因此，选择一个合理的湿干比对系统的运行效果十分重要。

本节实验中，CRI系统每天运行2个周期，每个周期运行12 h，水力负荷1.0 m·d-1，温度（25±1） °C，进水pH为7.2～7.8。调节湿干比分别为1∶1（阶段Ⅰ）、1∶2（阶段Ⅱ）、1∶3（阶段Ⅲ）、1∶4（阶段Ⅳ）、1∶5（阶段Ⅴ）、1∶7（阶段Ⅵ），每个湿干比条件下运行10个周期，运行结果如图2-9、图2-10所示。

图2-9　不同湿干比下COD的去除情况

由图2-9可知，湿干比为1∶1～1∶3时，COD出水浓度随着湿干比的增大而减小，去除率则随着落干时间的增加而升高。湿干比为1∶3和1∶4时COD去除率均维持在80%以上，说明该湿干比范围内异养菌的生长状态最佳，系统既能在淹水期获得较好的有机物吸附效果，又能在落干期实现较好的有机物降解效果。当湿干比为1∶5和1∶7时，异养菌的营养基质随着淹水期的缩短而减少，COD去除率逐渐降低。

从图2-10来看，NH4+-N平均去除率在湿干比为1∶1时不足50%，当湿干比为1∶2～1∶4时稳定在60%左右，湿干比为1∶5和1∶7时分别降至50%和45%左右。NO2--N浓度表现出类似的变化规律，当湿干比为1∶2～1∶4时NO2--N浓度较高，在23 mg·L-1左右波动，湿干比为1∶1、1∶5、1∶7时有所减少，分别降至18、20、14 mg·L-1左右。NO3--N浓度在湿干比1∶1～1∶4时较低，湿干比1∶5和1∶7时分别升至3.78、4.88 mg·L-1。分析认为，湿干比为1∶1时，NH4+-N吸附量增大，但是由于复氧和落干时间太短，AOB缺少充足的溶解氧和反应时间，NH4+-N氧化成NO2--N的量减少，可供NOB氧化的NO2--N也减少，因而出水NH4+-N含量升高，NO2--N、NO3--N含量均减少。湿干比为1∶5和1∶7时，淹水时间分别减少至2.0、1.5 h，NH4+-N吸附量减少，可供AOB使用的基质总量减少，NH4+-N去除率降低，同时落干时间增加，复氧效率更高，然而可供AOB氧化的NH4+-N量却在减少，当NH4+-N被氧化为NO2--N后，系统内仍剩余较多的溶解氧，此时NOB利用这些剩余的溶解氧迅速氧化NO2--N，导致出水中NO3--N浓度升高。

图2-10　不同湿干比下CRI系统内氮素污染物的变化

在湿干比为1∶3和1∶4时，平均NO2--N积累率分别为94.2%、93.9%，湿干比超过1∶4后NO2--N积累率逐渐降低。NO2--N/NH4+-N在湿干比为1∶3和1∶4时基本稳定在1.32附近，其余湿干比条件下则低于该值。综合考虑COD去除率、NH4+-N去除率、NO2--N积累率和NO2--N/NH4+-N，在湿干比为1∶3和1∶4时CRI系统均能实现部分亚硝化的稳定运行。

（三）水力负荷的影响

水力负荷反映了CRI系统在单位面积单位时间内处理的污水量，对系统的稳定运行至关重要[126]。主要体现在：① 水力负荷的大小决定了污水的投配量，水力负荷越大，处理的污水量越大，产水效率就越高，同时需要处理的污染物总量也在增加；② 水力负荷影响污水在反应器内的水力停留时间，水力负荷越大，污水流过滤料层的速率越高，污染物与滤料接触的时间就越短，进而影响系统的处理性能。因此，应根据CRI系统的实际承受能力来确定水力负荷，确保部分亚硝化出水水质的稳定。本节实验将水力负荷分别设置为0.25 m·d-1（阶段Ⅰ）、0.5 m·d-1（阶段Ⅱ）、0.75 m·d-1（阶段Ⅲ）、1.0 m·d-1（阶段Ⅳ）、1.25 m·d-1（阶段Ⅴ）、1.5 m·d-1（阶段Ⅵ），每个水力负荷条件下运行10～18个周期至稳定，每个周期运行12 h，湿干比1∶3，温度（25±1） °C，进水pH为7.2～7.8，运行结果如图2-11和图2-12所示。

从图2-11可以看出，水力负荷为0.25～1.0 m·d-1时，COD去除率随着水力负荷的增大而减小，水力负荷为0.25、0.5 m·d-1时，COD去除率均高于90%，可见水力负荷越低，COD的去除效果越好。水力负荷增加到1.25 m·d-1时，COD出水浓度升至49.2 mg·L-1，相应的COD去除率降至64.1%，比水力负荷为1.0 m·d-1运行结束时的COD去除率减少了20%，这是由于原先稳定运行的CRI系统已经适应1.0 m·d-1的水力负荷条件，当水力负荷突然增大，不仅COD负荷增大，水力停留时间也在减少，导致微生物表现出不适应性，因而COD去除效果变差。经过4 d的适应期后，COD去除率开始逐渐回升，最终稳定在75%左右。继续增大水力负荷至1.5 m·d-1，COD去除率降至38.1%，经2 d适应期后开始逐渐回升，最终稳定在55%左右。

图2-11　不同水力负荷下COD的去除情况

由图2-12所示NH4+-N去除情况来看，水力负荷为0.25～1.0 m·d-1时，水力负荷越低，NH4+-N去除效果越好。水力负荷为1.25、1.5 m·d-1时，NH+4-N负荷增加，滤料表面对污染物的容纳能力有限，导致NH+4-N去除率下降，适应一段时间后NH+4-N去除率分别稳定在40%、35%左右。水力负荷为0.25～0.75 m·d-1时出水NO-2-N浓度相比水力负荷为1.0 m·d-1时更高，这是由于水力负荷越低，进入系统内的NH+4-N量越少，需要消耗的溶解氧也越少，因而NH+4-N转化为NO-2-N的效率也越高；相反地，水力负荷为1.25～1.5 m·d-1时，进入系统内的NH4+-N量增加，同时水力停留时间减少，AOB将NH4+-N转化为NO2--N的效率降低，因而出水NO2--N浓度进一步减小。出水NO3--N浓度随着水力负荷的增加而减小，对应的NO2--N积累率则随着水力负荷的增加而增大。值得注意的是，当水力负荷为0.25～0.75 m·d-1时出水NO3--N浓度明显高于水力负荷为1.0 m·d-1时的浓度，分析其原因如下：在淹水时间固定的情况下，水力负荷越低，进入系统内的污水量越少，NH4+-N总量减少，同时污水向下渗滤的速率减慢，由于上半段滤料颗粒表面的吸附点位较为充足，大部分NH4+-N在CRI系统的上半段就被完全吸附，而下半段滤料表面生物膜上的微生物特别是NOB处于相对“饥饿”的状态，待上半段滤料层中的AOB将NH4+-N氧化成NO2--N后，随下一次进水冲刷进入下半段滤料层，NOB利用过剩的溶解氧迅速将NO2--N氧化，因而NO3--N含量明显增加。因此，当水力负荷低于1.0 m·d-1时，为使出水能够耦合厌氧氨氧化的进水要求，应当考虑缩短滤料深度，以避免所生成的NO2--N被进一步氧化。

图2-12　不同水力负荷下CRI系统内氮素污染物的变化

结合NO2--N/NH4+-N可知，水力负荷为1.0 m·d-1时，出水NO2--N/NH+4-N为1.22～1.34；水力负荷低于1.0 m·d-1时，出水NO-2-N/NH+4-N大于1.32；水力负荷高于1.0 m·d-1时，NO-2-N/NH+4-N小于1.32。因此，水力负荷为1.0 m·d-1时，系统的部分亚硝化稳定性最好，能较为持续地匹配厌氧氨氧化的进水要求。

（四）温度的影响

温度是影响微生物生存的关键因素之一，它对微生物生长繁殖的影响主要体现在以下几个方面[127-129]：① 影响酶的活性，生物体内的各项代谢都需要在酶的催化作用下进行，酶多数属于蛋白质，温度的变化会影响酶促反应的速率，进而影响细胞的合成效率，不同类型的酶对温度的适应性不同，当高于或低于其最适温度范围时，酶活性就会下降甚至完全遭到破坏；② 影响细胞膜的流动性，细胞膜的流动性是细胞完成多种生理功能的基础，温度改变时，细胞脂质不饱和脂肪酸的含量受到影响，细胞膜的流动性发生变化，进而影响营养物质的吸收效率及代谢产物的分泌；③ 影响营养物质的溶解度，营养物质必须进入微生物细胞内才能被微生物利用，而营养物质在介质中的溶解性影响着其进入细胞的难易程度，温度的改变会影响营养物质的溶解性，进而影响微生物对营养物质的吸收。因此，温度的变化对系统的处理性能具有重要影响，探讨系统稳定运行的适宜温度范围十分必要。

本节实验在湿干比1∶3、水力负荷1.0 m·d-1、进水pH为7.2～7.8的条件下进行，为避免低温和高温对部分亚硝化系统造成不可逆的影响，故选择2个以25 °C为温度起点启动的部分亚硝化反应器，通过恒温循环水浴分别进行降温（25 °C→10°C，阶段Ⅰ～Ⅳ分别为25、20、15、10 °C）实验和升温（25 °C→40°C，阶段Ⅰ～Ⅳ分别为25、30、35、40 °C）实验，之后再将温度调回至25 °C（阶段Ⅴ），以考察温度变化对污染物去除性能影响的可恢复性。每个温度条件下运行10～20个周期至稳定，每个周期运行12 h，实验运行结果如图2-13至图2-16所示。

1.降温-升温实验

图2-13反映了降温-升温过程中部分亚硝化系统COD去除效果的变化。可以看到，当温度由25 °C降至20 °C时，系统的COD去除率依然维持在80%以上，可见适当的降温对COD去除效果影响不大。当温度降至15和10 °C时，COD去除率逐渐下降，但仍维持在70%以上，可见CRI系统中的异养微生物抵御低温冲击的能力较强。当温度回升至25 °C，异养微生物的活性逐渐恢复，降解有机污染物的能力也逐渐增强，运行6 d后COD去除率可恢复到80%以上。

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图2-13　降温-升温过程中COD的去除情况

由图2-14可知，当温度由25 °C降至20 °C时，出水NH+4-N、NO-2-N、NO3--N浓度的变化不大，NH+4-N去除率、NO-2-N积累率、NO-2-N/NH+4-N分别维持在60%、95%、1.3左右，在20～25 °C内系统的部分亚硝化性能十分稳定。当温度降至15 °C时，AOB的活性受到抑制，NH+4-N氧化为NO-2-N的过程受阻，出水NH+4-N浓度升高，NO-2-N浓度降低，但是该温度对NOB活性的抑制作用较小，因而NO3--N浓度变化不大。温度继续降至10 °C时，AOB和NOB的活性均受到严重抑制，NH+4-N氧化为NO-2-N的量大幅减少，可供NOB转化的NO-2-N量也大幅减少，导致出水NH+4-N浓度进一步升高，NO-2-N和NO3--N浓度减小，且NO-2-N浓度的减小程度更显著，该温度条件下运行稳定时NH+4-N去除率、NO-2-N积累率、NO-2-N/NH+4-N分别为17%、92%、0.15左右，此时NO-2-N积累率虽然较高，但是出水NO-2-N浓度仅为5 mg·L-1左右，系统的部分亚硝化性能处于较低水平。

图2-14　降温-升温过程中CRI系统内氮素污染物的变化

郭宁等[130]研究了温度对SBR系统亚硝化过程的影响，结果发现温度为25 °C时的氨氧化率比15 °C时高出15.7%，温度为15 °C时的NO2--N积累率比25 °C时降低了12.1%。荣宏伟等[131]研究表明，温度由25 °C降低到5 °C时，NH4+-N去除率和NO2--N积累率分别为17.3%和6.9%，相比25 °C时分别降低了79.2%、88.3%。本研究也同样发现系统的亚硝化性能在温度为10～15 °C条件下远弱于20～25 °C，且低温（10～15 °C）对AOB菌群活性的影响要大于NOB，这是由于NOB的温度系数要比AOB小，因而AOB比NOB对温度的变化表现得更加敏感。

当温度回升至25 °C时，出水NH+4-N浓度减小，NO-2-N浓度增加，NO3--N浓度也略有增加，运行至第11 d起NH+4-N去除率、NO-2-N积累率、NO-2-N/NH+4-N基本恢复至原初水平。由此推测，低温（10～15 °C）主要是减弱了AOB和NOB菌群的生长代谢活性，使其生长繁殖受到抑制，导致生长缓慢或停滞。这也是AOB和NOB对低温胁迫表现出的一种抵御方式，低温虽然抑制了其生长繁殖，但是并不会致其大量死亡，它们仍能较长时间地维续生命。当温度回升至25 °C时，AOB和NOB的活性逐渐增强，系统的部分亚硝化性能随着温度的回升而逐渐恢复。综上，温度为20～25 °C时，CRI系统的部分亚硝化可实现稳定运行。

2.升温-降温实验

图2-15反映了升温-降温过程中部分亚硝化系统COD去除效果的变化。可以看到，温度为25～35 °C时有利于异养微生物的生长，COD去除率随着温度的升高而增加。温度升高至40 °C时，异养微生物的生长受到抑制，COD去除率明显下降，温度恢复至25 °C后，COD去除率有所回升但难以恢复至原先状态。

图2-15　降温-升温过程中COD的去除情况

部分亚硝化系统在升温-降温过程中氮素污染物的变化如图2-16所示。由图可知，温度为25～30 °C时，NH+4-N去除率、NO-2-N积累率、NO-2-N/NH+4-N较为稳定，可见温度升高至30 °C时系统依然能保持良好的部分亚硝化性能。当温度升至35 °C时，AOB和NOB的活性均得到增强，但是对NOB活性的提升效果更明显，因此虽然NH+4-N被AOB氧化为NO-2-N的量增多，但被NOB进一步氧化为NO3--N的量也在增多，因而出水NH+4-N浓度下降，NO-2-N浓度与前阶段相差不大，虽然NO3--N浓度明显增加，NO-2-N积累率反而下降。继续升温至40 °C时，AOB和NOB活性均开始下降，系统部分亚硝化性能遭到破坏，表现为出水NH+4-N浓度明显升高，NO-2-N、NO3--N浓度明显降低，该阶段运行结束时的NH+4-N去除率仅为27.8%，NO-2-N/NH+4-N仅为0.21，远达不到厌氧氨氧化的进水要求。

图2-16　降温-升温过程中CRI系统内氮素污染物的变化

当温度降回至25 °C后，出水NH4+-N的浓度不但没有降低，反而略有升高。分析认为，在一定温度范围内，硝化反应速率随着温度的升高而加快，但是超过一定限度（40 °C）后，细胞内的酶蛋白易发生热变性，导致大部分AOB和NOB菌群失活或死亡，硝化菌在数量和活性上均受到严重影响。此时温度由40 °C降回至25 °C，剩余的AOB和NOB再次受到温度冲击，因不能迅速适应而表现为NH+4-N的去除率进一步降低，出水NO-2-N、NO3--N浓度也较低。经过一段时间的适应后，少部分对温度变化耐受范围较宽的硝化菌存活下来，NH+4-N去除率略有回升，但回升空间十分有限，在25 °C下连续运行18 d后，NH+4-N的去除率仍然仅有28.7%，NO-2-N/NH+4-N仅为0.26，系统的部分亚硝化性能无法得到完全的恢复。综上，温度为25～30 °C时，CRI系统均能保持良好的部分亚硝化性能，可为厌氧氨氧化提供稳定的进水条件。

（五）基质浓度的影响

1.氨氮浓度

本节实验控制进水COD浓度为120～140 mg·L-1，pH为7.2～7.8，湿干比1∶3，温度（25±1） °C，通过改变NH4Cl的添加量，将进水NH4+-N浓度设置为10～15 mg·L-1（阶段Ⅰ）、25～30 mg·L-1（阶段Ⅱ）、45～50 mg·L-1（阶段Ⅲ）、65～70 mg·L-1（阶段Ⅳ）、95～100 mg·L-1（阶段Ⅴ）、145～150 mg·L-1（阶段Ⅵ）共六个水平，改变每个水平后运行10个周期，每个周期运行12 h，每天取样检测出水水质，结果如图2-17和图2-18所示。

图2-17　不同氨氮浓度下COD的去除情况

由图2-17可知，进水NH4+-N浓度为10～15 mg·L-1和25～30 mg·L-1时，出水COD浓度在均在15 mg·L-1以下，去除率维持在90%以上，可见低NH4+-N浓度有利于COD的去除。NH4+-N可为好氧异养菌的生长繁殖提供氮源，适量的NH4+-N即可满足其合成自身物质所需要的氮量，因此进水NH4+-N含量较低时COD去除效果不但没有降低，反而可为好氧异养菌腾出更多的氧源和吸附点位，使得COD去除效果更好。随着进水NH4+-N浓度的提高，COD去除效率逐渐降低，当NH4+-N浓度为45～50 mg·L-1时，COD去除率为80%～85%，而当NH4+-N浓度达到145～150 mg·L-1时，出水COD浓度高于40 mg·L-1，去除率仅为65%左右。进水NH4+-N浓度的大幅增加导致吸附点位减少，同时硝化菌与降解有机物的好氧异养菌争夺氧源，导致COD去除率下降。

由图2-18可知，随着进水NH4+-N浓度的升高，NH4+-N去除率逐渐降低。但是当进水NH4+-N浓度在10～50 mg·L-1时，NH4+-N去除量随着NH4+-N浓度的升高而增加，出水NO2--N浓度逐渐升高、NO3--N浓度逐渐降低。这是由于FA是AOB的真正基质，其浓度与进水NH4+-N浓度、pH、温度等密切相关。本实验中pH、温度保持不变，FA主要与进水NH4+-N浓度有关，适当提高NH4+-N浓度可给AOB提供充足的基质，从而促使其更好地将NH4+-N转化为NO2--N，因而NH4+-N去除量升高。由于AOB氧化NH4+-N的过程消耗了更多的氧，NOB可利用的氧量减少，因而NO3--N浓度降低。当进水NH4+-N浓度在65～150 mg·L-1时，NH4+-N去除量开始低于前一阶段且随着NH4+-N浓度的升高而逐渐减少，相应的出水NO2--N和NO3--N浓度进一步降低。

图2-18　不同氨氮浓度下CRI系统内氮素污染物的变化

进水NH4+-N浓度过高时影响系统部分亚硝化效果的主要原因有两个：① 当FA浓度处于只抑制NOB阈值范围内时，部分亚硝化脱氮效果较稳定，而进水NH4+-N浓度升高导致FA浓度处于抑制AOB阈值范围内时，NH4+-N的氧化过程就难以进行[132]；② CRI系统内滤料表面生物膜的生态系统已经基本处于平衡状态，系统内的吸附点位和氧源有限，进水NH4+-N浓度过高时，由于吸附点位有限，不足以容纳过多的NH4+-N，与此同时，在溶解氧量有限的情况下，AOB难以氧化过多的NH4+-N，导致出水NH4+-N过剩。经计算，本实验中FA的浓度范围为0.14～8.12 mg·L-1，不处于抑制AOB和NOB阈值范围内，因此进水NH4+-N浓度对硝化效果的影响与FA的抑制作用关系不大，而主要与系统内的吸附点位和氧量有关。

2.有机物浓度

控制进水NH4+-N浓度为45～50 mg·L-1，其余条件不变，通过改变C6H12O6的添加量，将进水COD浓度设置为50 mg·L-1（阶段Ⅰ）、100 mg·L-1（阶段Ⅱ）、150 mg·L-1（阶段Ⅲ）、200 mg·L-1（阶段Ⅳ）、300 mg·L-1（阶段Ⅴ）、500 mg·L-1（阶段Ⅵ）共六个水平，改变每个水平后运行10个周期，每个周期运行12 h，每天取样检测出水水质，结果如图2-19和图2-20所示。

图2-19　不同有机物浓度下COD的去除情况

由图2-19可知，随着进水COD浓度的提高，出水COD浓度也不断提高，COD去除率逐渐降低，当进水COD浓度为500 mg·L-1时，平均去除率仅为51.5%。然而，阶段Ⅰ～Ⅵ的平均COD去除量却在逐渐增大，分别为50.0、90.1、124.6、158.3、205.9、257.7 mg·L-1，这表明有机物浓度提高后，为好氧异养菌提供了更多的营养底物，促使其增殖速率加快，因而能去除的有机物量也逐渐增大。

由图2-20可知，出水NH+4-N浓度随着进水有机负荷的提高而增加，NH+4-N去除率逐渐降低。当进水COD浓度为50 mg·L-1时，为NH+4-N的转化提供了更多的空间和溶解氧，因此NH+4-N去除率最高，但溶解氧过剩导致生成的部分NO-2-N又被NOB利用进一步转化成NO3--N，因此NO-2-N积累率反而下降。当进水COD浓度为100～150 mg·L-1时，NH+4-N去除率、NO-2-N积累率、NO-2-N/NH+4-N分别维持在60%、95%、1.3左右，基本能达到厌氧氨氧化的进水要求。进水COD浓度继续升高至200 mg·L-1时，NH+4-N去除率略有降低，但仍维持在60%左右，可见系统对COD冲击具有一定的“弹性”适应力，适当提高COD浓度并不会导致NH+4-N去除效果的明显下降。进水COD浓度升高至300和500 mg·L-1时，出水NH4+-N浓度继续升高，NO2--N和NO3--N浓度继续减小，NO2--N/NH4+-N逐渐偏离理论值1.32，这是由于在稳定运行阶段反应器中各类菌群处于一种平衡状态，有机物浓度升高后，好氧异养菌凭借其自身生长繁殖快的优势，利用充足的有机物作为碳源和营养物质不断增殖，与AOB和NOB竞争生存空间和溶解氧，抑制了AOB和NOB的生长，阻碍了硝化反应的进行，因而NH4+-N和NO2--N的氧化过程均会受阻。

图2-20　不同有机负荷下CRI系统内氮素污染物的变化

但是，阶段Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ的平均TN损失率相比阶段Ⅲ分别提高了3.5%、4.4%和11%，分析认为，较高的进水COD浓度为反硝化提供了充足的有机碳源，同时在本实验条件下CRI反应器内可能存在部分缺/厌氧区域，为反硝化菌将NO2--N或NO3--N转化为N2提供了有利条件，因而TN去除率反而得到提升。总体而言，低有机负荷对CRI系统部分亚硝化的影响比高有机负荷低，进水COD浓度在100～150 mg·L-1时，CRI系统可较稳定地维持部分亚硝化效果。