1) 反应器简介。反应器有效体积为56 L，下部设计为椎体以利于污泥的沉淀 (图1) 。反应器安装于某污水厂，可直接利用经初沉池的初沉污水。反应器内安装了在线探头，包括用于检测pH和氨氮 (ammo::lyser^TM) 、DO (oxi::lyser^TM) 和ORP的探头 (s::can，Vienna，Austria) 。系统采用PLC控制，运用软件包含Ignition SCADA、Inductive Automation (Fulsom，CA，美国) 及 TwinCAT PLC 软件 (Beckhoff，Verl，德国) 。温度控制约为19.8 ℃。不控制pH，反应期间pH为7.0~7.8。反应器出水存于56 L的储水池中，该储水池用于混合几个周期的出水。

2) 反应器运行方式。a) 进水段由蠕动泵控制，持续约12 min。b) 厌氧段约45 min，此阶段中搅拌器开启。c) 好氧段采用间歇曝气方式，先曝气5 min，并由PID控制DO小于1 mg·L⁻¹；在停止曝气后，DO开始下降，当DO降至0.05 mg·L⁻¹时，开始持续6 min的缺氧段；当缺氧段结束后，再次开启曝气段，如此循环，其中气体流量由流量计控制，约15 L·min⁻¹；当[NH₄⁺-N]低于1 mg·L⁻¹时，好氧段终止并进入下一阶段，好氧段总体时长控制为60~600 min。d) 缺氧搅拌阶段约30 min，此阶段搅拌器开启。e) 排泥阶段为排除适量剩余污泥，由PLC控制排泥泵开启时间。f) 沉淀阶段时长约30~40 min，此阶段停止曝气和搅拌。g) 排水阶段时长约10 min，排水体积为35 L，即反应器的体积交换比为62.5%。

3) 污泥的制备。反应器中悬浮污泥接种于同厂某强化生物除磷中试反应器，加入填料前已稳定运行约500 d，通过控制间歇曝气和污泥龄实现了稳定的亚硝氮积累，亚硝氮积累率为70%^[19]。厌氧氨氧化填料接种于某侧流反应器中，并在某主流反应器中运行了3年，随后接种至本反应器中。填料总体积为4 L，占本反应器体积约7%。

工艺进水来自某初沉池。反应器运行期间为7月至次年2月。由于7月至9月为雨季，进水污染物的质量浓度较低。进水中TCOD为(88.7±27.3) mg·L⁻¹，[NH₄⁺-N]为 (15.2±4.3) mg·L⁻¹，[NO₂⁻ -N]为 (0.3±0.3) mg·L⁻¹，[NO₃⁻ -N] 为(0.2±0.5) mg·L⁻¹，总无机氮 (TIN) 为(15.5±4.3) mg·L⁻¹，溶解态磷 (DP) 为(1.6±0.6)mg·L⁻¹。

1) 悬浮污泥的AOB/NOB活性实验。在SBR的一个周期快结束时，即[NH₄⁺-N]约为1 mg·L⁻¹时，取300 mL混合均匀的悬浮污泥于锥形瓶中，置于摇床上，转速为120~140 r·min⁻¹，以保证悬浮污泥能均匀混合，同时曝气使DO大于3 mg·L⁻¹。投加约15 mg·L⁻¹氨氮和15 mg·L⁻¹亚硝氮后约5 min开始取样，之后每隔20 min取样，共取5个样品。期间持续监测pH和DO，使pH维持在7~8，DO > 3 mg·L ⁻¹。温度保持在约20 ℃。样品经0.45 μm一次性滤膜过滤后，保存于4 ℃的冰箱中，24 h内化验三氮指标。当实验结束后，测定污泥的质量浓度，并根据以上数据计算AOB和NOB活性。为保证准确性，每次实验重复2次^[19]。AOB和NOB活性计算方法参考式 (1)~(2) 。

式中： $\dfrac{\mathrm{d}[{\mathrm{N}\mathrm{H}}_{4}^{+}{\text{-}}\mathrm{N}]}{\mathrm{d}t}$ 表示氨氮的降解速率，mg·(h·L)⁻¹；X为污泥质量浓度，mg·L⁻¹； $\dfrac{\mathrm{d}{[\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^{-}{\text{-}}\mathrm{N}]}{\mathrm{d}t}$ 表示硝氮的生成速率，mg·(h·L)⁻¹。

2) 填料的AOB/NOB活性测定。在周期结束时随机取37颗填料，放入锥形瓶中，加入过滤后的出水至300 mL，分别投加15 mg·L⁻¹的氨氮和亚硝氮，放入摇床上混合均匀，5 min后开始取样。每隔20 min取1个样品，共取5个样品。样品经0.45 μm的滤膜过滤后保存于4 ℃的冰箱内，24 h内检测三氮指标。在实验结束后，随即选取4个填料，将填料生物膜刮下来测定其质量，换算为生物膜的质量。计算方法与悬浮污泥方法一致。

3) 厌氧氨氧化活性。由于厌氧氨氧化活性的测定对环境要求较高，故采用反应器内原位测定方法，即在一个反应周期将要结束，即[NH₄⁺-N]约为1 mg·L⁻¹时，关闭曝气仅开搅拌，当DO< 0.01 mg·L⁻¹时，在反应器内投加氨氮和亚硝氮储备液，使初始[NH₄⁺-N]和[NO₂⁻-N]约15 mg·L⁻¹，每隔30 min取样，共取5个样品。样品经0.45 μm的滤膜过滤后保存于4 ℃冰箱内，并于24 h内检测三氮指标。根据[NH₄⁺-N]、[NO₂⁻-N]和[NO₃⁻-N]变化，计算各自消减或增长比值。由于悬浮污泥中存在一定反硝化作用，最终以[NH₄⁺-N]变化作为厌氧氨氧化活性。计算方法参考式 (3) 。

式中：X_B为生物膜的质量浓度，mg·L⁻¹。

为更好地了解周期内污染物浓度变化规律，在反应周期内进行取样以分析各污染物质量浓度，每隔15~30 min取样，样品经0.45 μm的滤膜过滤后保存于4 ℃冰箱内，并于24 h内检测三氮指标和DP。为了解好氧段间歇曝气过程中氮质量浓度的变化，取间歇曝气好氧和缺氧前后样品，经0.45 μm的滤膜过滤后保存于4 ℃冰箱内，并于24 h内检测三氮指标。

为了解反应器运行过程中微生物群落结构，尤其是脱氮的功能菌和除磷菌群的变化，分别选取侧流接种时期的填料 (侧流条件) 、主流运行3年后的填料 (主流条件) 及投入该反应器后运行3个月的填料 (本反应器) 及反应器运行3个月前后悬浮污泥 (SSA和SSB) 进行16S rRNA高通量测序。将填料保存于-80 ℃冰箱中，用于后续DNA提取等工作。主要采用HiSeq Illumina 高通量测序法，包括DNA提取、设计合成引物接头、PCR扩增和产物纯化、PCR产物定量和均一化、HiSeq文库制备、MiSeq高通量测序及数据分析 (Illumina, San Diego, CA, USA) 。引物采用V4-V5区的515F-Y/926R。

反应器内污泥龄计算采用Dynamic SRT，其计算公式如 (4) ^[20]，好氧SRT_好氧计算式为 (5) ，亚硝氮积累率NAR计算方法如公式 (6) 所示。

式中：X出水是SBR反应器每个循环结束时出水的悬浮污泥质量浓度，g·L⁻¹；V_出水是排水体积，L；X_反应器是反应器内悬浮污泥浓度，g·L⁻¹；V_反应器是反应器的有效体积，L；∆t是每个SBR周期时长，d⁻¹。 $ \dfrac{{t}_{\mathrm{好}\mathrm{氧}}}{{t}_{\mathrm{总}}} $ 是指好氧反应时长占总反应时长的比值；[NO₂⁻-N]为亚硝氮质量浓度，[NO₃⁻-N]为硝氮质量浓度。

进水水质表明该地区污染物质量浓度很低，经初沉池后，系统进水TCOD仅为43.4~130.2 mg·L⁻¹，平均[NH₄⁺-N]为15.2 mg·L⁻¹，DP为1.6 mg·L⁻¹，按传统硝化反硝化过程和生物除磷过程的需碳量计算，该水质表现为碳源不足。图2表明，出水DP约 (0.2±0.2) mg·L⁻¹，平均去除率约87.4 %，未受进水水质波动影响。第30天至第46天，反应器发生故障、污泥流失。除此之外，系统出水水质保持较稳定水平。由于好氧反应终点是由氨氮控制，故出水[NH₄⁺-N]一直保持在0.5~1 mg·L⁻¹。随着时间的延长，出水[NO₃⁻-N]持续下降，到反应器运行后期 (第141天) ，出水[NO₃⁻-N]几乎低于检出限 (0.1 mg·L⁻¹) 。出水[NO₂⁻-N]平均约0.9 mg·L⁻¹，并呈现不断下降趋势。这使得出水TIN不断下降，从第200天到第221天，出水TIN稳定低于1 mg·L⁻¹，平均值仅为0.72 mg·L⁻¹。综上所述，在长达200余天的运行中，出水TIN能稳定低于4 mg·L⁻¹，平均去除率为87%，这表明反应器结合了节约需碳量的短程硝化反硝化工艺和厌氧氨氧化工艺，能大大节约所需碳源，同时耦合生物强化除磷工艺，通过厌氧段实现脱碳可降低碳源对厌氧氨氧化的不利影响，故系统还表现出良好的脱氮除磷效能。

反应周期内污染物质量浓度变化如图3所示。在厌氧阶段，DP快速上升，由2.56 mg·L⁻¹增至11.51 mg·L⁻¹，释磷速率约为290 mg·(L·d)⁻¹。此过程中硝氮和亚硝氮几乎检测不到，一方面是由于反应器内剩余的[NO₃⁻-N]和[NO₂⁻-N]较低，另一方面进水有机碳源较为充足，促进了反硝化过程的发生。[NH₄⁺-N]和TIN略有升高，这可能是由于厌氧水解过程中有机氮转化为氨氮，或厌氧段部分微生物解体，释放了少量氨氮。而在好氧阶段，DP迅速降低，吸磷速率可达129 mg·(L·d)⁻¹。这说明系统具有很好的强化生物除磷效果，而且在间歇曝气的好氧阶段，聚磷菌吸磷并未受到间歇曝气的影响，DP呈线性下降趋势。在反应174 min后，DP达到0.09 mg·L⁻¹，此后便保持稳定，并在出水时进一步降至0.05 mg·L⁻¹。在好氧阶段，氨氮和TIN同步下降，随着好氧阶段时间的延长，出现少量硝氮和亚硝氮的积累。当[NH₄⁺-N]降至1 mg·L⁻¹时，即反应247 min后好氧阶段结束，进入30 min缺氧段。此时，由于填料上厌氧氨氧化菌的作用，[NH₄⁺-N]和[NO₂⁻-N]同步降低，TIN进一步降至0.8 mg·L⁻¹。在30 min缺氧段结束后，进入沉淀阶段和排水阶段。

为观察好氧段间歇曝气过程中氮的转化情况，选取反应168~242 min的数据进行分析。在灰色区域的好氧曝气段，[NH₄⁺-N]下降、[NO₂⁻-N]升高，TIN略有下降，在接下来的缺氧段中，[NH₄⁺-N]和[NO₂⁻-N]出现同步下降，TIN明显下降。缺氧段的亚硝氮去除量大于1.32倍的氨氮，故判断除了厌氧氨氧化反应，系统内还发生了亚硝氮的反硝化作用。利用这部分数据计算厌氧氨氧化贡献率，发现在好氧段厌氧氨氧化的贡献率为46%~73%，且随时间的变化而变化。在好氧前期，由于残存的有机物强化了反硝化过程，厌氧氨氧化的贡献率较低，随着时间的延长和有机物的消耗，系统厌氧氨氧化贡献率升高。

为了解反应器脱氮除磷速率的变化，每两周开展周期实验以测定聚磷菌的吸磷和释磷速率、脱氮菌的氨氮转化速率和TIN转化速率，结果如图4所示。释磷和吸磷率波动较大，释磷率为136~435 mg·(g·d)⁻¹，平均值为266 mg·(g·d)⁻¹，吸磷率为52~204 mg·(g·d)⁻¹，平均值为111 mg·(g·d)⁻¹，这主要是由进水水质的波动造成的，但出水DP并未受较大影响，能稳定低于0.5 mg·L⁻¹。

氨氮和TIN的去除速率明显低于DP的去除速率，这说明氨氮转化是脱氮除磷反应器的限速步骤，也是把[NH₄⁺-N]作为反应器指示终点的原因。氨氮转化速率高于TIN，但在反应后期，氨氮和TIN转化速率接近，这表明出水中[NO₃⁻-N]和[NO₂⁻-N]越来越低，从而使出水TIN能降至1 mg·L⁻¹以下。

该反应器在投加填料前已稳定运行500余天，出水TIN约4.4 mg·L⁻¹，氨氮和TIN去除率约为87%和67%，填料的投加大大提高了硝氮和亚硝氮的去除量，出水TIN降低了近4 mg·L⁻¹，系统氨氮和TIN去除率分别提高到了93.6%和85.9%。在反应器运行后期，TIN去除率进一步提升至93%。氨氮去除速率为37~85 mg·(g·d)⁻¹，平均值为65 mg·(g·d)⁻¹，TIN转化速率略低于氨氮转化速率，为40~61 mg·(g·d)⁻¹，平均值为53 mg·(g·d)⁻¹。填料上的厌氧氨氧化作用在间歇曝气的缺氧时段也造成了[NH₄⁺-N]的降低，从而缩短了以[NH₄⁺-N]指示好氧反应终点的反应时长。因此，填料的投加对系统整体脱氮除磷效果产生了积极的作用。

该反应器的HRT和SRT变化如图5所示。反应器运行第30天进水电磁阀开合故障，反应器持续进水，导致污泥大量溢流，污泥质量浓度由原1 112 mg·L⁻¹降至146 mg·L⁻¹，污泥流失量达90%，从而造成反应器的好氧时段大大延长。为快速恢复反应器正常运行，停止排泥阶段，而SRT计算式 (4) 和图5表明，此阶段SRT计算值明显升高，直到第46天，当反应器的污泥质量浓度逐渐增至1 336 mg·L⁻¹，预示着反应器恢复正常，系统恢复排泥，此时的SRT逐渐下降。除了故障时段，好氧SRT变化维持在3.5~4.5 d，平均为3.7 d。维持降低的好氧SRT有利于淘汰NOB，从而促进亚硝氮的积累。由于反应器的反应时长波动，HRT是个不断变化的值。在其他条件不变的情况下，如气体流量、曝气频率等，好氧段时长明显缩短，HRT由 (6.8±2.8) h降至 (6.3±1.7) h。以上结果表明，厌氧氨氧化菌填料的投加提高了系统的脱氮效率，与反硝化菌共同作用，使系统出水TIN进一步降至1 mg·L⁻¹，并缩短了系统的HRT，系统表现出高效稳定的脱氮除磷效果。

1) AOB/NOB活性变化。选择该反应器的目的之一是在其中成功运行PN/A工艺，故亚硝氮的积累和NOB活性的抑制是维持反应平衡的关键。图6为反应器运行过程中悬浮污泥和填料上AOB和NOB活性变化。在投加填料前，反应器已实现很好的短程硝化反硝化效果，亚硝氮积累率约50%到70%^[19]，AOB/NOB约为3.23。在投加填料后，悬浮污泥的AOB活性约为7.2 mg·(g·h)⁻¹，明显高于NOB活性1.7 mg·(g·h)⁻¹。填料在接种至该反应器前就已表现出NOB活性高于AOB活性。随着运行时间的延长，明显发现悬浮污泥的NOB活性逐渐降低，而填料上的NOB活性呈现上升趋势，由1 mg·(g·h)⁻¹增至3 mg·(g·h)⁻¹，填料的AOB活性变化不大。总体AOB/NOB能维持在1.5~2。这可能是因为悬浮污泥的污泥龄较短，会淘洗NOB，NOB为了生存会附着在填料上。但填料上附着的NOB并没有影响系统亚硝氮积累率。这是因为DO在悬浮污泥中具有更好的传质能力，相对生物膜的分层结构而言，DO更易于被悬浮污泥中的AOB利用，产生的亚硝氮随即进入缺氧段，与剩余的氨氮一起被填料上的厌氧氨氧化菌所利用。填料上附着的NOB并没有发挥作用，从而没有影响整个反应的亚硝氮积累率。在反应器运行晚期，硝氮的产生量很少，亚硝氮积累率接近100%。这也是与文献[21-25]中提及在主流条件下亚硝氮积累率达到的最高值相似。由此可见，亚硝化过程主要发生于悬浮污泥中，填料的投加并没有对系统AOB和NOB活性产生负面影响。

2) 填料的厌氧氨氧化活性变化。对填料的厌氧氨氧化活性变化进行分析。由文献[26]可知，在将填料接种至本反应器前，填料的厌氧氨氧化活性为181 mg·(g·d)⁻¹，在主流IFAS反应器运行一段时间后活性降低至70 mg·(g·d)⁻¹。而接种到本反应器后，填料的厌氧氨氧化活性明显升高 (图7) ，厌氧氨氧化活性平均值为215 mg·(g·d)⁻¹，最高值可达356 mg·(g·d)⁻¹，活性是文献[27]中主流反应器的3倍，甚至高于由侧流接种时的填料所表现出的活性。在主流条件下，厌氧氨氧化活性主要受亚硝氮浓度限制^[8]，而本反应器中，间歇曝气过程中[NO₂⁻-N]的最高值小于1.5 mg·L⁻¹，但并没有限制厌氧氨氧化菌的活性。这说明该反应器中的[NO₂⁻-N]指标能满足系统内的厌氧氨氧化过程，而且使厌氧氨氧化活性得到提高。XU等^[28]在运行一体式短程硝化反硝化、厌氧氨氧化和生物强化除磷反应器时，总氮去除率可达89%，厌氧氨氧化活性维持在112到140 mg·(g·d)⁻¹，但反应器运行的温度为30 ℃，明显高于本反应器的运行温度 (约20 ℃) 。LOTTI等^[27]在主流条件下运行厌氧氨氧化颗粒污泥中试反应器时，厌氧氨氧化活性在57~90 mg·(g·d)⁻¹。相比之下，本反应器可维持很好的厌氧氨氧化活性。这说明主流条件下附着在填料上的厌氧氨氧化菌可与悬浮污泥中的AOB、NOB和反硝化菌等和谐共生，使反应器呈现高效稳定的脱氮效果。

对比了填料从侧流接种时、主流反应器运行时及在本反应器中菌群结构变化，可明显看出 (图8 (a) ) ，作为厌氧氨氧化菌的载体，以Candidatus Brocadia为主的厌氧氨氧化菌在侧流条件下的相对丰度最高，为6.6%。经过长期主流条件下的运行，相对丰度降低至0.4%，但在本反应器中，其丰度明显提高，增至1.1%。

而NOB丰度也发生明显变化。在侧流条件下，NOB的相对丰度很低，检测不到，这说明了侧流条件下FA对NOB产生有效抑制。但在主流条件下，NOB相对丰度明显升高，升至1.6%，在本反应器中进一步增至2.6%，这也与填料的AOB/NOB活性变化一致。在主流条件下，由于缺少NOB的抑制条件，NOB菌在填料上的相对丰度逐渐增加。但NOB在填料生物膜中的不断富集并不一定会影响反应器运行效果。由于系统DO较低，而悬浮污泥的传质效率优于生物膜，填料生物膜中的NOB由于传氧限制，并不会发生明显硝化作用，这也是反应器能实现较高的亚硝氮积累效果的原因之一。

填料接种于侧流条件下时，反应器以MBBR形式运行，即AOB和厌氧氨氧化菌都在填料上，可看出此时AOB相对丰度较高，为2.1%，在主流条件下是以填料和悬浮污泥共存形式运行。在此状态下，AOB和NOB倾向于生长在悬浮污泥中，而由于较短的好氧污泥龄，NOB面临淘洗的危险，则倾向于由悬浮污泥转向填料式的附着生长。将填料投加至该反应器后，聚磷菌也开始在填料上聚集，相对丰度共8.2%，主要菌群为Candidatus Accumulibacter 和Propionivibrio，与悬浮污泥的聚磷菌种类一致。反应器运行3个月后，悬浮污泥中也呈现出丰度较高的AOB和NOB (图8 (b))，但聚磷菌的相对丰度仅为0.1%，比投加填料前的6.6%到12.0%低很多，这可能是由于反应器前期经历了污泥损失后，污泥的微生物群落结构变化较大，还未恢复初始水平，但这并未影响反应器的运行效果。

1) 该一体式反应器能长期稳定运行，出水氮磷指标较低，TIN和DP的去除率分别达87%和87.4%，PN/A和EBPR能很好地耦合于同一反应器中。2) 强化间歇曝气能在系统内实现NOB抑制，亚硝氮积累率可达到60%以上，甚至100%。悬浮污泥中较短好氧污泥龄会淘汰NOB，而NOB开始由悬浮污泥向填料转移，受限于生物膜DO传质，系统的亚硝氮积累率未受影响。该系统为厌氧氨氧化菌提供了亚硝氮，厌氧氨氧化活性得到显著增加。3) 进水水质影响聚磷菌的释磷速率，进而影响吸磷速率。好氧段间歇曝气并未影响聚磷菌吸磷，反应器的出水磷浓度能够稳定低于0.5 mg·L⁻¹。4) 主流条件下附着在填料上的厌氧氨氧化菌可与悬浮污泥中的AOB、NOB和反硝化菌和谐共生，使反应器呈现高效稳定的脱氮效果。厌氧阶段聚磷菌充分利用有机物，进一步降低C/N，为好氧段厌氧氨氧化作用提供了有利条件。