SBR反应器采用有效容积为5 L的柱形有机玻璃容器（直径120 mm，高500 mm）。曝气装置为曝气砂石，采用转子流量计控制曝气量为100 mL/min，进水水温控制在（19±1）℃。反应器以间歇模式运行。1 d运行2个周期，1周期12 h，进水5 min，非限制性曝气480 min，沉淀闲置230 min，排水5 min。排水比为40%。控制污泥停留时间（SRT）为50 d，反应器初始污泥浓度（MLSS）为（9 000±300）mg/L。实验装置，见图1。

试验进水采用人工模拟城市污水，配水使用的试剂为淀粉、乙酸钠（CH₃COONa）、氯化铵（NH₄Cl）、磷酸二氢钾（KH₂PO₄）、高岭土、牛肉膏、蛋白胨和碳酸氢钠（NaHCO₃）。其中NaHCO₃用于调节pH，微量元素由牛肉膏、蛋白胨提供，所用试剂均为分析纯。通过投加淀粉来控制进水COD浓度。试验各阶段进水水质，见表1。试验接种污泥取自长春市某污水处理厂。

运行期间，pH为7.81～8.13，TN、NH₄⁺-N和TP的质量浓度范围分别为34.52～49.71、21.71～31.62和2.92～4.52 mg/L。

常规指标：COD采用重铬酸钾法测定，NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法测定，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，TP采用钼锑抗分光光度法测定，混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）采用灼烧减量法测定。pH检测使用上海雷磁生产的PHSJ-4A酸度计，温度及溶解氧（DO）使用德国WTW生产的Oxi3310便携式溶解氧仪检测。MLSS采用重量法测定，污泥体积指数（SVI）采用100 mL量筒沉淀法测定。

胞外聚合物（EPS）含量：其中蛋白质（PN）含量采用考马斯亮蓝法，多糖（PS）含量采用硫酸-蒽酮比色法^[4-5]。

脱氢酶活性(DHA）：1,3,5-氯化三苯基四氮唑(TTC)还原法，常温萃取检测^[6]。

粒度粒径：激光粒度分析仪检测。

不同运行阶段下COD的去除情况，见图2。

各阶段COD的平均去除率分别为94.13%、96.61%、98.56%、98.75%、98.83%、98.6%和91.62%。阶段4时，COD的去除率达到最大。

在反应器运行初期，系统内微生物较少，且处于适应阶段，此时的COD去除率较低。随着进水COD浓度的升高，反应器中异养菌迅速增殖，系统去除COD的能力不断提高直至稳定。从阶段1到阶段3，每阶段的进水COD浓度虽突然变大，但反应器对COD的去除率却得到提升。由此可见，在一定的COD浓度冲击范围内，随着COD浓度的增加，有利于系统微生物的生长繁殖。阶段4到阶段6，反应器对COD的去除率并不显著，可稳定保持在98%以上。系统对COD的去除包括两方面：1）活性污泥的快速增加使得系统储存有机物的能力增大^[7]，同时微生物为维持生命活动所消耗的有机物量也增多；2）为生物脱氮提供碳源，被异养反硝化细菌利用进行反硝化脱氮。系统进入阶段7时，COD出水浓度突然升至210.7 mg/L，此后的5 d，COD的出水浓度均在200 mg/L上下浮动。此时系统进水COD浓度过高，反应器内异养型细菌通过消耗有机物而大量增殖，使得系统DO浓度下降，从而抑制了硝化菌的生长，造成系统硝化速率下降，进而对系统脱氮产生不利影响^[8]。硝化进程受阻使得用于脱氮的碳源利用量减少，且此时MLSS较高，DO、有机物等底物的传质受到影响，COD的去除率降低。

不同运行阶段下TN和NH₄⁺-N的去除情况，见图3。

反应器进水TN浓度范围为34.52～49.71 mg/L，NH₄⁺-N浓度范围为21.71～31.62 mg/L。不同阶段TN的平均去除率分别为64.03%、75.61%、89.00%、97.33%、97.19%、95.62%和89.34%，NH₄⁺-N的平均去除率分别为99.46%、98.68%、98.94%、99.43%、99.33%、99.35%和96.27%。阶段4时，TN和NH₄⁺-N的去除效果最佳。

图3可知，阶段1，TN的去除率较低，而NH₄⁺-N的去除率达到99.46%。此时反应器处于运行初期，系统内DO充足，硝化菌得到大量繁殖，硝化反应进行的较彻底，而反硝化菌受到抑制，NH₄⁺-N几乎全部转化为NO₂⁻-N或NO₃⁻-N，反硝化成为系统脱氮的限制条件。其次系统内有机物浓度低，反硝化菌受碳源不足的影响，使得NO_x⁻-N无法被进一步转化，导致出水TN偏高。阶段2到阶段3，随着进水COD浓度的升高，异养型细菌迅速增殖，底物和DO得到充分的利用，活性污泥絮凝体内外部形成明显的缺氧-好氧的微环境，反硝化菌生存环境较好。硝化反应产生的NO₂⁻-N和NO₃⁻-N进行了反硝化脱氮，从而提高了脱氮效果。系统进入阶段4时，TN出水浓度逐渐降低，TN平均出水浓度仅为1.14 mg/L，去除率达到97.33%，此时系统的同步脱氮效率达到最大。SAJJAD et al^[9]指出，小粒径的污泥具有较大的比表面积，脱氮性能更好。在本试验中，从阶段5到阶段6，污泥的中值粒径（D₅₀）由138.19 μm迅速增加到151.1 μm，由于阶段6的污泥粒径大，EPS的边界蛋白不能更多地暴露于氮中，因此蛋白质与氨和硝酸盐氮原子之间的亲电亲核相互作用较弱，系统对TN的去除效率降低。阶段7时，系统处于运行末期，由于丝状菌的大量繁殖，硝化菌以及反硝化菌的生存空间都受到抑制，TN和NH₄⁺-N的去除率均降低。

不同运行阶段对TP的去除情况，见图4。

反应器进水TP浓度范围为2.92～4.52 mg/L，不同阶段下TP的平均去除率分别为83.64%、95.42%、98.39%、99.07%、99.10%、98.69%和94.35%。在阶段5时，系统TP的去除率达到最大。

阶段1，反应器处于运行初期，接种污泥中的聚磷菌数量较少，TP的去除有较大波动。随着系统环境的稳定，聚磷菌世代时间短，迅速繁殖，TP出水逐渐降低。由阶段2到阶段5分析可知，系统TP的去除率一直在提升，表明有机物浓度的升高使聚磷菌的代谢活性增强，系统除磷能力提高。在阶段5时，TP去除率达到最大，出水浓度均低于0.05 mg/L，此时系统达到最优的除磷性能。王亚宜等^[10]发现在缺氧条件下有机物浓度过高时，有机碳源会对缺氧释磷产生抑制作用。在反应器运行至阶段6，进水COD浓度达到2 400 mg/L时，由于系统内溶解氧过低，出现长时间厌氧环境，同时系统存在过量的有机物，多余的有机物优先被用于反硝化脱氮，却不进行反硝化吸磷作用，使得系统缺氧吸磷能力明显降低，出水TP浓度升高，此时TP的平均出水浓度为0.25 mg/L。阶段7时，系统发生了严重的污泥膨胀，抑制了吸磷作用，出水TP浓度进一步升高。结果表明，当进水COD浓度超出系统的承受能力范围后，将对系统的除磷效果产生不利影响。

不同阶段下污泥负荷及沉降性能的变化情况，见图5。

污泥负荷（Ns）为0.057 kg COD/(kg MLSS·d)时，系统运行第20 d，SVI迅速上升至60 mL/g，此时影响SVI最关键的因素是微生物处于系统适应阶段，其增殖速率决定此时期的SVI值的变化趋势；Ns为0.083 kg COD/(kg MLSS·d)时，SVI降低至42 mL/g，反应出水较为清澈，污泥沉降性能较好；Ns为0.077 kg COD/(kg MLSS·d)时，系统运行第60 d，MLSS达到24 980 mg/L，SVI为33.9 mL/g；Ns为0.076 kg COD/(kg MLSS·d)时，污泥增加速率减缓，SVI增至35 mL/g。原因是MLSS太高，有机质含量多，无机质含量少，不利于污泥沉降。同时，生物相镜检观察到污泥内存在大量丝状菌，这导致污泥沉降性能变差，系统发生了污泥膨胀。

EPS是微生物分泌于细胞表面的大分子黏性物质，主要由多糖（PS）、蛋白质（PN）、腐殖质酸和油脂等组成，其中，PN与PS的含量之和约占EPS总量的40%～95%^[11]。活性污泥一般通过检测PS与PN来表征EPS，其变化规律，见图6。

对比各阶段EPS的变化，可以看出进水COD浓度对EPS的含量影响较大。首先从EPS总量上看，反应器运行初期，为适应新环境，微生物通过分泌EPS来抵御外界环境的变化，EPS的含量从47.89增至72.31 mg/g VSS。阶段2至阶段5，EPS总量并没有随着进水COD浓度的增加而增加，反而呈降低的趋势。这是由于系统内微生物活性逐渐降低，使得微生物新陈代谢分泌的EPS的总量降低。随着反应器污泥量的增加，系统进入阶段6时，DO浓度较低，在有限的溶解氧下，丝状菌由于菌丝较长，比表面积大，同时对氧有较强的亲和力，在与菌胶团的竞争中处于优势^[12]，反应器内丝状菌数量增多，结果导致EPS总量升高。而在阶段7，系统长时间处于低溶氧下，此时DHA含量仅为1.412 mg/g VSS，微生物已处于内源呼吸期，微生物不得不利用自身储存的有机物以维持生命活动，EPS总量减少。

其次随着反应器的运行，PS含量持续增加，由13.47增加至27.30 mg/g VSS，这与系统的有机底物有关。微生物合成PS的重要途径是由淀粉水解后产生的葡萄糖转化而来，本试验主要以淀粉和乙酸钠作为碳源，使得微生物可合成较多的PS，这一结果与刘燕等^[13]的研究相符。另外PS/PN的值由0.39增至1.2，在1.2时系统发生了丝状菌膨胀，而当PS/PN的值为1.0时反应器运行状态最佳。有关研究认为PS的大量生成会在一定程度上阻止微生物的聚集^[14]。由此可看出，PS/PN在一定的范围内可保证系统内污泥活性良好，而当EPS中PS的比重过大时，污泥沉降性能将恶化。原因是PS具有亲水性，当PS数量过多时，将不利于微生物絮体的凝结，因此降低了污泥的沉降性能^[15]。

活性污泥的粒径表示污泥絮体的大小，污泥絮体的表面特性和形态结构对控制固液分离过程有重要意义。各阶段的变化规律，见表2。

对比分析不同进水COD浓度下系统粒度粒径的变化，利用正态分布公式进行粒径分布模拟，各阶段的平均粒径（μ值）、方差分别为140.289 μm、64.388；144.36 μm、56.846；144.028 μm、56.898；150.558 μm、52.116；162.615 μm、56.294；169.409 μm、51.504；173.273 μm、57.214。从数据可以看出，随着反应器的运行，污泥粒径不断增加。阶段1到阶段3粒径增加的原因是由于反应器启动初期MLSS较低，污泥颗粒较分散，使得污泥絮体有足够的空间充分生长，因此污泥粒径逐渐增加。阶段4到阶段6粒径增加的原因是随着反应的进行，系统内MLSS升高，污泥絮体之间紧密的排列使其受到的水力剪切力减小，絮体很难被打碎，因此粒径增大。阶段7粒径虽然仍在增加，但此时方差由51.504升高至57.214，系统MLSS达到最大值，氧传质能力减弱，DO浓度较低，粒径较大的絮体由于氧传质的减弱逐渐裂解，造成了粒径分布分散。

上述分析结果可知，在一定的MLSS范围内，粒径的增加有利于污泥絮凝，但当MLSS过高时，粒径增加使得底物的传质过程受到影响，容易使得较大絮体内部出现缺氧或厌氧区域，累积气体，从而破坏污泥絮体的紧密度和结构强度，造成污泥解絮，进而对系统的处理效果造成不利影响。

DHA可以准确地反映微生物的活性，能够表征活性微生物对其基质降解能力的强弱^[16]。不同进水COD浓度下活性污泥DHA的变化情况，见图7。

图7可知，活性污泥的DHA随着进水COD浓度的升高呈现先增加后持续减小的趋势。阶段1到阶段2，DHA从4.977 增至5.422 mg/g VSS，原因是系统运行初期，微生物为抵御外界环境的变化做出的应激反应^[17]。阶段2到阶段7，DHA从5.422 减至1.412 mg/g VSS，原因可能是随着COD浓度的升高增加了SBR系统的渗透压，当渗透压超过微生物的耐受范围，将会抑制微生物的正常代谢并破坏脱氢酶在内的酶，导致微生物活性不断下降。洪梅等^[18]发现较高浓度的COD在很大程度上会抑制微生物活性，当进水COD浓度>1 000 mg/L时，出水COD浓度﹥150 mg/L时，脱氢酶活性明显减弱，这与本试验得出的结论相一致。

各阶段污泥絮体及微生物相，见图8。

图8可知，反应器运行初期（阶段1），系统内污泥结构松散，微生物数量较少。随着运行时间的延长，系统稳定运行后，絮体密实且结构分布均匀，此时污泥絮体发育良好，性能稳定，对污染物有较高的去除效果。在运行中期（阶段2～5），系统内微生物种类丰富，有大量的钟虫、累枝虫和表壳虫属等指示处理效果好的微生物出现，这对于系统的稳定运行极其有利。运行后期（阶段6～7），随着系统内MLSS的升高，镜检观察到累枝虫等微生物被大量丝状菌缠绕，且丝状菌数量较多，这导致污泥沉降性能变差，发生了污泥膨胀。此时在系统内还观察到很多深褐色的厢壳虫，说明系统内污泥已经开始解体。同时反应器在运行后期由于系统MLSS的增加造成的缺氧环境，使部分好氧微生物逐渐消亡，导致系统内微生物数量明显减少，系统的除污能力减弱。

本研究采用序批式（SBR）反应器处理不同COD浓度下的城市污水。当COD浓度为400～2 000 mg/L时，随着进水COD浓度的升高，污染物的去除效果得到增强。COD浓度为2 000 mg/L时，系统运行良好，污染物去除效果达到最佳，COD、TN、NH₄⁺-N和TP平均去除率分别为98.83%、97.19%、99.33%和99.10%。此时PS/PN的值为1.0，系统可稳定运行。

当COD浓度达到2 400 mg/L时，系统内MLSS过高，较大的粒径使得微生物的正常代谢受到影响，DHA明显降低，从5.422 mg/g VSS持续减至1.412 mg/g VSS。此时PS/PN上升至1.2，系统发生了严重的丝状菌膨胀，活性污泥系统受到破坏。