污水处理厂生化池脱氮原理见图1，生物脱氮除磷主要是由异养微生物进行的，其功能菌反硝化菌和聚磷菌大多为异养菌^[1]，在有机物特别是可溶性有机物缺乏的情况下，会导致生物脱氮除磷效果变差。现有城市污水厂进水C/N往往较低，可溶性有机物不足是造成出水氮磷超标的主要原因，为了满足污水处理厂出水水质达标的要求，需向生物处理系统中投加额外的有机碳源来提高氮磷去除效果。

污水处理厂运行过程中的碳源投加吸引了水务行业人员和越来越多学者的关注，1994—2022年期间有关碳源投加的中文文献热点分析和数量统计见图2和图3。相关文献处于逐年上升的趋势，近20年尤为明显。为强化低C/N进水系统的脱氮能力，众研究者从功能微生物角度研究了温度、进水水质、水量、微生物种类、碳源种类、碳源投加量等影响因素对反硝化脱氮功能菌的影响。此外，为实现碳减排、碳达峰的目标，除传统碳源甲醇、乙酸钠和葡萄糖等碳源^[2]、其他新兴碳源如食品工业的废物产品^[3]、富含甘油副产品的生物柴油^[4]、通过分解剩余污泥获取有机化合物^[5]等都被用来强化废水中生物去除氮磷营养物质的效果。在实际应用中，为达到减污降碳协同增效的目的，研究者们采用多种方式对污水处理实际运行过程中碳源投加量的优化进行探讨，包括理论计算方法的指导^[6]、工艺参数的优化^[7-8]、建立仿真模型^[9]、依据水厂实际制定智能算法^[10-11]等。

为从根本上减少碳源投加，一些新兴的技术被应用于处理低C/N实际污水。吕利平等^[12]在进水C/N常年为2.5～5.0实际工程中发现，在确保出水达标的情况下，采取短程硝化反硝化技术可以降低83.3%的外碳源投量。王端浩等^[13]总结了国内外学者对硫自养反硝化技术的研究进展，认为低氧曝气可以通过增强系统中自养反硝化菌的活性来降低反硝化脱氮过程对碳源的依赖。虽然在实际污水处理中，这些新兴技术及其组合工艺如混养反硝化、短程硝化反硝化耦合厌氧氨氧化、自养反硝化与厌氧氨氧化组合等工艺逐步受到研究人员关注，但其在实际工程中的推广应用还有待考究。

在实际工程中，污水中存在促进和抑制反硝化活性的物质，生物处理系统受水温、水质波动、微生物种类与活性等运行条件的影响，很难处于理想的反应条件，具体情况要比理想条件复杂得多。因此，单靠理论计算值指导碳源投加不够精准科学，为实现污水处理减污降碳、提质增效的目标，需根据实际情况对碳源投加量进行分析。在众多碳源精确加药的研究中，有实际应用认为可采用硝态氮仪表监控工艺单元的硝氮浓度，通过对硝态氮浓度实时准确测量来实时调整碳源投加量^[6,14-15]，即实现碳源精确投加目标的正确方法是控制外部碳源投入速度，使“缺氧区”中的硝酸盐浓度保持在所需的水平。但应该指出，NO₃^--N和NO₂^--N的及时精准测量在实际工程运行中较难实现，可见，有必要根据实际情况合理选择有效仪表数据并科学设置在线仪表数量和位置。

目前，国内应用较多的精准碳源投加方法主要有：（1）工艺管控措施精细化调控碳源投加量。李鹏飞等^[14]通过污水处理厂实际运行经验提出从均衡进水负荷、调节运行参数、精细甲醇投加3方面的精细脱氮运行管控措施来提升反硝化生物滤池的精细调控能力，保障总氮精准达标。包遵胜等^[10]制定了用于指导操作人员调控《甲醇加药量》，实施根据在线监测仪表指标，由PLC根据数学模型实时调控加药泵而自动化精确加药；（2）基于模型或智能算法的正、负反馈控制优化。ANDALIB et al^[16]以硝酸盐为测量变量的前馈控制算法和以一氧化二氮为测量变量的反馈控制算法的组合，实现外部碳源投加量的自动化优化，并在目标氮极低的情况下减少N₂O作为最有效的温室气体之一，见图4。吴宇行等^[15]提出了基于在线硝态氮实时监测的碳源投加智能控制算法，开发的污水处理碳源智能投加控制系统，保障了青岛市某污水处理厂工艺稳定的前提下实现对碳源投加的精准控制。

东北地区某城镇污水处理厂主体工艺采用改良A²/O+MBBR工艺，工艺流程图见图5，设计规模4.5万t/d，污水处理厂出水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准GB 18918—2002》一级A标准。污水处理厂水质检测资料显示该厂全年进水水质波动较大，平均进水COD为210 mg/L，严重低于设计值500 mg/L，实际进水C/N比常年低于3，远低于设计标准4.5，5—8月期间此问题尤为突出，污水厂长期在低COD、高TN条件下运行，对微生物活性影响较大，水厂安全运行方面存在较大隐患。现场运行数据证实，当反硝化池污水BOD₅/TKN值等于4～6时，通常表明碳源比较丰富，这一比值要求也和反硝化时间密切相关，如果反硝化时间太短，只有一部分能快速降解的BOD₅，才能成为反硝化所需碳源，则所需BOD₅/TKN值要更高。

为保证污水处理厂出水水质达标排放，现场进行了工艺运行调整并辅助投加碳源，具体措施如下：(1)开启旋流沉砂池至生化池的超越阀门，保证跨越初沉池进入生物处理系统的水具有更高C/N比；(2)低C/N运行期间，生物处理系统采用多点进水方式，考虑在缺氧段进水为反硝化过程提供更多碳源；(3)根据当日进水水质情况进行适量外碳源投加，投加位置在生化池缺氧段首端；(4)生化池DO值控制在2～4 mg/L，内回流开启至200%以上，及时检查外回流运行情况，保证污泥回流通畅。

在保证污水处理厂出水水质达标的前提下，外加碳源的选择需考虑经济性、安全性、环境友好性等因素。主要碳源类型的优缺点见表1，其中常用外加碳源有甲醇、乙酸钠和葡萄糖等，而食品工业废弃物因运输及投加因素限制目前应用较少。

理论上，甲醇是最理想的反硝化补充碳源，但因其缺点相对不适宜用于寒冷地区中小型规模的污水处理厂。该厂使用的麦可碳(MicroC 2000)没有传统碳源乙酸钠在低温下会结晶等问题，由于是液体，操作起来又比固体乙酸钠方便，经过计算相同水质条件下，麦可碳的理论投加量也远远少于乙酸钠的理论投加量，且该厂的实际应用也证明比乙酸钠有较大优势。特别的，使用甲醇的细菌比使用MicroC™的细菌对低温更敏感，在10℃时，使用MicroC™的细菌反硝化速率高于使用甲醇及乙酸钠^[17]，结合该地区冬季气温较低，且雨季进水水质较好，相比于甲醇、乙酸钠、葡萄糖作为碳源，高效碳源麦可碳在适用条件、经济等方面都无疑是该污水处理厂的最佳选择。

结合工艺运行措施的优化，当进水中COD浓度不足以满足生化系统反硝化脱氮所需碳源需求时，为达到出水总氮排放标准，补充的碳源量应恰好能去除系统依靠原水中碳源无法去除的氮量，生物处理系统需要外加碳源去除的氮量平衡计算见图6和式1。应该指出，外加碳源不同理论计算公式适用的前提是污水已充分硝化，出水氨氮已达到排放标准。

生物池氮平衡计算，见式（1）：

式中：N为需要外加碳源去除的氮量，mg/L；Ns为出水总氮排放标准mg/L；S_i为进水BOD；浓度，mg/L；S_e为出水BOD浓度，mg/L；K_de为反硝化设计参数，kg NO₃-N/kg BOD₅；

（1）多段活性污泥法碳源投量计算见式（2）^[25-26]：

式中：c_m为必须投加的COD量，mg/L；${\rm{NO}}_3^ -$-N为需要反硝化的硝态氮浓度，mg/L；${\rm{NO}}_2^ -$-N为需要反硝化的亚硝态氮浓度，mg/L；DO为缺氧池的溶解氧浓度，mg/L；3.7和2.3为理论计算值，每还原1 g ${\rm{NO}}_3^ -$-N和1 g ${\rm{NO}}_2^ -$-N为N₂时，分别需要碳源3.7 g和2.3 g（以COD计）。

（2）碳氮比差距弥补法，见式（3）：

式中：TN为进水总氮浓度，mg/L；COD为进水中COD的量，mg/L。

（3）碳源投加简易计算公式。借鉴德国ATV-DVWK 规范^[27]及标准中的ATV-A131E“单段活性污泥污水处理厂的设计”，通过大量实践的经验，得出反硝化1 kg ${\rm{NO}}_3^ -$-N需投加5 kg外部碳源(以COD计)更接近碳源实际用量[6]，见式4。

式中，5为反硝化1 kg硝态氮需外部碳源量(以COD计)，kg COD/kg。

（4）麦可碳简化计算法。参照美国环保局(US EPA)建议工程实践中，典型甲醇投加剂量为1 mg/L NO₃^--N加入3 mg/L可以满足反硝化要求，即95%的硝态氮转化为N₂后排放。结合黄良波等^[28]的研究，换算成麦可碳后，由于麦克碳的BOD当量较高，以BOD当量作为换算系数更合适，将计算系数3换算为3/0.77×0.9=3.5。则公式可转化为式（5）：

碳源投加化学反应方程式，见式（6）：

上述4种计算中，各个公式计算原理不同。式（2）充分考虑了反硝化池中硝态氮、亚硝态氮及溶解氧消耗的碳源，相比其他公式更为复杂，适用于多段活性污泥法。式（3）是为弥补进水C/N＜4，在污水处理厂日常运行中，可直接根据进水C/N确定是否需要外加碳源。计算过程较于式（2）简单，但进水COD中有机有效碳源的占比的变化会使计算值存在误差。式（4）、（5）建立了生物处理系统需要外加碳源去除的氮量平衡模型，是由大量经验得出的简化计算公式，有其各自的适用范围，只需要代入进水总氮浓度即可得出计算结果，目前应用最为广泛。

生化池中反硝化效率与水温密切相关，反硝化细菌的适宜生长温度为 20～40 ℃，低于15 ℃则反硝化速率明显降低。该厂所处地区2022年1—8月期间最低平均气温月为1月，平均温度-20 ℃，最高平均气温月为7月，平均温度28 ℃，进水水质水量见图7，进水水质、水量随季节波动较大。

就生化技术而言，现场情况差别极大，不同技术源的投加标准均应当基于现场情况进行选择和调节。图8为该污水处理厂在2022年1—8月的碳源理论计算投加量和实际投加量的对比情况，该水厂生化池属于多段进水模式，所以式（2）理论计算值在正常情况下应与实际碳源用量更加接近。式（4）和（5）是基于考虑生物池氮平衡的碳源投加简易计算公式，相比于式（2）和（3），在碳源总量及各个月的投加量方面与实际投加值有更大的偏差，这可能与碳源的选择有关。因为目前的碳源投加公式大多是基于甲醇而确定的计算参数，而该厂的碳源为麦可碳。可以看出，基于上述4种计算的理论碳源投加量，即使式（2）计算值是最接近该厂实际碳源投加量，但二者之间仍存在不小差异。

以碳源投加计算式（2）为例，结合图7进水水质水量及当地气候条件，由于1月和2月水温低于10 ℃，反硝化反应效率低，为保证出水总氮达标，实际投加量往往大于理论计算值。进入3月份，水温逐渐升高，反硝化速率提升，实际投加量接近理论投加量。4月之后降水量逐渐增多，污水中污染物被稀释，浓度降低。导致污水污染物浓度降低，进水水质较好，如图8（a）所示，4、5月份碳源的实际投加量要比理论计算值低。而从6月份开始，理论投加值逐渐高于实际投加量，分析可能与进水水质变化有关，8月份的COD进水均值不足95 mg/L，且7、8月份水温较高，较高的活性污泥微生物活性加速了碳源的消耗，使得异养生物消耗更多的碳源。由此可见，该污水处理厂外加碳源实际投加量与理论计算值之间存在较大差异，这与黄良波等^[28]的研究一致。

除温度、水量等因素的影响，污水中的水质指标中最重要的碳源指标COD又分为可溶性COD和非可溶性COD。一般而言，可溶性COD即可表征有效碳源的量，有效碳源是指能为微生物所利用的碳源。由于污水处理厂的进水水质中相同的COD中却含有不同的有效碳源，微生物所需的碳源应当是进水中的有效碳源与投加碳源的有效碳源之和，其中有效碳源在投加碳源中占比固定，使得理论计算值与实际投加量之前存在差异，现有的外加碳源理论投加公式很难指导污水厂外碳源投加。

（1）利用先进科技手段，在缺氧区设置氧化还原电位（ORP）、硝酸盐氮在线仪表等，根据检测数据分析系统运行工况，评估缺氧区反硝化效果，调节工艺参数，确定碳源投加方式。但这类技术方案因其较高的投资成本及复杂的操作，就目前而言并不具有推广价值。

（2）现存的碳源投加策略实施起来仍然复杂，需要较多高端的精密仪器监测及控制，从建设成本及运行成本考虑仍存在不足，理论碳源投加公式难以满足现有城镇污水处理厂多变的实际情况。实际污水处理的情况十分复杂，很难达到理想的反应条件。不仅污水中存在促进或抑制反硝化的物质，同时生化反应过程也受工程环境条件的限制，如果不考虑这种理论和工程实践的差异，将会造成较大的误差。通过现场小试实验确定最佳的投加位置，再利用相对准确的外加碳源理论值为参考进行现场小试实验，继而确定外加碳源的最佳投量，确保在出水水质达标的情况下，以这种更加精准科学的方式向生物池内补充碳源是目前更加理想的碳源投加策略。

（3）碳源投加过程中往往容易忽视N₂O的排放，以小试的方式确定外加碳源类型、投加量还可以将N₂O的排放量考虑在内，可以说开展现场小试实验是减少温室气体N₂O的排放是实现碳减排、碳达峰不可忽视的一个重要措施。

结合东北地区某城镇污水处理厂实际运行经验，外加碳源的选择应在污水处理厂实际运行工况的基础上综合考虑经济、安全、环保等因素，麦可碳可作为寒冷地区污水厂长期外碳源投加的优势碳源选择。和污水处理厂达标排放实际碳源投加量相比较，四种不同碳源理论计算方法计算结果偏差较大，即理论计算值难以指导实际碳源投加需求，易造成出水水质、调试运行、成本效益核算全过程失真。考虑水温、水质水量的波动、系统中微生物群落结构与活性等因素均会造成碳源投加理论计算值与实际投加量之间的差异，有必要根据污水处理厂实际工艺运行合理设置在线仪表数量及安装位置，选择有效仪表数据实时调整碳源实际投加量，精准、科学地实现污水处理减污降碳的目标。