厭氧氨氧化（ANAMMOX）工藝因其具有脫氮效率高、成本低、無需外加碳源、剩余污泥產(chǎn)量少等優(yōu)點，成為近年來的研究熱點，已被應用于各類污水的處理中。其反應的經(jīng)驗方程式如下：NH+4+1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+=1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O，NH4+-N、NO2--N的消耗量和NO3--N的生成量比例為1∶（1.31±0.06）∶（0.22±0.02）。由反應式可知，反應后仍有10%以上的NO3--N無法去除，使得ANAMMOX的脫氮效果無法突破理論上限。污水經(jīng)前置短程硝化或短程反硝化處理后，COD無法全部去除，剩余COD會進入ANAMMOX系統(tǒng)，但ANAMMOX工藝無法去除COD，為了去除ANAMMOX產(chǎn)生的NO3--N和污水中的COD，有必要將反硝化與ANAMMOX結(jié)合。反硝化的加入不但能進一步提高TN去除率，還能消耗部分COD，緩解過多的有機物對ANAMMOX的抑制作用，反硝化生成的CO2同時可為ANAMMOX提供無機碳源。可見，厭氧氨氧化耦合反硝化（SAD）工藝既有必要性又有可行性。
采用SAD工藝處理污水時，除了需要考慮常見的參數(shù)，如DO、pH、溫度、有機物種類等，基質(zhì)比也是一個重要但容易被忽視的參數(shù)。由于前置短程硝化曝氣復氧程度不同，進水NO2--N/NH4+-N很難一直保持在1.0~1.3內(nèi)，因此SAD工藝需要對進水NO2--N/NH4+-N波動具有一定的抗沖擊性。目前關(guān)于基質(zhì)比對厭氧氨氧化的影響研究存在差異，關(guān)于進水基質(zhì)比對SAD工藝的影響研究較少，且對污泥活性變化尚未見探討。鑒于此，筆者分別在連續(xù)流反應器和批式反應器中探究了不同NO2--N/NH4+-N對SAD脫氮除碳效能和基質(zhì)降解特征的影響，并分析了污泥活性的變化。
1、材料與方法
1.1 試驗裝置
采用膨脹顆粒污泥床（EGSB）進行連續(xù)流試驗，裝置見圖1。
EGSB反應器高1.3m，反應區(qū)內(nèi)徑為8cm，有效容積為10L。進水pH控制在7.8~8.2，溫度控制在35℃，DO控制在0.2mg/L以下，混合液回流比為200%，HRT為9h。
1.2 試驗用水及方法
試驗采用模擬污水，連續(xù)流試驗開始前，SAD在反應器中已穩(wěn)定運行（TN去除率>90%，COD去除率>70%）。將SAD穩(wěn)定運行階段（0~5d）作為試驗前反應器運行狀態(tài)，以葡萄糖作為碳源，中間4個階段分別采用不同的進水NO2--N/NH4+-N，最后1個階段將基質(zhì)比恢復至合理區(qū)間。各階段進水主要水質(zhì)指標如表1所示。
批式試驗中原水NO2--N/NH4+-N依次為0.54、0.72、0.90、1.08、1.27、1.49、1.65、1.86，探究相同周期內(nèi)不同NO2--N/NH4+-N對SAD工藝中基質(zhì)降解的影響。原水水質(zhì)指標見表2。取100mL原水置于150mL血清瓶中（避光），用高純氮氣曝氣20min以保證厭氧環(huán)境，每組試驗取4g經(jīng)抽濾后的濕污泥置于血清瓶中，批式試驗在溫度為37℃、轉(zhuǎn)速為150r/min的恒溫振蕩器中進行，每隔2h對血清瓶中的水質(zhì)進行檢測，共監(jiān)測24h，得到基質(zhì)變化曲線。
1.3 接種污泥
批式試驗接種的濕污泥取自試驗前穩(wěn)定運行的EGSB反應器（第5天），MLSS為3115mg/L，MLVSS為1714mg/L。
1.4 檢測項目與方法
DO：溶解氧儀；pH：pH計；NH4+-N：納氏試劑分光光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法；NO3--N：紫外分光光度法；COD：快速消解分光光度法；MLSS、MLVSS：重量法。
厭氧氨氧化脫氮貢獻率A和反硝化脫氮貢獻率D參考魏思佳等的計算方法：A=1.32ΔNH4+-N/（ΔNO2--N-ΔNO3--N+0.26ΔNH4+-N)×100%;D=1-A。式中：ΔNH4+-N、ΔNO2--N分別為NH4+-N、NO2--N的去除量，mg/L；ΔNO3--N為NO3--N的變化量，mg/L。
1.5 污泥活性的測定方法
污泥的厭氧氨氧化活性和反硝化活性的具體測定步驟參考Zhou等的方法，將100mL原水和3g（濕質(zhì)量）污泥置于150mL血清瓶中，測定厭氧氨氧化活性時控制NH4+-N和NO2--N的初始濃度分別為100、120mg/L左右，測定反硝化活性時控制NO3--N和葡萄糖的初始濃度分別為100、500mg/L左右，pH均控制在7.8~8.1，采用高純氮氣曝氣30min以保證厭氧條件，然后將血清瓶避光置于37℃、150r/min的水浴恒溫振蕩器中，采用注射器每1h取1次水樣，測定NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度。根據(jù)基質(zhì)降解曲線計算出污泥的厭氧氨氧化活性和反硝化活性。
2、結(jié)果與討論
2.1 基質(zhì)比波動對SAD脫氮除碳效能的影響
圖2為進水NO2--N/NH4+-N波動過程中SAD工藝對NH4+-N和NO2--N的去除特征。試驗前基質(zhì)比為1.11~1.19，出水NH4+-N平均濃度為3.9mg/L，平均去除率為98.1%。當基質(zhì)比變?yōu)?/span>1.69~1.95后，由于進水NO2--N濃度遠高于NH4+-N濃度，厭氧氨氧化反應所需的NH4+-N不足，出水NH4+-N濃度較低，平均為2.8mg/L。當基質(zhì)比降至0.58~0.60后，多余的NH4+-N無法被去除，出水NH4+-N濃度迅速增至200mg/L左右。即NO2--N/NH4+-N朝著大于1.32的方向變化時，對氨氮的去除率影響不大，而朝著低于1.32的方向變化時，氨氮去除率顯著下降，如當基質(zhì)比為0.58~0.60時，氨氮去除率降至49.88%。當基質(zhì)比為1.38~1.42時，進水NH4+-N濃度低于NO2--N濃度，出水NH4+-N平均濃度為18.0mg/L，平均去除率為91.0%。當基質(zhì)比變?yōu)?/span>0.77~0.83后，同樣由于進水NH4+-N濃度較高，多余的NH4+-N無法被厭氧氨氧化消耗，出水NH4+-N濃度增至70mg/L左右。當基質(zhì)比回歸正常范圍1.13~1.26后，出水NH4+-N濃度逐漸下降，第55~62天平均濃度為15.3mg/L，平均去除率為93.0%，比基質(zhì)波動前降低了5.1%，可見進水NO2--N/NH4+-N波動對SAD工藝去除NH4+-N的負面影響較小。
試驗前出水NO2--N平均濃度為4.2mg/L，平均去除率為98.1%。當基質(zhì)比變?yōu)?/span>1.69~1.95后，由于進水NO2--N濃度遠高于NH4+-N濃度，反應器中的厭氧氨氧化作用和反硝化作用無法消耗過量的NO2--N，出水NO2--N濃度顯著升高，升至70mg/L以上。在隨后的基質(zhì)波動中，出水NO2--N濃度均保持在較低的水平，基質(zhì)比為0.58~0.60、1.38~1.42和0.77~0.83階段的出水NO2--N平均濃度分別為3.3、4.9、5.5mg/L，平均去除率均在97%以上。當基質(zhì)比為1.38~1.42時，NO2--N濃度高于厭氧氨氧化反應理論所需量，但出水NO2--N濃度依然很低，這可能是因為當基質(zhì)比為1.69~1.95時，NO2--N較多，反應器內(nèi)的反硝化菌氮源充足，繁殖速度增加，當進水中NO2--N濃度再次增加時，增殖的反硝化菌能夠?qū)⒃緟捬醢毖趸头聪趸饔脽o法消耗的NO2--N去除，使得出水NO2--N濃度保持在較低水平。當基質(zhì)比恢復至1.13~1.26后，出水NO2--N濃度依然保持在較低水平，平均去除率為98.4%。可見當進水NO2--N/NH4+-N經(jīng)過一段時間的波動后，NO2--N的去除效果沒有受到影響，基質(zhì)波動在一定程度上能增強反硝化作用，當進水NO2--N濃度偏高時，SAD工藝對NO2--N仍能保持較強的去除能力。
在進水NO2--N/NH4+-N波動過程中NO3--N濃度的變化見圖3。
試驗前出水NO3--N濃度為8.1~10.4mg/L，基質(zhì)比波動過程中出水NO3--N濃度也不斷變化，但均在30mg/L以下，總體處于較低水平。在基質(zhì)比大于厭氧氨氧化理論值1.32的階段，出水NO3--N平均濃度顯著高于其他進水基質(zhì)比較小的階段，且進水基質(zhì)比越大，出水NO3--N濃度越高。當基質(zhì)比為0.58~0.60和0.77~0.83時，出水NO3--N平均濃度分別為8.0、7.6mg/L，低于基質(zhì)比為1.69~1.95和1.38~1.42的階段，這是因為當基質(zhì)比較大時，即進水NO2--N濃度較高時，部分原來以NO3--N為氮源的反硝化菌轉(zhuǎn)為以NO2--N為氮源，使得出水NO3--N濃度升高。當進水基質(zhì)比恢復至1.13~1.26后，出水NO3--N濃度逐漸趨向穩(wěn)定，第53~62天的平均值為5.6mg/L。
進水NO2--N/NH4+-N波動過程中TN的去除特征見圖4。試驗前出水TN濃度為17.0~18.3mg/L，TN平均去除率為96.0%。在進水基質(zhì)比較高的1.69~1.95和1.38~1.42階段，TN平均去除率為85.5%；在進水基質(zhì)比較低的0.58~0.60和0.77~0.83階段，TN平均去除率為75.7%，可見當進水NO2--N/NH4+-N較大時，多余的NO2--N可以通過反硝化作用去除，TN去除效果更好，因此在前置亞硝化反應器中，可適量增加亞硝化作用，一定范圍內(nèi)的NO2--N過量不會大幅降低SAD工藝對TN的去除效果，SAD工藝對進水NO2--N/NH4+-N波動有較強的抗沖擊性。當進水基質(zhì)比恢復至1.13~1.26后，出水TN濃度降至23.7~37.6mg/L，TN平均去除率為93.9%，略低于試驗前，主要是NH4+-N去除效果降低造成的，但影響較小，SAD工藝對TN依然有較好的去除效果。
進水NO2--N/NH4+-N波動過程中COD的去除特征見圖5。
在進水基質(zhì)比波動過程中，進水COD始終保持穩(wěn)定在330mg/L左右。總體來看，COD去除效果較穩(wěn)定，去除率均在70%以上，不受基質(zhì)比波動的影響。試驗前出水COD濃度為65.8~80.8mg/L，平均去除率為78.3%，基質(zhì)比波動后出水COD濃度為43.3~83.3mg/L，平均去除率為81.7%。COD去除效果略好于波動前，這主要是因為反應器內(nèi)存在較多的反硝化菌和厭氧消化菌，使得COD去除效果保持良好。
2.2 基質(zhì)比波動對計量比和脫氮貢獻率的影響
在進水NO2--N/NH4+-N波動過程中，計量比ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N的變化特征見圖6。
在基質(zhì)比波動階段，當進水NO2--N/NH4+-N>1.32時，ΔNO2--N/ΔNH4+-N也大于1.32，反之亦然，這主要是因為當進水NO2--N/NH4+-N較大時，較多的NO2--N會促進反硝化作用，更多的NO2--N被反硝化作用去除，ΔNO2--N/ΔNH4+-N便會高于1.32，反之，ΔNO2-N/ΔNH4+-N便會低于1.32。ΔNO2--N/ΔNH4+-N最大值并沒有出現(xiàn)在進水基質(zhì)比最高的1.69~1.95階段，而是出現(xiàn)在基質(zhì)比為1.38~1.42階段，該階段ΔNO2--N/ΔNH4+-N平均值為1.5，這是因為在基質(zhì)比為1.69~1.95階段，NO2--N的過量在一定程度上促進了反應器中反硝化菌的生長，此時反硝化作用在不斷增強，到了進水基質(zhì)比為1.38~1.42階段，增強的反硝化充分發(fā)揮作用，ΔNO2--N/ΔNH4+-N達到了最高值，該階段非常低的出水NO2--N濃度也能說明這一點。在基質(zhì)比為0.77~0.83階段，ΔNO2-N/ΔNH4+-N平均值最小，為1.03，但仍然處于1~1.32的合理區(qū)間內(nèi)，這表明在基質(zhì)比波動過程中，SAD工藝中的厭氧氨氧化能夠保持正常進行，受基質(zhì)波動的影響很小。第55~62天，出水NH4+-N濃度有所下降，ΔNO2--N/ΔNH4+-N降至1.32以下，變化范圍為1.2~1.3，可見進水基質(zhì)比恢復后ΔNO2--N/ΔNH4+-N也恢復至合理區(qū)間。
從ΔNO3--N/ΔNH4+-N的變化來看，ΔNO3--N/ΔNH4+-N遠小于厭氧氨氧化理論值0.26，這主要是厭氧氨氧化耦合反硝化后的效果。試驗前ΔNO3--N/ΔNH4+-N為0.04~0.05，在基質(zhì)比波動過程中，ΔNO3--N/ΔNH4+-N始終處于較低水平，其值普遍低于0.1。在進水NO2--N/NH4+-N較大的1.69~1.95和1.38~1.42階段，ΔNO3--N/ΔNH4+-N較大，平均值分別為0.10和0.08。在進水NO2--N/NH4+-N較小的0.58~0.60和0.77~0.83階段，ΔNO3--N/ΔNH4+-N較小，平均值分別為0.04和0.03。當進水NO2--N/NH4+-N>1.32時，剩余的部分NO2--N會發(fā)生反硝化反應，此時，NO2--N和NO3--N均為反硝化菌的氮源，由于污泥中的反硝化菌有限，進水NO2--N濃度越高，便有更多的NO2--N參與反硝化反應，這樣就導致部分NO3--N無法參與反硝化反應，因此反應器出水NO3--N濃度升高，ΔNO3--N/ΔNH4+-N增加。當進水NO2--N/NH4+-N<1.32時，絕大多數(shù)的NO2--N與NH4+-N發(fā)生厭氧氨氧化反應，此時反硝化菌的主要氮源為NO3--N，因此出水NO3--N濃度較低。在最后階段ΔNO3--N/ΔNH4+-N平均值恢復為0.02，低于基質(zhì)比波動前的水平，這主要是反硝化菌增殖的作用。
進水NO2--N/NH4+-N波動過程中脫氮貢獻率的變化特征見圖7。試驗前厭氧氨氧化的脫氮貢獻率平均為84.9%，反硝化脫氮貢獻率平均為15.1%。基質(zhì)比波動過程中，在進水NO2--N/NH4+-N較大的1.69~1.95和1.38~1.42階段，厭氧氨氧化脫氮貢獻率較小，平均值分別為74.9%和68.0%；在進水NO2--N/NH4+-N較小的0.58~0.60和0.77~0.83階段，厭氧氨氧化脫氮貢獻率較大，平均值分別為84.5%和91.7%。反硝化脫氮貢獻率的變化規(guī)律與ΔNO2--N/ΔNH4+-N類似，即進水NO2--N/NH4+-N較大時，ΔNO2--N/ΔNH4+-N較大，反硝化脫氮貢獻率較大，這是因為過量的NO2--N促進了反硝化菌的生長，增強了反硝化作用，更多的NO2--N被反硝化作用去除，ΔNO2--N/ΔNH4+-N增大，反硝化脫氮貢獻率增大，厭氧氨氧化脫氮貢獻率減小。當進水基質(zhì)比恢復至1.13~1.26后，厭氧氨氧化脫氮貢獻率較之前階段有所下降，在第55天小幅上升后逐漸趨于穩(wěn)定，在第55~62天，厭氧氨氧化脫氮貢獻率平均值為77.1%，反硝化脫氮貢獻率平均值為22.9%，與基質(zhì)比波動前相比，反硝化脫氮貢獻率有所上升，厭氧氨氧化脫氮貢獻率有所下降，這同樣是反硝化菌增殖所致。
2.3 基質(zhì)比波動對污泥活性的影響
不同階段反應器內(nèi)污泥下層（取樣口1）和上層（取樣口2）的厭氧氨氧化活性和反硝化活性如表3所示。
當反應器經(jīng)歷了基質(zhì)比為1.69~1.95階段后，厭氧氨氧化活性略有下降，下層和上層污泥的厭氧氨氧化活性分別降至0.099、0.027gNH4+-N/（gMLVSS·d）；反硝化活性大幅升高，下層和上層污泥的反硝化活性分別升至0.241、0.337gNO3--N/（gMLVSS·d），其中上層污泥的反硝化活性上升最為顯著，這再次說明在基質(zhì)比為1.69~1.95階段，較高的NO2--N濃度促進了反硝化菌的生長，污泥反硝化活性增強。
與基質(zhì)比波動前的污泥活性相比，基質(zhì)比恢復后下層和上層污泥的厭氧氨氧化活性均有所下降，分別降至0.081、0.023gNH4+-N/（gMLVSS·d），其中下層污泥的厭氧氨氧化活性下降明顯，厭氧氨氧化菌（AnAOB）主要集中在污泥下層，因此基質(zhì)比波動對下層AnAOB活性的沖擊較大。基質(zhì)比恢復后下層和上層污泥的反硝化活性分別為0.225、0.202gNO3--N/（gMLVSS·d），與波動前相比，下層污泥的反硝化活性有所上升，上層污泥的反硝化活性有所下降，下層污泥的反硝化活性高于上層，這可能是因為下層污泥中AnAOB受基質(zhì)比波動影響較大，豐度下降，在此期間下層污泥中的反硝化菌增殖加速，又考慮到反應器由下部進水，下層反硝化菌在數(shù)量和營養(yǎng)物質(zhì)利用方面都優(yōu)于上層反硝化菌，因此下層污泥的反硝化活性大于上層污泥。
2.4 典型周期內(nèi)基質(zhì)降解規(guī)律
不同NO2--N/NH4+-N條件下NH4+-N、NO2--N、NO3--N和COD的降解特征如圖8所示。可以看出，在不同NO2--N/NH4+-N條件下各基質(zhì)濃度的變化趨勢相似。
根據(jù)降解曲線，NO2--N和NH4+-N的降解可分為兩個階段：線性降解階段（0~10h）和穩(wěn)定階段（10~24h）。線性降解階段，營養(yǎng)物質(zhì)充足，NO2--NNH4+-N濃度呈線性遞減變化；在穩(wěn)定階段，營養(yǎng)物質(zhì)濃度降低，NO2--N和NH4+-N的降解速度逐漸減小并趨于穩(wěn)定。在基質(zhì)比從0.54到1.86的變化過程中，當NH4+-N過量時，NO2--N濃度在24h后趨近于0，反之，NH4+-N濃度在24h后趨近于0，可見在以上基質(zhì)比條件下，厭氧氨氧化反應都得到了充分進行。在基質(zhì)比為0.54和1.86試驗組，原水NH4+-N和NO2--N濃度分別為496、461mg/L，這兩組試驗的NO2--N和NH4+-N去除效果沒有出現(xiàn)波動現(xiàn)象，降解規(guī)律和其他組相同。這表明在本試驗條件下SAD工藝不會受到較高基質(zhì)濃度的抑制作用，耦合反應對基質(zhì)濃度的變化具有良好的適應性。
在每組的前6h，厭氧氨氧化速率[12.04~15.00mgNH4+-N/（gMLVSS·h）]都顯著高于反硝化速率[12.04~15.00mgNH4+-N/（gMLVSS·h）]，厭氧氨氧化是主導反應。當基質(zhì)比為0.54時，厭氧氨氧化速率和反硝化速率都達到了最大，這是因為該批次反應器中氨氮充足，保證了前期氨氮充分參與厭氧氨氧化反應，硝態(tài)氮濃度最低，多數(shù)硝態(tài)氮參與反硝化反應，故厭氧氨氧化速率和反硝化速率最大。
各試驗組的NO3--N濃度均隨著反應的進行而逐漸升高，且在10~12h時濃度達到最高，隨后又逐漸降低，這與安芳嬌等的研究結(jié)果一致，這是由于在反應前期NO2--N濃度較高，反硝化菌在利用氮源時優(yōu)先選擇NO2--N，厭氧氨氧化反應產(chǎn)生的NO3--N逐步累積，后期NO2--N濃度降低，更多的NO3--N被反硝化菌利用，NO3--N濃度又逐漸降低，因此NO3--N濃度在10~12h期間最高。由降解曲線可知，NO3--N濃度在10~12h的極大值隨著基質(zhì)比的增大而逐漸升高，由NO2--N/NH4+-N為0.54時的3.15mg/L升至NO2--N/NH4+-N為1.86時的18.29mg/L，連續(xù)流試驗也得出了相似的結(jié)果，這主要是因為NO2--N/NH4+-N增大后，NO2--N濃度增加，部分NO2--N替代NO3--N成為反硝化菌的氮源，因此NO3--N濃度升高。在監(jiān)測的24h內(nèi)，COD濃度一直呈線性下降趨勢，并沒有達到穩(wěn)定的趨勢，這主要是因為污泥中含有一定量的以厭氧發(fā)酵菌為代表的異養(yǎng)菌，它們不斷消耗COD，使得COD濃度不斷下降。
反應24h后，計算最終的ΔNO2--N/ΔNH4+-N、COD去除率和脫氮貢獻率，如圖9所示。可見，除了基質(zhì)比由0.72增至0.90后ΔNO2--N/ΔNH4+-N和COD去除率有小幅下降外，ΔNO2--N/ΔNH4+-N和COD去除率均隨著NO2--N/NH4+-N的增加而增大。ΔNO2--N/ΔNH4+-N由基質(zhì)比為0.54時的1.02逐漸升至基質(zhì)比為1.86時的1.36，COD去除率由基質(zhì)比為0.54時的71.7%逐漸升至基質(zhì)比為1.86時的80.8%，這主要是因為隨著ΔNO2--N/ΔNH4+-N的增加，NO2--N濃度逐漸超出厭氧氨氧化反應的需求量，有越來越多的NO2--N參與反硝化作用，在反硝菌的作用下NO2--N和COD去除量增加，ΔNO2--N/ΔNH4+-N和COD去除率隨之增大。
反應24h后，反硝化脫氮貢獻率隨基質(zhì)比的變化規(guī)律與ΔNO2--N/ΔNH4+-N的變化規(guī)律相同，由基質(zhì)比為0.54時的10.4%逐漸升至基質(zhì)比為1.86時的28.4%，這是由于基質(zhì)比增大后，有越來越多的NO2--N參與反硝化作用，故反硝化脫氮貢獻率增加。厭氧氨氧化脫氮貢獻率隨著基質(zhì)比的增加而呈下降趨勢，由基質(zhì)比為0.54時的89.6%逐漸降至基質(zhì)比為1.86時的71.6%，但仍然保持在70%以上，厭氧氨氧化依然是SAD工藝中的主導反應。
3、結(jié)論
①經(jīng)過進水NO2--N/NH4+-N波動后，SAD工藝對NO2--N的去除效果保持良好，NH4+-N去除率略有下降，但仍能保持在90%以上，COD去除率始終較為穩(wěn)定，表明SAD工藝對進水NO2--N/NH4+-N的波動具有良好的抗沖擊性。
②基質(zhì)比波動過程中，在NO2--N/NH4+-N為1.69~1.95和1.38~1.42的階段，由于NO2--N濃度增加，反硝化作用增強，ΔNO2--N/ΔNH4+-N和反硝化脫氮貢獻率較高，出水NO3--N濃度和ΔNO3--N/ΔNH4+-N也高于進水NO2--N/NH4+-N為0.58~0.60和0.77~0.83的階段。
③在基質(zhì)比為1.69~1.95的階段，反應器內(nèi)污泥的反硝化活性顯著增加。與基質(zhì)比波動前相比，基質(zhì)比恢復后污泥的厭氧氨氧化活性有所下降，上層污泥的反硝化活性有所下降，下層污泥的反硝化活性有所上升并高于上層污泥。
④批式試驗結(jié)果表明，在0~10h內(nèi)NO2--N和NH4+-N濃度呈線性下降趨勢，10h后下降趨勢減緩并趨于穩(wěn)定；NO3--N濃度先升后降，并在10~12h達到極大值，且隨著進水NO2--N/NH4+-N的增加，NO3--N濃度的極大值逐漸增大。反應24h后，ΔNO2--N/ΔNH4+-N、COD去除率和反硝化脫氮貢獻率均隨著進水NO2--N/NH4+-N的增加而呈上升趨勢。（來源：江蘇省規(guī)劃設(shè)計集團有限公司市政規(guī)劃與工程設(shè)計院，中國市政工程華北設(shè)計研究總院有限公司 江蘇分公司，重慶大學環(huán)境與生態(tài)學院）
