试验在16 L SBR反应器（有机玻璃柱，内径15 cm，高度95 cm，配曝气头、空气泵、气体流量计、进水口、排水口、取样口和排泥口）中进行（见图1）。活性污泥采自武汉市某污水处理厂二期氧化沟活性污泥混合液，原水采自该污水处理厂沉砂池出水。试验药剂（次氯酸钠、氯胺T）购买于国药集团。

图1 试验装置

1.2 方法
　　在编号1~9的反应器中分别装入3 L污泥混合液，模拟生物处理系统。取污水处理厂沉砂池出水，添加一定量游离氯（次氯酸钠）和化合氯（氯胺T），模拟污水处理厂受到的余氯进水冲击情况，配水浓度见表1。每个试验组设置3个平行组。

 （1）依照SBR运行模式，按照进水-曝气-沉淀过程进行，设计排水比为1/3，曝气时间为3 h，沉淀时间为1 h。曝气量维持反应器中溶解氧浓度为2~3 mg/L。
　（2）运行第3 h开始污泥浓度进行检测，测定SV30后的污泥混合液需要重新倒入生物系统中。
　（3）沉淀1 h后，取上清液500 mL进行水质分析（COD、TN、TP和NH3-N），然后排水至1/3排口处，一个运行周期结束。
　（4）一个运行周期结束，重新开始进水进入下一运行周期。夜间停止进水，曝气减弱。
　　试验持续18天，每3天取进出水样。结束时取污泥混合液测定活性污泥的微生物群落。
　　1.3 样品分析
　　进出水样COD、TP、TN和NH3-N的测定均按照国家环保局标准分析方法，分别采用重铬酸钾氧化法、钼酸铵分光光度法、碱性过硫酸钾消解后紫外分光光度法、纳氏试剂比色法。
　　取1 L污泥混合液（V1）于量筒中沉降30 min后读取V2，计算SV30值（V2/V1×1）；取100 mL污泥混合液过滤，滤纸于105 ℃烘至恒重，计算MLSS值［（m泥-m纸）/100］。
　　取20 mL污泥混合液于离心管，2 000 r/min离心15 min，倒掉上清液，取污泥进行DNA提取，提取DNA的方法具体参照QIAamp DNA Stool Mini Kit（Qiagen，Germany）试剂盒说明书。随后选用V3~V4通用引物进行16S rDNA扩增，将扩增好的PCR产物的两个末端加上接头，采用Illmnina公司的Miseq测序仪进行测序分析。测序完成后，通过Barcode区分各样本序列。
　　1.4 数据处理
　　用统计软件SPSS中的One-way ANOVA对试验组中的COD、TP、TN和NH3-N数据进行差异分析，Tukey test用于COD、TP、TN和NH3-N均值的多重比较，显著水平设定为P<0.05。
　　考虑到时间效应以及更好比较游离氯和化合氯对活性污泥处理性能影响，对COD、TP、TN和NH3-N进行了以下的参数计算：

　去除率（IR）见式（2）：

 式中 WA——时间加权平均值；
　V——每次采样时出水COD、TP、TN和NH3-N值；
　IR——去除率；
　C——进水中COD、TP、TN和NH3-N值。
　　2 结果与讨论
　　2.1 对活性污泥处理效果的影响
　　2.1.1 COD
　　试验期间，进水COD的值为63~160 mg/L。未投加游离氯的活性污泥出水COD值为7~41 mg/L，投加1 mg/L游离氯的活性污泥出水COD值为9~29 mg/L，3 mg/L游离氯的出水COD值为9~31 mg/L，5 mg/L游离氯的出水COD值为5~18 mg/L，7 mg/L游离氯的出水COD值为12~64 mg/L。投加7 mg/L游离氯的活性污泥出水COD值均显著高于其他浓度游离氯（P<0.05），但0、1 mg/L、3 mg/L和5 mg/L游离氯的活性污泥出水COD在试验期间没有表现出一定的差异规律（见图2a）。当投加余氯为化合氯时，投加7 mg/L化合氯的活性污泥出水COD值在第9天至第18天为43~71 mg/L，显著高于其他浓度化合氯（P<0.05）；投加5 mg/L化合氯的出水COD值在第6天为65 mg/L，显著高于其他浓度化合氯（P<0.05，见图2b）。

　 投加游离氯时，活性污泥对COD的去除率为65.52%~90.89%，随游离氯投加浓度的增加呈现先增加后降低的趋势；投加化合氯的活性污泥对COD去除率为5361%~81.86%，随化合氯投加浓度的增加而降低。当游离氯和化合氯的投加浓度为7 mg/L时，活性污泥对COD去除率达到*小值。且在相同投加浓度下，化合氯对活性污泥去除COD的影响比游离氯大（见表2）。

2.1.2 TP
　　试验期间，进水TP的值为1.57~5.90 mg/L。除第9天和第12天，在其他时间内投加5 mg/L游离氯的活性污泥出水TP值均显著高于0、1 mg/L和3 mg/L浓度（P<0.05）；投加7 mg/L游离氯的活性污泥出水TP值在试验期间较高（1.23~3.96 mg/L），除在第18天与5 mg/L游离氯出水TP值无显著性差异外（P>0.05），均显著高于其他投加浓度的游离氯（见图3a）。当投加不同浓度化合氯时，从第6天开始5 mg/L和7 mg/L化合氯的出水TP值保持较高（5 mg/L：0.73~1.36 mg/L；7 mg/L：0.6~2.51 mg/L）；且在第9天至第18天，投加7 mg/L化合氯的活性污泥出水TP值显著高于5 mg/L化合氯的出水（P<0.05，见图3b）。

  活性污泥对TP的去除率（26.59%~86.36%）随着游离氯投加浓度的增加而降低。当化合氯的投加浓度超过3 mg/L时，活性污泥对TP的去除率（50.91%~81.75%）随着投加浓度的增加而降低。当游离氯和化合氯的投加浓度为7 mg/L时，活性污泥对COD去除率达到*小值。且在相同投加浓度下（除1 mg/L），游离氯对活性污泥去除TP的影响比化合氯大（见表3）。

2.1.3 NH3-N
　　试验期间，进水NH3-N的值为12.93~22.78 mg/L。投加游离氯浓度为0、1 mg/L、3 mg/L和5 mg/L时，活性污泥出水的NH3-N值无显著性差异（第3天P>005；第6天P>0.05；第9天P>0.05；第12天P>0.05；第15天P>0.05；第18天P>0.05）；但投加游离氯浓度为7 mg/L的活性污泥出水NH3N（0.18~5.27 mg/L）显著高于其他浓度的出水（P<0.05，见图4a）。投加化合氯时，不同浓度化合氯出水的NH3-N值在第3天（0.02 mg/L）和第18天（0.28~0.35 mg/L）无显著性差异（P>0.05）；在第9天、第12天和第15天，活性污泥出水的NH3-N值随着化合氯投加浓度的增加而上升，并在7 mg/L的投加浓度下达到*大（P<0.05,见图4b）。

　　图4 不同浓度余氯对活性污泥出水NH3-N的影响

  当投加游离氯浓度为1~5 mg/L时，活性污泥对NH3-N的去除率为98.76%~98.85%；投加游离氯浓度为7 mg/L时，对NH3-N的去除率为87.99%，出现降低现象。当投加化合氯时，活性污泥对NH3-N的去除率（97.99%~98.86%）不受投加浓度的影响（见表4）。

2.1.4 TN
　　试验期间，进水TN的值为15.01~31.31 mg/L。除第9天外，投加1 mg/L浓度游离氯的活性污泥出水TN值（10.93~17.92 mg/L）显著低于3 mg/L（12.51~20.00 mg/L）、5 mg/L（12.37~18.47 mg/L）和7 mg/L（13.41~16.49 mg/L）（P<005）；投加游离氯浓度为3 mg/L、5 mg/L和7 mg/L时，活性污泥出水的TN值没有呈现一定的规律（见图5a）。除第6天外，投加7 mg/L浓度化合氯的活性污泥出水TN值（14.05~20.73 mg/L）显著高于其他投加化合氯的出水TN（见图5b）。

表5 在不同余氯下活性污泥对TN的去除率

　图8 投加游离氯后活性污泥中微生物在属水平上群落结构分布

  投加化合氯后，活性污泥中属水平的微生物组成和相对丰度如图9所示。0 mg/L试验组中的优势菌属为分支杆菌属（Mycobacterium）、norank_f__JG30-KF-CM45和芽孢杆菌属（Bacillus），相对丰度分别为69.58%、11.26%和2.47%；1 mg/L试验组中的优势菌属为粪杆菌（Faecalibaculum）、norank_f__Muribaculaceae和Dubosiella，相对丰度分别为34.97%、14.07%和10.32%；3 mg/L试验组中的优势菌属为Faecalibaculum、Dubosiella和双歧杆菌属（Bifidobacterium），相对丰度分别为29.04%、10.89%和16.14%；5 mg/L试验组中的优势菌属为拟杆菌属（Bacteroides）和志贺菌属（Escherichia-Shigella），相对丰度分别为21.66%和17.50%；7 mg/L试验组中的优势菌属为norank_f__Muribaculaceae、拟杆菌属（Bacteroides）和Lachnospiraceae_NK4A136_ group，相对丰度分别为13.80%、15.40%和12.46%。其中，化合氯投加后，芽孢杆菌属（Bacillus）的相对丰度出现下降，几乎为0。

　图9 投加化合氯后活性污泥中微生物在属水平上群落结构分布

  芽孢杆菌属（Bacillus）属于异养硝化和好氧反硝化菌，具有脱氮功能。研究表明，芽孢杆菌属（Bacillus）对NO-3-N的降解效果良好，达35.6%。本试验中，随着游离氯投加浓度的增加，活性污泥对TN的去除率逐渐降低，芽孢杆菌属（Bacillus）相对丰度也呈下降趋势。同时，投加化合氯后，活性污泥对TN的去除率较低（22.37%~28.78%），芽孢杆菌属（Bacillus）相对丰度几乎为0。这说明游离氯和化合氯通过降低芽孢杆菌属（Bacillus）的相对丰度来削弱生物系统的脱氮功能。另外，对比游离氯和化合氯二者对TN的去除率，发现相同投加浓度情况下，投加化合氯的生物系统对TN去除率低于投加游离氯，说明化合氯抑制细菌脱氮功能高于游离氯。
　　3 结论
　　（1）与未投加游离氯相比，当投加游离氯浓度达到7 mg/L时，出水COD和NH3-N值显著增加；投加浓度大于等于5 mg/L时，出水TP值显著增加；投加浓度大于等于3 mg/L时，出水TN值显著增加。当投加化合氯浓度达到7 mg/L时，活性污泥的出水COD和TN值显著增加；投加浓度大于等于5 mg/L时，出水TP值显著增加；不同浓度化合氯对出水NH3-N无一定的影响趋势。对比二者对去除率的影响，化合氯对COD和TN的影响大于游离氯，对TP的影响小于游离氯。
　　（2）余氯（0~7 mg/L）对活性污泥的沉降性能无显著性影响。
　　（3）余氯通过降低活性污泥中芽孢杆菌属（Bacillus）的相对丰度来降低活性污泥的脱氮效率。其中，芽孢杆菌属（Bacillus）的相对丰度会随着游离氯投加量的增加而减少；当化合氯投加量超过1 mg/L时，芽孢杆菌属（Bacillus）的相对丰度几乎降为0。