厌氧氨氧化滤柱处理生活污水及稳定性

高伟楠¹，李冬¹，吴迪¹，曾辉平¹，张杰^{1, 2}

(1. 北京工业大学 水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室，北京，100124；

2. 哈尔滨工业大学 城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江 哈尔滨，150090)

摘要：为探究厌氧氨氧化(ANAMMOX)处理城市生活污水的效果及稳定性，采用不含有机碳源的模拟废水梯度改变进水总氮质量浓度(240 mg/L降至50 mg/L)，后改用含有机碳源的实际生活污水，实现了厌氧氨氧化生物滤柱超过140 d的稳定高效运行。研究结果表明：厌氧氨氧化生物滤柱在16~24 ℃时依然保持良好活性，但总氮去除负荷(N_RR)随着温度的下降而显著降低，其变化规律符合Arrhenius方程，实际活化能为62.824 kJ/mol；进水总氮质量浓度降至50 mg/L未降低滤柱的处理性能及稳定性，同时由于游离亚硝酸(FNA)的抑制解除，N_RR提高了10%；滤柱能够承受低基质所带来的高水力负荷，综合考虑NRR、总氮去除率(T_NR)及水力负荷，滤速应控制在9.00~11.21 m/h；当进水ρ_C/ρ_N(有机物质量浓度与氮素质量浓度之比)小于0.3时，可实现厌氧氨氧化与反硝化耦合，提高T_NR；厌氧氨氧化生物滤柱能够实现对于中低温(16~24 ℃)、低基质(50 mg/L)并含有有机碳源(ρ(BOD)为15 mg/L)的生活污水的稳定高效处理，平均出水总氮质量浓度为9.38 mg/L，平均T_NR达到了81.00%，平均N_RR为0.93 kg/(m³·d)，总氮处理达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准。试验全程超过300 d，厌氧氨氧化生物滤柱能够保持稳定性，厌氧氨氧化计量系数稳定，滤柱结构未因滤速、有机碳源的变化而改变。

关键词：厌氧氨氧化；生活污水；生物滤柱；中低温；反硝化；

中图分类号: X703.1          文献标志码：A         文章编号：1672-7207(2014)06-2112-08

Performance and stability of anammox biological filtration on sewage disposal

GAO Weinan¹, LI Dong¹, WU Di¹, ZENG Huiping¹, ZHANG Jie^{1, 2}

(1. Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,

Beijing University of Technology, Beijing 100124, China;

2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)

Abstract: The effect and stability of sewage disposed by anaerobic ammonia oxidation(ANAMMOX) process were explored in ANAMMOX biological filtration.Synthetic wastewater without organic carbon was firstly adopted as influent and total nitrogen(TN) concentration decreased from 240 mg/L to 50 mg/L, and then influent was changed into sewage including organic carbon, which maintained stable and efficient operation for 140 d. The results indicate that ANAMMOX biological filtration can keep good activity at 16-24 ℃. TN removal rate (N_RR) declines significantly with the decrease of temperature and its varying pattern fitted Arrhenius Equation, and the actual activation energy is 62.82 kJ/mol. The disposal performance and stability of the reactor were not affected by the low nitrogen influent, meanwhile, as the inhibition caused by free nitrous acid (FNA) decreases, the NRR increases by 10%. The biological filtration can endure the high hydraulic loading brought by low substrate, and filtration velocity should be controlled between 9.00 and 11.21 m/h integratedly considering N_RR, T_NR and hydraulic impact. The coupling of ANAMMOX and denitrification can be realised when ρ_C/ρ_N is below 0.3 and T_NR is improved by 10%. On the condition of 16-24 ℃, ρ(TN) 50 mg/L, ρ(BOD) 15 mg/L, the reactor gets a stable performance where average effluent TN is 9.38 mg/L, average T_NR reaches 81.00%, and average NRR is 0.93 kg/(m³·d), which reaches ⅠA standard of the Urban Sewage Treatment Plant Pollutant Discharge Standard of China for TN. The test lasted for more than 300 d, ANAMMOX biological filtration used to dispose municipal sewage maintains stable, the characteristic ratio of the process is steady and layer is not changed by the variation of filtration velocity and organic carbon source.

Key words: ANAMMOX; sewage; biological filtration; medium and low temperature; denitrification

目前污水处理厂脱氮工艺多基于传统脱氮机理，由于该工艺自身的固有缺欠^[1]，为达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准，需要外投碳源、电耗高(高曝气量、高回流比)、污泥产量大，使污水处理成本居高不下。Mulder等^[2]研究的厌氧氨氧化工艺因无需外加碳源、污泥产率低、处理负荷高等优点^[3]引起了广泛的关注。研究表明：厌氧氨氧化工艺适宜于处理高温、高氮、低ρ_C/ρ_N的废水，对于该条件下厌氧氨氧化的研究较多，并已进入生产性应用阶段，2002年世界上第一个生产性ANAMMOX反应器在荷兰成功启动^[4]，之后又新建了3座基于ANAMMOX的污水处理厂，分别处理市政混合污水(工业废水比例较大)、皮革废水和土豆加工废水，但是，对于低温、低基质亦或是ρ_C/ρ_N的研究则相对较少。Isaka等^[5]采用多孔聚酯无纺布填料反应器在20~22 ℃的低温下其NRR仅为0.2 kg/(m³·d)，Jin等^[6]采用UASB反应器对于不同基质浓度做了研究，在总氮质量浓度为40 mg/L条件下其NRR为0.5 kg/(m³·d)，Wang等^[7]采用8.54 L的海绵填料反应器在30 ℃，ρ_C/ρ_N=1，总氮质量浓度为40 mg/L的条件下，其去除负荷为0.94 kg/(m³·d)，Zhang等^[8]在反应器温度为32~35 ℃，ρ_C/ρ_N=10~22.5，总氮质量浓度为40~120 mg/L下的NRR为0.435 kg/(m³·d)，Liu等^[9]采用聚丙烯填料反应器在温度为20℃、基质质量浓度为150 mg/L的条件下其NRR为1.0 kg/(m³·d)，而对于生活污水，即同时兼具低温、低基质及有机碳源的研究则鲜见报道，Ma等^[10]采用UASB反应器在27~30 ℃，对于基质质量浓度为40~50 mg/L，ρ_C/ρ_N=1的污水进行处理，其负荷为0.4 kg/(m³·d)，这已是最接近生活污水水平的研究，但其温度仍远高于生活污水水平。有必要探索生活污水体系，即中低温(16~24 ℃)、低进水基质(ρ(TN)50 mg/L)、含有机碳源(前序工艺处理后ρ(BOD)小于15 mg/L)条件下，厌氧氨氧化工艺的处理效果及稳定性。

为探究厌氧氨氧化处理城市生活污水的效果及稳定性，本文作者采用不含有机碳源的人工配水梯度改变进水总氮质量浓度(由240 mg/L降至50 mg/L)，然后改用含有机碳源的实际生活污水，实现了厌氧氨氧化生物滤柱超过140 d的稳定运行，最终实现了生活污水的厌氧氨氧化高效运行。

1  材料与方法

1.1  试验装置

图1所示为试验装置。本试验采用上向流火山岩生物滤柱，内径500 mm，高2 m，总容积0.216 m³，反应区容积0.135 m³。如图1所示，内部自下至上装填粒径分别为12~15，8~10，4~6 mm，对应高度为0.2，0.6和0.2 m的火山岩填料，填充比为50%，反应器壁每间隔10 cm设置取样口，间隔30 cm设置取滤料口。试验在室温条件下进行，为避免温度变化带来的影响，设置恒温系统，对温度进行梯度调节，温度调节时不进行工况调整，以纯化影响因素。

图1  试验装置图

Fig. 1  Schematic diagram of experimental equipment

1.2  试验方法与试验用水

上向流火山岩厌氧氨氧化生物滤柱至试验前已在ρ(TN)=240 mg/L条件下稳定运行超过220 d，总氮去除负荷(N_RR)平均为1.63 kg/(m³·d)。

试验通过变基质进水阶段(阶段Ⅰ)、变有机负荷阶段(阶段Ⅱ)，使生物滤柱逐渐适应常低温低氮素的生活污水水质，最终实现生活污水稳定运行。试验各阶段水质如表1所示。

试验阶段Ⅰ采用模拟废水，其组成为(g/L):KH₂PO₄0.01，CaCl₂·2H₂O0.005 6，MgSO₄·7H₂O 0.3，KHCO₃1.25；微量元素浓缩液Ⅰ和Ⅱ各1.25 mL/L^[11]；NH₄⁺-N和NO₂^--N以(NH₄)₂SO₄和NaNO₂提供。试验各阶段水质及控制参数如表1所示。微量元素浓缩液Ⅰ的组成(g/L)：EDTA 5，FeSO₄ 5；微量元素浓缩液Ⅱ的组成(g/L)：EDTA15，H₃BO₄ 0.014，MnCl₂·4H₂O 0.99，CuSO₄·5H₂O 0.25，ZnSO₄·7H₂O 0.43，NiCl₂·6H₂O 0.19，NaSeO₄·10H₂O 0.21，NaMoO₄·2H₂O 0.22。试验阶段Ⅱ选用北京市某小区化粪池水经厌氧-好氧除磷、亚硝化工艺处理后出水。阶段Ⅱ的实验用水虽然COD含量较高，但能够被微生物利用的COD量却较少，无法准确直观的表示有机质对反应器的影响，因此在研究中采用BOD来反应进水中的有机质含量。

表1  各阶段进水水质

Table 1  Influent water quality of each stage

1.3  分析方法

NH₄⁺-N测定采用纳氏试剂光度法；NO₂^--N测定采用N-(1萘基)-乙二胺光度法；NO₃^--N测定采用紫外分光光度法；pH，DO及温度测定采用便携式的WTW pH/Oxi 340i及在线式的WTW pH296 Oxi296测定；生化需氧量的测定采用WTW的OxiTop BOD分析仪，分析方法为无汞压力法；进水泵采用2台兰格恒流蠕动泵ZT60-600a并联，反冲洗水泵采用兰格横流蠕动泵YZ600-1J。

2  结果

2.1  变基质阶段反应器运行效果

图2所示为变质阶段运行效果。从第0~173天为变基质阶段(阶段Ⅰ)，第0~100天将进水水质从ρ(TN)=240 mg/L降至ρ(TN)=50 mg/L，以逐渐适应生活污水的低氮素质量浓度，降基质过程中保持进水各基质比例不变。当总氮去除率(T_NR)连续3 d以上超过75%，提高进水流量，使总氮去除率在60%~70%。第101天~第173天保持进水基质不变，逐渐提高滤速，最终滤速提高至13.21 m/h。

Ⅰ-1阶段，在进水ρ(TN)240 mg/L水平下，平均总氮去除负荷(N_RR)为1.60 kg/(m³·d)。从第49天起(Ⅰ-2阶段)将进水ρ(TN)降至120 mg/L水平，N_RR也随之突降至1.35 kg/(m³·d)，到第79天，反应器去除效果趋于稳定，平均N_RR升至1.76 kg/(m³·d)。从第83天起，水温由23 ℃降至20 ℃，NRR骤降至1.37kg/(m³·d)，其后始终稳定在这一数值。

图2  变基质阶段运行效果

Fig. 2  Performance of reactor during substrate changing

从第92天起(Ⅰ-3阶段)，再次降低总氮质量浓度至50 mg/L，NRR随之降至0.87 kg/(m³·d)。第101~109天，HRT为0.55 h，滤速为5.98 m/h，平均T_NR为82.22%。第103天起滤速提升至7.27 m/h，平均T_NR为80.84%，第115天起滤速提升至11.20 m/h，平均T_NR降至63.71%，由于滤速提升幅度过大，滤柱不能适应当前滤速，在第122天，将滤速降低至9.00 m/h，平均T_NR迅速回升至75.85%。从第131天起，滤速再次提升至11.20 m/h，平均N_RR为71.66%，T_NR达到1.38 kg/(m³·d)，已达到ρ(TN)=120 mg/L的稳定期负荷水平。从第157天起，滤速进一步提升至13.21 m/h，总氮去除负荷虽未下降，但T_NR降至65.65%。第168天，反应器温度由19 ℃下降至18 ℃，N_RR也随之下降至1.25 kg/(m³·d)，并保持稳定。

2.2  变有机负荷阶段反应器运行效果

从第174~256天为变有机负荷阶段(阶段Ⅱ-1，Ⅱ-2，Ⅱ-3)，图3所示为变有机负荷阶段运行效果，反应器进水改为北京市某小区化粪池水经厌氧-好氧除磷、亚硝化工艺处理后的出水，ρ(TN)为45~55 mg/L，ρ(SS)10~20 mg/L，通过调整前序工艺使ρ(BOD)为7~20 mg/L。为不使进水负荷成为影响反应器处理效果的限制性因素，控制总氮去除率50%~60%。

图3  变有机负荷阶段运行效果

Fig. 3  Performance of reactor during organic loading changing

第174~188天，ρ(BOD)=15 mg/L，但此时环境温度变化剧烈，温控系统出现故障，水温由18 ℃逐渐下降至16 ℃，总氮去除负荷(N_RR)从1.25 kg/(m³·d)逐渐下降；第194天起(阶段Ⅱ-2)，通过调整前序工艺，将进水ρ(BOD)降低至10 mg/L，至第197天，在恢复温控系统后，温度稳定在16 ℃，N_RR下降至0.93 kg/(m³·d)。为排除温度的影响，探究有机碳源对滤柱的影响，在第234~256天(阶段Ⅱ-3)，采用无BOD的配水，N_RR下降至0.73 kg/(m³·d)。第257~261天再次改用ρ(BOD)为15mg/L的生活污水，N_RR回升至0.94 kg/(m³·L)。

受进水悬浮物影响，厌氧氨氧化滤柱出现堵塞，在第189天和第212天分别采用汽水联合方式对滤柱进行反冲洗，反冲洗水流量为4 m³/min，气体流量为10 L/min，反冲洗时间为5 min。反冲洗后N_RR略有下降，并在4 d内恢复至反冲前水平。

在第262~316天，温度为16 ℃，维持进水ρ(BOD)为15 mg/L，提高H_RT至0.55 h，滤速5.98 m/h，反应器效果如图4所示，平均出水总氮为9.38 mg/L，总氮去除率达到了81.00%，总氮去除负荷为0.93 kg/(m³·d)，出水总氮优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》的一级A标准，甚至达到了更为严格的《北京市污水处理厂水污染物排放标准》一级标准(ρ(TN)＜10 mg/L)。

图4  生活污水处理效果

Fig. 4  Performance of reactor for sewage treatment

3  讨论

3.1  温度对滤柱处理效果的影响

温度对生化反应有重要影响。由于本试验过程历时近1 a，尽管设置恒温系统，但由于反应器体积超过0.2 m³，无法实现全程恒温，需根据环境温度进行调节，使温度梯度下降，经历24 ℃(第75~82天)，22 ℃(第0~74天)，20 ℃(第83~167天)，18 ℃(第168天~196天)和16 ℃(第197~315天)5个梯度，各温度梯度与对应的工况稳定时平均总氮去除负荷如图5所示。结果表明：厌氧氨氧化生物滤柱在20 ℃负荷为24 ℃的71.12%，16 ℃时稳定运行超过100 d，负荷为24 ℃的48.13%。厌氧氨氧化反应的最适宜温度为30~40 ℃^[11-13]，随着温度的变化，微生物活性变化显著。杨洋等^[14]的研究结果表明在30~35 ℃时，ANAMMOX菌的活性最高，当温度低于30℃时其活性明显下降，在25 ℃和20 ℃时活性分别为最高时的76%和37%。本试验全程温度在25 ℃以下，最低在16 ℃，仍然获得了良好的效果。

对ln(N_RR)与1/T进行拟合，拟合结果如式(1)所示，ln(N_RR)与1/T呈线性关系，R²=0.977 2，斜率为-7 560.06。

ln(N_RR)=26.081-7 560.06T ^-1         (1)

厌氧氨氧化反应属酶促反应，在适宜的温度范围内，反应速率常数与温度符合Arrhenius方程，即lnk=lnA-E_a/(RT)，k为反应速率，R为摩尔气体常数，E_a即为活化能，根据拟合直线的斜率可得生物滤柱的厌氧氨氧化反应的活化能E_a=62.824 kJ/mol，这与Strous等^[15]的结论(70 kJ/mol)相近。

图5  工况稳定期温度与平均N_RR的关系

Fig. 5  Relationship between temperature and average N_RR during stable operation

3.2  基质浓度对滤柱处理效果的影响

基质质量浓度影响反应速率且对于厌氧氨氧化过程具有抑制作用。如图2(a)所示，ρ(TN)=120 mg/L阶段与ρ(TN)=240 mg/L阶段相比，尽管基质质量浓度降低了一半，但总氮去除负荷不降反升，提高了约10%，可见，ρ(TN)=240 mg/L时，底物对厌氧氨氧化有一定程度的抑制。近年来的研究结果表明：真正抑制ANAMMOX反应的不是氨氮质量浓度，而是FA的质量浓度^[16]。而Waki等^[17]的研究表明FA的抑制质量浓度为13~90 mg/L。本研究从总氮240 mg/L降至120 mg/L时，FA由3 mg/L降低至1.5 mg/L，均与Waki所得出的抑制浓度相差悬殊，FA的质量浓度不是主要的抑制因素。Jaroszynski等^[18]的研究表明，亚硝酸盐氮质量浓度在5~280 mg/L都会对ANAMMOX产生抑制，而随着亚硝酸盐氮质量浓度的提高，抑制作用会越来越明显，而最新的研究表明，对厌氧氨氧化反应真正起抑制作用的为FNA。Fernandez等^[19]的研究表明FNA对于厌氧氨氧化的半抑制质量浓度为11 μg/L，但是1.5 μg/L以上的FNA就会引起总氮去除效果的下降并降低系统稳定性，ρ(FNA)低于0.5 μg/L的水平能够使系统恢复稳定。研究过程中亚硝酸盐氮质量浓度由130 mg/L降低至65 mg/L，而进水ρ(FNA)由35.2 μg/L下降至13.5 μg/L，因此其对于ANAMMOX的抑制减弱，是反应器效果提升的主要原因。

ρ(TN)=50 mg/L阶段与ρ(TN)=120 mg/L阶段在同等温度下的最大总氮去除负荷相当，此时ρ(FA)为0.24 mg/L，ρ(FNA)为7.4 μg/L，说明总氮小于120 mg/L时，底物质量浓度已不对厌氧氨氧化过程产生抑制，且进一步验证了对于厌氧氨氧化生物滤柱，低基质质量浓度对反应速率影响不大，厌氧氨氧化生物滤柱能够适应ρ(TN)=50 mg/L的低基质。

3.3  滤速对滤柱处理效果的影响

试验过程中研究了不同滤速(5.98，7.27，11.20，9.00，11.20，13.21 m/h对应的HRT分别为0.55，0.45，0.3，0.37，0.3和0.25 h)条件下滤柱的运行效果，如图2(b)所示。

当滤速小于9.00 m/h时，H_RT大于0.37 h，随着滤速的增大，总氮去除负荷(N_RR)逐渐上升，总氮去除率(T_NR)无明显变化，这主要是由于反应时间充足，N_RR上升主要是由于进水负荷增加所引起；当滤速大于9.00 m/h时，H_RT小于0.37 h，随着滤速的增大，N_RR上升幅度较小，当滤速达到11.20 m/h已基本稳定，难以进一步提高，但T_NR不断降低，这是由于反应时间不再充足，单纯增加进水负荷已不能提高总氮去除负荷，反应器达到了处理极限。对于火山岩生物滤柱的研究，国内外其他学者的研究鲜见报道，Strous等^[3]采用容积为2.25 L的玻璃珠固定床反应器其滤速为0.2 m/h，Furukawa^[9]采用2.8 L的聚丙烯填料反应器其滤速为0.24 m/h。本试验滤速可达到11.20 m/h，远远超过其他生物膜反应器。试验中将滤速自7.27 m/h升高至11.20 m/h时较滤速自9.00 m/h升高至11.20 m/h时总氮去除率降低更为明显，表明滤速升高过快对于反应器冲击力较强，滤速调整幅度不宜超过当前滤速的30%。

一方面滤速影响H_RT，另一方面，高滤速也对生物膜反应器产生冲击，威胁生物膜的附着性能。试验中滤速最高达到了13.21 m/h，但反应器处理效果稳定，并未因高滤速导致生物膜脱落冲出反应器，不同滤速下处理效果稳定期滤层对于总氮的去除结果如图6所示。可见，滤层的去除能力基本稳定，总氮去除仍集中于0~70 cm处，并未因滤速的增加而引起滤层的向上迁移，说明反应器能够适应较高滤速的运行及承受此滤速下的冲击。

综合考虑总氮去除负荷，总氮去除率及水力负荷，滤速应控制在9.00~11.21 m/h之间，即H_RT介于0.37~0.30 h，生物滤柱能够承受低进水基质所带来的高水力负荷冲击，而不显著降低总氮去除负荷，运行稳定。

图6  滤层对氮素的去除效果

Fig. 6  Nitrogen Removal along filtration layer

3.4  有机碳源对滤柱处理效果的影响

试验研究了有机碳源对于生物滤柱的影响，结果如图3所示，在第197天反应器温度稳定后，此时进水ρ(BOD)为10 mg/L，出水ρ(BOD)为2 mg/L左右，总氮去除负荷(N_RR)稳定在0.93 kg/(m³·d)，总氮去除率(T_NR)稳定在42.92%。但消除进水的ρ(BOD)后，N_RR下降超过20%，T_NR降至33.44%，降低了近10%，此后恢复有机碳源(ρ(BOD)=15 mg/L)后，出水ρ(BOD)＜7 mg/L，N_RR恢复至0.94 kg/(m³·d)，T_NR恢复至42.32%，分析认为：有机碳源一方面抑制了厌氧氨氧化的活性，另一方面作为反硝化的底物，使进水含有的和厌氧氨氧化过程中生成的硝酸盐反硝化。消除ρ(BOD)后，总氮去除负荷下降，表明有机碳源的影响以反硝化为主，抑制为辅。恢复ρ(BOD)=15 mg/L后，总氮去除负荷恢复至此前ρ(BOD)=10 mg/L水平，进一步验证了有机碳源作为反硝化底物提高反应器的脱氮效果远高于其对厌氧氨氧化的抑制，这也说明15 mg/L的BOD(此时ρ_C/ρ_N比为0.3)不会对生物滤柱产生抑制。

国内外研究者对于有机碳源的研究也得到了与本研究相似的结论。杨洋等^[14]的研究表明，较低的有机质含量(20 mg/L葡萄糖)不会对ANAMMOX产生抑制，Chen等^[20]通过投加ρ_C/ρ_N=0.5的有机质使CANON反应器的总氮去除率提升了24%，Molinuevo等^[21]在ρ_C/ρ_N为0.9的条件下，得到了高达92.1%的总氮去除率，适宜的有机质含量能够有效提升反应器的总体运行效果。实验采用生活污水后在稳定运行阶段亦获得了超过80%的总氮去除率，表明对于ρ_C/ρ_N小于0.3的生活污水，能够实现其在生物滤柱内厌氧氨氧化与反硝化的高效与稳定运行。

3.5  生物滤柱稳定性分析

试验自基质降至ρ(TN)50 mg/L运行超过220 d，自改用含有机碳源的实际生活污水运行超过140 d，对基质浓度及有机碳源并未对生物滤柱的稳定性产生影响，滤柱处理效果稳定，而对于滤层结构及计量系数的研究也进一步证明了滤柱的稳定性。

3.5.1  滤层结构

在反应器稳定运行的第124天，第154天和第200天分别对滤层的去除效果进行了测定，对应的滤速分别为9.00，11.20和13.21 m/h，且第200天时进水含有机碳源ρ(BOD)=15 mg/L，其结果如图6所示。可以看到：反应器90%的总氮去除均位于距进水端0.7 m附近，无论滤速的改变，还是有机质的有无，滤层主要功能区无明显变化，说明滤层处于稳定状态，进一步证明了反应器对滤速及有机碳源的耐冲击性能及适应性能。

3.5.2  厌氧氨氧化计量系数

厌氧氨氧化反应的计量系数，是评价厌氧氨氧化稳定性的重要指示参数。Strous等^[20]的研究表明：亚硝酸盐氮生成量与氨氮消耗量之比(R₁)、硝酸盐氮生成量与氨氮消耗量之比(R₂)分别为1.31和0.26，本试验各阶段的平均R₁和R₂如图7所示。引入有机碳源前，R₁和R₂分别介于1.21~1.29及0.21~0.30，且较为稳定，与Strous研究结果较为接近，表明反应器内的脱氮反应以厌氧氨氧化为主；引入有机碳源后，R₁无明显变化，R₂降至0.11，表明实际生成的硝酸盐氮较上阶段更低，反应器内反硝化反应增强，将生成的硝酸盐氮部分去除，但R₁和R₂仍能重新保持稳定，如图4所示，进一步验证了有机碳源的存在促进了反硝化，但未影响厌氧氨氧化的稳定性。

图7  各阶段计量系数

Fig. 7  Ratio coefficient of all phases

4  结论

(1) 厌氧氨氧化生物滤柱在16~24 ℃时依然保持良好活性，随着温度的下降，总氮去除负荷下降显著，且其变化规律符合Arrhenius方程，实际活化能为62.824 kJ/mol。

(2) 厌氧氨氧化生物滤柱能够实现对低氨氮进水(ρ(TN)50 mg/L)的处理，随着FNA的抑制降低，较ρ(TN)为240 mg/L时具有更优的效果。

(3) 厌氧氨氧化生物滤柱能够承受低基质所带来的高水力负荷，综合考虑总氮去除负荷，总氮去除率及水力负荷，滤速应控制在9.00~11.21 m/h。

(4) 厌氧氨氧化生物滤柱能够适应有机碳源的冲击，在ρ_C/ρ_N为0.3以下时，有机碳源并未明显的抑制滤柱的厌氧氨氧化性能，且由于促进了反硝化使生物滤柱内厌氧氨氧化与反硝化耦合，提高了滤柱的脱氮性能。

(5) 厌氧氨氧化生物滤柱能够实现中低温(16~24 ℃)、低基质(50 mg/L)并含有有机碳源(ρ(BOD)15 mg/L)的生活污水的稳定高效处理，平均出水总氮为9.38 mg/L，总氮去除率达到了81.00%，总氮去除负荷为0.93 kg/(m³·d)，出水总氮达到了《北京市污水处理厂水污染物排放标准》一级标准。

(6) 处理生活污水的厌氧氨氧化生物滤柱能够保持稳定性，厌氧氨氧化计量系数稳定，滤柱结构未因滤速、有机碳源的变化而改变，试验全程稳定运行超过300 d。

参考文献：

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(编辑  陈爱华)

收稿日期：2013-08-06；修回日期：2013-11-22

基金项目：新世纪优秀人才支持计划项目(NCET-10-0008)；国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07202-005)；北京工业大学研究生科技基金资助项目(ykj-2012-8699)

通信作者：李冬(1976-)，女，辽宁省丹东人，博士，教授，从事水质科学与水环境恢复技术研究；电话：010-67392099-4；E-mail：lidong2006@bjut.edu.cn