亚硝化-厌氧氨氧化稳定调控及应用：人工快速渗滤系统实例

前述厌氧氨氧化的启动实验是在进水NO2--N/NH4+-N值1.3左右、水力负荷1.0 m·d-1、pH（8.0±0.2）、DO低于0.5 mg·L-1、温度（30±1）°C的条件下运行的，由于AAOB增殖速率慢且对环境的要求非常严苛，运行条件的改变将对微生物的活性产生重要影响，进而影响厌氧氨氧化的稳定性。因此，本节将选择接种混合污泥启动并稳定运行反应器的厌氧氨氧化，考察基质浓度、进水pH、水力负荷、DO、温度、有机物浓度等因素变化对脱氮效能的影响，以确定厌氧氨氧化稳定运行的最佳条件。

（一）基质浓度的影响

NH+4-N和NO-2-N是厌氧氨氧化的反应基质，根据Strous等[62]得到的化学计量式，厌氧氨氧化进水NO-2-N与NH+4-N的理论计量比为1.32∶1，当基质浓度过低时厌氧氨氧化不能充分进行，而当基质浓度过高时又会对厌氧氨氧化造成毒性。实际运行中由于接种污泥和运行条件的不同，NO-2-N/NH+4-N的值与理论值之间存在一定的差异，确定适宜的进水基质浓度对于厌氧氨氧化的高效稳定运行具有重要意义。为此，本节实验将在水力负荷1.0 m·d-1、pH（8.0±0.2）、温度（30±1）°C的条件下考察不同进水NO-2-N/NH+4-N下CRI系统的厌氧氨氧化性能。

1.NO-2-N浓度的影响

由表3-3可知，控制进水NH4+-N浓度为20 mg·L-1，进水NO2--N浓度由22 mg·L-1逐步提高至40 mg·L-1，对应的进水NO2--N/NH4+-N（NNR）分别为1.1、1.2、1.3、1.4、1.6、1.8和2.0。第1～42 d，出水NH4+-N的浓度随着进水NNR的提高而下降，出水NO2--N、NO3--N的浓度则随着进水NNR的提高而增大。当进水NNR低于1.3时，用于厌氧氨氧化的基质NO2--N浓度偏低，部分NH4+-N不能被去除，因而NH4+-N去除率变低；当进水NNR为1.3时，NH4+-N和NO2--N去除率均高于98%，系统对两种基质的同步去除效果达到最佳；当进水NNR为1.4～1.8时，NO2--N浓度过剩，不能被厌氧氨氧化充分利用，因而NO2--N去除率变低。第43～49 d，进水NO2--N浓度达到40 mg·L-1，NH4+-N和NO2--N去除率均出现大幅下降，这说明较高浓度的NO2--N会对厌氧氨氧化活性产生抑制作用，导致对NH4+-N和NO2--N的利用率均有所下降。

表3-3　不同进水NO2--N浓度下的厌氧氨氧化性能（平均值）

图3-6反映了不同进水NO2--N浓度下的NH4+-N去除量（ΔNH4+-N）、NO-2-N去除量（ΔNO-2-N）、NO3--N生成量（ΔNO3--N）以及相应的ΔNO-2-N/ΔNH+4-N和ΔNO3--N/ΔNH+4-N的变化情况。由图可知，当进水NO-2-N浓度由22 mg·L-1提升至26 mg·L-1时，ΔNH+4-N、ΔNO-2-N和ΔNO3--N分别由（17.3±0.2）、（21.8±0.2）、（2.1±0.3）mg·L-1增长至（19.6±0.2）、（25.7±0.2）、（3.2±0.2）mg·L-1，可见实际进水NNR与理论值1.32越接近，NH+4-N、NO-2-N去除量以及NO3--N生成量就越大。值得注意的是，当进水NNR（1.4～1.8）超过理论值时，ΔNH4+-N、ΔNO2--N和ΔNO3--N随着进水NO2--N浓度的升高而进一步升高，当进水NNR达到1.8时，ΔNH4+-N、ΔNO2--N和ΔNO3--N相比NNR为1.3时分别提高了1.8%、8.2%和15.3%，可见在一定范围内NO2--N浓度的增加并不会对厌氧氨氧化活性造成抑制，相反地，NO2--N浓度的增加可以促使NH4+-N和NO2--N的额外去除（即ΔNH4+-N、ΔNO2--N增大），产生的NO3--N也随之增加（即ΔNO3--N增大）。根据分子碰撞理论[156]，化学反应发生的先决条件是反应物分子的碰撞接触，而单位时间内有效碰撞的频率越高，反应速率越快，本研究在其他条件不变的情况下，适当提高反应物NO2--N的浓度可以增大其与NH+4-N的碰撞频率，推动厌氧氨氧化过程向生成产物的方向移动，表现出对富余基质的额外去除能力。由于ΔNO-2-N和ΔNO-3-N的增长高于ΔNH+4-N，相应的ΔNO-2-N/ΔNH+4-N和ΔNO-3-N/ΔNH+4-N也呈现出逐渐升高的趋势［图3-6（b）］。当进水NNR达到2.0时，ΔNH+4-N、ΔNO-2-N和ΔNO-3-N相比NNR为1.3时分别下降了13.8%、8.3%和0.9%，表明NO-2-N对厌氧氨氧化的抑制作用开始显现。

图3-6 不同进水NO2--N浓度下的氮素转化情况

为了解受NO2--N抑制后厌氧氨氧化性能的恢复能力，从第50 d起，进水NO2--N浓度降回至26 mg·L-1，考察氮素污染物的去除情况，待运行稳定后，将进水NO2--N浓度提高至50 mg·L-1运行7 d，考察其对厌氧氨氧化的冲击作用，结束后将进水NO2--N浓度再次调回至26 mg·L-1，考察厌氧氨氧化的恢复水平，结果如图3-7所示。

由图3-7可知，受40 mg·L-1NO-2-N抑制后，通过降低进水NO-2-N浓度至26 mg·L-1，经12 d后出水NH+4-N和NO-2-N浓度可分别降至0.2、0.3 mg·L-1，去除率恢复至原有水平，NO-2-N的抑制作用得到解除，反应器的厌氧氨氧化性能完全恢复。此时，提高进水NO-2-N浓度至50 mg·L-1，NH+4-N和NO-2-N去除率分别下降到49.1%、28.3%，系统的厌氧氨氧化性能遭受较为严重的破坏。降低进水NO-2-N浓度运行21 d后系统的性能趋于稳定，出水NH+4-N和NO-2-N浓度分别降至3.5、4.1 mg·L-1，去除率分别回升至82.5%和84.2%，但是TN去除率仅能达到受抑前的84.9%，可见受NO-2-N浓度抑制后反应器的厌氧氨氧化恢复速率较慢且恢复水平较低。

图3-7　NO2--N抑制后的厌氧氨氧化性能恢复情况

2.NH4+-N浓度的影响

由表3-4可知，进水NO-2-N浓度保持在26 mg·L-1不变，逐步提高进水NH+4-N浓度，相应的进水NO-2-N/NH+4-N（NNR）从1.3降至0.4。由表可知，当进水NNR低于1.3时，出水NH+4-N浓度随着进水NNR的降低而升高，用于厌氧氨氧化的基质NH+4-N过剩，不能被充分去除，进水NNR越低，出水中残余的NH+4-N浓度越高，NH+4-N去除率越低，进水NNR为0.4时NH+4-N去除率不足30%。进水NH+4-N浓度为20～50 mg·L-1时，NO-2-N去除率均维持在98%以上，但是当进水NH+4-N浓度提高至65 mg·L-1时，原本能全部去除的NO-2-N出现剩余，NO-2-N去除率下降至85.4%，这说明进水NH+4-N负荷过载时会抑制厌氧氨氧化活性，导致反应器性能变差。

表3-4　不同进水NH4+-N浓度下的厌氧氨氧化性能（平均值）

不同进水NH4+-N浓度下的ΔNH4+-N、ΔNO2--N、ΔNO3--N、ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N的变化如图3-8所示。由图3-8可知，第8～35 d时进水NNR低于厌氧氨氧化的理论值，ΔNH4+-N和ΔNO2--N随着NNR的降低而升高，可见当进水NH4+-N浓度不超过一定阈值时，并不会对厌氧氨氧化产生毒性，反而可以在一定程度上促进NH4+-N和NO2--N的转化，由于进水NO2--N量不变，NO2--N的消耗量越多，那么相应的NO3--N产生量就越少，因此ΔNO3--N随着NRR的降低而逐渐减少。由于ΔNH4+-N的增加量明显高于ΔNO2--N，且ΔNH4+-N增加的同时ΔNO3--N在减少，ΔNO2--N/ ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N均随着进水NH4+-N浓度的升高而降低。当　进水NNR降至0.4时，抑制效应开始出现，ΔNH4+-N和ΔNO2--N相比NNR为0.52时分别减少了2%、10%，由于ΔNO-2-N的减幅比ΔNH+4-N更大，ΔNO-2-N/ΔNH+4-N的值反而升高至　1.21左右，ΔNO3--N的减幅明显高于ΔNH+4-N，ΔNO-3-N/ΔNH+4-N变得更低，仅为0.053左右。

图3-8　不同进水NH4+-N浓度下的氮素转化情况

从第43 d起，保持进水NO2--N浓度不变，将进水NH4+-N浓度调回至20 mg·L-1，由图3-9可知，运行5 d后NH4+-N的抑制作用迅速消失，反应器的厌氧氨氧化性能完全恢复；第48～54 d时提高进水NH4+-N浓度至100 mg·L-1，出水NH4+-N和NO2--N浓度大幅增加，ΔNH4+-N、ΔNO2--N分别降至17.3、13.6 mg·L-1，TN去除率仅为24.4%，容积氮去除速率降至0.061 5 kg N·（m3·d）-1，可见较高的进水NH4+-N浓度已对系统性能产生较为严重的影响。从第55 d起，将进水NH+4-N浓度调回至20 mg·L-1，NH+4-N和NO-2-N去除率随着运行时间的延长而逐渐升高，运行16 d后，系统出水NH+4-N、NO-2-N和NO3--N浓度基本趋于稳定，后续连续运行5 d的平均NH+4-N和NO-2-N去除率分别为93.7%、94.7%，TN去除率可恢复至受抑前的96.3%。

图3-9　NH4+-N抑制后的恢复情况

目前，国内外学者对NH4+-N和NO2--N抑制厌氧氨氧化活性的浓度范围展开了大量研究。Strous等[157]研究发现当NH4+-N浓度高于1 000 mg·L-1时会对厌氧氨氧化活性产生严重抑制，而对厌氧氨氧化活性产生强烈抑制的NO-2-N浓度仅需100 mg·L-1；郑平等[86]在分批培养条件下研究发现NH+4-N和NO-2-N对厌氧氨氧化活性的半抑制浓度分别为532～1 378.5 mg·L-1和76～168 mg·L-1；Dapena-Mora等[158]得到的NH4+-N和NO2--N对厌氧氨氧化的半抑制浓度分别为770 mg·L-1和350 mg·L-1；丁爽等[159]采用分批培养试验研究了NH4+-N和NO2--N对厌氧氨氧化富集培养物的抑制效应，结果表明NH4+-N和NO2--N对厌氧氨氧化的半抑制浓度分别为1 670.3 mg·L-1和565.3 mg·L-1，其95%可信限分别为1 518.3～1 832.4 mg·L-1和239.0～916.3 mg·L-1。虽然现有研究所得到的NH4+-N和NO2--N对厌氧氨氧化的抑制浓度范围有所差异，但均认为NO2--N的毒性高于NH4+-N，其对厌氧氨氧化活性的抑制效应更加显著。本研究中对厌氧氨氧化活性开始产生抑制作用的NH4+-N和NO2--N浓度分别约为65 mg·L-1和40 mg·L-1，同样可以推断出NO2--N对厌氧氨氧化的抑制作用强于NH4+-N，且相比NO2--N，厌氧氨氧化受NH4+-N抑制后的恢复时间更短、恢复水平更高。

本研究得到的基质抑制浓度较低，可能与反应器构型、接种污泥种类、处理污水类型和运行条件等因素有关。

（二）进水pH的影响

本节实验将在NH4+-N浓度20 mg·L-1、NO2--N浓度26 mg·L-1、水力负荷1.0 m·d-1、温度（30±1） °C的条件下考察不同进水pH下CRI系统的厌氧氨氧化性能，实验分为2组，第1组进水pH由7.6逐步提高至7.9、8.2、8.5、8.8，每个进水pH条件下运行7 d，当NH4+-N和NO2--N去除率出现下降时恢复进水pH为7.6，考察受到pH冲击后的厌氧氨氧化性能可恢复性，结果如图3-10（a）所示；第2组进水pH由7.6逐步降低至7.3、7.0、6.7、6.4，每个进水pH条件下运行7 d，厌氧氨氧化性能受到冲击后提高pH至7.6考察其可恢复性，结果如图3-10（b）所示。

由图3-10（a）可知，进水pH为7.6～8.2时，NH4+-N和NO2--N去除率均保持在97%以上，TN去除率保持在90%以上，说明系统在该进水pH范围内的厌氧氨氧化性能十分稳定。当进水pH升高至8.5时，NH4+-N、NO2--N和TN平均去除率分别下降至87.9%、87.3%、81.3%，恢复进水pH到7.6后NH4+-N和NO2--N的去除率逐渐提高，运行3 d（阶段Ⅰ）后厌氧氨氧化性能可完全恢复。提高进水pH至8.8后，NH4+-N和NO2--N的平均去除率下降至70%左右，TN去除率降至65%左右，可见较高的进水pH不利于厌氧氨氧化的稳定运行，恢复进水pH到7.6运行8 d（阶段Ⅱ）后NH4+-N、NO-2-N、TN的去除率可完全恢复至原初水平。从图3-10（b）来看，进水pH为7.0～7.6时，系统能维持较稳定的厌氧氨氧化性能。当进水pH降低至6.7时，NH+4-N、NO-2-N和TN平均去除率分别下降至79.6%、79.3%、74.1%，当进水pH升回至7.6并运行6 d（阶段Ⅰ）后厌氧氨氧化性能可得到较好的恢复。然而，继续降低进水pH至6.4后，NH+4-N、NO-2-N和TN平均去除率进一步降低至58.6%、58.4%、54.4%，当进水pH升回7.6并运行17 d（阶段Ⅱ）后，NH+4-N、NO-2-N和TN去除率逐渐提高并分别稳定在90%、91%、85%左右，可见进水pH为6.4时对厌氧氨氧化系统具有一定的破坏性，这种破坏在短时间内可以得到缓解但是无法完全恢复。综合来看，进水pH偏低（6.7和6.4）比进水pH偏高（8.5和8.8）对系统厌氧氨氧化的抑制作用更强，所需的恢复时间也更长。

图3-10　不同进水pH条件下的氮素转化情况

由于NH4+和NO2-可在水体中发生离解，可以离子态和游离态存在于水体中，其平衡关系分别如式（3-1）和式（3-2）所示：(https://www.xing528.com)

进水pH是决定污水中游离氨（FA）和游离亚硝酸（FNA）浓度的关键因素，而FA和FNA都属于易产生抑制作用的基质，因而进水pH的高低将会对厌氧氨氧化过程产生重要影响。FA、FNA与基质浓度（inf NH4+-N，inf NO2--N）、温度（T）、pH之间的函数关系分别如式（3-3）和式（3-4）所示：

计算得到不同进水pH对应的FA、FNA浓度如图3-11所示。

图3-11　不同进水pH对应的FA和FNA浓度

可以看到，当pH升高时，式（3-1）的平衡向右移动，式（3-2）的平衡向左移动，因而FA浓度逐渐增加、FNA浓度逐渐减少，FA在偏碱性环境下占主体，而NH4+向NH3反应方向进行的过程会导致羟胺（NH2OH）的积累，积累至一定程度后抑制AAOB的活性。本研究中当进水pH为8.5时，相应的FA浓度（FA1）达到5.07 mg·L-1，抑制作用开始显现，厌氧氨氧化性能下降；当进水pH为8.8时，FA浓度（FA2）升高至8.38 mg·L-1，抑制作用进一步增大，因此pH偏高时对厌氧氨氧化过程起抑制作用的主要是FA。当pH降低时，式（3-1）的平衡向左移动，式（3-2）的平衡向右移动，因而FA浓度逐渐减少、FNA浓度逐渐增加，FNA在偏酸性环境下占主体。Abeling等[160]认为FNA是一种弱酸，作为一种细胞解耦联剂在细胞体内解离出质子，直接影响了微生物细胞的跨膜pH梯度，间接影响了生物细胞的ATP合成，从而影响NO2--N的还原过程。本研究中当进水pH为6.7、6.4时，相应的FNA浓度（FNA1、FNA2）分别达到0.034、0.069 mg·L-1，由于AAOB的能量代谢过程受阻，厌氧氨氧化活性受到抑制，TN去除率出现大幅下降。陈建伟等[161]发现进水pH偏低时对高负荷厌氧氨氧化反应器具有明显的冲击，在进水pH为6.55、FNA浓度为0.6093 mg·L-1时，容积总氮去除率下降至0；鲍林林等[162]在常温低基质条件下研究了pH对厌氧氨氧化反应的影响，结果表明当进水pH小于6.7时，将导致FNA浓度升高至0.026 7 mg·L-1，TN去除负荷下降至175.12 mg·（L·d）-1；Yin等[163]在考察pH对SBR反应器内厌氧氨氧化颗粒污泥的影响时发现，当进水pH由6.5降至6.0，相应的FNA浓度由0.02 mg·L-1升高至0.08 mg·L-1，系统的脱氮效率低于7%。本研究与这些研究均表明FNA是低pH条件下厌氧氨氧化性能恶化的主要原因，相比FA浓度，较低浓度的FNA就可以使厌氧氨氧化性能受到影响。因此，控制进水pH在7.0～8.2内对保持系统的稳定运行至关重要。

（三）水力负荷的影响

控制进水NH4+-N浓度为20 mg·L-1、NO2--N浓度为26 mg·L-1、pH为7.0～8.2、温度为（30±1） °C，考察水力负荷（q）分别为0.5、0.8、1.0、1.2、1.5 m·d-1时CRI系统的厌氧氨氧化性能，每个水力负荷条件下运行7 d，结果如图3-12所示。

从图3-12可以看到，当水力负荷低于1.0 m·d-1时，系统能达到较好的厌氧氨氧化效果，特别是水力负荷为0.5 m·d-1时NH4+-N和NO2--N去除率均达到100%，TN去除率保持在92%以上。这是由于水力负荷较低时，系统在单位时间内需要处理的污水量减少，同时水力停留时间延长，因此能取得更好的脱氮效果。当水力负荷升高至1.2 m·d-1时，NH4+-N和NO2--N的平均出水浓度分别升高至3.4、4.8 mg·L-1，平均去除率分别降低至83%、81.5%，TN平均去除率降至78.4%。这是由于水力负荷较高时，系统需要处理的污水量增多，而系统中滤料的高度有限，污水在系统内的停留时间有所缩减，污水与生物膜表面微生物的接触时间也越短，部分NH4+-N和NO-2-N不能被AAOB充分去除而随出水排出。另外，厌氧氨氧化过程生成的NO3--N量并没有大幅增加，而反应器单位时间内的产水量却在增多，导致出水中的NO3--N浓度有所下降，ΔNO3--N/ΔNH+4-N仅为0.1左右。继续升高水力负荷至1.5 m·d-1，NH+4-N、NO-2-N和TN的平均去除率相比水力负荷为1.0 m·d-1时分别降低了40.9%、41.2%和36.6%，出水NH+4-N和NO-2-N的平均浓度分别高达8.5、11.1 mg·L-1，该水力负荷条件下系统的厌氧氨氧化效果不佳，出水水质较差。因此，在滤料高度不变的情况下，水力负荷不超过1.0 m·d-1，系统能取得良好的厌氧氨氧化效果。但是这并不意味着水力负荷越低系统越稳定，若长期处于低水力负荷下运行，可供AAOB消耗的基质量减少，适应低水力负荷条件后AAOB将较难承受较高水力负荷的冲击。

图3-12　不同水力负荷下的氮素转化情况

（四）溶解氧的影响

AAOB属于严格的专性厌氧菌，对水体中溶解氧（DO）的存在较为敏感。厌氧氨氧化采用部分亚硝化反应器的出水作为进水，而部分亚硝化反应器的出水中通常携带有少量DO（浓度为1～2 mg·L-1），特别是当前置部分亚硝化运行失稳时，出水中的DO将出现较大波动，进而影响厌氧氨氧化的氮素转化效率。因此，考察进水中DO浓度变化对厌氧氨氧化效果的影响以及反应器对DO波动时的抗冲击性能，对指导实际工程应用具有良好的借鉴作用。本节实验在其他运行条件不变的情况下，通过在进水中通入高纯氮气来控制进水中的DO浓度分别约为0.5、2、3、5、8 mg·L-1，每个DO水平运行若干个周期，当厌氧氨氧化性能出现明显下降时，将DO浓度降回0.5 mg·L-1运行若干个周期观察其受冲击后的恢复性能，结果如图3-13所示。

图3-13　不同进水DO浓度下的氮素转化情况

由图3-13可知，当进水DO浓度由0.5 mg·L-1升高至2～3 mg·L-1时，出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N的浓度变化不大，NH4+-N和NO2--N的去除率均维持在96%以上，TN去除率则维持在90%以上，这说明系统在DO浓度为0.5～3 mg·L-1内能保持稳定高效的厌氧氨氧化性能。当进水DO浓度提高至5 mg·L-1时，出水NH4+-N和NO3--N浓度降低，而NO2--N浓度逐渐升高，运行7 d后出水NO2--N的浓度达到2.1 mg·L-1。分析认为，CRI滤料表面的生物膜上附着有多种多样的微生物，其中生物膜外侧的微好氧区可能存在硝化菌（AOB和NOB），当进水中的DO达到其对氧气的需求时，AOB可将进水中的NH4+-N氧化成NO2--N，使得能被AAOB利用的NH4+-N量减少，因而能被厌氧氨氧化同步去除的NO2--N量随之减少，导致出水NO-2-N浓度升高，生成的NO3--N浓度降低，相应的ΔNO-2-N/ΔNH+4-N和ΔNO-3-N/ΔNH+4-N也随之降低。恢复进水DO浓度为0.5 mg·L-1运行2 d后，系统的厌氧氨氧化性能很快恢复至冲击前的水平。此时，提高进水DO浓度至8 mg·L-1，硝化菌的优势更加明显，它们能将更多的NH+4-N氧化为NO-2-N或NO3--N，导致出水NH+4-N进一步降低，而NO-2-N浓度进一步升高，相应的ΔNO-2-N/ΔNH+4-N也随之减小，由于厌氧氨氧化产生的NO3--N量明显减少，出水NO3--N浓度进一步降低，相应的ΔNO3--N/ΔNH+4-N也进一步降低，运行4 d后出水未检测到NH4+-N，去除率达到100%，而NO2--N浓度高达7.9 mg·L-1，去除率仅为69.6%，TN去除率相比冲击前降低了11.5%。降低进水DO浓度至0.5 mg·L-1后，反应器的厌氧氨氧化性能逐渐恢复，NH+4-N和NO-2-N的去除效果越来越好，运行6 d后可基本恢复至冲击前的水平，这说明短期内较高浓度的DO虽然会对厌氧氨氧化产生抑制，但这种抑制作用是可逆的，并不会对AAOB造成破坏性伤害，重新调节进水DO至较低水平后反应器的厌氧氨氧化功能即可快速恢复。

（五）温度的影响

温度是影响厌氧氨氧化性能的一个重要因素，只有在适宜的温度下，AAOB才能表现出较高的活性，而当温度过高或过低时，AAOB的新陈代谢过程将被抑制甚至破坏，导致厌氧氨氧化性能下降。因此，本节实验将分别考察降温过程和升温过程对厌氧氨氧化的影响，其中降温过程由30 °C依次降低至25、20、15、10 °C，升温过程由30 °C依次升高至35、40 °C，每个温度水平运行7 d，当NH4+-N和NO2--N去除率出现明显下降时，将温度升回或降回至30 °C以考察温度冲击后的恢复性能。

图3-14（a）反映了降温过程对厌氧氨氧化性能的影响。由图可知，当温度由30 °C降至25、20 °C时，系统能保持稳定高效的厌氧氨氧化性能。温度降至15 °C时，出水NH4+-N和NO2--N浓度开始升高，相应的去除率逐渐下降，该温度条件下运行7 d后TN去除率下降至83%。温度降至10 °C后，出水NH4+-N和NO2--N浓度进一步升高，该温度条件下运行11 d后基本趋于稳定，此时的NH4+-N、NO2--N和TN去除率分别仅为73.5%、72.7%、68.5%，厌氧氨氧化脱氮效果较差，可见温度过低将对AAOB的活性造成严重抑制。恢复至30 °C运行后，出水NH4+-N和NO2--N浓度逐渐降低，19 d后NH4+-N、NO2--N、TN的去除率可恢复至原初水平。

图3-14（b）反映了升温过程对厌氧氨氧化脱氮效果的影响。由图可知，温度升高至35 °C后，出水NH4+-N和NO2--N的浓度依然较低，TN去除率保持在90%以上，系统的脱氮效果与30 °C时比相差不大。而当温度升高至40 °C时，出水NH+4-N和NO-2-N浓度逐渐升高，该温度条件下运行9 d后，NH+4-N和NO-2-N去除率均降低到86.5%，可见温度过高不利于AAOB的生长代谢。恢复至30 °C运行5 d后，系统的厌氧氨氧化脱氮能力逐渐恢复到原初水平。综合来看，温度偏低比温度偏高对厌氧氨氧化性能的影响更显著，低温造成的脱氮效率下降需要更长时间来进行恢复。

图3-14　不同温度下的氮素转化情况

目前，关于温度变化对厌氧氨氧化性能影响的报道较多，得到的保持厌氧氨氧化活性的最佳温度范围不尽相同。杨洋等[164]的研究表明厌氧氨氧化的最佳温度范围为30～35 °C，在该温度范围内厌氧氨氧化速率高达0.171～0.174 mg·（mg·d）-1，当温度升至40 °C时，厌氧氨氧化速率降至0.091 mg·（mg·d）-1，而当温度降至25 °C和20 °C时，厌氧氨氧化速率分别降至0.132和0.064 mg·（mg·d）-1；Dosta等[165]考察了温度对SBR反应器内厌氧氨氧化过程稳定性的影响，结果表明温度由30 °C降至18 °C时依然能保持稳定运行，继续降低至15 °C时将出现NO2--N的积累现象，而温度升高至45 °C时会导致微生物裂解，厌氧氨氧化活性表现出不可逆的损失；姚俊芹等[166]在研究温度变化对UASB-生物膜厌氧氨氧化反应器的影响时发现，厌氧氨氧化的最佳温度为31 °C，当温度由31 °C降至17 °C，NH+4-N、NO-2-N、TN的平均去除率分别从97.0%、94.1%、86.0%降至46.2%、41.8%、35.5%，将温度由17 °C逐渐升回31 °C，2个月后厌氧氨氧化活性得到恢复；宋成康等[167]研究了温度阶梯下降过程对SBR反应器内厌氧氨氧化活性的影响，结果表明当温度为20～33 °C时系统均能保持高效稳定的厌氧氨氧化性能，而当温度降至10 °C时，最大比厌氧氨氧化活性相比33 °C时下降了91%。

本研究得到的厌氧氨氧化最适温度范围为20～35 °C，可见系统对温度变化的适应范围较宽，这是由于系统采用滤料填充，生物膜上的微生物具有一定的温度缓冲和抵御能力，从而为中低温、低基质浓度污水的厌氧氨氧化脱氮提供了有利条件。

（六）有机物浓度的影响

AAOB属于自养微生物，其生长代谢过程不需要外加有机碳源，因此前述实验均是在污水中不含有机物的条件下进行的。但是，实际进入厌氧氨氧化反应器的污水通常含有不同浓度的有机物，有机物的引入将为异养微生物的生长繁殖提供有利条件，异养菌的生长速率高于自养菌，容易导致自养菌在能量利用上缺乏竞争力而失活，进而影响厌氧氨氧化性能。因此，本节实验将在进水NH4+-N浓度20 mg·L-1、NO2--N浓度26 mg·L-1、pH 7.0～8.2、水力负荷1.0 m·d-1、温度（30±1） °C的条件下，添加葡萄糖后考察不同有机物浓度（以COD计，0、10、30、50、100、200 mg·L-1）对NH4+-N和NO2--N转化效能的影响，每个浓度条件下运行7 d，结果如图3-15所示。

由图3-15可以看到，进水COD浓度越高，COD的平均去除率越低。随着进水COD浓度的提高，出水NH+4-N平均浓度逐渐升高，而NO-2-N和NO3--N浓度逐渐降低，相应的ΔNO-2-N/ΔNH+4-N逐渐升高，而ΔNO-3-N/ΔNH+4-N逐渐降低。当进水COD浓度为10和30 mg·L-1时，NH+4-N去除率降幅较小，相比COD浓度为0 mg·L-1时仅分别减少了1.1%、2.3%，NO-2-N去除率的增幅也较小，相比COD浓度为0 mg·L-1时仅分别增加了1.3%、1.6%，而平均TN去除率分别达到95.2%和97.3%，相比COD浓度为0 mg·L-1时分别增加了4.3%、6.4%。分析认为，COD浓度为10～30 mg·L-1时，为反硝化提供了少量碳源，激发了系统内反硝化菌的生长，反硝化菌利用厌氧氨氧化过程产生的NO3--N作为电子受体进行脱氮，因而NO3--N浓度明显降低；反硝化菌也可以利用NO-2-N作为电子受体进行脱氮，由于进水COD浓度较低，被反硝化菌消耗的NO-2-N量较少，因而对厌氧氨氧化活性的影响也相对较小。由于厌氧氨氧化与反硝化协同共存于系统内，共同促进了TN的高效去除。

图3-15　不同进水COD浓度下的氮素转化情况

当进水COD浓度为50 mg·L-1时，NH+4-N平均去除率下降至80.4%，而NO-2-N平均去除率可达到99.9%，NO-2-N的超额去除说明进水中的NO-2-N被反硝化菌消耗，AAOB的生长速率和细胞产率系数远低于异养反硝化菌，因此随着进水COD浓度的提高，AAOB的基质竞争能力逐渐变差，导致可用于厌氧氨氧化的NO-2-N量减少，进而使得通过厌氧氨氧化同步去除的NH+4-N量减少，但该阶段的TN去除率仍可达到90%以上。当进水COD浓度为100 mg·L-1时，出水中未检测到NO-2-N和NO3--N，而NH+4-N平均浓度达到7.9 mg·L-1，可见有机物的大量引入将使反硝化活性进一步提高，被用于反硝化的NO-2-N和NO-3-N量进一步增多，与此同时可用于厌氧氨氧化的NO-2-N量进一步较少，致使TN平均去除率降至82.9%。当进水COD浓度升高至200 mg·L-1时，碳源十分充足，反硝化菌竞争NO-2-N的能力较强，反硝化逐渐成为该系统脱氮的主导反应，而厌氧氨氧化活性进一步被抑制，导致同步去除的NH+4-N量大幅减少，NH+4-N和TN平均去除率分别仅为23.4%和66.7%，出水水质明显变差。因此，保持进水中有机物浓度低于30 mg·L-1既可以保证良好的厌氧氨氧化性能，又能通过反硝化的协同作用进一步强化系统的脱氮效果。在实际应用中，当进水COD浓度过高时，为减少对厌氧氨氧化的影响，可在进水前对废水中的有机物进行预先处理。

近年来，关于有机物对厌氧氨氧化性能影响的报道日益增多。吕永涛等[168]采用间歇试验研究了葡萄糖作为有机物对厌氧氨氧化脱氮效能的影响，结果表明，当进水NH+4-N和NO-2-N浓度均为80 mg·L-1，有机物浓度超过70 mg·L-1时可使AAOB的最大比反应速率由0.189 kgNH+4-N·（kgVSS·d）-1降低到0.05 kgNH+4-N·（kgVSS·d）-1。鲍林林等[162]考察了有机物（蔗糖）对上向流厌氧氨氧化生物滤池的影响，结果表明在进水NH+4-N和NO-2-N浓度分别为30～45、35～55 mg·L-1时，短期内COD浓度的提高对厌氧氨氧化的影响较小，但长期维持COD超过60 mg·L-1厌氧氨氧化活性将遭受明显抑制。Ni等[169]研究发现当进水COD/N为4.0时，AAOB数量减少而反硝化细菌数量增加，厌氧氨氧化性能下降，被厌氧氨氧化去除的NO-2-N量由COD/N为2.0时的97.4%下降至72.6%。操沈彬等[170]通过批次试验研究了不同浓度乙酸钠对厌氧氨氧化系统的冲击影响，结果表明，在进水NH+4-N和NO-2-N浓度分别为30和35 mg·L-1左右时，0～200 mg·L-1的乙酸钠不仅不会抑制AAOB的活性，还会在一定程度上提升厌氧氨氧化性能，最大比氨氧化速率随着乙酸钠浓度的提高而呈上升趋势。杨朋兵等[171]研究了苯酚浓度对厌氧氨氧化效能的影响，长期实验结果表明当苯酚浓度超过400 mg·L-1时，NH4+-N和TN去除率分别降低至23.59%和50.3%，异养反硝化活性明显高于厌氧氨氧化。管勇杰等[172]考察了不同有机碳源（葡萄糖、乙酸钠、蔗糖、柠檬酸三钠）对ASBR厌氧氨氧化脱氮性能的影响，结果表明，厌氧氨氧化活性在葡萄糖浓度为200 mg·L-1时下降了84.2%，而在乙酸钠、蔗糖浓度分别不超过120、80 mg·L-1时，对厌氧氨氧化活性具有良好的促进作用，柠檬酸三钠则对厌氧氨氧化活性的影响较微弱。不同学者得到的有机物抑制厌氧氨氧化的浓度有差异，可能与进水基质浓度的高低、有机物的种类、冲击时间的长短等有关[173]。但基本可以肯定的是，当有机物浓度低于某一范围时，AAOB和反硝化菌可以共存或互相促进，从而有利于厌氧氨氧化，使脱氮效能增强；而当有机物浓度超过某一范围时，反硝化菌与AAOB竞争基质导致厌氧氨氧化性能下降，本研究得到的结论与之相似。