工業化酒精生產作為我國重要的產業, 其廢水的處理和資源化利用一直受到人們的廣泛關注.在酒精生產過程中的廢水主要來源于蒸餾餾出液, 設備清洗液, 冷卻液以及酒精漕液等工序, 含有較高濃度的有機物和懸浮物, 可生化性良好.目前對于蒸餾餾出液, 酒精漕液的處理一般采用厭氧發酵-好氧氧化的處理工藝, 而對于設備清洗液, 冷卻液等則需要通過處理后回用.由于原料中的含氨基團在發酵中的脫落, 所以設備清洗廢水, 冷卻廢水在含有一定量的有機物及懸浮物的同時, 也含有較高濃度的氨氮.而對于這部分廢水的處理, 運用傳統的脫氮方法需要較高成本的投入, 并且面臨著污泥處置等問題.

　　近年來, 厭氧氨氧化(ANAMMOX)技術的發展, 為解決這一問題提供了一個切實有效的方法.該技術具有耗能低, 效率高, 無需要添加有機碳源, 污泥產量低等諸多優點, 適用于許多高氨氮廢水的處理.而ANAMMOX反應需要氨氮和亞硝氮作為反應基質, 所以通常通過前置短程硝化(PN)組成PN-ANAMMOX聯合工藝來實現氮素的去除.

　　目前, ANAMMOX技術成功運用于多種有機含氨廢水的處理, Dosta等采用分體式PN-ANAMMOX處理污泥消化液, 在進水C/N比為0.5的條件下達到了1kg·(m3·d)-1平均總氮去除速率; 王凱等利用SBR短程硝化聯合ASBR厭氧氨氧化處理垃圾滲濾液, 進水BOD5在50~80 mg·L-1, 總氮去除速率可以達到0.76 kg·(m3·d)-1且進水中難降解COD不會對ANAMMOX菌產生影響.可以看出, 利用ANAMMOX技術處理此類有機廢水, 可以獲得較高的總氮去除速率, 且更多地是用分體式反應器實現亞硝化、厭氧氨氧化的聯合.而目前, 利用PN-ANAMMOX處理酒精廢水的報道較少, 在一體式PN-ANAMMOX反應器內處理酒精廢水更是鮮見報道.因此, 本文以酒精廢水作為NH4+-N源, 研究其對一體式PN-ANAMMOX反應器的影響, 以及長時間運行下, 在一體式反應器內能否通過參數調控和ANAMMOX反應階段的馴化, 協同異養菌、亞硝化菌和ANAMMOX菌, 實現氮素和有機物的同步去除, 通過拓寬ANAMMOX運用領域, 以期為該行業處理回用廢水提供參考依據.

　　1 材料與方法1.1 實驗裝置

　　反應裝置由有機玻璃制成, 如圖 1所示, 總有效體積3.62 L, 主要包括部分好氧區2.8 L, 厭氧氨氧化區0.23 L和沉淀區0.59 L.其中厭氧區出水通過回流裝置回流至好氧區.進水方式由蘭格蠕動泵控制為穩定連續流, 運行溫度在32℃左右, 反應器整體pH控制在8.0左右.

圖 1 一體式PN-ANAMMOX聯合工藝流程示意

　　1.2 接種污泥

　　好氧區接種的亞硝化生物膜來源于實驗室的亞硝化反應器.厭氧區接種的厭氧氨氧化顆粒污泥源于實驗室長期運行的厭氧氨氧化種泥反應器, 平均粒徑1.5mm, 污泥性狀較好, MLVSS/MLSS=0.67.

　　1.3 反應器進水水質

　　以酒精廢水為研究對象, 酒精廢水取自連云港某以木質素為原料的酒精生產廠, 并經過三級厭氧甲烷化處理, 其主要水質指標如表 1所示, 處理出水氨氮小于300 mg·L-1即可達到回用要求.

　　表 1 廢水主要水質指標1)

　　部分進水為人工模擬廢水, 其中NH4+-N, NO2--N由NH4Cl和NaNO2提供, 以及微量元素濃縮液(mg·L-1)：5000EDTA, 5000 MnCl2·H2O, 3000 FeSO4·7H2O, 50 CoCl2·6H2O, 40 NiCl2·6H2O, 20 H3BO3, 20 (NH4)2MoO4, 10 CuSO4, 3ZnSO4, 添加量為1mL·L-1.進水中加入碳酸氫鈉調節pH并作為緩沖劑.

　　1.4 實驗方法1.4.1 PN-ANAMMOX反應器的啟動

　　采用人工配水, 通過提高進水氨氮濃度和縮短水力停留時間(HRT)交替的方式提高反應器的氮容積負荷.進水氨氮的濃度從150 mg·L-1逐漸提升到430 mg·L-1左右, 保持反應器整體pH 7.8±0.5, 溫度30~35℃, 好氧區ORP值120~150mV, 通過測定進出水氮素指標的變化, 評估PN-ANAMMOX反應器的運行狀況.

　　1.4.2 酒精廢水對PN-ANAMMOX的影響實驗

　　進水先采用固定NH4+-N濃度400 mg·L-1左右酒精廢水(稀釋50%, 可生物降解TOC約50 mg·L-1), 逐步添加0、20、50 mg·L-1的TOC(葡萄糖), 使可生物降解TOC恢復至原酒精廢水中的濃度水平, 通過反應器總氮去除速率及各區域的氮轉化速率, 評估原酒精廢水中可生物降解TOC對PN-ANAMMOX反應器的影響.在反應器受到較大影響之后, 將進水改為人工配水, 加入100 mg·L-1的TOC, 通過前后反應器總氮去除速率的變化, 判斷酒精廢水中惰性有機物及其他物質是否對PN-ANAMMOX產生影響.

　　1.4.3 馴化實驗

　　先采用稀釋度為20%的酒精廢水作為進水(避免高濃度有機物沖擊), 調控HRT, 以20%的酒精廢水作為進水, 氨氮濃度在160 mg·L-1左右, 所以HRT先經過縮短, 待反應器運行穩定之后, 逐步采用稀釋度為50%, 100%的酒精廢水作為進水并適當提高PN階段溶解氧, 而以50%和100%的酒精廢水作為進水, 氨氮濃度在400 mg·L-1和800 mg·L-1左右, 故需將HRT逐漸延長, 測定進出水氮素的變化, 探究此過程中是否可以通過參數的調控, 協同異養菌、亞硝化菌和ANAMMOX菌, 實現氮素的去除.

　　1.5 計算方法

　　因聯合工藝具有回流特征, 所涉及到的亞硝化菌和厭氧氨氧化菌的氮素轉化效能計算公式如下:

　　式中, ΔN表示進出水總氮的差值, mg·L-1; NH4+-Ninf表示進水NH4+-N濃度mg·L-1; NH4+-Neff、NO2--Neff、NO3--Neff表示出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度, mg·L-1; HRTa、HRTana和HRTT表示好氧區、厭氧區和聯合工藝總的HRT, d; NPRa表示好氧區NO2--N生成速率, kg·(m3·d)-1; NRRana和NRRT表示厭氧區ANAMMOX脫氮速率和聯合工藝整體的脫氮效能, kg·(m3·d)-1.

　　1.6 分析項目與方法

　　NH4+-N采用納氏分光光度法(哈希2800, 美國); NO2--N和NO3--N采用離子色譜法(戴安IS-9001, 美國); pH、ORP和溫度采用WTW在線監測儀(德國); TOC采用TOC儀測定(Multi N/C3100, 德國); MLSS和MLVSS:重量法.

　　2 結果與討論2.1 PN-ANAMMOX反應器的啟動

　　同時將成熟的亞硝化生物膜和厭氧氨氧化顆粒污泥分別接種入反應器的好氧和厭氧區域, 采用提高進水氨氮濃度和縮短HRT的方式提高反應器整體的總氮去除速率(如圖 2).在啟動初期, 控制進水氨氮濃度為150 mg·L-1, HRT為0.31 d, 出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度分別為50.7、48.9、19.8 mg·L-1, 總氮去除速率為0.125kg·(m3·d)-1.分別在反應器運行5 d和9 d通過進一步縮短HRT提升反應器氮負荷, HRT分別縮短為0.19 d和0.17 d, 總氮去除速率升高至0.24kg·(m3·d)-1, 此時反應器出水NH4+-N和NO2--N均低于50 mg·L-1, 表明反應器的脫氮效能還可以進一步提升; 于是在第11 d, 將進水氨氮濃度提高至260 mg·L-1, 同時延長HRT至0.48 d, 此時出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度有所升高, 分別為65.8、60.1、26.7 mg·L-1, 此后8 d, 隨著亞硝化菌和厭氧氨氧化菌的活性逐漸增強, HRT也逐步下調至0.40 d, 此時總氮去除速率上升至0.35kg·(m3·d)-1; 在第20 d, 將進水氨氮濃度提高至350 mg·L-1, HRT控制在0.54 d, 此后9 d, 出水NH4+-N和NO2--N濃度均維持在較低水平, HRT也逐步下調至0.39 d, 總氮去除速率上升至0.66kg·(m3·d)-1; 在第30 d, 再次提高進水氨氮濃度至430 mg·L-1, 此進水氨氮濃度與后期影響實驗進水氨氮濃度相近, HRT先延長至0.46 d, 再下調至0.4 d, 在第40 d時總氮去除速率穩定在0.75 kg·(m3·d)-1左右, 表明PN-ANAMMOX啟動成功.

圖 2 PN-ANAMMOX反應器啟動過程中氮素的變化

　　對于PN-ANAMMOX反應器的啟動, 國內外許多學者做過相關研究.馮佳珺等利用部分亞硝化-厭氧氨氧化串聯工藝處理餐廚垃圾厭氧消化液時, 歷時49 d先啟動了部分亞硝化反應器后, 接種成熟的ANAMMOX污泥再經21 d成功啟動了PN-ANAMMOX反應器, TN去除率達83%; Vázquez-Padín等先接種硝化污泥通過逐漸降低溶解氧實現亞硝酸鹽的積累, 最后再接種ANAMMOX污泥啟動PN-ANAMMOX, 運行35 d后, 氮去除速率達到0.25 kg·(m3·d)-1.可以看出, ANAMMOX菌作為PN-ANAMMOX脫氮工藝的核心功能菌群, 實現ANAMMOX菌的富集培養, 快速地提升ANAMMOX反應階段的負荷才能實現反應器的成功啟動, 無疑直接接種成熟的ANAMMOX顆粒污泥減少了ANAMMOX菌的富集培養時間, 而接種成熟的亞硝化生物膜進一步縮短了PN階段亞硝酸鹽的積累所需的時間, 因此本研究可以達到40 d成功啟動PN-ANAMMOX反應器的效果.

　　2.2 酒精廢水對PN-ANAMMOX的影響

　　將酒精廢水稀釋50%(氨氮濃度在400 mg·L-1左右), 相應可生物降解的TOC約為50 mg·L-1, 在第41 d, 以其作為反應器進水.如圖 3(a)所示, 采用酒精廢水作為進水后, 反應器受到有機物沖擊, 出水NH4+-N、NO2--N升高至74.3 mg·L-1、64.8 mg·L-1, NO3--N濃度下降至11.3 mg·L-1, 總氮去除速率快速下降至0.57kg·(m3·d)-1, 為避免對反應器造成過度的影響, 延長HRT至0.42 d, 此后反應器總氮去除速率逐步上升至0.68kg·(m3·d)-1, 說明此可生物降解的TOC濃度對PN-ANAMMOX反應器影響不大, 延長HRT能有效緩解有機物的沖擊作用; 為進一步確定酒精廢水中的其他物質是否可能對反應器造成影響, 逐步人工添加(避免過度的有機物沖擊)可生物降解TOC至原酒精廢水中.在第49 d, 先在進水中人工添加20 mg·L-1TOC(葡萄糖), 此時出水NH4+-N、NO2--N升高至118.2 mg·L-1、109.5 mg·L-1, NO3--N濃度依然維持在較低的濃度水平, 總氮去除速率快速下降至0.45kg·(m3·d)-1, 此后6 d內一直在這范圍內波動; 于是在第55 d[圖 3(b)], 進水中加入50 mg·L-1TOC, 此時與原酒精廢水中可生物降解的TOC濃度相近, 總氮去除速率呈快速下降趨勢, 在第69 d下降至0.25kg·(m3·d)-1, 這表明酒精廢水中所含可生物降解TOC的濃度(100 mg·L-1), 可以對反應器的脫氮速率產生抑制; 隨后, 將進水改為人工配水, 直接加入100 mg·L-1 TOC, 在第69~80 d內, 反應器總氮去除速率并沒有明顯的變化.考慮到后期需要對PN-ANAMMOX進行馴化, 而在TOC存在下必然導致反應器內異養菌的存在, 為了維持這部分異養菌的活性, 在第81 d[圖 3(c)], 采用低有機物濃度的人工配水(30 mg·L-1TOC)對反應器脫氮效能進行恢復, 降低有機物濃度后, 反應器總氮去除速率逐步上升, 第98 d, 出水NH4+-N和NO2--N下降至88.7 mg·L-1和70.6 mg·L-1, NO3--N上升至17.7 mg·L-1, 總氮去除速率上升至0.60kg·(m3·d)-1左右, 反應器脫氮效能有所恢復.通過對好氧區NO2--N生成速率以及厭氧區的脫氮速率進行對比[圖 3(d)]表明, 在100 mg·L-1以下的TOC對PN階段NO2--N生成速率影響不大, 一直維持在0.6~0.7kg·(m3·d)-1左右, 而隨著TOC濃度的提升厭氧區的脫氮速率由9.2kg·(m3·d)-1下降至3.7kg·(m3·d)-1左右, 降低TOC濃度后逐漸恢復.

圖 3 不同有機物濃度的酒精廢水及人工配水下PN-ANAMMOX反應器出水氮素的變化

　　酒精廢水對PN-ANAMMOX的影響, 主要是由于酒精廢水中TOC對亞硝化階段和厭氧氨氧化階段產生的沖擊作用. De Prá等在研究部分亞硝化中TOC與TSS同時去除時表明, 控制有機負荷1.14kg·(m3·d)-1, DO 1.84 mg·L-1左右, 可以實現較好的亞硝化效果且TOC和TSS去除率可達到80%以上; Mosquera-Corral等在研究有機碳源對部分亞硝化的影響時表明, 200 mg·L-1TOC(CTOC/N=0.2) 不會對PN過程產生影響, 當TOC濃度達到300 mg·L-1時(CTOC/N=0.3), PN過程出現失穩; 金仁村等以乙酸鈉為有機碳源研究對部分亞硝化反應器運行性能的影響時表明, 隨著乙酸鈉的添加, 反應器出水氨氮濃度不變, 亞硝氮、硝氮和總氮濃度減小, 且變化程度與有機物濃度呈正相關, 并且認為引發反硝化是影響部分亞硝化的主要原因.本研究中, 進水總CTOC/N在0.375~0.75左右, 高于大部分報道的抑制閾值, 但此過程中, PN階段的NO2--N生成速率變化不大, 沒有出現明顯失穩的現象, 而可生物降解CTOC/N在0.125~0.25左右, 處于較低的CTOC/N水平, 故可以認為酒精廢水對PN-ANAMMOX的影響, 主要是由于總TOC中可生物降解的TOC對ANAMMOX階段產生的影響, 對于PN-ANAMMOX反應器, 有機物的添加首先導致了ANAMMOX反應區的氮去除速率的下降, 繼而影響了反應器整體的脫氮效能.采用人工配水并加入與原酒精廢水中等濃度的可生物降解TOC, 反應器整體的總氮去除速率沒有明顯的變化, 說明酒精廢水中惰性有機物及其他物質對PN-ANAMMOX反應的影響不大.

　　目前TOC對ANAMMOX菌的影響的報道差異較大, Li等采用市政污水和模擬廢水研究表明, TOC>50 mg·L-1時, ANAMMOX菌活性開始受到影響.在研究利用ANAMMOX技術處理含惰性有機物濃度較高的廢水時, 這一抑制值往往被大幅度提高, Ruscalleda等在研究用ANAMMOX工藝處理晚期滲濾液時表明, COD在400 mg·L-1左右時氮去除率可達到85%, 而其測定其中BOD5小于45 mg·L-1, 處于一個較低的濃度水平, 可以看出, BOD5與可生物降解的TOC之間具有一定的一致性, 兩者均可用來表征廢水中有機物能被生物降解的難易程度, 因此研究總TOC對ANAMMOX反應的影響時, 測定其中可生物降解的TOC更具有說服力.在本研究采用的酒精廢水中, 可生物降解的TOC在100 mg·L-1左右, 若想利用ANAMMOX技術實現脫氮, 就必需強化PN階段對可生物降解的TOC的去除.當TOC處于較低的濃度水平時, ANAMMOX階段存在反硝化的作用, 反而有利于氮素的去除, 這與本研究中出現低TOC濃度下PN-ANAMMOX反應器總氮去除速率上升的現象一致.

　　2.3 PN-ANAMMOX中異養菌與亞硝化菌、厭氧氨氧化菌的協同處理實際酒精廢水

　　采用低有機物濃度的人工配水對PN-ANAMMOX反應器的脫氮效能進行恢復后, 分別以20%、50%、100%的酒精廢水對其進行馴化.如圖 4所示, 第99 d, 采用20%的酒精廢水作為進水, 氨氮濃度在160 mg·L-1左右, 縮短HRT至0.08 d, 出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度分別為69.6、27.5、24.4 mg·L-1, 總氮去除速率為0.63kg·(m3·d)-1, 隨后100~110 d逐步上升至0.84 kg·(m3·d)-1, 說明低TOC濃度可以提高反應器總氮去除速率; 在第111 d, 將進水改為50%的酒精廢水, 氨氮濃度在400 mg·L-1左右, 延長HRT至0.18 d, 出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度分別為142.6、43.8、43.2 mg·L-1, 總氮去除速率呈快速下降趨勢, 在第114 d, 總氮去除速率下降至0.44kg·(m3·d)-1, 此后115~122 d, 延長HRT至0.42 d, 總氮去除速率恢復至0.82kg·(m3·d)-1, 表明延長HRT可緩解有機負荷, 有利于脫氮效能的提高; 第123 d, 進水改為100%的酒精廢水, 氨氮濃度在800 mg·L-1左右, 延長HRT至0.84 d, 出水NH4+-N和NO2--N濃度升高至251.2 mg·L-1和173.1 mg·L-1, NO3--N濃度也有所升高, 原因可能與曝氣量提高有關.隨后出水NO3--N濃度逐步下降, 出水NO2--N濃度出現先上升后下降的趨勢, 此過程中出水NH4+-N一直處于150~250 mg·L-1高濃度水平, 而總氮去除速率先下降至0.34kg·(m3·d)-1再升高至0.65kg·(m3·d)-1, 出現了先下降后上升的趨勢.

圖 4 酒精廢水對PN-ANAMMOX馴化過程中氮素的變化

　　由于經歷過30 mg·L-1TOC濃度下的恢復階段, 采用20%的實際酒精廢水作為進水時, 實際可生物降解TOC只有20 mg·L-1左右, 此TOC濃度下, ANAMMOX菌活性逐漸增強, 并且低濃度的TOC為反硝化菌利用NO3--N及ANAMMOX反應未消耗的NO2--N進行反硝化創造了條件, 故在99~110 d總氮去除速率呈上升趨勢.

　　隨后采用50%實際酒精廢水作為進水, 其中可生物降解TOC在50 mg·L-1左右, 出現了總氮去除速率先下降后上升的趨勢, 此過程中延長了HRT, 出水NH4+-N濃度出現先快速升高再逐步下降的趨勢, NO2--N卻沒有出現明顯的升高現象, 此時出水的NH4+-N和NO2--N比值遠高于ANAMMOX反應比, 而該可生物降解TOC濃度并不會對ANAMMOX反應產生明顯的影響, 故可以認為此時PN階段的NO2--N生成速率受到了影響, 這與短期影響實驗中結果不同, 分析原因為長時間TOC的存在下, PN階段大量異養菌的生成, 附著在亞硝化生物膜的表面, 從而影響了溶解氧的傳質, 導致NO2--N生成速率下降. Daverey等在利用生物載體填料啟動同步亞硝化-厭氧氨氧化-反硝化(SNAD)工藝時表明, 長時間的運行條件下, 隨著NLR和OLR的提升, 溶解氧的供給不足, 會導致系統內氨氮濃度的升高. Liang等采用PN-ANAMMOX進行垃圾滲濾液的脫氮研究, PN單元為固定床生物膜反應器, DO為0.8~2.3 mg·L-1的條件下, 出水NH4+-N, NO2--N的比例接近1.0~1.3, NO3--N濃度小于43 mg·L-1且垃圾滲濾液中96%的COD被降解, 而0.8~2.3 mg·L-1的DO高于一般的PN階段DO的控制.這些結果表明DO并非亞硝化實現的唯一影響因素, 長時間TOC的存在下, 亞硝化生物膜變厚導致氧分子傳質變差, 生物膜內部依舊可以維持低DO水平, 從而實現穩定的亞硝化.因此為了維持NO2--N生成速率的穩定, 適當地提高PN階段的溶解氧, 既有利于好氧異養型細菌的生長, 也不會影響生物膜內部亞硝化與反硝化作用.此時TOC及氮素的去除可以通過PN階段的好氧異養菌、反硝化作用以及ANAMMOX區的ANAMMOX反應和反硝化作用.

　　最后完全以酒精廢水作為進水, 可生物降解TOC在100 mg·L-1左右, 延長HRT, 出水NH4+-N, NO2--N均出現了先上升再下降的趨勢, 但兩者濃度差十分明顯, 分析原因一方面有機負荷提高后PN階段的亞硝化生物膜進一步加厚傳質變差; 另一方面, 通過PN階段參數的調控不能實現PN階段TOC的完全去除, 可生物降解TOC進入ANAMMOX反應區, 反硝化作用逐漸增強.從出水NO3--N濃度可以看出, 隨著進水酒精廢水比例的增加, NO3--N反而呈逐步下降的趨勢, 說明有機負荷的提高, 反應器內反硝化作用逐漸明顯.

　　2.4 PN-ANAMMOX處理回用酒精廢水控制策略

　　TOC對PN階段的影響主要是因好氧異養菌對電子受體(氧氣)的競爭作用, 采用生物膜時異養菌的生成則會導致分子氧的傳質下降, 進而影響NO2--N的生成.而TOC對ANAMMOX反應的影響主要是由于在高TOC濃度下, 反硝化菌的增殖會導致與ANAMMOX菌競爭電子受體NO2--N, 使得ANAMMOX菌處于饑餓狀態, 而反硝化菌的產率系數y=0.27±0.3, ANAMMOX菌的產率系數y=0.066±0.01, 因此在高TOC濃度下, ANAMMOX菌很難占據主導地位.而對于酒精廢水, 不可避免地帶有一些醇類物質(主要是甲醇和乙醇), 而這些物質對ANAMMOX菌產生抑制作用, 并且這種抑制往往是不可逆的. Güven等研究表明0.5mmol·L-1的甲醇能夠導致ANAMMOX不可逆地失活, 2 mmol·L-1的乙醇能夠使ANAMMOX活性降低30%.本研究采用的酒精廢水經過三級厭氧甲烷化處理, 這種前置厭氧的方式, 一方面可以調節水質水量, 另一方面可以利用厭氧發酵消除醇類物質對后續工藝的影響并且可以去除部分可生物降解有機物, 降低后續工藝的有機負荷.在較高濃度的TOC下, 延長HRT并適當提高PN階段的溶解氧既有利于好氧異養菌的生成, 也不會過度影響整體工藝中反硝化和厭氧氨氧化作用, 降低了ANAMMOX階段的有機負荷, 同時可以緩解長時間TOC存在下, 亞硝化生物膜變厚, 氧分子傳質導致NO2--N不足的問題.而延長HRT實際上是延長了有機物在好氧區的停留時間, 強化了有機物在好氧區的去除, 從而減弱了有機物對ANAMMOX反應區的影響, 有利于反應器整體脫氮效能的提高.對于PN-ANAMMOX一體化反應器, 可以通過擴大好氧區的體積來實現好氧區HRT的延長, 并且可以維持厭氧區較高的氮去除負荷.具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　3 結論

　　(1) 同時接種成熟的亞硝化生物膜和厭氧氨氧化顆粒污泥, 40 d內成功啟動PN-ANAMMOX一體化工藝反應器, 總氮去除速率由0.125kg·(m3·d)-1上升到0.75kg·(m3·d)-1.

　　(2) 酒精廢水對PN-ANAMMOX反應器的影響主要是由其中可生物降解的TOC導致, 惰性有機物及其他物質影響不大; 短期內可生物降解的TOC的加入, ANAMMOX反應區首先受到影響, 而對PN階段的NO2--N生成速率影響不大.

　　(3) 酒精廢水中50 mg·L-1可生物降解TOC對PN-ANAMMOX反應器的總氮去除速率影響不大; 70 mg·L-1的可生物降解TOC可使反應器總氮去除速率受到明顯的影響; 可生物降解TOC達到100 mg·L-1時, 反應器的脫氮效能受到嚴重抑制, 總氮去除速率由0.75kg·(m3·d)-1降低至0.25kg·(m3·d)-1左右, 降低約66%, 這種抑制是可以恢復的.

　　(4) 采用20%、50%、100%酒精廢水馴化PN-ANAMMOX反應器內功能菌群, 隨著進水比例的增加, 總氮去除速率出現了先下降再上升的趨勢; 有機物長期存在下, 延長HRT及適當提高PN階段的溶解氧可降低有機物的沖擊負荷并可以緩解分子氧傳質導致NO2--N不足的問題, 有利于反應器整體脫氮效能的提高; 完全以酒精廢水作為進水時, 總氮去除速率穩定在0.65kg·(m3·d)-1左右, 脫氮效果較好, 可用于此類酒精廢水的處理.