实验进水为太湖流域某印染集中污水处理厂调节池水，主要水质指标如表1所示。生物吸附池和MBBR的接种污泥均来自该厂好氧池活性污泥，MLVSS/MLSS均值为0.53、生物吸附池HRT为0.5 h、SRT为1 d、DO为0.5~1 mg·L⁻¹、MLSS为5 000~6 000 mg·L⁻¹；MBBR池的SRT为25 d、DO为3~5 mg·L⁻¹、MLSS维持在7 000~9 000 mg·L⁻¹；硫铁自养反硝化滤池的填料硫颗粒来自于已挂膜成功的某硫自养反硝化中试反应器，其HRT为4 h；混凝沉淀池中投加25 mg·L⁻¹的PAC；活性焦柱的HRT为2 h。通过改变蠕动泵进水流量和各构筑物标高调整HRT，通过转子流量计改变曝气流量调整DO浓度。

实验装置主体采用无色有机玻璃制作，工艺流程如图1所示。生物吸附池为圆柱体状，内径为23 cm，有效容积为6 L。MBBR池为圆柱体状，内径为41 cm，有效容积为50 L。生物吸附池和MBBR池底部设有曝气头进行曝气充氧。混凝沉淀池出水通过蠕动泵注入硫铁自养反硝化滤池，滤池为圆柱体状，内径为10 cm，为使配水均匀及防止堵塞，滤池底部设有10 cm的碎石承托层。填料硫粒径为2~4 mm，孔隙率约为50%。铁屑以塑料球形式包裹，填充比例为20%，有效容积为5 L。活性焦柱为圆柱体状，内径为10 cm，有效容积为5 L，底部设有10 cm的碎石承托层。

反应器启动成功后，调整生物吸附池、MBBR池和硫铁自养反硝化滤池的HRT，确定最佳HRT后，在不同DO条件下运行生物吸附池、MBBR池。由于硫铁自养反硝化滤池在运行过程出现除磷不稳定的现象，因此，在32 d时将硫铁自养反硝化滤池调整为纯硫自养反硝化滤池。具体运行条件如表2所示，最终确定生物吸附/MBBR/混凝沉淀/硫铁自养反硝化/活性焦组合工艺的最佳运行特性。

COD、${\rm{NH}}_4^{+} $-N、${\rm{NO}}_3^{-} $-N、TN和TP常规指标均采用国家标准方法^[22]测定。MLSS和MLVSS采用重量法^[23]测定。DO、pH均采用德国WTW手持便携式多参数水质分析仪Multi3430测定。

生物吸附/MBBR/混凝沉淀/硫铁自养反硝化/活性焦组合工艺对进水中COD的去除效果如图2所示。由图2(a)可知，进水COD值范围为323~871 mg·L⁻¹，平均值为542 mg·L⁻¹，进水有机负荷变化较大。在装置运行过程中，生物吸附池的出水在40 d左右时相对于其他单元的波动较大，其原因是受到上游企业集体排水影响，污水厂进水水质波动剧烈，生物吸附池污泥受到进水冲击，导致生物吸附池处理效果不稳定，如图2(b)所示。

在装置运行稳定后，调整装置的运行参数。在优化阶段1，将生物吸附池的HRT从0.5 h增加至1 h后，生物吸附池对COD的去除效果得到提升，出水COD值从400 mg·L⁻¹左右降至200 mg·L⁻¹左右。在优化阶段2，继续增加生物吸附池的HRT，出水COD值无明显下降。生物吸附池对污染物的去除分为吸附和降解2个阶段，活性污泥微生物需要与废水在反应器中快速接触30~60 min。当HRT过短时，微生物对污染物的吸附及网捕等作用还未完全，而增加生物吸附池的HRT可给微生物提供更长的吸附时间，从而可有效提升反应器的处理效率^[24-27]。在有氧条件下，微生物还可将吸附的有机物分解成小分子物质。因此，提高DO浓度可增强微生物对有机物的降解能力。所以，在优化阶段2调整了生物吸附池的DO。将DO从0.5 mg·L⁻¹增加至1 mg·L⁻¹，出水COD从约200 mg·L⁻¹降至150 mg·L⁻¹左右。在优化阶段3，继续增加生物吸附池的DO，出水COD值无明显下降。因此，选择DO为1 mg·L⁻¹，HRT为1 h为生物吸附池的运行条件。经过生物吸附池处理后，80%左右的COD被去除，有利于后续处理。

MBBR池具有较高的污泥浓度，池中填料上生长的微生物一直处于好氧环境，且没有泥龄的限制，填料上会不断富集专性好氧菌，有效提升了MBBR池对COD的去除效果。在装置运行期间调整了MBBR池的HRT和DO。HRT过短时生物降解就会不够充分，过长则会提高运行成本。DO过低会影响MBBR池的生物降解和硝化作用，DO过高可能会引起填料流化波动太大，使得一部分生物膜脱落，造成生物膜量减少，进而影响污染物的去除。由图2(b)与表2可知，在MBBR池的HRT从8 h增加至10 h时，MBBR池出水COD值下降约70 mg·L⁻¹，去除率提高约23%。在相同HRT的情况下，DO浓度从3 mg·L⁻¹增加至5 mg·L⁻¹，MBBR池出水COD值约下降40 mg·L⁻¹，去除率提高14%左右。

反应器运行58 d后，在纯硫自养反硝化滤池后，加装了活性焦柱，以进一步降低出水指标浓度。活性焦拥有较大的比表面积和丰富的中孔结构，能吸附污水中结构复杂的大分子物质，尤其是芳香族污染物^[28]。活性焦柱的HRT分别从2 h降至1.5 h，HRT继续下降并未导致出水COD值提升，活性焦的处理效果较为稳定。经过活性焦吸附后，组合工艺出水COD稳定在30 mg·L⁻¹以下，实现了稳定达标排放。

组合工艺是通过好氧MBBR池将污水中的氨氮转化为硝态氮，再由硫铁自养反硝化滤池将硝态氮去除，从而达到脱氮的目的。组合工艺对进水中氮的去除效果如图3所示。进水TN浓度范围为12~30 mg·L⁻¹，平均值为16.92 mg·L⁻¹。在装置进入优化阶段后，出水TN浓度稳定维持在5 mg·L⁻¹以下。唯一的波动值出现在37 d，其原因是在35 d时将硫铁自养反硝化滤池改为纯硫自养反硝化滤池，装置处于调试稳定阶段，因此，出水TN出现波动，但出水仍可达到排放标准。

反应器各阶段${\rm{NH}}_4^{+} $-N和${\rm{NO}}_3^{-} $-N的变化情况如图4所示。进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N和${\rm{NO}}_3^{-} $-N浓度均值分别为10.25 mg·L⁻¹和2.48 mg·L⁻¹。在装置启动完成后，装置出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N浓度稳定在4 mg·L⁻¹以下，${\rm{NO}}_3^{-} $-N浓度基本维持在较低水平。由图4(b)和图4(d)可知，调整生物吸附池的参数对氨氮的去除影响较小，氮的转化主要在MBBR池和硫铁自养反硝化滤池。

经过生物吸附池处理后，污水进入MBBR池进行硝化反应，将${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化为${\rm{NO}}_3^{-} $-N。经过第1阶段的优化后，MBBR池的HRT从8 h增加至10 h。HRT的增加给予了硝化菌充分的反应时间，MBBR池对${\rm{NH}}_4^{+} $-N的去除效果明显提升，${\rm{NH}}_4^{+} $-N浓度快速下降，其浓度从5 mg·L⁻¹降至1 mg·L⁻¹左右。继续增加MBBR池的HRT，${\rm{NH}}_4^{+} $-N的去除效果没有明显的提升。硫铁自养反硝化滤池兼顾脱氮和除磷功能，脱氮硫杆菌以单质硫为电子供体将硝酸盐氮还原为氮气，铁屑析出的Fe³⁺与${\rm{PO}}_4^{3-} $-P结合，实现水中磷的去除^[29-30]。在前期运行过程中，发现硫铁自养反硝化滤池对磷的去除效果不稳定，因此，将硫铁自养反硝化滤池调整为纯硫自养反硝化滤池。纯硫自养反硝化滤池与硫铁自养反硝化滤池相比，对${\rm{NO}}_3^{-} $-N的去除效果稳定和高效，但没有除磷功能。当纯硫自养反硝化滤池的HRT从4 h减少3 h时，出水${\rm{NO}}_3^{-} $-N浓度没有明显提升，但当HRT从3 h继续降低至2 h时，出水${\rm{NO}}_3^{-} $-N浓度从0.5 mg·L⁻¹上升至2 mg·L⁻¹。其原因可能是较快的流速使反硝化菌没有足够的反应时间，导致${\rm{NO}}_3^{-} $-N的去除效果不佳。较快的水流冲刷滤池，还会使得较松散和老化的生物膜不断脱落和被冲走，造成部分微生物解体死亡并且释放自身体内的${\rm{NH}}_4^{+} $-N。故选择3 h作为纯硫自养反硝化滤池的运行参数。在${\rm{NH}}_4^{+} $-N和${\rm{NO}}_3^{-} $-N均被有效去除的情况下，TN出水浓度在稳定状态下始终在5 mg·L⁻¹以下。

组合工艺进水TP在4~12 mg·L⁻¹之间波动，其中，${\rm{PO}}_4^{3-} $-P/TP的比值较高，除磷药剂对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P有较好地去除效果，因此，组合工艺采用在混凝沉淀池中投加除磷药剂结合硫铁自养反硝化滤池，可实现对磷的有效去除。如图5(a)所示，在0~50 d的运行期间内，出水${\rm{PO}}_4^{3-} $-P浓度在1 mg·L⁻¹左右波动，且波动较大。其原因是：组合工艺通过混凝沉淀池投加25 mg·L⁻¹的PAC与硫铁自养反硝化联合除磷，但25 mg·L⁻¹的PAC投加量未能满足${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的高效去除。如图5(b)所示，在经过混凝沉淀池后，硫铁自养反硝化滤池的出水${\rm{PO}}_4^{3-} $-P出现高于混凝沉淀池的现象，推测原因为硫铁自养反硝化滤池出水中携带从生物膜中脱落下的微生物分解产物。故可将硫铁反硝化滤池调整为纯硫反硝化滤池，以除磷药剂作为${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的主要去除手段。

为筛选除磷药剂的种类与投加量，进行了混凝沉淀池的除磷药剂的比选实验，分别采用聚合氯化铝(PAC)、聚合氯化铝铁(PAFC)和双酸铝铁(PAFCS)。由图6可知，3种除磷药剂的效果为：PAFCS>PAC>PAFC。其中，PAFCS对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果明显，其在0.5‰的投加量的情况下，出水${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的浓度降至0.1 mg·L⁻¹，PAC的投加量在100 mg·L⁻¹时能达到相同的效果。在达到相同处理效果的条件下，PAFCS的成本远高于PAC。因此，选择PAC作为最佳的除磷药剂，为保证出水TP稳定达标，采用100 mg·L⁻¹作为投加量。在运行50 d后，采用投加100 mg·L⁻¹的PAC作为除磷手段。由图5(a)和图5(b)可知，出水TP浓度下降明显。在优化阶段3时，系统加入了活性焦柱，出水TP进一步下降，出水稳定达标排放。

在58 d稳定运行后，在纯硫自养反硝化滤池后端连接活性焦柱，以提高组合工艺对COD及色度的去除效果。组合工艺运行效果如图7所示。印染废水的进水色度在250倍左右，经过生物吸附池和MBBR池处理后，废水色度显著降低，出水色度降至60倍左右。活性焦柱将色度基本完全吸附，组合工艺出水色度在2倍以下。印染废水中的色度主要是由显色基团(—N=N、—N=O等)及助色基团(—OH、—NH₂、—COOH等)构成，生物吸附池与MBBR池均对色度有去除效果，生物吸附通过快速沉降进水中大量的污染物从而去除色度。在MBBR池中填料和泥水混合液在充氧流化状态下与废水充分反应，大大增加了微生物与污染物质的接触时间，有利于对发色基团进行氧化，提高了脱色效率^[31]。活性焦具有丰富的孔结构，同时还具有丰富的有机官能团，如羟基、酚羟基、混型羟基等，能够通过物理吸附和化学吸附去除大量的发色基团，因此，组合工艺出水色度基本完全去除。

在运行了85 d后，最终稳定出水如表3所示。各项指标均符合《太湖地区城镇污水处理厂及重点工业行业主要污染物排放限制》(DB 32/1072-2018)中对纺织染整行业的排放标准。

1)生物吸附池主要进行有机物的快速吸附与沉降，在DO为1 mg·L⁻¹，HRT为1 h时，COD的去除率达到80%以上。

2)MBBR池是利用活性污泥去除可生物降解的COD和将${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化为硝态氮，在DO浓度为5 mg·L⁻¹和HRT在10 h时，COD与${\rm{NH}}_4^{+} $-N的去除率均达到90%以上；当PAC的投加量达到100 mg·L⁻¹时，混凝沉淀池对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除率达到85%以上。

3)纯硫自养反硝化滤池对${\rm{NO}}_3^{-} $-N的去除效果优于硫铁自养反硝化滤池，在HRT为3 h时，出水${\rm{NO}}_3^{-} $-N浓度稳定在0.5 mg·L⁻¹以下，出水${\rm{NO}}_3^{-} $-N基本完全去除。

4)活性焦柱利用其较大的比表面积与丰富的中孔结构，可有效吸附进水中含有的SS、色度和有机物等污染物，经过活性焦处理后，组合工艺出水指标浓度进一步下降，出水COD、${\rm{NH}}_4^{+} $-N、TP和TN浓度分别为16、0.56、0.32和1.39 mg·L⁻¹，实现了印染废水出水的稳定高标准排放。