王凡 1，2，3 ，陆明羽 1，2，3 ，殷记强 1，2，3 ，李祥 1，2，3 ，黄勇 1，2，3

摘要: 本研究在一体式分区反应器中接种成熟的厌氧氨氧化污泥和亚硝化污泥，通过与反硝化反应器串联，研究了前置反硝化与短程硝化-厌氧氨氧化串联工艺处理晚期垃圾渗滤液的脱氮除碳性能． 结果表明，未串联反硝化之前，短程硝化-厌氧氨氧化反应器在进水氨氮浓度为 600 mg·L－1 ，COD 浓度 ＜483 mg·L －1 时，总氮去除速率(NＲＲ)可达 1. 88 kg·(m 3 ·d) －1 ，总氮去除率(NＲE)可达 90. 3%; 而在进水 COD 浓度 ＞483 mg·L－1 ，即 C/N ＞0. 8 时，短程硝化-厌氧氨氧化反应器的 NＲＲ 下降至1. 50 kg·(m 3 ·d)－1 ． 通过前置反硝化反应器可以迅速缓解有机物对厌氧氨氧化的不利影响; 反硝化与短程硝化-厌氧氨氧化串联反应器在进水NH+4 -N浓度为1 100 mg·L－1 ，COD 浓度1 150 mg·L －1时，仍可稳定高效运行，整体 NＲＲ 可达 1. 37kg·(m 3 ·d)－1 ，厌氧区 NＲＲana 高达 15. 6 kg·(m3 ·d) －1 ，平均 NＲE 可达 98. 6%，在仅利用原水中有机碳源的情况下实现了垃圾渗滤液的高效深度脱氮． 此工艺晚期处理垃圾渗滤液可去除大部分易生物降解有机物．

关键词:反硝化; 短程硝化; 厌氧氨氧化; 垃圾渗滤液; 有机物

随着我国城市生活垃圾的迅速增加，很多生活垃圾填埋场的填埋容量已接近饱和，由此产生的垃圾渗滤液是一类含有高浓度NH+4-N和有机物的难处理废水，尤其是晚期垃圾渗滤液其 C/N 通常小于 3 ［1，2］ ，若采用传统的硝化反硝化处理需要额外投加大量有机碳源，十分不经济，且处理效果也不十分稳定．

目前新型的厌氧氨氧化 (anaerobic ammoniaoxidation，ANAMMOX) 工 艺 则 无 需 碳 源，ANAMMOX 菌以NH+4-N为电子供体，NO－2-N为电子受体，在厌氧环境下将氮素转化成 N 2 ，该工艺与短程硝化 (partial nitritation，PN) 工艺联合可以大幅节约曝气消耗，特别适用于处理高氨氮低碳氮 比 的 废 水，如 垃 圾 渗 滤 液、污 泥 消 化 液等 。

然而 ANAMMOX 工艺理论上会产生约进水总氮 11% 的NO－3-N ［9，10］ ，在高进水NH+4-N( ＞1 000mg·L－1 )浓度下，出水中仍有较多的NO－3-N无法被去除，导致总氮去除率(NＲE)始终小于 90%，出水总氮难以达标． 考虑到垃圾渗滤液原水中就含有有机物，若能将这些有机物利用起来，利用反硝化( denitrification， DN ) 去 除 ANAMMOX 产 生 的NO－3-N，则能进一步提高系统的 NＲE． 目前已有部分学者针对这一问题开展了研究:Miao 等利用预处理-PN-ANAMMOX 串联 SBＲ 反应器处理垃圾渗滤液，NＲE 可以稳定在90%左右，ANAMMOX 区的总氮去除速率(NＲＲ ana )可达 1. 1 kg·(m 3 ·d)－1 ，预处理反应器仅能去除约 110 mg·L－1 的 COD 和部分NO－3-N，出水NO－3-N仍在 60 mg·L－1 以上，未能深度脱氮． Zhang 等利用 SNAD 工艺在垃圾渗滤液进水NH+4-N浓度为1 950 mg·L－1 时，获得了 99% 的总氮去除率，但 NＲＲ 仅有 0. 15 kg·(m 3 ·d)－1 ，虽然实现了深度脱氮，但总氮去除速率处于较低水平; Vo 等采用一体化 SNAP 工艺处理晚期垃圾渗滤液，在进水总氮负荷为 1. 4 kg·(m 3 ·d)－1时，NＲＲ 可达1. 2 kg·(m 3 ·d)－1 ，而出水总氮仍大于 90mg·L－1 ，不能达标排放． 目前以 ANAMMMOX 为核心的工艺中，主要分为一体式的 SNAD、CANON、DEMON 等工艺和分步式的 PN-ANAMMOX、DN-PN-ANAMMOX 工艺． 由于一体式工艺中反硝化菌、亚硝化菌和厌氧氨氧化菌处于同一反应器中，而其中又同时存在着好氧和厌氧、自养和异养环境，受条件控制的影响，各功能菌难以较大限度发挥其功效。

  本 课 题 组 前 期 采 用 的 新 型 一 体 化 PN-ANAMMOX 反应器通过对同一反应器内不同功能区的划分，实现了各功能微生物在其适环境下优势生长，发挥各自功效，获得较高的脱氮效能．在模 拟 废 水 水 质 下， 整 体 脱 氮 速 率 可 达 2kg·(m 3 ·d)－1 以上 ［17］ ． 本研究采用上述一体式分区PN-ANAMMOX 反应器与前置反硝化反应器串联，各区域运行参数均易于控制． 在能达到较高脱氮速率的基础上，利用前置反硝化提高总氮去除率，还可以避免垃圾渗滤液中有机物进入 PN-ANAMMOX反应器产生不利影响。

1 材料与方法

1. 1 试验装置

本研究中采用 UASB 反应器与 PN-ANAMMOX一体式分区反应器处理晚期垃圾渗滤液，工艺流程如图 1 所示． 两个反应器均采用有机玻璃制作．DN-UASB 反应器有效体积 1. 8L，PN-ANAMMOX 一体化反应器中 PN 区、ANAMMOX 区有效体积分别为 10. 25 L 和1. 4 L，沉淀区体积为1. 92 L． 反应器整体置于遮光保温的环境中，利用带温度控制的气浴装置保持温度在31 ～34℃． 垃圾渗滤液由蠕动泵泵入 DN 反应器底部，从 DN 反应器上部流入 PN-ANAMMOX 反应器，在 PN 区实现部分短程硝化，再进入 ANAMMOX 区进行 ANAMMOX 反应，出水一部分通过蠕动泵回流至 DN 反应器底部，将ANAMMOX 产生的NO－3-N与渗滤液中的部分有机物通过反硝化去除。

1. 2 接种污泥与废水水质

PN 区立体填料生物膜取自本课题组长期运行的亚硝化反应器，亚硝酸盐产生速率(NPＲ)为 0. 5kg·(m 3 ·d)－1 ． ANAMMOX 颗粒污泥取自本课题组长期稳定运行的 CSTＲ 种泥反应器，经测序其主要菌 种 为 Candidatus Brocadia sinica ( KP721346-KP721365)，污 泥 呈 现 砖 红 色，MLVSS/MLSS 为0. 45． DN 反应器中接种了苏州某污水处理厂成熟的厌氧颗粒污泥，平均粒径在2. 5 mm 左右．本试验所用的晚期垃圾渗滤液取自苏州某生活垃圾填埋场，其已建成20 余年，渗滤液水质特性较为复杂，存在夏季氨氮浓度低而冬季氨氮浓度高的特点． 本试验中所用渗滤液为夏季所取，具体水质特征如表 1 所示．

本试验中驯化反应器的废水为垃圾渗滤液 + 人工模拟废水，模拟废水中氨氮由NH 4 Cl 提供，浓度按需配制。

1. 3 分析项目及方法

各项指标测定方法均按照文献［20］． NH+4-N:纳氏试剂分光光度法; NO－2-N: N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO－3-N: 紫外分光光度法; MLVSS/MLSS: 重量法; COD 采用美国哈希 DＲB200 快速消解仪; BOD 5 采用美国哈希 BODTrak 测定仪; 碱度采用酸碱指示剂滴定法; 盐度采用美国任氏 3020M便携式盐度计测定; pH、DO、温度采用德国 WTWMulti 9430 测定仪测定．

1. 4 试验方法

在已 使 用 无 机 模 拟 废 水 启 动 成 功 的 PN-ANAMMOX 一体化反应器内通过逐步提高进水中垃圾渗滤液的占比，使反应器内微生物完全适应垃圾渗滤液进水，在此期间通过串联前置的 DN 反应器，来削弱垃圾渗滤液中有机物对 PN-ANAMMOX 反应器的影响，并且去除部分 ANAMMOX 反应产生的NO－3-N． 进水NH+4-N浓度的提升分为两个阶段，如表2 所示． 在Ⅰ、Ⅱ阶段中，渗滤液提供的NH+4-N占比不断提升，人为加NH+4-N占比逐渐下降，直至完全由垃圾渗滤液提供进水的NH+4-N，并仅以自来水稀释至相应浓度． 以探究渗滤液原水水质条件下，联合反应器运行的稳定性和脱氮效能．

2 结果与讨论

2. 1 PN-ANAMMOX 处理垃圾渗滤液的脱氮性能

试验开始前 PN-ANAMMOX 反应器已经启动成功并长期稳定运行，在模拟废水进水NH+4-N浓度600 mg·L－1的 条 件 下， 整 体 NＲＲ 达 1. 1kg·(m 3 ·d)－1 ，NＲE 77%． 如图2 所示，从第9 d起，开始在进水中掺入垃圾渗滤液，垃圾渗滤液提供的NH+4-N占进水总氮的 20%． 在此阶段中反应器运行较为稳定，由于垃圾渗滤液中的有毒有害物质及有机物被大量稀释，此时并未对反应器的脱氮性能产生显著影响．第 19 ～ 29 d，将渗滤液提供的NH+4-N增加至40%，反应器出水NH+4-N在前两天(19 ～20 d)短暂升高至 70 mg·L－1 左右． 在将 PN 区的曝气量由 375L·h－1 提升至 400 L·h －1 后，出水NH+4-N浓度立即下降至 15 mg·L－1 左右，垃圾渗滤液中的有机物对反应器产生了影响，亚硝化受到抑制，有机物在PN 区优先于NH+4-N利用溶解氧，导致可被 AOB 利用的溶解氧减少，NH+4-N有较多剩余． 在此阶段(19 ～ 29 d)中，出水NH+4-N与NO－2-N浓度均较低，平均值分别13. 78 mg·L－1 和16. 35 mg·L －1 ，为避免过低基质浓度环境导致 ANAMMOX 区微生物生长缓慢，将反应器 HＲT 从 0. 38 d 逐渐缩短至 0. 29 d以提升进水总氮容积负荷(NLＲ)，并微调 PN 区曝气量以使得产生的NO－2-N/NH+4-N比值接近 1. 32．值得注意的是，反应器的 NＲＲ 在此期间也得到快速提升，从 19 d 的 1. 23 kg·(m 3 ·d)－1 升高至 29 d的1. 88 kg·(m 3 ·d)－1 ，这可能是由于垃圾渗滤液中含有人工模拟废水中不存在的微量元素、或某些未知物质的刺激作用，使得反应器中发挥主要脱氮作用的 ANAMMOX 菌在一体化分区反应器中快速生长，并显示出卓越的脱氮能力．

随后继续提高渗滤液在进水NH+4-N中的占比至 70%，从图 3 中可以看出，反应器的 NＲＲ 仍在迅速提升，直到第 33 d 达到 PN-ANAMMOX 反应器试验期间的较高值 1. 99 kg·(m 3 ·d)－1 ． 在此阶段(30 d ～ 43 d) 中，进 水 COD 浓 度 均 值 为 483mg·L－1 ，C/NTN 达 0. 8，反应器出水的 NH+4-N 和NO－2-N均有上升趋势，NＲＲ 开始逐渐下降，反应器脱氮性能受到影响，到第 39 d，NＲＲ 降至 1. 5kg·(m 3 ·d)－1 ． 在进水有机物含量不断增加的情况下，PN 区的曝气作用不能及时将有机物消耗完毕，其进入 ANAMMOX 区后，以反硝化菌为主的异养菌开始在有机环境中大量增殖，挤压了 ANAMMOX菌的生长空间． 王凡等研究了有机物长期影响下 ANAMMOX 反应器的运行性能，发现当 TOC/NH+4-N ＞0. 4 即 C/N TN ＞0. 45 时，ANAMMOX 的脱氮性能会持续降低，此处也验证了这一观点． 在此期间(30 ～40 d)可以注意到，反硝化菌所利用的电子受体主要为NO－3-N，使得平均出水的NO－3-N浓度(19 mg·L－1 )明显低于前两个阶段(10 ～30 d)并远低于 此 进 水 浓 度 下 的 理 论 值 ( 如 图 4 )． 在ANAMMOX 区发生了明显的反硝化反应，若不对进入该区的有机物加以控制，则反应器脱氮性能可能进一步恶化．

2. 2 DN-PN-ANAMMOX 处理垃圾渗滤液的脱氮性能

为了避免进水中的有机物继续对反应器产生不利影响，在第 40 d 将已启动好的 DN 反应器串联至PN-ANAMMOX 反应器前端，如图 1 所示． 进水直接进入 DN 反应器，并将 ANAMMOX 区含有NO－x-N的出水通过蠕动泵回流至 DN 反应器，以期在前置的 DN 反应器内去除大部分有机物和NO－3-N．串联 DN 反应器后，从图 5 中可以看出第 40 ～43 d， 联 合 工 艺 ( DN-PN-ANAMMOX) 的 出 水NH+4-N、NO－2-N和NO-3N浓度均有所降低，联合工艺整体的 NＲＲ 略有上升，从1. 5 kg·(m 3 ·d)－1 上升到 1. 61 kg·(m 3 ·d)－1 ，说明前置的 DN 反应器能迅速缓解有机物对 PN-ANAMMOX 反应器的影响． 第44 d，提升垃圾渗滤液提供NH+4-N的占比至 百分之100，即进水中的NH+4-N完全由垃圾渗滤液供． 由此带来更多的进水有机物由于体系中NO－3-N不足未能被前置的 DN 反应器去除而进入 PN 区与 AOB 竞争溶解氧，导致 PN 区 NPＲ 降低，出水NH+4-N升高至90 mg·L－1 以上． 将 PN 区曝气量由 0. 68 m 3 ·h －1 逐渐提升至 0. 85 m 3 ·h－1 ，可见出水NH +4-N迅速降低至 30 mg·L－1 以下． 此时(47 ～53 d)联合工艺出水总氮以NH+4-N和NO－2-N为主，平均值分别为 15. 2mg·L－1 和 5. 4 mg·L －1 ，出水NO －3-N为 0，NＲE 高达98. 8%．

第 54 d，将 进 水 NH+4-N 浓 度 提 升 至 1 000mg·L－1 左右，并同时延长 HＲT 至 0. 63 d，避免高浓度NH+4-N对反应器的冲击． 在第Ⅱ阶段中，随着渗滤液提NH+4-N占比的提升，调整 PN 区曝气量以匹配 ANAMMOX 区所需基质比例，联合工艺出水并无太大波动，反应器中的微生物已基本适应了垃圾渗滤液的水质． 此时反应器出水氮素以NO－3-N为主，出水 COD 有剩余，推测这部分 COD 基本为难生物降解有机物． 第83 d 以后，进水NH+4-N完全由垃圾渗滤液提供，反应器并未受到明显冲击影响． 出水NO－3-N进一步降为 0，说明在有机物充足的情况下，前置的 DN 反应器能充分利用垃圾渗滤液原水中的有机物将回流液中的 NO－x-N 反硝化，提高了系统的 NＲE． 此时联合工艺出水NH+4-N均值为9. 9mg·L－1 ，TN 均值 ＜15 mg·L －1 ，平均 NＲE 达98. 6%，出水水质达到《生活垃圾填埋场污染控制标准》GB 16889-2008 氮排放标准． 与此同时工艺整体 NＲＲ 达 1. 37 kg·(m 3 ·d)－1 ， ANAMMOX 区NＲＲ ana 高达15. 6 kg·(m 3 ·d)－1 ，在实现了较高 NＲE的同时，也获得了相当高的氮去除速率． 在目前的同类研究中(表 3)，普遍难以同时获得高 NＲＲ 与高 NＲE． 本研究通过将 UASB 与新型的一体化分区PN-ANAMMOX 反应器串联，在达到较高脱氮速率的基础上，通过反硝化去除了 ANAMMOX 产生的NO－3-N，提高了总氮去除率; 在无需外加碳源的情况下实现了垃圾渗滤液的高效、深度脱氮处理．

2. 3 DN-PN-ANAMMOX 处理垃圾渗滤液的除碳特性

一般晚期垃圾渗滤液中的有机物大部分为难生物降解有机物，本研究中所使用垃圾渗滤液的BOD 5 为 400 ～ 500 mg·L－1 ．对 于 DN-PN-ANAMMOX 工艺来说，这些易生物降解有机物可以为 DN 区的反硝化提供碳源． 从图 6 中可以看出，联合工艺 3 个区域DN、PN、ANAMMOX 区的出水COD 浓度差异很小，由于 DN 反应器前置，大部分易生物降解有机物在 DN 端即被反应掉． 虽仍有约 700～800 mg·L－1的 COD 进入 PN-ANAMMOX 反应器，但平均只有 37 mg·L－1 的 COD 被去除，少量的易生物降解有机物进入 PN-ANAMMOX 反应器，不但没有影响 ANAMMOX 反应，而且在厌氧区发生协同反硝化提高了总氮去除率． 从图 3 中也可以看出反应器的脱氮性能并未受到影响． 进入 PN-ANAMMOX 反应器的有机物多为难生物降解有机物，对 ANAMMOX菌几乎没有影响.前置的 DN 反应器虽未能进一步提高 COD 去除率，但能将易生物降解有机物及时利用完毕，保证了后续工艺的稳定运行，是整体工艺获得较高 NＲE 和 NＲＲ 的基础; 与一体式工艺相比，将反硝化区独立出来可以有效避免同一反应器中有机物对厌氧氨氧化的不利影响．

在试验后期(65 ～ 92 d)，平均 COD 去除量为422. 5 mg·L－1 ． 在硝酸盐型反硝化中 1 g COD 消耗0. 38 g NO－3-N ［29］ ，则降解 422. 5 mg·L－1 的 COD 理论上需要消耗160. 6 mg·L－1 的NO－3-N． 而此时反应器体系中理论上较多只有约 115 mg·L－1的NO－3-N产生，故可知回流液中还有部分NO－2-N也被反硝化所利用． 由此可知反硝化反应与 ANAMMOX 竞争了共同基质NO－2-N，这也需要增加 PN 区的曝气量以保 证 体 系 中 有 足 够 的 NO－2-N 供 反 硝 化 和ANAMMOX 利用，避免因基质竞争导致 ANAMMOX反应失稳． 本工艺的 COD 去除量基本与进水 BOD 5值相当，说明本工艺基本上去除了会对后续工艺产生不利影响的易生物降解有机物，但对难生物降解有机物基本没有去除作用． DN-PN-ANAMMOX 工艺稳定运行时的 COD 平均去除率为 36. 7%．

3 结论

(1) 在垃圾渗滤液进水 NH+4-N 浓度为 600mg·L－1 ，COD 浓 度 小 于 483 mg·L －1时， PN-ANAMMOX 工艺的整体脱氮速率较高可达 1. 88kg·(m 3 ·d)－1 ，NＲE 可达 90.3%． 当进水 C/N ＞0. 8 时，PN-ANAMMOX 工艺的脱氮速率受到进水中有机物的影响而下降至 1. 50 kg·(m 3 ·d)－1 ．

(2)在 PN-ANAMMOX 反应器前置 DN 反硝化反应器可以迅速缓解进水中有机物的抑制作用． 在垃圾渗滤液进水NH+4-N浓度约为 1100 mg·L－1 ，COD 浓度约为1 150 mg·L－1 时，DN-PN-ANAMMOX工艺 可 稳 定 高 效 运 行，整 体 NＲＲ 可 达 1. 37kg·(m3 ·d)－1 ，NＲＲana 高达 15. 6 kg·(m3 ·d) －1 ，平均 NＲE 为 98. 6%．

(3)DN-PN-ANAMMOX 工艺处理垃圾渗滤液时可去除大部分易生物降解有机物，但对难生物降解有机物几乎没有去除效果，整体工艺稳定运行期间COD 去除率为 36. 7%．