曹天昊,王淑瑩,苗　蕾,李忠明,彭永臻 （北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京100124）

不同基質(zhì)濃度下SBR 進(jìn)水方式對厭氧氨氧化的影響

曹天昊,王淑瑩*,苗蕾,李忠明,彭永臻 （北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京100124）

采用厭氧SBR反應(yīng)器,分別以配水培養(yǎng)和以實(shí)際晚期垃圾滲濾液培養(yǎng)的厭氧氨氧化菌為研究對象,考察了不同基質(zhì)濃度下,SBR改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式與一次性進(jìn)水方式對厭氧氨氧化工藝運(yùn)行性能的影響.結(jié)果表明,當(dāng)處理人工配水時,在中低進(jìn)水濃度下（NO2--N≤400mg/L）,與改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式相比,宜采用一次性進(jìn)水方式運(yùn)行；在高進(jìn)水濃度下（NO2--N≥400mg/L）改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式比一次性進(jìn)水方式優(yōu)勢明顯,特別是在 5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式下,平均比污泥脫氮速率增加至 39.11mgN/（gVSS·h）,相比一次進(jìn)水方式效率提高 40%.當(dāng)處理進(jìn)水NO2--N濃度為（300±20）mg/L的實(shí)際晚期垃圾滲濾液時, 5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水的SBR比污泥脫氮速率最高.由于晚期滲濾液較配水成分復(fù)雜,使得厭氧氨氧化菌面臨有機(jī)物和有害物質(zhì)的影響,其厭氧氨氧化的反應(yīng)速率低于同等基質(zhì)濃度配水條件下的厭氧氨氧化反應(yīng)速率.

厭氧氨氧化；進(jìn)水方式；SBR；基質(zhì)濃度；垃圾滲濾液

隨著水體富營養(yǎng)化的日益嚴(yán)重,脫氮已經(jīng)成為污水處理的重點(diǎn).目前最常用的脫氮處理方法是傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝［1-2］.傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝在反硝化階段需要外加碳源,否則難以實(shí)現(xiàn)總氮去除達(dá)標(biāo)［3-5］,因此處理成本較高.采用前置硝化反硝化工藝雖然能減少外碳源的添加量,但仍需外加碳源且脫氮效果不理想.此外,對于處理碳氮比較低的高氨氮廢水如垃圾滲濾液等,傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝并不適用［6］.

近年來,厭氧氨氧化工藝由于其成本效益高、無需外加碳源等優(yōu)點(diǎn)［7］,已經(jīng)逐漸應(yīng)用于處理高氨氮廢水［8-9］.厭氧氨氧化反應(yīng)是在厭氧條件下,以NO2--N為電子受體, NH4+-N為電子供體,厭氧氨氧化菌將NH4+-N和NO2--N轉(zhuǎn)化為氮?dú)夂蚇O3--N［10］.反應(yīng)見式（1）［11］.然而,厭氧氨氧化菌會受到許多因素的影響使其活性降低,如溫度、溶解氧、pH值、基質(zhì)濃度、游離氨、亞硝酸鹽抑制作用、鹽度、磷酸鹽、Fe2+以及有機(jī)物等等［12-19］.

目前大多采用連續(xù)流反應(yīng)器（如UASB）來研究厭氧氨氧化反應(yīng)［8,13-14］.但連續(xù)流反應(yīng)器容易造成厭氧氨氧化菌的流失,而SBR反應(yīng)器具有構(gòu)造簡單、操作靈活、抗沖擊負(fù)荷等優(yōu)勢［20］.由于其間歇排水的運(yùn)行方式,更對污泥有良好的截留能力,可以避免厭氧氨氧化菌的流失.然而較高的進(jìn)水NO2--N濃度會對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用,有研究表明,當(dāng)反應(yīng)器內(nèi)NO2--N的濃度達(dá)到100mg/L時,即會對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用［21］,也有研究表明當(dāng)厭氧氨氧化菌形成顆粒污泥后,半抑制常數(shù)能達(dá)到 400mg/L［22］.Carvajal-Arroyo等［23］認(rèn)為當(dāng) NO2--N濃度超過 210mg/L時就會全部抑制厭氧氨氧化菌的活性.由此可見,當(dāng)進(jìn)水NO2--N濃度較高時,一次性進(jìn)水方式會抑制厭氧氨氧化反應(yīng),從而降低厭氧氨氧化的反應(yīng)速率.如何解決高濃度 NO2--N對厭氧氨氧化的抑制,從而提高反應(yīng)負(fù)荷是研究的難點(diǎn).

本試驗(yàn)采用厭氧SBR反應(yīng)器,分別以配水培養(yǎng)和處理實(shí)際晚期垃圾滲濾液的厭氧氨氧化菌為研究對象,考察了不同基質(zhì)濃度下進(jìn)水方式對厭氧氨氧化的影響.

1　材料與方法

1.1污泥和進(jìn)水水質(zhì)特征

以處理配水效果良好的厭氧氨氧化菌研究人工模擬廢水,形狀為絮體污泥.污泥濃度約為（3000±100）mg/L,SVI值為 120mL/g.試驗(yàn)用水為模擬廢水［24］,其組成為：KH2PO410mg/L, CaCl2·2H2O 5.6mg/L,MgSO4·7H2O 300mg/L, KHCO31250mg/L. NH4+-N和 NO2--N分別用NH4Cl和NaNO2提供,濃度按需配制.微量元素濃縮液Ⅰ的組成為（g/L）：EDTA 5000mg/L,FeSO45000mg/L.微量元素濃縮液Ⅱ的組成為：EDTA 1000mg/L, H3BO414mg/L,MnCl2·4H2O 990mg/L, CuSO4·5H2O 250mg/L,ZnSO4·7H2O 430mg/L, NiCl2·6H2O 190mg/L,NaSeO4·10H2O 210mg/L, NaMoO4·2H2O 220mg/L.進(jìn)水 pH 值控制在7.3±0.2.

以處理實(shí)際晚期垃圾滲濾液良好的厭氧氨氧化菌研究實(shí)際晚期垃圾滲濾液,形狀為絮體污泥加部分紅色顆粒污泥.污泥濃度為（3000±100）mg/L.所用的晚期垃圾滲濾液取自北京六里屯垃圾填埋場.晚期滲濾液的綜合水質(zhì)特征見表1.

表1　晚期滲濾液水質(zhì)特征Table 1　Characteristics of mature landfill leachate

1.2試驗(yàn)設(shè)備

厭氧SBR由有機(jī)玻璃制成,有效容積為10L.內(nèi)設(shè)攪拌裝置、溫控裝置和進(jìn)水蠕動泵,攪拌速率為60r/min,溫度控制在 30℃±1℃,排水比控制在50%,其HRT為20h.進(jìn)水分別采用一次性進(jìn)水和改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水兩種方式,其中改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水的時間根據(jù)濃度的不同分別設(shè)定.采用一次性進(jìn)水方式時,SBR按照反應(yīng)期間一次性進(jìn)水-攪拌-沉淀-排水-閑置的操作模式運(yùn)行.采用改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式時,SBR按照反應(yīng)期間連續(xù)進(jìn)水（同時攪拌）-攪拌-沉淀-排水-閑置的操作模式運(yùn)行.此外,為避免光照對厭氧氨氧化菌的抑制作用,SBR外覆黑色保溫材料,可以起到保溫和避光的作用.

1.3檢測分析方法

水樣分析項(xiàng)目中的COD濃度采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法測定［26］；氨氮質(zhì)量濃度采用納氏試劑分光光度法；硝酸鹽質(zhì)量濃度采用麝香草酚分光光度法；亞硝酸鹽質(zhì)量濃度采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法；pH值及溫度采用德國WTW公司生產(chǎn)的pH計.

1.4計算公式

反應(yīng)器理論的比污泥脫氮速率（NRR）可以用方程（2）計算：

其中： NRR為比污泥脫氮速率,mgN/（gVSS·h）；NH4+-Ninf為進(jìn)水NH4+-N濃度,mg/L； NO2--Ninf為進(jìn)水NO2--N 濃度,mg/L； NH4+-Neff為出水NH4+-N濃度,mg/L； NO2--Neff為出水NO2--N濃度,mg/L； MLVSS：混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度,g/L.

反應(yīng)器理論的氮負(fù)荷（NLR）可以用方程（3）計算：

其中： NLR：氮負(fù)荷,kg/（m3·d）； NH4+-Ninf為進(jìn)水NH4+-N濃度,mg/L； NO2--Ninf為進(jìn)水NO2--N濃度,mg/L.

1.5試驗(yàn)方案

表2　人工配水條件不同基質(zhì)濃度下進(jìn)水方式對厭氧氨氧化反應(yīng)影響的試驗(yàn)方案Table 2　Experimental procedure under the condition of synthetic wastewater

首先采用人工配水,在進(jìn)水 NO2--N 濃度為200mg/L、400mg/L以及600mg/L條件下,分別采用一次性進(jìn)水方式（進(jìn)水時間為 5min）和改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式（進(jìn)水時間見表2）,通過對比反應(yīng)時長來探究不同基質(zhì)濃度下進(jìn)水方式對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響.

隨后,針對實(shí)際晚期垃圾滲濾液,分別采用一次性進(jìn)水（5min）和改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水（進(jìn)水時間分別為4h、5h和6h）方式,通過對比反應(yīng)時長來探討進(jìn)水方式對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響.處理實(shí)際晚期垃圾滲濾液的厭氧氨氧化系統(tǒng)已經(jīng)穩(wěn)定運(yùn)行了200d,進(jìn)水NO2--N濃度維持在300mg/L左右.因此,在本試驗(yàn)中,進(jìn)水濃度依舊維持在300mg/L左右.

2　結(jié)果與討論

2.1配水條件下不同進(jìn)水方式對厭氧氨氧化的影響

2.1.1中低基質(zhì)濃度條件下不同進(jìn)水方式對厭氧氨氧化的影響為了探討中低基質(zhì)濃度條件下,進(jìn)水方式對厭氧氨氧化的影響,從而確定其最優(yōu)進(jìn)水方式,采用表2中序號1的實(shí)驗(yàn)方案.實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 1（a）所示.在一次性進(jìn)水方式下,厭氧氨氧化反應(yīng)時間最短,僅需180min.1.5h連續(xù)進(jìn)水和3h連續(xù)進(jìn)水方式下,厭氧氨氧化反應(yīng)時間均為210min,這是因?yàn)檫M(jìn)水濃度尚未對厭氧氨氧化污泥產(chǎn)生抑制作用,其反應(yīng)時間受進(jìn)水基質(zhì)濃度影響.其中時間,一次性進(jìn)水氮負(fù)荷（NLR）為1.408kg/ （m3·d）,平均比污泥脫氮速率（NRR）為 39.11mgN/ （gVSS·h）；1.5h和3h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水的NLR均為1.206kg/（m3·d）,平均NRR均為23.47mgN/ （gVSS·h）.由于一次性進(jìn)水混合后的NO2--N濃度僅為 100mg/L,且試驗(yàn)所取的厭氧氨氧化污泥已適應(yīng)200mg/L的NO2--N濃度,故此時NO2--N的濃度對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用較小.而一次性進(jìn)水方式可以在反應(yīng)器里產(chǎn)生較大的反應(yīng)推動力,加快了反應(yīng)速率,從而使得反應(yīng)在最短的時間里結(jié)束.因此,在基質(zhì)濃度為 200mg/L時,選用一次性進(jìn)水方式可以使反應(yīng)的效率最高.

之后采用“表2中序號2的實(shí)驗(yàn)方案.實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖1（b）所示.當(dāng)采用一次性進(jìn)水方式時,厭氧氨氧化的反應(yīng)時間最短,為420min；采用6h和7h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式時,厭氧氨氧化的反應(yīng)時間均為480min.其中,一次性進(jìn)水方式的NLR為1.2kg/（m3·d）,平均NRR為33.52mgN/（gVSS·h）；6h和7h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水的NLR均為1.05kg/（m3·d）,平均NRR均為29.33mgN/（gVSS·h）.

這表明,在一次性進(jìn)水的條件下,盡管進(jìn)水混合后NO2--N的濃度為200mg/L,但仍不足以完全抑制厭氧氨氧化菌的活性,同時相對于6h、7h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水,一次性進(jìn)水的反應(yīng)推動力大,故反應(yīng)時間最短.但反應(yīng)時間僅縮短 1h,由此可見,隨著進(jìn)水NO2--N濃度的逐步提高,NO2--N的抑制作用逐漸增強(qiáng),改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式逐漸體現(xiàn)出優(yōu)勢.

圖1　中低基質(zhì)濃度下不同進(jìn)水方式厭氧氨氧化反應(yīng)效果對比Fig.1　Performance of anammox under the low and medium substrate concentrations

2.1.2高基質(zhì)濃度條件下不同進(jìn)水方式對厭氧氨氧化的影響由中低基質(zhì)濃度試驗(yàn)可知,隨著進(jìn)水NO2--N濃度的逐漸提高,連續(xù)進(jìn)水已經(jīng)逐漸體現(xiàn)出其優(yōu)勢.為了提高反應(yīng)器的處理負(fù)荷,探討高基質(zhì)濃度下進(jìn)水方式對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響,試驗(yàn)采取“材料與方法”部分的表2中序號3的實(shí)驗(yàn)方案.實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖2和圖3所示.

圖2　高基質(zhì)濃度下不同改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水時間厭氧氨氧化反應(yīng)效果的對比Fig.2　Performance of anammox under the high substrate concentrations

從圖可知,改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水的時間為 4h和7h時,厭氧氨氧化反應(yīng)時長均為 600min,改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水的時間為5h和6h時,厭氧氨氧化的反應(yīng)時長僅為540min.在4h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式時,由于進(jìn)水混合后的 NO2--N濃度較高,在第240min時達(dá)到了最高值198mg/L,對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生了一定的抑制作用,使得厭氧氨氧化反應(yīng)的時間較長.而 7h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式時,由于進(jìn)水混合后的NO2--N濃度相對于 4h、5h、6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水時的較低,混合后的 NO2--N濃度僅為86mg/L,不足以對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用,并且較低的 NO2--N濃度使得反應(yīng)推動力減小,從而造成了厭氧氨氧化反應(yīng)時間較長.5h 和6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水的反應(yīng)時長沒有很大的差別,可能是因?yàn)榉磻?yīng)推動力和 NO2--N的抑制作用的綜合影響.當(dāng)采用5h和6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水時,進(jìn)水混合后的NO2--N濃度分別在第300min和第360min達(dá)到了最高的132mg/L和122mg/L.對比發(fā)現(xiàn),6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水對厭氧氨氧化菌的抑制作用較小,然而反應(yīng)推動力同樣較小.考慮到節(jié)省能耗,5h為最優(yōu)的連續(xù)進(jìn)水時間.

從圖3可知,一次性進(jìn)水方式下厭氧氨氧化反應(yīng)所需反應(yīng)時間最長,為900min,而5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式下僅需要 540min.其中,一次性進(jìn)水方式和 5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水的 NLR分別為0.84kg/（m3·d）和1.41kg/（m3·d）,平均NRR分別為23.47mgN/（gVSS·h）和 39.11mgN/（gVSS·h）.這是由于進(jìn)水 NO2--N的濃度較高,一次性進(jìn)水使得混合后的NO2--N濃度達(dá)到了288mg/L,對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生了較強(qiáng)的抑制作用,厭氧氨氧化菌的活性受到很大抑制,抑制作用大于推動力作用,從而大大降低了反應(yīng)速率.由此可知,當(dāng)進(jìn)水基質(zhì)濃度較高時,綜合考慮 NO2--N 對厭氧氨氧化菌的抑制作用以及反應(yīng)推動力,改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水具有優(yōu)勢.

圖3　高基質(zhì)濃度下一次性進(jìn)水和5h連續(xù)進(jìn)水厭氧氨氧化反應(yīng)效果的對比Fig.3　Comparison of anammox performance between feeding in 5min and continuous feeding in 5h under the high substrate concentration

此外,由圖3可見,當(dāng)采用一次性進(jìn)水方式時, 前480min的平均NRR比較低,僅為 4.71mgN/ （gVSS·h）,此時NO2--N對厭氧氨氧化菌的抑制作用較大.從第480min到第660min,平均NRR大幅增加至14.11mgN/（gVSS·h）,且第480min時反應(yīng)器內(nèi)混合的NO2--N濃度為215mg/L,表明隨著厭氧氨氧化菌的抑制作用逐漸減小,平均NRR隨之增大.從第660min直至反應(yīng)結(jié)束的第900min內(nèi),平均NRR仍在增加,達(dá)到了26.25mgN/（gVSS·h）,且第660min時反應(yīng)器內(nèi)混合的NO2--N濃度為147mg/L,表明NO2--N濃度是影響厭氧氨氧化菌活性的主導(dǎo)因素.由此可知,當(dāng)反應(yīng)器內(nèi)混合NO2--N濃度超過200mg/L時, NO2--N對厭氧氨氧化菌的抑制作用較大,使得反應(yīng)器內(nèi)的平均NRR較低；隨著NO2--N濃度的降低,抑制作用逐漸減小,當(dāng)反應(yīng)器混合 NO2--N 濃度降低到150mg/L左右時,其對應(yīng)的平均NRR最高,能夠達(dá)到26.25mgN/（gVSS·h）.

2.2處理晚期滲濾液時不同進(jìn)水方式對厭氧氨氧化的影響

2.2.1不同連續(xù)進(jìn)水時間對厭氧氨氧化的影響由于SBR一直采用的是5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式運(yùn)行,因此,首先對這種進(jìn)水方式進(jìn)行了全周期的試驗(yàn)研究.其對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響如圖4所示.反應(yīng)過程中,SBR反應(yīng)器中的 NH4+-N和NO2--N 最高濃度為進(jìn)水后的 66,81mg/L.此時, NO2--N濃度在整個周期中達(dá)到最高值（81mg/L）,低于文獻(xiàn)報道的 100mg/L［21］,因此并沒有對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生明顯的抑制作用.進(jìn)水期間,由于SBR內(nèi)NO2--N濃度尚不足以對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制,因此伴隨著連續(xù)進(jìn)水,SBR內(nèi)也同步進(jìn)行著厭氧氨氧化反應(yīng).完成進(jìn)水后,NH4+-N和NO2--N濃度開始逐漸降低,直至第19h時反應(yīng)結(jié)束.其 NLR為 0.28kg/（m3·d）,平均 NRR為8.93mgN/（gVSS·h）.

5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水時,19h后反應(yīng)結(jié)束.隨后將SBR的進(jìn)水時間改為6h,并進(jìn)行全周期監(jiān)測.其對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響如圖 4所示.從圖 4看出,隨著反應(yīng)器的不斷進(jìn)水,SBR內(nèi)的NH4+-N 和NO2--N濃度逐漸增加,直至第6h進(jìn)水完成后, NH4+-N和 NO2--N的濃度分別達(dá)到最大值,為68mg/L和76mg/L. SBR中最高的NO2--N濃度尚不足以對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生明顯的抑制作用,進(jìn)完水后SBR中NH4+-N和NO2--N出現(xiàn)下降,直至第21h反應(yīng)結(jié)束.

采用6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式時,SBR的反應(yīng)周期延長至21h, NLR為0.25kg/（m3·d）,平均NRR 為7.76mgN/（gVSS·h）,均低于5h連續(xù)進(jìn)水方式.其反應(yīng)時間比5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水延長了2h.由于在此濃度下厭氧氨氧化菌不會受到明顯抑制,因此反應(yīng)推動力決定了反應(yīng)時間.6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式下,其反應(yīng)推動力較小,平均脫氮速率較低,使得反應(yīng)時間較長.

圖4　不同連續(xù)進(jìn)水時間對厭氧氨氧化反應(yīng)效果及pH值變化Fig.4　pH variations of Anammox under different continuous feeding modes

保持SBR的進(jìn)水濃度不變,將進(jìn)水時間縮短到4h,對SBR進(jìn)行全周期監(jiān)測.其對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響如圖4所示.由圖4可知,進(jìn)水后SBR 內(nèi) NH4+-N和 NO2--N的濃度分別達(dá)到最高的83mg/L和 92mg/L,反應(yīng)時間為 20h,NLR為0.26kg/（m3·d）,平均NRR為8.08mgN/（gVSS·h）,均低于5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式.相比于5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式,盡管4h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式下的反應(yīng)推動力較大,但隨著反應(yīng)器內(nèi) NO2--N濃度的增加,厭氧氨氧化菌開始逐漸受到抑制,影響了脫氮速率.因此,在反應(yīng)推動力和抑制作用的綜合影響下,其反應(yīng)時間相比5h時,延長了1個小時.然而相比于 6h時,4h下的反應(yīng)時間又縮短了 1小時,這表明,盡管厭氧氨氧化菌在反應(yīng)器內(nèi)基質(zhì)濃度較高時開始受到抑制作用,但相對于6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水,反應(yīng)推動力仍占主導(dǎo)作用.

通過對比4h、5h以及6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式下的反應(yīng)時間,可以看出5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式下的反應(yīng)時間最短,脫氮速率最高,這表明在 5h連續(xù)進(jìn)水方式下,厭氧氨氧化反應(yīng)推動力和抑制作用達(dá)到了最均衡狀態(tài),從而使得反應(yīng)時間最短. 2.2.2一次性進(jìn)水方式對厭氧氨氧化的影響采用連續(xù)進(jìn)水方式是為了最大程度的避免一次性進(jìn)水后,反應(yīng)器內(nèi)過高濃度的 NO2--N對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生的抑制作用.通過以上的試驗(yàn)表明,5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式對厭氧氨氧化反應(yīng)更有利.為了探究一次性進(jìn)水方式下,厭氧氨氧化反應(yīng)的運(yùn)行效果,試驗(yàn)繼續(xù)保持進(jìn)水 NH4+-N和NO2--N濃度不變,采取一次性進(jìn)水方式進(jìn)水（即5min內(nèi)進(jìn)完水）,對SBR進(jìn)行全周期監(jiān)測.由圖5可知,由于采用一次性進(jìn)水方式進(jìn)水,進(jìn)完水后SBR內(nèi)NH4+-N和NO2--N的濃度達(dá)到最大,分別為87mg/L和103mg/L.而SBR內(nèi)的pH值也出現(xiàn)較大幅度的下降,從最初的8.03迅速下降到7.75左右,進(jìn)完水后pH值仍出現(xiàn)小幅度下降,隨后才緩慢上升.pH值的較大幅度變化,使得厭氧氨氧化菌的活性受到了一定的抑制,這對于厭氧氨氧化反應(yīng)較為不利,同時SBR內(nèi)的NO2--N已經(jīng)對厭氧氨氧化產(chǎn)生抑制作用.反應(yīng)進(jìn)行到第20h時,厭氧氨氧化反應(yīng)結(jié)束.一次性進(jìn)水方式下,NLR 為0.26kg/（m3·d）,平均NRR為8.35mgN/（gVSS·h）,同樣低于5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式.

相比于5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水,一次性進(jìn)水方式下的反應(yīng)時間多了 1h.這表明,在進(jìn)水基質(zhì)濃度較高時,采用連續(xù)進(jìn)水可以降低 NO2--N對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生的抑制作用.同時由于連續(xù)進(jìn)水能夠使SBR反應(yīng)器內(nèi)的pH值波動較小,維持在合適的范圍,對厭氧氨氧化反應(yīng)比較有利.同時由反應(yīng)時間僅多一個小時可以看出,在該基質(zhì)濃度下,厭氧氨氧化菌尚未受到強(qiáng)烈的抑制作用,反應(yīng)推動力仍然起著主導(dǎo)作用.因此,在避免厭氧氨氧化菌受到明顯抑制的前提下,最大程度地提高反應(yīng)器內(nèi)的反應(yīng)推動力,是提高厭氧氨氧化反應(yīng)效率的最佳途徑.當(dāng)處理實(shí)際晚期垃圾滲濾時,隨著進(jìn)水基質(zhì)濃度不斷提高,連續(xù)進(jìn)水方式將逐漸體現(xiàn)出優(yōu)勢.

圖5　實(shí)際晚期滲濾液5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水和一次性進(jìn)水方式厭氧氨氧化反應(yīng)效果的對比Fig.5　Comparison of Anammox performance between feeding in 5min and continuous feeding in 5h when treating mature landfill leachate

3　結(jié)論

3.1本試驗(yàn)采用厭氧 SBR反應(yīng)器,分別以配水培養(yǎng)和以處理實(shí)際晚期垃圾滲濾液的厭氧氨氧化菌為研究對象,考察了不同基質(zhì)濃度下,不同進(jìn)水方式對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響.當(dāng)處理人工配水時,在中低進(jìn)水濃度下（NO2--N≤400mg/L）,一次進(jìn)水方式由于反應(yīng)推動力大,同時 NO2--N 對厭氧氨氧化菌抑制作用較小,宜采用一次性進(jìn)水方式運(yùn)行；在高進(jìn)水濃度下（NO2--N≥400mg/L）,由于較高的NO2--N抑制了系統(tǒng)中厭氧氨氧化菌的活性,改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式優(yōu)勢明顯,在連續(xù)進(jìn)水5小時的條件下,平均比污泥脫氮速率增加至39.11mgN/（gVSS·h）,相比一次進(jìn)水效率提高40%.

3.2當(dāng)處理進(jìn)水NO2--N濃度為300±20mg/L的實(shí)際晚期垃圾滲濾液時,相比于一次性進(jìn)水、4h 和6h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式,宜采用5h改進(jìn)式連續(xù)進(jìn)水方式運(yùn)行,不僅可以減少 NO2--N 對厭氧氨氧化菌的抑制作用,同時提高了反應(yīng)推動力.使得SBR中的比污泥脫氮速率最高.

3.3將配水條件下和處理實(shí)際晚期垃圾滲濾液條件下的兩組試驗(yàn)進(jìn)行對比發(fā)現(xiàn),在處理實(shí)際晚期垃圾滲濾液時,厭氧氨氧化的反應(yīng)速率低于同等基質(zhì)濃度配水條件下的厭氧氨氧化反應(yīng)速率.

［1］ Yang S, Yang F. Nitrogen removal via short-cut simultaneous nitrification and denitrification in an intermittently aerated moving bed membrane bioreactor ［J］. Journal of Hazardous Materials, 2011,195（0）：318-323.

［2］ Ruiz G, Jeison D, Rubilar O, et al. Nitrification-denitrification via nitrite accumulation for nitrogen removal from wastewaters ［J］. Bioresource Technology, 2006,97（2）：330-335.

［3］ Liang Z, Liu J. Landfill leachate treatment with a novel process：Anaerobic ammonium oxidation （Anammox） combined with soil infiltration system ［J］. Journal of Hazardous Materials, 2008, 151（1）：202-212.

［4］ Wang K, Wang S, Zhu R, et al. Advanced nitrogen removal from landfill leachate without addition of external carbon using a novel system coupling ASBR and modified SBR ［J］. Bioresource Technology, 2013,134（0）：212-218.

［5］ Kulikowska D, Bernat K. Nitritation-denitritation in landfill leachate with glycerine as a carbon source ［J］. Bioresource Technology, 2013,142（0）：297-303.

［6］ Chamchoi N, Nitisoravut S, Schmidt J E. Inactivation of ANAMMOX communities under concurrent operation of anaerobic ammonium oxidation （ANAMMOX） and denitrification ［J］. Bioresource Technology, 2008,99（9）：3331-3336.

［7］ Ni S Q, Lee P, Fessehaie A, et al. Enrichment and biofilm formation of Anammox bacteria in a non-woven membrane reactor ［J］. Bioresource Technology, 2010,101（6）：1792-1799.

［8］ Liu J, Zuo J, Yang Y, et al. An autotrophic nitrogen removal process： Short-cut nitrification combined with ANAMMOX for treating diluted effluent from an UASB reactor fed by landfill leachate ［J］. Journal of Environmental Sciences, 2010,22（5）：777-783.

［9］ Sri Shalini S, Joseph K. Nitrogen management in landfill leachate：Application of SHARON, ANAMMOX and combined SHARONANAMMOX process ［J］. Waste Management, 2012,32（12）：2385-2400.

［10］ Strous M, Van Gerven E, Zheng P, et al. Ammonium removal from concentrated waste streams with the anaerobic ammonium oxidation （Anammox） process in different reactor configurations ［J］. Water Research, 1997,31（8）：1955-1962.

［11］ Strous M, Heijnen J J, Kuenen J G, et al. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms ［J］. Applied Microbiology and Biotechnology, 1998,50：589-596.

［12］ Jaroszynski L W, Cicek N, Sparling R, et al. Impact of freeammonia on anammox rates （anoxic ammonium oxidation） in a moving bed biofilm reactor ［J］. Chemosphere, 2012,88（2）：188-195.

［13］ Tang C, Zheng P, Hu B, et al. Influence of substrates on nitrogen removal performance and microbiology of anaerobic ammonium oxidation by operating two UASB reactors fed with different substrate levels ［J］. Journal of Hazardous Materials, 2010, 181（1-3）：19-26.

［14］ 李澤兵,劉常敬,趙白航,等.多基質(zhì)時厭氧氨氧化菌、異養(yǎng)反硝化污泥活性及抑制特征 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33（4）：648-654.

［15］ Tao W, He Y, Wang Z, et al. Effects of pH and temperature on coupling nitritation and anammox in biofilters treating dairy wastewater ［J］. Ecological Engineering, 2012,47（0）：76-82.

［16］ Dapena-Mora A,Fernandez I,Campos J L,et al. Evaluation of activity and inhibition effects on Anammox process by batch tests based on the nitrogen gas production ［J］. Enzyme and Microbial Technology, 2007,40（4）：859-865.

［17］ Kimura Y, Isaka K, Kazama F, et al. Effects of nitrite inhibition on anaerobic ammonium oxidation ［J］. Appl. Microbiol. Biotechnol, 2010,86（1）：359-365.

［18］ 金仁村,鄭平,胡安輝.鹽度對厭氧氨氧化反應(yīng)器運(yùn)行性能的影響 ［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2009,29（1）：81-87.

［19］ 操沈彬,王淑瑩,吳程程,等.有機(jī)物對厭氧氨氧化系統(tǒng)的沖擊影響 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33（12）：2164-2169.

［20］ Asadi A, Zinatizadeh A A L, Sumathi S. Simultaneous removal of carbon and nutrients from an industrial estate wastewater in a single up-flow aerobic/anoxic sludge bed （UAASB） bioreactor ［J］. Water Research, 2012,46（15）：4587-4598.

［21］ Strous M, Kuenen J G, Jetten M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation ［J］. Applied and Environmental Microbiology, 1999,65（7）：3248-3250.

［22］ Lotti T, van der Star W R L, Kleerebezem R, et al. The effect of nitrite inhibition on the anammox process ［J］. Water Research, 2012,46（8）：2559-2569.

［23］ Carvajal-Arroyo J M, Sun W, Sierra-Alvarez R, et al. Inhibition of anaerobic ammonium oxidizing （anammox） enrichment cultures by substrates, metabolites and common wastewater constituents ［J］. Chemosphere, 2013,91（1）：22-27.

［24］ Sliekers A O, Derwort N, Gomez J L C, et al. Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor ［J］. Water Res, 2002,36：2475-2482.

［25］ 國家環(huán)境保護(hù)總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會.水和廢水監(jiān)測分析方法 ［M］. 2版.北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002：1-50.

Influence of feeding modes on anammox under different influent substrate concentration in SBR.

CAO Tian-hao, WANG Shu-ying*, Miao Lei, Li Zhong-ming, PENG Yong-zhen （Key laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China）.

China Environmental Science, 2015,35（8）：2334～2341

Different feeding modes with different influent substrate concentration were investigated using anaerobic SBR, with the conditions of synthetic wastewater and real mature landfill leachate, respectively. The results showed that when treating low concentration of synthetic wastewater （NO2--N≤400mg/L）, the feeding mode of 5min was a better choice for Anammox. When treating high concentration of synthetic wastewater （NO2--N≥400mg/L）, the continuous feeding mode of 5h was the best choice for Anammox. Under the continuous feeding mode of 5h, the average nitrogen removal rate （ANRR） increased to 39.11mgN/（gVSS·h） and enhanced by 40% comparing with the feeding mode of 5min.When treating the real mature landfill leachate with nitrite concentration of 300±20mg/L, ANRR of 5h was maximum comparing with other feeding modes. Because of the mature landfill leachate contained a little of biodegradable organics and lots of hazardous substances, the ANRR of treating mature landfill leachate was lower than that of treating synthetic wastewater.

anammox；feeding modes；SBR；substrate concentration；landfill leachate

X703.1

A

1000-6923（2015）08-2334-08

2014-12-10

國家自然科學(xué)基金 （51478013）；科研基地建設(shè)—科技創(chuàng)新平臺

* 責(zé)任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

曹天昊（1991-）,男,天津人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應(yīng)用研究.