李　蕓　張美雪　熊向陽(yáng)　陳　剛李　軍　張彥灼　宋　薇　王明超

(1北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院，北京　100124)(2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)(3中國(guó)城市建設(shè)研究院有限公司，北京　100012)

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ANAMMOX-UASB系統(tǒng)處理晚期垃圾滲濾液脫氮性能及其顆粒污泥特性

李蕓1，2張美雪1，2熊向陽(yáng)3陳剛3
李軍1，2張彥灼1，2宋薇3王明超3

(1北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院，北京100124)
(2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)
(3中國(guó)城市建設(shè)研究院有限公司，北京100012)

摘要:以晚期垃圾滲濾液為研究對(duì)象，考察ANAMMOX-UASB系統(tǒng)脫氮性能及ANAMMOX顆粒污泥表觀特性和粒徑分布變化．結(jié)果表明，采用ANAMMOX-UASB系統(tǒng)處理晚期垃圾滲濾液可實(shí)現(xiàn)高效脫氮．在穩(wěn)定期，和TN的平均去除率分別為96%，95%和87%;系統(tǒng)中ANAMMOX顆粒污泥厭氧氨氧化活性良好，仍然是脫氮的主要途徑;同時(shí)也有部分異養(yǎng)反硝化作用同步脫氮．此外，系統(tǒng)中還存在好氧氨氧化和亞硝氮氧化作用，其活性分別為0．031和0．010 g /(g·d)．系統(tǒng)中顆粒污泥顏色由磚紅色轉(zhuǎn)變成紅褐色，平均粒徑由小變大;穩(wěn)定運(yùn)行期粒徑大于1．5 mm的顆粒污泥為81%;顆粒污泥表層有球菌、桿菌和絲狀菌附著．

關(guān)鍵詞:厭氧氨氧化;晚期垃圾滲濾液;顆粒污泥;脫氮

引用本文:李蕓，張美雪，熊向陽(yáng)，等．ANAMMOX-UASB系統(tǒng)處理晚期垃圾滲濾液脫氮性能及其顆粒污泥特性［J］．東南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)，2016，46(1) : 171－178．DOI: 10．3969/j．issn．1001－0505．2016．01．028．

目前，我國(guó)對(duì)固體廢物垃圾的主要處理措施是衛(wèi)生填埋，然而，經(jīng)過(guò)填埋后的垃圾會(huì)由于自然降雨、垃圾自含水的釋放、微生物分解等原因產(chǎn)生垃圾滲濾液．滲濾液具有成分復(fù)雜、氨氮濃度大、組分多變等特點(diǎn)，導(dǎo)致其處理難度很大．在脫氮方面，尤其是晚期垃圾滲濾液，常常出現(xiàn)C /N失調(diào)的情況，導(dǎo)致在采用常規(guī)硝化反硝化工藝脫氮過(guò)程中需要補(bǔ)充大量碳源，造成處理成本增加，且會(huì)產(chǎn)生大量污泥，增加水廠運(yùn)行負(fù)擔(dān)．厭氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation，ANAMMOX)工藝是一種新興的高效自養(yǎng)脫氮工藝，厭氧氨氧化菌利用氨氮和亞硝氮為基質(zhì)［1］，并以無(wú)機(jī)碳作為碳源，以實(shí)現(xiàn)自養(yǎng)脫氮．該工藝是目前最快捷的脫氮途徑，具有節(jié)能、產(chǎn)泥量少等優(yōu)點(diǎn)，至今已經(jīng)有許多國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)其進(jìn)行了研究［2－3］．由于厭氧氨氧化菌世代周期長(zhǎng)，其污泥截留是該工藝穩(wěn)定運(yùn)行的關(guān)鍵技術(shù)之一，而污泥截留又以顆粒污泥法運(yùn)用最為普遍．然而大部分研究都僅關(guān)注該工藝在不同水質(zhì)條件下的脫氮效果或影響因素等，只有少量關(guān)于顆粒污泥特性的報(bào)道．此外，也有將該技術(shù)應(yīng)用于垃圾滲濾液處理的研究［4－5］．Zhang等［6］的研究表明，采用UASB (up-flow anaerobic sludge blanket)系統(tǒng)對(duì)垃圾滲濾液和其消化出水混合液進(jìn)行處理可以獲得較好的脫氮效果．Liu等［7］釆用UASB系統(tǒng)處理經(jīng)自來(lái)水稀釋之后的垃圾滲濾液并獲得了87%的平均總氮去除率．然而以上研究都未對(duì)滲濾液條件下系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程中污泥性狀的變化進(jìn)行研究，而該特性對(duì)厭氧氨氧化工藝向工程應(yīng)用推廣具有重要的指導(dǎo)意義．另外，有研究認(rèn)為有機(jī)物的存在會(huì)對(duì)厭氧氨氧化菌產(chǎn)生影響［8－9］，原因是:①有機(jī)物的毒性作用;②可降解有機(jī)物會(huì)引起異養(yǎng)反硝化菌的生長(zhǎng)繁殖，與厭氧氨氧化菌競(jìng)爭(zhēng)基質(zhì)，從而產(chǎn)生抑制．也有研究表明，垃圾滲濾液中難降解有機(jī)物對(duì)厭氧氨氧化菌的生長(zhǎng)影響不大［10］．而晚期垃圾滲濾液中有機(jī)物基本上為難降解有機(jī)物，因此，對(duì)于晚期垃圾滲濾液比較適合采用厭氧氨氧化工藝進(jìn)行脫氮［11］．本文采用實(shí)驗(yàn)室中在無(wú)機(jī)環(huán)境下已經(jīng)培養(yǎng)好的厭氧氨氧化顆粒污泥對(duì)晚期垃圾滲濾液進(jìn)行處理，考察其脫氮性能和在此過(guò)程中污泥性狀的變化，以及對(duì)顆粒污泥進(jìn)行序批式試驗(yàn)以揭示系統(tǒng)中氮素轉(zhuǎn)化途徑，以期為厭氧氨氧化工藝在高氨氮晚期垃圾滲濾液處理的應(yīng)用提供依據(jù)．

1　材料與方法

1．1試驗(yàn)裝置及方案

1)連續(xù)流試驗(yàn)．試驗(yàn)采用升流式厭氧污泥床UASB反應(yīng)器(見(jiàn)圖1(a) )，其有效容積為10 L，采用黑色軟性材料包裹以避光，反應(yīng)器內(nèi)三分之一部分添加直徑為10 cm的聚氯乙烯球形填料，以減少污泥的流失，球形填料內(nèi)有環(huán)狀辮帶式纖維填料．由蠕動(dòng)泵將進(jìn)水打入反應(yīng)器底部，控制溫度為25℃左右，HRT為1．2 h，進(jìn)水pH值為7．5～8．0．反應(yīng)器運(yùn)行中，維持進(jìn)水氨氮濃度基本不變，通過(guò)加入垃圾滲濾液以改變進(jìn)水COD濃度，分析ANAMMOX-UASB系統(tǒng)對(duì)稀釋后的晚期垃圾滲濾液的脫氮性能，并考察系統(tǒng)中ANAMMOX顆粒污泥在不同階段的特性．連續(xù)流各階段工藝參數(shù)如表1所示．

圖1　試驗(yàn)裝置

表1　連續(xù)流反應(yīng)器運(yùn)行各階段工藝參數(shù)

2)序批式試驗(yàn)．從穩(wěn)定運(yùn)行的連續(xù)流系統(tǒng)中(第70天)取出適量顆粒污泥，采用自來(lái)水和PBS緩沖液分別清洗3～5遍以去除殘留基質(zhì)，測(cè)定其ANAMMOX、硝化和反硝化活性，以考察系統(tǒng)中的氮轉(zhuǎn)化途徑．序批式試驗(yàn)配水組分如表2所示．試驗(yàn)采用500 mL血清瓶(見(jiàn)圖1(b) )，瓶口橡膠塞開(kāi)有3個(gè)孔，分別用于取樣、水封及插溫度探頭．血清瓶中加入適量清洗后的污泥顆粒，之后將配有相應(yīng)濃度基質(zhì)的溶液定容至500 mL，試驗(yàn)取樣時(shí)間間隔為1 h，分別測(cè)定濃度，最后取100 mL水樣測(cè)定混合液懸浮固體濃度．溫度控制在(25±1)℃，pH值為7．5～7．8，厭氧氨氧化活性和反硝化活性試驗(yàn)用高純氮?dú)?99．999%)，曝氣30 min以脫氧，硝化活性試驗(yàn)用曝氣泵鼓入空氣以提供充足的氧，流量控制在0．25 L/min;磁力攪拌器轉(zhuǎn)子轉(zhuǎn)速控制在200 r/min左右．

表2　序批式試驗(yàn)配水組分　mg/L

1．2試驗(yàn)種泥

種泥為本實(shí)驗(yàn)室UASB厭氧氨氧化反應(yīng)器(有效體積為50 L)中ANAMMOX顆粒污泥，污泥濃度(MLVSS)為5 g /L左右，反應(yīng)器中ANAMMOX細(xì)菌種屬主要為Candidatus brocadia fulgida (JX852965-JX8529 69)．

1．3試驗(yàn)水質(zhì)

試驗(yàn)初期(階段1)進(jìn)水為人工無(wú)機(jī)配水，主要成分包括NH4Cl，NaNO2，NaHCO3，KH2PO4，Mg-SO4·7H2O，CaCl2和微量元素．而后(階段2～階段4)進(jìn)水為自來(lái)水稀釋后的垃圾滲濾液，以提供有機(jī)物及部分，并配以適量的亞硝酸鈉以提供厭氧氨氧化所需的電子受體，以及適量微量元素［12］．微量元素Ⅰ: EDTA為5 g /L，F(xiàn)eSO4為5 g /L;微量元素Ⅱ: EDTA為15 g /L，ZnSO4·7H2O 為430 mg /L，CoCl2·6H2O為240 mg /L，MnCl2· 4H2O為990 mg /L，CuSO4·5H2O為250 mg /L，Na2MoO4·2H2O為220 mg /L，NiCl2·6H2O為190 mg /L，Na2SeO4·10H2O為210 mg /L，H3BO3為14 mg /L．微量元素Ⅰ、Ⅱ投加量各1 mL /L．

試驗(yàn)中所用滲濾液為北京某垃圾填埋場(chǎng)滲濾液，具體水質(zhì)指標(biāo)如表3所示．

表3　垃圾滲濾液水質(zhì)情況　mg/L

1．4測(cè)試分析方法

2　結(jié)果與討論

2．1 ANAMMOX系統(tǒng)脫氮性能分析

2．1．1 ANAMMOX系統(tǒng)運(yùn)行效能

反應(yīng)器運(yùn)行的前7 d(階段1)進(jìn)水為無(wú)機(jī)模擬廢水，接種ANAMMOX菌活性較高，接種后系統(tǒng)運(yùn)行的第1天，及TN去除率分別為85%，92%和75%，7 d后則分別提高至95%，99%和80%;說(shuō)明在無(wú)機(jī)配水環(huán)境下該ANAMMOX菌具有良好的脫氮性能，并能很快適應(yīng)新環(huán)境．在階段2加入滲濾液后(見(jiàn)圖2)，因進(jìn)水水質(zhì)的改變，對(duì)反應(yīng)器中的ANAMMOX菌造成一定影響，其中，及TN去除效果有所降低，分別降低至72%，79%和64%;后經(jīng)過(guò)大約7 d的培養(yǎng)運(yùn)行，其去除效果逐漸恢復(fù)至86%，99%和86%，并連續(xù)7 d在高效脫氮的狀態(tài)下穩(wěn)定運(yùn)行．在階段3，提高滲濾液濃度，ANAMMOX菌活性受到抑制，及TN去除率逐漸降低，在第33天時(shí)，其去除率僅為34%，48%和38%，而后ANAMMOX菌開(kāi)始適應(yīng)該濃度滲濾液下的水質(zhì)，其活性逐漸恢復(fù)，到第47天，去除率恢復(fù)至71%，88%和73%．前3個(gè)階段進(jìn)水平均比值分別為1．23，1．11和1．13，低于厭氧氨氧化反應(yīng)理論比值1．32，且在加入垃圾滲濾液后，因?yàn)橛袡C(jī)物的存在，有部分會(huì)因系統(tǒng)內(nèi)的反硝化反應(yīng)同步去除，從而導(dǎo)致用于厭氧氨氧化的不足．因此，階段4在維持進(jìn)水氨氮及進(jìn)水滲濾液濃度不變的情況下，適當(dāng)提高的濃度，以滿足厭氧氨氧化所需的電子受體;進(jìn)水平均比值為1．42，稍微高于厭氧氨氧化理論比值1．32［13］;此階段出水平均濃度分別為6．09和5．97 mg /L，在后10 d(第65～75天)和TN的平均去除率分別為96%，95%和 87%;由此可見(jiàn)，ANAMMOX菌已經(jīng)逐步適應(yīng)垃圾滲濾液，并獲得了較高的脫氮效果．

圖2　系統(tǒng)中的變化及TN的去除特性

由表4可見(jiàn)，在階段2～階段4系統(tǒng)對(duì)COD的去除呈上升的趨勢(shì)，而由圖2(c)可見(jiàn)，的產(chǎn)生量呈下降趨勢(shì)．將兩者進(jìn)行分析，COD的去除效果逐漸上升的原因是試驗(yàn)種泥的培養(yǎng)采用的是無(wú)機(jī)配水，系統(tǒng)中的異養(yǎng)菌數(shù)量很少，而后面階段因有垃圾滲濾液的存在，異養(yǎng)反硝化菌可利用部分與滲濾液中的有機(jī)物進(jìn)行代謝，并逐漸開(kāi)始生長(zhǎng)繁殖;隨著進(jìn)水COD容積負(fù)荷提高，異養(yǎng)菌營(yíng)養(yǎng)物增加，生長(zhǎng)繁殖加快，從而致使COD去除效果逐漸上升，而的產(chǎn)生量則下降．然而，由于試驗(yàn)滲濾液為晚期垃圾滲濾液，其可生化性不強(qiáng)，所以其COD去除率不高．

表4　系統(tǒng)運(yùn)行各階段COD去除特性

圖3　系統(tǒng)內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)計(jì)量學(xué)關(guān)系

2．1．2系統(tǒng)內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)計(jì)量學(xué)關(guān)系

厭氧氨氧化過(guò)程中，反應(yīng)計(jì)量學(xué)關(guān)系反映了系統(tǒng)中各基質(zhì)消耗量或產(chǎn)生量的比值，可根據(jù)反應(yīng)計(jì)量學(xué)關(guān)系優(yōu)化調(diào)整進(jìn)水基質(zhì)濃度比值．圖3為系統(tǒng)內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)計(jì)量學(xué)關(guān)系，可以看出在階段1 (0～7 d)消耗量與消耗量平均比值為1．30，產(chǎn)生量與消耗量的平均比值為0．27，與理論值基本一致;而在階段2(8～24 d)消耗量與消耗量平均比值為1．30，產(chǎn)生量與消耗量的平均比值為0．19，說(shuō)明此階段系統(tǒng)中存在一定的反硝化反應(yīng)進(jìn)行同步脫氮，從而導(dǎo)致的產(chǎn)生量減少．階段3(25～47 d)消耗量與消耗量平均比值為1．43，產(chǎn)生量與消耗量的平均比值為0．13，說(shuō)明此階段隨著進(jìn)水有機(jī)物濃度的增加，系統(tǒng)中反硝化同步脫氮的效果在增強(qiáng)，但是并未對(duì)厭氧氨氧化造成影響．

2．1．3穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)期顆粒污泥活性及氮轉(zhuǎn)化途徑

由上可知，ANAMMOX顆粒污泥能夠快速地適應(yīng)晚期垃圾滲濾液水質(zhì)，并實(shí)現(xiàn)高效脫氮．而有機(jī)物的存在和厭氧環(huán)境則使得異養(yǎng)反硝化菌在系統(tǒng)中生長(zhǎng)繁殖;另外由于本試驗(yàn)的進(jìn)水未采取除氧措施，測(cè)得進(jìn)水溶解氧為5～7 mg /L，致使系統(tǒng)中有可能同時(shí)存在一定的好氧硝化菌．試驗(yàn)分別考察系統(tǒng)在穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)期(65～75 d)顆粒污泥的厭氧氨氧化、硝化及反硝化性能．圖4(a)為系統(tǒng)中污泥厭氧氨氧化活性，可見(jiàn)的降解及的產(chǎn)生都成良好的線性關(guān)系(R2分別為0．987，0．979和0．978)的降解速率分別為0．128和0．184 g /(g·d)生成速率為0．026 g /(g·d)．圖4(b)為系統(tǒng)中污泥的好氧氨氮氧化活性，其降解速率為0．031 g/(g·d) ;圖4(c)為系統(tǒng)中污泥的亞硝氮氧化活性，其降解速率為0．010 g/(g·d)．圖4(d)為系統(tǒng)中污泥的反硝化活性，其中反硝化活性為0．028 g /(g·d)反硝化活性為0．026 g /(g·d)，兩者差異不大．通過(guò)對(duì)污泥厭氧氨氧化、硝化及反硝化的活性進(jìn)行分析，說(shuō)明在穩(wěn)定期，系統(tǒng)中顆粒污泥厭氧氨氧化活性良好，仍然是系統(tǒng)脫氮的主要途徑;此外也有部分異養(yǎng)反硝化作用同步脫氮．從各氮素轉(zhuǎn)化途徑來(lái)分析系統(tǒng)脫氮性能:①的去除途徑有2種，一是厭氧氨氧化作用去除，二是被氧化成N;②的去除主要也是厭氧氨氧化作用，此外也有部分經(jīng)反硝化作用去除以及被氧化成;③系統(tǒng)中的主要由厭氧氨氧化作用產(chǎn)生，以及有部分為進(jìn)水所帶入，其主要去除途徑為異養(yǎng)反硝化作用．

2．2顆粒污泥特性分析

圖4　顆粒污泥的厭氧氨氧化、硝化及反硝化活性

2．2．1表觀特性分析

在接種初期(見(jiàn)圖5(a) )，系統(tǒng)中的ANAMMOX顆粒污泥整體呈磚紅色，且粒徑較小，這是由于ANAMMOX菌細(xì)胞中富含亞鐵血紅素，致使其呈現(xiàn)磚紅色［14－15］．運(yùn)行至35 d時(shí)(見(jiàn)圖5(b) )，系統(tǒng)中的顆粒污泥顏色加深，為深紅色，顆粒污泥粒徑總體增大．運(yùn)行至70 d時(shí)(見(jiàn)圖5(c) )，顆粒污泥顏色呈紅褐色，且外層裹著一層絲狀菌．顆粒污泥顏色變深的原因可能為:①異養(yǎng)菌在顆粒污泥表面繁殖從而將部分紅色的厭氧氨氧化菌掩蓋;②滲濾液中的部分深色雜質(zhì)吸附在污泥顆粒表面．圖6為70 d的顆粒污泥在不同放大倍數(shù)下的電子掃描電鏡(scanning electron microscope，SEM)照片，可以看出，在顆粒污泥的表面存在大量絲狀菌(見(jiàn)圖6(a) )，其原因可能是垃圾滲濾液中有機(jī)物的存在導(dǎo)致絲狀異養(yǎng)菌在顆粒污泥表層生長(zhǎng)繁殖;放大觀察圖6(b)，表層除了絲狀菌外，還存在桿菌和球菌，其可能是硝化細(xì)菌．有研究表明，水中含有溶解氧時(shí)，ANAMMOX顆粒污泥表層存在硝化細(xì)菌，硝化細(xì)菌可以消耗水中溶解氧從而緩解溶解氧對(duì)ANAMMOX菌的抑制［16－17］，而當(dāng)氧分壓超過(guò)0．5%的空氣飽和度時(shí)，ANAMMOX菌的厭氧氨氧化活性受到抑制［18］．表面呈火山口狀結(jié)構(gòu)的球菌是ANAMMOX菌［12］，大部分集中在顆粒污泥內(nèi)部，可見(jiàn)試驗(yàn)中顆粒污泥是內(nèi)部為ANAMMOX菌而表層包裹著異養(yǎng)菌和硝化細(xì)菌的菌團(tuán)．另外，顆粒污泥內(nèi)部存在大量孔洞(見(jiàn)圖6(b) )，其原因可能是顆粒內(nèi)部ANAMMOX菌厭氧氨氧化作用產(chǎn)生的氮?dú)庥衫锒獾尼尫牛瑥亩纬闪诉@些孔洞［19－20］，孔洞的存在增加了顆粒污泥的傳質(zhì)作用［21］．

圖5　不同階段ANAMMOX顆粒污泥表觀特性

圖6　穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)期(第70天)顆粒污泥SEM照片

2．2．2粒徑分布變化

以各粒徑梯度范圍內(nèi)的MLSS占所測(cè)污泥總MLSS的百分?jǐn)?shù)來(lái)表征顆粒污泥粒徑分布．圖7為ANAMMOX顆粒污泥在反應(yīng)器運(yùn)行的不同時(shí)期粒徑分布特征，可見(jiàn)，在接種初期，顆粒污泥各粒徑分布較為均衡，其中以粒徑為0．5～1．0 mm的顆粒污泥所占百分?jǐn)?shù)最高(27．3%)，其次為1．5～2．0 mm的顆粒污泥(24．4%)，粒徑小于0．5 mm的污泥所占百分?jǐn)?shù)也高達(dá)14．21%，而粒徑大于2．5 mm顆粒污泥比重僅為5．4%．運(yùn)行至第35天時(shí)，系統(tǒng)中顆粒污泥粒徑呈現(xiàn)增大趨勢(shì)，此時(shí)顆粒污泥粒徑主要集中在1．5～2．5 mm之間，其中1．5～2．0 mm所占比重為43．4%，2．0～2．5 mm所占比重為25．2%;粒徑大于1．5 mm的顆粒污泥比重為81．5%;而粒徑小于0．5 mm的顆粒污泥比重僅為1．0%，比接種初期下降了13．17%．至第70天時(shí)，顆粒污泥粒徑分布與第35天時(shí)的變化不大，顆粒污泥粒徑仍然主要集中在1．5～2．5 mm之間，粒徑大于1．5 mm的顆粒污泥所占比重為80．7%，粒徑小于0．5 mm的顆粒污泥比重為1．5%．由此可見(jiàn)，在試驗(yàn)條件下，系統(tǒng)中的ANAMMOX顆粒污泥由小顆粒逐漸向大顆粒轉(zhuǎn)變，而后趨于穩(wěn)定狀態(tài)．其可能原因?yàn)?①反應(yīng)器HRT一直保持為1．2 h，進(jìn)水流量為205 L /d，計(jì)算得出在反應(yīng)器內(nèi)液體的上升流速為8．99 m /h，而污泥的顆?；c流速有關(guān)［22－23］;②異養(yǎng)菌在顆粒污泥表層的生長(zhǎng)繁殖．Kindaichi等［24］的研究表明，厭氧氨氧化主要在ANAMMOX顆粒污泥表層1 mm左右的區(qū)間內(nèi)進(jìn)行，而污泥顆粒較大時(shí)，顆粒內(nèi)部會(huì)因基質(zhì)濃度過(guò)低而處于饑餓狀態(tài)，從而導(dǎo)致顆粒污泥脫氮性能下降．一般來(lái)說(shuō)，較大顆粒的ANAMMOX污泥對(duì)不利條件的抵抗性能較強(qiáng)，較小顆粒污泥對(duì)不利條件抵抗性能較弱．本試驗(yàn)ANAMMOX顆粒污泥在初期主要集中在0．5～2．0 mm之間，經(jīng)過(guò)滲濾液環(huán)境馴化后顆粒污泥粒徑則集中在1．5～2．5 mm之間，基本處于傳質(zhì)作用最佳的區(qū)間．

圖7　顆粒污泥在不同時(shí)期粒徑分布變化

3　結(jié)論

1)通過(guò)逐步提高進(jìn)水晚期垃圾滲濾液濃度，ANAMMOX-UASB系統(tǒng)可適應(yīng)垃圾滲濾液并實(shí)現(xiàn)高效脫氮，在穩(wěn)定時(shí)期NH+4-N，NO－2-N和TN的平均去除率分別為96%，95%和87%．

2)在穩(wěn)定期，系統(tǒng)中ANAMMOX顆粒污泥厭氧氨氧化活性良好，仍然是系統(tǒng)脫氮的主要途徑;同時(shí)也有部分異養(yǎng)反硝化作用同步脫氮．此外，系統(tǒng)中還存在好氧氨氧化和亞硝氮氧化作用，其中，好氧氨氧化活性為0．031 g /(g·d)，亞硝酸氧化活性為0．010 g /(g·d)．

3) ANAMMOX-UASB系統(tǒng)中顆粒污泥顏色由初期的磚紅色轉(zhuǎn)變成紅褐色，粒徑由小顆粒逐漸向大顆粒轉(zhuǎn)變，而后趨于穩(wěn)定狀態(tài)，顆?；潭容^好．穩(wěn)定運(yùn)行期粒徑大于1．5 mm的顆粒污泥比重為80．7%;表面存在孔隙，有利于傳質(zhì)作用．顆粒污泥表層有球菌、桿菌和絲狀菌附著，可能為好氧氨氧化菌(AOB)、亞硝酸鹽氧化菌(NOB)和異養(yǎng)菌．

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Characteristics of granular sludge and nitrogen removal performance in ANAMMOX-UASB system fed with mature landfill leachate

Li Yun1，2Zhang Meixue1，2Xiong Xiangyang3Chen Gang3
Li Jun1，2Zhang Yanzhuo1，2Song Wei3Wang Mingchao3
(1College of Architecture and Civil Engineering，Beijing University of Technology，Beijing 100124，China)
(2Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering，
Beijing University of Technology，Beijing 100124，China)
(3China Urban Construction Design and Research Institute Co．，Ltd．，Beijing 100012，China)

Abstract:Taking the mature landfill leachate as the research object，the nitrogen removal performance of the ANAMMOX-UASB (anaerobic ammonia oxidation up-flow anaerobic sludge blanket) system，the ANAMMOX granular sludge characteristics，and the changes of its size distributions were investigated．The results show that the ANAMMOX-UASB system can achieve efficient nitrogen removal in mature landfill leachate．At the stable stage，the average removal rates ofand TN were 96%，95% and 87%，respectively．The activity of ANAMMOX granular sludge was very well，and ANAMMOX still was the main way of nitrogen removal，but there was also nitrogen removal by heterotrophic denitrification simultaneously in the system．Moreover，aerobic ammonia oxidation and nitrite oxidation existed in the system，and their activity were 0．031 and 0．010 g/(g·d)，respectively．The color of granular sludge changed from brick red to red-brown，and the average size of granular sludge changed from small to large．At the stable stage，the proportion of granular sludge size exceeding 1．5 mm was 81%．There were spherical bacteria，rod-shaped bacteria and filamentous bacteria on the granular sludge surface．

Key words:anaerobic ammonia oxidation; mature landfill leachate; granular sludge;nitrogen removal

基金項(xiàng)目:國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)資助項(xiàng)目(2014ZX07201-011)、中國(guó)城市建設(shè)研究院院級(jí)課題資助項(xiàng)目(Y07H13074)．

收稿日期:2015-05-31．

作者簡(jiǎn)介:李蕓(1985—)，男，博士生;李軍(聯(lián)系人)，男，博士，教授，博士生導(dǎo)師，jglijun@ bjut．edu．cn．

DOI:10．3969/j．issn．1001－0505．2016．01．028

中圖分類號(hào):X703

文獻(xiàn)標(biāo)志碼:A

文章編號(hào):1001－0505(2016) 01-0171-08