張方齋，王淑瑩，彭永臻，苗蕾，曹天昊，王眾

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CANON工藝處理實(shí)際晚期垃圾滲濾液的啟動(dòng)實(shí)驗(yàn)

張方齋，王淑瑩，彭永臻，苗蕾，曹天昊，王眾

（北京工業(yè)大學(xué)北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，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）

針對(duì)晚期垃圾滲濾液濃度高、C/N低、深度脫氮困難的問題，采用CANON工藝在曝氣/缺氧攪拌循環(huán)交替的運(yùn)行方式下，處理晚期垃圾滲濾液實(shí)現(xiàn)了深度脫氮。系統(tǒng)經(jīng)過130 d的馴化培養(yǎng)后成功啟動(dòng)，長期試驗(yàn)研究結(jié)果表明，在進(jìn)水COD、、TN濃度（mg·L-1）分別為2050±250、1625±75和2005±352情況下，出水COD、、TN濃度（mg·L-1）能達(dá)到407±14、8±4和19±4，總氮去除率達(dá)到了98.76%。在未投加外碳源的情況下，CANON工藝在曝氣/缺氧攪拌的運(yùn)行方式下實(shí)現(xiàn)了對(duì)晚期垃圾滲濾液的深度脫氮。此外，經(jīng)熒光原位雜交（FISH）檢測(cè)表明，在該運(yùn)行方式下能夠成功富集氨氧化菌和厭氧氨氧化菌，各占總菌數(shù)的19.5%±1.3%和42.7%±5.02%，為CANON工藝用于處理晚期垃圾滲濾液的工程應(yīng)用提供參考。

垃圾滲濾液；CANON；曝氣/缺氧攪拌；短程硝化；厭氧氨氧化；厭氧氨氧化菌

引 言

近年來，垃圾填埋是我國大多數(shù)城市解決生活垃圾的最主要方法，85%的城市生活垃圾采用衛(wèi)生填埋處理[1]。其主要缺點(diǎn)就是產(chǎn)生大量的垃圾滲濾液，垃圾滲濾液是一種成分復(fù)雜的高濃度有機(jī)廢水，含有大量的和有機(jī)物[2]。目前生物脫氮工藝是最常用的脫氮工藝。傳統(tǒng)的生物脫氮工藝首先將污水中的轉(zhuǎn)化為，隨后反硝化細(xì)菌利用水中的碳源將轉(zhuǎn)化為N2完成脫氮作用。然而，由于晚期垃圾滲濾液C/N低不能提供足夠的碳源進(jìn)行反硝化作用，若完成深度脫氮，則需要大量投加碳源。因此，如何經(jīng)濟(jì)高效地實(shí)現(xiàn)晚期垃圾滲濾液深度脫氮是目前研究的重點(diǎn)[3]。

厭氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX）工藝是一種新型生物脫氮工藝[4-5]，是以為電子供體，為電子受體，生成N2的生物反應(yīng)，其反應(yīng)式為[6]

相對(duì)于傳統(tǒng)生物脫氮工藝，厭氧氨氧化工藝可節(jié)省60%左右的曝氣量和100%有機(jī)碳源，并減少溫室氣體的排放[7]。然而，厭氧氨氧化工藝的進(jìn)水需要和兩種基質(zhì)，而自然狀態(tài)下的氮元素通常以和有機(jī)氮的形式存在[8]，因此需要其他工藝為厭氧氨氧化工藝提供。短程硝化工藝是指在氨氧化菌（ammonium oxidation bacteria，AOB）的作用下轉(zhuǎn)化為的過程[9]，其反應(yīng)式為[10]

因此充分利用AOB進(jìn)行短程硝化反應(yīng)可以解決厭氧氨氧化反應(yīng)進(jìn)水的需求問題。由于厭氧氨氧化菌（anaerobic ammonium oxidizing bacteria，AnAOB）生長速率緩慢世代周期長（20～24 d）[11]，不同學(xué)者研究不同的反應(yīng)器來探究短程硝化-厭氧氨氧化耦合工藝。例如生物膜反應(yīng)器[12-13]、上流式厭氧污泥床反應(yīng)器（UASB）[14]以及序批式活性污泥反應(yīng)器（SBR）[15]。在所有研究過的反應(yīng)器中序批式活性污泥反應(yīng)器（SBR）由于生物截流性好可控性強(qiáng)的特性被認(rèn)為是最適合AnAOB生長的反應(yīng)器[16]。AnAOB在序批式活性污泥反應(yīng)器（SBR）中增長一倍所需的時(shí)間比在連續(xù)流反應(yīng)器中縮短1/2[16]。目前，短程硝化-厭氧氨氧化耦合工藝通常置于兩個(gè)反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，如SHARON-ANAMMOX工藝[17]。SHARON反應(yīng)器中AOB首先將進(jìn)水中一半的轉(zhuǎn)化為，產(chǎn)生:1:1的出水進(jìn)入ANAMMOX反應(yīng)器，反應(yīng)器內(nèi)的AnAOB再將和轉(zhuǎn)化為N2和少量的。有研究采用三級(jí)厭氧氨氧化工藝處理晚期垃圾滲濾液[18]，在短程硝化反應(yīng)器中被AOB全部轉(zhuǎn)化，之后原水與短程硝化反應(yīng)器的出水以1:1.32的比例在ANAMMOX反應(yīng)器中混合進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng)。然而，短程硝化反應(yīng)消耗堿度，隨著反應(yīng)的進(jìn)行短程硝化反應(yīng)器的pH不斷降低，低于AOB的最佳生長pH范圍（7.5～8.5）[19]，并且厭氧氨氧化反應(yīng)是產(chǎn)生堿度的過程，隨著反應(yīng)的進(jìn)行pH逐漸升高超出AnAOB的最佳pH范圍（7.0～8.0）[20]。因此，在短程硝化-厭氧氨氧化兩級(jí)反應(yīng)器中均需要人為調(diào)控pH給人工操作提出了更高的要求。

經(jīng)研究發(fā)現(xiàn)短程硝化和厭氧氨氧化兩個(gè)反應(yīng)過程可以整合于一個(gè)反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，如CANON（completely autotrophic nitrogen removal over nitrite）工藝。CANON工藝指的是在單個(gè)反應(yīng)器內(nèi)，利用AOB和AnAOB的協(xié)同作用來去除廢水中的[21]。CANON工藝中厭氧氨氧化反應(yīng)產(chǎn)生的堿度可以及時(shí)補(bǔ)充短程硝化反應(yīng)消耗的堿度，使得AOB和AnAOB均處在良好的pH環(huán)境。目前CANON工藝已經(jīng)成功應(yīng)用于高的電子工業(yè)廢水[16]、高污泥消化液[22]和低負(fù)荷的養(yǎng)殖廢水[23]。然而對(duì)于晚期垃圾滲濾液的處理未見有所報(bào)道。

基于以上背景，本試驗(yàn)采用CANON工藝在無外加碳源的情況下處理晚期垃圾滲濾液，實(shí)現(xiàn)晚期垃圾滲濾液的深度脫氮。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)裝置和材料

本試驗(yàn)采用CANON工藝處理晚期低C/N比垃圾滲濾液。CANON反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，內(nèi)徑為200 mm，外徑為210 mm，高為450 mm，其有效容積為10 L；反應(yīng)器底部的曝氣頭與空氣壓縮機(jī)相連接。采用電動(dòng)攪拌機(jī)（D10-2F，杭州）攪拌（70～80 r·min-1），保證反應(yīng)器內(nèi)泥水混合均勻；溫控箱和加熱棒控制反應(yīng)器內(nèi)部溫度維持在30℃±1℃。該反應(yīng)器安置Multi340i型便攜式多功能測(cè)定儀，通過DO、pH探頭在線測(cè)定反應(yīng)過程中的pH、DO濃度。

1.2 試驗(yàn)水質(zhì)和接種污泥

垃圾滲濾液取自北京六里屯垃圾填埋場(chǎng)。滲濾液呈黑褐色，有明顯異味，高氨氮低C/N比，具體水質(zhì)指標(biāo)見表1，具有典型的晚期垃圾滲濾液特征。靜態(tài)試驗(yàn)用水和啟動(dòng)初期用水（1600 mg·L-1）采用人工配水[24]，1 L人工配水由997.5 ml自來水、8 mg KH2PO4、4.48 mg CaCl2·H2O、240 mg MgSO4·7H2O、1000 mg KHCO3、1.25 ml微量元素Ⅰ、1.25 ml微量元素Ⅱ構(gòu)成，微量元素Ⅰ成分（1 L）包括：6.369 g EDTA，9.14 g FeSO4·7H2O；微量元素Ⅱ成分（1 L）包括：19.106 g EDTA，0.014 g H3BO4，0.99 g MnCl2·4H2O，0.25 g CuSO4·5H2O，0.43 g ZnSO4·7H2O，0.19 g NiCl2·6H2O，0.22 g NaMoO4·2H2O。

表1 晚期垃圾滲濾液水質(zhì)特點(diǎn)

CANON反應(yīng)器分兩次接種污泥，接種污泥分別取自處理生活污水某中試反應(yīng)器短程硝化污泥9 L和本實(shí)驗(yàn)室厭氧氨氧化污泥1 L。穩(wěn)定運(yùn)行期間MLSS（6500±300）mg·L-1，MLVSS（4800±350）mg·L-1，MLVSS/MLSS70%，SV37.6%，SVI55.06 ml·g-1。

1.3 CANON工藝運(yùn)行方式

CANON工藝正式運(yùn)行130 d，根據(jù)運(yùn)行方式和進(jìn)出水水質(zhì)特點(diǎn)可以將整個(gè)運(yùn)行階段分為2個(gè)階段，分別為階段1：短程硝化啟動(dòng)階段（1～60 d），進(jìn)水為實(shí)際晚期垃圾滲濾液；階段2：短程硝化-厭氧氨氧化啟動(dòng)階段（60～130 d），該階段分為人工配水作用時(shí)期（60～95 d）和人工配水/晚期垃圾滲濾液混合作用時(shí)期（95～130 d）。CANON工藝采用一次進(jìn)水方式，第1階段每天運(yùn)行兩個(gè)周期，每個(gè)周期為12 h，包括進(jìn)水單元、缺氧攪拌單元、好氧反應(yīng)單元、沉淀單元、排水單元和閑置單元，其中缺氧攪拌2 h，好氧曝氣時(shí)間通過pH曲線實(shí)時(shí)控制，當(dāng)出現(xiàn)氨谷時(shí)停止曝氣，排水比為10%，泥齡（sludge retention time，SRT）為15 d。第2階段每個(gè)周期為36 h，包括進(jìn)水單元、曝氣/缺氧攪拌循環(huán)交替運(yùn)行單元、沉淀單元、排水單元和閑置單元，其中每段曝氣1.5 h，缺氧攪拌時(shí)間通過pH曲線實(shí)時(shí)控制。當(dāng)pH曲線不在升高時(shí)停止攪拌，具體運(yùn)行參數(shù)如圖1所示，排水比為10%，SRT為55 d。

圖1 CANON工藝運(yùn)行方式

1.4 檢測(cè)指標(biāo)和測(cè)定方法

COD（溶解性COD，重鉻酸鉀法）采用5B-3（B）型COD多元速測(cè)儀（蘭州連華科技）測(cè)定，（納氏試劑光度法），[-(1-萘基)-乙二胺光度法]，（麝香草酚法），污泥濃度（MLSS）、揮發(fā)性污泥濃度（MLVSS）采用標(biāo)準(zhǔn)測(cè)定方法，磷酸鹽（鉬銻抗分光光度法），pH、DO在線測(cè)定（WTW pH 340i、WTW DO 340i），TN通過TOC/TN分析儀（Multi N/C3000，德國耶拿）測(cè)定，樣品測(cè)試之前保存在溫度為4℃冰箱中。

1.5????熒光原位雜交（fluorescencehybridization，F(xiàn)ISH）

在130 d時(shí)取泥樣，采用FISH方法進(jìn)行分析。熒光原位雜交全菌、AOB、NOB和AnAOB所用到探針見表2[25]。圖像通過奧林巴斯正置熒光顯微鏡（OLYMPUSBX61）進(jìn)行拍攝。為了減少誤差，每個(gè)樣本均進(jìn)行多張拍攝，并通過Image plus-pro 6.0軟件對(duì)其中30～40張圖像進(jìn)行分析。

表2 AOB、NOB、AnAOB和全菌所用探針

1.6 靜態(tài)試驗(yàn)

試驗(yàn)第60天，為檢驗(yàn)系統(tǒng)中NOB活性進(jìn)行靜態(tài)試驗(yàn)，取泥1500 ml，為了將污泥中殘留的、、和有機(jī)物去除干凈，采用超純水離心清洗3遍，將離心過的污泥用人工配水?dāng)嚢杌旌?，平均分配?個(gè)有效容積為500 ml編號(hào)為1#、2#、3#玻璃容器中。向1#、2#、3#反應(yīng)器中分別投加98.6、197.2和295.8 mg NaNO2，使其初始濃度分別為40、80和120 mg·L-1。將1#、2#、3#反應(yīng)器放入恒溫25℃水浴鍋中，并通過控制曝氣量使反應(yīng)器內(nèi)溶解氧維持在2.5～3.0 mg·L-1，每間隔15 min取樣，連續(xù)取樣4.5 h，監(jiān)測(cè)1#、2#、3#反應(yīng)器內(nèi)和濃度變化。

2 結(jié)果和討論

2.1 短程硝化啟動(dòng)階段氮素的變化

短程硝化啟動(dòng)階段共60 d，前30 d為第1部分，主要目的是培養(yǎng)硝化污泥逐步適應(yīng)晚期垃圾滲濾液水質(zhì)特點(diǎn)，后30 d為第2部分，主要目的是提高出水積累率。該階段的氮素變化如圖2所示，雖然接種處理生活污水的短程硝化污泥，但由于處理水質(zhì)發(fā)生變化，在短程硝化啟動(dòng)初期0～16 d中出水不斷升高，不斷降低，原有的短程硝化系統(tǒng)逐步被破壞，并且在第18天時(shí)出水中積累率達(dá)到最低的16.3%，此時(shí)硝化時(shí)間長達(dá)9 h。第20天時(shí)由于操作失誤導(dǎo)致部分污泥流失，20～23 d硝化作用不能充分進(jìn)行，出水明顯升高，出水大幅降低，但出水中的含量并沒有降低且有所上升。此時(shí)積累率升高到45%，分析污泥流失過程對(duì)NOB沖擊較大直接導(dǎo)致出水中含量降低，對(duì)AOB造成的影響相對(duì)較小，并且NOB的大量流失使得短程硝化產(chǎn)生的只有很少一部分被NOB氧化利用，出水中含量有所上升。隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，硝化時(shí)間逐步縮短。當(dāng)試驗(yàn)進(jìn)行到第25天時(shí)，硝化時(shí)間為6 h，在此后試驗(yàn)進(jìn)行中系統(tǒng)的硝化時(shí)間一直維持在6 h左右，硝化時(shí)間穩(wěn)定，出水水質(zhì)變化不大，表明活性污泥已經(jīng)適應(yīng)了晚期垃圾滲濾液的水質(zhì)特點(diǎn)。但在25 d時(shí)反應(yīng)器出水的和含量相當(dāng)，積累率雖然較之前有所上升但依然只有55%左右。

圖2 短程硝化啟動(dòng)階段氮素的變化

2.2 系統(tǒng)中NOB活性檢測(cè)靜態(tài)試驗(yàn)

CANON工藝完成短程硝化啟動(dòng)后即將進(jìn)入短程硝化-厭氧氨氧化啟動(dòng)階段，然而若此時(shí)系統(tǒng)中依舊存在大量NOB或NOB依然保持較高的活性將不利于下一階段反應(yīng)的進(jìn)行，NOB的存在會(huì)與AnAOB競(jìng)爭反應(yīng)器內(nèi)，對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)將產(chǎn)生不可逆轉(zhuǎn)的破壞[31]。本靜態(tài)試驗(yàn)檢驗(yàn)了起始濃度為40、80和120 mg·L-1下NOB活性，其結(jié)果如圖3所示。

圖3 靜態(tài)試驗(yàn)中、濃度變化

由圖可知，2#和3#反應(yīng)器在4.5 h內(nèi)生成量均小于2.5 mg·L-1，即使在1#反應(yīng)器內(nèi)濃度也只有3.25 mg·L-1左右。由此可見60 d時(shí)雖然反應(yīng)器中有部分NOB的存在，但NOB的活性非常低不會(huì)對(duì)下一階段的短程硝化-厭氧氨氧化產(chǎn)生沖擊，因此可以在第60天時(shí)投加厭氧氨氧化污泥，進(jìn)入試驗(yàn)下一階段。

2.3 短程硝化-厭氧氨氧化啟動(dòng)階段

如圖4(a)所示，由于運(yùn)行方式和條件的改變60～67 d內(nèi)硝化作用逐漸減弱，出水由40 mg·L-1增加到110 mg·L-1。曝氣方式從短程硝化啟動(dòng)階段的連續(xù)曝氣轉(zhuǎn)換為間歇循環(huán)曝氣，新的反應(yīng)條件對(duì)AOB具有一定沖擊，并且為了兼顧新投加的AnAOB，在曝氣階段控制曝氣量（3～5 L·min-1），溶解氧由第1階段的1.2～1.8 mg·L-1下降到0.1～0.2 mg·L-1，溶解氧的變化是影響 AOB活性的又一重大因素。AnAOB是厭氧細(xì)菌[32]曝氣階段溶解氧的存在會(huì)對(duì)AnAOB產(chǎn)生巨大的沖擊。該系統(tǒng)中氮素的去除全部依賴于AnAOB的厭氧氨氧化作用，因此TN去除可以直觀體現(xiàn)AnAOB的活性。如圖4(c)所示，在60～67 d內(nèi)AnAOB活性有所降低，TN去除量由最初的1540 mg·L-1降低到1437 mg·L-1。隨著反應(yīng)的進(jìn)行在67～75 d AOB逐漸表現(xiàn)出適應(yīng)性并恢復(fù)活性，出水迅速降低，第76天時(shí)出水為23 mg·L-1。在此階段AnAOB活性也有所提升，TN去除量由1437 mg·L-1增加到第73天的1480 mg·L-1，并且在73～75 d穩(wěn)定維持在1475～1480 mg·L-1。第75天時(shí)，系統(tǒng)達(dá)到比較穩(wěn)定的水平，但是出水TN仍然高達(dá)124 mg·L-1。

為了提高TN去除量，在76～84 d改變時(shí)間分配比例增加每周期內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)時(shí)間，由曝氣1.5 h/攪拌1.5 h變?yōu)槠貧?.5 h/攪拌2.5 h。如圖4(c)所示，隨著反應(yīng)進(jìn)行，TN去除量逐漸升高，在第76天時(shí)TN去除量由1480 mg·L-1提升到1515 mg·L-1。由于降低了每個(gè)周期內(nèi)曝氣時(shí)間，因此在第76天時(shí)出水濃度提高到47 mg·L-1。雖然每個(gè)周期內(nèi)硝化時(shí)間由18 h降低到13.5 h，但依舊遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于短程硝化啟動(dòng)階段硝化時(shí)間(4 h)，反應(yīng)器內(nèi)AOB仍有充分的時(shí)間把進(jìn)水完全氧化，第83天時(shí)出水降低到15 mg·L-1。此時(shí)TN去除量達(dá)到1555 mg·L-1，但是出水中的濃度大于，說明每周期內(nèi)硝化時(shí)間充足而厭氧氨氧化的時(shí)間依舊欠缺。

為了進(jìn)一步優(yōu)化時(shí)間分配比例第84天采取曝氣1.5 h/攪拌（pH曲線實(shí)時(shí)控制）。厭氧氨氧化反應(yīng)是產(chǎn)生堿度的過程，隨著反應(yīng)的進(jìn)行pH曲線會(huì)逐漸升高，當(dāng)pH曲線趨近平緩不在升高時(shí)認(rèn)為厭氧氨氧化反應(yīng)完全，此時(shí)停止攪拌開始曝氣。第84天，完成了曝氣/缺氧攪拌時(shí)間比例最合理的分配缺氧攪拌時(shí)間大約3 h，TN去除從1555 mg·L-1升高到1588 mg·L-1。第95天時(shí)出水12 mg·L-1，出水TN20.14 mg·L-1，達(dá)到垃圾滲濾液一級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)。

95～130 d反應(yīng)器的進(jìn)水由配水和晚期垃圾滲濾液混合提供，原水混合液濃度為1600 mg·L-1。其中（95～102 d）進(jìn)水中20%的由晚期垃圾滲濾液提供，102～109 d 40%的進(jìn)水來自晚期垃圾滲濾液，逐步提高進(jìn)水中晚期垃圾滲濾液的比例，直到123～130 d進(jìn)水全部來自于晚期垃圾滲濾液。由于晚期垃圾滲濾液中存在大量不可生物降解的COD[33]，如圖5所示，每個(gè)反應(yīng)周期結(jié)束后依舊剩余大約400 mg·L-1的COD。而晚期垃圾滲濾液的加入并沒有對(duì)AOB和AnAOB產(chǎn)生不利影響，該階段TN去除率始終大于95%，出水TN＜33 mg·L-1，出水＜12mg·L-1，達(dá)到垃圾滲濾液一級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)。FNA的存在往往會(huì)對(duì)菌種產(chǎn)生一定抑制作用[34]，F(xiàn)NA對(duì)不同菌種的抑制閾見表3。95～130 d內(nèi)濃度始終小于5mg·L-1，溫度30℃，pH7.5，F(xiàn)NA3.12×10?4mg·L-1小于FNA產(chǎn)生抑制的最低閾 值，F(xiàn)NA在該系統(tǒng)內(nèi)的影響可忽略。反應(yīng)器經(jīng)過長期的馴化實(shí)現(xiàn)了對(duì)晚期垃圾滲濾液深度脫氮的目標(biāo)，在第130天時(shí)CANON工藝啟動(dòng)成功。

圖5 短程硝化-厭氧氨氧化配水/晚期滲濾液啟動(dòng)階段

表3 FNA對(duì)不同功能菌抑制閾

2.4 FISH半定量研究

在130 d從反應(yīng)器中取出泥樣，采用FISH方法對(duì)AOB、NOB和AnAOB進(jìn)行定量分析。如圖6所示，(a)，(c)，(e)，(g)代表以EUBmix為探針的全菌；(b)代表以NSO1225為探針的Betaproteobacterial AOB；(d)代表以NIT3為探針的Nitrobacteria NOB；(f)代表以Ntspa662為探針的Nitrospira NOB；(h)代表以Amx 368為探針的AnAOB。在連續(xù)運(yùn)行130 d后反應(yīng)器中AOB、NOB和AnAOB占總菌數(shù)的百分比分別為19.5%±1.3%、4.3%±0.35%和42.7%±5.02%，AOB和AnAOB成為明顯的優(yōu)勢(shì)菌種?；谝陨戏治?，可以得出結(jié)論：CANON反應(yīng)器在曝氣/缺氧攪拌循環(huán)交替運(yùn)行方式下，可成功實(shí)現(xiàn)AOB和AnAOB的富集，為晚期垃圾滲濾液深度脫氮打下了良好的生物基礎(chǔ)。

圖6 CANON反應(yīng)器微生物FISH檢測(cè)結(jié)果

3 結(jié) 論

（1）試驗(yàn)采用CANON工藝對(duì)晚期垃圾滲濾液進(jìn)行脫氮研究，將短程硝化和厭氧氨氧化兩個(gè)反應(yīng)過程耦合在CANON反應(yīng)器內(nèi)，并且在曝氣/缺氧攪拌循環(huán)交替的運(yùn)行方式下成功的富集了AOB和AnAOB，AOB和AnAOB占總菌數(shù)的百分比分別為19.5%±1.3%和42.7%±5.02%。

（2）采用CANON工藝處理晚期垃圾滲濾液具有較強(qiáng)的穩(wěn)定性，在進(jìn)水COD、、TN濃度（mg·L-1）分別為2050±250、1625±75和 2005±352且未投加碳源情況下，出水COD、、TN（mg·L-1）穩(wěn)定在407±14、8±4和19±4，總氮去除率達(dá)到了98.76%。

（3）通過控制曝氣和缺氧攪拌時(shí)間來平衡短程硝化和厭氧氨氧化兩個(gè)反應(yīng)過程是該工藝成功的關(guān)鍵，最終以實(shí)時(shí)控制的方式實(shí)現(xiàn)了時(shí)間比例的最優(yōu)化。

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Start-up and characterization of nitrogen and COD removal from mature landfill leachateCANON process

ZHANG Fangzhai, WANG Shuying, PENG Yongzhen, MIAO Lei, CAO Tianhao, WANG Zhong

(Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

The mature landfill leachate from sanitary landfill is difficult to treat because of complicated composition, high concentration of ammonia and low C/N. During this study, a CANON (completely autotrophic nitrogen removal over nitrite) process with an intermittent aeration/anaerobic mixing operational mode was applied to remove nitrogen from mature landfill leachate. After domestication of 130 d, the system was stable with the effluent COD,and TN (mg·L-1) of 407±14, 8±4 and 19±4 when the influent COD,and TN (mg·L-1) were 2050±250, 1625±75 and 2005±352, respectively. Nitrogen removal from mature landfill leachate could be realizedintermittent aeration/anaerobic mixing CANON process with 98.76% of total nitrogen removal efficiency. Besides, the FISH (Fluorescencehybridization) results showed that under this operational mode, both aerobic ammonium oxidation bacteria and anaerobic ammonium oxidizing bacteria accounted for 19.5%±1.3% and 42.7%±5.02%, respectively, which provided a reference for CANON treating mature landfill leachate in engineering application.

landfill leachate; CANON; intermittent aeration/anaerobic; partial nitrification; anammox; anaerobic ammonium oxidizing bacteria

supported by the National Key Science and Technology Special Projects of Water Pollution Control and Management (2015ZX07218001) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.

date: 2016-02-01.

Prof. WANG Shuying, wsy@bjut.edu.cn

X 703

A

0438—1157（2016）09—3910—09

10.11949/j.issn.0438-1157.20160144

國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)（2015ZX07218001）；北京市教委資助項(xiàng)目。

2016-02-01收到初稿，2016-04-10收到修改稿。

聯(lián)系人：王淑瑩。第一作者：張方齋（1990—），男，碩士研究生。