王家輝，張苧文

垃圾滲濾液中富里酸對厭氧氨氧化污泥的脫氮效能的影響

王家輝，張苧文

（沈陽建筑大學(xué)， 遼寧 沈陽 110168）

為了探究富里酸濃度對反應(yīng)器脫氮能力的敏感性，采用接續(xù)實(shí)驗(yàn)的方式，分別向反應(yīng)器內(nèi)加入5、50、80以及100 mg·L-1富里酸，結(jié)果顯示，5 mg·L-1的富里酸對反應(yīng)器內(nèi)脫氮效果具有促進(jìn)作用，總氮去除率達(dá)到86.21%，EPS總量上升至111.98 mg·g-1VSS，PS/PN數(shù)值下降至1.49，水相和菌體信號分子質(zhì)量濃度分別上升至2.07 ng·L-1和251.23 ng·L-1。50 mg·L-1的富里酸加入后反應(yīng)器脫氮效果的促進(jìn)作用增強(qiáng)，總氮去除率達(dá)到87.19%，EPS總量上升至128.84 mg·g-1VSS，PS/PN數(shù)值降至1.41，信號分子質(zhì)量濃度上升至4.45和362.36 ng·L-1。80、100 mg·L-1的富里酸加入后對脫氮效果產(chǎn)生了抑制作用，總氮去除率降低至59.87%，EPS總量上升至167.66，PS/PN數(shù)值上升至0.217，信號分子濃度上升至7.97和478.45 ng·L-1。

厭氧氨氧化； 富里酸； 脫氮效能

在中國經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展和城市化進(jìn)程不斷提高的背景下，我國人民的生活水平也在不斷上升，但與此同時(shí)所產(chǎn)生的城市垃圾總量也呈現(xiàn)出逐年升高的趨勢?，F(xiàn)階段針對垃圾處理技術(shù)主要有四種，分別為填埋、堆肥、焚燒和簡易堆放。其中應(yīng)用較為廣泛的處理技術(shù)為填埋和焚燒處理，占垃圾總處理量的82.5%[1]，但同時(shí)在處理過程中產(chǎn)生的大量的垃圾滲濾液，成為廢水處理領(lǐng)域的新一大難題。垃圾滲濾液的組成成分極為復(fù)雜，氨氮濃度高、碳氮比低、有機(jī)物含量高、色度高，且水質(zhì)變化波動性較大[2]。

在脫氮工藝中，生物脫氮最為經(jīng)濟(jì)有效，其中厭氧氨氧化（ANAMMOX）是最具有前景的新型脫氮技術(shù)。厭氧氨氧化是指在厭氧條件下，厭氧氨氧化菌利用NO2--N為電子受體將NH4+-N轉(zhuǎn)換為N2的生物過程[3]。大量研究表明，厭氧氨氧化適宜pH值范圍是6.4～8.3，比較適宜的溫度范圍為20～43 ℃[4]。厭氧氨氧化菌的生長周期較長，而厭氧氨氧化菌生長的因素還有溶解氧濃度，有機(jī)物濃度、基質(zhì)濃度以及金屬離子等[5]。由于厭氧氨氧化菌的生產(chǎn)率較低倍增速度較慢，且厭氧氨氧化菌對環(huán)境條件要求較高，所以研究影響厭氧氨氧化菌的生長速率因素以及如何促進(jìn)厭氧氨氧化菌活性就有了重要意義。

滲濾液中的腐殖質(zhì)是一類具有羰基結(jié)構(gòu)的高分子芳香聚合物，成分復(fù)雜且穩(wěn)定性高，通常以黑褐色、無定形的酸性有機(jī)物混合物質(zhì)存在[6]。腐殖質(zhì)與腐殖酸等大分子有機(jī)物很難被微生物直接降解和利用，導(dǎo)致出水指標(biāo)很難達(dá)到要求。富里酸是在土壤和天然水系統(tǒng)發(fā)現(xiàn)的腐殖質(zhì)，與所有水生生物相容。富里酸含有許多反應(yīng)性官能團(tuán)，包括醌，羥基，羧基和酚[7]。Li等將富里酸添加到反硝化細(xì)菌中，發(fā)現(xiàn)富里酸通過糖酵解和三羧酸循環(huán)途徑增加碳源的代謝，以產(chǎn)生更多可用的NADH[8]。

考慮到腐殖酸本身的特性，為避免厭氧氨氧化工藝處理垃圾滲濾液的試驗(yàn)效果產(chǎn)生影響，試驗(yàn)研究了腐殖酸中的富里酸逐步馴化厭氧氨氧化污泥的脫氮效能，以及在馴化過程中污泥特性的變化。以期對厭氧氨氧化工藝在實(shí)際工程的運(yùn)用中做出貢獻(xiàn)。

本文通過向反應(yīng)器里逐步提升富里酸濃度的方式快速馴化厭氧氨氧化污泥，并且檢測污泥氨氮去除率、亞硝態(tài)氮去除率變化及其各項(xiàng)指標(biāo)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)備儀器

本試驗(yàn)用到的主要設(shè)備儀器列于表1中。UASB反應(yīng)器裝置示意圖見圖1。

圖1 UASB反應(yīng)器裝置示意圖

表 1 試驗(yàn)用主要設(shè)備儀器

1.2 接種污泥與配水組成

本試驗(yàn)中，UASB反應(yīng)器中的接種污泥一部分取自遼寧撫順三寶屯污水處理廠二沉池回流污泥，接種量為2 L，污泥沉降比為20%，MLVSS為15.235 g·L-1。另外一部分污泥取自實(shí)驗(yàn)室經(jīng)低溫高鹽度馴化的厭氧氨氧化顆粒污泥，氨氮和亞硝態(tài)氮去除率分別在49%、96%。

為了保證試驗(yàn)數(shù)據(jù)的穩(wěn)定性和準(zhǔn)確性，本試驗(yàn)采用人工配水模擬經(jīng)預(yù)處理后的垃圾滲濾液進(jìn)水，馴化階段UASB反應(yīng)器主要由NH4Cl和NaNO2提供NH4+和NO2-且調(diào)節(jié)為NH4+/NO2-比值約為1，以NaHCO3作為堿度調(diào)節(jié)pH值，另添加MgSO4·7H2O，無水CaCl2，KH2PO4和微量元素。表2為各成分濃度。

1.3 試驗(yàn)裝置與試驗(yàn)方法

本試驗(yàn)采用上流式厭氧污泥床（UASB），反應(yīng)器為帶有夾層的有機(jī)玻璃制圓柱形容器，有效容積為7 L。反應(yīng)器分為3個(gè)部分，分別是水浴加熱區(qū)、反應(yīng)區(qū)和三相分離器。

表2 模擬污水主要成分

注：ND的含量值隨著試驗(yàn)不斷發(fā)生改變。

表3 厭氧氨氧化反應(yīng)器配水微量元素成分

采用單側(cè)黏性的黑色擠塑板包裹在反應(yīng)器外壁裝，用于滿足厭氧氨氧化菌避光和保溫的培養(yǎng)條件。反應(yīng)器兩側(cè)各設(shè)有4個(gè)取樣口。通過三項(xiàng)分離器實(shí)現(xiàn)固液氣三項(xiàng)分離。反應(yīng)器進(jìn)水采用50 L容積的進(jìn)水桶，采用通入氮?dú)獾姆绞饺コ鯕饪刂七M(jìn)水DO。采用控制進(jìn)水蠕動泵的方式控制流速從而控制HRT，進(jìn)水方式為由裝置底部進(jìn)入，經(jīng)過三項(xiàng)分離器后從裝置頂部流出，出水采用重力流自然流出。

在啟動中溫厭氧氨氧化工藝后，穩(wěn)定運(yùn)行裝置20 d后，開始進(jìn)行試驗(yàn)。通過水浴加熱器將反應(yīng)溫度維持在32±1℃，通過調(diào)節(jié)流量計(jì)，控制溶解氧（DO）為0.1～0.3 mg·L-1，HRT為6.72 h。各階段富里酸投加質(zhì)量濃度分別為5、50、80、100和0 mg·L-1。

1.4 分析方法

常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)的測定方法參照《水和廢水檢測分析方法》(第四版)[9]。詳見表4。

1.5 感應(yīng)信號分子的檢測

感應(yīng)信號分子主要通過為生物傳感菌檢測法來進(jìn)行檢測，通過將待測水樣或菌體與為生物傳感菌相結(jié)合，用平板劃線法將二者用接種環(huán)分別固定在固體平板培養(yǎng)基上采用“T”型垂直劃線培養(yǎng)，通過檢測兩者交界處的菌體性狀即可得出AHLs的種類及濃度。

表4 分析指標(biāo)及方法

2 結(jié)果與討論

2.1 富里酸對厭氧氨氧化顆粒污泥脫氮的影響

2.1.1 富里酸對氨氮濃度的影響

在第一階段內(nèi)，富里酸加入量為5 mg·L-1，進(jìn)水氨氮含量在150 mg·L-1附近波動，出水氨氮隨著反應(yīng)器內(nèi)生化反應(yīng)進(jìn)程的推進(jìn)逐漸由27.24 mg·L-1降低至24.44 mg·L-1，氨氮去除率逐漸提升至84.22%。

在第二階段內(nèi)，富里酸加入量增加至50 mg·L-1，進(jìn)水氨氮含量在150 mg·L-1附近波動，出水氨氮繼續(xù)降低至20.75 mg·L-1，氨氮去除率繼續(xù)提升至86.45%，隨著富里酸加入量的提升反應(yīng)器體系內(nèi)去除氨氮的能力提升。

圖2 富里酸脅迫下氨氮濃度的變化

在第三階段內(nèi)，富里酸濃度提升至80 mg·L-1，進(jìn)水氨氮含量在150 mg·L-1附近波動，出水氨氮提升至55.29 mg·L-1，氨氮去除率降低了23%左右，隨著更高濃度的富里酸的加入，富里酸的存在抑制了反應(yīng)器內(nèi)的氨氮去除能力。

第四階段繼續(xù)提升加入富里酸濃度至100 mg·L-1，反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)了更加明顯的抑制作用，出水氨氮濃度從55.29 mg·L-1提升至77.89 mg·L-1，進(jìn)水氨氮濃度繼續(xù)維持150 mg·L-1，氨氮去處率下降至48.68%，不難看出，一定程度的高濃度富里酸會抑制去氨氮進(jìn)程。

第五階段中，將富里酸濃度降低至0 mg·L-1，出水氨氮濃度在原有基礎(chǔ)上降低了44 mg·L-1至33.44 mg·L-1，去除率提升至77.35%，在此階段，本收到抑制的氨氮去除效果隨著富里酸的停止加入逐漸恢復(fù)原反應(yīng)器內(nèi)的平衡。

2.1.2 富里酸對亞硝氮濃度的影響

在第一階段內(nèi)，富里酸加入量為5 mg·L-1，進(jìn)水亞硝氮含量在150 mg·L-1附近波動，出水亞硝氮在初段去除率接近100%。

在第二階段內(nèi)，富里酸加入量增加至50 mg·L-1，進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度在150 mg·L-1附近波動，亞硝氮去除率依舊接近100%。

圖3 富里酸脅迫下亞硝氮濃度的變化

在第三階段內(nèi)，富里酸質(zhì)量濃度提升至80 mg·L-1，進(jìn)水亞硝氮氮質(zhì)量濃度在150 mg·L-1附近波動，出水亞硝氮從接近0 mg·L-1提升至18 mg·L-1，氨氮去除率降低了10%左右，隨著更高濃度的富里酸的加入，富里酸的存在抑制了反應(yīng)器內(nèi)的厭氧氨氧化菌的活性和對亞硝氮去除能力，去亞硝氮能力出現(xiàn)下降。

第四階段繼續(xù)提升加入富里酸質(zhì)量濃度至100 mg·L-1，反應(yīng)器內(nèi)也出現(xiàn)了更加明顯的抑制作用，出水亞硝氮質(zhì)量濃度從18 mg·L-1提升至32 mg·L-1，進(jìn)水亞硝氮濃度繼續(xù)維持150 mg·L-1，亞硝氮去處率下降至79%，不難看出，一定程度的高濃度富里酸會抑制去除亞硝氮進(jìn)程。

第五階段中，為了接續(xù)下文實(shí)驗(yàn)，避免前文實(shí)驗(yàn)帶來的反應(yīng)器內(nèi)污染，將富里酸質(zhì)量濃度改變至0 mg·L-1，出水亞硝氮濃度在原有基礎(chǔ)上重新降低至接近0 mg·L-1，恢復(fù)反應(yīng)器內(nèi)原有的生化環(huán)境，不難看出，適量增加富里酸濃度對提升反應(yīng)器內(nèi)去亞硝氮效率有一定作用，但過度添加會導(dǎo)致厭氧氨氧化菌出現(xiàn)酸性抑制。

2.1.3 富里酸對總氮去除率的影響

在第一階段中與第二階段中，富里酸添加量分別為5、50 mg·L-1，總氮去除率與NRR的數(shù)值在30日內(nèi)一直小幅增長，增長速率比較均勻，總氮去除率由84.1%上升至87.2%，NRR由0.892 kg/(m3·d)上升至0.943 kg/(m3·d)。第三階段中向反應(yīng)器內(nèi)添加80 mg·L-1富里酸，根據(jù)前文的數(shù)據(jù)顯示，隨著去除能力被抑制，剩余的氮含量隨之增加，NRR數(shù)值隨之下降至0.76 kg/(m3·d)，總氮去除率下降至72.01%，NLR數(shù)值只受進(jìn)水氮加入量的影響，全程基本無變化。第四階段內(nèi)，與第三階段類似，反應(yīng)器內(nèi)添加了100 mg·L-1的富里酸，NRR數(shù)值從0.74 kg/(m3·d)降低至0.65 kg/(m3·d)，總氮去除率繼續(xù)下降至59.87%。第五階段停止加入富里酸，經(jīng)過15 d的恢復(fù)，反應(yīng)器內(nèi)脫氮效率恢復(fù)至接近投加富里酸之前的水平。

圖4 富里酸脅迫下總氮去除率的變化

可以看出適量的富里酸的投加可以促進(jìn)厭氧氨氧化系統(tǒng)的脫氮能效，但在第三階段加入80 mg·L-1的富里酸后氮去除率大幅降低，出現(xiàn)污泥大量上浮，菌群的活性受到抑制，而在投加100 mg·L-1的富里酸后這種抑制效果加劇。

2.2 富里酸投加過程中化學(xué)計(jì)量比變化

化學(xué)計(jì)量比以反映硝氮、亞硝氮與氨氮之間的容量關(guān)系反映厭氧氨氧化反應(yīng)的進(jìn)行，在整體反應(yīng)器反應(yīng)進(jìn)程中，硝氮與氨氮比值基本處于穩(wěn)定狀態(tài)，說明不同濃度富里酸的加入對氨氮與硝氮之間的轉(zhuǎn)化關(guān)系影響不大，在投入5 mg·L-1富里酸與50 mg·L-1富里酸時(shí)，亞硝氮/氨氮數(shù)值并無大幅波動，說明去除能力變化不大，但當(dāng)加入80、100 mg·L-1富里酸時(shí)，可能因?yàn)橄到y(tǒng)內(nèi)少量存在的反硝化菌的耐受性明顯好于厭氧氨氧化菌，亞硝氮/氨氮值顯著上升，最高可以達(dá)到1.63。在停止投入富里酸時(shí)，這一數(shù)值開始回落，最終穩(wěn)定在1.32附近。

圖5 富里酸脅迫下化學(xué)計(jì)量比的變化

結(jié)合以上的實(shí)驗(yàn)內(nèi)容，不難看出，在反應(yīng)器內(nèi)少量添加富里酸時(shí)對反應(yīng)器內(nèi)的反應(yīng)進(jìn)程具有輕微的促進(jìn)作用，初步分析由于富里酸結(jié)構(gòu)中含有大量酚羥基、羰基等基團(tuán)，因而可與氧化物、金屬離子和包括有毒有害物質(zhì)在內(nèi)的有機(jī)物發(fā)生相互作用，從而影響這些物質(zhì)的環(huán)境化學(xué)行為，從而改良反應(yīng)器內(nèi)的生物環(huán)境，為厭氧氨氧化菌提供良好的作用環(huán)境，但隨著反應(yīng)器加入富里酸濃度繼續(xù)提升，水解后產(chǎn)生了負(fù)電粒子，在化學(xué)鍵作用下容易與反應(yīng)過程中促進(jìn)反應(yīng)進(jìn)程的生物菌落結(jié)合，占用菌表面的電子受體，從而抑制菌落活性，因此導(dǎo)致了第三第四階段時(shí)反應(yīng)器內(nèi)脫氮效果受到抑制。

2.3 富里酸的投加對EPS的影響

胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances， EPS) 是在一定環(huán)境條件下由微生物，主要是細(xì)菌，分泌于體外的一些高分子聚合物。主要成分與微生物的胞內(nèi)成分相似，是一些高分子物質(zhì)，如多糖(PS)、蛋白質(zhì)(PN)和核酸等聚合物。

從圖9可以看出，初始狀態(tài)反應(yīng)器內(nèi)未添加富里酸，反應(yīng)器內(nèi)PS含量為13.02 mg·g-1VSS，PN含量為85.86 mg·g-1VSS，PS/PN為0.152。第一階段反應(yīng)器內(nèi)添加富里酸濃度為5 mg·L-1時(shí)，PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加至97.46 mg·g-1VSS，PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加至14.52 mg·g-1VSS，PS/PN為0.149。第二階段反應(yīng)器內(nèi)添加富里酸質(zhì)量濃度增加到50 mg·L-1，PN和PS大量增加，分別為112.92 mg·g-1VSS和15.92 mg·g-1VSS，PS/PN為0.141。第三階段反應(yīng)器內(nèi)添加富里酸質(zhì)量濃度增加到80 mg·L-1，PN和PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)繼續(xù)變化，PN增加至119.6 mg·g-1VSS、PS增加至21.77 mg·g-1VSS，PS/PN為0.182。第四階段反應(yīng)器內(nèi)添加富里酸質(zhì)量濃度增加到100 mg·L-1，PN和PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)繼續(xù)變化，PN增加至137.77 mg·g-1MLSS、PS大幅提升至29.89 mg·g-1MLSS，PS/PN為0.217。第五階段停止向反應(yīng)器內(nèi)添加富里酸，PN與PS含量逐漸降低至初始狀態(tài)水平。

圖6 富里酸脅迫下EPS的變化

隨著富里酸濃度的增加，EPS總量先增加后減少，當(dāng)富里酸停止時(shí)，EPS總量減少，可能是由于厭氧氨氧化菌為抵抗外部惡劣環(huán)境而產(chǎn)生了更多的胞外聚合物。適當(dāng)?shù)陌饩酆衔锏奶岣呖梢源龠M(jìn)厭氧氨氧化污泥顆粒化，增強(qiáng)脫氮效能。但不難看出，由于三階段富里酸的生物毒性，酸性抑制厭氧氨氧化菌的生物活性導(dǎo)致部分細(xì)菌死亡后，產(chǎn)生大量細(xì)胞內(nèi)聚合物，從而使EPS數(shù)值快速提升，胞外聚合物中糖被大量水解，而分解蛋白質(zhì)的蛋白酶受酸中毒影響，導(dǎo)致蛋白質(zhì)含量繼續(xù)上升。PS/PN的值，可以表示污泥的疏水性，PS/PN值越大，污泥的疏水性越差，細(xì)胞間的作用力越弱，污泥的聚集效果越差。在富里酸投加過程中，PS/PN的值先降低后增加，說明一定量的富里酸的加入可以促進(jìn)污泥的活性，但過量的富里酸可能導(dǎo)致污泥聚集性變差，沉降性降低，污泥上浮。停止加入富里酸后，生物群落的生物活性得到恢復(fù)，重新開始分解，恢復(fù)正常狀態(tài)。

2.4 富里酸的投加對群體感應(yīng)信號分子的影響

目前已發(fā)現(xiàn)的信號分子有三種[10]，其中?；呓z氨酸內(nèi)脂（AHL）存在于革蘭氏陰性菌中；自體誘導(dǎo)肽（AIP）存在于革蘭氏陽性菌中；自誘導(dǎo)分子-2（AI-2）在兩種菌中都存在。由于厭氧氨氧化菌屬于革蘭氏陰性菌，所以通過監(jiān)測水中及菌體內(nèi)的AHLs濃度來探究富里酸對厭氧氨氧化系統(tǒng)感應(yīng)信號分子的影響。

圖7 富里酸脅迫下C8-HSL的變化

在水和菌體內(nèi)檢測到了C4-HSL、C46-HSL、C8-HSL、C12-HSL、C14-HSL，其中水中C46-HSL、C8-HSL、C14-HSL占主要部分，C8-HSL在水和菌體中都占主導(dǎo)地位。隨著富里酸投加量的增加，水和菌體中的C8-HSL都呈增加趨勢。從富里酸5 mg·L-1到100 mg·L-1的投加過程中，水中的C8-HSL從2.07 ng·L-1增加到7.97 ng·L-1，菌體中的C8-HSL從251.23 ng·L-1增長到478.45 ng·L-1。不難看出，隨著富里酸濃度的升高，水和菌體中的AHLs濃度隨之提高，尤其是C8-HSL。在停止加入富里酸一段時(shí)間后，C8-HSL濃度回落到投加之前的水平。

在本試驗(yàn)中，將富里酸投加到厭氧氨氧化系統(tǒng)中，富里酸中的醌類官能團(tuán)作為電子穿梭體，參與厭氧氨氧化反應(yīng)過程中的電子轉(zhuǎn)移，并加速這一過程。這促進(jìn)了細(xì)菌間的信號傳遞，導(dǎo)致水和菌體中的AHLs濃度升高，改變了厭氧氨氧化菌的活性。在本試驗(yàn)中，C8-HSL濃度與EPS總量正相關(guān)，表明C8-HSL可以促進(jìn)EPS的產(chǎn)生，當(dāng)信號分子的濃度達(dá)到一定閾值時(shí)，促進(jìn)了微生物之間的相互生長并產(chǎn)生了EPS[11]。在本試驗(yàn)中，C8-HSL濃度與不同富里酸劑量下的EPS變化呈正相關(guān)，較高的EPS濃度為厭氧氨氧化細(xì)菌結(jié)合提供廣泛的表面積并確保良好的脫氮性能[12]。

3 結(jié) 論

1）富里酸對厭氧氨氧化工藝有著顯著的影響，一定量的富里酸對厭氧氨氧化工藝脫氮效能有促進(jìn)作用，隨著富里酸濃度的增大（50～80 mg·L-1之間），厭氧氨氧化污泥脫氮效果、活性變差。

2）EPS總量隨著富里酸濃度提升含量逐漸上升，厭氧氨氧化菌出現(xiàn)自我保護(hù)的機(jī)制，PS/PN值先降低，說明一定量富里酸可以促進(jìn)污泥活性提升，80 g·L-1和100 mg·L-1時(shí)EPS含量迅速增加，由于細(xì)胞破裂，蛋白質(zhì)含量增幅明顯，PS/PN值隨之上升，污泥疏水性變差，污泥間作用力減弱，難以形成顆粒污泥。

3）感應(yīng)信號分子AHLs濃度隨著富里酸的濃度增加而增加，一定濃度的信號分子可以促進(jìn)厭氧氨氧化工藝脫氮效果，但過量可能會加速細(xì)菌細(xì)胞破裂。

4）在停止加入富里酸后，厭氧氨氧化污泥脫氮效能及污泥活性得到恢復(fù)，可以接近投加前的水平。

［1］郭浩. 城市生活垃圾處理技術(shù)現(xiàn)狀及未來發(fā)展趨勢[J]. 云南化工, 2020, 47 (09): 21-22.

［2］吳莉娜, 涂楠楠, 程繼坤, 等. 垃圾滲濾液水質(zhì)特性和處理技術(shù)研究[J]. 科學(xué)技術(shù)與工程, 2014, 14 (31): 136-143.

［3］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].,1998, 50 (5): 589-596.

［4］佘健, 彭耽. 污水新型生物脫氮技術(shù)研究綜述［J］. 化工管理, 2016（12）：228-229.

［5］STROUS M, KUENEN J G, JETTEN MSM. Key physiology of anaero-bic ammonium oxidation[J]., 2016, 65 (7): 3248-3250.

［6］肖驍. 生活垃圾填埋腐殖質(zhì)電子轉(zhuǎn)移規(guī)律研究[D]. 中國環(huán)境科學(xué)研究院, 2018.

［7］GAO Y，ZHU J，BAO H，et al. Effect of lignite fulvic acid on growth, antioxidant ability, and HSP70 of Pacific white shrimp, Litopenaeus vannamei［J］.，2018，26 (6)：1519-1530.

［8］LI M，SU Y，CHEN Y，et al. The effects of fulvic acid on Microbial denitrification :promotion of NADH generation，electron transfer，and consumption［J］.，2016，100（12）：5607-5618.

［9］國家環(huán)境保護(hù)局. 水和廢水檢測方法[M]. 4版. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002: 258-282.

［10］李玖齡. 基于信號分子AHLs檢測的微氧廢水處理系統(tǒng)脫氮機(jī)制研究[D]. 哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2016.

［11］SHROUT J D，NERENBERG R. Monitoring bacterial twitter;does quorum sensing determine the behavior of water and wastewater treatment biofilms［J］., 2012，52 (4)：2206-2216.

［12］LIU Y Q, LIU Y，TAY J H. The effects of extracellular polymeric substances on the formation and stability of biogranules［J］., 2004，65 (2)：143-148.

Effect of Fulvic Acid in Landfill Leachate on Denitrification Efficiency of Anammox Sludge

,

（Shenyang Jianzhu University, Shenyang Liaoning 110168, China）

In order to explore the sensitivity of fulvic acid concentration to the denitrification ability of the reactor, a continuous experiment was adopted to add 5, 50, 80,100 mg·L-1fulvic acid to the reactor. The results showed that, adding 5 mg·L-1fulvic acid had promoting effect on the denitrification effect in the reactor. The total nitrogen removal rate reached 86.21%, the total amount of EPS rose to 111.98 mg·g-1VSS, the PS/PN value dropped to 1.49, and the water phase and bacterial cell signal molecular concentration rose to 2.07 ng·L-1and 251.23 ng·L-1, respectively. After 50 mg·L-1fulvic acid was added, the denitrification effect of the reactor was enhanced. The total nitrogen removal rate reached 87.19%, the total amount of EPS rose to 128.84 mg·g-1VSS, the PS/PN value fell to 1.41, and the signal molecule concentration rose to 4.45 ng·L-1and 362.36 ng·L-1. The addition of 80 mg·L-1and 100 mg·L-1fulvic acid had inhibitory effect on the denitrification effect. The total nitrogen removal rate was reduced to 59.87%, the total amount of EPS rose to 167.66, the PS/PN value rose to 0.217, and the signal molecule concentration rose to 7.97 ng·L-1and 478.45 ng·L-1.

Anaerobic ammonia oxidation; Fulvic acid; Denitrification efficiency

2021-05-25

王家輝（1995-），男，遼寧沈陽人，碩士學(xué)位，2021年畢業(yè)于沈陽建筑大學(xué)市政工程專業(yè)，研究方向：厭氧氨氧化處理新技術(shù)。

X703

A

1004-0935（2021）12-1793-06