CANON工藝處理實際晚期垃圾滲濾液的啟動實驗

張方齋，王淑瑩，彭永臻，苗蕾，曹天昊，王眾

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CANON工藝處理實際晚期垃圾滲濾液的啟動實驗

張方齋，王淑瑩，彭永臻，苗蕾，曹天昊，王眾

（北京工業大學北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124）

針對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/缺氧攪拌循環交替的運行方式下，處理晚期垃圾滲濾液實現了深度脫氮。系統經過130 d的馴化培養后成功啟動，長期試驗研究結果表明，在進水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）能達到407±14、8±4和19±4，總氮去除率達到了98.76%。在未投加外碳源的情況下，CANON工藝在曝氣/缺氧攪拌的運行方式下實現了對晚期垃圾滲濾液的深度脫氮。此外，經熒光原位雜交（FISH）檢測表明，在該運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生填埋處理[1]。其主要缺點就是產生大量的垃圾滲濾液，垃圾滲濾液是一種成分復雜的高濃度有機廢水，含有大量的和有機物[2]。目前生物脫氮工藝是最常用的脫氮工藝。傳統的生物脫氮工藝首先將污水中的轉化為，隨后反硝化細菌利用水中的碳源將轉化為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，如何經濟高效地實現晚期垃圾滲濾液深度脫氮是目前研究的重點[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，其反應式為[6]

相對于傳統生物脫氮工藝，厭氧氨氧化工藝可節省60%左右的曝氣量和100%有機碳源，并減少溫室氣體的排放[7]。然而，厭氧氨氧化工藝的進水需要和兩種基質，而自然狀態下的氮元素通常以和有機氮的形式存在[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）的作用下轉化為的過程[9]，其反應式為[10]

因此充分利用AOB進行短程硝化反應可以解決厭氧氨氧化反應進水的需求問題。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]，不同學者研究不同的反應器來探究短程硝化-厭氧氨氧化耦合工藝。例如生物膜反應器[12-13]、上流式厭氧污泥床反應器（UASB）[14]以及序批式活性污泥反應器（SBR）[15]。在所有研究過的反應器中序批式活性污泥反應器（SBR）由于生物截流性好可控性強的特性被認為是最適合AnAOB生長的反應器[16]。AnAOB在序批式活性污泥反應器（SBR）中增長一倍所需的時間比在連續流反應器中縮短1/2[16]。目前，短程硝化-厭氧氨氧化耦合工藝通常置于兩個反應器內進行，如SHARON-ANAMMOX工藝[17]。SHARON反應器中AOB首先將進水中一半的轉化為，產生:1:1的出水進入ANAMMOX反應器，反應器內的AnAOB再將和轉化為N2和少量的。有研究采用三級厭氧氨氧化工藝處理晚期垃圾滲濾液[18]，在短程硝化反應器中被AOB全部轉化，之后原水與短程硝化反應器的出水以1:1.32的比例在ANAMMOX反應器中混合進行厭氧氨氧化反應。然而，短程硝化反應消耗堿度，隨著反應的進行短程硝化反應器的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是產生堿度的過程，隨著反應的進行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-厭氧氨氧化兩級反應器中均需要人為調控pH給人工操作提出了更高的要求。

經研究發現短程硝化和厭氧氨氧化兩個反應過程可以整合于一個反應器內進行，如CANON（completely autotrophic nitrogen removal over nitrite）工藝。CANON工藝指的是在單個反應器內，利用AOB和AnAOB的協同作用來去除廢水中的[21]。CANON工藝中厭氧氨氧化反應產生的堿度可以及時補充短程硝化反應消耗的堿度，使得AOB和AnAOB均處在良好的pH環境。目前CANON工藝已經成功應用于高的電子工業廢水[16]、高污泥消化液[22]和低負荷的養殖廢水[23]。然而對于晚期垃圾滲濾液的處理未見有所報道。

基于以上背景，本試驗采用CANON工藝在無外加碳源的情況下處理晚期垃圾滲濾液，實現晚期垃圾滲濾液的深度脫氮。

1 材料和方法

1.1 試驗裝置和材料

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

1.2 試驗水質和接種污泥

垃圾滲濾液取自北京六里屯垃圾填埋場。滲濾液呈黑褐色，有明顯異味，高氨氮低C/N比，具體水質指標見表1，具有典型的晚期垃圾滲濾液特征。靜態試驗用水和啟動初期用水（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特點

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

1.3 CANON工藝運行方式

CANON工藝正式運行130 d，根據運行方式和進出水水質特點可以將整個運行階段分為2個階段，分別為階段1：短程硝化啟動階段（1～60 d），進水為實際晚期垃圾滲濾液；階段2：短程硝化-厭氧氨氧化啟動階段（60～130 d），該階段分為人工配水作用時期（60～95 d）和人工配水/晚期垃圾滲濾液混合作用時期（95～130 d）。CANON工藝采用一次進水方式，第1階段每天運行兩個周期，每個周期為12 h，包括進水單元、缺氧攪拌單元、好氧反應單元、沉淀單元、排水單元和閑置單元，其中缺氧攪拌2 h，好氧曝氣時間通過pH曲線實時控制，當出現氨谷時停止曝氣，排水比為10%，泥齡（sludge retention time，SRT）為15 d。第2階段每個周期為36 h，包括進水單元、曝氣/缺氧攪拌循環交替運行單元、沉淀單元、排水單元和閑置單元，其中每段曝氣1.5 h，缺氧攪拌時間通過pH曲線實時控制。當pH曲線不在升高時停止攪拌，具體運行參數如圖1所示，排水比為10%，SRT為55 d。

圖1 CANON工藝運行方式

1.4 檢測指標和測定方法

COD（溶解性COD，重鉻酸鉀法）采用5B-3（B）型COD多元速測儀（蘭州連華科技）測定，（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）、揮發性污泥濃度（MLVSS）采用標準測定方法，磷酸鹽（鉬銻抗分光光度法），pH、DO在線測定（WTW pH 340i、WTW DO 340i），TN通過TOC/TN分析儀（Multi N/C3000，德國耶拿）測定，樣品測試之前保存在溫度為4℃冰箱中。

1.5????熒光原位雜交（fluorescencehybridization，FISH）

在130 d時取泥樣，采用FISH方法進行分析。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）進行拍攝。為了減少誤差，每個樣本均進行多張拍攝，并通過Image plus-pro 6.0軟件對其中30～40張圖像進行分析。

表2 AOB、NOB、AnAOB和全菌所用探針

1.6 靜態試驗

試驗第60天，為檢驗系統中NOB活性進行靜態試驗，取泥1500 ml，為了將污泥中殘留的、、和有機物去除干凈，采用超純水離心清洗3遍，將離心過的污泥用人工配水攪拌混合，平均分配于3個有效容積為500 ml編號為1#、2#、3#玻璃容器中。向1#、2#、3#反應器中分別投加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#反應器放入恒溫25℃水浴鍋中，并通過控制曝氣量使反應器內溶解氧維持在2.5～3.0 mg·L-1，每間隔15 min取樣，連續取樣4.5 h，監測1#、2#、3#反應器內和濃度變化。

2 結果和討論

2.1 短程硝化啟動階段氮素的變化

短程硝化啟動階段共60 d，前30 d為第1部分，主要目的是培養硝化污泥逐步適應晚期垃圾滲濾液水質特點，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，但由于處理水質發生變化，在短程硝化啟動初期0～16 d中出水不斷升高，不斷降低，原有的短程硝化系統逐步被破壞，并且在第18天時出水中積累率達到最低的16.3%，此時硝化時間長達9 h。第20天時由于操作失誤導致部分污泥流失，20～23 d硝化作用不能充分進行，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。此時積累率升高到45%，分析污泥流失過程對NOB沖擊較大直接導致出水中含量降低，對AOB造成的影響相對較小，并且NOB的大量流失使得短程硝化產生的只有很少一部分被NOB氧化利用，出水中含量有所上升。隨著試驗的進行，硝化時間逐步縮短。當試驗進行到第25天時，硝化時間為6 h，在此后試驗進行中系統的硝化時間一直維持在6 h左右，硝化時間穩定，出水水質變化不大，表明活性污泥已經適應了晚期垃圾滲濾液的水質特點。但在25 d時反應器出水的和含量相當，積累率雖然較之前有所上升但依然只有55%左右。

圖2 短程硝化啟動階段氮素的變化

2.2 系統中NOB活性檢測靜態試驗

CANON工藝完成短程硝化啟動后即將進入短程硝化-厭氧氨氧化啟動階段，然而若此時系統中依舊存在大量NOB或NOB依然保持較高的活性將不利于下一階段反應的進行，NOB的存在會與AnAOB競爭反應器內，對厭氧氨氧化反應將產生不可逆轉的破壞[31]。本靜態試驗檢驗了起始濃度為40、80和120 mg·L-1下NOB活性，其結果如圖3所示。

圖3 靜態試驗中、濃度變化

由圖可知，2#和3#反應器在4.5 h內生成量均小于2.5 mg·L-1，即使在1#反應器內濃度也只有3.25 mg·L-1左右。由此可見60 d時雖然反應器中有部分NOB的存在，但NOB的活性非常低不會對下一階段的短程硝化-厭氧氨氧化產生沖擊，因此可以在第60天時投加厭氧氨氧化污泥，進入試驗下一階段。

2.3 短程硝化-厭氧氨氧化啟動階段

如圖4(a)所示，由于運行方式和條件的改變60～67 d內硝化作用逐漸減弱，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階段的連續曝氣轉換為間歇循環曝氣，新的反應條件對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是厭氧細菌[32]曝氣階段溶解氧的存在會對AnAOB產生巨大的沖擊。該系統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AnAOB的活性。如圖4(c)所示，在60～67 d內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。隨著反應的進行在67～75 d AOB逐漸表現出適應性并恢復活性，出水迅速降低，第76天時出水為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穩定維持在1475～1480 mg·L-1。第75天時，系統達到比較穩定的水平，但是出水TN仍然高達124 mg·L-1。

為了提高TN去除量，在76～84 d改變時間分配比例增加每周期內厭氧氨氧化反應時間，由曝氣1.5 h/攪拌1.5 h變為曝氣1.5 h/攪拌2.5 h。如圖4(c)所示，隨著反應進行，TN去除量逐漸升高，在第76天時TN去除量由1480 mg·L-1提升到1515 mg·L-1。由于降低了每個周期內曝氣時間，因此在第76天時出水濃度提高到47 mg·L-1。雖然每個周期內硝化時間由18 h降低到13.5 h，但依舊遠遠大于短程硝化啟動階段硝化時間(4 h)，反應器內AOB仍有充分的時間把進水完全氧化，第83天時出水降低到15 mg·L-1。此時TN去除量達到1555 mg·L-1，但是出水中的濃度大于，說明每周期內硝化時間充足而厭氧氨氧化的時間依舊欠缺。

為了進一步優化時間分配比例第84天采取曝氣1.5 h/攪拌（pH曲線實時控制）。厭氧氨氧化反應是產生堿度的過程，隨著反應的進行pH曲線會逐漸升高，當pH曲線趨近平緩不在升高時認為厭氧氨氧化反應完全，此時停止攪拌開始曝氣。第84天，完成了曝氣/缺氧攪拌時間比例最合理的分配缺氧攪拌時間大約3 h，TN去除從1555 mg·L-1升高到1588 mg·L-1。第95天時出水12 mg·L-1，出水TN20.14 mg·L-1，達到垃圾滲濾液一級排放標準。

95～130 d反應器的進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）進水中20%的由晚期垃圾滲濾液提供，102～109 d 40%的進水來自晚期垃圾滲濾液，逐步提高進水中晚期垃圾滲濾液的比例，直到123～130 d進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，每個反應周期結束后依舊剩余大約400 mg·L-1的COD。而晚期垃圾滲濾液的加入并沒有對AOB和AnAOB產生不利影響，該階段TN去除率始終大于95%，出水TN＜33 mg·L-1，出水＜12mg·L-1，達到垃圾滲濾液一級排放標準。FNA的存在往往會對菌種產生一定抑制作用[34]，FNA對不同菌種的抑制閾見表3。95～130 d內濃度始終小于5mg·L-1，溫度30℃，pH7.5，FNA3.12×10?4mg·L-1小于FNA產生抑制的最低閾 值，FNA在該系統內的影響可忽略。反應器經過長期的馴化實現了對晚期垃圾滲濾液深度脫氮的目標，在第130天時CANON工藝啟動成功。

圖5 短程硝化-厭氧氨氧化配水/晚期滲濾液啟動階段

表3 FNA對不同功能菌抑制閾

2.4 FISH半定量研究

在130 d從反應器中取出泥樣，采用FISH方法對AOB、NOB和AnAOB進行定量分析。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。在連續運行130 d后反應器中AOB、NOB和AnAOB占總菌數的百分比分別為19.5%±1.3%、4.3%±0.35%和42.7%±5.02%，AOB和AnAOB成為明顯的優勢菌種?；谝陨戏治?，可以得出結論：CANON反應器在曝氣/缺氧攪拌循環交替運行方式下，可成功實現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。

圖6 CANON反應器微生物FISH檢測結果

3 結 論

（1）試驗采用CANON工藝對晚期垃圾滲濾液進行脫氮研究，將短程硝化和厭氧氨氧化兩個反應過程耦合在CANON反應器內，并且在曝氣/缺氧攪拌循環交替的運行方式下成功的富集了AOB和AnAOB，AOB和AnAOB占總菌數的百分比分別為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的穩定性，在進水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）穩定在407±14、8±4和19±4，總氮去除率達到了98.76%。

（3）通過控制曝氣和缺氧攪拌時間來平衡短程硝化和厭氧氨氧化兩個反應過程是該工藝成功的關鍵，最終以實時控制的方式實現了時間比例的最優化。

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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（2015ZX07218001）；北京市教委資助項目。

2016-02-01收到初稿，2016-04-10收到修改稿。

聯系人：王淑瑩。第一作者：張方齋（1990—），男，碩士研究生。