优质碳源厂家生活垃圾焚烧厂渗沥液厌氧氨氧化脱氮效能及微生物机理研究

　　优质碳源厂家生活垃圾焚烧厂渗沥液厌氧氨氧化脱氮效能及微生物机理研究

　　优质碳源生产厂家生活垃圾焚烧厂渗沥液厌氧氨氧化脱氮效能及微生物机理研究。研究背景：随着我国经济的快速发展和城市化进程的加快，国家统计局在全国统计年鉴(2020)发布报道，2019年全国垃圾无害化处理量为869875吨/日，其中卫生填埋和焚烧各占比42.2%和52.5%。垃圾焚烧发电技术由于能够快速实现垃圾减量化、资源化和无害化，已超过填埋法成为我国主要的垃圾无害化处理方式。垃圾焚烧前需堆酵5~7天，以使垃圾熟化并沥出水分，从而提高垃圾的热值和燃烧稳定性，垃圾中原有的水分、垃圾发酵产生水分及外来水分(降雨)共同形成了垃圾焚烧厂渗沥液。这种垃圾焚烧厂渗沥液是一种高氨氮高有机物废水，其水质成分复杂，含有多种有毒有害有机物和金属离子;渗沥液中盐度高，易使设备结垢老化;同时水质水量波动大，易受垃圾的组成、降水等因素影响，是一类处理难度较大的废水。

　　我国对于垃圾焚烧厂渗沥液排放标准要求严格，垃圾焚烧厂出水水质需满足GB 16889—2008《生活垃圾填埋场污染控制标准》，垃圾渗沥液出水氨氮需低于25 mg/L(如表1所示)。现阶段垃圾渗沥液生物处理多采用多级硝化反硝化工艺，但是渗沥液进水氨氮浓度高于1000 mg/L且水质波动极大，有毒成分还会抑制污泥活性，这给处理工艺带来了巨大挑战;同时，传统硝化和反硝化脱氮工艺具有处理成本高、碳排放量大的不足，因此亟需开发出一种低耗高效的工艺来处理垃圾渗沥液。

　　表1 生活垃圾填埋场水污染物排放浓度限值表

　　厌氧氨氧化技术是一种新型污水生物脱氮技术，在厌氧条件下厌氧氨氧化菌(Anammox)可利用NH4+-N和NO2--N直接生成N2，理论上可节省约60%的曝气量，100%的外加有机碳源和90%的剩余污泥产量。短程硝化工艺中氨氧化菌(AOB)可将NH4+-N转化为NO2--N，为Anammox 提供充足的基质。短程硝化与厌氧氨氧化工艺耦合可处理高NH4+-N、低C/N、可生化性低的废水，在晚期填埋场垃圾渗滤液、污泥消化滤液、食品制造废水、焦炉废水等高氨氮工业废水处理等领域已有应用。但是Anammox 对生长环境敏感，易受到渗沥液中大量有机物的冲击，目前还鲜有采用厌氧氨氧化处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究。

　　本研究针对垃圾焚烧厂渗沥液难处理波动大的特性，采用厌氧消化反应器稳定水质，处理高浓度污染物，构建厌氧消化-短程硝化-厌氧氨氧化三段式组合工艺。在此期间系统考察各段反应器的脱氮效果，分析系统中有机物迁移转化、功能微生物活性等特性，并探究垃圾渗沥液特殊水质对自养脱氮系统内菌群结构的影响，以期为厌氧氨氧化技术处理水质复杂的垃圾渗沥液提供一定的理论指导。

　　摘 要

　　生活垃圾焚烧厂渗沥液是一种含高氨氮高有机物浓度的难处理废水，目前渗沥液生物脱氮多采用多级硝化反硝化处理工艺，存在能耗大、效率低等不足。本研究以厌氧氨氧化技术为核心，构建连续流厌氧消化-短程硝化-厌氧氨氧化三段式工艺，分析其中垃圾焚烧厂渗沥液的生物脱氮效果、有机物迁移转化规律、功能微生物活性及组成变化。研究结果表明，在进水NH4+-N浓度为900~1300mg/L，COD浓度为3300~4500mg/L时，系统处理效果良好，稳定运行期间总无机氮和COD去除率分别为85%、77%。其中厌氧消化段可去除约45%的COD，短程硝化段NO2--N积累率保持在97%以上，厌氧氨氧化段稳定运行期间总无机氮去除率约为85%，系统内也存在一定程度反硝化反应。接入渗沥液后自养脱氮体系中功能微生物氨氧化菌(AOB)和厌氧氨氧化菌(Anammox)的活性均有不同程度的下降，采用宏基因组学结合16S rDNA高通量测序技术对比分析微生物的群落和功能组成变化，发现渗沥液中高浓度的有机物使短程硝化段和厌氧氨氧化段内异养反硝化菌相对丰度上升，Anammox受到难降解有机物抑制，其中Candidatus_Kuenenia菌属适应性较强，在驯化后仍然可以维持厌氧氨氧化系统较高的脱氮效果。

　　01

　　材料与方法

　　1. 实验装置与运行工况

　　本研究采用厌氧消化-短程硝化-厌氧氨氧化三段式耦合工艺处理垃圾焚烧厂渗沥液，装置整体为连续流，工艺流程如图1所示。厌氧消化段采用上流式厌氧污泥床(Up-flow Anaerobic Sludge Bed, UASB)反应器，有效容积为100L，稳定运行阶段进水流量为25L/d，水力停留时间为4d;反应区温度由外层水浴控制为35±2℃，部分出水超越到中间水箱。短程硝化段采用推流式缺氧/好氧(anoxic/oxic，A/O)反应器，有效容积为80L，反应器温度由水浴控制为35±2℃;稳定运行阶段进水流量为15L/d，水力停留时间约为5d;反应器出水进入沉淀池内，沉淀池底部污泥回流到缺氧区，上清液经过溢流堰出水进入中间水箱。厌氧氨氧化段采用颗粒污泥膨胀床(Expansive granular sludge bed, EGSB)反应器，有效容积为50L，稳定运行阶段进水流量为25L/d，水力停留时间为2d;温度由水浴控制为35±2℃。设置磁力泵进行回流，控制反应区上升流速为3m/h。

　　本实验中反应器启动时间不同，为便于讨论，将短程硝化和厌氧氨氧化反应器启动时间记为1 d，厌氧消化反应器自17 d启动，工艺运行至314d。235~244d由于假期暂停运行。短程硝化段稳定运行期间为280~314d，厌氧氨氧化段稳定运行期间为293~314d。

　　图1 厌氧消化-短程硝化-厌氧氨氧化三段式耦合工艺流程

　　2. 实验用水及污泥

　　厌氧消化反应器全程使用上海某垃圾焚烧厂渗沥液一级厌氧处理后的出水，该水中氨氮浓度为900~1800mg/L，COD为3000~20000mg/L。厌氧消化污泥种泥取自上海某垃圾焚烧厂渗沥液处理站厌氧罐，污泥以絮体为主，颗粒粒径较小，接种后污泥浓度为25g/L。

　　短程硝化和厌氧氨氧化反应器启动阶段进水使用合成废水，其中，前者的主要成分为NH4Cl和KHCO3，后者的主要成分为NH4Cl、NaNO2和KHCO3，主要成分根据反应器运行按需投加，其余成分及微量元素依照参考文献投加，稳定运行后接入实际废水。短程硝化污泥种泥取自上述垃圾焚烧厂硝化反硝化池;厌氧氨氧化污泥种泥取自课题组已稳定运行的SBR反应器。

　　3. 分析测试方法

　　本研究中常规水质指标检测方法参考CJ/T51—2018《城市污水水质标准检验方法》，用重量法测定污泥浓度MLSS和混合液挥发性悬浮固体浓度MLVSS，CODCr采用快速消解分光光度法测定，NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定，NO3--N采用紫外分光光度法测定，NO2--N采用分光光度法测定。采用三维激发发射矩阵荧光光谱(Three-dimensional excitation-emission matrix fluorescence spectroscopy，3D-EEM)定性分析各反应器进出水中溶解性有机物，采用比耗氧速率(Specific oxygen uptake rate, SOUR)来表征AOB活性，采用比厌氧氨氧化活性(Specific anammox activity，SAA)表征Anammox活性。使用16S rRNA和宏基因测序分析微生物群落组成结构。

　　02

　　结果与讨论

　　1. 组合工艺对垃圾渗沥液的有机物去除和脱氮效果

　　1.1厌氧消化段

　　厌氧消化段在运行期间主要考察了其对溶解性有机物的去除效果(图2)，以CODCr表示。在进水水质波动较大时， UASB厌氧消化反应器可以起到很好的水质降解和缓冲作用。例如，第92天进水中CODCr高达17000±1000mg/L，CODCr出水有一定幅度的升高，但很快降低。整体来说，反应器出水水质较为稳定，实验后期出水中CODCr浓度可以维持在3000mg/L以下，CODCr平均去除率为45.4%。

　　本段进水的垃圾渗沥液为黑色不透明浊液，含有大量悬浮物质，本研究仅测定溶解性有机物，因此厌氧消化段对有机物的实际去除效果高于测定值;此外由于进水泥沙含量高，在反应器实际运行过程中管道易堵塞，需要定时清洗维护。

　　图2 接入焚烧厂渗沥液后厌氧消化反应器运行效果

　　1.2 短程硝化段

　　短程硝化段1~106d为合成废水启动运行阶段;107d逐步接入厌氧消化段出水，实现了UASB反应器和A/O反应器的串联，运行效果见图3。由于水质波动较大，进水NH4+-N浓度也随之变化。本实验通过低溶解氧(DO)、高游离氨(FA)和高游离亚硝酸(FNA)浓度抑制硝化细菌(NOB)的生长，进而实现AOB的富集。由于AOB在有氧条件下可以将NH4+-N转化为NO2--N，控制曝气量在16L/min，使NH4+-N部分转变NO2--N，出水ΔNO2-/ΔNH4+在1.3左右，以此满足厌氧氨氧化段进水基质计量学需求。183d，由于无法精准根据水质波动调整曝气， NH4+-N浓度升高，有机物难以充分降解。

　　于是208d调整工艺策略，采用流量控制方法，控制中间水箱内ΔNO2-/ΔNH4+在1.3左右。本实验中短程硝化反应器出水中NO2--N浓度在700~1000mg/L，UASB反应器出水中NH4+-N在900~1400mg/L，按照厌氧氨氧化反应所需的基质比，短程硝化反应器出水体积与厌氧消化反应器出水体积之比控制在1.5较为适宜。因此根据厌氧消化段25L/d的处理量，控制短程硝化段进水为15L/d，超越量为10L/d，两者在中间水箱进行混合，作为厌氧氨氧化反应器的进水。

　　235~244d由于春节回家反应器暂停运行， 245~262d重新快速启动并于280d实现稳定运行，期间出水NO2--N浓度在800mg/L左右，积累率保持在97.3%以上，NH4+-N浓度稳定在20.8mg/L以下，总无机氮去除率为8.7±0.8%。

　　图3 接入渗沥液后短程硝化反应器运行效果(a)氮素浓度和(b)CODCr浓度

　　如图3(b)可知，经过短程硝化段可有效去除大部分有机物，在第2.2节中对短程硝化段进出水做三维荧光分析，结果表明好氧过程对有机物有非常好的去除效果，可进一步去除厌氧消化出水中剩余的易降解有机物和部分难降解的腐殖酸类物质，稳定运行期间短程硝化反应器CODCr平均去除率为60.1%，这也可为后段厌氧氨氧化提供更好的自养环境。可见，本研究中短程硝化反应器几乎不会被渗沥液水质抑制，流量的控制方法可实现工艺稳定运行。

　　1.3 厌氧氨氧化段

　　厌氧氨氧化段1 ~185d为合成废水启动阶段，运行效果良好;186d~207d逐渐接入实际废水，此阶段运行至314天，运行效果见图4。

　　208d调整进水策略，出水水质稳定;235~244d由于春节回家反应器暂停运行， 245d用合成废水重新启动， 263d接入实际废水，出水中NH4+-N、NO2--N浓度开始升高，这可能受渗沥液中复杂有机物的影响。

　　293d之后，反应器稳定运行，出水NH4+-N和NO2--N浓度分别稳定在42.2±6.3mg/L和36.5±5.1mg/L，说明厌氧氨氧化段内微生物经驯化后可适应渗沥液水质，出水中NO3--N在加入渗沥液后开始逐渐下降并稳定在47.2±5.2mg/L。厌氧氨氧化反应化学计量学比例ΔNO2-/ΔNH4+为1.32，ΔNO3-/ΔNH4+为0.26。在本研究中该段渗沥液运行后期ΔNO2-/ΔNH4+为1.49，ΔNO3-/ΔNH4+反应初期为0.20，表明厌氧氨氧化系统中有反硝化菌存在，部分NO2--N、NO3--N发生了反硝化作用，稳定运行期间ΔNO3-/ΔNH4+比例下降为0.13，推测是渗沥液中的有机物质使异养反硝化菌大量增殖，致使反硝化作用加强。

　　由图4(b)可知厌氧氨氧化反应器可以对进水中的有机物进一步去除，在渗沥液稳定运行期内出水CODCr浓度为760.8±15.6mg/L，平均去除率为38.7±1.9%。由于263d接入实际废水， CODCr进出水浓度增加，对应NH4+-N、NO2--N出水浓度升高，根据2.3.2节可知高有机物浓度会抑制Anammox活性，这与苗蕾等人的研究结果一致。本文第2.2节中三维荧光图谱显示厌氧氨氧化段进出水含有较多难降解的腐殖酸类物质，推测是这部分物质产生主要的抑制作用。

　　本研究中厌氧氨氧化段总无机氮平均去除率为85.1±2.0%，处理效果良好，但由于受到渗沥液中有机物的影响，处理效果稍低于无机配水阶段88.8%的去除率。组合工艺总无机氮和CODCr的去除率分别为84.6±2.7%和77.4±1.2%。厌氧消化-短程硝化-厌氧氨氧化三段式组合工艺较好地实现了对垃圾焚烧厂渗沥液的脱氮除碳效果。

　　图4 接入渗沥液后厌氧氨氧化反应器运行效果(a)氮素浓度和(b)CODCr浓度

　　2. 三维荧光分析溶解性有机物的迁移转化

　　垃圾焚烧厂渗沥液的水质接近新鲜垃圾渗滤液，其中含有大量种类复杂的有机物，如挥发性脂肪酸、芳香族化合物、蛋白质、多糖、抗生素、腐殖酸等。本研究为进一步研究垃圾焚烧厂渗沥液处理过程中有机物的迁移转化过程，取各反应器在接入渗沥液后稳定运行阶段的进出水进行3D-EEM测试，得到结果如表2和图5。在测试结果中包含3个较为明显的荧光峰，对照已有研究初步判定三个峰所对应的物质为：富里酸类物质(A)、色氨酸类物质(B)和海洋腐殖酸类物质(C)。

　　表2 各段样品三维荧光光谱参数

　　图5 各段样品三维荧光图谱(a)厌氧消化进水(b)厌氧消化出水(c)短程硝化进水(d)短程硝化出水(e)厌氧氨氧化进水(f)厌氧氨氧化出水

　　渗沥液经强化厌氧处理后，色氨酸类物质的荧光峰(B)强度明显降低，这主要是因为色氨酸类物质属于易降解性有机物，厌氧消化反应器内的微生物可以将其降解。海洋腐殖酸类物质(C)的荧光峰前后变化不大，而富里酸类物质(A)的荧光峰强度则略微增加，海洋腐殖酸类物质和富里酸属于较难降解的腐殖酸，A峰强度增加推测是垃圾渗沥液中的植物残渣经微生物分解转化为了富里酸，导致其含量上升。

　　对比短程硝化段进出水荧光图谱，可以发现三个峰的荧光强度均明显下降(A、B和C分别下降了42.7%、32.7%和33.4%)，这说明在好氧条件下可以进一步降解有机污染物，此外污泥EPS也可以吸附部分难降解的腐殖酸类物质。厌氧氨氧化反应器进出水的荧光图谱变化规律与厌氧消化反应器较相似。易降解的色氨酸类物质(B)通过微生物作用得以去除，荧光强度下降了29.3%。富里酸类物质(A)荧光强度略微上升，海洋腐殖酸类物质(C)基本不变。

　　在2.1.3节中厌氧氨氧化段接入渗沥液后总无机氮处理效果下降，推测是腐殖酸类有机物质抑制了Anammox，有学者认为腐殖酸可以进入细胞壁较薄的革兰氏阴性菌胞内，作为电子受体破坏电子传递链。

　　3. 氮素转化功能菌活性变化

　　短程硝化-厌氧氨氧化系统的功能微生物AOB和Anammox菌都是化能自养型微生物，实际废水中有机物会影响功能菌活性和系统的稳定运行。本研究采用SOUR值和SAA值表征AOB和Anammox的活性，分析接入渗沥液前后功能菌活性变化，结果见表3。

　　表3 接入渗沥液后功能菌活性变化

　　短程硝化段AOB活性在接入垃圾渗沥液后降低15.7%，且具有显著性差异(p<0.05)，说明实际垃圾渗沥液会对硝化菌活性产生一定的抑制作用，但由2.1.2出水水质可知该抑制作用并不会破坏短程硝化反应体系，反应器依然可以保持稳定的短程硝化效果。在第2.4.2节微生物群落组成分析结果也表明，在接入渗沥液之后AOB相对丰度下降，异养菌相对丰度上升，但AOB仍属于优势菌，其对垃圾渗沥液水质有一定的适应能力。

　　厌氧氨氧化段在接入渗沥液后SAA值降低了33.2%，且具有显著性差异(p<0.05)。经2.4.2中微生物群落分析可知Anammox相对丰度大幅下降，因此这很可能是活性降低的重要原因。有研究表明腐殖酸浓度达到70 mg/L时就会对厌氧氨氧化菌造成抑制，当腐殖酸浓度达到200 mg/L时，SAA会降低57%。结合2.2节分析，推测是渗沥液中的腐殖酸类物质等综合抑制了Anammox的活性，导致2.1.3节中厌氧氨氧化段处理效果的下降。相对而言，渗沥液对Anammox的抑制作用比AOB更强。

　　厌氧氨氧化段是本工艺的限速环节，在二者污泥浓度相差不大时，厌氧氨氧化段的处理能力要明显低于短程硝化段，因此本工艺的日处理量在很大一部分程度上受限于该段。

　　4. 微生物种群分析

　　污水处理的微生物基本原理是深度解析污染物降解过程的关键，本研究采用16S rDNA高通量测序技术结合宏基因组学分析微生物群落组成。取短程硝化反应器无机配水稳定阶段和接入渗沥液稳定阶段的污泥，样品分别记为PN105和PN280;取厌氧氨氧化反应器无机配水稳定阶段和接入渗沥液稳定阶段的污泥，样品分别记为AMX160和AMX300。

　　4.1 基于16S rDNA测序的Alpha多样性分析

　　根据样本的 Shanon指数、Simpson指数、ACE指数、Chao指数对样品Alpha多样性进行表征，见表3，各样品计算Alpha多样性指数时OTU覆盖率均超过99%。Shannon和Simpson指数可反映微生物群落多样性，Shannon指数越高，Simpson指数越低，则生物群落多样性越高;Ace指数和Chao指数可反映微生物群落丰富度，其数值越高，群落丰富度越高。由表3可知，在接入垃圾渗沥液后，两反应器呈相似的变化趋势，Shannon指数、Ace指数和Chao指数升高，Simpson指数降低，表明在渗沥液存在条件下，短程硝化段和厌氧氨氧化段体系内微生物的物种数量、群落多样性和丰富度均有所升高，这也有助于微生物系统应对复杂的实际废水。

　　表4 短程硝化段和厌氧氨氧化段污泥样品Alpha多样性统计

　　4.2 基于宏基因组的物种组成分析

　　本研究重点对短程硝化反应器和厌氧氨氧化反应器在门和属水平的物种组成进行分析，将相对丰度小于1%的菌门或菌属归入others类别中，得到结果如图6和图7所示。

　　两个反应器在门水平的微生物组成信息如图6所示。短程硝化反应器内微生物主要包括变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、和浮霉菌门(Planctomycetes)等。厌氧氨氧化反应器内微生物主要包括变形菌门、浮霉菌门、绿弯菌门、装甲菌门(Armatimonadetes)、放线菌门(Actinobacteria)和拟杆菌门等。

　　在接入渗沥液后，短程硝化段变形菌门相对丰度由38.8%增加至67.0%;厌氧氨氧化段变形菌门相对丰度由23.1%增至37.0%，这说明变形菌门菌群可以较好地适应垃圾渗沥液这一复杂水质。变形菌门包括氨氧化菌、亚硝酸氧化菌和大部分反硝化菌，这也是系统脱氮效果稳定的原因之一。

　　绿弯菌门细菌多数为兼性厌氧菌，对维持污泥形态结构有重要作用。在厌氧氨氧化段，绿弯菌门相对丰度变化不大，但在短程硝化段该门相对丰度在由20.2%下降至3.4%，这也导致短程硝化段内微生物结构松散，凝聚性较差。

　　拟杆菌门广泛存在与人类肠道和海洋中，对水质适应性强。拟杆菌门相对丰度在短程硝化段下降，在厌氧氨氧化段略微上升。浮霉菌门中有可进行厌氧氨氧化作用的Anammox菌，在接入垃圾渗沥液后，厌氧氨氧化体系中浮霉菌门相对丰度由21.2%下降至8.2%，表明渗沥液水质对厌氧氨氧化菌的影响较为显著。

　　图6 门水平微生物组成(a)短程硝化段和(b)厌氧氨氧化段

　　两反应器在属水平的微生物组成信息如图7所示。短程硝化反应器内检测到的主要功能微生物为短程硝化单胞菌属(Nitrosomonas)，这是一种常见的AOB。在接入渗沥液前后，Nitrosomonas相对丰度由26.8%降至5.7%，这也导致2.3.2节中AOB活性下降，但短程硝化反应器运行效果一直较稳定，推测是由于异养菌的大量增殖进而使相对丰度下降。Ottowia菌属是一种反硝化菌，属于变形菌门，其在含大量酚类物质的废水中易富集，在短程硝化反应器内，其相对丰度由0.2%逐渐上升至5.1%，这可能是因为渗沥液中含有较多的酚类有机物，这种菌的存在也解释了短程硝化段有机物较高的去除率，特别是2.2所述的难降解腐殖酸类有机物。

　　在厌氧氨氧化反应器内检测到3种常见Anammox属：Candidatus_Kuenenia、Candidatus_Jettenia和Candidatus_Brocadia，它们的相对丰度在接入垃圾渗沥液后分别下降了69.3%、90.9%和84.6%，说明渗沥液对厌氧氨氧化菌造成了较大程度的抑制，这也导致2.1.3中处理效果下降。其中Candidatus_Kuenenia下降幅度最小，表明其相比于Candidatus_Brocadia和Candidatus_Jettenia可以耐受更加恶劣的环境。另外，由于渗沥液水质中含有较多的有机物，厌氧氨氧化体系内反硝化菌属相对丰度由0.8%上升至1.8%。实际水体系中还存在大量未知菌种，其功能特性还有待研究。

　　图7 属水平微生物组成(a)短程硝化段和(b)厌氧氨氧化段

　　03

　　结论

　　本研究采用厌氧消化-短程硝化-厌氧氨氧化工艺实现了垃圾焚烧厂渗沥液低碳高效脱氮处理，提出了流量控制的稳定脱氮策略，揭示了溶解性有机物在工艺中的迁移转化，分析了污泥浓度及氮素转化功能菌活性变化，最后解析了短程硝化和厌氧氨氧化体系微生物种群和功能的演替规律，主要获得以下结论：

　　1)在进水垃圾渗沥液NH4+-N浓度为900~1300mg/L，CODCr浓度为3300~4500mg/L，组合工艺HRT为11天实验条件下，总无机氮和CODCr去除率分别为84.6±2.7%和77.4±1.2%，出水中NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为42.2±6.3mg/L和36.5±5.1mg/L和47.2±5.2mg/L。

　　2)短程硝化段在前期采用低DO和高FNA联合控制方式成功富集了AOB菌，后期采用流量配比的控制方式为厌氧氨氧化段提供充足的反应基质。在接入渗沥液后，微生物多样性增加，出现降解酚类物质的微生物，这可能是厌氧氨氧化反应器菌群应对实际废水中复杂有机物组分时的一种响应机制。AOB功能菌Nitrosomonas活性下降，受到轻微抑制，但其对渗沥液水质有一定的适应能力，可保持97.3%以上的亚硝酸盐积累率。渗沥液中存在较高浓度的有机物质，异养菌反硝化菌Ottowia菌富集，反应器中同时存在短程硝化和短程反硝化反应，这也保证了该段60.1%的CODCr去除率。此外，通过三维荧光光谱分析，该段去除的溶解性有机物不仅有易降解的色氨酸类物质，还可在有氧条件下吸附去除一定量的难降解腐殖酸类物质，减轻对后段厌氧氨氧化反应器的抑制。

　　3)厌氧氨氧化段是脱氮的核心区域，发生厌氧氨氧化反应和一定程度的反硝化作用，但Anammox功能菌对水质变化较为敏感，接入渗沥液后其相对丰度和活性均发生大幅下降，由于进水中含有未经短程硝化段处理的废水，推测认为腐殖酸可能进入厌氧氨氧化细菌胞内，破坏了其电子传递链，继而影响了厌氧氨氧化代谢活性。在Anammox功能菌属中Candidatus_Kuenenia对不良环境的适应能力稍强，经过一段时间的驯化后厌氧氨氧化系统可逐渐恢复优良的处理效果，该段在组合工艺中贡献约90%的总无机氮去除率。

　　4)本组合工艺处理过程中无需投加其它药剂，所需能耗主要为短程硝化段的曝气能耗。相比上海某渗沥液处理站采用的传统的硝化反硝化工艺而言，可节省25%的曝气能耗，100%的外加碳源药剂费。

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