垃圾滲濾液是生活垃圾在堆放或填埋過程中產(chǎn)生的高氨氮高有機(jī)物廢水.在利用傳統(tǒng)生物脫氮工藝處理過程中, 具有水力停留時(shí)間長, 外加碳源成本高等缺點(diǎn).厭氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation, ANAMMOX)細(xì)菌在厭氧的條件下利用NH4+-N作為電子供體, NO2--N為電子受體生成N2, 實(shí)現(xiàn)高效自養(yǎng)脫氮.近年來利用短程硝化反硝化耦合厭氧氨氧化自養(yǎng)脫氮技術(shù)處理垃圾滲濾液逐漸成為行業(yè)及學(xué)界的熱點(diǎn).短程硝化反硝化耦合厭氧氨氧化技術(shù), 不僅無需外加碳源, 而且可大量節(jié)省曝氣能耗, 具有脫氮負(fù)荷高、運(yùn)行費(fèi)用低、占地面積小等優(yōu)點(diǎn).垃圾滲濾液低C/N比, 高氨氮的特點(diǎn), 可以較容易地實(shí)現(xiàn)短程硝化, 厭氧氨氧化反應(yīng)所需要的基質(zhì)(NH4+-N和NO2--N)可以從短程硝化反應(yīng)中獲得.一般來說, 短程硝化反硝化耦合厭氧氨氧化工藝可以實(shí)現(xiàn)垃圾滲濾液的高效脫氮.然而, 作為新型的廢水脫氮技術(shù), 目前厭氧氨氧化工藝控制技術(shù)尚不成熟.厭氧氨氧化菌生長緩慢, 細(xì)胞產(chǎn)率低, 易受水質(zhì)和運(yùn)行條件影響, 從而導(dǎo)致了厭氧氨氧化工藝在實(shí)際廢水處理中呈現(xiàn)啟動(dòng)緩慢、穩(wěn)定性欠缺等問題, 影響了組合工藝在工程上的廣泛應(yīng)用.

　　本研究以某垃圾填埋場將現(xiàn)有垃圾滲濾液短程硝化反硝化脫氮工藝改造為短程硝化反硝化耦合厭氧氨氧化工藝的實(shí)際需求為背景, 開展實(shí)驗(yàn)室可行性研究.主要分析耦合短程硝化反硝化的厭氧氨氧化垃圾滲濾液處理系統(tǒng)的啟動(dòng)過程、運(yùn)行控制條件和運(yùn)行效果.因此, 本實(shí)驗(yàn)選用滲濾液處理廠短程硝化反硝化污泥作為接種污泥, 啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器, 在系統(tǒng)啟動(dòng)穩(wěn)定后, 逐漸提高系統(tǒng)氮負(fù)荷, 使之貼近滲濾液原水的氨氮濃度.通過考察系統(tǒng)長期運(yùn)行下脫氮效能及微生物群落變化, 以期為垃圾滲濾液等高氨氮廢水脫氮的實(shí)際工程應(yīng)用提供相關(guān)實(shí)驗(yàn)基礎(chǔ)和技術(shù)支持.

　　1 材料與方法

 1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

　　本研究中采用UASB反應(yīng)器進(jìn)行厭氧氨氧化小試, 實(shí)驗(yàn)裝置如圖 1所示.反應(yīng)器采用有機(jī)玻璃制作, 反應(yīng)區(qū)內(nèi)徑6 cm, 高度40 cm, 有效容積為1 L.反應(yīng)器整體置于遮光保溫的環(huán)境中, 利用帶溫度控制的循環(huán)水浴裝置保持溫度在30~35℃.原水通過蠕動(dòng)泵以連續(xù)流形式進(jìn)入反應(yīng)器底部, 通過污泥層后再經(jīng)反應(yīng)器頂端的三相分離器實(shí)現(xiàn)泥、水、氣分離, 最后在頂端溢流出反應(yīng)器進(jìn)入出水池.

　　圖 1

圖 1 實(shí)驗(yàn)裝置示意

　　1.2 實(shí)驗(yàn)用水

　　本研究采用模擬垃圾滲濾液廢水, 其中NH4+-N和NO2--N分別由NH4Cl和NaNO2按需添加.其余主要成分為：NaHCO3 (1 250 mg·L-1), MgSO4·7H2O (300 mg·L-1), KH2PO4(100 mg·L-1), CaCl2·H2O (4.3 mg·L-1), 微量元素濃縮液Ⅰ(1.25 mL·L-1)和微量元素濃縮液Ⅱ (1.25 mL·L-1).微量元素濃縮液Ⅰ組成為：EDTA (5 000 mg·L-1), FeSO4 (5 000 mg·L-1).微量元素濃縮液Ⅱ組成為：EDTA (1 000 mg·L-1), H3BO4 (14 mg·L-1), MnCl2·4H2O (990 mg·L-1), ZnSO4·7H2O (430 mg·L-1), NiCl2·6H2O (190 mg·L-1), NaSeO4·H2O (210 mg·L-1), NaMoO4·2H2O (220 mg·L-1).

　　1.3 接種污泥

　　厭氧氨氧化系統(tǒng)中接種的污泥取自某垃圾填埋場滲濾液處理車間中的短程硝化反硝化池.該污泥的MLSS、MLVSS質(zhì)量濃度分別為5 396 mg·L-1和3 342 mg·L-1, 顏色呈棕黃色.

　　1.4 分析項(xiàng)目和方法

　　實(shí)驗(yàn)期間定期采樣, 水樣沉淀30 min后取上清液用0.45 μm微孔濾膜過濾, 再測定相關(guān)水質(zhì)指標(biāo)。 NH4+-N：納氏試劑分光光度法;NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3--N：紫外分光光度法;MLVSS/MLSS：重量法. pH值由pH計(jì)(JENCO 3675, 美國)測定, DO含量采用溶解氧儀(JENCO 6308DT, 美國)檢測.

　　微生物群落多樣性的樣品分別取自接種后第50 d和250 d反應(yīng)器內(nèi)的混合污泥.利用Illumina MiSeq PE300測序平臺(tái)對樣品中的16S rRNA局部區(qū)域進(jìn)行高通量的擴(kuò)增子測序, 完成微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性研究.包括DNA提取、PCR擴(kuò)增、MiSeq文庫構(gòu)建和MiSeq測序.

　　2 結(jié)果與討論

 2.1 厭氧氨氧化系統(tǒng)啟動(dòng)

　　根據(jù)脫氮規(guī)律, 可將UASB反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化的啟動(dòng)分為3個(gè)階段(圖 2)：菌體自溶階段、活性遲滯階段和活性提高階段.在整個(gè)啟動(dòng)期內(nèi), 反應(yīng)器內(nèi)保持HRT=12 h.進(jìn)水總氮濃度從菌體自溶階段的70 mg·L-1(NO2--N:NH4+-N=1:1);逐漸提升至活性遲滯階段的100、150和200 mg·L-1, NO2--N:NH4+-N比值保持1:1;在活性提高階段, 對進(jìn)水總氮濃度進(jìn)行300、350、400、450和500 mg·L-1的推進(jìn)(NO2--N:NH4+-N=1.2:1).每個(gè)負(fù)荷階段在系統(tǒng)出水氨氮或亞硝酸鹽氮的濃度穩(wěn)定低于10 mg·L-1后, 進(jìn)入下一階段.

　　圖 2

圖 2 UASB厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)及長期運(yùn)行性能(1~250 d)

　　2.1.1 菌體自溶階段

　　由于接種的短程硝化反硝化原污泥中有較多的氨氧化細(xì)菌和反硝化異養(yǎng)菌, 對反應(yīng)器內(nèi)黑暗且厭氧的新環(huán)境極為敏感而發(fā)生自溶解, 釋放出氨和有機(jī)物.所以反應(yīng)器啟動(dòng)初期(1~4 d)出水NH4+-N濃度高于進(jìn)水NH4+-N濃度, 接種污泥中的反硝化菌消耗NO2--N和NO3--N, 利用菌體自溶提供的有機(jī)物進(jìn)行反硝化脫氮反應(yīng).但隨著菌體自溶強(qiáng)度減弱, 厭氧氨氧化細(xì)菌活性逐漸變強(qiáng), 反硝化作用由于反硝化菌缺少有機(jī)物和反應(yīng)底物而逐漸減弱, 因此出水NO2--N濃度出現(xiàn)上升情況.在第11~12 d時(shí), 出現(xiàn)了出水NO2--N濃度高于進(jìn)水的情況.第13 d時(shí), 系統(tǒng)出水NH4+-N濃度和NO2--N濃度均低于進(jìn)水值, 可認(rèn)為此時(shí)菌體自溶的高峰期已過, 系統(tǒng)開始脫離短程硝化反硝化狀態(tài).

　　2.1.2 活性遲滯階段

　　由于此階段(14~69 d)進(jìn)水總氮負(fù)荷的逐漸增加, 且反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化菌的活性也有明顯增強(qiáng).負(fù)荷每一次提升后, 由于初期微生物對環(huán)境的改變還未適應(yīng), 致使脫氮效率短暫降低, 但經(jīng)過10 d左右NH4+-N和NO2--N的去除率即可達(dá)到80%以上, 對應(yīng)總氮去除負(fù)荷也隨之增大.系統(tǒng)的容積氨氮去除負(fù)荷、容積亞硝酸鹽氮去除負(fù)荷、容積總氮去除負(fù)荷分別由第14 d的33.53、37.89和71.42 mg·(L·d)-1, 達(dá)到了第69 d的175.27、159.09和334.36 mg·(L·d)-1, 提升倍數(shù)分別為4.2、3.2和3.6.這一變化規(guī)律與汪瑤琪等的研究相一致, 在反應(yīng)器容積負(fù)荷提高的同時(shí), 氮素去除負(fù)荷也對應(yīng)地提高.

　　待負(fù)荷提高后氮素去除達(dá)到穩(wěn)定, 計(jì)算系統(tǒng)中亞硝酸鹽氮去除量/氨氮去除量(ΔNO2--N/ΔNH4+-N)和硝酸鹽氮生成量/氨氮去除量(ΔNO3--N/ΔNH4+-N)的平均值.當(dāng)系統(tǒng)容積負(fù)荷提高時(shí), 氮素去除比例也隨之發(fā)生變化.由圖 3和圖 4可知, 系統(tǒng)ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N平均值從啟動(dòng)初期的波動(dòng)狀態(tài)逐漸趨于穩(wěn)定.其中, ΔNO3--N/ΔNH4+-N由2.37(第14 d)基本穩(wěn)定至本階段后期的0.30左右.此時(shí)系統(tǒng)內(nèi)的短程硝化反硝化反應(yīng)逐漸減弱, 厭氧氨氧化反應(yīng)已經(jīng)較為穩(wěn)定, 且已經(jīng)占據(jù)主導(dǎo)地位, 系統(tǒng)且具有了一定的脫氮能力.

　　圖 3

圖 3 UASB厭氧氨氧化反應(yīng)器第1~149 d的亞硝酸鹽氮去除量/氨氮去除量 

　　圖 4

圖 4 UASB厭氧氨氧化反應(yīng)器第1~149 d的硝酸鹽氮生成量/氨氮去除量 F　　

2.1.3 活性提高階段

　　雖然系統(tǒng)進(jìn)水已經(jīng)通過曝氮?dú)饷撗踔罝O < 0.2 mg·L-1, 但反應(yīng)器連續(xù)進(jìn)水過程中難免會(huì)有溶解氧的增加, 系統(tǒng)內(nèi)不可避免地會(huì)存在硝化反應(yīng).考慮到系統(tǒng)內(nèi)并不是單一的進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng), 未被厭氧氨氧化反應(yīng)消耗的基質(zhì)會(huì)被系統(tǒng)中存在的硝化細(xì)菌所消耗, 且系統(tǒng)內(nèi)可能對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制的有機(jī)物可以被反硝化菌消耗, 因此, 將此階段的進(jìn)水NO2--N/NH4+-N值調(diào)整為1.2左右, 略低于厭氧氨氧化反應(yīng)中的理論值1.32.

　　此階段(70~149 d)系統(tǒng)內(nèi)NH4+-N和NO2--N實(shí)現(xiàn)同步高效去除(圖 2), 脫氮效果良好, 系統(tǒng)平均NH4+-N去除率為91%, 平均NO2--N去除率為92%.從圖 3和圖 4可看出, 將進(jìn)水NO2--N/NH4+-N比值進(jìn)行調(diào)整之后, 系統(tǒng)的ΔNO2--N/ΔNH4+-N平均值(1.22)及ΔNO3--N/ΔNH4+-N平均值(0.26)接近厭氧氨氧化反應(yīng)的理論值1.32和0.26.對于不同的接種污泥、原水水質(zhì)和實(shí)驗(yàn)方法, 學(xué)者們啟動(dòng)成功的厭氧氨氧化反應(yīng)器具有不同的ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N, 主要因?yàn)椴煌�的條件下, 系統(tǒng)內(nèi)與厭氧氨氧化共存的反應(yīng)不同所致[19].

　　第149 d時(shí), 系統(tǒng)的容積氨氮去除負(fù)荷、容積亞硝酸鹽氮去除負(fù)荷、容積總氮去除負(fù)荷分別為442.09、536.24和978.33 mg·(L·d)-1, 與第70 d時(shí)的200.08、254.39和454.46 mg·(L·d)-1相比均提高了1倍以上.可見此時(shí)UASB反應(yīng)器的厭氧氨氧化特性已經(jīng)全部顯現(xiàn), 由此判斷厭氧氨氧化系統(tǒng)啟動(dòng)成功.

　　2.2 HRT調(diào)整

　　在保證厭氧氨氧化系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定的前提下, UASB反應(yīng)器內(nèi)ANAMMOX啟動(dòng)成功后第150 d時(shí), 對反應(yīng)器的HRT進(jìn)行梯度調(diào)整, 保持進(jìn)水TN濃度和NO2--N/NH4+-N比值不變.與此同時(shí), 系統(tǒng)的進(jìn)水總氮負(fù)荷得到提升, 也使反應(yīng)器上部的污泥可以獲得足夠的反應(yīng)基質(zhì), 促進(jìn)系統(tǒng)成熟.在第150~250 d, 系統(tǒng)經(jīng)歷了6個(gè)階段的HRT調(diào)整, 依次為10、8、6、4、2和3 h.

　　由圖 2可見, 每次縮短HRT后, 系統(tǒng)中NH4+-N和NO2--N的出水濃度略有波動(dòng), 呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢, 但總體上NH4+-N去除率和NO2--N去除率均在80%以上, 系統(tǒng)的去除效果相對穩(wěn)定.在HRT為10、8、6和4 h時(shí), 系統(tǒng)的容積總氮平均去除速率分別達(dá)到了1 123.63、1 409.85、1 890.62和2 748.69 mg·(L·d)-1.但是當(dāng)HRT調(diào)到2 h時(shí), 系統(tǒng)NH4+-N和NO2--N的出水濃度明顯上升, 處理效果出現(xiàn)惡化趨勢. NH4+-N去除率和NO2--N去除率處于持續(xù)下降的狀態(tài), 均降至70%以下.盡管此時(shí)系統(tǒng)的TN去除率有一定的提高, 但是容積總氮去除負(fù)荷隨著系統(tǒng)的惡化而下降至3 887.03 mg·(L·d)-1.由于系統(tǒng)內(nèi)存在與厭氧氨氧化共存的反硝化反應(yīng), 隨著HRT的逐漸縮短, 厭氧氨氧化對脫氨的貢獻(xiàn)率降低.魏琛等的研究也證明系統(tǒng)HRT過短會(huì)導(dǎo)致含氮污染物去除不完全.

　　第203 d時(shí)將反應(yīng)器的HRT調(diào)回至3 h, 以避免系統(tǒng)繼續(xù)惡化.隨后, 系統(tǒng)的脫氮性能得到逐漸恢復(fù), 氮去除率達(dá)到80%以上.隨著反應(yīng)的繼續(xù)運(yùn)行, 系統(tǒng)的進(jìn)水總氮容積負(fù)荷提高到4 000.00 mg·(L·d)-1, 接近垃圾滲濾液原水的氮濃度, 容積總氮平均去除負(fù)荷達(dá)到3 885.76 mg·(L·d)-1, NH4+-N和NO2--N的平均去除率均達(dá)到95%以上.系統(tǒng)脫氮效果較好且穩(wěn)定.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　2.3 系統(tǒng)中微生物群落結(jié)構(gòu)分析

2.3.1 系統(tǒng)微生物群落多樣性變化分析

　　本實(shí)驗(yàn)中選取的污泥樣品分別來自低負(fù)荷啟動(dòng)初期(50 d)與高負(fù)荷穩(wěn)定運(yùn)行期(250 d)時(shí)的系統(tǒng), α多樣性參數(shù)分析結(jié)果如表 1所示. α多樣性統(tǒng)計(jì)中Chao1指數(shù)和OTUs指數(shù)是表征菌群豐富度的關(guān)鍵指標(biāo), 指數(shù)值越高表明物種數(shù)越多.與啟動(dòng)初期相比, 系統(tǒng)在完全成熟的反應(yīng)后期時(shí)Chao1指數(shù)和OTUs數(shù)有所下降, 可見隨著反應(yīng)器負(fù)荷的不斷提高, 微生物種類呈現(xiàn)下降趨勢. Simpson指數(shù)和Shannon指數(shù)受樣品群落中物種豐富度和物種均勻度的影響, 可用來表征菌群的多樣性.群落多樣性越高, 則Simpson指數(shù)越大;而Shannon指數(shù)越高則表明群落復(fù)雜程度越大.由表 1數(shù)據(jù)可見, 250 d時(shí)的樣品Shannon指數(shù)減小, Simpson指數(shù)也同步地減小, 即在系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行后期, 污泥群落結(jié)構(gòu)復(fù)雜性降低, 優(yōu)勢菌群比例增大.

　　表 1 樣品的α多樣性參數(shù)  　　

2.3.2 微生物群落門水平結(jié)構(gòu)分析

　　對各樣品進(jìn)行門水平上的分析, 探究不同時(shí)期系統(tǒng)中微生物群落組成情況, 統(tǒng)計(jì)結(jié)果見表 2.在啟動(dòng)初期和完全成熟的反應(yīng)后期, 系統(tǒng)中微生物群落結(jié)構(gòu)的多樣性比較豐富.系統(tǒng)微生物在門水平上主要有浮霉菌門(Planctomycetes)、變形菌門(Proteobacteria)、綠菌門(Chlorobi)、、綠彎菌門(Chloroflexi)和擬桿菌門(Bacteroidetes)等, 其中脫氮功能菌主要有浮霉菌門和變形菌門.

　　表 2 微生物群落的相對豐度(門水平)

　　厭氧氨氧化菌主要屬于浮霉菌門.由表中數(shù)據(jù)可知, 隨著厭氧氨氧化反應(yīng)器的成功啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行, 浮霉菌門豐度大幅提高, 在第250 d時(shí)豐度達(dá)到54.94%.對應(yīng)反應(yīng)器的氨氮和亞硝酸鹽氮平均去除率均達(dá)到95%以上, 與微生物變化規(guī)律相一致.反硝化菌屬在門水平上屬于變形菌門和擬桿菌門, 他們的豐度在第250 d時(shí)較第50 d時(shí)明顯減少.異養(yǎng)菌所屬的綠彎菌門豐度變化不大.綠菌門的豐度則從30.51%減少到10.87%.可見在系統(tǒng)啟動(dòng)后的長期穩(wěn)定運(yùn)行條件下, 微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了顯著變化, 厭氧氨氧化菌得到了富集.

　　2.3.3 脫氮相關(guān)的微生物群落屬水平結(jié)構(gòu)分析

　　為了對反應(yīng)器內(nèi)的脫氮功能菌進(jìn)行詳細(xì)分析, 在16S rRNA高通量測序所得的數(shù)據(jù)當(dāng)中, 挑選出與系統(tǒng)脫氮相關(guān)的主要菌屬進(jìn)行分析比對(表 3).從啟動(dòng)初期到系統(tǒng)完全成熟的反應(yīng)后期運(yùn)行過程中, 系統(tǒng)中的脫氮功能菌主要有厭氧氨氧化細(xì)菌、反硝化細(xì)菌、氨氧化細(xì)菌(AOB)和亞硝氮氧化細(xì)菌(NOB), 這證實(shí)了該反應(yīng)系統(tǒng)是一個(gè)同時(shí)具有厭氧氨氧化、硝化和反硝化的綜合脫氮系統(tǒng).

　　表 3 脫氮相關(guān)的微生物群落序列數(shù)及相對豐度(屬水平)

　　在第50 d和250 d時(shí), 厭氧氨氧化菌屬的相對豐度分別為1.97%和49.70%.在運(yùn)行中, 厭氧氨氧化菌得到了很好地富集, 可知厭氧氨氧化為系統(tǒng)脫氮的主要途徑.雖然進(jìn)水中含有少量未能完全消除的溶解氧, 這為AOB菌屬的存活提供了條件, 但厭氧氨氧化細(xì)菌在反應(yīng)過程中的大量增殖, 使得AOB菌在基質(zhì)爭奪上處于劣勢.因此, AOB菌屬的相對豐度由0.27%(第50 d)減弱為0.03%(第250 d).而NOB菌屬在第250 d的相對豐度僅為0.01%以下, 最終被淘汰出本系統(tǒng).由于反硝化細(xì)菌可以在厭氧條件下利用細(xì)菌死亡釋放的有機(jī)物發(fā)生反硝化反應(yīng), 因此反硝化菌屬的相對豐度較為穩(wěn)定, 由0.37%(第50 d)增至0.88%(第250 d), 僅有小幅增加.這種情況可能是作為一種好氧反硝化細(xì)菌如Diaphorobacter屬, 可以消耗反應(yīng)器中殘留的溶解氧, 從而提升厭氧氨氧化系統(tǒng)的脫氮能力.

　　目前研究的厭氧氨氧化菌共有5個(gè)菌屬, 屬于浮霉菌門.本系統(tǒng)中浮霉菌門檢測到了Candidatus Kuenenia、Candidatus Jettenia和Candidatus Brocadia屬等.隨著系統(tǒng)的負(fù)荷提高和穩(wěn)定運(yùn)行, Candidatus Kuenenia屬的富集程度最為明顯, 其相對豐度由第50d的1.97%增至250 d的49.66%.而第250d時(shí), Candidatus Jettenia和Candidatus Brocadia屬的相對豐度僅為0.03%和0.01%以下, 數(shù)量極微.這是由于本實(shí)驗(yàn)的UASB厭氧氨氧化系統(tǒng)進(jìn)水中含有大量亞硝酸鹽, 而Candidatus Brocadia屬對亞硝酸鹽的存在極為敏感, 因此該菌屬難以富集成功.與Candidatus Kuenenia屬相比, Candidatus Brocadia屬對反應(yīng)基質(zhì)的親和力和耐受性都差得多.

　　在經(jīng)歷了250 d的運(yùn)行過程之后, UASB厭氧氨氧化系統(tǒng)內(nèi)生物多樣性呈現(xiàn)逐漸減少的現(xiàn)象, 結(jié)合門水平和屬水平上的群落結(jié)構(gòu)分析, 說明了系統(tǒng)內(nèi)厭氧氨氧化細(xì)菌成功富集, 為系統(tǒng)內(nèi)的優(yōu)勢群落, 而接種污泥中的硝化細(xì)菌和其他微生物均有明顯減少, 降低了對系統(tǒng)厭氧氨氧化性能的抑制影響.

　　3 結(jié)論

　　(1) 以短程硝化反硝化污泥為UASB厭氧氨氧化工藝的接種污泥, 以人工配水的方式, 系統(tǒng)在149 d成功啟動(dòng)了厭氧氨氧化.后期階段通過縮短HRT方式提高負(fù)荷, 進(jìn)水總氮容積負(fù)荷達(dá)到4 000.00 mg·(L·d)-1, 接近垃圾滲濾液原水的氮濃度.總氮容積平均去除速率達(dá)到3 885.76 mg·(L·d)-1, 系統(tǒng)氨氮和亞硝酸鹽氮的平均去除率均超過95%.說明本系統(tǒng)已經(jīng)可以穩(wěn)定且長期運(yùn)行厭氧氨氧化, 在短程硝化反硝化基礎(chǔ)上耦合厭氧氨氧化實(shí)現(xiàn)垃圾滲濾液深度處理的升級改造工藝具有可行性.

　　(2) 經(jīng)過250 d的運(yùn)行之后, 系統(tǒng)中生物多樣性逐漸減少, 厭氧氨氧化細(xì)菌占據(jù)了主要菌群的位置.在門水平上厭氧氨氧化主要菌群為Planctomycetes, 其相對豐度達(dá)到了54.94%.在屬水平上Candidatus Kuenenia為厭氧氨氧化主要菌屬, 其相對豐度達(dá)到了49.66%.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：趙晴)