膜生物反應器處理晚期垃圾滲濾液亞硝化性能及其抑制動力學分析

李 蕓,熊向陽,李 軍*,陳 剛,張美雪,張彥灼,姚 遠,李 強(.北京工業(yè)大學建筑工程學院,北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京 004；.中國城市建設研究院有限公司,北京 000)

?

膜生物反應器處理晚期垃圾滲濾液亞硝化性能及其抑制動力學分析

李 蕓1,熊向陽2,李 軍1*,陳 剛2,張美雪1,張彥灼1,姚 遠2,李 強2(1.北京工業(yè)大學建筑工程學院,北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京 100124；2.中國城市建設研究院有限公司,北京 100012)

摘要：采用連續(xù)流MBR反應器處理晚期垃圾滲濾液,考察其亞硝化性能;并探討底物、產物和毒性物質對亞硝化性能的抑制及其動力學特性.結果表明,在進水N H4+-N濃度為(280±20)mg/L時,通過控制DO為0.5～1mg/L,pH值為7.8～8.2和溫度為(30±1)℃,成功啟動MBR的亞硝化工藝,在第32d時, NO2--N積累率為84.27％;后逐步升高進水負荷,并提高DO至2～3mg/L,逐漸實現MBR系統(tǒng)中以晚期垃圾滲濾液原液為進水的亞硝化,在第112d時,系統(tǒng)出水NO2--N濃度為889mg/L, NO2--N積累率為97.23％.底物、產物和毒性物質的抑制實驗表明,毒性物質對微生物的抑制作用強于底物和產物;當毒性物質濃度(以COD計)為1600.2mg/L時,氨氧化速率下降了22.15％,而相應條件下若以FA為單因子抑制時,氨氧化速率下降了4.74％～6.49％,若以FNA為單因子抑制時,氨氧化速率相比下降了14.46％～15.86％.分別采用Haldane底物抑制模型、Aiba產物抑制模型以及修正后的毒性物質抑制模型對實驗數據進行非線性擬合,相關系數R2分別為0.9821、0.9961和0.9924,并得到底物、產物和毒性物質的抑制動力學模型.

關鍵詞：晚期垃圾滲濾液；膜生物反應器(MBR)；亞硝化；抑制動力學

* 責任作者, 教授, jglijun@bjut.edu.cn

垃圾填埋場所產生的垃圾滲濾液成分復雜、氨氮濃度大,并且含有毒性有機物和重金屬等毒害物質[1-2].在脫氮方面,新鮮的垃圾滲濾液中的有機物可生化性較好,可利用其自身碳源通過常規(guī)的硝化反硝化,或短程硝化反硝化等工藝進行脫氮;而晚期垃圾滲濾液中的有機物往往可生化性較差,為典型的高氨氮低碳氮比污水,在采用常規(guī)硝化反硝化工藝脫氮過程中需要補充大量碳源,造成處理成本增高,故應尋求更經濟節(jié)能的脫氮方法.

亞硝化與厭氧氨氧化的自養(yǎng)組合脫氮技術已經成為高氨氮低碳氮比廢水的研究熱點.亞硝化與厭氧氨氧化的組合工藝有兩種,一是亞硝化階段實現NO2--N積累后與原液配成ρ(NO2--N)/ ρ(NH4+-N)為1:1的進水進行厭氧氨氧化脫氮,二是在亞硝化階段控制出水ρ(NO2--N)/ρ(NH4+-N) 為1:1,后進行厭氧氨氧化脫氮.不管是前者還是后者都需實現穩(wěn)定的亞硝化,才能滿足后續(xù)脫氮要求,而實現穩(wěn)定的亞硝化關鍵是氨氧化菌(AOB)的截留,及亞硝酸氧化菌(NOB)的淘汰; AOB為自養(yǎng)菌,其生長緩慢,世代周期較長[3]. MBR可實現系統(tǒng)污泥的高效截留,對于繁殖速度較慢的AOB來說,采用該工藝可實現AOB菌群的快速富集,從而縮短實現亞硝化的時間.目前,采用MBR實現亞硝化的研究較少[4-5],且處理的廢水均為氨氮濃度較低的模擬配水.而晚期垃圾滲濾液原液中氨氮一般大于1000mg/L,采用MBR反應器處理晚期垃圾滲濾液原液的亞硝化也鮮有報道.

因此,本研究以實際晚期垃圾滲濾液原液為處理對象,通過控制運行條件,并逐步增加進水負荷以實現MBR反應器處理晚期垃圾滲濾液原液的亞硝化.此外,晚期垃圾滲濾液具有高氨氮和有微生物毒性作用的特點,在處理過程中,高氨氮環(huán)境會形成較高濃度的游離氨(FA)從而對微生物產生抑制,亞硝化會導致NO2--N逐漸積累所產生的游離亞硝酸(FNA)也會形成產物抑制[6-7],晚期垃圾滲濾液中所含的有毒害作用的有機物及重金屬等也會形成毒性抑制[8-9].故通過批試實驗分別對亞硝化過程中底物、產物及毒性物質的抑制作用及其抑制動力學進行探討,以分析晚期垃圾滲濾液亞硝化過程中底物、產物及毒性物質的抑制特性并得出其抑制動力學方程,以期為MBR亞硝化工藝處理晚期垃圾滲濾液的實際應用提供指導.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗采用MBR反應器(圖1),反應器由有機玻璃制成,其有效容積為25L,內置膜組件(聚偏氟乙烯中空纖維膜,膜孔徑為0.1μm,膜面積為0.5m2).進水由蠕動泵泵入,出水通過膜組件由蠕動泵排出,通過可編程邏輯控制器系統(tǒng)控制,采用恒通量過濾間歇抽吸方式進行產水,膜通量為2.28L/(m2·h),抽吸周期為10min,8min抽吸,停2min.曝氣裝置置于膜組件下,通過轉子流量計控制曝氣量,曝氣量為40～160L/h,曝氣產生的水力剪切作用可形成錯流過濾以減緩膜污染并對反應器內液相形成擾動.通過真空表(津制00000578型,天津)來顯示過膜壓力(TMP),以此判斷膜污染程度.溫控裝置控制溫度為(30±1)℃左右,HRT為22h,除了定期取100mL水樣測MLSS外,未進行排泥.

圖1　MBR反應器示意Fig.1 Schematic diagram of MBR reactor

1.2 實驗種泥和滲濾液

實驗所用種泥取自北京某污水處理廠活性污泥,為全程硝化污泥,硝化性能良好.接種初始污泥濃度MLSS為3104mg/L,MLVSS為2540mg/L.

實驗所用滲濾液取自北京某垃圾填埋廠(填埋年限大于5a),為晚期滲濾液,取回后密閉貯存于塑料桶中,平均每月更新一次.具體水質如下: NH4+-N為900～1500mg/L, NO2--N為0～2mg/L, NO3--N為0～8mg/L, COD為2000～4000mg/L, pH 值7.5～8.5,堿度6000～10000mg/L.

1.3 抑制動力學批試實驗

取第71d時MBR中亞硝化活性污泥,用自來水和PBS緩沖液各清洗3～5遍,后進行濃縮,濃縮液MLSS約為5.04g/L,批試實驗各取150mL污泥濃縮液加入至1L的燒杯中并稀釋至1L進行,底物和產物抑制實驗中NH4+-N和NO2--N根據所設梯度配成相應濃度,毒性物質抑制以氯化銨調節(jié)各梯度NH4+-N濃度統(tǒng)一以消除底物抑制的影響.以碳酸氫鈉和鹽酸調節(jié)堿度和pH值恒定,在恒溫培養(yǎng)箱中進行實驗,每間隔30min取樣測定,計算氨氧化速率、NO2--N生成速率和硝態(tài)氮生成速率,所有測試設3個平行并求平均值.

1.4 測試分析方法

NH4+-N:納氏試劑光度法;NO2--N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N:麝香草酚分光光度法;懸浮固體(MLSS)、揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS):重量法;pH值、DO、溫度: WTW/ Multi3420便攜式測定儀.

NO2--N積累率(R)、游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)分別按照以下公式計算:

式中:ρ[NO2--N]為出水NO2--N濃度, mg/L; ρ[NO3--N]為出水NO3--N濃度, mg/L; ρ[NH4+-N] 為NH4+-N濃度, mg/L; T為溫度,℃.

2 結果與討論

2.1 低溶解氧條件下亞硝化的啟動

一般認為,通過控制合適的溫度、pH值以及溶解氧(DO)可以抑制亞硝酸氧化菌(NOB),促使氨氧化菌(AOB)的富集,從而實現亞硝化.多數研究表明,能夠快速富集AOB并且對NOB產生抑制的條件是:溫度為30～35℃[10],pH值為8.0左右[11],DO小于1mg/L[12-13].因此在本實驗中,為了快速啟動亞硝化反應,反應器在啟動期的運行條件為:溫度控制在(30±1)℃,pH值維持在7.8～8.2, DO控制在0.5～1mg/L,HRT為22h.啟動期分為兩個階段,第一階段(0～18d)是采用無機配水啟動短程硝化,進水NH4+-N濃度為280±20mg/L;第二階段(19～32d)通入稀釋后的垃圾滲濾液,同樣控制進水NH4+-N濃度為280±20mg/L.MBR亞硝化系統(tǒng)啟動的運行性能如圖2所示.

圖2　啟動階段MBR亞硝化運行性能Fig.2 Performance of nitritation during startup

由圖2可以看出,在第一階段,經過3～5d的適應期后,出水NO3--N呈逐漸降低趨勢,而出水NO2--N濃度則逐漸升高.說明通過控制實驗溫度、溶解氧和pH值,NOB活性受到明顯抑制,而AOB活性則逐漸提高,系統(tǒng)在由全程硝化向亞硝化轉變.在第15d和17d時,系統(tǒng)NO2--N積累率分別為50.7％和53.5％,說明此時系統(tǒng)中AOB已經為優(yōu)勢種群;通常認為,NO2--N積累率大于50％即發(fā)生了短程硝化反應.因此,在第19d開始通入稀釋后的垃圾滲濾液,該開始時,系統(tǒng)因為進水水質發(fā)生變化,并且垃圾滲濾液中含有大量毒害物質,微生物活性受到抑制,從而導致系統(tǒng)受到干擾,出水水質發(fā)生變化,出水NH4+-N升高(由5.14mg/L升至74.20mg/L), NH4+-N去除率由98.17％降至75.53％.后經過14d的運行,系統(tǒng)硝化性能得到恢復,直至32d時, NH4+-N去除率恢復至93.59％,說明系統(tǒng)中微生物已經逐步適應該進水水質.而在整個啟動過程中, NO2--N積累率呈逐漸增長的趨勢,在第32d時,其值為84.27％,說明反應器亞硝化啟動成功.

2.2 MBR反應器負荷提高階段亞硝化性能

隨著系統(tǒng)亞硝化的成功啟動,系統(tǒng)中的亞硝化細菌已經逐漸取代硝化細菌成為優(yōu)勢菌種, NO2--N逐漸在系統(tǒng)中積累.此時系統(tǒng)中對NOB的抑制因子包括有溫度、pH值、FA、FNA和DO.然而,較低的溶解氧不僅會抑制NOB,同時也會影響AOB的活性[14].有研究表明,當系統(tǒng)中存在其他的抑制因素時,即使在DO較高的情況下仍然能夠維持亞硝化[15].因此,此時控制其他條件不變,將DO提高至2～3mg/L,并開始提高進水負荷,負荷提高期共歷時72d,分為3個階段逐漸提升至垃圾滲濾液原液,第一階段(33～58d)進水NH4+-N濃度為550～600mg/L;第二階段(59～80d)進水NH4+-N濃度為750～850mg/L;第三階段(81～112d)為滲濾液原液,其進水NH4+-N濃度為950～1050mg/L.負荷提高期系統(tǒng)亞硝化性能如圖3所示,可以看出,每次負荷的提高都會導致出水NH4+-N濃度升高,第一階段初始時NH4+-N去除率由93.59％降至50.63％,第二階段初始時NH4+-N去除率由92.53％降至66.47％,第三階段初始時NH4+-N去除率由86.17％降至65.17％.這是因為一是每次負荷提高時系統(tǒng)中微生物生物量未相應升高,二是進水負荷提高使得系統(tǒng)中水質環(huán)境發(fā)生改變,從而影響系統(tǒng)中微生物活性,并且滲濾液中毒性物質濃度的升高也會對系統(tǒng)中微生物活性造成抑制.負荷提高后經過一段時間運行, NH4+-N出水逐漸降低,去除率逐漸升高,其原因為一是系統(tǒng)中微生物的增殖,處理負荷增強,二是微生物逐漸對負荷提高后水質的適應,活性有所提高. NO2--N出水濃度隨著進水負荷的提高也呈先降低后升高的趨勢,但是整體來看, NO2--N出水濃度隨系統(tǒng)運行時間而逐步升高, NO2--N積累率在第45d時為90.18％,在運行至112d時,系統(tǒng)出水NO2--N濃度高達889mg/L, NO2--N積累率為97.23％;說明通過連續(xù)運行,系統(tǒng)中AOB大量富集,并且逐漸適應高負荷下的垃圾滲濾液.而盡管在負荷提高期將溶解氧提高至2～3mg/L,但是整個過程中并未見有NO3--N的大量積累,出水NO3--N基本維持在30～ 50mg/L的范圍,說明該過程中DO不是NO2--N積累的關鍵因素.

圖3　負荷提高階段亞硝化運行性能Fig.3 Performance of nitritation during load increase stage

2.3 亞硝化過程中膜污染及污泥特性

一般通過過膜壓力(TMP)來表征膜組件運行過程中的污染程度[16].在恒通量運行情況下,TMP會隨著膜污染程度的加劇而升高.亞硝化過程中,共分為啟動期和負荷提高期(圖4),而負荷提高期又分為3階段進行.不同運行階段的TMP如圖4所示,可以看出,隨著垃圾滲濾液進水負荷的提高,膜污染速率逐漸加快,其原因為晚期垃圾滲濾液中含有較高濃度的有機物和金屬離子等會加快膜污染速率,此外有研究表明,外界條件的改變會導致微生物釋放大量的胞外聚合物(EPS)和溶解性微生物產物(SMP)[17],EPS和SMP的存在也會加快膜污染速率,說明本實驗中垃圾滲濾液進水負荷的提高對膜污染的影響起一定作用.

圖4同時也反映了系統(tǒng)中污泥濃度的變化,在亞硝化啟動期,MLSS呈逐漸降低趨勢,其原因是系統(tǒng)在啟動前期進水為無機配水,通過限氧、高溫及適宜pH值等條件的控制,系統(tǒng)逐漸向亞硝化轉變,部分NOB裂解死亡;啟動后期進入可生化性較差的晚期垃圾滲濾液,滲濾液中的毒性物質也會導致系統(tǒng)中微生物的死亡而分解.而進入負荷提高期后,系統(tǒng)中MLSS逐漸升高,其原因為一是經過啟動后期微生物對垃圾滲濾液的適應馴化,其逐漸適應滲濾液的水質;二是滲濾液中微量的可降解有機物促進好氧異養(yǎng)菌的生長繁殖;三是AOB在系統(tǒng)中逐漸積累.

圖4　亞硝化過程中TMP和MLSS的變化Fig.4 Evolution of TMP and MLSS during the operation phases

2.4 底物、產物和毒性物質對亞硝化的抑制及其動力學

實驗所處理的廢水為晚期垃圾滲濾液,具有高氨氮和有微生物毒性作用的特點,在通過MBR反應器亞硝化過程中會產生抑制作用,包括底物、產物及毒性物質的抑制作用.通過批試實驗,對MBR反應器中亞硝化活性污泥進行不同抑制因子的抑制動力學測定并建立抑制動力學模型.

2.4.1 底物、產物和毒性物質的抑制 底物、產物和毒性物質對亞硝化的影響如表1所示,FA濃度在2.88～42.38mg/L,隨著FA濃度的升高,氨氧化速率和NO2--N生成速率呈現出先升高后降低的趨勢,而NO3--N生成速率則在逐漸降低.在FA濃度為11.75mg/L時,氨氧化速率為1.436g/ (g·d),而當FA濃度上升至42.38mg/L時,氨氧化速率降低至1.248mg/L,為最高時的86.88％; NO2--N生成速率和NO3--N生成速率分別降低至最高時的88.84％和53.97％.NH4+-N為硝化菌的底物,硝化細菌利用NH4+-N氧化成NO2--N和NO3--N,并從中獲得其自身生長繁殖所需的能量. 高NH4+-N形成的FA可以抑制NOB的活性,從而致使AOB逐漸取代NOB成為優(yōu)勢菌群,從而實現亞硝化[18];然而過高的FA也會對AOB形成抑制,一般認為,FA對NOB的抑制作用強于AOB.Vadivelu等[19]的研究認為0.1～1mg/L的FA就會對NOB產生抑制,當FA達到6mg/L時幾乎可完全抑制NOB的生長,而對AOB抑制范圍一般在10～150mg/L[20].本實驗中最高氨氧化速率和NO2--N生成速率時的FA濃度處于9.45～ 11.75mg/L,稍微高于Vadivelu等的研究;此外盡管FA濃度高達42.38mg/L,但是仍然有少量的NO3--N產生,并未完全抑制NOB的活性,這可能是由于實驗中的活性污泥長期處于高NH4+-N水質條件下運行,從而對FA產生一定的適應性,此現象在Villaverde等[21]和Fux等[22]的研究中也有所體現.

AOB將NH4+-N氧化成NO2--N, NO2--N的存在以及大量的集聚會形成游離亞硝酸(FNA),而當FNA達到一定濃度時會對AOB和NOB都產生抑制作用.實驗結果表明,FNA濃度在0.008～0.1036mg/L之間,隨著FNA濃度的升高,氨氧化速率、NO2--N生成速率和NO3--N生成速率與FA呈現出相同的變化規(guī)律,當FNA為0.1036mg/L時,氨氧化速率、NO2--N生成速率和NO3--N生成速率分別降至最高時的84.14％、86.59％和54.23％. Vadivelu等的研究認為,當FNA濃度為0.011mg/L時,NOB的活性即受到抑制,而當FNA濃度為0.023mg/L時,NOB活性則被完全抑制;而FNA完全抑制AOB的濃度為0.4mg/L[23-25].本實驗中FNA濃度小于AOB完全抑制濃度(0.40mg/L),在濃度為0.0317mg/L時,開始對AOB活性產生抑制;而在該范圍內,也未見NOB活性被完全抑制,其原因也可能是其對FNA有一定的適應性.

垃圾滲濾液成分復雜,含有大量具有毒害作用的有機物、鹽離子和重金屬,這些因素均會對反應器中微生物產生抑制[26],從而影響亞硝化性能.垃圾滲濾液中毒性物質的濃度以COD計, 實驗考察了其濃度在0～2667mg/L時的亞硝化情況,隨著毒性物質濃度的升高,氨氧化速率、NO2--N生成速率和NO3--N生成速率都受到抑制,呈逐步降低的趨勢,當COD為2667mg/L時,氨氧化速率、NO2--N生成速率和NO3--N生成速率分別降低至44.36％、45.12％和44.03％.

由表2可知,當COD為1600.2mg/L時,氨氧化速率為0.9848g/(g·d),與最大氨氧化速率相比下降了22.15％.同時相應條件下滲濾液中氨氮對應的FA為27.78mg/L,若以FA為單因子抑制,此時氨氧化速率為1.3432～1.3684mg/L之間,與最大氨氧化速率相比下降了4.74％～6.49％.假設NH4+-N完全轉化成NO2--N,則相應條件下滲濾液中NO2--N對應的FNA為0.09638mg/L,若以FNA為單因子抑制,此時氨氧化速率為1.1875～ 1.2072mg/L之間,與最大氨氧化速率相比下降了14.46％～15.86％.通過對比發(fā)現,晚期垃圾滲濾液中的毒性物質對亞硝化的抑制作用強于FNA和FA.

表2　晚期垃圾滲濾液中COD與氨氮、FA和FNA對應關系Table 2 Corresponding relation of COD and NH4+-N, FA and FNA in the old landfill leachate

2.4.2 抑制動力學模型及分析 底物抑制動力學可采用Haldane模型[27-28]來進行描述,Haldane模型其方程為:

式中:ν為底物轉化速率,g/(g·d);νmax為最大轉化速率,g/(g·d);S為底物濃度, mg/L; kS為半飽和常數,mg/L;kh為Haldane抑制動力學常數, mg/L.

Aiba模型[29]最初是描述乙醇發(fā)酵產物抑制的模型,也有將其應用于硝化反應的基質抑制動力學模擬[30],并得出了較好的擬合相關度.其方程可以描述為:

式中:ν為底物轉化速率,g/(g·d);νmax為最大底物轉化速率,g/(g·d);S為基質濃度,mg/L; kS為半飽和常數,mg/L; ka為Aiba抑制動力學常數, mg/L.

表3　抑制動力學模型參數Table 3 Constants for inhibition kinetics model

毒性物質抑制的動力學模型引用乙酸降解時氯酚抑制作用的動力學模型[31],其方程如下:

式中:ν為底物轉化速率,g/(g·d);νmax為最大底物轉化速率,g/(g·d);S為基質濃度, mg/L;kS為半飽和速率常數,mg/L;k0和k1為抑制系數.

抑制系數k0和k1按以下公式計算:

式中:α為毒毒性物質濃度, mg/L;β為毒性物質完全抑制濃度, mg/L;m和n為常數.

通過引入速率比λ對上式進行經修正,得出反映毒性物質對基質轉化速率的抑制方程為[32]:

其中λ= ν/ν0,λ為速率比;ν為毒性物質在各濃度下基質轉化速率,g/(g·d);ν0為未投加毒性物質條件下基質轉化速率,g/(g·d).該式可描述毒性物質濃度對基質轉化速率的抑制作用,其中,β值越大說明需要更高濃度的毒性物質才能完全抑制微生物活性,其毒性越弱.當β值相近時,m和n值越大說明毒性物質的抑制作用越弱.用修正的抑制方程式(9)對實驗結果進行擬合.

通過Origin8.0分別對表1中數據進行非線性擬合(圖5),可得出底物、產物和毒性物質對亞硝化抑制的動力學方程.擬合曲線與實驗數據的相關系數R2分別為0.9821、0.9961和0.9924,說明3個模型均可較好的描述本實驗中各抑制因子對亞硝化的抑制動力學行為.其中,通過FA抑制動力學模型可得在FA單因子控制下的最大氨氧化速率為2.087g/(g·d),對FA的半飽和常數為3.185mg/L,Haldane抑制動力學常數為67.234mg/L;最大反應速率時的底物濃度可通過式(10)求得,為14.62mg/L.通過FNA抑制動力學模型可得在FNA單因子控制下的最大氨氧化速率為1.484g/(g·d), 對FNA的半飽和常數為0.001mg/L,Aiba抑制動力學常數為0.432mg/L.通過毒性物質抑制動力學模型可得在毒性物質控制下毒性物質完全抑制濃度為4054.02mg/L (以COD計),動力學常數m和n分別為2.19和2.32.

圖5　亞硝化抑制動力學模型Fig.5 The inhibition kinetics model of nitritation　a.底物抑制 b.產物抑制 c.毒性物質抑制

3 結論

3.1 通過控制DO為0.5～1mg/L,pH值為7.8～8.2和溫度為(30±1)℃,在進水NH4+-N濃度為(280±20)mg/L時成功啟動MBR的亞硝化工藝.后逐步升高進水負荷,并提高DO至2～3mg/L,逐漸實現MBR系統(tǒng)中以晚期垃圾滲濾液原液為進水的亞硝化,實現了垃圾滲濾液原液的亞硝化.

3.2 MBR亞硝化系統(tǒng)在運行過程中,微生物會受到底物、產物和垃圾滲濾液中的毒性物質的抑制,其中毒性物質對微生物的抑制作用強于底物和產物.當毒性物質濃度(以COD計)為1600.2mg/L時,氨氧化速率下降了22.15％,而相應條件下若以FA為單因子抑制時,氨氧化速率下降了4.74％～6.49％,若以FNA為單因子抑制時,氨氧化速率相比下降了14.46％～15.86％.

3.3 分別采用Haldane底物抑制模型、Aiba產物抑制模型以及修正后的毒性物質抑制模型對實驗數據進行擬合,FA抑制的半飽和常數為3.185mg/L,抑制動力學常數為67.234mg/L;FNA抑制的半飽和常數為0.001mg/L,抑制動力學常數為0.432mg/L;毒性物質完全抑制濃度為4054.02mg/L (以COD計),動力學常數m和n分別為2.19和2.32.

參考文獻：

[1] Micha? B, E ? Moysa, Marlena Z, et al. Removal of organic compounds from municipal landfill leachate in a membrane bioreactor [J]. Desalination, 2006,198:16-23.

[2] Farah N A, Christopher Q L. Treatment of landfill leachate using membrane bioreactors: A review [J]. Desalination, 2012,287: 41-54.

[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]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1998,50(5):589-596.

[4] Yuan X, Fenglin Y, Sitong L, et al. The influence of controlling factors on the start-up and operation for partial nitrification in membrane bioreactor [J]. Bioresource Technology, 2009,100: 1055-1060.

[5] Tadashi N, Hiroaki O, Yuko I, et al. Partial nitrification in a continuous pre-denitrification submerged membrane bioreactor and its nitrifying bacterial activity and community dynamics [J].Biochemical Engineering Journal, 2011,55:101-107.

[6] Anthonisen A C, Loehr R C, Prakasam T, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous-Acid [J]. Journal Water Pollution Control Federation, 1976,48(5):835-852.

[7] Park S, Bae W. Modeling kinetics of ammonium oxidation and nitrite oxidation under simultaneous inhibition by free ammonia and free nitrous acid [J]. Process Biochemistry, 2009,44(6):631-640.

[8] Stuczynski T I, Mccarty G W, Siebielec G. Response of soil microbiological activities to cadmium, lead, and zinc salt amendments [J]. Journal of Environmental Quality, 2003,32(4): 1346-1355.

[9] Kargi F, Konya I. COD, para-chlorophenol and toxicity removal from para-chlorophenol containing synthetic waste water in an activated sludge unit [J]. Journal of Hazardous Materials, 2006, 132(2/3):226-231.

[10] van Dongen U, Jetten M S M, van Loosdrecht M C M. The SHARON-ANAMMOX process for treatment of ammonium rich wastewater [J]. Water Science and Technology, 2001,44:153-160.

[11] Anthonisen A C, Loehr R C, Prakasa m T B S, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid [J]. Journal Water Pollution Control Federation, 1976,48(5):835-852.

[12] Bae W, Baek S C, Chung J W, et al. Nitrite accumulation in batch reactor under various operational conditions [J]. Biodegradation, 2002,12:359-366.

[13] Wang J L, Yang N. Partial nitrification under limited dissolved oxygen conditions [J]. Process Biochemistry, 2004,39:1223-1229.

[14] Naki K, Wantawin C, Ohgaki S. Nitrification at low levels of dissolved oxygen with and without organic loading in a suspendedgrowth reactor [J]. Water Research, 1990,24(3):297-302.

[15] 張功良,李 冬,張肖靜,等.低溫低氨氮SBR短程硝化穩(wěn)定性試驗研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(3):610-616.

[16] Kumar S M, Madhu G M, Roy S. Fouling behaviour, regeneration options and on-line control of biomass-based power plant effluents using microporous ceramic membranes [J]. Separation and Purification Technology, 2007,57(1):25-36.

[17] Meng F G, Yang F L, Shi B Q, et al. A comprehensive study on membrane fouling in submerged membrane bioreactors operated under different aeration intensities [J]. Separation and Purification Technology, 2008,59(1):91-100.

[18] Welander U, Henrysson T, Welander T. Biological nitrogen removal from municipal landfill leachate in a pilot scale suspended carrier biofilm process [J]. Water Research, 1998,32: 1564-1570.

[19] Vadivelu V M, Keller J, Yuan Zhiguo. Effect of free ammonia on the respiration and growth processes of an enriched Nitrobacter culture [J]. Water Research, 2007,41(4):826-834.

[20] Yun H J, Kim D J. Nitrite accumulation characteristics of high strength ammonia wastewater in an autotrophic nitrifying biofilm reactor [J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2003,78(4):377-383.

[21] Villaverde S, Fdz-Polanco F, Garcia P A. Nitrifying biofilm acclimation to free ammonia in submerged biofilters. Start-up influence [J]. Water Research, 2000,34(2):602-610.

[22] Fux C, Huang D, Monti A, et al. Difficulties in maintaining long-term partial nitritation of ammonium-rich sludge digester liquids in a moving-bed biofilm reactor (MBBR) [J]. Water Science and Technology, 2004,49(11/12):53-60.

[23] Vadivelu V M, Yuan Z G, Fux C, et al. The inhibitory effects of free nitrous acid on the energy generation and growth processes of an enriched Nitrobacter culture [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(14):4442-4448.

[24] Vadivelu V M, Yuan Z G, Fux C, et al. Stoichiometric and kinetic characterisation of Nitrobacter in mixed culture by decoupling the growth and energy generation processes [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2006,94(6):1176-1188.

[25] Vadivelu V M, Keller J, Yuan Z G. Effect of free ammonia and free nitrous acid concentration on the anabolic and catabolic processes of an enriched Nitrosomonas culture [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2006,95(5):830-839.

[26] Mosquera-Corral A, Gonzlez F, Campos J L, et al. 2005. Partial nitrification in a SHARON reactor in the presence of salts and organic carbon compounds [J]. Process Biochemistry, 2005,40: 3109-3188.

[27] Sheintuch M, Tartakovsky B, Narkis N, et al. Substrate inhibition and multiple states in a continuous nitrification process [J]. Water Research, 1995,29:953-963.

[28] Surmacz-Gorska J, Gernaey K, Demuynck C, et al. Nitrification monitoring in activated sludge by oxygen uptake rate (OUR) [J]. Water Research, 1996,30:1228-1236.

[29] Aiba S, Shoda M, Nagatani M. Kinetics of product inhibition in alcohol fermentation [J]. Biotechnology and Bioengineering, 1968,10:845-864.

[30] 金仁村,陽廣鳳,馬 春,等.逆流湍動床短程硝化反應器的運行性能及基質抑制動力學模型 [J]. 環(huán)境科學, 2011,32(1):217-224.

[31] Kim I S, Tabak H H, Young J C. Modeling of the fate and effect of chlorinated phenols in anaerobic treatment processes [J]. Water Science and Technology, 1997,36(6/7):287-294.

[32] 陳 皓,陳 玲,黃愛群,等.重金屬對2-氯酚厭氧降解的抑制動力學研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2010,30(3):328-332.

Performance of nitritation process in membrane bioreactor for old landfill leachate and analysis of inhibition kinetics.

LI Yun1, XIONG Xiang-yang2, LI Jun1*, CHEN Gang2, ZHANG Mei-xue1, ZHANG Yan-zhuo1, YAO Yuan2, LI>Qiang2(1.College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 1000124, China；2.China Urban Construction Design and Research Institute Corporation Limited, Beijing 100012, China). China Environmental Science, 2016,36(2)：419～427

Abstract：The performance of nitritation were investigated in continuous flow MBR fed with old landfill leachate, the inhibition of substrate, product and toxicant on nitritation process and the inhibition kinetics were analyzed. The results show that: the nitritation process was started up in MBR which controlled the NH4+-N concentration of inflow was (280±20)mg/L, the DO was 0.5～1.0mg/L, pH was 7.8～8.2 and temperature was (30±1)℃; and at 32d, the nitrite accumulation rate was 84.27％. Influent load was increase gradually and improved the DO to 2～3mg/L in the next period, nitritation process was realized gradually in MBR system which the inflow was the old landfill leachate completely, the ρ (NO2--N) of effluent from system was 889mg/L and the nitrite accumulation rate was 97.23％ at 112d. The inhibition experiments of substrate, product and toxicant showed that, the inhibition of toxicant surpass substrate and product, when the concentration of toxicant (calculated by COD) was 1600.2mg/L, the ammonia oxidation rate declined by 22.15％, and if inhibition factor was FA only in corresponding conditions, ammonia oxidation rate decreased by 4.74％～6.49％, and if inhibition factor was FNA only in corresponding conditions, ammonia oxidation rate decreased by 14.46％～15.86％. Haldane model, Aiba model and the revised toxicant inhibiting model were adopted for nonlinear fitting on the experimental data respectively, the correlation coefficient R2were 0.9821, 0.9961 and 0.9924 respectively, and the inhibition kinetics models of substrate, product and toxicant were obtained.

Key words：old landfill leachate；membrane bioreactor (MBR)；nitritation；inhibition kinetics

作者簡介：李 蕓(1985-),男,江西宜春人,北京工業(yè)大學博士研究生,主要研究方向為污水處理理論與技術.發(fā)表論文2篇.

基金項目：國家水體污染控制與治理科技重大專項(2014ZX07201-011);中國城市建設研究院院級課題(Y07H13074)

收稿日期：2015-08-02

中圖分類號：X703.5

文獻標識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)02-0419-09