研究背景

隨著我國經濟的快速發(fā)展和城市化進程的加快，國家統(tǒng)計局在全國統(tǒng)計年鑒（2020）發(fā)布報道，2019年全國垃圾無害化處理量為869875噸/日，其中衛(wèi)生填埋和焚燒各占比42.2%和52.5%。垃圾焚燒發(fā)電技術由于能夠快速實現(xiàn)垃圾減量化、資源化和無害化，已超過填埋法成為我國主要的垃圾無害化處理方式。垃圾焚燒前需堆酵5~7天，以使垃圾熟化并瀝出水分，從而提高垃圾的熱值和燃燒穩(wěn)定性，垃圾中原有的水分、垃圾發(fā)酵產生水分及外來水分（降雨）共同形成了垃圾焚燒廠滲瀝液。這種垃圾焚燒廠滲瀝液是一種高氨氮高有機物廢水，其水質成分復雜，含有多種有毒有害有機物和金屬離子；滲瀝液中鹽度高，易使設備結垢老化；同時水質水量波動大，易受垃圾的組成、降水等因素影響，是一類處理難度較大的廢水。

我國對于垃圾焚燒廠滲瀝液排放標準要求嚴格，垃圾焚燒廠出水水質需滿足GB 16889—2008《生活垃圾填埋場污染控制標準》，垃圾滲瀝液出水氨氮需低于25 mg/L（如表1所示）。現(xiàn)階段垃圾滲瀝液生物處理多采用多級硝化反硝化工藝，但是滲瀝液進水氨氮濃度高于1000 mg/L且水質波動極大，有毒成分還會抑制污泥活性，這給處理工藝帶來了巨大挑戰(zhàn)；同時，傳統(tǒng)硝化和反硝化脫氮工藝具有處理成本高、碳排放量大的不足，因此亟需開發(fā)出一種低耗高效的工藝來處理垃圾滲瀝液。

厭氧氨氧化技術是一種新型污水生物脫氮技術，在厭氧條件下厭氧氨氧化菌（Anammox）可利用NH4+-N和NO2--N直接生成N2，理論上可節(jié)省約60%的曝氣量，100%的外加有機碳源和90%的剩余污泥產量。短程硝化工藝中氨氧化菌（AOB）可將NH4+-N轉化為NO2--N，為Anammox 提供充足的基質。短程硝化與厭氧氨氧化工藝耦合可處理高NH4+-N、低C/N、可生化性低的廢水，在晚期填埋場垃圾滲濾液、污泥消化濾液、食品制造廢水、焦爐廢水等高氨氮工業(yè)廢水處理等領域已有應用。但是Anammox 對生長環(huán)境敏感，易受到滲瀝液中大量有機物的沖擊，目前還鮮有采用厭氧氨氧化處理垃圾焚燒廠滲瀝液的研究。

本研究針對垃圾焚燒廠滲瀝液難處理波動大的特性，采用厭氧消化反應器穩(wěn)定水質，處理高濃度污染物，構建厭氧消化-短程硝化-厭氧氨氧化三段式組合工藝。在此期間系統(tǒng)考察各段反應器的脫氮效果，分析系統(tǒng)中有機物遷移轉化、功能微生物活性等特性，并探究垃圾滲瀝液特殊水質對自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)內菌群結構的影響，以期為厭氧氨氧化技術處理水質復雜的垃圾滲瀝液提供一定的理論指導。

摘 要

生活垃圾焚燒廠滲瀝液是一種含高氨氮高有機物濃度的難處理廢水，目前滲瀝液生物脫氮多采用多級硝化反硝化處理工藝，存在能耗大、效率低等不足。本研究以厭氧氨氧化技術為核心，構建連續(xù)流厭氧消化-短程硝化-厭氧氨氧化三段式工藝，分析其中垃圾焚燒廠滲瀝液的生物脫氮效果、有機物遷移轉化規(guī)律、功能微生物活性及組成變化。研究結果表明，在進水NH4+-N濃度為900~1300mg/L，COD濃度為3300~4500mg/L時，系統(tǒng)處理效果良好，穩(wěn)定運行期間總無機氮和COD去除率分別為85%、77%。其中厭氧消化段可去除約45%的COD，短程硝化段NO2--N積累率保持在97%以上，厭氧氨氧化段穩(wěn)定運行期間總無機氮去除率約為85%，系統(tǒng)內也存在一定程度反硝化反應。接入滲瀝液后自養(yǎng)脫氮體系中功能微生物氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(Anammox)的活性均有不同程度的下降，采用宏基因組學結合16S rDNA高通量測序技術對比分析微生物的群落和功能組成變化，發(fā)現(xiàn)滲瀝液中高濃度的有機物使短程硝化段和厭氧氨氧化段內異養(yǎng)反硝化菌相對豐度上升，Anammox受到難降解有機物抑制，其中Candidatus_Kuenenia菌屬適應性較強，在馴化后仍然可以維持厭氧氨氧化系統(tǒng)較高的脫氮效果。

01 材料與方法

1.實驗裝置與運行工況

本研究采用厭氧消化-短程硝化-厭氧氨氧化三段式耦合工藝處理垃圾焚燒廠滲瀝液，裝置整體為連續(xù)流，工藝流程如圖1所示。厭氧消化段采用上流式厭氧污泥床（Up-flow Anaerobic Sludge Bed, UASB）反應器，有效容積為100L，穩(wěn)定運行階段進水流量為25L/d，水力停留時間為4d；反應區(qū)溫度由外層水浴控制為35±2℃，部分出水超越到中間水箱。短程硝化段采用推流式缺氧/好氧（anoxic/oxic，A/O）反應器，有效容積為80L，反應器溫度由水浴控制為35±2℃；穩(wěn)定運行階段進水流量為15L/d，水力停留時間約為5d；反應器出水進入沉淀池內，沉淀池底部污泥回流到缺氧區(qū)，上清液經過溢流堰出水進入中間水箱。厭氧氨氧化段采用顆粒污泥膨脹床（Expansive granular sludge bed, EGSB）反應器，有效容積為50L，穩(wěn)定運行階段進水流量為25L/d，水力停留時間為2d；溫度由水浴控制為35±2℃。設置磁力泵進行回流，控制反應區(qū)上升流速為3m/h。

本實驗中反應器啟動時間不同，為便于討論，將短程硝化和厭氧氨氧化反應器啟動時間記為1 d，厭氧消化反應器自17 d啟動，工藝運行至314d。235~244d由于假期暫停運行。短程硝化段穩(wěn)定運行期間為280~314d，厭氧氨氧化段穩(wěn)定運行期間為293~314d。

2.實驗用水及污泥

厭氧消化反應器全程使用上海某垃圾焚燒廠滲瀝液一級厭氧處理后的出水，該水中氨氮濃度為900~1800mg/L，COD為3000~20000mg/L。厭氧消化污泥種泥取自上海某垃圾焚燒廠滲瀝液處理站厭氧罐，污泥以絮體為主，顆粒粒徑較小，接種后污泥濃度為25g/L。

短程硝化和厭氧氨氧化反應器啟動階段進水使用合成廢水，其中，前者的主要成分為NH4Cl和KHCO3，后者的主要成分為NH4Cl、NaNO2和KHCO3，主要成分根據(jù)反應器運行按需投加，其余成分及微量元素依照參考文獻投加，穩(wěn)定運行后接入實際廢水。短程硝化污泥種泥取自上述垃圾焚燒廠硝化反硝化池；厭氧氨氧化污泥種泥取自課題組已穩(wěn)定運行的SBR反應器。

3.分析測試方法

本研究中常規(guī)水質指標檢測方法參考CJ/T51—2018《城市污水水質標準檢驗方法》，用重量法測定污泥濃度MLSS和混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度MLVSS，CODCr采用快速消解分光光度法測定，NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定，NO3--N采用紫外分光光度法測定，NO2--N采用分光光度法測定。采用三維激發(fā)發(fā)射矩陣熒光光譜（Three-dimensional excitation-emission matrix fluorescence spectroscopy，3D-EEM）定性分析各反應器進出水中溶解性有機物，采用比耗氧速率（Specific oxygen uptake rate, SOUR）來表征AOB活性，采用比厭氧氨氧化活性（Specific anammox activity，SAA）表征Anammox活性。使用16S rRNA和宏基因測序分析微生物群落組成結構。

02 結果與討論

1.組合工藝對垃圾滲瀝液的有機物去除和脫氮效果

1.1 厭氧消化段

厭氧消化段在運行期間主要考察了其對溶解性有機物的去除效果（圖2），以CODCr表示。在進水水質波動較大時， UASB厭氧消化反應器可以起到很好的水質降解和緩沖作用。例如，第92天進水中CODCr高達17000±1000mg/L，CODCr出水有一定幅度的升高，但很快降低。整體來說，反應器出水水質較為穩(wěn)定，實驗后期出水中CODCr濃度可以維持在3000mg/L以下，CODCr平均去除率為45.4%。

本段進水的垃圾滲瀝液為黑色不透明濁液，含有大量懸浮物質，本研究僅測定溶解性有機物，因此厭氧消化段對有機物的實際去除效果高于測定值；此外由于進水泥沙含量高，在反應器實際運行過程中管道易堵塞，需要定時清洗維護。

1.2 短程硝化段

短程硝化段1~106d為合成廢水啟動運行階段；107d逐步接入?yún)捬跸纬鏊?，實現(xiàn)了UASB反應器和A/O反應器的串聯(lián)，運行效果見圖3。由于水質波動較大，進水NH4+-N濃度也隨之變化。本實驗通過低溶解氧（DO）、高游離氨（FA）和高游離亞硝酸（FNA）濃度抑制硝化細菌（NOB）的生長，進而實現(xiàn)AOB的富集。由于AOB在有氧條件下可以將NH4+-N轉化為NO2--N，控制曝氣量在16L/min，使NH4+-N部分轉變NO2--N，出水ΔNO2-/ΔNH4+在1.3左右，以此滿足厭氧氨氧化段進水基質計量學需求。183d，由于無法精準根據(jù)水質波動調整曝氣， NH4+-N濃度升高，有機物難以充分降解。

于是208d調整工藝策略，采用流量控制方法，控制中間水箱內ΔNO2-/ΔNH4+在1.3左右。本實驗中短程硝化反應器出水中NO2--N濃度在700~1000mg/L，UASB反應器出水中NH4+-N在900~1400mg/L，按照厭氧氨氧化反應所需的基質比，短程硝化反應器出水體積與厭氧消化反應器出水體積之比控制在1.5較為適宜。因此根據(jù)厭氧消化段25L/d的處理量，控制短程硝化段進水為15L/d，超越量為10L/d，兩者在中間水箱進行混合，作為厭氧氨氧化反應器的進水。

235~244d由于春節(jié)回家反應器暫停運行， 245~262d重新快速啟動并于280d實現(xiàn)穩(wěn)定運行，期間出水NO2--N濃度在800mg/L左右，積累率保持在97.3%以上，NH4+-N濃度穩(wěn)定在20.8mg/L以下，總無機氮去除率為8.7±0.8%。

如圖3（b）可知，經過短程硝化段可有效去除大部分有機物，在第2.2節(jié)中對短程硝化段進出水做三維熒光分析，結果表明好氧過程對有機物有非常好的去除效果，可進一步去除厭氧消化出水中剩余的易降解有機物和部分難降解的腐殖酸類物質，穩(wěn)定運行期間短程硝化反應器CODCr平均去除率為60.1%，這也可為后段厭氧氨氧化提供更好的自養(yǎng)環(huán)境?？梢姡狙芯恐卸坛滔趸磻鲙缀醪粫粷B瀝液水質抑制，流量的控制方法可實現(xiàn)工藝穩(wěn)定運行。

1.3 厭氧氨氧化段

厭氧氨氧化段1 ~185d為合成廢水啟動階段，運行效果良好；186d~207d逐漸接入實際廢水，此階段運行至314天，運行效果見圖4。

208d調整進水策略，出水水質穩(wěn)定；235~244d由于春節(jié)回家反應器暫停運行， 245d用合成廢水重新啟動， 263d接入實際廢水，出水中NH4+-N、NO2--N濃度開始升高，這可能受滲瀝液中復雜有機物的影響。

293d之后，反應器穩(wěn)定運行，出水NH4+-N和NO2--N濃度分別穩(wěn)定在42.2±6.3mg/L和36.5±5.1mg/L，說明厭氧氨氧化段內微生物經馴化后可適應滲瀝液水質，出水中NO3--N在加入滲瀝液后開始逐漸下降并穩(wěn)定在47.2±5.2mg/L。厭氧氨氧化反應化學計量學比例ΔNO2-/ΔNH4+為1.32，ΔNO3-/ΔNH4+為0.26。在本研究中該段滲瀝液運行后期ΔNO2-/ΔNH4+為1.49，ΔNO3-/ΔNH4+反應初期為0.20，表明厭氧氨氧化系統(tǒng)中有反硝化菌存在，部分NO2--N、NO3--N發(fā)生了反硝化作用，穩(wěn)定運行期間ΔNO3-/ΔNH4+比例下降為0.13，推測是滲瀝液中的有機物質使異養(yǎng)反硝化菌大量增殖，致使反硝化作用加強。

由圖4（b）可知厭氧氨氧化反應器可以對進水中的有機物進一步去除，在滲瀝液穩(wěn)定運行期內出水CODCr濃度為760.8±15.6mg/L，平均去除率為38.7±1.9%。由于263d接入實際廢水， CODCr進出水濃度增加，對應NH4+-N、NO2--N出水濃度升高，根據(jù)2.3.2節(jié)可知高有機物濃度會抑制Anammox活性，這與苗蕾等人的研究結果一致。本文第2.2節(jié)中三維熒光圖譜顯示厭氧氨氧化段進出水含有較多難降解的腐殖酸類物質，推測是這部分物質產生主要的抑制作用。

本研究中厭氧氨氧化段總無機氮平均去除率為85.1±2.0%，處理效果良好，但由于受到滲瀝液中有機物的影響，處理效果稍低于無機配水階段88.8%的去除率。組合工藝總無機氮和CODCr的去除率分別為84.6±2.7%和77.4±1.2%。厭氧消化-短程硝化-厭氧氨氧化三段式組合工藝較好地實現(xiàn)了對垃圾焚燒廠滲瀝液的脫氮除碳效果。

2.三維熒光分析溶解性有機物的遷移轉化

垃圾焚燒廠滲瀝液的水質接近新鮮垃圾滲濾液，其中含有大量種類復雜的有機物，如揮發(fā)性脂肪酸、芳香族化合物、蛋白質、多糖、抗生素、腐殖酸等。本研究為進一步研究垃圾焚燒廠滲瀝液處理過程中有機物的遷移轉化過程，取各反應器在接入滲瀝液后穩(wěn)定運行階段的進出水進行3D-EEM測試，得到結果如表2和圖5。在測試結果中包含3個較為明顯的熒光峰，對照已有研究初步判定三個峰所對應的物質為：富里酸類物質（A）、色氨酸類物質（B）和海洋腐殖酸類物質（C）。

滲瀝液經強化厭氧處理后，色氨酸類物質的熒光峰（B）強度明顯降低，這主要是因為色氨酸類物質屬于易降解性有機物，厭氧消化反應器內的微生物可以將其降解。海洋腐殖酸類物質（C）的熒光峰前后變化不大，而富里酸類物質（A）的熒光峰強度則略微增加，海洋腐殖酸類物質和富里酸屬于較難降解的腐殖酸，A峰強度增加推測是垃圾滲瀝液中的植物殘渣經微生物分解轉化為了富里酸，導致其含量上升。

對比短程硝化段進出水熒光圖譜，可以發(fā)現(xiàn)三個峰的熒光強度均明顯下降（A、B和C分別下降了42.7%、32.7%和33.4%），這說明在好氧條件下可以進一步降解有機污染物，此外污泥EPS也可以吸附部分難降解的腐殖酸類物質。厭氧氨氧化反應器進出水的熒光圖譜變化規(guī)律與厭氧消化反應器較相似。易降解的色氨酸類物質（B）通過微生物作用得以去除，熒光強度下降了29.3%。富里酸類物質（A）熒光強度略微上升，海洋腐殖酸類物質（C）基本不變。

在2.1.3節(jié)中厭氧氨氧化段接入滲瀝液后總無機氮處理效果下降，推測是腐殖酸類有機物質抑制了Anammox，有學者認為腐殖酸可以進入細胞壁較薄的革蘭氏陰性菌胞內，作為電子受體破壞電子傳遞鏈。

3.氮素轉化功能菌活性變化

短程硝化-厭氧氨氧化系統(tǒng)的功能微生物AOB和Anammox菌都是化能自養(yǎng)型微生物，實際廢水中有機物會影響功能菌活性和系統(tǒng)的穩(wěn)定運行。本研究采用SOUR值和SAA值表征AOB和Anammox的活性，分析接入滲瀝液前后功能菌活性變化，結果見表3。

短程硝化段AOB活性在接入垃圾滲瀝液后降低15.7%，且具有顯著性差異（p<0.05），說明實際垃圾滲瀝液會對硝化菌活性產生一定的抑制作用，但由2.1.2出水水質可知該抑制作用并不會破壞短程硝化反應體系，反應器依然可以保持穩(wěn)定的短程硝化效果。在第2.4.2節(jié)微生物群落組成分析結果也表明，在接入滲瀝液之后AOB相對豐度下降，異養(yǎng)菌相對豐度上升，但AOB仍屬于優(yōu)勢菌，其對垃圾滲瀝液水質有一定的適應能力。

厭氧氨氧化段在接入滲瀝液后SAA值降低了33.2%，且具有顯著性差異（p<0.05）。經2.4.2中微生物群落分析可知Anammox相對豐度大幅下降，因此這很可能是活性降低的重要原因。有研究表明腐殖酸濃度達到70 mg/L時就會對厭氧氨氧化菌造成抑制，當腐殖酸濃度達到200 mg/L時，SAA會降低57%。結合2.2節(jié)分析，推測是滲瀝液中的腐殖酸類物質等綜合抑制了Anammox的活性，導致2.1.3節(jié)中厭氧氨氧化段處理效果的下降。相對而言，滲瀝液對Anammox的抑制作用比AOB更強。

厭氧氨氧化段是本工藝的限速環(huán)節(jié)，在二者污泥濃度相差不大時，厭氧氨氧化段的處理能力要明顯低于短程硝化段，因此本工藝的日處理量在很大一部分程度上受限于該段。

4.微生物種群分析

污水處理的微生物基本原理是深度解析污染物降解過程的關鍵，本研究采用16S rDNA高通量測序技術結合宏基因組學分析微生物群落組成。取短程硝化反應器無機配水穩(wěn)定階段和接入滲瀝液穩(wěn)定階段的污泥，樣品分別記為PN105和PN280；取厭氧氨氧化反應器無機配水穩(wěn)定階段和接入滲瀝液穩(wěn)定階段的污泥，樣品分別記為AMX160和AMX300。

4.1 基于16S rDNA測序的Alpha多樣性分析

根據(jù)樣本的 Shanon指數(shù)、Simpson指數(shù)、ACE指數(shù)、Chao指數(shù)對樣品Alpha多樣性進行表征，見表3，各樣品計算Alpha多樣性指數(shù)時OTU覆蓋率均超過99%。Shannon和Simpson指數(shù)可反映微生物群落多樣性，Shannon指數(shù)越高，Simpson指數(shù)越低，則生物群落多樣性越高；Ace指數(shù)和Chao指數(shù)可反映微生物群落豐富度，其數(shù)值越高，群落豐富度越高。由表3可知，在接入垃圾滲瀝液后，兩反應器呈相似的變化趨勢，Shannon指數(shù)、Ace指數(shù)和Chao指數(shù)升高，Simpson指數(shù)降低，表明在滲瀝液存在條件下，短程硝化段和厭氧氨氧化段體系內微生物的物種數(shù)量、群落多樣性和豐富度均有所升高，這也有助于微生物系統(tǒng)應對復雜的實際廢水。

4.2 基于宏基因組的物種組成分析

本研究重點對短程硝化反應器和厭氧氨氧化反應器在門和屬水平的物種組成進行分析，將相對豐度小于1%的菌門或菌屬歸入others類別中，得到結果如圖6和圖7所示。

兩個反應器在門水平的微生物組成信息如圖6所示。短程硝化反應器內微生物主要包括變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、綠彎菌門（Chloroflexi）、和浮霉菌門（Planctomycetes）等。厭氧氨氧化反應器內微生物主要包括變形菌門、浮霉菌門、綠彎菌門、裝甲菌門（Armatimonadetes）、放線菌門（Actinobacteria）和擬桿菌門等。

在接入滲瀝液后，短程硝化段變形菌門相對豐度由38.8%增加至67.0%；厭氧氨氧化段變形菌門相對豐度由23.1%增至37.0%，這說明變形菌門菌群可以較好地適應垃圾滲瀝液這一復雜水質。變形菌門包括氨氧化菌、亞硝酸氧化菌和大部分反硝化菌，這也是系統(tǒng)脫氮效果穩(wěn)定的原因之一。

綠彎菌門細菌多數(shù)為兼性厭氧菌，對維持污泥形態(tài)結構有重要作用。在厭氧氨氧化段，綠彎菌門相對豐度變化不大，但在短程硝化段該門相對豐度在由20.2%下降至3.4%，這也導致短程硝化段內微生物結構松散，凝聚性較差。

擬桿菌門廣泛存在與人類腸道和海洋中，對水質適應性強。擬桿菌門相對豐度在短程硝化段下降，在厭氧氨氧化段略微上升。浮霉菌門中有可進行厭氧氨氧化作用的Anammox菌，在接入垃圾滲瀝液后，厭氧氨氧化體系中浮霉菌門相對豐度由21.2%下降至8.2%，表明滲瀝液水質對厭氧氨氧化菌的影響較為顯著。

兩反應器在屬水平的微生物組成信息如圖7所示。短程硝化反應器內檢測到的主要功能微生物為短程硝化單胞菌屬（Nitrosomonas），這是一種常見的AOB。在接入滲瀝液前后，Nitrosomonas相對豐度由26.8%降至5.7%，這也導致2.3.2節(jié)中AOB活性下降，但短程硝化反應器運行效果一直較穩(wěn)定，推測是由于異養(yǎng)菌的大量增殖進而使相對豐度下降。Ottowia菌屬是一種反硝化菌，屬于變形菌門，其在含大量酚類物質的廢水中易富集，在短程硝化反應器內，其相對豐度由0.2%逐漸上升至5.1%，這可能是因為滲瀝液中含有較多的酚類有機物，這種菌的存在也解釋了短程硝化段有機物較高的去除率，特別是2.2所述的難降解腐殖酸類有機物。

在厭氧氨氧化反應器內檢測到3種常見Anammox屬：Candidatus_Kuenenia、Candidatus_Jettenia和Candidatus_Brocadia，它們的相對豐度在接入垃圾滲瀝液后分別下降了69.3%、90.9%和84.6%，說明滲瀝液對厭氧氨氧化菌造成了較大程度的抑制，這也導致2.1.3中處理效果下降。其中Candidatus_Kuenenia下降幅度最小，表明其相比于Candidatus_Brocadia和Candidatus_Jettenia可以耐受更加惡劣的環(huán)境。另外，由于滲瀝液水質中含有較多的有機物，厭氧氨氧化體系內反硝化菌屬相對豐度由0.8%上升至1.8%。實際水體系中還存在大量未知菌種，其功能特性還有待研究。

03 結論

本研究采用厭氧消化-短程硝化-厭氧氨氧化工藝實現(xiàn)了垃圾焚燒廠滲瀝液低碳高效脫氮處理，提出了流量控制的穩(wěn)定脫氮策略，揭示了溶解性有機物在工藝中的遷移轉化，分析了污泥濃度及氮素轉化功能菌活性變化，最后解析了短程硝化和厭氧氨氧化體系微生物種群和功能的演替規(guī)律，主要獲得以下結論：

1）在進水垃圾滲瀝液NH4+-N濃度為900~1300mg/L，CODCr濃度為3300~4500mg/L，組合工藝HRT為11天實驗條件下，總無機氮和CODCr去除率分別為84.6±2.7%和77.4±1.2%，出水中NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為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聯(lián)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為厭氧氨氧化段提供充足的反應基質。在接入滲瀝液后，微生物多樣性增加，出現(xiàn)降解酚類物質的微生物，這可能是厭氧氨氧化反應器菌群應對實際廢水中復雜有機物組分時的一種響應機制。AOB功能菌Nitrosomonas活性下降，受到輕微抑制，但其對滲瀝液水質有一定的適應能力，可保持97.3%以上的亞硝酸鹽積累率。滲瀝液中存在較高濃度的有機物質，異養(yǎng)菌反硝化菌Ottowia菌富集，反應器中同時存在短程硝化和短程反硝化反應，這也保證了該段60.1%的CODCr去除率。此外，通過三維熒光光譜分析，該段去除的溶解性有機物不僅有易降解的色氨酸類物質，還可在有氧條件下吸附去除一定量的難降解腐殖酸類物質，減輕對后段厭氧氨氧化反應器的抑制。

3）厭氧氨氧化段是脫氮的核心區(qū)域，發(fā)生厭氧氨氧化反應和一定程度的反硝化作用，但Anammox功能菌對水質變化較為敏感，接入滲瀝液后其相對豐度和活性均發(fā)生大幅下降，由于進水中含有未經短程硝化段處理的廢水，推測認為腐殖酸可能進入?yún)捬醢毖趸毦麅?，破壞了其電子傳遞鏈，繼而影響了厭氧氨氧化代謝活性。在Anammox功能菌屬中Candidatus_Kuenenia對不良環(huán)境的適應能力稍強，經過一段時間的馴化后厭氧氨氧化系統(tǒng)可逐漸恢復優(yōu)良的處理效果，該段在組合工藝中貢獻約90%的總無機氮去除率。

4)本組合工藝處理過程中無需投加其它藥劑，所需能耗主要為短程硝化段的曝氣能耗。相比上海某滲瀝液處理站采用的傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝而言，可節(jié)省25%的曝氣能耗，100%的外加碳源藥劑費。