垃圾滲濾液是一種高氨氮廢水，同時含有大量的難降解有機物（如腐殖酸及芳香族化合物）和重金屬等。晚期垃圾滲濾液的填埋時間在10年以上，具有高氨氮、可生化性差的特點。傳統全程硝化反硝化工藝在處理晚期垃圾滲濾液時需要高強度曝氣和額外添加大量碳源，這不僅增加了動力和藥劑成本，也導致剩余污泥量的增加。
近年來，厭氧氨氧化、短程硝化反硝化（PND）等新型生物處理工藝為晚期垃圾滲濾液的高效處理提供了替代方案。其中PND已經成為最適合從城市污水及工業廢水中脫氮的工藝之一，可節省25%的曝氣能耗及40%的外加碳源。目前已有的關于短程硝化的研究大多是在序批式反應器（SBR）中進行的，關于在連續流系統中利用PND處理晚期垃圾滲濾液的研究非常有限。此外，連續流系統通常采用高回流比以充分利用原水中的BOD5，但總氮去除率較低，因此采用易于操作的方法在連續流系統中實現短程硝化高效脫氮具有重要意義。生物轉盤（RBC）通過旋轉盤片與空氣和混合液交替接觸去除污水中的污染物，是一種低成本、操作簡單且可實現同步短程硝化反硝化（SPND）的生物反應器。將RBC置于工藝前端有利于充分利用晚期垃圾滲濾液中的BOD5實現SPND，無需高回流比從而降低了運行成本。筆者采用中試規模的基于PND的RBCO/A-MBR組合工藝處理晚期垃圾滲濾液，分析了脫氮途徑及微生物群落結構，以評估采用該組合工藝處理晚期垃圾滲濾液的可行性。
1、材料與方法
1.1 試驗裝置
RBC-O/A-MBR工藝流程如圖1所示。
試驗裝置由RBC、O/A池、MBR串聯而成，裝置總有效容積為1.5m³，RBC、O池、A池、MBR的容積比為1∶2∶1∶1。生物轉盤浸沒率為40%，轉速為4r/min，O池底部設置微孔曝氣盤進行曝氣，A池采用攪拌器攪拌，MBR膜絲材料采用PVDF膜，截留孔徑為0.03µm。通過計量泵連續向RBC/A池投加甲醇以滿足反硝化碳源需求，污泥通過回流泵從MBR回流至RBC。
1.2 接種污泥與組合工藝進水
試驗進水取自廣東省某垃圾填埋場滲濾液處理站調節池，COD為1153~3358mg/L，BOD5為520~630mg/L，氨氮為1044~1582mg/L，電導率為10~16mS/cm。填埋時間超過20年，滲濾液可生化性差。接種污泥取自處理站MBR回流污泥，污泥濃度為12158mg/L。組合工藝起始污泥濃度為6828mg/L。
1.3 試驗方法
試驗分為4個階段，見表1。階段Ⅰ為短程硝化啟動階段，階段Ⅱ將甲醇投加點調至RBC并將甲醇投加量提升至C/N=5，階段Ⅲ在階段Ⅱ的基礎上降低甲醇投加量，階段Ⅳ再次調整甲醇投加點至A池，進一步降低甲醇投加量至C/N=1.6。此外，為提高系統的脫氮性能，階段Ⅲ、Ⅳ通過降低水力停留時間（HRT）來增加總無機氮負荷（TINLR）。采樣點為組合工藝進水、RBC出水、O/A池混合液、MBR出水，RBC進水的NH4+-N和NOx--N根據回流比、進水及MBR中NH4+-N與NOx--N計算。
1.4 分析項目及方法
COD、氨氮、硝態氮及亞硝態氮均采用國家標準方法測定；溶解氧及溫度采用哈希HQ40d便攜式溶解氧儀測定；pH采用便攜式pH計測定。
三維熒光分析：取垃圾滲濾液原液、RBC與O/A池上清液、MBR出水各50mL，在2000r/min下離心2min，取上清液經過0.45µm濾膜過濾后稀釋至TOC<10mg/L。使用蒸餾水作為空白對樣品進行分析，設置λEx為200~450nm、λEm為250~550nm、掃描間隔為5nm、掃描速度為2000nm/min。
微生物群落結構分析：樣品分別取自接種污泥（記為S0）、第48和121天活性污泥（記為S48、S121）及第48和121天RBC生物膜（記為B48、B121）。將取得的污泥樣品離心脫水預處理后放置于-20℃環境下保存，送至上海美吉生物醫藥科技有限公司進行16SrRNA高通量測序，引物序列為338F（ACTCC TACGGGAGGCAGCAG）和806R（GGACTACHVGG GTWTCTAAT）。使用DADA2序列降噪優化數據，獲得ASVs特征序列和相對豐度信息，利用美吉云平臺進行微生物群落結構分析。
2、結果與討論
2.1 短程硝化的啟動與系統脫氮性能
由于平均進水BOD5/TIN僅為0.43，故按C/N=4向缺氧池投加甲醇。不同運行工況下的脫氮性能如圖2所示。
從圖2（a）可以看出，0~14d好氧池DO維持在1~5mg/L以恢復AOB（氨氧化菌）活性。啟動后出水氨氮迅速降低后再升高，同時亞硝態氮與硝態氮先后逐漸升高。第14天后出水氨氮為203.1mg/L，亞硝態氮與硝態氮分別為331.63、191.95mg/L。在饑餓環境下AOB比NOB（亞硝態氮氧化菌）具有更強的抵抗與恢復能力，從而能實現短程硝化。然而這種短程硝化現象在AOB恢復活性后只能短暫持續幾天，這解釋了啟動前14d出水亞硝態氮先升高而硝態氮后升高的原因。由于AOB的親氧性強于NOB，在低溶解氧環境下更容易實現短程硝化，第15天起調整O池溶解氧至0.3~0.7mg/L。第15~20天，觀察到出水亞硝態氮與硝態氮逐漸降低而氨氮逐漸升高，這可能是因為系統內AOB相對豐度較低，在低溶解氧環境下氨氧化速率慢。第21~30天系統停止進出水進行悶曝以富集AOB。第31天恢復進出水后，出水亞硝態氮逐漸升高，出水氨氮與硝態氮則呈現相反的趨勢。第51天出水氨氮、亞硝態氮、硝態氮分別為22.8、419.13、14.67mg/L，亞硝態氮積累率為97.44%，這表明NOB活性被抑制，組合工藝短程硝化啟動成功。
階段Ⅰ按C/N=4向A池投加甲醇，總無機氮去除率（TINRE）最后維持在68%~71%。出現TINRE低的情況主要是由于系統反硝化效果差，出水亞硝態氮濃度高。生物膜具有天然的氧化還原環境，相比絮狀污泥更容易富集反硝化菌群從而強化系統脫氮，故階段Ⅱ（第52~73天）按C/N=5向RBC投加甲醇。從圖2（b）可以看出，出水亞硝態氮迅速降低。第64天，出水氨氮、亞硝態氮、硝態氮分別為65.46、90.29、4.99mg/L，TINRE升高至89.84%。第66天由于液位計故障導致進水過量，出水氨氮升高至384mg/L。第74天出水氨氮、亞硝態氮、硝態氮分別為30.36、134.19、5.13mg/L，TINRE恢復至88.19%，這表明系統具有一定的抗沖擊負荷能力。階段Ⅲ分兩次（第75、83天）按C/N為4、3逐漸減少甲醇投加量，同時TINLR提升至0.10kg/（m3·d），此階段出水氨氮維持在50mg/L以下。C/N從5降至4時出水亞硝態氮先升高至244.96mg/L，隨后降低至89.16mg/L，亞硝態氮升高可能與階段Ⅱ的氨氮沖擊有關。當C/N從4降至3時，出水亞硝態氮無明顯變化。TINRE維持在88%左右，這是因為碳源投加在組合工藝前端RBC，后端A池反硝化效率低，導致出水亞硝態氮仍然有53.81~73.45mg/L。
為了提高系統脫氮性能，階段Ⅳ重新將甲醇投加點調至組合工藝A池，同時進一步按C/N=1.6降低甲醇投加量，提升TINLR至0.15~0.17kg/（m3·d）。隨著TINLR的升高，第98天出水氨氮濃度升高至197.10mg/L，但第104天又降低至11.94mg/L。當甲醇投加點重新調整至A池后，出水亞硝態氮迅速降低，第98天開始維持在2mg/L以下。第104~121天，TINRE為95.42%~99.02%，實現了高效脫氮。研究表明，使用甲醇作為以硝態氮為基質的反硝化碳源，理論C/N為3.4~5.2，而以亞硝態氮作為基質時，理論C/N為1.71。本研究中，在后端A池僅按C/N=1.6投加甲醇，TINRE最高為99.02%，這是因為前端RBC利用了滲濾液中的BOD5去除了部分TIN。此外，階段Ⅱ~Ⅳ，除個別天數外DO均維持在0.3~0.7mg/L，出水硝態氮均低于10mg/L，這說明組合工藝通過控制低溶解氧實現了穩定高效的短程硝化反硝化脫氮。
2.2 各階段RBC與O/A池的脫氮性能
測定不同階段RBC及O/A池進出水氮濃度，計算RBC和O/A池的氨氮去除率（ARE）和TINRE，結果如圖3所示。可知，啟動階段對氨氮的去除主要發生在RBC，第9和45天ARE分別為74.84%、72.66%。這兩天RBC和O/A池的TINRE分別為31.49%、33.62%及30.05%、40.29%，而甲醇投加點均為A池，說明RBC通過反硝化脫氮的效率高于A池。階段Ⅱ甲醇投加點為RBC，第62天RBC去除了大部分的氨氮和總無機氮，ARE及TINRE分別為67.24%、82.38%，這說明通過向RBC投加甲醇，可以實現以SPND為主的高效脫氮反應。在相同負荷下，ARE從第45天的72.66%降低至第62天的67.24%，這可能是因為RBC的外碳源使AOB在與異養菌競爭DO中處于劣勢。
在階段Ⅲ，RBC的ARE顯著降低至23.75%，TINRE也隨之降低至50.89%。分析原因：①負荷的增加（HRT降低）限制了AOB的硝化能力；②外碳源的投加繼續使AOB與異養菌在競爭DO中處于劣勢。與RBC相反，增加負荷使O/A池氨氧化效率更高，與階段Ⅱ第62天相比，ARE從29.31%升高至72.42%。TINRE也從8.51%升高至41.65%，這可能是因為RBC中一些有機物被轉化為內碳源用于反硝化。當階段Ⅳ進一步提升TINLR并按C/N=1.6向A池投加甲醇時，盡管RBC的脫氮效率降低，ARE與TINRE分別為8.07%、8.57%，但O/A池去除了剩余的大部分氮，ARE與TINRE分別為90.78%、89.92%。綜上所述，生物膜具有比O/A池活性污泥更好的反硝化效果，通過中間階段將甲醇投加點調整至RBC可實現組合工藝高效脫氮。
2.3 FA與FNA對系統脫氮的影響
研究表明，游離氨（FA）對AOB和NOB的抑制范圍分別為10~150和0.1~1.0mg/L，而游離亞硝酸（FNA）對AOB和NOB的抑制范圍分別為0.42~1.72和0.026~0.22mg/L。O/A池FA、FNA及pH的變化如圖4所示。可以看出，FA從164.60mg/L降低至1.97mg/L，隨后維持在0~6mg/L，FNA則從第7天開始維持在0.2~2.8mg/L。因此，啟動過程中O/A池中的AOB受到了FNA的抑制，NOB受到了FA和FNA的聯合抑制，這解釋了短程硝化啟動成功而O/A池氨氧化效率低的原因。階段Ⅱ~Ⅳ中，FNA雖然低于NOB活性抑制閾值，但FA始終在抑制NOB的范圍內，這也解釋了組合工藝實現穩定短程硝化反硝化的原因。
另一方面，FNA高于0.18mg/L時將嚴重抑制以亞硝態氮為電子受體的反硝化。階段Ⅰ從第7天開始FNA始終高于0.18mg/L，A池反硝化受到抑制。當甲醇投加點由A池調整至RBC后，FNA始終低于0.01mg/L，反硝化不再受到FNA抑制，這與階段Ⅱ~Ⅳ中O/A池TINRE提升的結果一致。
2.4 組合工藝對有機物的去除性能
圖5為系統中COD的變化。可以看出，進水COD為1153.70~3358.36mg/L，出水COD為723.49~2216.91mg/L，COD去除率為8.63%~63.76%，COD平均去除率為36.07%。本試驗中，進水平均BOD5/COD（B/C）為0.27，而COD平均去除率為36.07%，這表明進水有機物中可生物降解部分基本被去除。MBR中超濾膜對大分子有機物有很好的截留效果，Elfilali等發現，MBR超濾膜對中期垃圾滲濾液中COD的截留率達到76%。組合工藝中各單元本底COD濃度較高，RBC、O/A池與MBR出水COD平均濃度分別為3260.57、3523.73、1421.95mg/L。對COD的去除主要發生在MBR中，其對COD的截留率為60%。對晚期垃圾滲濾液的截留率比中期垃圾滲濾液的低，這是因為晚期垃圾滲濾液的B/C較低，而蛋白質和碳水化合物濃度較高。
晚期垃圾滲濾液中溶解性有機物（DOM）占有機物總量的85%以上，DOM在特定波長激發光照射下，濃度較低時發光物質與熒光強度成正比。對組合工藝DOM變化進行三維熒光分析，結果如圖6所示。根據相關分類方法，觀察到3種DOM熒光特征峰，分別為類色氨酸物質（A峰）、可溶性微生物副產物物質（B峰）、類腐殖酸物質（C峰），其中類腐殖酸物質是大分子難降解有機物。滲濾液原液經過RBC與O/A池處理后，只有A峰熒光強度逐漸變小。研究表明，缺氧條件下大量類色氨酸物質降解為小分子物質，可以為反硝化提供所需碳源。A峰熒光強度減小證明了RBC可利用原水BOD5進行脫氮。經過MBR過濾后，C峰幾乎消失而A、B峰熒光強度也明顯變小，說明大量類腐殖酸物質及部分類色氨酸物質被MBR截留。
2.5 微生物群落結構分析
2.5.1 微生物多樣性分析
表2對比了不同樣品微生物群落的豐富度與多樣性。可以看出，經過降噪后的序列數在31608~49606之間，得到了300~378個ASVs。所有樣品的覆蓋度均在99%以上，說明采集的樣品具有足夠的測樣深度。相比于S0，S48、S121、B48三個樣品的Ace、Chao、Simpson指數降低而Shannon指數升高，說明這三個樣品的群落豐富度降低，但均勻度上升。相對于S0，B121的Ace、Chao、Shannon指數升高而Simpson指數降低，說明B121豐富度與均勻度均上升，物種多樣性較高。在本研究中，RBC生物膜的微生物多樣性高于活性污泥。
圖7為ASVs的Venn圖。可知，5個樣品共有的ASVs為49個，而S0、S48、S121、B48、B121單獨所有的ASVs分別為59、19、19、19、36個，說明接種污泥后，功能菌群被篩選和淘洗，且RBC生物膜與活性污泥微生物群落結構有一定差異。
2.5.2 門水平微生物菌群的變化
門水平上的微生物群落分布如圖8所示。可以看出，S0的優勢菌門為Bacteroidota（53.63%），而S48、S121、B48、B121的優勢菌門均為Proteobacteria（56.90%、54.62%、49.92%、59.11%）。Proteobacteria與短程硝化密切相關，優勢菌門的變化保證了短程硝化的穩定運行。5個樣品中，Bacteroidota的相對豐度由53.63%（S0）分別降至17.65%、33.29%（S48、B48）和1.40%、1.25%（S121、B121），而Firmicutes的相對豐度明顯升高，由不到1%升高至11.52%、4.39%（S121、B121）。有研究表明，Bacteroidota對高鹽度環境的適應性有限，并且在低C/N條件下Firmicutes與Bacteroidota存在競爭關系。
2.5.3 屬水平微生物菌群的變化
為了進一步了解系統微生物群落的組成和演化，對微生物群落在屬水平上的分布進行分析，結果見圖9（豐度由大到小排序后前30屬），S0的優勢菌屬為norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28，與Hyphomicrobium（甲醇反硝化菌）、MM2及Moheibacter均為反硝化菌。其中norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28在有限BOD5環境下適應性差，該菌屬的相對豐度由50.96%（S0）顯著降低至1%以下（S48、S121、B48、B121）。MM2和Moheibacter在S48中的相對豐度分別為36.71%、11.40%，在B48中為34.51%、27.74%，在S0、S121、B121中這兩種菌屬的相對豐度均小于1%。Hyphomicrobium的相對豐度由4.24%（S0）升高至8.92%、8.45%（S48、B48）及39.06%、16.96%（S121、B121）。優勢反硝化菌屬的變化說明在第48天短程硝化啟動成功時外加甲醇沒有被有效利用，而通過在RBC投加甲醇后系統成功富集了Hyphomicrobium，這一結果與圖2（b）一致。
norank_f__Anaerolineaceae以往通常被認為是一種厭氧功能菌，但在最近的研究中，該菌屬被認為是一種AOB，且在高氨氮環境下可能成為系統中主要的AOB。norank_f__Anaerolineaceae在S0、S48、B48、S121、B121中的相對豐度分別為11.81%、8.09%、2.28%、9.11%、5.48%，AOB菌屬Nitrosomonas相對豐度均低于1%，說明norank_f__Anaerolineaceae可能是系統中主要AOB。此外，NOB菌屬Nitrospira在S0、S48、B48中的相對豐度分別為3.85%、5.00%、2.26%，而在S121、B121中相對豐度均低于0.1%，這說明第121天NOB已經被完全淘洗出系統。
3、結論
利用RBC-O/A-MBR組合工藝處理晚期垃圾滲濾液，通過控制溶解氧在0.3~0.7mg/L及FA、FNA對NOB的聯合抑制成功啟動短程硝化。啟動階段較高的FNA對以亞硝態氮為基質的反硝化存在抑制作用，將甲醇投加點調至RBC以后，系統反硝化效率得到了提升。最后在A池按C/N=1.6投加甲醇，組合工藝實現了高效脫氮，TINRE為95.42%~99.02%。組合工藝的COD平均去除率為36.07%，對COD的去除主要依靠MBR超濾膜的截留作用，COD截留率為60%。高通量測序結果表明，第121天NOB被淘洗出系統，norank_f__Anaerolineaceae可能是系統中的優勢AOB。此外，通過在RBC投加甲醇成功富集了甲醇反硝化菌Hyphomicrobium。（來源：深圳市鈺華朗環境科技有限公司，廣州大學土木工程學院）
