垃圾滲濾液是一種高氨氮廢水，同時(shí)含有大量的難降解有機(jī)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(shí)間在10年以上，具有高氨氮、可生化性差的特點(diǎn)。傳統(tǒng)全程硝化反硝化工藝在處理晚期垃圾滲濾液時(shí)需要高強(qiáng)度曝氣和額外添加大量碳源，這不僅增加了動(dòng)力和藥劑成本，也導(dǎo)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(jīng)成為最適合從城市污水及工業(yè)廢水中脫氮的工藝之一，可節(jié)省25%的曝氣能耗及40%的外加碳源。目前已有的關(guān)于短程硝化的研究大多是在序批式反應(yīng)器（SBR）中進(jìn)行的，關(guān)于在連續(xù)流系統(tǒng)中利用PND處理晚期垃圾滲濾液的研究非常有限。此外，連續(xù)流系統(tǒng)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(xù)流系統(tǒng)中實(shí)現(xiàn)短程硝化高效脫氮具有重要意義。生物轉(zhuǎn)盤（RBC）通過旋轉(zhuǎn)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(shí)現(xiàn)同步短程硝化反硝化（SPND）的生物反應(yīng)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(shí)現(xiàn)SPND，無需高回流比從而降低了運(yùn)行成本。筆者采用中試規(guī)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(jié)構(gòu)，以評(píng)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(yàn)裝置

RBC-O/A-MBR工藝流程如圖1所示。

試驗(yàn)裝置由RBC、O/A池、MBR串聯(lián)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(zhuǎn)盤浸沒率為40%，轉(zhuǎn)速為4r/min，O池底部設(shè)置微孔曝氣盤進(jìn)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(jì)量泵連續(xù)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(jìn)水

試驗(yàn)進(jìn)水取自廣東省某垃圾填埋場滲濾液處理站調(diào)節(jié)池，COD為1153~3358mg/L，BOD5為520~630mg/L，氨氮為1044~1582mg/L，電導(dǎo)率為10~16mS/cm。填埋時(shí)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(yàn)方法

試驗(yàn)分為4個(gè)階段，見表1。階段Ⅰ為短程硝化啟動(dòng)階段，階段Ⅱ?qū)⒓状纪都狱c(diǎn)調(diào)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(chǔ)上降低甲醇投加量，階段Ⅳ再次調(diào)整甲醇投加點(diǎn)至A池，進(jìn)一步降低甲醇投加量至C/N=1.6。此外，為提高系統(tǒng)的脫氮性能，階段Ⅲ、Ⅳ通過降低水力停留時(shí)間（HRT）來增加總無機(jī)氮負(fù)荷（TINLR）。采樣點(diǎn)為組合工藝進(jìn)水、RBC出水、O/A池混合液、MBR出水，RBC進(jìn)水的NH4+-N和NOx--N根據(jù)回流比、進(jìn)水及MBR中NH4+-N與NOx--N計(jì)算。

1.4 分析項(xiàng)目及方法

COD、氨氮、硝態(tài)氮及亞硝態(tài)氮均采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定；溶解氧及溫度采用哈希HQ40d便攜式溶解氧儀測(cè)定；pH采用便攜式pH計(jì)測(cè)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(jīng)過0.45µm濾膜過濾后稀釋至TOC<10mg/L。使用蒸餾水作為空白對(duì)樣品進(jìn)行分析，設(shè)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(jié)構(gòu)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(yù)處理后放置于-20℃環(huán)境下保存，送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進(jìn)行16SrRNA高通量測(cè)序，引物序列為338F（ACTCCTACGGGAGGCAGCAG）和806R（GGACTACHVGGGTWTCTAAT）。使用DADA2序列降噪優(yōu)化數(shù)據(jù)，獲得ASVs特征序列和相對(duì)豐度信息，利用美吉云平臺(tái)進(jìn)行微生物群落結(jié)構(gòu)分析。

2、結(jié)果與討論

2.1 短程硝化的啟動(dòng)與系統(tǒng)脫氮性能

由于平均進(jìn)水BOD5/TIN僅為0.43，故按C/N=4向缺氧池投加甲醇。不同運(yùn)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(fù)AOB（氨氧化菌）活性。啟動(dòng)后出水氨氮迅速降低后再升高，同時(shí)亞硝態(tài)氮與硝態(tài)氮先后逐漸升高。第14天后出水氨氮為203.1mg/L，亞硝態(tài)氮與硝態(tài)氮分別為331.63、191.95mg/L。在饑餓環(huán)境下AOB比NOB（亞硝態(tài)氮氧化菌）具有更強(qiáng)的抵抗與恢復(fù)能力，從而能實(shí)現(xiàn)短程硝化。然而這種短程硝化現(xiàn)象在AOB恢復(fù)活性后只能短暫持續(xù)幾天，這解釋了啟動(dòng)前14d出水亞硝態(tài)氮先升高而硝態(tài)氮后升高的原因。由于AOB的親氧性強(qiáng)于NOB，在低溶解氧環(huán)境下更容易實(shí)現(xiàn)短程硝化，第15天起調(diào)整O池溶解氧至0.3~0.7mg/L。第15~20天，觀察到出水亞硝態(tài)氮與硝態(tài)氮逐漸降低而氨氮逐漸升高，這可能是因?yàn)橄到y(tǒng)內(nèi)AOB相對(duì)豐度較低，在低溶解氧環(huán)境下氨氧化速率慢。第21~30天系統(tǒng)停止進(jìn)出水進(jìn)行悶曝以富集AOB。第31天恢復(fù)進(jìn)出水后，出水亞硝態(tài)氮逐漸升高，出水氨氮與硝態(tài)氮?jiǎng)t呈現(xiàn)相反的趨勢(shì)。第51天出水氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮分別為22.8、419.13、14.67mg/L，亞硝態(tài)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(dòng)成功。

階段Ⅰ按C/N=4向A池投加甲醇，總無機(jī)氮去除率（TINRE）最后維持在68%~71%。出現(xiàn)TINRE低的情況主要是由于系統(tǒng)反硝化效果差，出水亞硝態(tài)氮濃度高。生物膜具有天然的氧化還原環(huán)境，相比絮狀污泥更容易富集反硝化菌群從而強(qiáng)化系統(tǒng)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(tài)氮迅速降低。第64天，出水氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)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(jì)故障導(dǎo)致進(jìn)水過量，出水氨氮升高至384mg/L。第74天出水氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮分別為30.36、134.19、5.13mg/L，TINRE恢復(fù)至88.19%，這表明系統(tǒng)具有一定的抗沖擊負(fù)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(shí)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(shí)出水亞硝態(tài)氮先升高至244.96mg/L，隨后降低至89.16mg/L，亞硝態(tài)氮升高可能與階段Ⅱ的氨氮沖擊有關(guān)。當(dāng)C/N從4降至3時(shí)，出水亞硝態(tài)氮無明顯變化。TINRE維持在88%左右，這是因?yàn)樘荚赐都釉诮M合工藝前端RBC，后端A池反硝化效率低，導(dǎo)致出水亞硝態(tài)氮仍然有53.81~73.45mg/L。

為了提高系統(tǒng)脫氮性能，階段Ⅳ重新將甲醇投加點(diǎn)調(diào)至組合工藝A池，同時(shí)進(jìn)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(dāng)甲醇投加點(diǎn)重新調(diào)整至A池后，出水亞硝態(tài)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(shí)現(xiàn)了高效脫氮。研究表明，使用甲醇作為以硝態(tài)氮為基質(zhì)的反硝化碳源，理論C/N為3.4~5.2，而以亞硝態(tài)氮作為基質(zhì)時(shí)，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?yàn)榍岸?/span>RBC利用了滲濾液中的BOD5去除了部分TIN。此外，階段Ⅱ~Ⅳ，除個(gè)別天數(shù)外DO均維持在0.3~0.7mg/L，出水硝態(tài)氮均低于10mg/L，這說明組合工藝通過控制低溶解氧實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)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(cè)定不同階段RBC及O/A池進(jìn)出水氮濃度，計(jì)算RBC和O/A池的氨氮去除率（ARE）和TINRE，結(jié)果如圖3所示。可知，啟動(dòng)階段對(duì)氨氮的去除主要發(fā)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(diǎn)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(diǎn)為RBC，第62天RBC去除了大部分的氨氮和總無機(jī)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(shí)現(xiàn)以SPND為主的高效脫氮反應(yīng)。在相同負(fù)荷下，ARE從第45天的72.66%降低至第62天的67.24%，這可能是因?yàn)?/span>RBC的外碳源使AOB在與異養(yǎng)菌競爭DO中處于劣勢(shì)。

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(fù)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(xù)使AOB與異養(yǎng)菌在競爭DO中處于劣勢(shì)。與RBC相反，增加負(fù)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?yàn)?/span>RBC中一些有機(jī)物被轉(zhuǎn)化為內(nèi)碳源用于反硝化。當(dāng)階段Ⅳ進(jìn)一步提升TINLR并按C/N=1.6向A池投加甲醇時(shí)，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(diǎn)調(diào)整至RBC可實(shí)現(xiàn)組合工藝高效脫氮。

2.3 FA與FNA對(duì)系統(tǒng)脫氮的影響

研究表明，游離氨（FA）對(duì)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(duì)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(dòng)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(lián)合抑制，這解釋了短程硝化啟動(dòng)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(nèi)，這也解釋了組合工藝實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定短程硝化反硝化的原因。

另一方面，FNA高于0.18mg/L時(shí)將嚴(yán)重抑制以亞硝態(tài)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(dāng)甲醇投加點(diǎn)由A池調(diào)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(jié)果一致。

2.4 組合工藝對(duì)有機(jī)物的去除性能

圖5為系統(tǒng)中COD的變化。可以看出，進(jìn)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(yàn)中，進(jìn)水平均BOD5/COD（B/C）為0.27，而COD平均去除率為36.07%，這表明進(jìn)水有機(jī)物中可生物降解部分基本被去除。MBR中超濾膜對(duì)大分子有機(jī)物有很好的截留效果，Elfilali等發(fā)現(xiàn)，MBR超濾膜對(duì)中期垃圾滲濾液中COD的截留率達(dá)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(duì)COD的去除主要發(fā)生在MBR中，其對(duì)COD的截留率為60%。對(duì)晚期垃圾滲濾液的截留率比中期垃圾滲濾液的低，這是因?yàn)橥砥诶�圾滲濾液的B/C較低，而蛋白質(zhì)和碳水化合物濃度較高。

晚期垃圾滲濾液中溶解性有機(jī)物（DOM）占有機(jī)物總量的85%以上，DOM在特定波長激發(fā)光照射下，濃度較低時(shí)發(fā)光物質(zhì)與熒光強(qiáng)度成正比。對(duì)組合工藝DOM變化進(jìn)行三維熒光分析，結(jié)果如圖6所示。根據(jù)相關(guān)分類方法，觀察到3種DOM熒光特征峰，分別為類色氨酸物質(zhì)（A峰）、可溶性微生物副產(chǎn)物物質(zhì)（B峰）、類腐殖酸物質(zhì)（C峰），其中類腐殖酸物質(zhì)是大分子難降解有機(jī)物。滲濾液原液經(jīng)過RBC與O/A池處理后，只有A峰熒光強(qiáng)度逐漸變小。研究表明，缺氧條件下大量類色氨酸物質(zhì)降解為小分子物質(zhì)，可以為反硝化提供所需碳源。A峰熒光強(qiáng)度減小證明了RBC可利用原水BOD5進(jìn)行脫氮。經(jīng)過MBR過濾后，C峰幾乎消失而A、B峰熒光強(qiáng)度也明顯變小，說明大量類腐殖酸物質(zhì)及部分類色氨酸物質(zhì)被MBR截留。

2.5 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

2.5.1 微生物多樣性分析

表2對(duì)比了不同樣品微生物群落的豐富度與多樣性。可以看出，經(jīng)過降噪后的序列數(shù)在31608~49606之間，得到了300~378個(gè)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(cè)樣深度。相比于S0，S48、S121、B48三個(gè)樣品的Ace、Chao、Simpson指數(shù)降低而Shannon指數(shù)升高，說明這三個(gè)樣品的群落豐富度降低，但均勻度上升。相對(duì)于S0，B121的Ace、Chao、Shannon指數(shù)升高而Simpson指數(shù)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(gè)樣品共有的ASVs為49個(gè)，而S0、S48、S121、B48、B121單獨(dú)所有的ASVs分別為59、19、19、19、36個(gè)，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(jié)構(gòu)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(yōu)勢(shì)菌門為Bacteroidota（53.63%），而S48、S121、B48、B121的優(yōu)勢(shì)菌門均為Proteobacteria（56.90%、54.62%、49.92%、59.11%）。Proteobacteria與短程硝化密切相關(guān)，優(yōu)勢(shì)菌門的變化保證了短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行。5個(gè)樣品中，Bacteroidota的相對(duì)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(duì)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(duì)高鹽度環(huán)境的適應(yīng)性有限，并且在低C/N條件下Firmicutes與Bacteroidota存在競爭關(guān)系。

2.5.3 屬水平微生物菌群的變化

為了進(jìn)一步了解系統(tǒng)微生物群落的組成和演化，對(duì)微生物群落在屬水平上的分布進(jìn)行分析，結(jié)果見圖9（豐度由大到小排序后前30屬），S0的優(yōu)勢(shì)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(huán)境下適應(yīng)性差，該菌屬的相對(duì)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(duì)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(duì)豐度均小于1%。Hyphomicrobium的相對(duì)豐度由4.24%（S0）升高至8.92%、8.45%（S48、B48）及39.06%、16.96%（S121、B121）。優(yōu)勢(shì)反硝化菌屬的變化說明在第48天短程硝化啟動(dòng)成功時(shí)外加甲醇沒有被有效利用，而通過在RBC投加甲醇后系統(tǒng)成功富集了Hyphomicrobium，這一結(jié)果與圖2（b）一致。

norank_f__Anaerolineaceae以往通常被認(rèn)為是一種厭氧功能菌，但在最近的研究中，該菌屬被認(rèn)為是一種AOB，且在高氨氮環(huán)境下可能成為系統(tǒng)中主要的AOB。norank_f__Anaerolineaceae在S0、S48、B48、S121、B121中的相對(duì)豐度分別為11.81%、8.09%、2.28%、9.11%、5.48%，AOB菌屬Nitrosomonas相對(duì)豐度均低于1%，說明norank_f__Anaerolineaceae可能是系統(tǒng)中主要AOB。此外，NOB菌屬Nitrospira在S0、S48、B48中的相對(duì)豐度分別為3.85%、5.00%、2.26%，而在S121、B121中相對(duì)豐度均低于0.1%，這說明第121天NOB已經(jīng)被完全淘洗出系統(tǒng)。

3、結(jié)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(duì)NOB的聯(lián)合抑制成功啟動(dòng)短程硝化。啟動(dòng)階段較高的FNA對(duì)以亞硝態(tài)氮為基質(zhì)的反硝化存在抑制作用，將甲醇投加點(diǎn)調(diào)至RBC以后，系統(tǒng)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(shí)現(xiàn)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(duì)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(cè)序結(jié)果表明，第121天NOB被淘洗出系統(tǒng)，norank_f__Anaerolineaceae可能是系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)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(huán)境科技有限公司，廣州大學(xué)土木工程學(xué)院）