喬壯明，溫春燕，邰家芬，李建平，孔維忠，王凱

1.山東美泉環(huán)?？萍加邢薰?/p>

2.濟南工程職業(yè)技術(shù)學(xué)院

3.山東建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院

隨著居民生活水平的提高和城鎮(zhèn)化的加快，固體廢物的產(chǎn)生量與日俱增。目前我國處理垃圾的過程主要為小區(qū)垃圾桶—垃圾中轉(zhuǎn)站—垃圾填埋場或焚燒廠。在垃圾中轉(zhuǎn)站轉(zhuǎn)運壓縮、填埋場和焚燒廠堆放等過程中，均會產(chǎn)生垃圾滲濾液。垃圾中轉(zhuǎn)站擠壓產(chǎn)生的滲濾液是一種成分復(fù)雜、可生化性較好、有機物和氨氮（NH4+-N）濃度高的特殊廢水[1-3]，其處理的難點之一是深度脫氮。一方面，滲濾液中的高濃度NH4+-N 會對微生物產(chǎn)生較大的毒性；另一方面，滲濾液中的有機物成分復(fù)雜，可能含有大量的有毒有機物，會對微生物的活性產(chǎn)生抑制，影響系統(tǒng)的硝化和反硝化。目前，垃圾滲濾液的處理大多采用厭氧-缺氧好氧（AO）-膜過濾的組合工藝[4]。厭氧工藝包括上流式厭氧污泥床反應(yīng)器（UASB）、內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器（IC）和厭氧序批式反應(yīng)器（ASBR）等。UASB 和IC 均為連續(xù)流厭氧反應(yīng)器，其中UASB 因為比IC 上升流速低，可以在絮狀污泥的條件下運行，適用于可生化性較差、有機物濃度較低的廢水；而IC 反應(yīng)器由于上升流速高、占地面積小、處理負(fù)荷大，適合于有機物濃度高、可生化性好的廢水。但二者結(jié)構(gòu)相對復(fù)雜，需要性能較好的三相分離器和優(yōu)異的結(jié)構(gòu)設(shè)計才可以保證系統(tǒng)的正常運行。ASBR 因其設(shè)備構(gòu)造和操作簡單、能耗低、產(chǎn)泥量少且能夠高效去除有機物而被廣泛地應(yīng)用于廢水處理中[5-6]，可以作為滲濾液去除有機物的理想選擇。AO 工藝對滲濾液中NH4+-N 的去除效果良好[7]，然而，由于AO 為前置反硝化脫氮，受回流比限制的影響，其對總氮（TN）的去除率一般不超過85%[8]。部分學(xué)者采用短程硝化聯(lián)合厭氧氨氧化的方式處理滲濾液實現(xiàn)深度脫氮[9]，但該方法不僅工藝流程復(fù)雜，而且有很多需要控制的因素，不利于實際工程的推廣應(yīng)用。序批式反應(yīng)器（SBR）是一種典型的序批式工藝并被廣泛應(yīng)用于滲濾液的處理，但傳統(tǒng)的運行方式對滲濾液TN 的去除率也較低[10]，這也是滲濾液處理最后階段采用膜過濾工藝的主要原因之一。因此，亟須一種經(jīng)濟高效的滲濾液TN 去除技術(shù)。

對于含有大量有機物的滲濾液，如何發(fā)掘新工藝，充分利用這些有機物實現(xiàn)滲濾液TN 的有效去除是近期研究的熱點。內(nèi)源反硝化技術(shù)是一種后置脫氮技術(shù)，該工藝的主要原理是部分反硝化菌可以將廢水中的有機物在厭氧條件下轉(zhuǎn)化為體內(nèi)的聚β羥基丁酸（PHA），用于后期的后置反硝化[11]。Wang 等[12]在處理進水NH4+-N 濃度和COD 分別為1 100 和6 000 mg/L 的垃圾滲濾液時，采用了ASBR 和改良SBR組合工藝，其中，SBR 采用內(nèi)源反硝化技術(shù)，整個系統(tǒng)最終TN 去除率達到了95%。相關(guān)學(xué)者研究還發(fā)現(xiàn)，PHA 在同步硝化和反硝化(SND)過程中起著至關(guān)重要的作用[13-14]。然而，傳統(tǒng)SBR 中SND 的作用較弱。研究人員通過在SBR 曝氣過程中減少溶解氧（DO）濃度來改善系統(tǒng)的SND[15]。但是，較低的DO 濃度影響SBR 的硝化效率，系統(tǒng)整體的脫氮效率相比傳統(tǒng)工藝相差不大。序批式生物膜反應(yīng)器（SBBR）是具有生物膜的SBR 工藝，Jiang 等[16]的研究發(fā)現(xiàn)，SBBR 的SND 效率相比SBR 工藝提高了40%~50%。

傳統(tǒng)的內(nèi)源反硝化工藝脫氮效果好，但存在脫氮效率低的問題，而且有關(guān)不同滲濾液進水C/N 對脫氮效率影響的研究較少。筆者探究ASBR 串聯(lián)SBBR 組合工藝對垃圾滲濾液中各污染物尤其是NH4+-N 和TN 的去除效果，研究系統(tǒng)操作模式和進水C/N 對SBBR 反應(yīng)器SND 與內(nèi)源反硝化效果的影響，并對SBBR 中的活性污泥進行高通量測序，明確最佳處理效果時微生物群落的基本構(gòu)成，從微觀層面分析系統(tǒng)取得良好脫氮效果的原因，以期為該技術(shù)工藝效果的良好發(fā)揮提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 垃圾滲濾液及接種污泥

試驗所用垃圾滲濾液取自濟南市某區(qū)垃圾中轉(zhuǎn)站，滲濾液的主要成分如表1 所示。ASBR 的接種污泥來自濟南市某制藥污水廠UASB 中的厭氧絮狀污泥，接種時的混合液懸浮固體濃度（MLSS）為9.5 g/L，接種入ASBR 后反應(yīng)器的MLSS 為6.5 g/L。SBBR 反應(yīng)器接種的活性污泥取自濟南市某市政污水廠二沉池回流污泥，接種時的MLSS 為5.5 g/L，接種入SBBR 后反應(yīng)器的MLSS 為4.65 g/L。

表1 試驗用垃圾滲濾液主要水質(zhì)指標(biāo)Table 1 Characteristics of the leachate from MSW transfer station mg/L

1.2 試驗裝置

ASBR 和SBBR 反應(yīng)器均為由有機玻璃構(gòu)成的圓柱反應(yīng)器（圖1），直徑為25 cm，高50 cm，有效容積為18 L。ASBR 的出水通過連通管進入中間水箱，再通過連通管進入SBBR 反應(yīng)器。由蠕動泵控制ASBR 和SBBR 的進水，進水箱和中間水箱的材質(zhì)均為有機玻璃，有效容積均為20 L。兩組反應(yīng)器的上部配有攪拌裝置和溫控裝置，溫度維持在（25±1）℃，配備WTW Multi3620 在線測定儀來監(jiān)測反應(yīng)過程的PH、DO 濃度、氧化還原電位（ORP）。SBBR 底部配有曝氣裝置，曝氣時的DO 濃度控制在2~4 mg/L。SBBR 反應(yīng)器內(nèi)部固定填料，填充比在30%左右，填料為化纖纖維材質(zhì)的繩形填料。

圖1 ASBR+SBBR 組合工藝示意Fig.1 Schematic diagram of ASBR + SBBR system

1.3 運行模式

試驗共分為ASBR 馴化階段和ASBR-SBBR 串聯(lián)運行2 個階段。先對ASBR 進行馴化，待出水穩(wěn)定后再與SBBR 串聯(lián)運行，2 個反應(yīng)器的排水比均為25%。

1.3.1 ASBR 的運行模式

ASBR 的運行分為進水(10 min)、攪拌(通過pH 的拐點實時判斷反應(yīng)終點結(jié)束攪拌)、沉淀(30 min)、排水(20 min)、閑置。在ASBR 馴化階段，進水由垃圾滲濾液和自來水按照一定比例混合稀釋，初始進水COD 為（1 000±100）mg/L。當(dāng)3 次出水COD 偏差幅度在±5%以內(nèi)時，增加進水濃度50%，分別為（1 500±100）、（2 250±100）、（3 375±100）和（5 500±100）mg/L，最終進水為原水〔COD 為（5 700±500）mg/L〕。ASBR 的馴化階段共計45 d。

1.3.2 SBBR 的運行模式

SBBR 在ASBR 馴化完成后啟動，即進入ASBR-SBBR 串聯(lián)運行階段。SBBR 的進水由滲濾液原水、ASBR 出水和清水按照比例進行調(diào)節(jié)。該階段共計91 d，其中，第1~43 天為低NH4+-N 濃度、低C/N 階段，此階段進水C/N 為3.0~3.5，進水NH4+-N濃度分別為50、100 和150 mg/L；第43~52 天為高NH4+-N 濃 度、中C/N 階 段，此 階 段 進 水C/N 為4.1~4.2，進水NH4+-N 濃度為150；第53~67 天為高NH4+-N 濃度、較高C/N 階段，此階段進水C/N 為4.5，進水NH4+-N 濃度為200；第68~92 天為高NH4+-N濃度、高C/N，此階段進水C/N 為4.8，進水NH4+-N濃度為200 mg/L。

SBBR 的運行模式在91 d 中分為2 個階段：1）試驗的1~78 d 為進水（10 min）、厭氧攪拌（1 h）、曝氣（通過“氨谷點”和“DO 突躍點”實時判斷硝化反應(yīng)終點結(jié)束曝氣）、缺氧攪拌（通過“硝酸鹽膝”實時判斷反硝化終點）、沉淀（30 min）、排水（10 min）和閑置。其中，曝氣時間即硝化時間為從曝氣開始至曝氣停止，周期時間為從進水開始到排水完畢。反應(yīng)器在1 h 的厭氧攪拌結(jié)束后即開始曝氣，通過控制空氣流量保證硝化階段系統(tǒng)的DO 濃度為2~4 mg/L。當(dāng)系統(tǒng)出現(xiàn)pH 由下降到上升的現(xiàn)象同時DO 濃度大幅度上升時，表明系統(tǒng)硝化結(jié)束。此時停止曝氣，進入缺氧攪拌階段。缺氧攪拌階段系統(tǒng)的ORP 會不斷下降。當(dāng)ORP 出現(xiàn)大幅度下降并小于-200 mV，說明系統(tǒng)反硝化結(jié)束。此時應(yīng)該停止攪拌，進入沉淀階段。2）試驗的78~91 d 為進水（10 min）、厭氧攪拌（1 h）、曝氣（通過“氨谷點”和“DO 突躍點”實時判斷硝化反應(yīng)終點結(jié)束曝氣）、沉淀（30 min）、排水（10 min）和閑置。其中曝氣的停止判斷方法和上個階段相同。SBBR 周期時間的計算是從進水開始計時，至排水完畢結(jié)束。

1.3.3 SBBR 脫氮途徑的計算方法

（1）前置反硝化+SND 脫氮量的計算方法

SBBR 進水后首先進行攪拌操作。在未完全實現(xiàn)深度脫氮之前，系統(tǒng)會發(fā)生前置反硝化脫氮。在曝氣的過程中，由于SBBR 存在大量的生物膜，因此在曝氣硝化的過程中會產(chǎn)生比較明顯的SND 效果。前置反硝化+SND 脫氮量的計算方法為：（進水中的TN 濃度×進水體積+上個周期剩余的TN 濃度×剩余水量體積）/反應(yīng)器的體積－曝氣后系統(tǒng)的TN 濃度。

（2）內(nèi)源反硝化脫氮量的計算方法

內(nèi)源反硝化一般指僅依靠微生物體內(nèi)存儲的內(nèi)碳源進行反硝化實現(xiàn)的脫氮量，具體表現(xiàn)為在不添加碳源的條件下，污水中TN 不斷減少并最終穩(wěn)定在一個范圍內(nèi)。其計算方法為：曝氣后系統(tǒng)的TN 濃度－攪拌完畢后最終出水的TN 濃度。

1.4 分析方法

1.4.1 傳統(tǒng)水質(zhì)指標(biāo)的檢測和分析方法

pH、 DO、 ORP 和 溫 度 等 指 標(biāo) 使 用WTW Multi3620 在線測定儀進行監(jiān)測。NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN 濃度以及COD、MLSS 和污泥體積指數(shù)（SVI）采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法進行檢測[17]，分別為納氏試劑分光光度法、(1-萘基)一乙二胺分光光度法、紫外分光光度法、堿性過硫酸鉀紫外分光光度法、重鉻酸鉀法、濾紙重量法、馬弗爐燃燒減重法和30 min 沉淀法。ASBR 的進水主要檢測COD，出水主要檢測COD 和TN 濃度；SBBR 的進水主要檢測COD 和TN 濃度，出水主要檢測COD 與NH4+-N、NO2--N、NO3--N 和TN 濃度。每15 d 檢測ASBR 和SBBR 的MLSS、混合液揮發(fā)性懸浮固體（MLVSS）濃度和SVI 以判定系統(tǒng)污泥的狀態(tài)。

1.4.2 活性污泥的元基因組測序與功能分析

在系統(tǒng)運行的第92 天收集SBBR 的污泥和生物膜混合樣品。所有樣品儲存在-80 ℃溫度下，用干冰運輸至檢測公司。活性污泥DNA 提取和Illumina 高通量測序分析由諾禾致源公司（中國北京）完成。使用GraphPad Prism 8.0 軟件進行數(shù)據(jù)分析。數(shù)據(jù)均為3 份樣品的平均值。各組的差異通過t-test 進行，當(dāng)P<0.05 時，表明結(jié)果具有統(tǒng)計學(xué)意義。

2 結(jié)果與討論

2.1 ASBR 和SBBR 對垃圾滲濾液有機物和氮素的去除效果

2.1.1 ASBR-SBBR 串聯(lián)運行對垃圾滲濾液COD 的去除效果

試驗所用滲濾液C/N 達到了25 以上，如果直接進行好氧脫氮處理，會造成好氧反應(yīng)器污泥大量增長，削弱系統(tǒng)的脫氮效果，同時會浪費大量的曝氣能耗來去除大量的有機物。為了節(jié)約能源，優(yōu)化反應(yīng)過程，本研究設(shè)置了ASBR 反應(yīng)器。該反應(yīng)器的作用是通過厭氧產(chǎn)甲烷過程，減少滲濾液中的有機物，進而調(diào)節(jié)后續(xù)SBBR 進水的C/N。ASBR 在馴化的45 d 過程中，對滲濾液COD 的去除情況如圖2 所示。由圖2 可知，隨著ASBR 進水COD 的增加，出水COD 也不斷增加，但其對滲濾液COD 的去除率最終保持在90%左右，最終出水COD 為540 mg/L左右。通過ASBR 的處理，垃圾滲濾液的有機物濃度大幅度降低，為后續(xù)靈活調(diào)節(jié)C/N，實現(xiàn)深度脫氮打下了良好的基礎(chǔ)。

SBBR 在ASBR 馴化結(jié)束后開始串聯(lián)運行，這期間對滲濾液COD 的處理效果如圖3 所示。SBBR 對滲濾液COD 的去除效果與ASBR 類似，隨著進水COD 的增加，出水COD 也不斷增加。當(dāng)進水中含有稀釋水時，SBBR 對滲濾液COD 的去除率較高，維持在80%左右。隨著試驗的不斷進行，稀釋水的比例逐漸減少。當(dāng)進水全部為原水后，出水COD 和去除率進入一個相對穩(wěn)定的區(qū)間。最終，系統(tǒng)出水的COD 為375 mg/L 左右，COD 去除率為62%左右。

圖3 SBBR 對滲濾液COD 的去除效果Fig.3 MSW leachate COD removal performance in SBBR

2.1.2 ASBR-SBBR 串聯(lián)運行對垃圾滲濾液NH4+-N和TN 的去除效果

SBBR 的運行策略是先保證硝化，富集硝化細(xì)菌，再提高系統(tǒng)的TN 去除效果。ASBR-SBBR 串聯(lián)運行期間SBBR 進出水的NH4+-N、NO3--N 和NO2--N濃度變化如圖4 所示。前42 d，系統(tǒng)的C/N 控制在3.0~3.5，SBBR 通過過程控制，可以實現(xiàn)精準(zhǔn)硝化，出水NH4+-N 濃度均低于1 mg/L，表現(xiàn)出良好的硝化能力。但由于進水的C/N 較低，內(nèi)源反硝化作用非常弱。有研究表明，SBBR 實現(xiàn)深度脫氮的關(guān)鍵是合適的C/N[18]。如果滲濾液的C/N 太低，反硝化所需要的碳源就會明顯不足，導(dǎo)致脫氮效率變低。第43~52 天，進水C/N 提高至4.1~4.2。C/N 提升后，曝氣后的NO3--N 濃度和最終出水的NO3--N 濃度均出現(xiàn)了下降的趨勢。曝氣后，反應(yīng)器只進行了攪拌，沒有添加任何碳源，同時曝氣后的系統(tǒng)已經(jīng)沒有了NH4+-N，也不存在厭氧氨氧化的可能，因此，系統(tǒng)曝氣后TN 濃度的降低只有通過反硝化菌的內(nèi)源反硝化一種途徑。第52 天，進水NH4+-N 濃度為150 mg/L，曝 氣 后 的NO3--N 濃 度 降 至29 mg/L，出 水NO3--N 濃度降至21 mg/L，相比提高C/N 之前，出水TN 濃度降低了33 mg/L。第53~67 天，SBBR 的進水C/N 提高至4.5。該階段，雖然系統(tǒng)的進水TN 負(fù)荷逐漸增加，但TN 的去除效果由于C/N 的提高和微生物的富集而得到提高。該階段曝氣后的NO3--N濃度明顯下降，同時，通過內(nèi)源反硝化已經(jīng)可以實現(xiàn)對系統(tǒng)的深度脫氮，出水NO3--N 濃度小于2 mg/L，內(nèi)源反硝化的效果十分明顯。第68~91 天進水C/N 為4.8，C/N 提高后，系統(tǒng)的SND 效果明顯增強，曝氣后的NO3--N 濃度不斷降低，系統(tǒng)的脫氮效率不斷提高。其中，當(dāng)試驗進行至第78 天時，曝氣后NO3--N 濃度已經(jīng)低于2 mg/L，實現(xiàn)了對垃圾滲濾液的深度脫氮；第79~91 天，SBBR 的脫氮能力得到了維持。觀察填料的掛膜情況可以發(fā)現(xiàn)，此時的填料上已經(jīng)生長了大量的生物膜，系統(tǒng)在合適的C/N 和大量生物膜的共同作用下，通過SND 實現(xiàn)了對垃圾滲濾液的深度脫氮。

圖4 SBBR 對滲濾液中不同形態(tài)氮的去除Fig.4 Various forms of nitrogen removal performance in leachate by SBBR

2.1.3 串聯(lián)運行期間SBBR 深度脫氮過程中的脫氮途徑與周期時長變化

ASBR-SBBR 串聯(lián)系統(tǒng)運行期間，SBBR 通過傳統(tǒng)前置反硝化聯(lián)合SND 的脫氮量和內(nèi)源反硝化脫氮量如圖5 所示。在C/N 為3.0~3.5 的階段，由于進水碳源不足，TN 的去除率不高，內(nèi)源反硝化的脫氮量低于22 mg/L。在C/N 為4.1~4.2 的階段，由于進水的碳源增加，同時此階段生物膜的增長迅速，因此通過傳統(tǒng)的反硝化和SND 的脫氮量不斷增加，而內(nèi)源反硝化的脫氮量不斷減少。當(dāng)進水C/N 達到4.5 時，系統(tǒng)的內(nèi)源反硝化效果不斷增加并最終通過內(nèi)源反硝化實現(xiàn)了對垃圾滲濾液的深度脫氮，即出水TN 濃度低于40 mg/L。因此，前期缺氧攪拌對系統(tǒng)脫氮的貢獻量可以忽略不計。截至曝氣結(jié)束，只有SND 對TN 的去除有貢獻，因此，該階段通過傳統(tǒng)的反硝化和SND 的脫氮量相比上個階段有了明顯減少，而內(nèi)源反硝化的脫氮量明顯增加。同時，此階段周期時間也由最開始的24 h 逐漸縮至14 h，脫氮效率提高了41.7%。在試驗的后期，進水C/N 增至4.8，該階段纖維填料上的生物膜繼續(xù)大量生長，強化了系統(tǒng)的同步硝化反硝化能力，曝氣后的硝態(tài)氮濃度不斷降低，SND 的脫氮量不斷加大。當(dāng)試驗進行到第78 天時，僅依靠曝氣硝化就實現(xiàn)了對滲濾液的深度脫氮，此時脫氮量達到最大（大于200 mg/L）且維持穩(wěn)定。馮旭東等[19]采用傳統(tǒng)的推流曝氣池處理垃圾滲濾液，在添加碳源的條件下，通過SND 的TN 去除率僅為65%左右，明顯低于本工藝。張紹青等[20]同樣采用SBR 工藝處理垃圾滲濾液，通過對DO 濃度的精準(zhǔn)控制，實現(xiàn)了短程硝化反硝化，在添加碳源的條件下，TN 去除率僅為74.7%。由此可見，本研究中的SBBR 系統(tǒng)在先攪拌后曝氣的運行模式下，無論相比傳統(tǒng)的推流工藝還是傳統(tǒng)的SBR 工藝，均大幅提高了系統(tǒng)的SND 效果進而加強系統(tǒng)對TN 的去除效果。

圖5 SBBR 運行過程中反硝化+SND 和內(nèi)源反硝化脫氮量的變化Fig.5 Denitrification amount by Denitrification+SND and endogenous denitrification during SBBR operation

在馴化的最后階段，硝化時間比上一階段略有縮短，最后穩(wěn)定在3.6 h。但由于曝氣結(jié)束后TN 已經(jīng)實現(xiàn)了深度去除，周期時間由68 d 時的14 h 穩(wěn)定在了91 d 時的5.6 h，相比上一個階段末期提高了60%。魏桃員等[21]采用間歇曝氣SBR 處理TN 濃度為270 mg/L 的早期垃圾滲濾液，進水TN 濃度與本研究相似，但系統(tǒng)的出水TN 濃度為37 mg/L，明顯高于本工藝的出水TN 濃度（10 mg/L）；此外，該工藝運行1 個周期的時間為25 h，遠高于本工藝的5.6 h。本工藝的周期時間比魏桃員等[21]使用的間歇曝氣SBR 縮短了70%以上，脫氮效率大幅度提高。

2.1.4 串聯(lián)運行期間SBBR 深度脫氮過程中C/N 對脫氮效果的影響

ASBR-SBBR 串聯(lián)系統(tǒng)運行期間，SBBR 曝氣后的TN 濃度和出水TN 濃度以及系統(tǒng)的TN 去除率如圖6 所示。由圖6 可知，進水C/N 是影響系統(tǒng)脫氮效率的關(guān)鍵因素。當(dāng)系統(tǒng)的進水的C/N 為3.0~3.2 時，出水硝態(tài)氮濃度較高，因此在進水后的攪拌過程中，原水中的有機物在前置反硝化的過程中便基本消耗殆盡，造成系統(tǒng)脫氮效果不佳。當(dāng)系統(tǒng)進水的C/N 為4.1~4.5 時，上個周期剩余污水的TN濃度很低，因此，在進水后的攪拌階段，反硝化菌可以貯存大量的內(nèi)碳源，提升了系統(tǒng)的SND 效果，同時內(nèi)源反硝化的作用也逐漸增強，系統(tǒng)的TN 去除率增加到了98%以上。當(dāng)系統(tǒng)進水的C/N 為4.8 時，系統(tǒng)僅依靠進水?dāng)嚢韬蟮钠貧獗銓崿F(xiàn)了出水TN 低于10 mg/L，分析原因可能主要是此時的生物膜變厚，系統(tǒng)的缺氧微環(huán)境更加豐富，配合充足的內(nèi)碳源，SND 的效果得到了強化。

圖6 運行過程中TN 濃度和TN 去除率的變化Fig.6 Changes of TN concentration and TN removal rate during operation

2.2 ASBR-SBBR 串聯(lián)系統(tǒng)對垃圾滲濾液的綜合處理效果

試驗進行到第92 天時，ASBR-SBBR 串聯(lián)系統(tǒng)進出水主要指標(biāo)和去除率的情況如表2 所示。由表2 可知，系統(tǒng)出水COD 在380 mg/L 左右，去除率超過93%。系統(tǒng)NH4+-N 和TN 的出水濃度分別低于1 和10 mg/L，去除率分別大于99%和95%，實現(xiàn)了對垃圾滲濾液的深度脫氮。

表2 ASBR-SBBR 串聯(lián)系統(tǒng)對滲濾液COD、NH4+-N 和TN 的處理效果Table 2 Treatment effect of ASBR+SBBR system on COD,ammonia nitrogen and total nitrogen of MSW leachate

2.3 SBBR 中微生物多樣性分析

2.3.1 SBBR 活性污泥豐富度和多樣性指數(shù)

當(dāng)系統(tǒng)馴化完成取得最佳處理效果后，對3 個平行樣本在97%一致性閾值下的SBBR 活性污泥豐富度和多樣性指數(shù)進行統(tǒng)計，結(jié)果見表3。微生物覆蓋率為0.996，表明測序有很高的覆蓋率，能夠反映測序樣本的真實情況。活性污泥的Shannon 和Simpson 指數(shù)均值分別為5.603、0.965，表明SBBR反應(yīng)器中的物種具有較高的多樣性。Chao1 和ACE 指數(shù)間接反映樣品中物種數(shù)在1 050 左右。

表3 SBBR 中活性污泥豐富度和多樣性指數(shù)Table 3 Richness and diversity indexes of activated sludge of SBBR

2.3.2 門水平的物種種類和相對豐度

圖7 列出了樣本中相對豐度排名前15 的菌門，按相對豐度從大到小依次為變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、綠彎菌門（Chloroflexi）、厚壁菌門（Firmicutes）、芽單胞菌門（Gemmatimonadetes）、陰溝單胞菌門（Cloacimonetes）、硝化螺旋菌門（Nitrospirae）、浮霉菌門（Planctomycetes）、螺旋體門（Spirochaetes）等。變形菌門、擬桿菌門、綠彎菌門、厚壁菌門相對豐度分別為55.11%、21.32%、6.40%和2.81%，這4 類菌門在活性污泥系統(tǒng)中較常出現(xiàn)，其代謝類型多樣，在好氧和厭氧環(huán)境中均能夠存活，對于系統(tǒng)的除碳脫氮發(fā)揮著關(guān)鍵性作用[22]。大量研究表明，變形菌門下的部分細(xì)菌能夠在厭氧條件下吸收外碳源儲存為PHB 等內(nèi)碳源，是反硝化聚磷菌和反硝化聚糖菌在門水平上的優(yōu)勢菌群[23]，有利于SBBR 實現(xiàn)深度脫氮[24]。Chen 等[25]采用前置反硝化-短程硝化和厭氧氨氧化結(jié)合的工藝處理垃圾滲濾液，該工藝脫氮主要依靠厭氧氨氧化，因此系統(tǒng)中的變形菌門占比僅為37.9%，明顯低于本研究系統(tǒng)中的變形菌門占比。Song 等[26]采用低DO 濃度連續(xù)流工藝處理垃圾滲濾液，系統(tǒng)的SND效果非常明顯，同時系統(tǒng)中的變形菌門占比大于60%，與本研究的結(jié)果類似。擬桿菌門和綠彎菌門多為異養(yǎng)細(xì)菌，能夠有效降解污水中難降解的有機物，擬桿菌門還能夠降解高分子化合物[27]，綠彎菌門能夠降解復(fù)雜聚合物和糖[28]，為反硝化菌吸收和儲存內(nèi)碳源提供有利條件。厚壁菌門可產(chǎn)生芽孢，使細(xì)菌對不同的有機物具有極強的適應(yīng)能力，同時具有反硝化功能，還能夠分解氨基酸和蛋白質(zhì)[29]。浮霉菌門[24]也能夠進行反硝化。陰溝單胞菌門和螺旋體門多存在于厭氧消化時期，通過氨基酸發(fā)酵[25]和碳水化合物分解[30]為微生物提供能量和碳源。

圖7 SBBR 中門水平上的細(xì)菌物種相對豐度Fig.7 Relative abundance of bacterial species at phylum level within SBBR

2.3.3 屬水平的物種種類和相對豐度

為進一步闡明SBBR 系統(tǒng)內(nèi)微生物群落組成結(jié)構(gòu)，對最大相對豐度排名前10 的細(xì)菌屬進行物種分析（圖8）。樣本中豐度最高是變形菌門下的陶厄氏菌屬（Thauera）（15.227%），其是一種廣泛存在于污水處理廠的反硝化細(xì)菌。豐度第二高的菌屬亞硝酸菌屬（Nitrosomonas）（3.973%），是最常見的氨氧化菌（AOB），同樣還具有硝化作用的有亞硝酸鹽氧化菌unidentified_Nitrosomonadacea（1.783%，NOB），2 個菌屬同屬亞硝化單胞菌科（Nitrosomonadaceae）。新鞘脂菌屬（Novosphingobium）（3.901%）通常出現(xiàn)在厭氧消化池，能夠降解多環(huán)芳烴[31]。Limnobacter（2.844%）為變形菌門下具有反硝化能力的細(xì)菌，且能夠降解芳香族化合物等難降解的污染物，還在重金屬離子的去除中發(fā)揮著重要作用[27]。Candidatus_Cloacimonas（1.763%）和鐵桿菌屬（Ferruginibacter）（1.293%）[32]能夠分解碳水化合物產(chǎn)生各種有機酸，有利于后續(xù)反硝化群落儲存碳源。unidentified_Saprosipraceae（0.665%）具有降解有機物的能力[33]。unidentified_Sphingobacteriales（0.665%）為異養(yǎng)反硝化菌，可以將石油、氯乙烷等高聚物和簡單無機物作為底物，能夠適應(yīng)各種復(fù)雜的極端環(huán)境[34]。unidentified_Acidobacteria（0.601%）能夠還原硝酸鹽和亞硝酸鹽。

圖8 SBBR 中屬水平上相對豐度排名前10 的細(xì)菌物種分類情況Fig.8 Classification of bacterial species with relative abundance ranking top 10 at genus level within SBBR

3 結(jié)論

（1）ASBR-SBBR 串 聯(lián) 系 統(tǒng) 處 理 進 水COD 為（5 700±500）mg/L，NH4+-N 濃度為（210 ±50）mg/L 的垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液，出水COD、NH4+-N 和TN 濃度分別為（380±10）、（1.0±0.5）和（5±5）mg/L，去除率分別大于93%、99%和95%。

（2）通過不斷調(diào)整SBBR 進水的C/N 比來提高系統(tǒng)的脫氮效率。在C/N 為4.1~4.5 的條件下，系統(tǒng)可以實現(xiàn)深度脫氮，但需要通過SND 和內(nèi)源反硝化的共同作用，脫氮效率較低。提高SBBR 進水C/N 至4.8 后，系統(tǒng)的SND 效果大幅度增加。SBBR試驗進行80 d 以后，系統(tǒng)曝氣結(jié)束后出水TN 濃度已經(jīng)低于10 mg/L，此時周期時間僅為5.6 h，脫氮效率大幅度提高。

（3）高通量測序結(jié)果表明，運行92 d 時SBBR 系統(tǒng)中相對豐度高的細(xì)菌門是變形菌門、擬桿菌門、綠彎菌門、厚壁菌門；在屬水平下，陶厄氏菌屬和亞硝酸菌屬是相對豐度較高的2 種菌。SBBR 中變形菌門的含量達到了55.11%，這可能是SBBR 脫氮效果好、效率高的主要原因。