宋恒玥，劉芝宏，周愛娟，岳秀萍，崔 穎

（太原理工大學環(huán)境科學與工程學院，山西太原 030024）

垃圾滲濾液是一種含高濃度大分子有機物、氨氮的有機廢水〔1〕。當前垃圾滲濾液處理方法可分為物理、化學和生物法。其中厭氧發(fā)酵生物處理法具有成本低、效果好和無二次污染等優(yōu)點，被廣泛用于垃圾滲濾液處理〔2〕。同時，污泥中含大量微生物菌群，能以垃圾滲濾液中有機物為生長基質(zhì)，誘導酶同化，降解污染物，是良好的垃圾滲濾液厭氧發(fā)酵接種物。目前垃圾滲濾液處理多為厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷〔2-4〕，但厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷階段會同時釋放二氧化碳，造成垃圾滲濾液中大量碳源未充分轉(zhuǎn)化利用。因此尋找最佳垃圾滲濾液中碳的資源化利用方式，對實現(xiàn)“雙碳”目標具有重要意義。

我國城鎮(zhèn)污水廠污水處理工藝反硝化階段普遍存在碳氮比低的特點，當前大多污水處理廠采用向其中投加碳源（如甲醇、乙酸鈉）的方法，這雖然提高了出水水質(zhì)，但增加了處理成本。如何開發(fā)低成本新碳源已成為眾多研究者關注的焦點〔5〕。而垃圾滲濾液厭氧發(fā)酵可產(chǎn)生小分子揮發(fā)性脂肪酸（SCFAs），可為反硝化菌提供碳源，相比甲醇和乙酸鈉具有高反硝化速率、低成本的特點〔6〕。目前，已有研究證實了將垃圾滲濾液發(fā)酵液用作反硝化碳源的可行性。H. KIM 等〔7〕利用滲濾液發(fā)酵液中的SCFAs 做碳源時，發(fā)現(xiàn)在中性條件下，在C/N 為7 時反硝化速率大于甲醇做碳源時的反硝化速率。因此研究如何提高垃圾滲濾液厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸性能具有重要意義。

相關研究表明，在厭氧發(fā)酵過程中，低濃度氨氮（＜500 mg/L）有利于厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸進程〔8〕，而高濃度氨氮會抑制產(chǎn)酸菌活性，因此，保證適宜的氨氮濃度是厭氧發(fā)酵正常進行的關鍵。一般垃圾滲濾液氨氮約為50～2 200 mg/L，填埋年限越長，氨氮越高，因此，尋找合適的預處理方法去除氨氮對垃圾滲濾液厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸至關重要。目前去除氨氮的方法主要有空氣吹脫法、鳥糞石結晶法、沸石吸附法及生物法等，空氣吹脫法因成本低、設備簡單、速率快等特點，被廣泛應用〔1〕。研究表明超聲聯(lián)合吹脫對氨氮的去除率遠高于單獨超聲和單獨吹脫〔9〕，這是因為單獨吹脫僅因空氣作用去除氨氮，而單獨超聲可使水中產(chǎn)生空化氣泡，二者聯(lián)合時，吹脫可使空化作用產(chǎn)生的氣泡量增大，促進空化效應，強化對氨氮的去除〔1〕。

同時，厭氧發(fā)酵體系初始C/N 是決定厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸過程中底物酸化效能的關鍵因素。底物中適宜的C/N 有利于產(chǎn)酸菌成為優(yōu)勢微生物種群，加速底物中大分子有機物質(zhì)轉(zhuǎn)化成SCFAs。適宜厭氧發(fā)酵的C/N 大多在20～30 內(nèi)。李文哲等〔10〕以滲濾液為碳源進行發(fā)酵，得出控制發(fā)酵C/N 在24 時，日產(chǎn)甲烷量達到最大值。Xiaoling LIU 等〔11〕利用煮沸的污泥和污水處理廠污水探究C/N 對產(chǎn)酸過程的影響，發(fā)現(xiàn)當C/N 從10 增加到30 時，SCFAs 產(chǎn)量達到峰值。目前，以滲濾液為碳源發(fā)酵的C/N 大多在20～50〔10，12〕，過高的C/N 將導致厭氧系統(tǒng)的氮含量不足，導致消化液的緩沖能力過低，因此，調(diào)控垃圾滲濾液的C/N 在適宜發(fā)酵產(chǎn)酸的范圍是保證其高效產(chǎn)酸的先決條件。

基于此，本研究以吹脫聯(lián)合超聲的預處理方式，考察不同pH 下預處理后垃圾滲濾液中氨氮及COD情況，在氨氮被有效去除且COD 最低損耗的條件下，確定最佳預處理條件。在最佳條件下預處理的垃圾滲濾液與污泥進行聯(lián)合厭氧發(fā)酵，通過發(fā)酵后產(chǎn)物情況、小分子有機酸占比情況確定最佳發(fā)酵初始pH 及時間；并分析了其水質(zhì)和微生物群落結構，探究其生化機理，為垃圾滲濾液中碳源的回收和資源化利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 發(fā)酵底物

1.1.1 滲濾液基質(zhì)

滲濾液取自晉中某垃圾填埋場。該填埋場主要填埋生活垃圾，滲濾液性質(zhì)見表1。

表1 垃圾滲濾液性質(zhì)Table 1 The main characteristics of landfill leachate

1.1.2 產(chǎn)酸種泥

污泥取自晉中某污水處理廠的污泥濃縮池，主要性質(zhì)見表2。

表2 剩余污泥性質(zhì)Table 2 The main characteristics of waste activated sludge

1.2 實驗設計

預處理共設3 組實驗，初始pH 分別為7、9、11，每組設3 個平行。將流量為1.25 m3/h 空氣泵導管伸入各組裝有480 mL 滲濾液燒杯中，以氣液比（體積比）2 500〔13〕吹脫。同時將各裝有滲濾液的燒杯放入40 kHz 超聲機同步超聲和吹脫2 h。預處理后水樣經(jīng)10 000 r/min 離心10 min 后取上清液，經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后測其COD 和氨氮。

發(fā)酵采用工作容積為400 mL 的厭氧發(fā)酵瓶，以體積比9∶1 加入預處理后的垃圾滲濾液和污泥，共設置4 個實驗組，即調(diào)節(jié)發(fā)酵初始pH 為7、8、10、12，連續(xù)充氮15 min 保證厭氧環(huán)境。每組設3 個平行，置于35 ℃，120 r/min 恒溫搖床發(fā)酵10 d。每天取定量發(fā)酵液，經(jīng)10 000 r/min 離心取上清液，再經(jīng)0.45 μm 濾膜過濾后測其COD、SCFAs、三維熒光（3D-EEM）等。

1.3 分析方法

有機物組分采用安捷倫7890A 氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀GC-MS 分析；相對分子質(zhì)量采用高效凝膠滲透色譜法測定；pH 采用pH 計測定；氨氮、COD 用國標法測定；SCFAs 濃度采用配氫火焰離子化檢測器（FID）的安捷倫6890 氣相色譜儀測定；溶解性有機質(zhì)結構組成使用熒光光譜儀（F-7000）測定，各區(qū)熒光強度占比用平行因子法〔14〕計算；對發(fā)酵末期污泥樣品進行Illumina MiSeq 高通量測序，經(jīng)DNA 提取后PCR 擴增，選取Miseq 測序平臺V3～V4 區(qū)域通用引物338F 和806R 進行Illumina MiSeq 測序。

SCFAs 各組分質(zhì)量濃度（mg/L）均換算為COD質(zhì)量濃度（mg/L），其轉(zhuǎn)化關系為：1 g 乙酸=1.07 g COD，1 g 丙酸=1.51 g COD，1 g 丁酸=1.82 g COD，1 g戊酸=2.04 g COD〔14〕。

2 結果與討論

2.1 不同初始pH 吹脫聯(lián)合超聲去除氨氮和COD 的效果

圖1 顯示了初始pH 為7、9、11 時，超聲聯(lián)合吹脫時垃圾滲濾液中氨氮隨時間變化情況。

圖1 吹脫聯(lián)合超聲下氨氮變化Fig.1 Changes of ammonia nitrogen concentrations under the combination with air stripping and ultrasound

由圖1 總體來看，初始條件為堿性的氨氮去除效果優(yōu)于中性。2 h 內(nèi)初始pH 為11 時氨氮去除率高達98.9%，而pH 為9 和7 條件下氨氮的去除率僅為62.4%和33.1%。且初始pH 越高，氨氮去除速率越快。pH 為7、9、11 時氨氮平均去除速率分別為370.7、698.9、1 107.7 mg/（L·h）。這是因為水中氨氮多以銨根離子和游離氨平衡態(tài)存在，平衡式如下：

初始pH 升高，平衡右移，銨根離子轉(zhuǎn)化為游離氨并隨超聲和吹脫轉(zhuǎn)化為氨氣。初始pH 為7、9 和11 時，第1 小時內(nèi)氨氮去除速率分別比第2 小時高1.0%、22.0%、60.0%，這是因吹脫時間增加，氨氮下降，氨氣逸出使pH 下降，故氨氮去除速率降低。因此預處理時間過長會降低氨氮去除效率且增加成本，初始pH=11 時吹脫聯(lián)合超聲1 h 氨氮降低至（490±2.63） mg/L，可考慮采用pH=11 時吹脫聯(lián)合超聲1 h 作為預處理的最佳條件。

圖2 顯示了初始pH 為7、9、11 時超聲聯(lián)合吹脫1 h 時垃圾滲濾液COD 去除率的情況。

圖2 吹脫聯(lián)合超聲1 h 后COD 去除率情況Fig.2 Removal rates of COD under the combination with air stripping and ultrasound

如圖2 所示，吹脫聯(lián)合超聲1 h 后各組COD 均下降，說明吹脫聯(lián)合超聲能去除部分有機物。這是由于超聲時垃圾滲濾液內(nèi)產(chǎn)生的空化氣泡瞬間破裂形成羥基自由基可氧化其中的有機物〔15〕。初始pH=11時COD 去除率比初始pH=9 時少約19%。pH 為7、9、11 時預處理1 h 后，垃圾滲濾液中C/N 分別為9、10、34，結合適宜發(fā)酵的C/N 范圍，故在初始pH=11，吹脫聯(lián)合超聲1 h 條件下既可保留較高的COD，給微生物提供更多碳源，又解除了高濃度氨氮對發(fā)酵產(chǎn)酸菌活性抑制，也節(jié)省了預處理成本。

2.2 不同發(fā)酵條件下SCFAs 質(zhì)量濃度及組分分析

污泥與滲濾液厭氧共發(fā)酵時，在污泥中微生物作用下滲濾液內(nèi)大分子有機碳轉(zhuǎn)化為易生物降解的SCFAs。將經(jīng)初始pH=11、超聲聯(lián)合吹脫1 h 的垃圾滲濾液與剩余污泥共發(fā)酵，設初始發(fā)酵pH 為7、8、10 和12，滲濾液中SCFAs 質(zhì)量濃度變化見圖3。

圖3 不同初始pH 厭氧發(fā)酵SCFAs 質(zhì)量濃度變化情況Fig.3 Changes of SCFAs mass concentrations of anaerobic fermentation under different initial pH

由圖3 可知，各組SCFAs 質(zhì)量濃度隨時間先增加后下降，均在第5 天達到峰值。初始pH=10 組產(chǎn)酸質(zhì)量濃度顯著高于其他組，第5 天時產(chǎn)酸量為（1 183.86±10.26） mg/L（以COD 計），相較于初始pH為8、7 和12 組分別提高17%、27%和33%。這是因堿性環(huán)境微生物細胞膜更易破裂致胞內(nèi)物質(zhì)流出，水解酶活性更高，但初始pH 過大時產(chǎn)酸菌活性會受到抑制〔16〕。

反應第5 天時各組SCFAs 組分分布見圖4。

圖4 不同初始pH 厭氧發(fā)酵SCFAs 組分分布Fig.4 Distribution of SCFAs composition of anaerobic fermentation under different initial pH

由圖4 可以看出，乙酸、丙酸累積占比均大于60.0%，尤其是初始pH=10 組乙酸和丙酸的占比分別為65.8%和15.0%。初始pH=12 組丁酸占比高于其他組，這可能是因丁酸型菌更適于堿性環(huán)境，而pH 過高會抑制發(fā)酵體系中能將丁酸轉(zhuǎn)化為丙酸酶的活性，致使丁酸累積。因此初始pH=10 更適合大分子有機物向更小分子SCFAs 的轉(zhuǎn)化。

2.3 發(fā)酵前后滲濾液有機物組分分析

2.3.1 發(fā)酵前后GC-MS 分析

GC-MS 能全面準確反映有機物組分情況。對經(jīng)初始pH 為11 超聲聯(lián)合吹脫1 h 并以初始pH 為10發(fā)酵第5 天的滲濾液和原滲濾液樣品進行GC-MS分析，結果見圖5。

圖5 原滲濾液與發(fā)酵后滲濾液變化情況Fig.5 Changes of leachate and leachate after fermentation

由圖5 可以看出，反應后物質(zhì)吸收峰強度整體降低，說明有機污染物含量和種類在反應后均下降。一些特征峰消失和出現(xiàn)表明反應前后滲濾液組分發(fā)生變化。

原滲濾液和發(fā)酵后滲濾液中的有機物種類及占比見圖6。

圖6 原滲濾液（a）和發(fā)酵后滲濾液（b）各有機物占比Fig.6 Proportion of organic compound in leachate（a）and leachate after fermentation（b）

通過對比標準譜庫，保留匹配度60%以上成分，發(fā)現(xiàn)原滲濾液有88 種有機物，如圖6（a）。短鏈烴占49%，酯類占19%，小分子有機酸占14%，苯胺、苯酚、苯酮等苯系物占14%，包含少量醛、醇類物質(zhì)。其中短鏈烴類有20 種，苯系物質(zhì)有16 種，小分子有機酸有9 種。共發(fā)酵后滲濾液中的有機物種類減少至63 種，如圖6（b），短鏈烴占比提升約23%，同時有機小分子酸占比增加（約20%）。發(fā)酵末期，苯系物占比降為1.9%，醛醇醚類、酯類占比減少，胺類、酮類和硅氧雜環(huán)化合物被去除，對應短鏈烴的種類增加（49 種），表明相應官能團和環(huán)類在反應中斷裂和開環(huán)，大分子被分解為小分子。這是因為預處理和共發(fā)酵過程降解了芳香類、苯酚類化合物。這表明在上述條件預處理和發(fā)酵后，滲濾液中大量難降解大分子有機物在厭氧發(fā)酵菌的作用下，有效降解與轉(zhuǎn)化為小分子有機物。

2.3.2 預處理后及發(fā)酵后分子質(zhì)量分析

平均分子質(zhì)量能反映滲濾液大分子有機質(zhì)情況。對原滲濾液、初始pH=11 吹脫聯(lián)合超聲1 h 后滲濾液和經(jīng)初始pH=11 超聲聯(lián)合吹脫1 h 并在初始pH=10 發(fā)酵第5 天的滲濾液分子質(zhì)量進行分析，結果見圖7。

圖7 3 個階段滲濾液不同分子質(zhì)量占比Fig.7 Different molecular weight proportion of three stage leachate

從圖7 可以看出，處理后滲濾液不同分子質(zhì)量占比與原滲濾液差異顯著。原滲濾液分子質(zhì)量＞10 ku 的有機物比其預處理后高約19%。這是因為吹脫使部分可揮發(fā)大分子有機物與滲濾液脫離，同時超聲可以產(chǎn)生羥基自由基氧化大分子有機物使其分解〔15〕。預處理后分子質(zhì)量＜5 ku 有機物占比提高13%，分子質(zhì)量5～10 ku 有機物占比減少3%。發(fā)酵后分子質(zhì)量＜5 ku 有機物占比相比原滲濾液提高16%，分子質(zhì)量5～10 ku 有機物占比減少7%，這是因在預處理過程中部分可揮發(fā)性大分子有機物被吹脫、部分大分子有機物氧化分解為小分子有機物〔15〕；在發(fā)酵過程中，由可生物降解的大分子有機物進一步轉(zhuǎn)化成的小分子有機物逐漸累積使其占比增加。

2.4 發(fā)酵前后三維熒光分析

三維熒光光譜法可便捷靈敏反映出溶解性有機質(zhì)結構組成特性。根據(jù)有機物降解特性分5 個區(qū)域〔17〕。圖8 為原滲濾液和共發(fā)酵第5 天時，滲濾液的溶解性有機物三維熒光光譜。

圖8 原滲濾液（a）及發(fā)酵后滲濾液（b）三維熒光譜Fig.8 3D-EEM spectra of leachate （a） and leachate after fermentation （b）

由圖8 可知，原滲濾液及發(fā)酵后滲濾液均在322 nm/400 nm、250 nm/450 nm 及221 nm/329 nm 附近出現(xiàn)特征熒光峰。322 nm/400 nm 代表可見光區(qū)類富里酸有機物〔18〕，與滲濾液中類腐殖質(zhì)存在有關；250 nm/450 nm 代表紫外區(qū)類腐殖酸有機物；221 nm/329 nm 代表類色氨酸有機物，附近熒光峰與滲濾液中類蛋白物質(zhì)存在有關。發(fā)酵后滲濾液譜圖5 個區(qū)域熒光強度所占體積分數(shù)分別為35%、2%、11%、25%、25%，與原滲濾液圖譜5 個區(qū)域占比（分別為6%、4%、17%、29%、41%）相比，Ⅰ區(qū)占比增加其他區(qū)占比減少，這是因為在微生物的作用下，滲濾液中可生物降解的物質(zhì)發(fā)生分解，類蛋白物質(zhì)增加，因此類酪氨酸物質(zhì)的相對含量上升。其中，Ⅰ區(qū)所代表的酪氨酸類物質(zhì)分子質(zhì)量較小（0.2～5 ku），而Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ區(qū)域出峰所代表的主要物質(zhì)分別為色氨酸物質(zhì)（204.23 ku）、富里酸類物質(zhì)（0.5～2 ku）、溶解性微生物代謝產(chǎn)物（＞100 ku）、腐殖酸類物質(zhì)（5～60 ku）〔22〕，其分子質(zhì)量大多大于Ⅰ區(qū)所代表物質(zhì)分子質(zhì)量，說明原滲濾液有機物腐殖質(zhì)屬性更強，含更多雙鍵和芳香結構，表明該預處理和發(fā)酵過程分解了垃圾滲濾液中的難降解溶解性物質(zhì)，加強了大分子有機物向小分子有機酸的轉(zhuǎn)化。

2.5 微生物群落解析

預處理后滲濾液與污泥厭氧發(fā)酵涉及多種微生物參與，對經(jīng)初始pH=11 超聲聯(lián)合吹脫1 h 并與污泥在初始pH 為7、8、10 和12 共發(fā)酵第10 天的微生物群落分析，見圖9。

圖9 堿性發(fā)酵條件下屬水平功能菌群相對豐度Fig.9 Relative abundance of functional bacteria at genus levels under alkaline fermentation condition

如圖9 所示，在門水平上，4 大優(yōu)勢菌門分別為變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、硝化螺旋菌門（Nitrospira）、異常球菌-棲熱菌門（Deinococcus-Thermus），均為常見發(fā)酵菌門。在綱水平上，擬桿菌綱（Bacteroidia）和α-變形菌綱是優(yōu)勢類群。擬桿菌綱（Bacteroidia）主要參與大分子有機物降解，在水解酸化階段發(fā)揮重要作用。α-變形菌綱大多屬種更能適應各類復雜環(huán)境，可代謝碳、硫系有機物和氨等。在屬水平上，不同初始發(fā)酵pH 下的菌群結構差異明顯。初始pH=10 組發(fā)酵菌屬占比87.02%，初始pH=8 組發(fā)酵菌屬豐度61.70%，初始pH=7 和12 組發(fā)酵菌屬豐度均小于30%。其中，以Petrimonas為主的可溶性糖降解菌在初始pH=10 組得到富集，占比18.05%，初始pH=12、7、8 組分別占比0.22%、1.43%、3.12%。Truepera可降解芳香族及多環(huán)芳烴化合物并能利用蛋白質(zhì)作營養(yǎng)物質(zhì)，在初始pH=10 組占比7.52%，在其他組占比均小于5%。Parvibaculum可降解苯環(huán)化合物，在初始pH=10 組相對豐度為2.03%，Advenella和Halomonas可降解氨基酸和葡萄糖產(chǎn)乙酸，在初始pH=10 組分別占比3.17%、6.91%。Nitrospira、Pusillimonas和Rhodopirellula分別能降解甲酸類、雜環(huán)和大分子有機物，初始pH=10 組相對豐度分別為2.06%、6.11%、3.52%，均高于其他組。由此可見，pH=10 實驗組發(fā)酵菌屬占比高于其他實驗組，這表明初始pH=10 組可富集發(fā)酵菌，強化發(fā)酵過程，這使得其發(fā)酵體系內(nèi)有機物降解更加徹底，從而加強滲濾液大分子碳源向小分子酸轉(zhuǎn)化。

3 結論

1）采用吹脫聯(lián)合超聲預處理能去除垃圾滲濾液的氨氮和部分揮發(fā)性大分子有機物，隨pH 升高氨氮去除率逐步提高，隨預處理時間延長氨氮去除效率變低。在保證氨氮有效去除且COD 最大程度保留的基礎上，選擇預處理最佳條件為初始pH=11，處理1 h，氨氮可降至（490±8.26） mg/L，預處理后滲濾液C/N 為34，符合發(fā)酵的適宜C/N 范圍。

2）最佳預處理條件后對垃圾滲濾液進行發(fā)酵，初始pH=10 時，發(fā)酵產(chǎn)酸量高且乙酸、丙酸的占比分別為65.8%和15.0%。

3）最佳預處理和共發(fā)酵處理垃圾滲濾液后，滲濾液中大分子有機物類腐殖質(zhì)酸和多種復雜結構的有機物下降。

4）最佳共發(fā)酵條件下，發(fā)酵菌屬豐度高于其他組，其中，Petrimonas、Truepera和Halomonas占比最高，分別可達18.05%、7.52%、6.91%。