ASBR 聯(lián)合SBBR 工藝同步硝化反硝化處理垃圾滲濾液深度脫氮效能

喬壯明，溫春燕，邰家芬，李建平，孔維忠，王凱

1.山東美泉環(huán)保科技有限公司

2.濟(jì)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(yùn)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(jī)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(jī)物成分復(fù)雜，可能含有大量的有毒有機(jī)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(yùn)行，適用于可生化性較差、有機(jī)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(jī)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(yùn)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(jī)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(jī)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(yùn)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(jì)高效的滲濾液TN 去除技術(shù)。

對于含有大量有機(jī)物的滲濾液，如何發(fā)掘新工藝，充分利用這些有機(jī)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(jī)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(jìn)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(dá)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(jìn)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(jìn)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(jìn)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(jì)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(jì)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(jì)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(jī)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(jìn)入中間水箱，再通過連通管進(jìn)入SBBR 反應(yīng)器。由蠕動泵控制ASBR 和SBBR 的進(jìn)水，進(jìn)水箱和中間水箱的材質(zhì)均為有機(jī)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(yùn)行模式

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

1.3.1 ASBR 的運(yùn)行模式

ASBR 的運(yùn)行分為進(jìn)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(jìn)水由垃圾滲濾液和自來水按照一定比例混合稀釋，初始進(jìn)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(jìn)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(jìn)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(yùn)行模式

SBBR 在ASBR 馴化完成后啟動，即進(jìn)入ASBR-SBBR 串聯(lián)運(yùn)行階段。SBBR 的進(jìn)水由滲濾液原水、ASBR 出水和清水按照比例進(jìn)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(jìn)水C/N 為3.0~3.5，進(jìn)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(jìn) 水C/N 為4.1~4.2，進(jìn)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(jìn)水C/N 為4.5，進(jìn)水NH4+-N 濃度為200；第68~92 天為高NH4+-N濃度、高C/N，此階段進(jìn)水C/N 為4.8，進(jìn)水NH4+-N濃度為200 mg/L。

SBBR 的運(yùn)行模式在91 d 中分為2 個階段：1）試驗的1~78 d 為進(jìn)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(jìn)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(jìn)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(jìn)入沉淀階段。2）試驗的78~91 d 為進(jìn)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(jìn)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(jìn)水后首先進(jìn)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(jìn)水中的TN 濃度×進(jìn)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(jìn)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(jìn)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(jìn)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(jìn)水主要檢測COD，出水主要檢測COD 和TN 濃度；SBBR 的進(jìn)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(yùn)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(yùn)輸至檢測公司?；钚晕勰郉NA 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(jìn)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(jìn)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(jī)物和氮素的去除效果

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

試驗所用滲濾液C/N 達(dá)到了25 以上，如果直接進(jìn)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(jī)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(jī)物，進(jìn)而調(diào)節(jié)后續(xù)SBBR 進(jìn)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(jìn)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(jī)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(yùn)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(jìn)水COD 的增加，出水COD 也不斷增加。當(dāng)進(jìn)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(jìn)行，稀釋水的比例逐漸減少。當(dāng)進(jìn)水全部為原水后，出水COD 和去除率進(jìn)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(yùn)行對垃圾滲濾液NH4+-N和TN 的去除效果

SBBR 的運(yùn)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(yùn)行期間SBBR 進(jìn)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(jìn)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(jìn)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(jìn)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(jìn)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(jìn)水C/N 提高至4.5。該階段，雖然系統(tǒng)的進(jìn)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(jìn)水C/N 為4.8，C/N 提高后，系統(tǒng)的SND 效果明顯增強(qiáng)，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(jìn)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(yùn)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(yùn)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(jìn)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(jìn)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(jìn)水C/N 達(dá)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(xiàn)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(xiàn)，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(jìn)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(qiáng)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(jìn)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(dá)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(yùn)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(jìn)而加強(qiáng)系統(tǒng)對TN 的去除效果。

圖5 SBBR 運(yùn)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(jìn)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(yùn)行1 個周期的時間為25 h，遠(yuǎn)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(yùn)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(yùn)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(jìn)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(jìn)水的C/N 為3.0~3.2 時，出水硝態(tài)氮濃度較高，因此在進(jìn)水后的攪拌過程中，原水中的有機(jī)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(jìn)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(jìn)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(qiáng)，系統(tǒng)的TN 去除率增加到了98%以上。當(dāng)系統(tǒng)進(jìn)水的C/N 為4.8 時，系統(tǒng)僅依靠進(jìn)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(qiáng)化。

圖6 運(yùn)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(jìn)行到第92 天時，ASBR-SBBR 串聯(lián)系統(tǒng)進(jìn)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(jìn)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(jī)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(jī)物具有極強(qiáng)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(jìn)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(jìn)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(jìn)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(jī)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(jī)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(jī)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(jìn) 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(jìn)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(jìn)水C/N 至4.8 后，系統(tǒng)的SND 效果大幅度增加。SBBR試驗進(jìn)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(yùn)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(dá)到了55.11%，這可能是SBBR 脫氮效果好、效率高的主要原因。