1 引言(Introduction)

　　垃圾焚燒發(fā)電是目前實現(xiàn)生活垃圾減量化、資源化的一種高效處理方式(Dang et al., 2013).而垃圾焚燒前的篩檢、堆酵等處理會產(chǎn)生大量垃圾瀝濾液, 其水質(zhì)復雜、易波動, 一般具有較高的COD、BOD, 且氨氮含量高.目前常用傳統(tǒng)的全程硝化反硝化工藝(A/O)對垃圾瀝濾液進行脫氮處理, 但存在反應(yīng)時間長、耗能較大等問題.

　　短程硝化反硝化作為一種經(jīng)濟、高效的新型脫氮工藝, 與傳統(tǒng)脫氮工藝相比減少了NO2-→NO3-過程, 可以節(jié)省25%的曝氣量、40%的碳源、30%的反應(yīng)時間, 從而降低60%的總能量需求(吳莉娜等, 2016; Soliman et al., 2016).短程硝化反硝化工藝的關(guān)鍵在于先通過短程硝化獲得穩(wěn)定的NO2--N積累, 富集反應(yīng)器中氨氧化菌(Ammonia Oxidizing Bacteria, AOB), 抑制亞硝酸鹽氧化菌(Nitrite Oxidizing Bacteria, NOB)(Fukushima et al., 2013).目前, 國內(nèi)外對于短程硝化已有較多研究(Yang et al., 2017; Qian et al., 2017; Dong et al., 2017), 而關(guān)于如何利用實際垃圾瀝濾液啟動短程硝化系統(tǒng)及啟動后獲得系統(tǒng)效能的生物機理的研究報道較少.實際垃圾瀝濾液組分較模擬廢水復雜, 且水質(zhì)波動大, 因此, 本文以實際垃圾瀝濾液為研究對象, 采用序批式生物反應(yīng)器(SBR)啟動短程硝化, 考察實際瀝濾液中有機物濃度對反應(yīng)器運行性能的影響, 同時對受高有機負荷沖擊后污泥中的脫氮功能基因和微生物群落進行分析, 探討短程硝化系統(tǒng)對實際垃圾瀝濾液處理效能影響的生物機理, 以期為短程硝化高效處理垃圾瀝濾液提供技術(shù)支持.

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 垃圾瀝濾液及接種污泥來源

　　試驗用垃圾瀝濾液取自佛山某垃圾焚燒發(fā)電廠, 試驗用污泥取自廣州某污水處理廠的硝化池, 為全程硝化污泥, 反應(yīng)器接種污泥濃度(MLSS)為5500 mg·L-1.

　　2.2 試驗裝置及運行

　　短程硝化反應(yīng)裝置如圖 1所示, 主體是由有機玻璃制成的圓柱體, 直徑14 cm, 高28 cm, 工作體積2 L.反應(yīng)器附有攪拌裝置、曝氣裝置、溫控裝置和簡單的自控裝置, 并配有pH和溶解氧(DO)探頭.

　　圖 1

　　圖 1 SBR裝置示意圖

　　SBR反應(yīng)周期為12 h, 排水比50%, 水力停留時間(HRT)為24 h, 污泥停留時間(SRT)為25 d, 具體運行方式為：進水(曝氣)60 min, 曝氣反應(yīng)600 min, 沉淀40 min, 出水20 min.反應(yīng)溫度控制在(28±1) ℃, 啟動前2.5 d DO濃度為0.60~0.80 mg·L-1, 之后控制在0.25~0.45 mg·L-1, 不調(diào)節(jié)進水pH.根據(jù)NH4+-N濃度要求, 用自來水稀釋垃圾瀝濾液原液獲得試驗進水.啟動初期進水NH4+-N濃度為(250±1) mg·L-1, 之后逐步提高進水NH4+-N濃度至(760±5) mg·L-1.

　　2.3 水質(zhì)分析測定方法

　　COD、BOD5、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN、總堿度等測定均采用國家標準方法(國家環(huán)境保護總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會, 2002).pH、DO、溫度采用多參數(shù)分析儀(上海雷磁)測定.

　　氨氮去除速率按公式(1)計算, 亞硝酸鹽積累率按公式(2)計算, 離氨(FA)和游離亞硝酸鹽(FNA)濃度分別按公式(3)和(4)計算.

　　式中, ARR為氨氮去除速率(mg·L-1·d-1);C(NH4+-N)inf為進水NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)leff為上一周期出水NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)eff為出水NH4+-N濃度(mg·L-1);Q為排水比, 此處取值為50%;E為反應(yīng)周期, 此處取值為0.5 d;NAR為亞硝酸鹽積累率;C(NO2--N)eff和C(NO3--N)eff分別為出水NO2--N濃度(mg·L-1)和出水NO3--N濃度(mg·L-1);CFA為FA濃度(mg·L-1);CFNA為FNA濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)為NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NO2--N)為NO2--N濃度(mg·L-1);T為溫度(℃).

　　2.4 脫氮功能基因分析

　　取運行第62 d反應(yīng)器內(nèi)污泥, 采用土壤基因組DNA提取試劑盒(Fast DNA Spin kit for soil)提取DNA, 然后用特定的功能基因引物(表 1)用PCR儀(Mastercycler nexus, Eppendorf)進行擴增, 委托華大基因股份有限公司進行PCR反應(yīng)引物合成工作.對獲得的PCR產(chǎn)物進行瓊脂糖凝膠電泳(DYY-6C, 北京市六一儀器廠), 于凝膠成像系統(tǒng)(EC3 410, UVP)下觀察其條帶情況.

　　2.5 高通量測序分析

　　取運行第62 d反應(yīng)器內(nèi)污泥混合液作為樣本, 采用CTAB或SDS方法對樣本的基因組DNA進行提取, 瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA的純度和濃度, 取適量樣品于離心管中, 使用無菌水稀釋樣品至1 ng·μL-1.以稀釋后的基因組DNA為模板, 使用帶Barcode的特異引物、New England Biolabs公司的Phusion® High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer和高效高保真酶進行PCR擴增, 引物為515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′) -926R(5′-CCGTCAATTCMTTTGAGTTT-3′).PCR產(chǎn)物使用2%瓊脂糖凝膠進行電泳檢測;對目的條帶使用qiagen公司提供的膠回收試劑盒回收產(chǎn)物.使用TruSeq® DNA PCR-Free Sample Preparation Kit建庫試劑盒構(gòu)建文庫, 構(gòu)建好的文庫經(jīng)過Qubit和Q-PCR定量, 合格后, 使用HiSeq2500 PE250進行上機測序.委托諾禾致源生物信息科技有限公司進行高通量測序.

　　3 結(jié)果與討論(Results and discussion)3.1 垃圾瀝濾液水質(zhì)

　　實際垃圾瀝濾液水質(zhì)變化受垃圾來源、含水量及天氣等多種因素影響, 因此, 對試驗用實際垃圾瀝濾液的水質(zhì)進行測定, 結(jié)果見表 2.由表 2可知, 原液中COD、BOD較高, COD在3324~8250 mg·L-1之間變化, BOD在1262~5563 mg·L-1之間浮動, 表明瀝濾液中碳含量波動較大;NH4+-N濃度基本維持在1000 mg·L-1左右, 亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度較低, NO2--N濃度基本為0 mg·L-1, NO3--N濃度維持在23~33 mg·L-1, 表明垃圾瀝濾液中氮素污染物含量較為穩(wěn)定;原液pH在7.97左右, 說明實際垃圾瀝濾液偏堿性, 有利于氨氧化菌(AOB)的生長(Villaverde et al., 1997), 由于硝化過程會消耗堿度, 而廢水堿度較高, 最高可達9016 mg·L-1, 能為硝化提供充足堿度.

　　垃圾瀝濾液在實際放置過程中會發(fā)生自然降解, 因此, 本實驗對取得的3批垃圾瀝濾液水樣(A、B、C)于室溫下自然放置過程中氨氮濃度及COD、BOD的變化進行了測定, 結(jié)果見圖 3.由圖 3可知, 同一批水中, COD和BOD隨放置時間延長而逐漸降低.批次A的水樣在15 d內(nèi)COD從3324 mg·L-1降至1419 mg·L-1, BOD從1262 mg·L-1降至254 mg·L-1;批次B的水樣在35 d內(nèi)COD從5126 mg·L-1降至992 mg·L-1, BOD從2482 mg·L-1降至191 mg·L-1;12 d內(nèi), 批次C水樣的COD從8250 mg·L-1降至3418 mg·L-1, BOD從5563 mg·L-1降至1702 mg·L-1.而同一批水中NH4+-N濃度基本不變, 因此, 本實驗以實際垃圾瀝濾液為進水, 探究一定進水NH4+-N濃度下(保持水質(zhì)的氨氮濃度一致)不同有機物濃度對短程硝化系統(tǒng)的影響.

　　圖 2

　　圖 2垃圾瀝濾液放置于室溫下氨氮、COD和BOD變化

　　圖 3

　　圖 3系統(tǒng)啟動過程中氨氮降解情況(a)及亞硝化情況(b)

　　3.2 短程硝化系統(tǒng)的啟動

　　對系統(tǒng)啟動階段進出水NH4+-N濃度及氨氮去除速率(ARR)的變化進行測定, 結(jié)果見圖 3a.從圖 3a可見, 前2.5 d以NH4+-N負荷((250±5) mg·L-1)較低的進水啟動反應(yīng)器, 溶解氧(DO)濃度控制在0.60~0.80 mg·L-1, 這一階段主要使污泥適應(yīng)水質(zhì), 過程中出水NH4+-N濃度較低, 最低濃度為20.7 mg·L-1;ARR逐漸升高, 由146 mg·L-1·d-1提高至274 mg·L-1·d-1.當進水NH4+-N濃度從250 mg·L-1(第2.5 d)逐步提高至760 mg·L-1(第9.5 d), 此階段由于進水NH4+-N濃度提高, 導致出水NH4+-N濃度上升并稍有波動.當進水NH4+-N維持在(765±4) mg·L-1(9.5~15.5 d)時, 出水的NH4+-N穩(wěn)定在(146±10) mg·L-1.整個反應(yīng)過程中ARR持續(xù)上升, 于第15.5 d獲得最高ARR值為652 mg·L-1·d-1.表明垃圾瀝濾液短程硝化系統(tǒng)啟動過程中氨氮降解能力逐步提高, 馴化穩(wěn)定后具有良好的氨氮降解性能.

　　測定16 d內(nèi)進出水指標, 探討短程硝化系統(tǒng)啟動過程中進出水NO2-、NO3-濃度和亞硝酸鹽積累率(NAR)的變化, 結(jié)果見圖 3b.系統(tǒng)在啟動過程中的進水COD為703~1624 mg·L-1, BOD為172~506 mg·L-1.啟動過程中進水NO3--N濃度為3.8~7.6 mg·L-1, NO2--N濃度基本為0 mg·L-1.從圖 3b可見, 啟動初期的前2.5 d, 出水NO3--N濃度持續(xù)升高, 最高可達374 mg·L-1, 出水NO2--N濃度極低, 幾乎檢測不出, 表明該階段系統(tǒng)仍處于全程硝化階段, 無NO2--N積累.隨著進水NH4+-N濃度提高及反應(yīng)器內(nèi)DO濃度降低至0.25~0.45 mg·L-1, 系統(tǒng)出水NO3--N濃度逐漸降低, 亞硝酸鹽出現(xiàn)積累且積累率在不斷提高, 表明系統(tǒng)開始由全程硝化向短程硝化轉(zhuǎn)變, 在第15.5 d, 亞硝酸鹽積累率(NAR)達到91.4%, 標志短程硝化系統(tǒng)啟動成功.

　　3.3 進水有機物濃度對短程硝化系統(tǒng)的影響

　　隨著進水有機物(BOD、COD)濃度的改變, 短程硝化系統(tǒng)各指標的變化結(jié)果見圖 4.由圖 4可知, 在系統(tǒng)啟動并穩(wěn)定運行第16 d, 隨著進水COD突然提高至4368 mg·L-1及進水BOD升高至2115 mg·L-1, 系統(tǒng)因遭受有機負荷沖擊, ARR降至200 mg·L-1·d-1以下, 出水NO2--N濃度迅速下降至36 mg·L-1, 16.5 d時出水NO2--N基本為0 mg·L-1.說明系統(tǒng)氨氮降解性能迅速下降, 且伴有強烈的反硝化反應(yīng).隨后進水BOD由2115 mg·L-1降至1566 mg·L-1, 短程硝化系統(tǒng)開始恢復, ARR與出水NO2--N濃度逐步升高, 此后進水BOD逐步降低至157 mg·L-1左右(第48 d).ARR在28 d后達到穩(wěn)定期, 為(750±50) mg·L-1·d-1, 38 d后系統(tǒng)獲得穩(wěn)定濃度的出水NO2--N, 為(700±40) mg·L-1.第50.5 d, 進水有機負荷再一次提高, 進水COD和BOD分別為4691和3163 mg·L-1, 系統(tǒng)出水NO2--N濃度立刻下降至549 mg·L-1, 但ARR仍穩(wěn)定在750 mg·L-1·d-1左右, 并保持了2 d, 第52.5 d才開始下降.原因可能為系統(tǒng)之前富集了大量的硝化細菌, 保證了系統(tǒng)的硝化性能, 使系統(tǒng)在高進水有機物濃度情況下仍能維持高效硝化一段時間, 之后由于反應(yīng)器內(nèi)異養(yǎng)菌數(shù)量的不斷增加, 且增殖速率遠高于硝化細菌, 硝化細菌逐漸受到抑制(尹軍, 2007; 王曉蓮等, 2009), 系統(tǒng)硝化性能急劇下降.在進水BOD降至2000 mg·L-1以下時短程硝化系統(tǒng)開始恢復, ARR和出水NO2--N濃度開始回升.這表明垃圾瀝濾液短程硝化系統(tǒng)在受高有機負荷沖擊影響后, 降低有機負荷, 短程硝化系統(tǒng)仍能恢復.

　　圖 4

　　圖 4進水有機物濃度對短程硝化系統(tǒng)的影響

　　3.4 系統(tǒng)周期內(nèi)pH、FA和FNA濃度變化

　　對處于系統(tǒng)啟動階段(第15.5 d)和系統(tǒng)受高進水有機負荷沖擊后恢復至穩(wěn)定階段(第48.5 d)兩個周期內(nèi)系統(tǒng)pH隨反應(yīng)時間的變化進行測定, 結(jié)果見圖 5a.由圖 5a可知, 第15.5 d時系統(tǒng)pH先升后降, 由進完水后的8.19升至8.22, 接著降至7.79(11 h), 過程中未出現(xiàn)“氨谷”(Gu et al., 2012);第48.5 d時, 一個反應(yīng)周期內(nèi)系統(tǒng)pH由進完水后的8.07升至8.13, 隨后持續(xù)下降, 在反應(yīng)進行10~11 h后出現(xiàn)“氨谷”, pH開始上升, 這表明此時氨氧化反應(yīng)已完成.系統(tǒng)在具有更高進水氨氮負荷(第15.5 d進水NH4+-N濃度為769 mg·L-1, 第48.5 d進水NH4+-N濃度為782 mg·L-1)的情況下出現(xiàn)“氨谷”, 證明系統(tǒng)在受高進水有機負荷沖擊后, 隨著負荷的降低, 短程硝化系統(tǒng)可恢復并進行高效降解氨氮.

　　圖 5

　　圖 5第15.5 d和48.5 d反應(yīng)周期內(nèi)pH(a)和FA、FNA濃度(b)變化

　　進一步對第15.5 d和第48.5 d時, 兩個反應(yīng)周期內(nèi)系統(tǒng)FA和FNA濃度隨反應(yīng)時間的變化進行分析, 結(jié)果見圖 5b.由圖 5b可知, 第15.5 d和第48.5 d的兩個反應(yīng)周期內(nèi), 系統(tǒng)FA濃度均不斷降低.第15.5 d的反應(yīng)周期內(nèi)系統(tǒng)FA從反應(yīng)2 h時的59.3 mg·L-1降到反應(yīng)10 h時的11.4 mg·L-1, 第48.5 d的反應(yīng)周期內(nèi)系統(tǒng)在反應(yīng)2~10 h之間FA濃度由42.5 mg·L-1降至0.9 mg·L-1.而系統(tǒng)內(nèi)FNA濃度逐步升高, 反應(yīng)2~10 h內(nèi), 第15.5 d周期系統(tǒng)內(nèi)FNA濃度由0.012 mg·L-1升至0.043 mg·L-1, 第48.5 d周期系統(tǒng)內(nèi)FNA濃度由0.02 mg·L-1升至0.17 mg·L-1.文獻報道, FA濃度為0.1~1.0 mg·L-1時, NOB活性受到抑制, 而AOB對FA的耐受濃度達10~150 mg·L-1(Anthonisen et al., 1976).FNA濃度達到0.011 mg·L-1時, 可對NOB產(chǎn)生較明顯的抑制, 而當FNA濃度為0.50 mg·L-1左右時, AOB仍具有較高的活性(Vadivelu et al., 2006).故無論是FA濃度, 還是FNA濃度, 在反應(yīng)階段均可對NOB造成抑制, 從而使AOB成為反應(yīng)器的優(yōu)勢菌, 成功實現(xiàn)短程硝化.此外, 本實驗中低DO濃度(0.25~0.80 mg·L-1)也是實現(xiàn)短程硝化的一個重要因素(Wiesmann, 1994; Laanbroek et al., 1994).

　　3.5 系統(tǒng)中脫氮功能基因和微生物群落分析

　　對受高有機負荷沖擊后恢復中(第62 d)的短程硝化污泥脫氮功能基因進行分析, 結(jié)果見圖 6.結(jié)果表明, 氨氧化基因(AOB amoA)、亞硝酸鹽氧化基因(NOB nxrB)、反硝化基因(nirS)、NO還原基因(nor)和NO2還原基因(nosZ)均有亮帶, 說明系統(tǒng)具有實現(xiàn)NH4+→NOx→NO→N2O→N2的完整脫氮過程的脫氮基因.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 6

　　圖 6功能基因凝膠電泳條帶

　　對第62 d的污泥提取DNA, 進行PCR擴增及16S rRNA測序研究, 結(jié)果如圖 7所示.由圖 7可見, 從菌群門水平上分析, 在本短程硝化反應(yīng)體系中, 有3個門的細菌相對豐度較高, 其中, 菌群豐度最高的是Proteobacteria(變形菌門), 其所占比例接近總菌群的71%, 在廢水中有機物的降解和脫氮過程中起重要作用;其次是Bacteroidetes(擬桿菌門)和Firmicutes(厚壁菌門), 分別占總菌群豐度的13.4%和6.7%.此外, 豐度大于1%的還有Synergistetes(互養(yǎng)菌門)、Actinobacteria(放線菌門)、Verrucomicrobia (疣微菌門)和Spirochaetes(螺旋體門).呂卓(2012)、彭青(2013)和Liu等(2017)對垃圾廢液生物處理系統(tǒng)中微生物群落進行分析, 發(fā)現(xiàn)Proteobacteria(變形菌門)、Actinobacteria(放線菌門)、Chloroflexi (綠彎菌門)、Firmicutes(厚壁菌門)、Planctomycetes(浮霉菌門)及Bacterioidetes(擬桿菌門)為系統(tǒng)優(yōu)勢菌門, 與本研究中的情況基本相符.

　　圖 7

　　圖 7門(a)和屬(b)分類水平物種的相對豐度

　　從菌群屬水平上分析, 相對豐度排名前10的菌屬有Thauera(索氏菌屬)、Nitrosomonas(亞硝化單胞菌屬)、Pseudomonas(假單胞菌)、Thiomonas、Mizugakiibacter、Fastidiosipila、Stenotrophomonas(寡養(yǎng)單胞菌屬)、Arenimonas、Sphaerochaeta、Ottowia.其中, 索氏菌屬和亞硝化單胞菌屬為反應(yīng)系統(tǒng)的主要優(yōu)勢功能菌屬, 相對豐度分別為27.6%和9.6%.索氏菌屬作為典型的異養(yǎng)菌, 具有反硝化功能, 并對多種芳香族污染物具有降解能力(侯愛月等, 2016), 廣泛存在于活性污泥處理裝置中(Kraigher et al., 2008), 垃圾瀝濾液進水含有比較高的有機物, 且該短程硝化系統(tǒng)經(jīng)過高有機負荷沖擊是其成為優(yōu)勢功能菌屬的主要原因.第二大菌屬為Nitrosomonas屬, 即氨氧化菌(AOB), 屬快生型菌(r-strategists), 底物親和力常數(shù)較高, 可以在高濃度底物下生長(Jubany et al., 2009), 在垃圾瀝濾液短程硝化系統(tǒng)中作為優(yōu)勢功能菌保證了穩(wěn)定的短程硝化性能, 與進水垃圾瀝濾液的NH4+-N濃度相對較高有關(guān).其屬下鑒定出的Nitrosomonas europaea是一種特殊的具有自養(yǎng)反硝化功能的AOB, 可利用氫為電子供體, 亞硝酸鹽為電子受體進行反硝化(Poth et al., 1985).此外, 本垃圾瀝濾液短程硝化系統(tǒng)中鑒定出的其他菌屬如Pseudomona屬的細菌多具有分解蛋白質(zhì)和脂肪等有機物能力, 其屬下鑒定出的Pseudomonas pertucinogena(穿孔假單胞菌)具有高效降解有機物的能力(張多英等, 2011).除Pseudomona屬細菌外, Stenotrophomonas屬和Fastidiosipila屬細菌同樣具有降解有機物能力, 其中, Stenotrophomonas屬細菌在偶氮染料降解污泥(解井坤等, 2014)和A2O工藝中的好氧池污泥(呂晶華等, 2012)中均有發(fā)現(xiàn), Fastidiosipila屬細菌出現(xiàn)于垃圾滲濾液生物處理反應(yīng)器中(Xie et al., 2014).Ottowia屬細菌可進行有機物降解, 一部分為兼性厭氧產(chǎn)N2O菌(孫法遷, 2013).

　　綜上所述, 受高有機負荷沖擊后的垃圾瀝濾液短程硝化體系主要以異養(yǎng)的索氏菌屬為主, 并具有一定數(shù)量的其他可進行有機物降解的菌屬, AOB是第二大菌群, 是硝化過程中是優(yōu)勢菌群, 保證了高效的短程硝化性能.

　　4 結(jié)論(Conclusions)

　　1) 垃圾瀝濾液有機物含量高, 易波動, COD在3324~8250 mg·L-1之間變化, BOD在1262~5563 mg·L-1之間浮動;氨氮含量較為穩(wěn)定, 為1000 mg·L-1左右.

　　2) 以垃圾瀝濾液為處理對象, 接種全程硝化污泥, 15 d后成功實現(xiàn)短程硝化, 氨氮去除速率(ARR)為652 mg·L-1·d-1, 亞硝化積累率為91.4%.

　　3) 進水BOD較高時(>2000 mg·L-1)易對短程硝化系統(tǒng)造成影響, ARR降低, 但進水有機物濃度降低后系統(tǒng)可恢復.

　　4) 系統(tǒng)在穩(wěn)定高效短程硝化階段FA濃度為0.9~42.5 mg·L-1, FNA濃度為0.02~0.17 mg·L-1(第48.5 d).

　　5) 系統(tǒng)具有完整的脫氮功能基因, 第一大優(yōu)勢菌屬為異養(yǎng)的索氏菌屬(Thauera), 第二大菌群為亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas).菌群結(jié)構(gòu)與系統(tǒng)能遭受高有機負荷沖擊及其硝化反硝化作用密切相關(guān), 此外, 系統(tǒng)還存在一定比例的其他功能菌屬.(來源：環(huán)科科學學報 作者：李嘉懿)