低C/N氨氮廢水處理短程反硝化-厭氧氨氧化反應(yīng)器

隨著經(jīng)濟(jì)社會(huì)的發(fā)展和城市化進(jìn)程的加快，城市生活垃圾產(chǎn)生量與日俱增。預(yù)計(jì)到2030年，我國(guó)垃圾填埋物數(shù)量將達(dá)到峰值，其資源化利用已成為研究熱點(diǎn)。在填埋場(chǎng)封閉的環(huán)境條件下，生活垃圾經(jīng)過長(zhǎng)期的物理、化學(xué)和生物穩(wěn)定化過程后，由散發(fā)出惡臭氣體的原生垃圾逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)樾再|(zhì)和組分相對(duì)穩(wěn)定、具有泥土氣味的類土壤物質(zhì)，呈現(xiàn)出礦化狀特性。在長(zhǎng)期厭氧、高鹽、高毒等填埋穩(wěn)定化過程中，礦化狀垃圾填埋物中大部分可降解有機(jī)物已被去除，存留的微生物菌群理論上具有更強(qiáng)的環(huán)境適應(yīng)性與污染物降解/轉(zhuǎn)化性能；另外，礦化狀垃圾填埋物的比表面積可達(dá)5.46m2?g?1，具有良好的污染吸附能力及微生物附著能力。因此，可考慮將其用作水處理填料并開發(fā)礦化垃圾填料床處理工藝，發(fā)揮其對(duì)污染物的微生物降解/轉(zhuǎn)化能力和吸附能力。

厭氧氨氧化(anammox)工藝具有無需曝氣和外加碳源、操作成本低且剩余污泥少等優(yōu)勢(shì)，已成為最具發(fā)展?jié)摿Φ纳锩摰夹g(shù)。Anammox需要NO2?作為電子受體，且反應(yīng)產(chǎn)生NO?3，而短程反硝化則將NO?3還原為NO2?，可為anammox提供NO2?，同時(shí)可節(jié)省NO2?繼續(xù)還原所需的碳源，故短程反硝化和厭氧氨氧化受到廣泛關(guān)注。低C/N氨氮廢水中的NH4+極易氧化為NO?3，導(dǎo)致NO2?積累難，anammox工藝易受影響。礦化填料中的亞硝酸鹽氧化菌(NOB)以Nitrospira sp.為主，這類菌株對(duì)氧氣的親和力很強(qiáng)，且當(dāng)NH4+轉(zhuǎn)化為NO2?后，Nitrospira sp.會(huì)隨即利用多余氧氣將NO2?進(jìn)一步氧化為NO?3，很難通過短程硝化作用實(shí)現(xiàn)NO2?的積累。短程反硝化則可將NO?3轉(zhuǎn)化為NO2?，同時(shí)消耗水中有機(jī)物，避免其對(duì)后續(xù)anammox細(xì)菌發(fā)生抑制。綜上所述，將短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝是低濃度、低C/N氨氮廢水高效處理的重要選擇。

本研究闡明了礦化狀垃圾填埋物的理化性質(zhì)，并以礦化狀垃圾填埋物為填充物，分別研究了其短程反硝化性能和厭氧氨氧化反應(yīng)器的性能，以期為其應(yīng)用于低C/N氨氮廢水的處理提供參考。

1、材料及方法

1.1 礦化狀垃圾填埋物的來源

本研究所用的垃圾填埋物取自江西某填埋場(chǎng)的不同填埋單元，經(jīng)8a以上厭氧填埋，呈礦化狀。自填埋場(chǎng)表面向下，每隔1m設(shè)置1個(gè)取樣點(diǎn)，最大深度為4m。每個(gè)取樣點(diǎn)采集50kg樣品，4個(gè)填埋單元，共計(jì)16個(gè)樣品，并將這些樣品混合均勻。取出填埋物質(zhì)中大塊的顆粒，如石塊、玻璃、無紡布等。經(jīng)過風(fēng)干處理后的礦化狀垃圾填埋物手動(dòng)過篩(2mm孔徑)待用。

1.2  模擬廢水

實(shí)驗(yàn)用水為模擬廢水。(NH4)SO4和NaNO2分別為厭氧氨氧化過程提供相同質(zhì)量濃度的NH4+-N和NO2--N，碳源由1g?L-1的NaHCO3或KaHCO3提供。NaNO3為短程反硝化過程提供NO3--N，碳源由CH3COONa提供，其COD為50~400mg?L-1。用0.1mol?L-1的鹽酸溶液將pH調(diào)節(jié)為（7.0±0.2）。

1.3 實(shí)驗(yàn)裝置

反應(yīng)器均由有機(jī)玻璃制成，其結(jié)構(gòu)如圖1所示。其中，短程反硝化反應(yīng)器(R1)分滴濾式和上流式兩種進(jìn)水方式，厭氧氨氧化反應(yīng)器為R2。反應(yīng)器外部由恒溫水浴管包裹，溫度控制為(35±1)℃。進(jìn)水流量由蠕動(dòng)泵控制。短程反硝化反應(yīng)器(R1)內(nèi)徑為100mm，高410mm，總體積為3.4L，有效容積為1.2L，填料質(zhì)量為3.7kg。其中，滴濾式反應(yīng)器(R1)從上到下包括進(jìn)水口、海綿狀布水層、礦化狀垃圾填埋物、石英砂承托層及出水口；上流式反應(yīng)器(R1)，從上到下包括出水口、礦化狀垃圾填埋物、石英砂承托層及進(jìn)水口。厭氧氨氧化反應(yīng)器(R2)，內(nèi)徑為150mm，高500mm，總體積為7.7L，有效容積為3.8L，填料質(zhì)量為8.3kg。反應(yīng)器從上到下包括三相分離器、填料層、石英砂承托層及進(jìn)水口。

1.4 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

1)礦化狀垃圾填埋物在反硝化體系中的長(zhǎng)期實(shí)驗(yàn)。反硝化的有機(jī)碳源為CH3COONa、氮源為NaNO3，通過考察不同C/N條件下反應(yīng)器的長(zhǎng)期運(yùn)行效果，確定反硝化過程中利于亞硝酸鹽積累的最佳C/N；對(duì)比R1長(zhǎng)期運(yùn)行過程中兩種不同進(jìn)水方式(第1~50天以滴濾式運(yùn)行；第55~100天以上流式運(yùn)行)下，亞硝酸鹽的累積情況，確定最佳進(jìn)水方式，為R2提供亞硝酸鹽。

2)礦化狀垃圾填埋物在厭氧氨氧化體系中的批次實(shí)驗(yàn)(2組平行)。配制1L所需基質(zhì)，其為25mg?L?1 、為25mg?L?1 ，并包含一定比例的KHCO3、MgSO4?7H2O、NaH2PO4?2H2O及微量元素。準(zhǔn)備3個(gè)200mL血清瓶，分別編號(hào)為1、2、3號(hào)，加入150mL上述基質(zhì)。其中，1號(hào)中加入2g礦化狀垃圾填埋物；2號(hào)中加入2g實(shí)驗(yàn)室培育成熟的厭氧氨氧化污泥；3號(hào)中加入2g礦化狀垃圾填埋物和2g厭氧氨氧化污泥。充N2(氣體)30min以提供厭氧環(huán)境，用橡膠塞及鋁蓋將血清瓶密封后，置于恒溫振蕩器中，于37℃、170r?min?1的條件下避光振蕩。用2.5mL注射器于1、2、4、8和24h時(shí)取樣，過0.45μm的無機(jī)濾膜，濾液置于4℃冰箱中冷藏保存待測(cè)。檢測(cè)各時(shí)間間隔下三氮(氨氮、亞硝酸鹽和硝酸鹽)的濃度變化，以考察anammox系統(tǒng)性能，并通過對(duì)比各血清瓶中的脫氮性能，分析礦化狀垃圾填埋物在anammox過程中的作用。

3)礦化狀垃圾填埋物在厭氧氨氧化體系中的長(zhǎng)期運(yùn)行實(shí)驗(yàn)。在R2中接入100mL的anammox懸浮污泥(CandidatusJettenia豐度為60.47%，CandidatusBrocadia豐度為0.9%)，懸浮固體質(zhì)量濃度(SS)為0.13g?L?1，污泥活性即揮發(fā)性懸浮固體濃度/懸浮固體濃度(VSS/SS)為37.8%，污泥沉降比(SV)為0.5%。進(jìn)水NH4+-N和NO2?-N比例為1∶1，每天測(cè)定三氮濃度變化，通過基質(zhì)去除率和化學(xué)計(jì)量比(Rs，即亞硝氮消耗量/氨氮消耗量；Rp，即硝態(tài)氮生成量/氨氮消耗量)判斷R2運(yùn)行情況。長(zhǎng)期運(yùn)行過程中，經(jīng)歷了為期20d的饑餓期，以確定礦化狀垃圾填埋物厭氧氨氧化生物體系的穩(wěn)健性；選取長(zhǎng)期實(shí)驗(yàn)結(jié)束后的礦化狀垃圾填埋物進(jìn)行生物群落結(jié)構(gòu)分析，分析厭氧氨氧化細(xì)菌與礦化狀垃圾填埋物的相互作用。

1.5 測(cè)定項(xiàng)目及方法

NH4+-N、NO2?-N、NO?3-N的測(cè)定參考美國(guó)公共衛(wèi)生協(xié)會(huì)(APHA)的水質(zhì)檢測(cè)標(biāo)準(zhǔn)方法。其中，NH4+-N采用苯酚-次氯酸鹽光度法，于623nm波長(zhǎng)處測(cè)定吸光度；NO2?-N采用N?(1?萘基)?乙二胺鹽酸鹽光度法，于540nm波長(zhǎng)處測(cè)定吸光度；NO?3-N采用紫外分光光度法，于275nm和220nm波長(zhǎng)處測(cè)定吸光度。

本研究中采用高通量測(cè)序方法檢測(cè)微生物群落結(jié)構(gòu)的演替，該檢測(cè)由美吉生物公司承擔(dān)。用磷酸鹽緩沖溶液清洗礦化狀垃圾填埋物3次。根據(jù)操作指南，用細(xì)菌DNA分離試劑盒組件提取樣品DNA。利用引物對(duì)(338f和806r)擴(kuò)增V3~V4區(qū)細(xì)菌16SrRNA基因。

2、結(jié)果與討論

2.1 礦化狀垃圾填埋物的理化性質(zhì)

2.1.1 用作水處理填料的安全性評(píng)估

礦化狀垃圾填埋物來源于垃圾填埋場(chǎng)，含有重金屬，將其應(yīng)用于水處理過程，應(yīng)考慮重金屬的溶出問題。以《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618?2008)土壤無機(jī)污染物環(huán)境質(zhì)量第二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值中居住用地限值為基準(zhǔn)，評(píng)價(jià)了所試礦化狀垃圾填埋物中典型重金屬的含量，結(jié)果如圖2(a)所示。以《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB8978?1996)中污染物最高允許排放濃度限值為基準(zhǔn)，評(píng)價(jià)其用作水處理填料時(shí)重金屬的長(zhǎng)期溶出狀況，結(jié)果如圖2(b)所示。由于礦化狀垃圾填埋物中重金屬含量極少，如鎘(Cd)、鎳(Ni)、砷(As)、鉻(Cr)、鉛(Pb)、銅(Cu)和鋅(Zn)，其平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為2.7、53.1、58.0、109.1、123.3、150.7和410.7mg?kg?1，將其長(zhǎng)期(280d)用作水處理填料時(shí)，浸出液中重金屬質(zhì)量濃度極低(均低于0.13mg?L?1)，遠(yuǎn)低于排放標(biāo)準(zhǔn)。因此，使用礦化狀垃圾填埋物作為廢水處理的填料理論上是安全可靠的。

2.1.2 礦化狀垃圾填埋物的理化特性

供試礦化狀垃圾填埋物表面粗糙，含有大量微米級(jí)孔隙，可為污染物的吸附去除和微生物的附著生長(zhǎng)提供良好條件。其理化特性為：1)元素組成主要有碳(C)、氧(O)、鋁(Al)、硅(Si)，部分含有鎂(Mg)、鈣(Ca)、鉀(K)或鐵(Fe)等，可能存在與沸石粉組成相似的鋁硅酸鹽成分，故可通過化學(xué)吸附、靜電引力有效去除氨氮；2)主要物相組成為二氧化硅(SiO2)，具有很強(qiáng)的吸附性能，對(duì)前期污染物去除及整個(gè)運(yùn)行過程中微生物的固定起到關(guān)鍵作用；3)孔徑為12.03nm，BET比表面積為6.90m2?g?1，高于文獻(xiàn)報(bào)道的其他礦化狀垃圾填埋物(5.46m2?g?1)，表明其具有良好的吸附能力，有利于污染物去除；4)粒徑主要分布在3~70μm，其中，累計(jì)粒度分布數(shù)達(dá)到10%、50%及90%時(shí)所對(duì)應(yīng)粒徑分別為4.05、4.72和70.60μm，平均粒徑為33.5μm。

2.1.3 微生物群落組成

為進(jìn)一步探明礦化狀垃圾填埋物中的微生物群落結(jié)構(gòu)，特取樣進(jìn)行了高通量測(cè)序，屬水平的檢測(cè)結(jié)果如圖3所示。值得注意的是，原始礦化狀垃圾填埋物中檢測(cè)到通常生活在極端自然環(huán)境下的古菌(1.05%)，如Euryarchaeota及氨氧化古菌CandidatusNitrososphaera(0.21%)，表明長(zhǎng)期厭氧填埋條件下的礦化狀垃圾填埋物具有生物脫氮的潛能。同時(shí)，也檢測(cè)到一些耐受性極佳的微生物如隸屬于Pseudomonas(1.57%)的thermotolerans，其最優(yōu)的生長(zhǎng)溫度為50℃。Novosphingobium (0.60%)可降解芳香族化合物如苯酚、苯胺、硝基苯和菲等。此外，檢測(cè)到對(duì)于芳香族化合物的礦化起著重要作用的革蘭氏陰性菌Acinetobacter (2.57%)。

2.2 填充礦化狀垃圾填埋物反應(yīng)器的短程反硝化工藝性能

2.2.1 短程反硝化反應(yīng)器的運(yùn)行效果

加入礦化狀垃圾填埋物后，分別采用滴濾式和上流式2種進(jìn)水方式研究了短程反硝化反應(yīng)器對(duì)NO2?-N的累積性能。保持進(jìn)水硝酸鹽質(zhì)量濃度100mg?L?1不變，通過改變進(jìn)水COD，探究了C/N對(duì)NO2?-N積累的影響(見圖4)。結(jié)果表明：與滴濾式進(jìn)水方式相比，上流式進(jìn)水方式下的NO2?-N積累效果更佳；NO2?-N隨C/N的增加而逐漸增加，當(dāng)C/N為2時(shí)，NO2?-N積累達(dá)到峰值，約為50mg?L?1；而隨著C/N的繼續(xù)提升，出水NO2?-N則下降。這是由于：多余的耗氧有機(jī)物(以COD計(jì))將NO2?-N進(jìn)一步反硝化為N2，當(dāng)C/N為4時(shí)，出水NO2?-N和NO?3-N均低于10mg?L?1。采用滴濾式進(jìn)水方式時(shí)，系統(tǒng)出水NO2?-N在C/N為2~4時(shí)最高積累量為30mg?L?1，且出水不穩(wěn)定，難以實(shí)現(xiàn)NO2?-N的有效積累。因此，上流式進(jìn)水可更好實(shí)現(xiàn)反硝化過程中的NO2?-N積累，為后續(xù)厭氧氨氧化過程提供基質(zhì)，從而實(shí)現(xiàn)低C/N條件下的高效脫氮。這是由于滴濾式進(jìn)水過程難以保證相對(duì)缺氧的環(huán)境條件，氧氣會(huì)消耗進(jìn)水中的有機(jī)物，導(dǎo)致參與反硝化的有機(jī)物(以COD表征)降低。而上流式進(jìn)水方式可有效避免氧氣進(jìn)入反應(yīng)體系，保證足夠有機(jī)物參與反硝化過程。由于過多的有機(jī)物會(huì)將亞硝酸鹽進(jìn)一步反硝化為氮?dú)?，故在這2種進(jìn)水方式下，即使C/N為4，反應(yīng)體系都難以實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的積累。

2.2.2 短程反硝化體系中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化

采用高通量測(cè)序?qū)?/span>R1長(zhǎng)期運(yùn)行過程中微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行了分析。在反硝化運(yùn)行前，填料中共有8門，經(jīng)過長(zhǎng)期反硝化后僅剩5門。二者共有門類包括Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi和Chlorobi。其中，Proteobacteria為主要門類，運(yùn)行前后占比分別為44.4%和63.8%。而在運(yùn)行前相對(duì)豐度較高的Firmicutes、Acidobacteria、Gemmatimonadetes、Actinobacteria和Deinococcus?Thermus則被Planctomycetes等門類取代。Planctomycetes是浮霉菌，厭氧氨氧化細(xì)菌即為其屬分支。這表明在上流式進(jìn)水、C/N為2的條件下，反硝化有利于礦化狀垃圾填埋物生物體系中anammox菌的生長(zhǎng)，該工藝參數(shù)的控制利于“短程反硝化?厭氧氨氧化”組合工藝的實(shí)現(xiàn)。

阿爾法多樣性分析結(jié)果如表1所示。在反應(yīng)器長(zhǎng)期運(yùn)行后，礦化狀垃圾填埋物中微生物的物種豐富度略微下降，但群落多樣性未發(fā)生顯著變化。

反硝化前檢測(cè)到的相對(duì)豐度較高的反硝化菌有：Pseudomonas 0.51%、Bradyrhizobium 0.33%、Bacillus 0.157%、Flavobacterium 0.144%；而經(jīng)過長(zhǎng)期運(yùn)行后的填料中反硝化菌的種類數(shù)量下降，但相對(duì)豐度明顯增加。其中，Denitratisoma具有完全反硝化能力，能將NO?3-N還原為N2 。這也從微生物組成的角度解釋了R1長(zhǎng)期運(yùn)行中，當(dāng)C/N為4時(shí)，反硝化出水NO2?-N和NO?3-N均低于10mg?L?1。此外，Pseudomonas是一種常見的異養(yǎng)反硝化菌，其相對(duì)豐度高達(dá)18.92%。這是由于其缺乏亞硝酸鹽還原酶的基因編碼而有利于反硝化過程中的亞硝酸鹽積累，如Pseudomonasfluorescens，Pseudomonasstutzeri的反硝化產(chǎn)物為NO2?。為探明該體系中Pseudomonas 的主要種，進(jìn)一步分析其種水平的相對(duì)豐度變化，結(jié)果如表2所示。

反硝化菌為序列片段精確度導(dǎo)致的未分類類群g__Pseudomonas|s__，經(jīng)過反硝化處理后相對(duì)豐度達(dá)到18.78%。為探明該菌的功能，獲取OTU間的進(jìn)化關(guān)系，進(jìn)行了系統(tǒng)發(fā)育分析，結(jié)果如圖5所示。系統(tǒng)發(fā)育分析的基礎(chǔ)是進(jìn)行進(jìn)化樹的重構(gòu)建，即通過序列比對(duì)，根據(jù)序列間的堿基差異和序列特點(diǎn)選取合適的進(jìn)化模型和重構(gòu)建方法構(gòu)建進(jìn)化樹。使用進(jìn)化樹對(duì)高豐度的OTU進(jìn)行圖形化展示，選取最大豐度排名前50的OTU。Pseudomonas sp. 與生物脫氮的相關(guān)細(xì)菌如反硝化菌Denitratisoma sp.、硝化細(xì)菌Nitrosomonas sp. 等的親緣關(guān)系較近，驗(yàn)證了其在生物脫氮領(lǐng)域的重要地位。此外，將這一菌種的堿基序列輸入至NCBI，經(jīng)BLAST進(jìn)一步鑒定菌種為Pseudomonasstutzeri。Pseudomonasstutzeri是一種反硝化產(chǎn)物為NO2?的微生物，這也進(jìn)一步解釋了反硝化過程中亞硝酸鹽積累的現(xiàn)象。以上結(jié)果表明，本研究的反應(yīng)器中可實(shí)現(xiàn)反硝化過程中的亞硝酸鹽積累，為后續(xù)anammox過程提供了必要基質(zhì)，并為實(shí)現(xiàn)耦合脫氮奠定基礎(chǔ)。

2.3 填充礦化狀垃圾填埋物反應(yīng)器的厭氧氨氧化體系的運(yùn)行性能

2.3.1 批次實(shí)驗(yàn)的結(jié)果

采用批次實(shí)驗(yàn)研究了加入礦化狀垃圾填埋物的厭氧氨氧化體系的性能，結(jié)果如圖6所示。在反應(yīng)進(jìn)行的前2h內(nèi)，基質(zhì)消耗尚不明顯，3組實(shí)驗(yàn)中NH4+-N和NO2?-N的去除率均維持在10%以內(nèi)；從第4h起，2號(hào)、3號(hào)的基質(zhì)去除率明顯提高，NH4+-N和NO2?-N的去除率分別達(dá)到25%、30%以上；第8h，NH4+-N去除率達(dá)到峰值，2、3號(hào)分別為62%和68%，NO2?-N去除率分別為90%和96%。與此同時(shí)，NO?3-N的積累達(dá)到峰值。在8h內(nèi)，NO2?-N基本消耗完全，anammox過程由于基質(zhì)的缺乏而終止；在8~24h時(shí)，積累的NO?3-N可通過內(nèi)源反硝化被消耗。

注：1號(hào)為加入2g礦化狀垃圾填埋物的變化；2號(hào)為加入2g實(shí)驗(yàn)室培育成熟的厭氧氨氧化污泥的變化；3號(hào)為加入2g礦化狀垃圾填埋物和2g厭氧氨氧化污泥的變化。

1號(hào)中24h內(nèi)和維持不變，說明加入的礦化狀垃圾填埋物并沒有厭氧氨氧化性能；2、3號(hào)發(fā)生了明顯的anammox過程，且加入了礦化狀垃圾填埋物的對(duì)照組3號(hào)中，無論是NH4+-N還是NO2?-N的去除率均高于僅加入anammox污泥的2號(hào)，表明礦化狀垃圾填埋物對(duì)anammox過程可起到促進(jìn)作用。

由于礦化狀垃圾填埋物經(jīng)過滲濾液的洗瀝、浸泡，以及微生物和其他生物體的生命活動(dòng)等諸多因素的長(zhǎng)期交互作用，導(dǎo)致其富含腐殖質(zhì)。礦化狀垃圾填埋物中有機(jī)質(zhì)含量為4.65%，其中低分子量有機(jī)質(zhì)能被微生物吸收利用，可作為電子供體；而大分子腐殖質(zhì)無法進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)部，可充當(dāng)電子穿梭體。實(shí)驗(yàn)檢測(cè)到可降解芳香族化合物的Novosphingobium 和對(duì)于芳香族化合物的礦化起著重要作用的Acinetobacter。醌類化合物是電子轉(zhuǎn)移的氧化還原活性組分，腐殖質(zhì)因富含醌類物質(zhì)而具有氧化還原活性，可加速微生物呼吸。因此，礦化狀垃圾填埋物對(duì)anammox過程的促進(jìn)作用可能與其中富含的腐殖質(zhì)有關(guān)。

2.3.2 厭氧氨氧化反應(yīng)器的長(zhǎng)期運(yùn)行性能

加入礦化狀垃圾填埋物的厭氧氨氧化反應(yīng)器的運(yùn)行性能如圖7所示。根據(jù)反應(yīng)器運(yùn)行情況，將運(yùn)行期分為啟動(dòng)期(第1~58天)、饑餓期(第59~82天)、恢復(fù)期(第83~180天)和性能提升期(第181~375天)。

反應(yīng)器的啟動(dòng)期分為2個(gè)階段：第1階段(第1~23天)未接種成熟anammox污泥；第2階段(第24~58天)接種少量anammox污泥。運(yùn)行初期(第1~16天)控制水力停留時(shí)間(HRT)為1.8d，進(jìn)水氨氮、亞硝氮均為40~80mg?L?1，氨氮和亞硝氮去除率分別低于40%和20%，化學(xué)計(jì)量比波動(dòng)大且無規(guī)律。第17天起分別降低進(jìn)水和至30mg?L?1，維持7d。至第23天，運(yùn)行性能仍未改善，表明加入的礦化狀垃圾填埋物難以在短時(shí)間內(nèi)直接參與厭氧氨氧化過程。第24天，向反應(yīng)器內(nèi)接種100mL懸浮厭氧氨氧化污泥(主要菌種為CandidatusJettenia)。接種后(第24~58天)，NH4+-N去除效果得到明顯改善，出水NH4+-N保持在10mg?L?1以內(nèi)，化學(xué)計(jì)量比也逐漸趨于穩(wěn)定。第58天，NH4+-N和NO2?-N去除率分別為90.55%和99.63%，Rs和Rp分別趨于1.1和0.5，接近理論值1.32和0.26，表明anammox菌代謝已趨于正常。

因新冠疫情影響，實(shí)驗(yàn)停滯了一段時(shí)間，剛啟動(dòng)成功的厭氧氨氧化反應(yīng)器不得不進(jìn)入饑餓期(第59~82天)。這段時(shí)間沒有監(jiān)測(cè)反應(yīng)器的運(yùn)行性能。

第83天起反應(yīng)器進(jìn)入恢復(fù)期。將進(jìn)水和控制為35mg?L?1，反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行7d，基質(zhì)去除率均保持在95%以上，Rs在1.0~1.1波動(dòng)，Rp則由0.58降至0.48。歷經(jīng)饑餓期后，污泥為黑褐色，但經(jīng)過1d的基質(zhì)補(bǔ)充后，大部分污泥呈現(xiàn)深紅色，僅少部分為淺褐色；恢復(fù)30d后污泥恢復(fù)至磚紅色，表明以垃圾填埋物成功啟動(dòng)的厭氧氨氧化體系具有較好的饑餓適應(yīng)性。第89~106天，進(jìn)水和控制為70mg?L?1，反應(yīng)器運(yùn)行性能良好，NH4+-N和NO2?-N的平均去除率分別98.7%和98.5%，Rs和Rp分別為1.0和0.27，逐漸接近理論值(1.32和0.26)，anammox的主導(dǎo)地位日漸明顯。第107~114天，為使anammox充分發(fā)揮其脫氮效能，繼續(xù)提升和均達(dá)100mg?L?1，但在為期7d的運(yùn)行中，NH4+-N去除率由99.8%降至95.1%，NO2?-N去除率變化趨勢(shì)相同，由99.5%降至96.9%。Rp也表現(xiàn)出明顯上升趨勢(shì)，由0.27增加至0.41，表明anammox系統(tǒng)出現(xiàn)紊亂。第115~140天，為保證反應(yīng)器的長(zhǎng)期穩(wěn)定高效運(yùn)行，維持原HRT(1.82d)，將和均降為70mg?L?1，待基質(zhì)去除率完全恢復(fù)(99%以上)，并穩(wěn)定運(yùn)行數(shù)日后，以10mg?L?1的梯度將NH4+-N]和分別增至80mg?L?1(第141~180天)，反應(yīng)器性能始終保持穩(wěn)定，出水和低于4.0和1.4mg?L?1，基質(zhì)去除率均高于99%，Rs穩(wěn)定于1.0，而Rp則由于出水硝酸鹽質(zhì)量濃度較高((30.5±6.9)mg?L?1)，所以稍高于理論值，為(0.38±0.09)。

反應(yīng)器性能提升期為第181~375天。第一步(第181~225天)維持進(jìn)水基質(zhì)質(zhì)量濃度(NH4+-N和NO2?-N均為90mg?L?1)不變，降低HRT(由1.82逐步降至1.45、1.38、0.95d)。這一階段和平均去除率均高于98%，Rs始終維持1.0，而Rp則由(0.36±0.04)降至(0.32±0.08)，接近理論值0.26。以上結(jié)果表明，通過降低HRT提升總氮負(fù)荷未對(duì)anammox運(yùn)行性能造成影響，anammox對(duì)水力沖擊有較好的適應(yīng)性。性能提升第二步維持HRT(0.95d)，提升進(jìn)水、均為120、150、180、200、250和300mg?L?1，每個(gè)階段保持10d。在提升負(fù)荷的過程中，NH4+-N和NO2?-N的去除率分別維持在75%、85%以上。同時(shí)，隨著和的提高，Rs和Rp逐漸逼近理論值，anammox作用日漸明顯，直至和均提升至300mg?L?1，此時(shí)，氮負(fù)荷達(dá)到0.63kg?(m3?d)?1，NH4+-N和NO2?-N的去除率分別為81%和91%，Rs為(1.13±0.05)，Rp為(0.24±0.04)，反應(yīng)器表現(xiàn)出穩(wěn)定高效的運(yùn)行效果。因此，填充礦化狀垃圾填埋物的反應(yīng)器可實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化，且保持高效穩(wěn)定運(yùn)行。

2.3.3 厭氧氨氧化體系中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化

利用高通量測(cè)序?qū)?/span>R2中微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析，厭氧氨氧化前后反應(yīng)器的填料中分別檢測(cè)到23門和22門。其中，相對(duì)豐度大于2%的微生物群落結(jié)構(gòu)分別為Proteobacteria、Firmicutes、Actinobacteria、Chloroflexi、Acidobacteria、Bacteroidetes和Gemmatimonadetes。Actinobacteria和Chloroflexi能夠利用細(xì)胞衰竭產(chǎn)生的微生物產(chǎn)物，經(jīng)過長(zhǎng)期運(yùn)行后，相對(duì)豐度顯著降低，分別由14.7%和13.2%降低為2.2%和10.7%。經(jīng)過長(zhǎng)期厭氧填埋的惡劣環(huán)境，部分耐受性較差的微生物失去生命力而水解死亡，因而有大量Actinobacteria來將這些微生物分解。而經(jīng)過長(zhǎng)期定向富集培育，微生物群落發(fā)生更替，不適應(yīng)環(huán)境變化的微生物被淘汰，功能微生物則得到富集。例如，厭氧氨氧菌所屬的浮霉菌Planctomycetes，由反應(yīng)前的0.5%增加至1.2%。為進(jìn)一步探明在厭氧氨氧化過程中起到關(guān)鍵作用的微生物種類，分析了垃圾填埋物在屬水平的微生物群落結(jié)構(gòu)變化，相對(duì)豐度大于2%的微生物如圖8所示。

經(jīng)富集培養(yǎng)后，在礦化狀垃圾填埋物中僅檢測(cè)到CandidatusKuenenia和CandidatusBrocadia這2種污水處理系統(tǒng)中常見的菌屬。其中，CandidatusKuenenia的相對(duì)豐度上升了24%，CandidatusBrocadia的相對(duì)豐度從0增加至0.46%。有研究者利用相關(guān)性網(wǎng)絡(luò)分析，探索了anammox細(xì)菌的共現(xiàn)模式，與CandidatusBrocadia密切相關(guān)的綱分別為Acidobacteria、Gemmatimonadetes及Anaerolineae，4種科分別為Comamonadaceae、Caldilineaceae、Patulibacteraceae和Rhodospirillaceae，均與anammox菌的相對(duì)豐度呈現(xiàn)正相關(guān)性。其中，Anaerolineaceae廣泛地分布在厭氧反應(yīng)器中，降解糖類和一些細(xì)胞組織；Rhodospirillaceae是一種具有多種生物功能的兼性好氧菌，可能參與了anammox過程中磷和鐵的代謝，通過對(duì)底物、溶解氧和代謝產(chǎn)物的協(xié)同競(jìng)爭(zhēng)，這些微生物與anammox菌共同構(gòu)成了穩(wěn)定的微生物群落。綜上所述，礦化狀垃圾填埋物能夠富集anammox菌，可應(yīng)用于anammox工藝為低C/N氨氮廢水耦合脫氮提供參考。

表3中的阿爾法多樣性分析結(jié)果表明，經(jīng)過穩(wěn)定運(yùn)行，反應(yīng)器中垃圾填埋物的物種豐富度和群落多樣性均有所下降。

3、結(jié)論

1)礦化狀垃圾填埋物表面粗糙多孔，粒徑為3~70μm，孔徑為12.03nm，主要物相組成為SiO2，可為礦化狀垃圾填埋物去除氨氮提供便利條件。礦化狀垃圾填埋物中檢測(cè)到種類繁多的微生物，包括對(duì)不利環(huán)境耐受性極佳的微生物，如具有氨氧化能力的古菌CandidatusNitrososphaera，表明長(zhǎng)期厭氧填埋條件下的礦化狀垃圾填埋物具有潛在的生物脫氮能力。

2)當(dāng)系統(tǒng)以上流式進(jìn)水、污水C/N為2時(shí)，反硝化過程中NO2?-N積累達(dá)到峰值，可實(shí)現(xiàn)近50%的NO2?-N積累。通過高通量測(cè)序及BLAST分析確定反硝化過程中亞硝酸鹽積累的主要功能微生物為Pseudomonasstutzeri，其相對(duì)豐度為18.78%。亞硝酸鹽的積累可為anammox提供基質(zhì)，為耦合脫氮提供基礎(chǔ)。

3)以礦化狀垃圾填埋物成功實(shí)現(xiàn)了anammox，且隨著基質(zhì)濃度的提高，anammox作用日漸明顯。直至和均提升至300mg?L?1時(shí)，氮負(fù)荷達(dá)到0.63kg?(m3?d)?1，NH4+-N和NO2?-N的去除率分別為81%和91%，總氮去除率為75%，Rs和Rp分別為(1.13±0.05)和(0.24±0.04)，逼近理論值(1.32和0.26)，說明反應(yīng)器能實(shí)現(xiàn)高效穩(wěn)定運(yùn)行。（來源：中南大學(xué)冶金與環(huán)境學(xué)院，國(guó)家重金屬污染防治工程技術(shù)研究中心，江西蓋亞環(huán)?？萍加邢薰荆?/span>