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垃圾滲濾液具有污染物濃度高、成分復雜、水質不穩定等特點，屬于難處理的高濃度廢水。垃圾滲濾液中含有大量的難降解有機物、氨氮、鹽及重金屬離子等，使其處理難度遠高于市政污水。早期滲濾液有機物含量高，可生化性好，但隨著填埋時間的推移，晚期滲濾液NH4+-N濃度上升、COD及BOD降低、C/N失衡，可生化性隨之降低。此外，早期的垃圾填埋場采用的膜分離設備產生的濃縮液采用回灌的處理方法，使得總氮及鹽分累積，影響生化處理效果。

目前，垃圾滲濾液的處理方法主要包括物化法、生物法。物化法的主要優點是處理效果穩定，出水水質有保證，但處理費用較高，且存在二次污染的問題。此外，絕大多數物化方法只能針對滲濾液中的特定污染物，如吹脫只能去除滲濾液中的氨氮，對有機物幾乎沒有去除效果。生物法是處理垃圾滲濾液最常見的一種方法，它具有操作簡單、可靠性強、處理成本低和二次污染小等優點。我國處理垃圾滲濾液采用的生物法多為活性污泥法，如UASB+兩級A/O工藝，較少采用生物膜法。生物轉盤—兩級A/O—MBR組合工藝作為泥膜混合處理系統，可借助生物轉盤較大的比表面積實現菌種的固定，通過優化運行條件實現系統內功能菌的富集和優勢化構建，從而強化對氨氮和有機物的去除效果。筆者基于廣東省某垃圾填埋場滲濾液處理站的生化組合處理工藝，詳細分析了生物轉盤—兩級A/O—MBR組合工藝對晚期垃圾滲濾液的處理效能，探討了系統氮平衡及微生物群落分布。

1、材料與方法

1.1 構筑物與運行

廣東某垃圾滲濾液處理站設計處理規模為600m3/d，采用的工藝流程見圖1。構筑物主要包括混合池、生物轉盤（RBC）、兩級A/O、MBR，尺寸（L×W×H）分別為4.2m×2.5m×3.5m、4.20m×2.54m×2.55m、10m×8m×5.5m、6.3m×4.5m×4m。混合池、生物轉盤為碳鋼材質，兩級A/O與MBR池為半地下鋼筋混凝土結構，其中生物轉盤盤片采用聚乙烯基樹脂PVDC制成，MBR采用PTFE中空纖維膜組件，膜面積為18.5m2/簾。

垃圾滲濾液經調節池均化水質后通過水泵連續進水進行生產運行。該填埋場已運行多年，所產滲濾液屬于晚期垃圾滲濾液，水質特點為氨氮含量高，有機物中難降解的腐殖質增多及揮發性脂肪酸（VFA）降低使可生化性變差，碳氮比大幅度降低。此外，早期RO濃縮液采用回灌填埋體的方式，易造成堆體滲濾液水質惡化。

滲濾液經圖1工藝及后續深度處理后，出水水質達到了《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB16889—2008）中的表2標準，經市政污水管道排入城市污水處理廠做進一步處理。設計進出水水質見表1。

對2020年11月—2021年12月共406d的監測數據進行統計，以分析組合工藝的處理效果。監測期間，組合工藝總水力停留時間為15d。一級好氧池硝化液回流至混合池，回流比為400%～600%；MBR部分污泥回流至一級缺氧池與混合池，回流比為200%～400%。向二級缺氧池中投加甲醇以滿足反硝化需求。

1.2 分析項目與方法

COD：酸性重鉻酸鉀法；NH4+-N：納氏試劑分光光度法；NO3--N：紫外分光光度法；TN：堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法。

微生物群落分析樣品分別取自混合液中活性污泥與生物轉盤盤片附著的生物膜。利用IlluminaMiSeqPE300測序平臺對樣品的16SrRNA局部區域進行高通量擴增子測序，獲得微生物群落結構及多樣性，包括DNA提取、PCR擴展、MiSeq文庫構建和MiSeq測序。

2、結果與討論

2.1 對COD的去除效果

由于是填埋場晚期垃圾滲濾液，進水COD濃度波動大，主要集中在2000～6000mg/L（見圖2）。而MBR膜池出水COD濃度較穩定，為1000～2000mg/L。進水COD濃度受夏季降雨影響明顯，6月—9月進水COD主要集中在2000～4000mg/L，其余月份主要集中在4000～6000mg/L，而各月份MBR膜池出水COD濃度相差較小，表明該組合工藝對COD具有較穩定的去除效果，抗沖擊負荷能力強。

隨著填埋時間的增加，滲濾液COD中腐殖質，特別是腐殖酸的比例將大幅上升。該垃圾滲濾液的可生化性差，組合工藝對COD的平均去除率為57.20%，COD中可生物降解部分基本被去除。通過組合工藝的處理，MBR膜池平均出水COD為1595mg/L，可有效緩解后續深度處理膜污染的發生。再經后續深度處理后，出水COD濃度可達到設計出水水質要求。

2.2 對NH4+-N的去除效果

生物脫氮過程主要通過硝化和反硝化作用實現，單一厭氧條件下難以完成反硝化脫氮過程。組合工藝通過兩級A/O輔以回流比為400%～600%的混合液回流，可以實現高NH4+-N去除率，進水NH4+-N濃度波動較大（見圖3），為1000～3500mg/L，但MBR出水NH4+-N濃度均低于60mg/L，整體去除率為98.90%

進水NH4+-N濃度在冬季變化幅度較大，而MBR膜池出水NH4+-N濃度維持在一個較穩定的水平，2020年12月、2021年1月與2月MBR膜池出水NH4+-N平均濃度均在20～30mg/L，表明該組合工藝在冬季進水NH4+-N濃度不穩定的情況下也能取得較好的去除效果，抗沖擊負荷能力強。此外，MBR膜池出水NH4+-N濃度與進水NH4+-N濃度變化趨勢接近，組合工藝的處理效果一定程度上受進水NH4+-N濃度的影響，但整體上MBR膜池出水NH4+-N濃度在40mg/L以下，通過后續深度處理可保證出水NH4+-N濃度穩定達到設計出水水質要求。

2.3 對TN的去除效果

組合工藝通過生物轉盤和兩級A/O進行硝化、反硝化，將滲濾液中的氮素轉化為氮氣從而實現氮的去除。監測期間，進水TN平均濃度為2152mg/L，MBR膜池出水TN平均濃度為94mg/L，整個生物系統對TN的平均去除率為95.47%。再經后續深度處理，可使出水TN濃度穩定達到設計出水水質要求。在進水TN波動較大的情況下，各月份出水TN平均濃度基本在80～100mg/L范圍內且變化幅度小（見圖4），并未受到水質沖擊的影響。

晚期垃圾滲濾液碳氮比大幅度降低，一般小于3。該處理站進水COD/TN主要集中在1～3，且部分有機物為惰性有機物，只能滿足部分碳源需求；因此通過在A2池（二級A/O缺氧池）補充投加碳源以滿足反硝化需求。

2.4 系統氮平衡分析

在該組合工藝中，混合池主要起均化水質、水量的作用，生物轉盤起硝化與反硝化作用，兩級A/O中缺氧池A1、A2主要起反硝化作用，好氧池O1、O2、O3、O4主要起硝化作用。為了更好地判斷組合工藝中各單元對脫氮發揮的作用，對氮素濃度進行平衡分析。監測過程中各單元中均未檢出NO2--N，系統主要依靠全程硝化反硝化脫氮，監測結果見圖5。

系統進水TN濃度為2366.75mg/L，NH4+-N濃度為2082.00mg/L，NO3--N濃度為11.57mg/L，由于硝化液回流與污泥回流的稀釋作用，混合池NH4+-N濃度降低至309mg/L，NO3--N濃度升高至50.21mg/L。

生物轉盤盤片部分浸沒于混合液中，通過轉軸轉動交替地與混合液和空氣接觸，故生物轉盤內存在硝化與反硝化反應，在降低后續單元氨氮負荷的同時充分利用了原水中的有機物進行反硝化。生物轉盤中NH4+-N濃度為287.08mg/L，NO3--N濃度為28.28mg/L，NH4+-N與NO3--N去除率分別為7.09%、43.68%。

由于污泥回流及反硝化作用，缺氧池A1中NH4+-N與NO3--N濃度分別為197.10mg/L與5.04mg/L。由于未向缺氧池A1投加碳源，故A1充分利用了原水中的有機物進行反硝化脫氮。混合液經過好氧池O1、O2、O3處理后，NH4+-N濃度逐步降低至40.8mg/L，NO3--N濃度逐步升高至94.33mg/L，NH4+-N去除率為79.30%，硝化作用明顯。運行中在缺氧池A2投加碳源，NO3--N濃度降低至3.99mg/L，去除率為95.77%。相比缺氧池A1，缺氧池A2在高NO3--N負荷的情況下，NO3--N去除率也相對較高，說明投加的碳源被有效利用。混合液經過好氧池O4處理后，NH4+-N濃度由35.70mg/L降低至21.30mg/L，相對應NO3--N濃度由3.99mg/L升高至14.50mg/L，在降解NH4+-N的同時，產生的NO3--N可隨污泥回流至缺氧池A1進行降解。由于MBR膜池通過曝氣防止膜組件堵塞，故MBR膜池存在硝化反應，出水NH4+-N與NO3--N濃度分別為15.60、18.25mg/L，TN濃度為77mg/L。

2.5 微生物群落分析

混合液中的活性污泥與附著于生物轉盤上的生物膜在門水平上的微生物群落相對豐度分布見圖6，主要有變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloroflexi）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、髕骨細菌門（Patescibacteria）、放線菌門（Actinobacteria）。

最優勢菌門Proteobacteria在污水處理過程中對有機物降解和脫氮起重要作用，并可減輕污染物引起的生物毒性，其中大部分屬于腐生異養型細菌，此外還包括很多氨氧化細菌、亞硝酸鹽氧化細菌和反硝化細菌。Proteobacteria在活性污泥和生物膜中的相對豐度分別為36.56%、62.5%，表明其在該組合工藝脫氮過程中發揮著重要作用。生物膜中Proteobacteria的相對豐度遠高于活性污泥，表明生物轉盤對有機物及氮素的穩定去除發揮了重要作用。Chloroflexi和Bacteroidetes普遍存在于污水處理廠生物池并參與有機物降解，Patescibacteria為難降解有機廢水處理工藝中很常見的優勢菌，Actinobacteria在營養物去除過程中起著重要作用，是廢水處理系統中廣泛存在的門。

混合液中的活性污泥與附著于生物轉盤上的生物膜在屬水平上的微生物群落分布見圖7，最優勢菌屬為unclassified_f__Methylophilaceae，它屬于變形菌門甲基球菌科，在活性污泥與生物膜中的相對豐度分別為17.05%和23.11%。Methylophilaceae能夠吸收同化單碳有機物，Kalyuhznaya等使用同位素探針技術研究發現利用甲醇進行反硝化的菌屬也主要屬于Methylophilaceae。組合工藝在A2池投加甲醇以滿足反硝化碳源需求，Methylophilaceae的大量富集說明在脫氮過程中甲醇被有效利用。

norank_f__PHOS-HE36與norank_f__A4b在活性污泥中的豐度均高于生物膜，在活性污泥與生物膜中相對豐度分別為9.98%、6.12%和9.58%、3.23%。norank_f__PHOS-HE36屬于擬桿菌門PHOS-HE36科，此前在反硝化群落中有報道。norank_f__A4b屬于綠彎菌門A4b科，Xiang等曾報道A4b有助于脫氨顆粒污泥骨架結構的形成。Timmermans等發現采用甲醇作為外加碳源時可使Hyphomicrobium得到富集，Hyphomicrobium是反硝化系統中的優勢微生物。Hyphomicrobium在生物膜中的相對豐度為12.22%，而其在活性污泥中的相對豐度僅為4.78%，這說明生物轉盤可提高組合工藝對Hyphomicrobium菌屬的富集效果。

3、結論

①在406d監測期間，組合工藝對晚期垃圾滲濾液中的NH4+-N與TN有良好的去除效果，且基本去除了進水COD中可生化降解部分，組合工藝對COD、NH4+-N、TN的平均去除率分別為57.20%、98.90%、95.47%，且具有較強的抗沖擊負荷能力。

②系統中生物轉盤、缺氧池A1及A2為主要反硝化脫氮單元，其中生物轉盤與缺氧池A1充分利用原水中可生物降解的有機物去除回流帶入的NO3--N，而缺氧池A2則利用投加的碳源去除好氧池O1、O2、O3硝化產生的NO3--N，組合工藝可充分利用進水中可生物降解有機物，從而節省了外加碳源的用量。

③在門水平上Proteobacteria為最優勢菌門，在污水處理過程中對有機物降解和脫氮起重要作用。在屬水平上unclassified_f__Methylophilaceae與Hyphomicrobium均可利用甲醇進行反硝化，在活性污泥與生物膜中的相對豐度分別為17.05%、23.11%與4.78%、12.22%。優勢菌門與優勢菌屬在生物膜中的相對豐度均高于活性污泥，表明生物轉盤可提高組合工藝對Hyphomicrobium的富集效果。