隨著經(jīng)濟社會的發(fā)展和城市化進程的加快，城市生活垃圾產(chǎn)生量與日俱增。預(yù)計到2030年，我國垃圾填埋物數(shù)量將達到峰值，其資源化利用已成為研究熱點。在填埋場封閉的環(huán)境條件下，生活垃圾經(jīng)過長期的物理、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物已被去除，存留的微生物菌群理論上具有更強的環(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，已成為最具發(fā)展?jié)摿Φ纳�物脫氮技術(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，這類菌株對氧氣的親和力很強，且當(dāng)NH4+轉(zhuǎn)化為NO2−后，Nitrospira sp.會隨即利用多余氧氣將NO2−進一步氧化為NO−3，很難通過短程硝化作用實現(xiàn)NO2−的積累。短程反硝化則可將NO−3轉(zhuǎn)化為NO2−，同時消耗水中有機物，避免其對后續(xù)anammox細菌發(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的不同填埋單元，經(jīng)8a以上厭氧填埋，呈礦化狀。自填埋場表面向下，每隔1m設(shè)置1個取樣點，最大深度為4m。每個取樣點采集50kg樣品，4個填埋單元，共計16個樣品，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過篩(2mm孔徑)待用。

1.2  模擬廢水

實驗用水為模擬廢水。(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 實驗裝置

反應(yīng)器均由有機玻璃制成，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)℃。進水流量由蠕動泵控制。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、石英砂承托層及進水口。

1.4 實驗設(shè)計

1)礦化狀垃圾填埋物在反硝化體系中的長期實驗。反硝化的有機碳源為CH3COONa、氮源為NaNO3，通過考察不同C/N條件下反應(yīng)器的長期運行效果，確定反硝化過程中利于亞硝酸鹽積累的最佳C/N；對比R1長期運行過程中兩種不同進水方式(第1~50天以滴濾式運行；第55~100天以上流式運行)下，亞硝酸鹽的累積情況，確定最佳進水方式，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驗(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。準備3個200mL血清瓶，分別編號為1、2、3號，加入150mL上述基質(zhì)。其中，1號中加入2g礦化狀垃圾填埋物；2號中加入2g實驗室培育成熟的厭氧氨氧化污泥；3號中加入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時取樣，過0.45µm的無機濾膜，濾液置于4℃冰箱中冷藏保存待測。檢測各時間間隔下三氮(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期運行實驗。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%。進水NH4+-N和NO2−-N比例為1∶1，每天測定三氮濃度變化，通過基質(zhì)去除率和化學(xué)計量比(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運行情況。長期運行過程中，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；選取長期實驗結(jié)束后的礦化狀垃圾填埋物進行生物群落結(jié)構(gòu)分析，分析厭氧氨氧化細菌與礦化狀垃圾填埋物的相互作用。

1.5 測定項目及方法

NH4+-N、NO2−-N、NO−3-N的測定參考美國公共衛(wèi)生協(xié)會(APHA)的水質(zhì)檢測標準方法。其中，NH4+-N采用苯酚-次氯酸鹽光度法，于623nm波長處測定吸光度；NO2−-N采用N−(1−萘基)−乙二胺鹽酸鹽光度法，于540nm波長處測定吸光度；NO−3-N采用紫外分光光度法，于275nm和220nm波長處測定吸光度。

本研究中采用高通量測序方法檢測微生物群落結(jié)構(gòu)的演替，該檢測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，用細菌DNA分離試劑盒組件提取樣品DNA。利用引物對(338f和806r)擴增V3~V4區(qū)細菌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估

礦化狀垃圾填埋物來源于垃圾填埋場，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)量標準》(GB15618−2008)土壤無機污染物環(huán)境質(zhì)量第二級標準值中居住用地限值為基準，評價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《污水綜合排放標準》(GB8978−1996)中污染物最高允許排放濃度限值為基準，評價其用作水處理填料時重金屬的長期溶出狀況，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)量分數(shù)分別為2.7、53.1、58.0、109.1、123.3、150.7和410.7mg·kg−1，將其長期(280d)用作水處理填料時，浸出液中重金屬質(zhì)量濃度極低(均低于0.13mg·L−1)，遠低于排放標準。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，含有大量微米級孔隙，可為污染物的吸附去除和微生物的附著生長提供良好條件。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)，具有很強的吸附性能，對前期污染物去除及整個運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，高于文獻報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，累計粒度分布數(shù)達到10%、50%及90%時所對應(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)，特取樣進行了高通量測序，屬水平的檢測結(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，也檢測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，檢測到對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種進水方式研究了短程反硝化反應(yīng)器對NO2−-N的累積性能。保持進水硝酸鹽質(zhì)量濃度100mg·L−1不變，通過改變進水COD，探究了C/N對NO2−-N積累的影響(見圖4)。結(jié)果表明：與滴濾式進水方式相比，上流式進水方式下的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，NO2−-N積累達到峰值，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：多余的耗氧有機物(以COD計)將NO2−-N進一步反硝化為N2，當(dāng)C/N為4時，出水NO2−-N和NO−3-N均低于10mg·L−1。采用滴濾式進水方式時，系統(tǒng)出水NO2−-N在C/N為2~4時最高積累量為30mg·L−1，且出水不穩(wěn)定，難以實現(xiàn)NO2−-N的有效積累。因此，上流式進水可更好實現(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)，從而實現(xiàn)低C/N條件下的高效脫氮。這是由于滴濾式進水過程難以保證相對缺氧的環(huán)境條件，氧氣會消耗進水中的有機物，導(dǎo)致參與反硝化的有機物(以COD表征)降低。而上流式進水方式可有效避免氧氣進入反應(yīng)體系，保證足夠有機物參與反硝化過程。由于過多的有機物會將亞硝酸鹽進一步反硝化為氮氣，故在這2種進水方式下，即使C/N為4，反應(yīng)體系都難以實現(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

采用高通量測序?qū)?/span>R1長期運行過程中微生物群落結(jié)構(gòu)進行了分析。在反硝化運行前，填料中共有8門，經(jīng)過長期反硝化后僅剩5門。二者共有門類包括Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi和Chlorobi。其中，Proteobacteria為主要門類，運行前后占比分別為44.4%和63.8%。而在運行前相對豐度較高的Firmicutes、Acidobacteria、Gemmatimonadetes、Actinobacteria和Deinococcus−Thermus則被Planctomycetes等門類取代。Planctomycetes是浮霉菌，厭氧氨氧化細菌即為其屬分支。這表明在上流式進水、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，該工藝參數(shù)的控制利于“短程反硝化−厭氧氨氧化”組合工藝的實現(xiàn)。

阿爾法多樣性分析結(jié)果如表1所示。在反應(yīng)器長期運行后，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。

反硝化前檢測到的相對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)過長期運行后的填料中反硝化菌的種類數(shù)量下降，但相對豐度明顯增加。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長期運行中，當(dāng)C/N為4時，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，其相對豐度高達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，進一步分析其種水平的相對豐度變化，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豐度達到18.78%。為探明該菌的功能，獲取OTU間的進化關(guān)系，進行了系統(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)是進行進化樹的重構(gòu)建，即通過序列比對，根據(jù)序列間的堿基差異和序列特點選取合適的進化模型和重構(gòu)建方法構(gòu)建進化樹。使用進化樹對高豐度的OTU進行圖形化展示，選取最大豐度排名前50的OTU。Pseudomonas sp. 與生物脫氮的相關(guān)細菌如反硝化菌Denitratisoma sp.、硝化細菌Nitrosomonas sp. 等的親緣關(guān)系較近，驗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行性能

2.3.1 批次實驗的結(jié)果

采用批次實驗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)進行的前2h內(nèi)，基質(zhì)消耗尚不明顯，3組實驗中NH4+-N和NO2−-N的去除率均維持在10%以內(nèi)；從第4h起，2號、3號的基質(zhì)去除率明顯提高，NH4+-N和NO2−-N的去除率分別達到25%、30%以上；第8h，NH4+-N去除率達到峰值，2、3號分別為62%和68%，NO2−-N去除率分別為90%和96%。與此同時，NO−3-N的積累達到峰值。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，積累的NO−3-N可通過內(nèi)源反硝化被消耗。

注：1號為加入2g礦化狀垃圾填埋物的變化；2號為加入2g實驗室培育成熟的厭氧氨氧化污泥的變化；3號為加入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號發(fā)生了明顯的anammox過程，且加入了礦化狀垃圾填埋物的對照組3號中，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，表明礦化狀垃圾填埋物對anammox過程可起到促進作用。

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等諸多因素的長期交互作用，導(dǎo)致其富含腐殖質(zhì)。礦化狀垃圾填埋物中有機質(zhì)含量為4.65%，其中低分子量有機質(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)無法進入細胞內(nèi)部，可充當(dāng)電子穿梭體。實驗檢測到可降解芳香族化合物的Novosphingobium 和對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anammox過程的促進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)器的長期運行性能

加入礦化狀垃圾填埋物的厭氧氨氧化反應(yīng)器的運行性能如圖7所示。根據(jù)反應(yīng)器運行情況，將運行期分為啟動期(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)器的啟動期分為2個階段：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。運行初期(第1~16天)控制水力停留時間(HRT)為1.8d，進水氨氮、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)計量比波動大且無規(guī)律。第17天起分別降低進水和至30mg·L−1，維持7d。至第23天，運行性能仍未改善，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，實驗停滯了一段時間，剛啟動成功的厭氧氨氧化反應(yīng)器不得不進入饑餓期(第59~82天)。這段時間沒有監(jiān)測反應(yīng)器的運行性能。

第83天起反應(yīng)器進入恢復(fù)期。將進水和控制為35mg·L−1，反應(yīng)器穩(wěn)定運行7d，基質(zhì)去除率均保持在95%以上，Rs在1.0~1.1波動，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的厭氧氨氧化體系具有較好的饑餓適應(yīng)性。第89~106天，進水和控制為70mg·L−1，反應(yīng)器運行性能良好，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100mg·L−1，但在為期7d的運行中，NH4+-N去除率由99.8%降至95.1%，NO2−-N去除率變化趨勢相同，由99.5%降至96.9%。Rp也表現(xiàn)出明顯上升趨勢，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)器的長期穩(wěn)定高效運行，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提升總氮負荷未對anammox運行性能造成影響，anammox對水力沖擊有較好的適應(yīng)性。性能提升第二步維持HRT(0.95d)，提升進水、均為120、150、180、200、250和300mg·L−1，每個階段保持10d。在提升負荷的過程中，NH4+-N和NO2−-N的去除率分別維持在75%、85%以上。同時，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，氮負荷達到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)定高效的運行效果。因此，填充礦化狀垃圾填埋物的反應(yīng)器可實現(xiàn)厭氧氨氧化，且保持高效穩(wěn)定運行。

2.3.3 厭氧氨氧化體系中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化

利用高通量測序?qū)?/span>R2中微生物群落結(jié)構(gòu)進行分析，厭氧氨氧化前后反應(yīng)器的填料中分別檢測到23門和22門。其中，相對豐度大于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能夠利用細胞衰竭產(chǎn)生的微生物產(chǎn)物，經(jīng)過長期運行后，相對豐度顯著降低，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的相對豐度上升了24%，CandidatusBrocadia的相對豐度從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，通過對底物、溶解氧和代謝產(chǎn)物的協(xié)同競爭，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到種類繁多的微生物，包括對不利環(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)以上流式進水、污水C/N為2時，反硝化過程中NO2−-N積累達到峰值，可實現(xiàn)近50%的NO2−-N積累。通過高通量測序及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，氮負荷達到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)器能實現(xiàn)高效穩(wěn)定運行。（來源：中南大學(xué)冶金與環(huán)境學(xué)院，國家重金屬污染防治工程技術(shù)研究中心，江西蓋亞環(huán)保科技有限公司）