ASBR 联合SBBR 工艺同步硝化反硝化处理垃圾渗滤液深度脱氮效能

乔壮明，温春燕，邰家芬，李建平，孔维忠，王凯

1.山东美泉环保科技有限公司

2.济南工程职业技术学院

3.山东建筑大学市政与环境工程学院

随着居民生活水平的提高和城镇化的加快，固体废物的产生量与日俱增。目前我国处理垃圾的过程主要为小区垃圾桶—垃圾中转站—垃圾填埋场或焚烧厂。在垃圾中转站转运压缩、填埋场和焚烧厂堆放等过程中，均会产生垃圾渗滤液。垃圾中转站挤压产生的渗滤液是一种成分复杂、可生化性较好、有机物和氨氮（NH4+-N）浓度高的特殊废水[1-3]，其处理的难点之一是深度脱氮。一方面，渗滤液中的高浓度NH4+-N 会对微生物产生较大的毒性；另一方面，渗滤液中的有机物成分复杂，可能含有大量的有毒有机物，会对微生物的活性产生抑制，影响系统的硝化和反硝化。目前，垃圾渗滤液的处理大多采用厌氧-缺氧好氧（AO）-膜过滤的组合工艺[4]。厌氧工艺包括上流式厌氧污泥床反应器（UASB）、内循环厌氧反应器（IC）和厌氧序批式反应器（ASBR）等。UASB 和IC 均为连续流厌氧反应器，其中UASB 因为比IC 上升流速低，可以在絮状污泥的条件下运行，适用于可生化性较差、有机物浓度较低的废水；而IC 反应器由于上升流速高、占地面积小、处理负荷大，适合于有机物浓度高、可生化性好的废水。但二者结构相对复杂，需要性能较好的三相分离器和优异的结构设计才可以保证系统的正常运行。ASBR 因其设备构造和操作简单、能耗低、产泥量少且能够高效去除有机物而被广泛地应用于废水处理中[5-6]，可以作为渗滤液去除有机物的理想选择。AO 工艺对渗滤液中NH4+-N 的去除效果良好[7]，然而，由于AO 为前置反硝化脱氮，受回流比限制的影响，其对总氮（TN）的去除率一般不超过85%[8]。部分学者采用短程硝化联合厌氧氨氧化的方式处理渗滤液实现深度脱氮[9]，但该方法不仅工艺流程复杂，而且有很多需要控制的因素，不利于实际工程的推广应用。序批式反应器（SBR）是一种典型的序批式工艺并被广泛应用于渗滤液的处理，但传统的运行方式对渗滤液TN 的去除率也较低[10]，这也是渗滤液处理最后阶段采用膜过滤工艺的主要原因之一。因此，亟须一种经济高效的渗滤液TN 去除技术。

对于含有大量有机物的渗滤液，如何发掘新工艺，充分利用这些有机物实现渗滤液TN 的有效去除是近期研究的热点。内源反硝化技术是一种后置脱氮技术，该工艺的主要原理是部分反硝化菌可以将废水中的有机物在厌氧条件下转化为体内的聚β羟基丁酸（PHA），用于后期的后置反硝化[11]。Wang 等[12]在处理进水NH4+-N 浓度和COD 分别为1 100 和6 000 mg/L 的垃圾渗滤液时，采用了ASBR 和改良SBR组合工艺，其中，SBR 采用内源反硝化技术，整个系统最终TN 去除率达到了95%。相关学者研究还发现，PHA 在同步硝化和反硝化(SND)过程中起着至关重要的作用[13-14]。然而，传统SBR 中SND 的作用较弱。研究人员通过在SBR 曝气过程中减少溶解氧（DO）浓度来改善系统的SND[15]。但是，较低的DO 浓度影响SBR 的硝化效率，系统整体的脱氮效率相比传统工艺相差不大。序批式生物膜反应器（SBBR）是具有生物膜的SBR 工艺，Jiang 等[16]的研究发现，SBBR 的SND 效率相比SBR 工艺提高了40%~50%。

传统的内源反硝化工艺脱氮效果好，但存在脱氮效率低的问题，而且有关不同渗滤液进水C/N 对脱氮效率影响的研究较少。笔者探究ASBR 串联SBBR 组合工艺对垃圾渗滤液中各污染物尤其是NH4+-N 和TN 的去除效果，研究系统操作模式和进水C/N 对SBBR 反应器SND 与内源反硝化效果的影响，并对SBBR 中的活性污泥进行高通量测序，明确最佳处理效果时微生物群落的基本构成，从微观层面分析系统取得良好脱氮效果的原因，以期为该技术工艺效果的良好发挥提供理论基础。

1 材料与方法

1.1 垃圾渗滤液及接种污泥

试验所用垃圾渗滤液取自济南市某区垃圾中转站，渗滤液的主要成分如表1 所示。ASBR 的接种污泥来自济南市某制药污水厂UASB 中的厌氧絮状污泥，接种时的混合液悬浮固体浓度（MLSS）为9.5 g/L，接种入ASBR 后反应器的MLSS 为6.5 g/L。SBBR 反应器接种的活性污泥取自济南市某市政污水厂二沉池回流污泥，接种时的MLSS 为5.5 g/L，接种入SBBR 后反应器的MLSS 为4.65 g/L。

表1 试验用垃圾渗滤液主要水质指标Table 1 Characteristics of the leachate from MSW transfer station mg/L

1.2 试验装置

ASBR 和SBBR 反应器均为由有机玻璃构成的圆柱反应器（图1），直径为25 cm，高50 cm，有效容积为18 L。ASBR 的出水通过连通管进入中间水箱，再通过连通管进入SBBR 反应器。由蠕动泵控制ASBR 和SBBR 的进水，进水箱和中间水箱的材质均为有机玻璃，有效容积均为20 L。两组反应器的上部配有搅拌装置和温控装置，温度维持在（25±1）℃，配备WTW Multi3620 在线测定仪来监测反应过程的PH、DO 浓度、氧化还原电位（ORP）。SBBR 底部配有曝气装置，曝气时的DO 浓度控制在2~4 mg/L。SBBR 反应器内部固定填料，填充比在30%左右，填料为化纤纤维材质的绳形填料。

图1 ASBR+SBBR 组合工艺示意Fig.1 Schematic diagram of ASBR + SBBR system

1.3 运行模式

试验共分为ASBR 驯化阶段和ASBR-SBBR 串联运行2 个阶段。先对ASBR 进行驯化，待出水稳定后再与SBBR 串联运行，2 个反应器的排水比均为25%。

1.3.1 ASBR 的运行模式

ASBR 的运行分为进水(10 min)、搅拌(通过pH 的拐点实时判断反应终点结束搅拌)、沉淀(30 min)、排水(20 min)、闲置。在ASBR 驯化阶段，进水由垃圾渗滤液和自来水按照一定比例混合稀释，初始进水COD 为（1 000±100）mg/L。当3 次出水COD 偏差幅度在±5%以内时，增加进水浓度50%，分别为（1 500±100）、（2 250±100）、（3 375±100）和（5 500±100）mg/L，最终进水为原水〔COD 为（5 700±500）mg/L〕。ASBR 的驯化阶段共计45 d。

1.3.2 SBBR 的运行模式

SBBR 在ASBR 驯化完成后启动，即进入ASBR-SBBR 串联运行阶段。SBBR 的进水由渗滤液原水、ASBR 出水和清水按照比例进行调节。该阶段共计91 d，其中，第1~43 天为低NH4+-N 浓度、低C/N 阶段，此阶段进水C/N 为3.0~3.5，进水NH4+-N浓度分别为50、100 和150 mg/L；第43~52 天为高NH4+-N 浓 度、中C/N 阶 段，此 阶 段 进 水C/N 为4.1~4.2，进水NH4+-N 浓度为150；第53~67 天为高NH4+-N 浓度、较高C/N 阶段，此阶段进水C/N 为4.5，进水NH4+-N 浓度为200；第68~92 天为高NH4+-N浓度、高C/N，此阶段进水C/N 为4.8，进水NH4+-N浓度为200 mg/L。

SBBR 的运行模式在91 d 中分为2 个阶段：1）试验的1~78 d 为进水（10 min）、厌氧搅拌（1 h）、曝气（通过“氨谷点”和“DO 突跃点”实时判断硝化反应终点结束曝气）、缺氧搅拌（通过“硝酸盐膝”实时判断反硝化终点）、沉淀（30 min）、排水（10 min）和闲置。其中，曝气时间即硝化时间为从曝气开始至曝气停止，周期时间为从进水开始到排水完毕。反应器在1 h 的厌氧搅拌结束后即开始曝气，通过控制空气流量保证硝化阶段系统的DO 浓度为2~4 mg/L。当系统出现pH 由下降到上升的现象同时DO 浓度大幅度上升时，表明系统硝化结束。此时停止曝气，进入缺氧搅拌阶段。缺氧搅拌阶段系统的ORP 会不断下降。当ORP 出现大幅度下降并小于-200 mV，说明系统反硝化结束。此时应该停止搅拌，进入沉淀阶段。2）试验的78~91 d 为进水（10 min）、厌氧搅拌（1 h）、曝气（通过“氨谷点”和“DO 突跃点”实时判断硝化反应终点结束曝气）、沉淀（30 min）、排水（10 min）和闲置。其中曝气的停止判断方法和上个阶段相同。SBBR 周期时间的计算是从进水开始计时，至排水完毕结束。

1.3.3 SBBR 脱氮途径的计算方法

（1）前置反硝化+SND 脱氮量的计算方法

SBBR 进水后首先进行搅拌操作。在未完全实现深度脱氮之前，系统会发生前置反硝化脱氮。在曝气的过程中，由于SBBR 存在大量的生物膜，因此在曝气硝化的过程中会产生比较明显的SND 效果。前置反硝化+SND 脱氮量的计算方法为：（进水中的TN 浓度×进水体积+上个周期剩余的TN 浓度×剩余水量体积）/反应器的体积－曝气后系统的TN 浓度。

（2）内源反硝化脱氮量的计算方法

内源反硝化一般指仅依靠微生物体内存储的内碳源进行反硝化实现的脱氮量，具体表现为在不添加碳源的条件下，污水中TN 不断减少并最终稳定在一个范围内。其计算方法为：曝气后系统的TN 浓度－搅拌完毕后最终出水的TN 浓度。

1.4 分析方法

1.4.1 传统水质指标的检测和分析方法

pH、 DO、 ORP 和 温 度 等 指 标 使 用WTW Multi3620 在线测定仪进行监测。NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN 浓度以及COD、MLSS 和污泥体积指数（SVI）采用国家标准方法进行检测[17]，分别为纳氏试剂分光光度法、(1-萘基)一乙二胺分光光度法、紫外分光光度法、碱性过硫酸钾紫外分光光度法、重铬酸钾法、滤纸重量法、马弗炉燃烧减重法和30 min 沉淀法。ASBR 的进水主要检测COD，出水主要检测COD 和TN 浓度；SBBR 的进水主要检测COD 和TN 浓度，出水主要检测COD 与NH4+-N、NO2--N、NO3--N 和TN 浓度。每15 d 检测ASBR 和SBBR 的MLSS、混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）浓度和SVI 以判定系统污泥的状态。

1.4.2 活性污泥的元基因组测序与功能分析

在系统运行的第92 天收集SBBR 的污泥和生物膜混合样品。所有样品储存在-80 ℃温度下，用干冰运输至检测公司。活性污泥DNA 提取和Illumina 高通量测序分析由诺禾致源公司（中国北京）完成。使用GraphPad Prism 8.0 软件进行数据分析。数据均为3 份样品的平均值。各组的差异通过t-test 进行，当P<0.05 时，表明结果具有统计学意义。

2 结果与讨论

2.1 ASBR 和SBBR 对垃圾渗滤液有机物和氮素的去除效果

2.1.1 ASBR-SBBR 串联运行对垃圾渗滤液COD 的去除效果

试验所用渗滤液C/N 达到了25 以上，如果直接进行好氧脱氮处理，会造成好氧反应器污泥大量增长，削弱系统的脱氮效果，同时会浪费大量的曝气能耗来去除大量的有机物。为了节约能源，优化反应过程，本研究设置了ASBR 反应器。该反应器的作用是通过厌氧产甲烷过程，减少渗滤液中的有机物，进而调节后续SBBR 进水的C/N。ASBR 在驯化的45 d 过程中，对渗滤液COD 的去除情况如图2 所示。由图2 可知，随着ASBR 进水COD 的增加，出水COD 也不断增加，但其对渗滤液COD 的去除率最终保持在90%左右，最终出水COD 为540 mg/L左右。通过ASBR 的处理，垃圾渗滤液的有机物浓度大幅度降低，为后续灵活调节C/N，实现深度脱氮打下了良好的基础。

SBBR 在ASBR 驯化结束后开始串联运行，这期间对渗滤液COD 的处理效果如图3 所示。SBBR 对渗滤液COD 的去除效果与ASBR 类似，随着进水COD 的增加，出水COD 也不断增加。当进水中含有稀释水时，SBBR 对渗滤液COD 的去除率较高，维持在80%左右。随着试验的不断进行，稀释水的比例逐渐减少。当进水全部为原水后，出水COD 和去除率进入一个相对稳定的区间。最终，系统出水的COD 为375 mg/L 左右，COD 去除率为62%左右。

图3 SBBR 对渗滤液COD 的去除效果Fig.3 MSW leachate COD removal performance in SBBR

2.1.2 ASBR-SBBR 串联运行对垃圾渗滤液NH4+-N和TN 的去除效果

SBBR 的运行策略是先保证硝化，富集硝化细菌，再提高系统的TN 去除效果。ASBR-SBBR 串联运行期间SBBR 进出水的NH4+-N、NO3--N 和NO2--N浓度变化如图4 所示。前42 d，系统的C/N 控制在3.0~3.5，SBBR 通过过程控制，可以实现精准硝化，出水NH4+-N 浓度均低于1 mg/L，表现出良好的硝化能力。但由于进水的C/N 较低，内源反硝化作用非常弱。有研究表明，SBBR 实现深度脱氮的关键是合适的C/N[18]。如果渗滤液的C/N 太低，反硝化所需要的碳源就会明显不足，导致脱氮效率变低。第43~52 天，进水C/N 提高至4.1~4.2。C/N 提升后，曝气后的NO3--N 浓度和最终出水的NO3--N 浓度均出现了下降的趋势。曝气后，反应器只进行了搅拌，没有添加任何碳源，同时曝气后的系统已经没有了NH4+-N，也不存在厌氧氨氧化的可能，因此，系统曝气后TN 浓度的降低只有通过反硝化菌的内源反硝化一种途径。第52 天，进水NH4+-N 浓度为150 mg/L，曝 气 后 的NO3--N 浓 度 降 至29 mg/L，出 水NO3--N 浓度降至21 mg/L，相比提高C/N 之前，出水TN 浓度降低了33 mg/L。第53~67 天，SBBR 的进水C/N 提高至4.5。该阶段，虽然系统的进水TN 负荷逐渐增加，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。该阶段曝气后的NO3--N浓度明显下降，同时，通过内源反硝化已经可以实现对系统的深度脱氮，出水NO3--N 浓度小于2 mg/L，内源反硝化的效果十分明显。第68~91 天进水C/N 为4.8，C/N 提高后，系统的SND 效果明显增强，曝气后的NO3--N 浓度不断降低，系统的脱氮效率不断提高。其中，当试验进行至第78 天时，曝气后NO3--N 浓度已经低于2 mg/L，实现了对垃圾渗滤液的深度脱氮；第79~91 天，SBBR 的脱氮能力得到了维持。观察填料的挂膜情况可以发现，此时的填料上已经生长了大量的生物膜，系统在合适的C/N 和大量生物膜的共同作用下，通过SND 实现了对垃圾渗滤液的深度脱氮。

图4 SBBR 对渗滤液中不同形态氮的去除Fig.4 Various forms of nitrogen removal performance in leachate by SBBR

2.1.3 串联运行期间SBBR 深度脱氮过程中的脱氮途径与周期时长变化

ASBR-SBBR 串联系统运行期间，SBBR 通过传统前置反硝化联合SND 的脱氮量和内源反硝化脱氮量如图5 所示。在C/N 为3.0~3.5 的阶段，由于进水碳源不足，TN 的去除率不高，内源反硝化的脱氮量低于22 mg/L。在C/N 为4.1~4.2 的阶段，由于进水的碳源增加，同时此阶段生物膜的增长迅速，因此通过传统的反硝化和SND 的脱氮量不断增加，而内源反硝化的脱氮量不断减少。当进水C/N 达到4.5 时，系统的内源反硝化效果不断增加并最终通过内源反硝化实现了对垃圾渗滤液的深度脱氮，即出水TN 浓度低于40 mg/L。因此，前期缺氧搅拌对系统脱氮的贡献量可以忽略不计。截至曝气结束，只有SND 对TN 的去除有贡献，因此，该阶段通过传统的反硝化和SND 的脱氮量相比上个阶段有了明显减少，而内源反硝化的脱氮量明显增加。同时，此阶段周期时间也由最开始的24 h 逐渐缩至14 h，脱氮效率提高了41.7%。在试验的后期，进水C/N 增至4.8，该阶段纤维填料上的生物膜继续大量生长，强化了系统的同步硝化反硝化能力，曝气后的硝态氮浓度不断降低，SND 的脱氮量不断加大。当试验进行到第78 天时，仅依靠曝气硝化就实现了对渗滤液的深度脱氮，此时脱氮量达到最大（大于200 mg/L）且维持稳定。冯旭东等[19]采用传统的推流曝气池处理垃圾渗滤液，在添加碳源的条件下，通过SND 的TN 去除率仅为65%左右，明显低于本工艺。张绍青等[20]同样采用SBR 工艺处理垃圾渗滤液，通过对DO 浓度的精准控制，实现了短程硝化反硝化，在添加碳源的条件下，TN 去除率仅为74.7%。由此可见，本研究中的SBBR 系统在先搅拌后曝气的运行模式下，无论相比传统的推流工艺还是传统的SBR 工艺，均大幅提高了系统的SND 效果进而加强系统对TN 的去除效果。

图5 SBBR 运行过程中反硝化+SND 和内源反硝化脱氮量的变化Fig.5 Denitrification amount by Denitrification+SND and endogenous denitrification during SBBR operation

在驯化的最后阶段，硝化时间比上一阶段略有缩短，最后稳定在3.6 h。但由于曝气结束后TN 已经实现了深度去除，周期时间由68 d 时的14 h 稳定在了91 d 时的5.6 h，相比上一个阶段末期提高了60%。魏桃员等[21]采用间歇曝气SBR 处理TN 浓度为270 mg/L 的早期垃圾渗滤液，进水TN 浓度与本研究相似，但系统的出水TN 浓度为37 mg/L，明显高于本工艺的出水TN 浓度（10 mg/L）；此外，该工艺运行1 个周期的时间为25 h，远高于本工艺的5.6 h。本工艺的周期时间比魏桃员等[21]使用的间歇曝气SBR 缩短了70%以上，脱氮效率大幅度提高。

2.1.4 串联运行期间SBBR 深度脱氮过程中C/N 对脱氮效果的影响

ASBR-SBBR 串联系统运行期间，SBBR 曝气后的TN 浓度和出水TN 浓度以及系统的TN 去除率如图6 所示。由图6 可知，进水C/N 是影响系统脱氮效率的关键因素。当系统的进水的C/N 为3.0~3.2 时，出水硝态氮浓度较高，因此在进水后的搅拌过程中，原水中的有机物在前置反硝化的过程中便基本消耗殆尽，造成系统脱氮效果不佳。当系统进水的C/N 为4.1~4.5 时，上个周期剩余污水的TN浓度很低，因此，在进水后的搅拌阶段，反硝化菌可以贮存大量的内碳源，提升了系统的SND 效果，同时内源反硝化的作用也逐渐增强，系统的TN 去除率增加到了98%以上。当系统进水的C/N 为4.8 时，系统仅依靠进水搅拌后的曝气便实现了出水TN 低于10 mg/L，分析原因可能主要是此时的生物膜变厚，系统的缺氧微环境更加丰富，配合充足的内碳源，SND 的效果得到了强化。

图6 运行过程中TN 浓度和TN 去除率的变化Fig.6 Changes of TN concentration and TN removal rate during operation

2.2 ASBR-SBBR 串联系统对垃圾渗滤液的综合处理效果

试验进行到第92 天时，ASBR-SBBR 串联系统进出水主要指标和去除率的情况如表2 所示。由表2 可知，系统出水COD 在380 mg/L 左右，去除率超过93%。系统NH4+-N 和TN 的出水浓度分别低于1 和10 mg/L，去除率分别大于99%和95%，实现了对垃圾渗滤液的深度脱氮。

表2 ASBR-SBBR 串联系统对渗滤液COD、NH4+-N 和TN 的处理效果Table 2 Treatment effect of ASBR+SBBR system on COD,ammonia nitrogen and total nitrogen of MSW leachate

2.3 SBBR 中微生物多样性分析

2.3.1 SBBR 活性污泥丰富度和多样性指数

当系统驯化完成取得最佳处理效果后，对3 个平行样本在97%一致性阈值下的SBBR 活性污泥丰富度和多样性指数进行统计，结果见表3。微生物覆盖率为0.996，表明测序有很高的覆盖率，能够反映测序样本的真实情况。活性污泥的Shannon 和Simpson 指数均值分别为5.603、0.965，表明SBBR反应器中的物种具有较高的多样性。Chao1 和ACE 指数间接反映样品中物种数在1 050 左右。

表3 SBBR 中活性污泥丰富度和多样性指数Table 3 Richness and diversity indexes of activated sludge of SBBR

2.3.2 门水平的物种种类和相对丰度

图7 列出了样本中相对丰度排名前15 的菌门，按相对丰度从大到小依次为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、厚壁菌门（Firmicutes）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、阴沟单胞菌门（Cloacimonetes）、硝化螺旋菌门（Nitrospirae）、浮霉菌门（Planctomycetes）、螺旋体门（Spirochaetes）等。变形菌门、拟杆菌门、绿弯菌门、厚壁菌门相对丰度分别为55.11%、21.32%、6.40%和2.81%，这4 类菌门在活性污泥系统中较常出现，其代谢类型多样，在好氧和厌氧环境中均能够存活，对于系统的除碳脱氮发挥着关键性作用[22]。大量研究表明，变形菌门下的部分细菌能够在厌氧条件下吸收外碳源储存为PHB 等内碳源，是反硝化聚磷菌和反硝化聚糖菌在门水平上的优势菌群[23]，有利于SBBR 实现深度脱氮[24]。Chen 等[25]采用前置反硝化-短程硝化和厌氧氨氧化结合的工艺处理垃圾渗滤液，该工艺脱氮主要依靠厌氧氨氧化，因此系统中的变形菌门占比仅为37.9%，明显低于本研究系统中的变形菌门占比。Song 等[26]采用低DO 浓度连续流工艺处理垃圾渗滤液，系统的SND效果非常明显，同时系统中的变形菌门占比大于60%，与本研究的结果类似。拟杆菌门和绿弯菌门多为异养细菌，能够有效降解污水中难降解的有机物，拟杆菌门还能够降解高分子化合物[27]，绿弯菌门能够降解复杂聚合物和糖[28]，为反硝化菌吸收和储存内碳源提供有利条件。厚壁菌门可产生芽孢，使细菌对不同的有机物具有极强的适应能力，同时具有反硝化功能，还能够分解氨基酸和蛋白质[29]。浮霉菌门[24]也能够进行反硝化。阴沟单胞菌门和螺旋体门多存在于厌氧消化时期，通过氨基酸发酵[25]和碳水化合物分解[30]为微生物提供能量和碳源。

图7 SBBR 中门水平上的细菌物种相对丰度Fig.7 Relative abundance of bacterial species at phylum level within SBBR

2.3.3 属水平的物种种类和相对丰度

为进一步阐明SBBR 系统内微生物群落组成结构，对最大相对丰度排名前10 的细菌属进行物种分析（图8）。样本中丰度最高是变形菌门下的陶厄氏菌属（Thauera）（15.227%），其是一种广泛存在于污水处理厂的反硝化细菌。丰度第二高的菌属亚硝酸菌属（Nitrosomonas）（3.973%），是最常见的氨氧化菌（AOB），同样还具有硝化作用的有亚硝酸盐氧化菌unidentified_Nitrosomonadacea（1.783%，NOB），2 个菌属同属亚硝化单胞菌科（Nitrosomonadaceae）。新鞘脂菌属（Novosphingobium）（3.901%）通常出现在厌氧消化池，能够降解多环芳烃[31]。Limnobacter（2.844%）为变形菌门下具有反硝化能力的细菌，且能够降解芳香族化合物等难降解的污染物，还在重金属离子的去除中发挥着重要作用[27]。Candidatus_Cloacimonas（1.763%）和铁杆菌属（Ferruginibacter）（1.293%）[32]能够分解碳水化合物产生各种有机酸，有利于后续反硝化群落储存碳源。unidentified_Saprosipraceae（0.665%）具有降解有机物的能力[33]。unidentified_Sphingobacteriales（0.665%）为异养反硝化菌，可以将石油、氯乙烷等高聚物和简单无机物作为底物，能够适应各种复杂的极端环境[34]。unidentified_Acidobacteria（0.601%）能够还原硝酸盐和亚硝酸盐。

图8 SBBR 中属水平上相对丰度排名前10 的细菌物种分类情况Fig.8 Classification of bacterial species with relative abundance ranking top 10 at genus level within SBBR

3 结论

（1）ASBR-SBBR 串 联 系 统 处 理 进 水COD 为（5 700±500）mg/L，NH4+-N 浓度为（210 ±50）mg/L 的垃圾中转站渗滤液，出水COD、NH4+-N 和TN 浓度分别为（380±10）、（1.0±0.5）和（5±5）mg/L，去除率分别大于93%、99%和95%。

（2）通过不断调整SBBR 进水的C/N 比来提高系统的脱氮效率。在C/N 为4.1~4.5 的条件下，系统可以实现深度脱氮，但需要通过SND 和内源反硝化的共同作用，脱氮效率较低。提高SBBR 进水C/N 至4.8 后，系统的SND 效果大幅度增加。SBBR试验进行80 d 以后，系统曝气结束后出水TN 浓度已经低于10 mg/L，此时周期时间仅为5.6 h，脱氮效率大幅度提高。

（3）高通量测序结果表明，运行92 d 时SBBR 系统中相对丰度高的细菌门是变形菌门、拟杆菌门、绿弯菌门、厚壁菌门；在属水平下，陶厄氏菌属和亚硝酸菌属是相对丰度较高的2 种菌。SBBR 中变形菌门的含量达到了55.11%，这可能是SBBR 脱氮效果好、效率高的主要原因。