吹脱超声强化垃圾渗滤液碱性厌氧发酵产酸研究

宋恒玥，刘芝宏，周爱娟，岳秀萍，崔 颖

（太原理工大学环境科学与工程学院，山西太原 030024）

垃圾渗滤液是一种含高浓度大分子有机物、氨氮的有机废水〔1〕。当前垃圾渗滤液处理方法可分为物理、化学和生物法。其中厌氧发酵生物处理法具有成本低、效果好和无二次污染等优点，被广泛用于垃圾渗滤液处理〔2〕。同时，污泥中含大量微生物菌群，能以垃圾渗滤液中有机物为生长基质，诱导酶同化，降解污染物，是良好的垃圾渗滤液厌氧发酵接种物。目前垃圾渗滤液处理多为厌氧发酵产甲烷〔2-4〕，但厌氧发酵产甲烷阶段会同时释放二氧化碳，造成垃圾渗滤液中大量碳源未充分转化利用。因此寻找最佳垃圾渗滤液中碳的资源化利用方式，对实现“双碳”目标具有重要意义。

我国城镇污水厂污水处理工艺反硝化阶段普遍存在碳氮比低的特点，当前大多污水处理厂采用向其中投加碳源（如甲醇、乙酸钠）的方法，这虽然提高了出水水质，但增加了处理成本。如何开发低成本新碳源已成为众多研究者关注的焦点〔5〕。而垃圾渗滤液厌氧发酵可产生小分子挥发性脂肪酸（SCFAs），可为反硝化菌提供碳源，相比甲醇和乙酸钠具有高反硝化速率、低成本的特点〔6〕。目前，已有研究证实了将垃圾渗滤液发酵液用作反硝化碳源的可行性。H. KIM 等〔7〕利用渗滤液发酵液中的SCFAs 做碳源时，发现在中性条件下，在C/N 为7 时反硝化速率大于甲醇做碳源时的反硝化速率。因此研究如何提高垃圾渗滤液厌氧发酵产酸性能具有重要意义。

相关研究表明，在厌氧发酵过程中，低浓度氨氮（＜500 mg/L）有利于厌氧发酵产酸进程〔8〕，而高浓度氨氮会抑制产酸菌活性，因此，保证适宜的氨氮浓度是厌氧发酵正常进行的关键。一般垃圾渗滤液氨氮约为50～2 200 mg/L，填埋年限越长，氨氮越高，因此，寻找合适的预处理方法去除氨氮对垃圾渗滤液厌氧发酵产酸至关重要。目前去除氨氮的方法主要有空气吹脱法、鸟粪石结晶法、沸石吸附法及生物法等，空气吹脱法因成本低、设备简单、速率快等特点，被广泛应用〔1〕。研究表明超声联合吹脱对氨氮的去除率远高于单独超声和单独吹脱〔9〕，这是因为单独吹脱仅因空气作用去除氨氮，而单独超声可使水中产生空化气泡，二者联合时，吹脱可使空化作用产生的气泡量增大，促进空化效应，强化对氨氮的去除〔1〕。

同时，厌氧发酵体系初始C/N 是决定厌氧发酵产酸过程中底物酸化效能的关键因素。底物中适宜的C/N 有利于产酸菌成为优势微生物种群，加速底物中大分子有机物质转化成SCFAs。适宜厌氧发酵的C/N 大多在20～30 内。李文哲等〔10〕以渗滤液为碳源进行发酵，得出控制发酵C/N 在24 时，日产甲烷量达到最大值。Xiaoling LIU 等〔11〕利用煮沸的污泥和污水处理厂污水探究C/N 对产酸过程的影响，发现当C/N 从10 增加到30 时，SCFAs 产量达到峰值。目前，以渗滤液为碳源发酵的C/N 大多在20～50〔10，12〕，过高的C/N 将导致厌氧系统的氮含量不足，导致消化液的缓冲能力过低，因此，调控垃圾渗滤液的C/N 在适宜发酵产酸的范围是保证其高效产酸的先决条件。

基于此，本研究以吹脱联合超声的预处理方式，考察不同pH 下预处理后垃圾渗滤液中氨氮及COD情况，在氨氮被有效去除且COD 最低损耗的条件下，确定最佳预处理条件。在最佳条件下预处理的垃圾渗滤液与污泥进行联合厌氧发酵，通过发酵后产物情况、小分子有机酸占比情况确定最佳发酵初始pH 及时间；并分析了其水质和微生物群落结构，探究其生化机理，为垃圾渗滤液中碳源的回收和资源化利用提供参考。

1 材料与方法

1.1 发酵底物

1.1.1 渗滤液基质

渗滤液取自晋中某垃圾填埋场。该填埋场主要填埋生活垃圾，渗滤液性质见表1。

表1 垃圾渗滤液性质Table 1 The main characteristics of landfill leachate

1.1.2 产酸种泥

污泥取自晋中某污水处理厂的污泥浓缩池，主要性质见表2。

表2 剩余污泥性质Table 2 The main characteristics of waste activated sludge

1.2 实验设计

预处理共设3 组实验，初始pH 分别为7、9、11，每组设3 个平行。将流量为1.25 m3/h 空气泵导管伸入各组装有480 mL 渗滤液烧杯中，以气液比（体积比）2 500〔13〕吹脱。同时将各装有渗滤液的烧杯放入40 kHz 超声机同步超声和吹脱2 h。预处理后水样经10 000 r/min 离心10 min 后取上清液，经0.45 µm滤膜过滤后测其COD 和氨氮。

发酵采用工作容积为400 mL 的厌氧发酵瓶，以体积比9∶1 加入预处理后的垃圾渗滤液和污泥，共设置4 个实验组，即调节发酵初始pH 为7、8、10、12，连续充氮15 min 保证厌氧环境。每组设3 个平行，置于35 ℃，120 r/min 恒温摇床发酵10 d。每天取定量发酵液，经10 000 r/min 离心取上清液，再经0.45 µm 滤膜过滤后测其COD、SCFAs、三维荧光（3D-EEM）等。

1.3 分析方法

有机物组分采用安捷伦7890A 气相色谱质谱联用仪GC-MS 分析；相对分子质量采用高效凝胶渗透色谱法测定；pH 采用pH 计测定；氨氮、COD 用国标法测定；SCFAs 浓度采用配氢火焰离子化检测器（FID）的安捷伦6890 气相色谱仪测定；溶解性有机质结构组成使用荧光光谱仪（F-7000）测定，各区荧光强度占比用平行因子法〔14〕计算；对发酵末期污泥样品进行Illumina MiSeq 高通量测序，经DNA 提取后PCR 扩增，选取Miseq 测序平台V3～V4 区域通用引物338F 和806R 进行Illumina MiSeq 测序。

SCFAs 各组分质量浓度（mg/L）均换算为COD质量浓度（mg/L），其转化关系为：1 g 乙酸=1.07 g COD，1 g 丙酸=1.51 g COD，1 g 丁酸=1.82 g COD，1 g戊酸=2.04 g COD〔14〕。

2 结果与讨论

2.1 不同初始pH 吹脱联合超声去除氨氮和COD 的效果

图1 显示了初始pH 为7、9、11 时，超声联合吹脱时垃圾渗滤液中氨氮随时间变化情况。

图1 吹脱联合超声下氨氮变化Fig.1 Changes of ammonia nitrogen concentrations under the combination with air stripping and ultrasound

由图1 总体来看，初始条件为碱性的氨氮去除效果优于中性。2 h 内初始pH 为11 时氨氮去除率高达98.9%，而pH 为9 和7 条件下氨氮的去除率仅为62.4%和33.1%。且初始pH 越高，氨氮去除速率越快。pH 为7、9、11 时氨氮平均去除速率分别为370.7、698.9、1 107.7 mg/（L·h）。这是因为水中氨氮多以铵根离子和游离氨平衡态存在，平衡式如下：

初始pH 升高，平衡右移，铵根离子转化为游离氨并随超声和吹脱转化为氨气。初始pH 为7、9 和11 时，第1 小时内氨氮去除速率分别比第2 小时高1.0%、22.0%、60.0%，这是因吹脱时间增加，氨氮下降，氨气逸出使pH 下降，故氨氮去除速率降低。因此预处理时间过长会降低氨氮去除效率且增加成本，初始pH=11 时吹脱联合超声1 h 氨氮降低至（490±2.63） mg/L，可考虑采用pH=11 时吹脱联合超声1 h 作为预处理的最佳条件。

图2 显示了初始pH 为7、9、11 时超声联合吹脱1 h 时垃圾渗滤液COD 去除率的情况。

图2 吹脱联合超声1 h 后COD 去除率情况Fig.2 Removal rates of COD under the combination with air stripping and ultrasound

如图2 所示，吹脱联合超声1 h 后各组COD 均下降，说明吹脱联合超声能去除部分有机物。这是由于超声时垃圾渗滤液内产生的空化气泡瞬间破裂形成羟基自由基可氧化其中的有机物〔15〕。初始pH=11时COD 去除率比初始pH=9 时少约19%。pH 为7、9、11 时预处理1 h 后，垃圾渗滤液中C/N 分别为9、10、34，结合适宜发酵的C/N 范围，故在初始pH=11，吹脱联合超声1 h 条件下既可保留较高的COD，给微生物提供更多碳源，又解除了高浓度氨氮对发酵产酸菌活性抑制，也节省了预处理成本。

2.2 不同发酵条件下SCFAs 质量浓度及组分分析

污泥与渗滤液厌氧共发酵时，在污泥中微生物作用下渗滤液内大分子有机碳转化为易生物降解的SCFAs。将经初始pH=11、超声联合吹脱1 h 的垃圾渗滤液与剩余污泥共发酵，设初始发酵pH 为7、8、10 和12，渗滤液中SCFAs 质量浓度变化见图3。

图3 不同初始pH 厌氧发酵SCFAs 质量浓度变化情况Fig.3 Changes of SCFAs mass concentrations of anaerobic fermentation under different initial pH

由图3 可知，各组SCFAs 质量浓度随时间先增加后下降，均在第5 天达到峰值。初始pH=10 组产酸质量浓度显著高于其他组，第5 天时产酸量为（1 183.86±10.26） mg/L（以COD 计），相较于初始pH为8、7 和12 组分别提高17%、27%和33%。这是因碱性环境微生物细胞膜更易破裂致胞内物质流出，水解酶活性更高，但初始pH 过大时产酸菌活性会受到抑制〔16〕。

反应第5 天时各组SCFAs 组分分布见图4。

图4 不同初始pH 厌氧发酵SCFAs 组分分布Fig.4 Distribution of SCFAs composition of anaerobic fermentation under different initial pH

由图4 可以看出，乙酸、丙酸累积占比均大于60.0%，尤其是初始pH=10 组乙酸和丙酸的占比分别为65.8%和15.0%。初始pH=12 组丁酸占比高于其他组，这可能是因丁酸型菌更适于碱性环境，而pH 过高会抑制发酵体系中能将丁酸转化为丙酸酶的活性，致使丁酸累积。因此初始pH=10 更适合大分子有机物向更小分子SCFAs 的转化。

2.3 发酵前后渗滤液有机物组分分析

2.3.1 发酵前后GC-MS 分析

GC-MS 能全面准确反映有机物组分情况。对经初始pH 为11 超声联合吹脱1 h 并以初始pH 为10发酵第5 天的渗滤液和原渗滤液样品进行GC-MS分析，结果见图5。

图5 原渗滤液与发酵后渗滤液变化情况Fig.5 Changes of leachate and leachate after fermentation

由图5 可以看出，反应后物质吸收峰强度整体降低，说明有机污染物含量和种类在反应后均下降。一些特征峰消失和出现表明反应前后渗滤液组分发生变化。

原渗滤液和发酵后渗滤液中的有机物种类及占比见图6。

图6 原渗滤液（a）和发酵后渗滤液（b）各有机物占比Fig.6 Proportion of organic compound in leachate（a）and leachate after fermentation（b）

通过对比标准谱库，保留匹配度60%以上成分，发现原渗滤液有88 种有机物，如图6（a）。短链烃占49%，酯类占19%，小分子有机酸占14%，苯胺、苯酚、苯酮等苯系物占14%，包含少量醛、醇类物质。其中短链烃类有20 种，苯系物质有16 种，小分子有机酸有9 种。共发酵后渗滤液中的有机物种类减少至63 种，如图6（b），短链烃占比提升约23%，同时有机小分子酸占比增加（约20%）。发酵末期，苯系物占比降为1.9%，醛醇醚类、酯类占比减少，胺类、酮类和硅氧杂环化合物被去除，对应短链烃的种类增加（49 种），表明相应官能团和环类在反应中断裂和开环，大分子被分解为小分子。这是因为预处理和共发酵过程降解了芳香类、苯酚类化合物。这表明在上述条件预处理和发酵后，渗滤液中大量难降解大分子有机物在厌氧发酵菌的作用下，有效降解与转化为小分子有机物。

2.3.2 预处理后及发酵后分子质量分析

平均分子质量能反映渗滤液大分子有机质情况。对原渗滤液、初始pH=11 吹脱联合超声1 h 后渗滤液和经初始pH=11 超声联合吹脱1 h 并在初始pH=10 发酵第5 天的渗滤液分子质量进行分析，结果见图7。

图7 3 个阶段渗滤液不同分子质量占比Fig.7 Different molecular weight proportion of three stage leachate

从图7 可以看出，处理后渗滤液不同分子质量占比与原渗滤液差异显著。原渗滤液分子质量＞10 ku 的有机物比其预处理后高约19%。这是因为吹脱使部分可挥发大分子有机物与渗滤液脱离，同时超声可以产生羟基自由基氧化大分子有机物使其分解〔15〕。预处理后分子质量＜5 ku 有机物占比提高13%，分子质量5～10 ku 有机物占比减少3%。发酵后分子质量＜5 ku 有机物占比相比原渗滤液提高16%，分子质量5～10 ku 有机物占比减少7%，这是因在预处理过程中部分可挥发性大分子有机物被吹脱、部分大分子有机物氧化分解为小分子有机物〔15〕；在发酵过程中，由可生物降解的大分子有机物进一步转化成的小分子有机物逐渐累积使其占比增加。

2.4 发酵前后三维荧光分析

三维荧光光谱法可便捷灵敏反映出溶解性有机质结构组成特性。根据有机物降解特性分5 个区域〔17〕。图8 为原渗滤液和共发酵第5 天时，渗滤液的溶解性有机物三维荧光光谱。

图8 原渗滤液（a）及发酵后渗滤液（b）三维荧光谱Fig.8 3D-EEM spectra of leachate （a） and leachate after fermentation （b）

由图8 可知，原渗滤液及发酵后渗滤液均在322 nm/400 nm、250 nm/450 nm 及221 nm/329 nm 附近出现特征荧光峰。322 nm/400 nm 代表可见光区类富里酸有机物〔18〕，与渗滤液中类腐殖质存在有关；250 nm/450 nm 代表紫外区类腐殖酸有机物；221 nm/329 nm 代表类色氨酸有机物，附近荧光峰与渗滤液中类蛋白物质存在有关。发酵后渗滤液谱图5 个区域荧光强度所占体积分数分别为35%、2%、11%、25%、25%，与原渗滤液图谱5 个区域占比（分别为6%、4%、17%、29%、41%）相比，Ⅰ区占比增加其他区占比减少，这是因为在微生物的作用下，渗滤液中可生物降解的物质发生分解，类蛋白物质增加，因此类酪氨酸物质的相对含量上升。其中，Ⅰ区所代表的酪氨酸类物质分子质量较小（0.2～5 ku），而Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ区域出峰所代表的主要物质分别为色氨酸物质（204.23 ku）、富里酸类物质（0.5～2 ku）、溶解性微生物代谢产物（＞100 ku）、腐殖酸类物质（5～60 ku）〔22〕，其分子质量大多大于Ⅰ区所代表物质分子质量，说明原渗滤液有机物腐殖质属性更强，含更多双键和芳香结构，表明该预处理和发酵过程分解了垃圾渗滤液中的难降解溶解性物质，加强了大分子有机物向小分子有机酸的转化。

2.5 微生物群落解析

预处理后渗滤液与污泥厌氧发酵涉及多种微生物参与，对经初始pH=11 超声联合吹脱1 h 并与污泥在初始pH 为7、8、10 和12 共发酵第10 天的微生物群落分析，见图9。

图9 碱性发酵条件下属水平功能菌群相对丰度Fig.9 Relative abundance of functional bacteria at genus levels under alkaline fermentation condition

如图9 所示，在门水平上，4 大优势菌门分别为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、硝化螺旋菌门（Nitrospira）、异常球菌-栖热菌门（Deinococcus-Thermus），均为常见发酵菌门。在纲水平上，拟杆菌纲（Bacteroidia）和α-变形菌纲是优势类群。拟杆菌纲（Bacteroidia）主要参与大分子有机物降解，在水解酸化阶段发挥重要作用。α-变形菌纲大多属种更能适应各类复杂环境，可代谢碳、硫系有机物和氨等。在属水平上，不同初始发酵pH 下的菌群结构差异明显。初始pH=10 组发酵菌属占比87.02%，初始pH=8 组发酵菌属丰度61.70%，初始pH=7 和12 组发酵菌属丰度均小于30%。其中，以Petrimonas为主的可溶性糖降解菌在初始pH=10 组得到富集，占比18.05%，初始pH=12、7、8 组分别占比0.22%、1.43%、3.12%。Truepera可降解芳香族及多环芳烃化合物并能利用蛋白质作营养物质，在初始pH=10 组占比7.52%，在其他组占比均小于5%。Parvibaculum可降解苯环化合物，在初始pH=10 组相对丰度为2.03%，Advenella和Halomonas可降解氨基酸和葡萄糖产乙酸，在初始pH=10 组分别占比3.17%、6.91%。Nitrospira、Pusillimonas和Rhodopirellula分别能降解甲酸类、杂环和大分子有机物，初始pH=10 组相对丰度分别为2.06%、6.11%、3.52%，均高于其他组。由此可见，pH=10 实验组发酵菌属占比高于其他实验组，这表明初始pH=10 组可富集发酵菌，强化发酵过程，这使得其发酵体系内有机物降解更加彻底，从而加强渗滤液大分子碳源向小分子酸转化。

3 结论

1）采用吹脱联合超声预处理能去除垃圾渗滤液的氨氮和部分挥发性大分子有机物，随pH 升高氨氮去除率逐步提高，随预处理时间延长氨氮去除效率变低。在保证氨氮有效去除且COD 最大程度保留的基础上，选择预处理最佳条件为初始pH=11，处理1 h，氨氮可降至（490±8.26） mg/L，预处理后渗滤液C/N 为34，符合发酵的适宜C/N 范围。

2）最佳预处理条件后对垃圾渗滤液进行发酵，初始pH=10 时，发酵产酸量高且乙酸、丙酸的占比分别为65.8%和15.0%。

3）最佳预处理和共发酵处理垃圾渗滤液后，渗滤液中大分子有机物类腐殖质酸和多种复杂结构的有机物下降。

4）最佳共发酵条件下，发酵菌属丰度高于其他组，其中，Petrimonas、Truepera和Halomonas占比最高，分别可达18.05%、7.52%、6.91%。