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耦合厭氧氨氧化實現垃圾滲濾液深度處理研究

發布時間:2019-9-12 16:35:30  中國污水處理工程網

  垃圾滲濾液是生活垃圾在堆放或填埋過程中產生的高氨氮高有機物廢水.在利用傳統生物脫氮工藝處理過程中, 具有水力停留時間長, 外加碳源成本高等缺點.厭氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation, ANAMMOX)細菌在厭氧的條件下利用NH4+-N作為電子供體, NO2--N為電子受體生成N2, 實現高效自養脫氮.近年來利用短程硝化反硝化耦合厭氧氨氧化自養脫氮技術處理垃圾滲濾液逐漸成為行業及學界的熱點.短程硝化反硝化耦合厭氧氨氧化技術, 不僅無需外加碳源, 而且可大量節省曝氣能耗, 具有脫氮負荷高、運行費用低、占地面積小等優點.垃圾滲濾液低C/N比, 高氨氮的特點, 可以較容易地實現短程硝化, 厭氧氨氧化反應所需要的基質(NH4+-N和NO2--N)可以從短程硝化反應中獲得.一般來說, 短程硝化反硝化耦合厭氧氨氧化工藝可以實現垃圾滲濾液的高效脫氮.然而, 作為新型的廢水脫氮技術, 目前厭氧氨氧化工藝控制技術尚不成熟.厭氧氨氧化菌生長緩慢, 細胞產率低, 易受水質和運行條件影響, 從而導致了厭氧氨氧化工藝在實際廢水處理中呈現啟動緩慢、穩定性欠缺等問題, 影響了組合工藝在工程上的廣泛應用.

  本研究以某垃圾填埋場將現有垃圾滲濾液短程硝化反硝化脫氮工藝改造為短程硝化反硝化耦合厭氧氨氧化工藝的實際需求為背景, 開展實驗室可行性研究.主要分析耦合短程硝化反硝化的厭氧氨氧化垃圾滲濾液處理系統的啟動過程、運行控制條件和運行效果.因此, 本實驗選用滲濾液處理廠短程硝化反硝化污泥作為接種污泥, 啟動厭氧氨氧化反應器, 在系統啟動穩定后, 逐漸提高系統氮負荷, 使之貼近滲濾液原水的氨氮濃度.通過考察系統長期運行下脫氮效能及微生物群落變化, 以期為垃圾滲濾液等高氨氮廢水脫氮的實際工程應用提供相關實驗基礎和技術支持.

  1 材料與方法

 1.1 實驗裝置

  本研究中采用UASB反應器進行厭氧氨氧化小試, 實驗裝置如圖 1所示.反應器采用有機玻璃制作, 反應區內徑6 cm, 高度40 cm, 有效容積為1 L.反應器整體置于遮光保溫的環境中, 利用帶溫度控制的循環水浴裝置保持溫度在30~35℃.原水通過蠕動泵以連續流形式進入反應器底部, 通過污泥層后再經反應器頂端的三相分離器實現泥、水、氣分離, 最后在頂端溢流出反應器進入出水池.

  圖 1





圖 1 實驗裝置示意

  1.2 實驗用水

  本研究采用模擬垃圾滲濾液廢水, 其中NH4+-N和NO2--N分別由NH4Cl和NaNO2按需添加.其余主要成分為:NaHCO3 (1 250 mg·L-1), MgSO4·7H2O (300 mg·L-1), KH2PO4(100 mg·L-1), CaCl2·H2O (4.3 mg·L-1), 微量元素濃縮液Ⅰ(1.25 mL·L-1)和微量元素濃縮液Ⅱ (1.25 mL·L-1).微量元素濃縮液Ⅰ組成為:EDTA (5 000 mg·L-1), FeSO4 (5 000 mg·L-1).微量元素濃縮液Ⅱ組成為:EDTA (1 000 mg·L-1), H3BO4 (14 mg·L-1), MnCl2·4H2O (990 mg·L-1), ZnSO4·7H2O (430 mg·L-1), NiCl2·6H2O (190 mg·L-1), NaSeO4·H2O (210 mg·L-1), NaMoO4·2H2O (220 mg·L-1).

  1.3 接種污泥

  厭氧氨氧化系統中接種的污泥取自某垃圾填埋場滲濾液處理車間中的短程硝化反硝化池.該污泥的MLSS、MLVSS質量濃度分別為5 396 mg·L-1和3 342 mg·L-1, 顏色呈棕黃色.

  1.4 分析項目和方法

  實驗期間定期采樣, 水樣沉淀30 min后取上清液用0.45 μm微孔濾膜過濾, 再測定相關水質指標。 NH4+-N:納氏試劑分光光度法;NO2--N:N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3--N:紫外分光光度法;MLVSS/MLSS:重量法. pH值由pH計(JENCO 3675, 美國)測定, DO含量采用溶解氧儀(JENCO 6308DT, 美國)檢測.

  微生物群落多樣性的樣品分別取自接種后第50 d和250 d反應器內的混合污泥.利用Illumina MiSeq PE300測序平臺對樣品中的16S rRNA局部區域進行高通量的擴增子測序, 完成微生物群落結構及多樣性研究.包括DNA提取、PCR擴增、MiSeq文庫構建和MiSeq測序.

  2 結果與討論

 2.1 厭氧氨氧化系統啟動

  根據脫氮規律, 可將UASB反應器內厭氧氨氧化的啟動分為3個階段(圖 2):菌體自溶階段、活性遲滯階段和活性提高階段.在整個啟動期內, 反應器內保持HRT=12 h.進水總氮濃度從菌體自溶階段的70 mg·L-1(NO2--N:NH4+-N=1:1);逐漸提升至活性遲滯階段的100、150和200 mg·L-1, NO2--N:NH4+-N比值保持1:1;在活性提高階段, 對進水總氮濃度進行300、350、400、450和500 mg·L-1的推進(NO2--N:NH4+-N=1.2:1).每個負荷階段在系統出水氨氮或亞硝酸鹽氮的濃度穩定低于10 mg·L-1后, 進入下一階段.

  圖 2



圖 2 UASB厭氧氨氧化反應器啟動及長期運行性能(1~250 d)

  2.1.1 菌體自溶階段

  由于接種的短程硝化反硝化原污泥中有較多的氨氧化細菌和反硝化異養菌, 對反應器內黑暗且厭氧的新環境極為敏感而發生自溶解, 釋放出氨和有機物.所以反應器啟動初期(1~4 d)出水NH4+-N濃度高于進水NH4+-N濃度, 接種污泥中的反硝化菌消耗NO2--N和NO3--N, 利用菌體自溶提供的有機物進行反硝化脫氮反應.但隨著菌體自溶強度減弱, 厭氧氨氧化細菌活性逐漸變強, 反硝化作用由于反硝化菌缺少有機物和反應底物而逐漸減弱, 因此出水NO2--N濃度出現上升情況.在第11~12 d時, 出現了出水NO2--N濃度高于進水的情況.第13 d時, 系統出水NH4+-N濃度和NO2--N濃度均低于進水值, 可認為此時菌體自溶的高峰期已過, 系統開始脫離短程硝化反硝化狀態.

  2.1.2 活性遲滯階段

  由于此階段(14~69 d)進水總氮負荷的逐漸增加, 且反應器內厭氧氨氧化菌的活性也有明顯增強.負荷每一次提升后, 由于初期微生物對環境的改變還未適應, 致使脫氮效率短暫降低, 但經過10 d左右NH4+-N和NO2--N的去除率即可達到80%以上, 對應總氮去除負荷也隨之增大.系統的容積氨氮去除負荷、容積亞硝酸鹽氮去除負荷、容積總氮去除負荷分別由第14 d的33.53、37.89和71.42 mg·(L·d)-1, 達到了第69 d的175.27、159.09和334.36 mg·(L·d)-1, 提升倍數分別為4.2、3.2和3.6.這一變化規律與汪瑤琪等的研究相一致, 在反應器容積負荷提高的同時, 氮素去除負荷也對應地提高.

  待負荷提高后氮素去除達到穩定, 計算系統中亞硝酸鹽氮去除量/氨氮去除量(ΔNO2--N/ΔNH4+-N)和硝酸鹽氮生成量/氨氮去除量(ΔNO3--N/ΔNH4+-N)的平均值.當系統容積負荷提高時, 氮素去除比例也隨之發生變化.由圖 3和圖 4可知, 系統ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N平均值從啟動初期的波動狀態逐漸趨于穩定.其中, ΔNO3--N/ΔNH4+-N由2.37(第14 d)基本穩定至本階段后期的0.30左右.此時系統內的短程硝化反硝化反應逐漸減弱, 厭氧氨氧化反應已經較為穩定, 且已經占據主導地位, 系統且具有了一定的脫氮能力.

  圖 3



圖 3 UASB厭氧氨氧化反應器第1~149 d的亞硝酸鹽氮去除量/氨氮去除量 

  圖 4



圖 4 UASB厭氧氨氧化反應器第1~149 d的硝酸鹽氮生成量/氨氮去除量 F  

2.1.3 活性提高階段

  雖然系統進水已經通過曝氮氣脫氧至DO < 0.2 mg·L-1, 但反應器連續進水過程中難免會有溶解氧的增加, 系統內不可避免地會存在硝化反應.考慮到系統內并不是單一的進行厭氧氨氧化反應, 未被厭氧氨氧化反應消耗的基質會被系統中存在的硝化細菌所消耗, 且系統內可能對厭氧氨氧化菌產生抑制的有機物可以被反硝化菌消耗, 因此, 將此階段的進水NO2--N/NH4+-N值調整為1.2左右, 略低于厭氧氨氧化反應中的理論值1.32.

  此階段(70~149 d)系統內NH4+-N和NO2--N實現同步高效去除(圖 2), 脫氮效果良好, 系統平均NH4+-N去除率為91%, 平均NO2--N去除率為92%.從圖 3和圖 4可看出, 將進水NO2--N/NH4+-N比值進行調整之后, 系統的ΔNO2--N/ΔNH4+-N平均值(1.22)及ΔNO3--N/ΔNH4+-N平均值(0.26)接近厭氧氨氧化反應的理論值1.32和0.26.對于不同的接種污泥、原水水質和實驗方法, 學者們啟動成功的厭氧氨氧化反應器具有不同的ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N, 主要因為不同的條件下, 系統內與厭氧氨氧化共存的反應不同所致[19].

  第149 d時, 系統的容積氨氮去除負荷、容積亞硝酸鹽氮去除負荷、容積總氮去除負荷分別為442.09、536.24和978.33 mg·(L·d)-1, 與第70 d時的200.08、254.39和454.46 mg·(L·d)-1相比均提高了1倍以上.可見此時UASB反應器的厭氧氨氧化特性已經全部顯現, 由此判斷厭氧氨氧化系統啟動成功.

  2.2 HRT調整

  在保證厭氧氨氧化系統運行穩定的前提下, UASB反應器內ANAMMOX啟動成功后第150 d時, 對反應器的HRT進行梯度調整, 保持進水TN濃度和NO2--N/NH4+-N比值不變.與此同時, 系統的進水總氮負荷得到提升, 也使反應器上部的污泥可以獲得足夠的反應基質, 促進系統成熟.在第150~250 d, 系統經歷了6個階段的HRT調整, 依次為10、8、6、4、2和3 h.

  由圖 2可見, 每次縮短HRT后, 系統中NH4+-N和NO2--N的出水濃度略有波動, 呈現先上升后下降的趨勢, 但總體上NH4+-N去除率和NO2--N去除率均在80%以上, 系統的去除效果相對穩定.在HRT為10、8、6和4 h時, 系統的容積總氮平均去除速率分別達到了1 123.63、1 409.85、1 890.62和2 748.69 mg·(L·d)-1.但是當HRT調到2 h時, 系統NH4+-N和NO2--N的出水濃度明顯上升, 處理效果出現惡化趨勢. NH4+-N去除率和NO2--N去除率處于持續下降的狀態, 均降至70%以下.盡管此時系統的TN去除率有一定的提高, 但是容積總氮去除負荷隨著系統的惡化而下降至3 887.03 mg·(L·d)-1.由于系統內存在與厭氧氨氧化共存的反硝化反應, 隨著HRT的逐漸縮短, 厭氧氨氧化對脫氨的貢獻率降低.魏琛等的研究也證明系統HRT過短會導致含氮污染物去除不完全.

  第203 d時將反應器的HRT調回至3 h, 以避免系統繼續惡化.隨后, 系統的脫氮性能得到逐漸恢復, 氮去除率達到80%以上.隨著反應的繼續運行, 系統的進水總氮容積負荷提高到4 000.00 mg·(L·d)-1, 接近垃圾滲濾液原水的氮濃度, 容積總氮平均去除負荷達到3 885.76 mg·(L·d)-1, NH4+-N和NO2--N的平均去除率均達到95%以上.系統脫氮效果較好且穩定.具體聯系污水寶或參見http://www.dvhy.net更多相關技術文檔。

  2.3 系統中微生物群落結構分析

2.3.1 系統微生物群落多樣性變化分析

  本實驗中選取的污泥樣品分別來自低負荷啟動初期(50 d)與高負荷穩定運行期(250 d)時的系統, α多樣性參數分析結果如表 1所示. α多樣性統計中Chao1指數和OTUs指數是表征菌群豐富度的關鍵指標, 指數值越高表明物種數越多.與啟動初期相比, 系統在完全成熟的反應后期時Chao1指數和OTUs數有所下降, 可見隨著反應器負荷的不斷提高, 微生物種類呈現下降趨勢. Simpson指數和Shannon指數受樣品群落中物種豐富度和物種均勻度的影響, 可用來表征菌群的多樣性.群落多樣性越高, 則Simpson指數越大;而Shannon指數越高則表明群落復雜程度越大.由表 1數據可見, 250 d時的樣品Shannon指數減小, Simpson指數也同步地減小, 即在系統穩定運行后期, 污泥群落結構復雜性降低, 優勢菌群比例增大.



  表 1 樣品的α多樣性參數    

2.3.2 微生物群落門水平結構分析

  對各樣品進行門水平上的分析, 探究不同時期系統中微生物群落組成情況, 統計結果見表 2.在啟動初期和完全成熟的反應后期, 系統中微生物群落結構的多樣性比較豐富.系統微生物在門水平上主要有浮霉菌門(Planctomycetes)、變形菌門(Proteobacteria)、綠菌門(Chlorobi)、、綠彎菌門(Chloroflexi)和擬桿菌門(Bacteroidetes)等, 其中脫氮功能菌主要有浮霉菌門和變形菌門.

  表 2 微生物群落的相對豐度(門水平)



  厭氧氨氧化菌主要屬于浮霉菌門.由表中數據可知, 隨著厭氧氨氧化反應器的成功啟動和穩定運行, 浮霉菌門豐度大幅提高, 在第250 d時豐度達到54.94%.對應反應器的氨氮和亞硝酸鹽氮平均去除率均達到95%以上, 與微生物變化規律相一致.反硝化菌屬在門水平上屬于變形菌門和擬桿菌門, 他們的豐度在第250 d時較第50 d時明顯減少.異養菌所屬的綠彎菌門豐度變化不大.綠菌門的豐度則從30.51%減少到10.87%.可見在系統啟動后的長期穩定運行條件下, 微生物群落結構發生了顯著變化, 厭氧氨氧化菌得到了富集.

  2.3.3 脫氮相關的微生物群落屬水平結構分析

  為了對反應器內的脫氮功能菌進行詳細分析, 在16S rRNA高通量測序所得的數據當中, 挑選出與系統脫氮相關的主要菌屬進行分析比對(表 3).從啟動初期到系統完全成熟的反應后期運行過程中, 系統中的脫氮功能菌主要有厭氧氨氧化細菌、反硝化細菌、氨氧化細菌(AOB)和亞硝氮氧化細菌(NOB), 這證實了該反應系統是一個同時具有厭氧氨氧化、硝化和反硝化的綜合脫氮系統.

  表 3 脫氮相關的微生物群落序列數及相對豐度(屬水平)



  在第50 d和250 d時, 厭氧氨氧化菌屬的相對豐度分別為1.97%和49.70%.在運行中, 厭氧氨氧化菌得到了很好地富集, 可知厭氧氨氧化為系統脫氮的主要途徑.雖然進水中含有少量未能完全消除的溶解氧, 這為AOB菌屬的存活提供了條件, 但厭氧氨氧化細菌在反應過程中的大量增殖, 使得AOB菌在基質爭奪上處于劣勢.因此, AOB菌屬的相對豐度由0.27%(第50 d)減弱為0.03%(第250 d).而NOB菌屬在第250 d的相對豐度僅為0.01%以下, 最終被淘汰出本系統.由于反硝化細菌可以在厭氧條件下利用細菌死亡釋放的有機物發生反硝化反應, 因此反硝化菌屬的相對豐度較為穩定, 由0.37%(第50 d)增至0.88%(第250 d), 僅有小幅增加.這種情況可能是作為一種好氧反硝化細菌如Diaphorobacter屬, 可以消耗反應器中殘留的溶解氧, 從而提升厭氧氨氧化系統的脫氮能力.

  目前研究的厭氧氨氧化菌共有5個菌屬, 屬于浮霉菌門.本系統中浮霉菌門檢測到了Candidatus Kuenenia、Candidatus Jettenia和Candidatus Brocadia屬等.隨著系統的負荷提高和穩定運行, Candidatus Kuenenia屬的富集程度最為明顯, 其相對豐度由第50d的1.97%增至250 d的49.66%.而第250d時, Candidatus Jettenia和Candidatus Brocadia屬的相對豐度僅為0.03%和0.01%以下, 數量極微.這是由于本實驗的UASB厭氧氨氧化系統進水中含有大量亞硝酸鹽, 而Candidatus Brocadia屬對亞硝酸鹽的存在極為敏感, 因此該菌屬難以富集成功.與Candidatus Kuenenia屬相比, Candidatus Brocadia屬對反應基質的親和力和耐受性都差得多.

  在經歷了250 d的運行過程之后, UASB厭氧氨氧化系統內生物多樣性呈現逐漸減少的現象, 結合門水平和屬水平上的群落結構分析, 說明了系統內厭氧氨氧化細菌成功富集, 為系統內的優勢群落, 而接種污泥中的硝化細菌和其他微生物均有明顯減少, 降低了對系統厭氧氨氧化性能的抑制影響.

  3 結論

  (1) 以短程硝化反硝化污泥為UASB厭氧氨氧化工藝的接種污泥, 以人工配水的方式, 系統在149 d成功啟動了厭氧氨氧化.后期階段通過縮短HRT方式提高負荷, 進水總氮容積負荷達到4 000.00 mg·(L·d)-1, 接近垃圾滲濾液原水的氮濃度.總氮容積平均去除速率達到3 885.76 mg·(L·d)-1, 系統氨氮和亞硝酸鹽氮的平均去除率均超過95%.說明本系統已經可以穩定且長期運行厭氧氨氧化, 在短程硝化反硝化基礎上耦合厭氧氨氧化實現垃圾滲濾液深度處理的升級改造工藝具有可行性.

  (2) 經過250 d的運行之后, 系統中生物多樣性逐漸減少, 厭氧氨氧化細菌占據了主要菌群的位置.在門水平上厭氧氨氧化主要菌群為Planctomycetes, 其相對豐度達到了54.94%.在屬水平上Candidatus Kuenenia為厭氧氨氧化主要菌屬, 其相對豐度達到了49.66%.(來源:環境科學 作者:趙晴)

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