厭氧-好氧-缺氧SBBR 工藝對垃圾滲濾液深度脫氮處理的試驗

房新昌,馬 良,田彬彬,王 凱,*

(1.山東建筑大學市政與環(huán)境工程學院,山東濟南 250000;2.山東國辰實業(yè)集團有限公司,山東濟南 250305)

垃圾的衛(wèi)生填埋過程、垃圾焚燒廠和垃圾中轉站都會產生大量的垃圾滲濾液。 由于垃圾的成分十分復雜,垃圾滲濾液成分復雜,通常含有重金屬和高濃度的有機物和大量的氨氮[1-4]。 目前,垃圾滲濾液的處理主要集中在生物處理、物化處理和組合工藝等方面,其中生物處理是核心處理方法。 傳統(tǒng)的廢水處理對垃圾滲濾液總氮(TN)的去除效果較差[5]。 如何通過生化方法實現對滲濾液進行深度脫氮是目前垃圾滲濾液處理的主要挑戰(zhàn)之一。 Wang 等[6]在處理進水NH+4-N 和CODCr質量濃度分別為1 100 mg/L 和6 000 mg/L 的實際垃圾滲濾液時,采用了改良工藝序批式反應器(SBR),SBR 通過內源反硝化(ED)使整個系統(tǒng)最終TN 去除率達到了95%。 然而,這個工藝的周期需要很長時間。 主要原因是反硝化細菌為兼性細菌,在曝氣硝化的過程中消耗了體內儲存的大量內碳源,影響了后續(xù)的ED 效率。 如果增加反硝化細菌在硝化結束后的內碳源含量,則可以有效提高滲濾液的TN 去除效率。 相關學者[7-8]研究還發(fā)現,聚羥基脂肪酸酯(PHA)在同步硝化反硝化(SND)過程中起著至關重要的作用。 研究人員[9]通過在SBR 曝氣過程中減少溶解氧(DO)濃度來改善系統(tǒng)的SND。 但是,較低的DO 濃度影響SBR的硝化效率,系統(tǒng)整體的脫氮效率相比傳統(tǒng)工藝相差不大。 序批式生物膜反應器(SBBR)是在SBR 中添加生物填料的過程,可以增強SND 的能力。 同時,填料的存在也可以保護反硝化菌內部碳源,提高ED 的效果。

本試驗研究了SBBR 在厭氧-好氧-缺氧模式下處理滲濾液的啟動和馴化情況,探討了該工藝對滲濾液有機物和TN 的去除情況,將SBBR 和SBR一個周期內的污染物去除情況和周期時長進行了比較,同時對其微生物進行了高通量分析,分析了微生物群落結構的差異。

1 試驗材料和方法

1.1 試驗裝置和運行模式

SBBR 和SBR 的工作體積均為18 L,均包裹在加熱帶中,使用溫控設備將反應器溫度控制在 25(±1)℃。 曝氣系統(tǒng)通過氣泵產生氣體,并通過空氣流量計調節(jié)曝氣量。 反應器底部安裝曝氣裝置,曝氣時DO 質量濃度保持在2.0～4.0 mg/L。

SBBR 中使用比表面積為348 m2/m 的繩狀填料,添加比例約為25%。 本試驗反應器的操作模式為進水-厭氧攪拌-曝氣硝化-缺氧攪拌-沉淀排水(圖1)。 滲濾液在5 min 內加入到反應器內,厭氧攪拌1 h。 使用“氨谷點”“DO 突躍點”“硝酸鹽膝”確定硝化和反硝化過程的終點。 沉降時間為0.5 h,排水比分別為5 ∶18。

圖1 SBR 和SBBR 的運行模式Fig.1 Operation Mode of SBR and SBBR

1.2 垃圾滲濾液和種污泥

種污泥取自我國濟南某生活污水處理廠二沉池,混合液懸浮物(MLSS)質量濃度為4 650 mg/L,混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)質量濃度為 2 170 mg/L,污泥沉降比(SV30) 為33,污泥體積指數(SVI)為78 L/mg。

垃圾滲濾液收集自我國濟南某垃圾填埋場,根據取水地點的不同分為早期和晚期。 前期試驗采用低C/N 的晚期滲濾液加自來水稀釋,后期采用早期晚期混合滲濾液調節(jié)C/N 并用自來水稀釋,最終全部采用滲濾液原液。 試驗不同階段所用滲濾液的具體水質如表1 所示。

表1 試驗期間反應器的進水水質Tab.1 Influent Quality of Reactor during Experiment

1.3 分析方法

1.4 高通量測序和功能分析

采集第127 d 的SBBR 污泥和生物膜混合樣品以及SBR 污泥樣品。 所有樣品均儲存在-80 ℃下并通過干冰運輸至公司。 高通量測序由Noogene Co., Ltd.(中國北京)進行。 使用GraphPad Prism 8.0 軟件進行數據分析。 數據表示為一式三份的平均值。 使用t檢驗分析每組的差異,p<0.05 表示有統(tǒng)計學意義。

2 結果和討論

2.1 SBBR 處理垃圾滲濾液的啟動與馴化

垃圾滲濾液的氨氮負荷比生活污水高約20 倍,對生活污水處理廠二沉池收集的種泥具有一定毒性。 因此,第一階段垃圾滲濾液氨氮負荷被稀釋為約等于生活污水。 如圖2(a)所示,前4 d 進水氨氮質量濃度為60 mg/L,連續(xù)3 d 出水氨氮質量濃度<2 mg/L,表明硝化細菌活性良好。 第5 d 增加進水氨氮濃度,穩(wěn)定硝化后進水負荷增加50%(3～5 d 內出水氨氮濃度變化小于5%視為穩(wěn)定硝化)。 第37 d,當進水增加至330 mg/L 時,系統(tǒng)仍保持較高的氨氮去除率。 曝氣后NO-3-N 質量濃度為146 mg/L,出水氨氮質量濃度僅為2.7 mg/L[圖2(b)]。

圖2 SBBR 馴化期間的氮素、C/N 以及TN 去除率變化Fig.2 Changes of Nitrogen, C/N and TN Removal Rate during SBBR Acclimation

由圖2(b)可知,本階段滲濾液C/N 較低,因此,一期結束時出水NO-3-N 質量濃度為219 mg/L,反硝化效果較差。 但硝化細菌的數量和活性較強,出水氨氮質量濃度始終<2.8 mg/L。

在第二階段,通過混合早期和晚期的垃圾滲濾液,C/N 保持在4.9 ∶1。 進水氨氮質量濃度在46 ～57 d 保持在330 mg/L。 由于C/N 的增加,TN 去除率從第一階段結束時的31.8%迅速增加到此后5 d的90%。 而且出水NO-3-N 質量濃度從211 mg/L 迅速下降至30 mg/L,表明反硝化能力得到了極大的提高。 此階段結束時,進水氨氮質量濃度為800 mg/L 時,TN 去除率達到98.4%,出水TN 質量濃度較低,為12.1 mg/L。

第三階段,試驗采用未稀釋的垃圾滲濾液原液作為進水,氨氮質量濃度為1 200 mg/L。 經過短暫的小幅波動后(85 d 后),TN 去除率仍大于97%。該反應器已運行120 d,實現了垃圾滲濾液原水穩(wěn)定、深度的脫氮處理,出水TN 質量濃度始終保持在20 mg/L 以下。

2.2 SBBR 和SBR 典型周期中各污染物的變化規(guī)律

系統(tǒng)滿負荷運行穩(wěn)定后,分析典型周期中各污染物的變化規(guī)律,并對實驗室同時運行的SBR 反應器的性能進行比較(同等進水條件下)。

本次周期采用原垃圾滲濾液,進水氨氮和CODCr質量濃度分別為1 200 mg/L 和7 760 mg/L。由于系統(tǒng)不排放污泥,脫氮主要通過SND、ED 和微生物同化進行。

在硝化反應結束時,出現“DO 跳躍點”[圖3(c)的a,a']和pH 拐點“氨谷點”[圖3(c)的b,b']。 SBBR 和SBR 硝化時間分別為405 min 和315 min。 盡管SBBR 硝化時間較長,但反應過程中并未形成NO-3-N,且TN 質量濃度(126.72 mg/L)比SBR的TN 質量濃度(159.43 mg/L)低。 這可能是生物膜的存在增加了系統(tǒng)中亞硝化單胞菌(AOB)和反硝化細菌的數量,從而導致更完整的短程硝化作用和更徹底的SND。 SBBR 中SND 的份額也較高,去除率達到67%。 與之相對比,SBR 反應器的SND 去除率僅為41%。

圖3 一個典型周期內CODCr、氮素以及參數的變化Fig.3 Changes of Nitrogen, CODCr, and Other Parameters in a Typical Cycles

ORP 可以反映系統(tǒng)中氧化態(tài)氮的含量。 當硝酸鹽還原為0 時,在氧化還原時間曲線中觀察到“硝酸鹽拐點”,這被認為是反硝化結束的標志。SBBR 和SBR 的“硝酸鹽拐點”出現在825 min[圖3(c)的c]和1 170 min[圖3(c)的c'],缺氧反硝化時間分別為420 min 和855 min。 圖3(a)和圖3(b)顯示,在厭氧攪拌過程中,兩個反應器的CODCr顯著下降,表明活性污泥吸附了大量的有機物。 而且,該階段有機物的吸附也為后續(xù)缺氧階段的ED 提供了基礎。 好氧階段結束時,可降解的CODCr被消耗,而缺氧階段的TN 繼續(xù)下降,表明反硝化細菌正在利用內部碳源進行反硝化。 相比之下,SBBR 的整個周期時間為13.75 h,比SBR 的19.5 h 短,周期時間提高了約29%。 綜上,兩組反應器在對滲濾液進行處理時一共有兩個主要差異:1) SND 在SBBR中的效果較高,硝化結束時系統(tǒng)TN 濃度較低;2)ED 階段SBBR 和SBBR 反硝化效果不同。 硝化結束時,SBBR 中的TN 質量濃度約為125 mg/L,需要7 h 完成脫氮。 基于SBR 通過ED 觀察到的TN 去除125 mg/L 需要12 h,比SBBR 長約5 h。 這表明生物膜的存在保護了曝氣階段SBBR 中部分反硝化細菌的內部碳源,提高了系統(tǒng)的ED 效率。

2.3 污泥和微生物特性分析

2.3.1 MLSS 和SVI 變化

SBBR 和SBR 的初始MLSS 質量濃度分別為3 850 mg/L 和4 060 mg/L。 在第一階段,由于進水CODCr較低,活性污泥緩慢增加。 第二階段以后,進水CODCr明顯增加,伴隨著兩組反應器的污泥濃度增加迅速。 到第三階段開始時,兩個反應器的MLSS 質量濃度升至9 328 mg/L 和8 102 mg/L。 污泥馴化結束時,MLSS 質量濃度分別達到14 958 mg/L 和14 219 mg/L,SVI 分別為59 L/mg 和62 L/mg。 厭氧-好氧-缺氧運行模式下,污泥沉降能力非常強。 因此,雖然系統(tǒng)的MLSS 很高,但泥水分離效果仍然很好,并且出水依然很清澈。 較高的污泥濃度大大提高了系統(tǒng)的脫氮效率。

2.3.2 不同反應器的微生物群落對兩個樣本組進行測序時, 總共獲得了51 888.97 Mbp 的原始數據,每個樣本約包含8 648.16 Mbp 的讀數。 共獲得51 577.08 Mbp 的干凈數據,平均8 596.18 Mbp,樣本采集后生成3 011 743 666 bp 的Scaftigs。 單一和混合組裝的Scaftigs(≥500 bp)均通過MetaGeneMark(V2.10,http:/ /topaz.gatech.edu/GeneMark/)軟件預測開放閱讀框(ORF),獲得4 494 604 個ORF(平均642 086)。 隨后通過冗余得到了2 529 322 個ORF,總長度為1 556 Mbp。 完整基因數為736 365 個,占29.11%。 使用blastp 將非冗余(NR)基因目錄與MicroNR 數據庫(版本2018-01-02,https:/ /www.ncbi.nlm.nih.gov/)進行比對,并使用LCA 算法軟件驗證序列的物種注釋信息。 屬和門注釋比例分別為46.16%和63.62%。

這兩個反應器的微生物群落如圖4 所示。 在門水平上,9 個相對豐度的門在SBBR 中占比>1%,在SBR 中共7 個相對豐度的門占比>1%[圖4(a)]。由于填料為微生物提供了更多的生長空間,在相同的反應器體積內,相同水力停留時間下獲得了更高的生物量,提高了其抗負荷沖擊能力[11-12]。 SBBR中發(fā)現的最主要門是變形菌門(Proteobacteria)(26.43%),其次是綠彎菌門(Chloroflexi)(20.47%)、浮霉菌門(Planctomycetes) (14.98%)、放線菌門(Actinobacteria)(10.42%)、厚壁菌門(Firmicutes)(2.74%)、Candidatus levybacteria (2.05%)、疣微菌門(Verrucomicrobia) (1.22%)、酸桿菌門(Acidobacteria) (1.10%) 和 Candidatus saccharibacteria (1.04%)。據報道[13-14],變形菌是大部分污水廠的優(yōu)勢菌群,主要參與脫氮除磷和去除有機物。 在厭氧環(huán)境中,綠彎菌門可以降解復雜的聚合物[15]。 這兩個廣泛存在于活性污泥中的門在兩個反應器中也具有較高的相對豐度,其中綠彎菌門在SBR 中的比例(28.53%)高于SBBR 中的比例(20.47%),這意味著添加填料減輕了膨脹。 與這兩個門一起,浮霉菌也被報道為脫氮過程中的關鍵參與者,它被記錄為兩個反應器中第三豐富的門,均約占 15%。 放線菌不僅可以利用簡單的化合物,還可以同時利用復雜的有機化合物,包括從垃圾滲濾液中去除氮[16]。

圖4 不同反應器中微生物種群Fig.4 Microbial Community of Different Reactors

值得注意的是,兩個反應器的微生物群落發(fā)生了顯著變化。 因此,本研究還比較了相對豐度排名前35 位的屬水平微生物群落結構。 在圖4(b)中,屬于綠彎菌門的Candidatuspromineofilum是SBR 中最主要的屬,占17.553 8%,但在SBBR 中僅占7.581 2%。 圖4(b)所示 SBBR 中排名前 35 的屬沒有絕對優(yōu)勢屬,這說明SBBR 中菌群更加豐富,深度脫氮是多種菌群協(xié)同作用的結果。Thauera和Paracoccus屬于變形菌門,可以同時去除碳和氮,并且在 SBBR 中含量很高,分別約為3.93% 和2.76%[13]。Pirellula( 1.998 4%)、Blastopirellula(1.378 7%)和Rhodopirellula(1.187 4%) 在SBBR中的浮霉菌群落中占主導地位,能夠進行碳水化合物發(fā)酵。Pirellula、Blastopirellula、Thauera、副球菌、Leucobacter和Thermogutta是維持這兩個系統(tǒng)的先進反硝化的菌屬。 SBBR 中硝化螺旋菌(NOB)的生長受到抑制,僅占0.05%,AOB 相對豐度為0.37%,保證了系統(tǒng)能夠積累亞硝酸鹽。 相比之下,SBR 中NOB 的豐度為0.32%,與引起硝酸鹽出現的AOB(0.31%)相當。

3 結論

(1)SBBR 處理進水氨氮質量濃度為1 200 mg/L,CODCr質量濃度為7 760 mg/L 的垃圾滲濾液,經過85 d 的啟動與馴化,可以在不添加任何碳源的條件下,TN 去除率>97%。

(2)與SBR 相比,在相同的運行模式下,填料的添加提供了更加缺氧的微環(huán)境,提高了SND 去除率,硝化結束時SBBR 的TN 濃度相比SBR 更低,同時將周期時間相比SBR 縮短了29%。

(3)高通量檢測顯示,SBBR 中的優(yōu)勢門是變形菌,其次是綠彎菌門、浮霉菌門和放線菌門。 SBR 中的優(yōu)勢門為綠彎菌,其次是變形菌門、浮霉菌門和放線菌門。 在菌屬層面,Candidatuspromineofilum是SBR 中最主要的屬,約占17.55%,但在SBBR 中僅約占7.58%,SBBR 中排名前 35 的屬沒有絕對優(yōu)勢屬。

垃圾滲濾液的深度脫氮是目前滲濾液達標排放的難點之一。 本研究采用SBBR 處理實際垃圾滲濾液實現了深度脫氮,同時,脫氮效率相比傳統(tǒng)的SBR工藝有了較大的提高。 同時文章從微觀層面解釋了SBBR 相比SBR 脫氮效率高的原因。 本文的研究結果為垃圾滲濾液實現TN 達標排放提供了有效的思路。