实际垃圾渗滤液短程生物脱氮的常温实现及低温维持

孙洪伟,郭 英,彭永臻,谢红刚 (.兰州交通大学环境与市政工程学院,甘肃 兰州 70070；.北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京 004；.大连市市政设计研究院有限责任公司,辽宁 大连 60)

实际垃圾渗滤液短程生物脱氮的常温实现及低温维持

孙洪伟1,2*,郭 英1,彭永臻2,谢红刚3(1.兰州交通大学环境与市政工程学院,甘肃 兰州 730070；2.北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京 100124；3.大连市市政设计研究院有限责任公司,辽宁 大连 116011)

采用单级UASB-SBR生化系统处理实际垃圾渗滤液,主要考察了常、低温条件下,该生化系统短程生物脱氮的长期稳定性,同时研究了SBR内短程硝化的实现机理及微生物种群特性.598d试验结果表明:单级UASB-SBR生化系统对渗滤液内COD,NH4+-N和TN的去除率分别为92.0%,99.2%和98.0%以上,实现渗滤液内有机物和氮的深度去除.经过116d运行,SBR系统实现了短程硝化,亚硝积累率(NAR)达到90%以上,此后稳定运行,成功跨越2个冬季,15℃以下共计171d,最低温度为10.2℃.游离氨(FA)和过程控制的协同作用是实现与维持SBR内短程硝化的决定因素.荧光原位杂交(FISH)技术检测表明:氨氧化菌(AOB)已经成为 SBR硝化菌群中的优势菌属.扫描电子显微镜(SEM)检测表明:AOB菌属以活椭球状亚硝化球菌属(Nitrosococcus)和杆状亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)为主.

垃圾渗滤液；短程硝化；AOB和NOB；FISH和SEM

在处理含高浓度有机物和高氨氮垃圾渗滤液时,通常采用“厌氧生物-好氧生物”组合工艺.其原因在于:厌氧生物法由于具有能耗低,污泥产量少,有机负荷高以及产生可利用资源(沼气)等优势,因此可作为预处理工艺去除渗滤液内的有机物[1-2].后续采用反应推动力大、运行方式灵活、脱氮效果好等优点的SBR工艺,可实现氮的深度去除.

Voets等[3]处理高氨氮浓度废水研究中首次提出了短程生物脱氮技术以后,该技术迅速成为国内外研究热点.与全程生物脱氮相比,具有以下优点:可节约 25%左右的需氧量,降低能耗;减少约 40%的有机碳源;反硝化速率可提高约63%左右;污泥产量减少 50%;反应器容积减少30%～40%左右[4-5].短程硝化的实现方法较多,主要包括温度、pH值、游离氨(FA)、溶解氧(DO)、过程控制、污泥龄(SRT)和投加抑制剂等,这些方法基本是利用氨氧化菌(AOB)和亚硝化酸盐氧化菌(NOB)的生理特性差异,人为控制有利于AOB增殖的环境条件,从而抑制 NOB增殖或活性[5].

温度是影响短程硝化的重要因素之一,不同学者研究获得实现短程硝化的温度也不尽相同.Balmelle等[6]认为实现短程硝化的最佳温度为 25℃.Hyungseok等[7]发现实现短程硝化的最佳温度为22～27℃.高景峰等[8]研究表明28～29℃是实现稳定短程生物脱氮的临界温度.Hellinga等[9]对SHARON工艺评价认为:在35℃的条件下易于实现短程硝化.

本试验采用单级UASB-SBR工艺处理实际垃圾渗滤液,考察SBR系统内短程硝化的长期稳定性;建立低温条件下SBR系统实现并维持短程硝化的途径及方法;基于荧光原位杂交(FISH)技术和扫描电子显微镜(SEM)对硝化菌群特性进行分析.

1 材料与方法

1.1 试验水质及接种污泥

试验所用垃圾渗滤液取自北京六里屯垃圾填埋场,水质特征:COD 1038～13813mg/L;TN 1065～2500mg/L;NH4+-N 890～2360mg/L;碱度5000～11000mg/L.

UASB接种的厌氧颗粒污泥,取某啤酒污水处理厂.SBR接种污泥取自本实验室处理生活污水氧化沟内活性污泥.

1.2 试验装置及运行方式

单级UASB-SBR生化系统试验装置如图1所示.原水水箱由不锈钢制成,容积为 50L.UASB反应器的材质为有机玻璃,有效容积为 1.5L.SBR反应器由有机玻璃构成,有效容积为 12L,采用鼓风曝气,SBR在室温下运行.渗滤液从原水水箱与回流的SBR硝化出水一起进入UASB反应器.经UASB处理的渗滤液进入SBR,完成硝化-反硝化反应及残余有机物的去除.为了达到充分利用原水的有机碳源及对原水进行稀释 2个目的.SBR采用两种模式交替运行:模式 A:静态进水→曝气反应→静沉→上清液回流.模式 B:静态进水→曝气反应→缺氧搅拌(投加碳源,甲醇)→静沉、排水.对于A和B两种运行模式,其运行方式和条件相同.模式A在硝化结束后停止曝气,硝化液回流,在UASB反应器内完成反硝化脱氮.模式 B进行硝化和反硝化过程,实现氮的去除.

图1 单级UASB-SBR生化系统示意Fig.1 Schematic diagram of the first-stage UASB-SBR biological system

1.3 试验运行条件

试验共运行598d,分3个阶段,阶段1为全程生物脱氮阶段,阶段 2短程生物脱氮实现阶段,阶段3为稳定短程生物脱氮阶段.SBR运行参数:进水:2min,曝气和缺氧搅拌反应时间采用 DO, ORP,pH 仪实时控制,静沉、硝化上清液回流: 30min,静沉、排水:30min.溶解氧(DO)浓度为1.0～2.5mg/L.污泥浓度(MLSS):2500mg/L,污泥龄(SRT):30d,温度:10.2～32.1℃.UASB 运行参数为:HRT:1d, MLSS:20g/L,SRT:40d.进入UASB的原水和消化液的比例是 1:3,硝化液在原水水箱内的停留时间为24h.

1.4 分析方法

NH4+-N,NO3--N,N-N,COD等水质指标均采用国家规定的标准方法[10].TN采用TN/TOC分析仪(Multi N/C3000,德国耶拿)测定.采用WTW测定仪(pH /Oxi340i,德国WTW)及相应探针监测液相内DO, ORP, pH值.

FISH分析按照Amann 1995年提出的方法进行[11],采用的寡核苷酸探针列于表 1.其中, EUBmix为广谱探针,用于标记全菌.而Nso1225为特异性探针,用于标记 AOB菌属,NIT3和Ntspa662为特异性探针,分别用于标记 NOB菌属中的硝化杆菌(Nitrobacter)和硝化螺菌(Nitrospira).

表1 FISH分析中采用的寡核苷酸探针Table 1 16S rRNA-targeted oligonucleotide probes used

SEM分析按照王晓莲等[12]提供的方法进行.取出污泥样品,清洗后,经 2%～5%戊二醛固定1.5h 后,用磷酸缓冲液清洗 3遍,随后经 50%、70%、80%、90%和 100%乙醇脱水,最后用乙酸异戊酯置换,干燥后,在样品表面镀上一层1500nm厚度的金属膜,采用扫描电镜(HIT ACHI S-4300型,日本)进行观察.污泥样品采用奥林巴斯BX-51及C24040ZOOM数码相机进行微生物相观察.

2 结果与讨论

2.1 有机物和氮去除的长期稳定性

表 2为有机物和氮在系统内的长期去除特性.598d试验表明,有机物和氮在UASB-SBR生化系统内实现了稳定的去除.COD在UASB反应器内去除由厌氧产甲烷和缺氧反硝化 2种生化反应共同完成.UASB出水有机物在SBR反应器中通过好氧生物作用(SBR好氧段)实现进一步去除. 由表2可看出,UASB和SBR对系统有机物去除贡献的大小分别为 78.2%和 13.8%,整个生化系统获得了 92.0%的有机物去除率,实现了深度去除.

对于渗滤液内氨氮,UASB反应器的去除率为 70.1%左右,这部分氨氮不是由于生物降解作用真正被去除,而是由于SBR硝化液回流的稀释作用.借助于SBR的硝化作用实现氮形态的转化(NH4+-N→NOx--N),氨氮被去除.对于氧化态氮,通过UASB及SBR缺氧段的反硝化作用被转化成氮气,从系统中逸出,实现了总氮的去除. UASB-SBR生化系统对NH4+-N和TN的去除率分别为99.2%和98.0%,出水NH4+-N和TN平均值分别低于10mg/L和35mg/L,获得了较高的氮去除率,实现了深度脱氮.

2.2 SBR系统短程硝化的实现及稳定

游离氨(FA)的计算公式如下[13]:

式中:FA为游离氨浓度,mg/L;NH4+-N为氨氮浓度,mg/L;T为温度,℃.

亚硝态氮积累率(NAR)的计算公式为:

表2 单级UASB-SBR生化系统对有机物和氮的长期去除特性Table 2 The long-term removal of organic and nitrogen in single UASB-SBR biological system

图2 SBR内NAR,NO3--N,NO2--N,FA和温度的变化规律Fig.2 Variations of NAR, NO3--N, NO2--N, FA and T in SBR during the experimental period

图2为SBR系统内NAR, NO3--N, NO2--N, FA和温度随时间的变化规律.由图2a可看出,在阶段 1,SBR硝化结束时,出水以 NO3--N 为主, NO2--N浓度较低, NAR平均值为4.5%左右,为全程生物脱氮阶段.在阶段 2,随着运行时间的增加,SBR硝化结束时 NO3--N 浓度逐渐降低, NO2--N浓度逐渐增加,导致NAR迅速上升,从第91d的36.4%升至第116d时的95.5%,为短程硝化实现过程.在阶段 3,SBR硝化结束时出水NO3--N浓度介于0.3～29.5mg/L范围内, 平均值为6.1mg/L,NO2--N浓度介于56.5～165.6mg/L之间,平均值为105.2mg/L,SBR内NAR稳定维持在90%以上,为稳定短程生物脱氮过程.

本试验过程,短程生物脱氮是基于SBR内较高FA抑制NOB活性来实现的.从图2b可看出,在阶段 1,SBR硝化开始时,FA浓度平均值为3.0mg/L,处于较低水平,并未对NOB活性产生抑制作用.从阶段 2开始,随着温度的逐渐升高,FA浓度逐渐增加,介于5.9～54.6mg/L范围内,平均值为23.6mg/L左右,因此对NOB活性产生强烈抑制作用,导致出水NO3--N浓度降低和N-N浓度升高,从而实现了亚硝态氮累积.

需要指出的是,在阶段3,当SBR反应器在低温条件下运行时,短程硝化未被破坏,NAR仍然维持在90%以上,并成功跨越2个冬季,15℃以下共计 171d,最低温度为 10.2℃.这主要是由于UASB和SBR系统内充分的反硝化为SBR硝化过程提供了充足的碱度,获得了较高 pH值水平(通常情况下8.5左右),使FA浓度维持在10mg/L左右,保持了对NOB的抑制作用.

2.3 SBR系统短程硝化实现并稳定维持机理

图3为SBR系统一个典型周期内氮,COD, FA,DO,ORP和pH值的变化规律.硝化开始时,FA浓度为18.8mg/L,在硝化过程中,由于NH4+-N浓度和pH值不断下降,导致FA浓度不断降低,硝化终点FA浓度仅为0.21mg/L.可见,随着硝化反应不断进行,FA对NOB的抑制作用逐渐减弱.在硝化终点时,FA从完全抑制NOB的活性到逐步演变为减缓NO2--N氧化的速率.因此,如果不能准确把握硝化终点,过曝气会导致系统长期在低FA条件下运行,FA可能逐渐失去对NOB活性的抑制作用,NO2--N进一步被NOB氧化为NO3--N,从而难于实现稳定短程硝化.过度曝气易引起短程硝化向全程硝化转变,采用过程控制,可避免过度曝气现象的发生,从而实现稳定、持久的短程硝化.SBR短程硝化反硝化过程中,DO,ORP和pH值曲线上出现4个特征点,分别是硝化结束时DO突跃点、氨谷、反硝化结束时亚硝酸盐膝和亚硝酸盐肘.

图3 氮,COD,FA,DO,ORP和pH值在SBR内的变化规律Fig.3 Typical variations of nitrogen, COD, FA, DO, ORP and pH during nitritation and denitritation

过程控制是实现SBR工艺短程硝化一种有效手段[14].这主要是由于反应过程中,过程控制参数的变化与有机物降解、氨氧化之间存在着很好的相关性.据此可判断硝化和反硝化反应的终点,从而减少曝气和搅拌时间,并达到节能目的.对于高氨氮废水,FA对硝化菌具有强烈的抑制作用,相对于AOB,NOB对FA更敏感,因此,充分利用渗滤液内较高FA对NOB的抑制作用,辅以程控制,准确把握硝化终点,可避免过曝气为NOB的生长创造有力条件,使AOB成为系统内的优势菌属,实现了硝化菌种群的优化,进而在低温条件下,维持了稳定的短程硝化.

2.4 SBR反应器内微生物种群特性

图4为FISH技术对SBR系统内AOB和NOB的分析结果.当SBR运行至第345天,取活性污泥进行分析.结果表明,SBR内硝化菌群中AOB占生物量的3.8%.NOB小于0.2%.AOB相比于 NOB已成为明显的优势菌群.本试验采用的 FA抑制辅以过程控制的运行策略,可优化SBR系统微生物种群,这是SBR系统获得持久、稳定的短程硝化的本质因素.此外,本试验获得的AOB在活性污泥中所占的比例与Peng等[1]的研究结果相类似(比例为4%),高于Yang等[14]获得的研究结果(比例为3%).

图4 第345d SBR系统内硝化菌群FISH分析Fig.4 FISH analysis of nitrifying bacteria in SBR reactor on 345 day

图5为SBR系统运行至第345d,取活性污泥样品进行 SEM分析.结果表明,活性污泥系统中以椭球状菌[约为(0.55×0.66)µm～(0.66×0.95)µm]和杆状菌(约为 0.35µm～2.0µm)为主.结合上述FISH分析可知,SBR系统优势硝化菌属AOB,以亚硝化球菌属(Nitrosococcus)和亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)为主.

图5 第345d SBR系统内微生物种群SEM分析Fig.5 SEM analysis of nitrifying bacteria in SBR on 345 day

3 结论

3.1 单级 UASB-SBR生化系统可实现了有机物和氮的深度去除.COD、NH4+-N和TN的去除率分别为92.0%,99.2%和98.0%,出水NH4+-N和TN的平均值分别低于10mg/L和35mg/L,实现了深度脱氮.

3.2 在常温条件下,SBR实现短程硝化,在低温条件得到稳定维持,亚硝态氮积累率维持在 90%以上,成功跨越 2个冬季,15℃以下共计 171d,最低温度为10.2℃.

3.3 基于FA协同过程控制,可实现并维持SBR稳定的短程硝化,并优化微生物菌群.AOB成为优势菌属,以亚硝化球菌属(Nitrosococcu)和亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)为主.

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The achievement of partial nitrification and denitrification at normal temperature and maintenance at low temperature for real landfill leachate.

SUN Hong-wei1,2*, GUO Ying1, PENG Yong-zhen2, XIE Hong-gang3(1.School of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China；2.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；3.Dalian Municipal Design and Research Institute Co., Ltd, Dalian 116011, China). China Environmental Science, 2013,33(11)：1972～1977

The landfill leachate treatment was investigated by using an UASB-SBR biological system. The long-term stability of nitrogen removal via nitrite at normal and low temperature was studied. Furthermore, the achievement mechanism of partial nitrification and characteristic of nitrifying bacteria were investigated in SBR. 598days experimental result showed that the removal efficiencies of COD, NH4+-N and TN reached 92.0%, 99.2% and 98.0%, respectively. The advanced nitrogen removal was achieved in the system. Partial nitrification was achieved after 116days operation in SBR, and nitrite accumulation ratio (NAR) reached above 90%. The higher NAR was maintained for 171days at low 15℃ and the lowest temperature of 10.2℃ during two winters. The effect of free ammonia (FA) inhibition and process control was used to achieve nitrite pathway in the SBR. The ammonia oxidizing bacteria (AOB) was dominant by fluorescence in situ hybridization (FISH) techniques analysis, and the spherical Nitrosococcus and rod-shaped Nitrosomonas were dominant in ammonia oxidizing bacteria by scanning electron microscope (SEM) techniques analysis.

landfill leachate；partial nitrification；AOB and NOB；FISH and SEM

2013-03-29

国家自然科学基金资助项目(51168028);甘肃省青年基金计划项目(1107RJYA279);兰州交通大学大学生实验创新计划项目(201078)

* 责任作者, 副教授, shw@emails.bjut.edu.cn

X703.1

A

1000-6923(2013)11-1972-06

孙洪伟(1976-),男,黑龙江齐齐哈尔人,副教授,博士,主要从事高氨氮污水生物脱氮及过程控制研究.发表论文30余篇.