1 引言(Introduction)
垃圾焚燒發(fā)電是目前實(shí)現生活垃圾減量化、資源化的一種高效處理方式(Dang et al., 2013).而垃圾焚燒前的篩檢、堆酵等處理會(huì )產(chǎn)生大量垃圾瀝濾液, 其水質(zhì)復雜、易波動(dòng), 一般具有較高的COD、BOD, 且氨氮含量高.目前常用傳統的全程硝化反硝化工藝(A/O)對垃圾瀝濾液進(jìn)行脫氮處理, 但存在反應時(shí)間長(cháng)、耗能較大等問(wèn)題.
短程硝化反硝化作為一種經(jīng)濟、高效的新型脫氮工藝, 與傳統脫氮工藝相比減少了NO2-→NO3-過(guò)程, 可以節省25%的曝氣量、40%的碳源、30%的反應時(shí)間, 從而降低60%的總能量需求(吳莉娜等, 2016; Soliman et al., 2016).短程硝化反硝化工藝的關(guān)鍵在于先通過(guò)短程硝化獲得穩定的NO2--N積累, 富集反應器中氨氧化菌(Ammonia Oxidizing Bacteria, AOB), 抑制亞硝酸鹽氧化菌(Nitrite Oxidizing Bacteria, NOB)(Fukushima et al., 2013).目前, 國內外對于短程硝化已有較多研究(Yang et al., 2017; Qian et al., 2017; Dong et al., 2017), 而關(guān)于如何利用實(shí)際垃圾瀝濾液?jiǎn)?dòng)短程硝化系統及啟動(dòng)后獲得系統效能的生物機理的研究報道較少.實(shí)際垃圾瀝濾液組分較模擬廢水復雜, 且水質(zhì)波動(dòng)大, 因此, 本文以實(shí)際垃圾瀝濾液為研究對象, 采用序批式生物反應器(SBR)啟動(dòng)短程硝化, 考察實(shí)際瀝濾液中有機物濃度對反應器運行性能的影響, 同時(shí)對受高有機負荷沖擊后污泥中的脫氮功能基因和微生物群落進(jìn)行分析, 探討短程硝化系統對實(shí)際垃圾瀝濾液處理效能影響的生物機理, 以期為短程硝化高效處理垃圾瀝濾液提供技術(shù)支持.
2 材料與方法(Materials and methods)2.1 垃圾瀝濾液及接種污泥來(lái)源
試驗用垃圾瀝濾液取自佛山某垃圾焚燒發(fā)電廠(chǎng), 試驗用污泥取自廣州某污水處理廠(chǎng)的硝化池, 為全程硝化污泥, 反應器接種污泥濃度(MLSS)為5500 mg·L-1.
2.2 試驗裝置及運行
短程硝化反應裝置如圖 1所示, 主體是由有機玻璃制成的圓柱體, 直徑14 cm, 高28 cm, 工作體積2 L.反應器附有攪拌裝置、曝氣裝置、溫控裝置和簡(jiǎn)單的自控裝置, 并配有pH和溶解氧(DO)探頭.
圖 1
圖 1 SBR裝置示意圖
SBR反應周期為12 h, 排水比50%, 水力停留時(shí)間(HRT)為24 h, 污泥停留時(shí)間(SRT)為25 d, 具體運行方式為：進(jìn)水(曝氣)60 min, 曝氣反應600 min, 沉淀40 min, 出水20 min.反應溫度控制在(28±1) ℃, 啟動(dòng)前2.5 d DO濃度為0.60~0.80 mg·L-1, 之后控制在0.25~0.45 mg·L-1, 不調節進(jìn)水pH.根據NH4+-N濃度要求, 用自來(lái)水稀釋垃圾瀝濾液原液獲得試驗進(jìn)水.啟動(dòng)初期進(jìn)水NH4+-N濃度為(250±1) mg·L-1, 之后逐步提高進(jìn)水NH4+-N濃度至(760±5) mg·L-1.
2.3 水質(zhì)分析測定方法
COD、BOD5、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN、總堿度等測定均采用國家標準方法(國家環(huán)境保護總局《水和廢水監測分析方法》編委會(huì ), 2002).pH、DO、溫度采用多參數分析儀(上海雷磁)測定.
氨氮去除速率按公式(1)計算, 亞硝酸鹽積累率按公式(2)計算, 離氨(FA)和游離亞硝酸鹽(FNA)濃度分別按公式(3)和(4)計算.
式中, ARR為氨氮去除速率(mg·L-1·d-1);C(NH4+-N)inf為進(jìn)水NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)leff為上一周期出水NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)eff為出水NH4+-N濃度(mg·L-1);Q為排水比, 此處取值為50%;E為反應周期, 此處取值為0.5 d;NAR為亞硝酸鹽積累率;C(NO2--N)eff和C(NO3--N)eff分別為出水NO2--N濃度(mg·L-1)和出水NO3--N濃度(mg·L-1);CFA為FA濃度(mg·L-1);CFNA為FNA濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)為NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NO2--N)為NO2--N濃度(mg·L-1);T為溫度(℃).
2.4 脫氮功能基因分析
取運行第62 d反應器內污泥, 采用土壤基因組DNA提取試劑盒(Fast DNA Spin kit for soil)提取DNA, 然后用特定的功能基因引物(表 1)用PCR儀(Mastercycler nexus, Eppendorf)進(jìn)行擴增, 委托華大基因股份有限公司進(jìn)行PCR反應引物合成工作.對獲得的PCR產(chǎn)物進(jìn)行瓊脂糖凝膠電泳(DYY-6C, 北京市六一儀器廠(chǎng)), 于凝膠成像系統(EC3 410, UVP)下觀(guān)察其條帶情況.
2.5 高通量測序分析
取運行第62 d反應器內污泥混合液作為樣本, 采用CTAB或SDS方法對樣本的基因組DNA進(jìn)行提取, 瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA的純度和濃度, 取適量樣品于離心管中, 使用無(wú)菌水稀釋樣品至1 ng·μL-1.以稀釋后的基因組DNA為模板, 使用帶Barcode的特異引物、New England Biolabs公司的Phusion® High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer和高效高保真酶進(jìn)行PCR擴增, 引物為515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′) -926R(5′-CCGTCAATTCMTTTGAGTTT-3′).PCR產(chǎn)物使用2%瓊脂糖凝膠進(jìn)行電泳檢測;對目的條帶使用qiagen公司提供的膠回收試劑盒回收產(chǎn)物.使用TruSeq® DNA PCR-Free Sample Preparation Kit建庫試劑盒構建文庫, 構建好的文庫經(jīng)過(guò)Qubit和Q-PCR定量, 合格后, 使用HiSeq2500 PE250進(jìn)行上機測序.委托諾禾致源生物信息科技有限公司進(jìn)行高通量測序.
3 結果與討論(Results and discussion)3.1 垃圾瀝濾液水質(zhì)
實(shí)際垃圾瀝濾液水質(zhì)變化受垃圾來(lái)源、含水量及天氣等多種因素影響, 因此, 對試驗用實(shí)際垃圾瀝濾液的水質(zhì)進(jìn)行測定, 結果見(jiàn)表 2.由表 2可知, 原液中COD、BOD較高, COD在3324~8250 mg·L-1之間變化, BOD在1262~5563 mg·L-1之間浮動(dòng), 表明瀝濾液中碳含量波動(dòng)較大;NH4+-N濃度基本維持在1000 mg·L-1左右, 亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度較低, NO2--N濃度基本為0 mg·L-1, NO3--N濃度維持在23~33 mg·L-1, 表明垃圾瀝濾液中氮素污染物含量較為穩定;原液pH在7.97左右, 說(shuō)明實(shí)際垃圾瀝濾液偏堿性, 有利于氨氧化菌(AOB)的生長(cháng)(Villaverde et al., 1997), 由于硝化過(guò)程會(huì )消耗堿度, 而廢水堿度較高, 最高可達9016 mg·L-1, 能為硝化提供充足堿度.
垃圾瀝濾液在實(shí)際放置過(guò)程中會(huì )發(fā)生自然降解, 因此, 本實(shí)驗對取得的3批垃圾瀝濾液水樣(A、B、C)于室溫下自然放置過(guò)程中氨氮濃度及COD、BOD的變化進(jìn)行了測定, 結果見(jiàn)圖 3.由圖 3可知, 同一批水中, COD和BOD隨放置時(shí)間延長(cháng)而逐漸降低.批次A的水樣在15 d內COD從3324 mg·L-1降至1419 mg·L-1, BOD從1262 mg·L-1降至254 mg·L-1;批次B的水樣在35 d內COD從5126 mg·L-1降至992 mg·L-1, BOD從2482 mg·L-1降至191 mg·L-1;12 d內, 批次C水樣的COD從8250 mg·L-1降至3418 mg·L-1, BOD從5563 mg·L-1降至1702 mg·L-1.而同一批水中NH4+-N濃度基本不變, 因此, 本實(shí)驗以實(shí)際垃圾瀝濾液為進(jìn)水, 探究一定進(jìn)水NH4+-N濃度下(保持水質(zhì)的氨氮濃度一致)不同有機物濃度對短程硝化系統的影響.
圖 2
圖 2垃圾瀝濾液放置于室溫下氨氮、COD和BOD變化
圖 3
圖 3系統啟動(dòng)過(guò)程中氨氮降解情況(a)及亞硝化情況(b)
3.2 短程硝化系統的啟動(dòng)
對系統啟動(dòng)階段進(jìn)出水NH4+-N濃度及氨氮去除速率(ARR)的變化進(jìn)行測定, 結果見(jiàn)圖 3a.從圖 3a可見(jiàn), 前2.5 d以NH4+-N負荷((250±5) mg·L-1)較低的進(jìn)水啟動(dòng)反應器, 溶解氧(DO)濃度控制在0.60~0.80 mg·L-1, 這一階段主要使污泥適應水質(zhì), 過(guò)程中出水NH4+-N濃度較低, 最低濃度為20.7 mg·L-1;ARR逐漸升高, 由146 mg·L-1·d-1提高至274 mg·L-1·d-1.當進(jìn)水NH4+-N濃度從250 mg·L-1(第2.5 d)逐步提高至760 mg·L-1(第9.5 d), 此階段由于進(jìn)水NH4+-N濃度提高, 導致出水NH4+-N濃度上升并稍有波動(dòng).當進(jìn)水NH4+-N維持在(765±4) mg·L-1(9.5~15.5 d)時(shí), 出水的NH4+-N穩定在(146±10) mg·L-1.整個(gè)反應過(guò)程中ARR持續上升, 于第15.5 d獲得最高ARR值為652 mg·L-1·d-1.表明垃圾瀝濾液短程硝化系統啟動(dòng)過(guò)程中氨氮降解能力逐步提高, 馴化穩定后具有良好的氨氮降解性能.
測定16 d內進(jìn)出水指標, 探討短程硝化系統啟動(dòng)過(guò)程中進(jìn)出水NO2-、NO3-濃度和亞硝酸鹽積累率(NAR)的變化, 結果見(jiàn)圖 3b.系統在啟動(dòng)過(guò)程中的進(jìn)水COD為703~1624 mg·L-1, BOD為172~506 mg·L-1.啟動(dòng)過(guò)程中進(jìn)水NO3--N濃度為3.8~7.6 mg·L-1, NO2--N濃度基本為0 mg·L-1.從圖 3b可見(jiàn), 啟動(dòng)初期的前2.5 d, 出水NO3--N濃度持續升高, 最高可達374 mg·L-1, 出水NO2--N濃度極低, 幾乎檢測不出, 表明該階段系統仍處于全程硝化階段, 無(wú)NO2--N積累.隨著(zhù)進(jìn)水NH4+-N濃度提高及反應器內DO濃度降低至0.25~0.45 mg·L-1, 系統出水NO3--N濃度逐漸降低, 亞硝酸鹽出現積累且積累率在不斷提高, 表明系統開(kāi)始由全程硝化向短程硝化轉變, 在第15.5 d, 亞硝酸鹽積累率(NAR)達到91.4%, 標志短程硝化系統啟動(dòng)成功.
3.3 進(jìn)水有機物濃度對短程硝化系統的影響
隨著(zhù)進(jìn)水有機物(BOD、COD)濃度的改變, 短程硝化系統各指標的變化結果見(jiàn)圖 4.由圖 4可知, 在系統啟動(dòng)并穩定運行第16 d, 隨著(zhù)進(jìn)水COD突然提高至4368 mg·L-1及進(jìn)水BOD升高至2115 mg·L-1, 系統因遭受有機負荷沖擊, ARR降至200 mg·L-1·d-1以下, 出水NO2--N濃度迅速下降至36 mg·L-1, 16.5 d時(shí)出水NO2--N基本為0 mg·L-1.說(shuō)明系統氨氮降解性能迅速下降, 且伴有強烈的反硝化反應.隨后進(jìn)水BOD由2115 mg·L-1降至1566 mg·L-1, 短程硝化系統開(kāi)始恢復, ARR與出水NO2--N濃度逐步升高, 此后進(jìn)水BOD逐步降低至157 mg·L-1左右(第48 d).ARR在28 d后達到穩定期, 為(750±50) mg·L-1·d-1, 38 d后系統獲得穩定濃度的出水NO2--N, 為(700±40) mg·L-1.第50.5 d, 進(jìn)水有機負荷再一次提高, 進(jìn)水COD和BOD分別為4691和3163 mg·L-1, 系統出水NO2--N濃度立刻下降至549 mg·L-1, 但ARR仍穩定在750 mg·L-1·d-1左右, 并保持了2 d, 第52.5 d才開(kāi)始下降.原因可能為系統之前富集了大量的硝化細菌, 保證了系統的硝化性能, 使系統在高進(jìn)水有機物濃度情況下仍能維持高效硝化一段時(shí)間, 之后由于反應器內異養菌數量的不斷增加, 且增殖速率遠高于硝化細菌, 硝化細菌逐漸受到抑制(尹軍, 2007; 王曉蓮等, 2009), 系統硝化性能急劇下降.在進(jìn)水BOD降至2000 mg·L-1以下時(shí)短程硝化系統開(kāi)始恢復, ARR和出水NO2--N濃度開(kāi)始回升.這表明垃圾瀝濾液短程硝化系統在受高有機負荷沖擊影響后, 降低有機負荷, 短程硝化系統仍能恢復.
圖 4
圖 4進(jìn)水有機物濃度對短程硝化系統的影響
3.4 系統周期內pH、FA和FNA濃度變化
對處于系統啟動(dòng)階段(第15.5 d)和系統受高進(jìn)水有機負荷沖擊后恢復至穩定階段(第48.5 d)兩個(gè)周期內系統pH隨反應時(shí)間的變化進(jìn)行測定, 結果見(jiàn)圖 5a.由圖 5a可知, 第15.5 d時(shí)系統pH先升后降, 由進(jìn)完水后的8.19升至8.22, 接著(zhù)降至7.79(11 h), 過(guò)程中未出現“氨谷”(Gu et al., 2012);第48.5 d時(shí), 一個(gè)反應周期內系統pH由進(jìn)完水后的8.07升至8.13, 隨后持續下降, 在反應進(jìn)行10~11 h后出現“氨谷”, pH開(kāi)始上升, 這表明此時(shí)氨氧化反應已完成.系統在具有更高進(jìn)水氨氮負荷(第15.5 d進(jìn)水NH4+-N濃度為769 mg·L-1, 第48.5 d進(jìn)水NH4+-N濃度為782 mg·L-1)的情況下出現“氨谷”, 證明系統在受高進(jìn)水有機負荷沖擊后, 隨著(zhù)負荷的降低, 短程硝化系統可恢復并進(jìn)行高效降解氨氮.
圖 5
圖 5第15.5 d和48.5 d反應周期內pH(a)和FA、FNA濃度(b)變化
進(jìn)一步對第15.5 d和第48.5 d時(shí), 兩個(gè)反應周期內系統FA和FNA濃度隨反應時(shí)間的變化進(jìn)行分析, 結果見(jiàn)圖 5b.由圖 5b可知, 第15.5 d和第48.5 d的兩個(gè)反應周期內, 系統FA濃度均不斷降低.第15.5 d的反應周期內系統FA從反應2 h時(shí)的59.3 mg·L-1降到反應10 h時(shí)的11.4 mg·L-1, 第48.5 d的反應周期內系統在反應2~10 h之間FA濃度由42.5 mg·L-1降至0.9 mg·L-1.而系統內FNA濃度逐步升高, 反應2~10 h內, 第15.5 d周期系統內FNA濃度由0.012 mg·L-1升至0.043 mg·L-1, 第48.5 d周期系統內FNA濃度由0.02 mg·L-1升至0.17 mg·L-1.文獻報道, FA濃度為0.1~1.0 mg·L-1時(shí), NOB活性受到抑制, 而AOB對FA的耐受濃度達10~150 mg·L-1(Anthonisen et al., 1976).FNA濃度達到0.011 mg·L-1時(shí), 可對NOB產(chǎn)生較明顯的抑制, 而當FNA濃度為0.50 mg·L-1左右時(shí), AOB仍具有較高的活性(Vadivelu et al., 2006).故無(wú)論是FA濃度, 還是FNA濃度, 在反應階段均可對NOB造成抑制, 從而使AOB成為反應器的優(yōu)勢菌, 成功實(shí)現短程硝化.此外, 本實(shí)驗中低DO濃度(0.25~0.80 mg·L-1)也是實(shí)現短程硝化的一個(gè)重要因素(Wiesmann, 1994; Laanbroek et al., 1994).
3.5 系統中脫氮功能基因和微生物群落分析
對受高有機負荷沖擊后恢復中(第62 d)的短程硝化污泥脫氮功能基因進(jìn)行分析, 結果見(jiàn)圖 6.結果表明, 氨氧化基因(AOB amoA)、亞硝酸鹽氧化基因(NOB nxrB)、反硝化基因(nirS)、NO還原基因(nor)和NO2還原基因(nosZ)均有亮帶, 說(shuō)明系統具有實(shí)現NH4+→NOx→NO→N2O→N2的完整脫氮過(guò)程的脫氮基因.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
圖 6
圖 6功能基因凝膠電泳條帶
對第62 d的污泥提取DNA, 進(jìn)行PCR擴增及16S rRNA測序研究, 結果如圖 7所示.由圖 7可見(jiàn), 從菌群門(mén)水平上分析, 在本短程硝化反應體系中, 有3個(gè)門(mén)的細菌相對豐度較高, 其中, 菌群豐度最高的是Proteobacteria(變形菌門(mén)), 其所占比例接近總菌群的71%, 在廢水中有機物的降解和脫氮過(guò)程中起重要作用;其次是Bacteroidetes(擬桿菌門(mén))和Firmicutes(厚壁菌門(mén)), 分別占總菌群豐度的13.4%和6.7%.此外, 豐度大于1%的還有Synergistetes(互養菌門(mén))、Actinobacteria(放線(xiàn)菌門(mén))、Verrucomicrobia (疣微菌門(mén))和Spirochaetes(螺旋體門(mén)).呂卓(2012)、彭青(2013)和Liu等(2017)對垃圾廢液生物處理系統中微生物群落進(jìn)行分析, 發(fā)現Proteobacteria(變形菌門(mén))、Actinobacteria(放線(xiàn)菌門(mén))、Chloroflexi (綠彎菌門(mén))、Firmicutes(厚壁菌門(mén))、Planctomycetes(浮霉菌門(mén))及Bacterioidetes(擬桿菌門(mén))為系統優(yōu)勢菌門(mén), 與本研究中的情況基本相符.
圖 7
圖 7門(mén)(a)和屬(b)分類(lèi)水平物種的相對豐度
從菌群屬水平上分析, 相對豐度排名前10的菌屬有Thauera(索氏菌屬)、Nitrosomonas(亞硝化單胞菌屬)、Pseudomonas(假單胞菌)、Thiomonas、Mizugakiibacter、Fastidiosipila、Stenotrophomonas(寡養單胞菌屬)、Arenimonas、Sphaerochaeta、Ottowia.其中, 索氏菌屬和亞硝化單胞菌屬為反應系統的主要優(yōu)勢功能菌屬, 相對豐度分別為27.6%和9.6%.索氏菌屬作為典型的異養菌, 具有反硝化功能, 并對多種芳香族污染物具有降解能力(侯?lèi)?ài)月等, 2016), 廣泛存在于活性污泥處理裝置中(Kraigher et al., 2008), 垃圾瀝濾液進(jìn)水含有比較高的有機物, 且該短程硝化系統經(jīng)過(guò)高有機負荷沖擊是其成為優(yōu)勢功能菌屬的主要原因.第二大菌屬為Nitrosomonas屬, 即氨氧化菌(AOB), 屬快生型菌(r-strategists), 底物親和力常數較高, 可以在高濃度底物下生長(cháng)(Jubany et al., 2009), 在垃圾瀝濾液短程硝化系統中作為優(yōu)勢功能菌保證了穩定的短程硝化性能, 與進(jìn)水垃圾瀝濾液的NH4+-N濃度相對較高有關(guān).其屬下鑒定出的Nitrosomonas europaea是一種特殊的具有自養反硝化功能的AOB, 可利用氫為電子供體, 亞硝酸鹽為電子受體進(jìn)行反硝化(Poth et al., 1985).此外, 本垃圾瀝濾液短程硝化系統中鑒定出的其他菌屬如Pseudomona屬的細菌多具有分解蛋白質(zhì)和脂肪等有機物能力, 其屬下鑒定出的Pseudomonas pertucinogena(穿孔假單胞菌)具有高效降解有機物的能力(張多英等, 2011).除Pseudomona屬細菌外, Stenotrophomonas屬和Fastidiosipila屬細菌同樣具有降解有機物能力, 其中, Stenotrophomonas屬細菌在偶氮染料降解污泥(解井坤等, 2014)和A2O工藝中的好氧池污泥(呂晶華等, 2012)中均有發(fā)現, Fastidiosipila屬細菌出現于垃圾滲濾液生物處理反應器中(Xie et al., 2014).Ottowia屬細菌可進(jìn)行有機物降解, 一部分為兼性厭氧產(chǎn)N2O菌(孫法遷, 2013).
綜上所述, 受高有機負荷沖擊后的垃圾瀝濾液短程硝化體系主要以異養的索氏菌屬為主, 并具有一定數量的其他可進(jìn)行有機物降解的菌屬, AOB是第二大菌群, 是硝化過(guò)程中是優(yōu)勢菌群, 保證了高效的短程硝化性能.
4 結論(Conclusions)
1) 垃圾瀝濾液有機物含量高, 易波動(dòng), COD在3324~8250 mg·L-1之間變化, BOD在1262~5563 mg·L-1之間浮動(dòng);氨氮含量較為穩定, 為1000 mg·L-1左右.
2) 以垃圾瀝濾液為處理對象, 接種全程硝化污泥, 15 d后成功實(shí)現短程硝化, 氨氮去除速率(ARR)為652 mg·L-1·d-1, 亞硝化積累率為91.4%.
3) 進(jìn)水BOD較高時(shí)(>2000 mg·L-1)易對短程硝化系統造成影響, ARR降低, 但進(jìn)水有機物濃度降低后系統可恢復.
4) 系統在穩定高效短程硝化階段FA濃度為0.9~42.5 mg·L-1, FNA濃度為0.02~0.17 mg·L-1(第48.5 d).
5) 系統具有完整的脫氮功能基因, 第一大優(yōu)勢菌屬為異養的索氏菌屬(Thauera), 第二大菌群為亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas).菌群結構與系統能遭受高有機負荷沖擊及其硝化反硝化作用密切相關(guān), 此外, 系統還存在一定比例的其他功能菌屬.(來(lái)源：環(huán)科科學(xué)學(xué)報 作者：李嘉懿)
