垃圾渗滤液膜浓缩液中总氮深度脱除的工艺优化及微生物机理解析

2022-06-01邱晨晨黄开龙张徐祥

工业水处理 2022年5期

刘宁，陆杰，罗琦，，邱晨晨，杨庆，黄开龙，，叶林，张徐祥

（1.南京大学金陵学院，江苏南京 210032；2.南京大学环境学院，污染控制与资源化研究国家重点实验室，江苏南京 210023；3.南京江岛环境科技研究院有限公司，江苏南京 210019）

城镇化进程的快速推进导致生活垃圾围城现象日益严重，仅2020 年我国就产生了2.4 亿t 生活垃圾，约占全球垃圾产量的17%〔1〕。随着垃圾减量化无害化处理等相关政策与标准的发布〔2〕，焚烧处理已逐步替代卫生填埋成为垃圾无害化处理的主流方式〔3〕，但在焚烧过程中会产生包含多种有害物质的垃圾渗滤液（LL）。行业金标准“生物处理+膜处理”的组合工艺处理LL，虽然出水达标，但会产生15%～30%的垃圾渗滤液膜浓缩液（LLC）。垃圾焚烧厂中LLC 属于高氮、高盐、高有机难降解废水，其主要污染物为高浓度的氮（TN）与大分子难降解有机物。高级氧化是有效去除LLC 中难降解有机物的重要方法，但该方法无法脱除LLC 中的TN。研究表明〔4〕，经UASB+A/O+UF+NF+RO 处理后，NO3--N 成为LLC中最主要的氮素污染物。生物法（上流式厌氧污泥床，Up-flow Anaerobic Sludge Bed，UASB）具有脱氮性能好、耐冲击能力强、成本较低、便于操作等优点，非常适合LLC 的深度脱氮。

由于反硝化脱氮的功能微生物主要是异养菌，碳源种类、HRT、碳氮比（C/N）是影响生物脱氮效能的主要因素，也是实际工程运行成本的决定性因素。因此，本研究围绕碳源种类、HRT、C/N 这三个运行参数，探究UASB 深度脱除LLC 中TN 的最佳工艺条件。同时，采用16S rRNA 高通量测序技术，阐明UASB 优化调控过程中微生物群落结构变化规律，揭示LLC 深度脱氮的微生物学机理，为LLC 厌氧处理工程实践提供理论依据与技术支撑。

1 材料与方法

1.1 实验装置

脱氮装置为UASB，材质为有机玻璃，总容积为3.0 L，其中反应区有效容积为2.0 L，内径为10 cm，高度为26 cm。UASB 反应器装置示意见图1。

图1 UASB 反应器装置示意Fig.1 Schematic diagram of UASB reactor

1.2 进水水质与运行方案

接种污泥取自与废水同厂的生化段。污泥质量浓度（MLSS）为4.9 g/L，挥发性悬浮物质量浓度（VSS）为3.4 g/L。反应器启动时均加入等量的接种污泥（10.0 g），以保证各实验组启动条件一致，具体实验方案如下：

1.2.1 碳源种类调控与优化方案

本实验设置3 个独立运行的UASB 反应器（R1、R2、R3），分别投加葡萄糖、乙酸钠和甲醇。采用逐级提高进水负荷的方法来驯化启动反应器，具体运行条件见表1。

表1 不同碳源种类条件下反应器的启动和运行条件Table 1 The start-up and operating conditions of the reactor based on different carbon source types

1.2.2 HRT 调控与优化方案

采用启动后的葡萄糖体系反应器R1，进行HRT调控与优化。设置4 个HRT 条件（24、12、8、12 h），具体运行条件见表2。

表2 HRT 调控运行条件Table 2 Regulation and operating conditions of different HRTs

1.2.3 C/N 调控与优化方案

采用葡萄糖体系反应器R1，在HRT=12 h 条件下进行C/N 的调控与优化，设置3 个C/N 运行条件（4、3、3.5），具体运行条件见表3。

表3 C/N 调控运行条件Table 3 Regulation and operating conditions of different C/N ratios

在反应器运行期间，每48 h 采集出水水样（3 个平行），经0.45 μm 微孔过滤器过滤后进行水质检测。此外，在每个运行阶段末期进行污泥样品的采集（3 个平行），并用50%乙醇固定，保存至-80 ℃冰箱。

1.3 水质指标与分析方法

常规水质检测指标见表4（3 次平行，结果以平均值表示），测定具体操作步骤参考《水和废水检测分析方法》（第四版）和相关仪器的应用说明书。

表4 常规水质指标检测方法与参考标准Table 4 Conventional water quality test methods and the reference standards

关于脱氮效能的相关计算公式见式（1）、式（2）。

亚硝酸盐转化率（NTR）：

亚硝酸盐积累率（NAR）：

式中：c（NO2--N）eff.——出水亚硝酸盐氮质量浓度，mg/L；

c（NO2--N）inf.——进水亚硝酸盐氮质量浓度，mg/L；

c（NO3--N）eff.——出水硝酸盐氮质量浓度，mg/L；

c（NO3--N）inf.——进水硝酸盐氮质量浓度，mg/L。

1.4 DNA 提取、高通量测序及生物信息学分析

采用FastDNATMSpin Kit DNA 提取试剂盒（MP Biomedicals，Europe）提取污泥样品中DNA，并将DNA 样品送往生工生物工程（上海）股份有限公司进行16S rRNA 基因的V4 区高通量测序〔5〕，高通量数据处理流程见图2。

图2 高通量测序数据处理流程Fig.2 The flowchart of high-throughput sequencing data processing

1.5 碳源成本分析

碳源成本分析见式（3）、式（4）。

式中：P1——去除单位氮的碳源成本，元/kg；

R——反应器的TN 平均去除率，%；

F——碳源与COD换算常数（F葡萄糖=1.067，F乙酸钠=0.78）；

c——碳源单价，元/kg；

f——碳源纯度，%；

C/N——碳氮比；

P2——处理单位体积废水的碳源成本，元/m3；

CTN——进水总氮质量浓度，mg/L。

2 结果与讨论

2.1 反硝化脱氮碳源优化及其菌群变化特征和运行成本分析

2.1.1 不同碳源条件下的脱氮效能分析

碳源种类对反硝化工艺的脱氮效能与处理成本影响较大，本研究选取常用的葡萄糖、乙酸钠、甲醇这三种有机物分别作为反应器R1、R2、R3 的外加碳源，不同碳源体系下反应器的脱氮效能具体情况见图3。

图3 不同碳源体系出水TN 及TN 去除率Fig.3 The TN concentrations and their removal efficiency of effluent in different carbon source systems

由图3 可知，在反应器启动和稳定运行阶段，R1和R2 均具有稳定高效的脱氮效能。在阶段1，R1 和R2 分别运行14 d 和4 d 后系统达到稳定；阶段2，R1和R2 运行较为稳定，TN 去除率波动不明显，阶段1和2 中TN 平均去除率均在96%以上，出水TN 持续低于40 mg/L；阶段3，R1 和R2 脱氮效能出现波动，出水TN>70 mg/L，分别运行10 d 和4 d 后恢复脱氮效能，运行稳定后，TN 平均去除率均达97%以上，TN 容积负荷去除速率达1.20 kg/（m3·d），出水TN 平均浓度符合相应标准〔6〕。

在反应器启动驯化阶段，R3 具有高效脱氮效能。阶段1，R3 运行16 d 后，系统脱氮效能稳定，出水TN<40 mg/L；阶段2，R3 的TN 去除率先降低后增加，运行16 d 后恢复至90.56%，后续系统保持高效脱氮效能，出水TN<50 mg/L，阶段1和2脱氮效能稳定后TN 平均去除率均保持在91%以上；阶段3，R3 运行4 d 后系统开始出现污泥酸化现象，脱氮效能大幅度持续降低，TN去除率和出水TN 分别在10.81%～54.93%和557.7～1 103.8 mg/L 范围内波动，严重超出排放标准限值〔6〕，运行40 d 后R3 仍无法恢复。

上述结果表明，碳源种类对UASB 的反硝化效能影响较大。R1、R2 呈现出高效稳定的反硝化脱氮效能，其原因是糖类等简单碳源易被微生物利用进行反硝化作用。但葡萄糖需要先进行酸化与发酵才能参与反硝化作用〔7-8〕，因此，R2 的稳定性与脱氮效能略优于R1。R3 投加的甲醇属于低级醇类，易生物降解，反硝化效能极高〔9-10〕。但甲醇又是强还原性化合物〔11〕，高浓度甲醇严重抑制微生物的增长、降低其增长速率。综上所述，葡萄糖、乙酸钠均可作为UASB 去除LLC 中TN 的外加碳源。检测R1 与R2运行末期出水水质，出水COD 分别为（1 034±177）mg/L 和（1 208±72）mg/L，表明反应器中投加的碳源有部分未被使用，后续需进一步优化C/N。

2.1.2 不同碳源条件下的微生物群落结构变化特征

对接种污泥（CK）和反应器R1、R2、R3 运行末期（120 d）的污泥微生物群落进行Alpha 多样性分析，不同碳源体系污泥样品中Chao1 和Shannon 指数（相似度97%）见图4。

图4 不同碳源体系污泥样品中Chao1 和Shannon 指数Fig.4 Chao1 and Shannon index of sludge samples within different carbon source systems

由图4 可知，与CK 相比，R1 与R2 中微生物多样性未发生显著性变化，而R3 中污泥的Chao1 指数与Shannon 指数均显著降低（p<0.05），表明葡萄糖与乙酸钠体系的微生物丰富度与多样性比甲醇体系高。

在OTU 水平上分析了不同碳源对微生物菌群结构的影响，结果见图5。

图5 不同碳源体系中微生物群落结构组成（OTU 水平）Fig.5 Variations of microbial community structure at OTU level in different carbon source systems

由图5 可知，与CK 相比，葡萄糖体系（R1）与乙酸钠体系（R2）中微生物群落的优势功能菌变化较大，而甲醇体系（R3）的变化较小。Methylophaga（噬甲基菌属）、Halomonas（盐单胞菌属）、Hyphomicrobium（生丝微菌属）、Devosia（德沃斯氏菌属）和Pseudidiomarina同为R1与R2的新增优势菌，Enterobacteriaceae（肠杆菌科）、Bacteroidales（拟杆菌目）和Arcobacter（弓形杆菌属）、Eubacteriaceae（优杆菌科）分别为R1 和R2 特有的新增优势菌。新增优势菌中除优杆菌科和拟杆菌目外，其余都属于变形菌门。已有研究表明Methylophaga（噬甲基菌属〔12〕）、Halomonas（盐单胞菌属〔13〕）、Hyphomicrobium（生丝微菌属〔12〕）均为耐盐脱氮反硝化菌，Devosia（德沃斯氏菌属〔14-15〕）、Enterobacteriaceae（肠杆菌科〔16-17〕）、Bacteroidales（拟杆菌目〔18-19〕）均为反硝化系统中的脱氮优势菌，Arcobacter（弓形杆菌属）为反硝化过程中关键的完全缺氧反硝化菌〔20〕。由此可知，R1、R2 中微生物多样性高且反硝化功能菌种类多，是R1、R2 具有高效脱氮效能的主要原因。

2.1.3 不同碳源条件下的运行成本分析

因脱氮效能较差，甲醇不适合作为LLC 脱氮的外加碳源，故后续仅评估葡萄糖和乙酸钠作为外加碳源的运行成本，该阶段进水TN 为（1 237.6±33.8）mg/L，C/N 为4，UASB 处理LLC 的反硝化效能与碳源成本分析见表5。

表5 UASB 处理LLC 的反硝化效能与碳源成本分析Table 5 Denitrification efficiency and carbon source cost analysis of LLC treated by UASB

由表5 可知，葡萄糖与乙酸钠体系均具有高效稳定的脱氮效能，反应器出水TN 平均浓度均低于TN 标准排放限值〔6〕，两个反应器的TN 平均去除率和TN 容积负荷去除速率无显著差异（p>0.05）；但从处理成本来看，葡萄糖体系处理成本只占到乙酸钠体系的一半左右。综合考虑反应器的处理效能和外加碳源成本，后续将选取葡萄糖作为UASB 脱除LLC 中TN 的外加碳源。

2.2 反硝化工艺HRT 优化及其菌群变化特征分析

2.2.1 不同HRT 条件下的脱氮效能分析

合适的HRT 既能够保证生物工艺的脱氮效能又能降低运行成本，因此需对葡萄糖体系的HRT 进行优化调控，以获得最适HRT，不同HRT 条件下的脱氮效能分析见图6。

由图6 可知，当HRT 为24 h（阶段1）时，系统反硝化效能稳定；当HRT 为12 h（阶段2）时，系统对TN 去除效能略有波动，运行10 d 后可恢复高效的脱氮作用。稳定运行期间，阶段1 和2 中TN 和NO3--N 的平均去除率均高于97%，阶段2 的TN 容积负荷去除速率是阶段1〔1.21 kg/（m3·d）〕的2 倍，出水TN、NO3--N 和NO4+-N 的平均浓度均满足排放标准〔6〕。

图6 不同HRT 条件下的脱氮效能分析Fig.6 Analysis of the nitrogen removal efficiency under different HRT conditions

当HRT 为8 h（阶段3）时，反硝化系统崩溃，出水TN 持续超标。运行40 d 后系统仍无法恢复脱氮效能且出现亚硝酸盐的累积，出水TN 平均为（905.6±68.4）mg/L，系统NTR 和NAR 波动范围分别为21.17%～51.83%和11.78%～19.50%，过短的HRT使系统无法实现完全的反硝化作用，外加碳源葡萄糖停留在酸化发酵阶段，未能提供反硝化所需的电子，系统产生的NO2--N 随出水流出〔21〕。当HRT 回调至12 h（阶段4）时，反应器效能逐渐恢复，亚硝酸盐累积现象逐渐消失，运行12 d 后TN 和NO3--N 的去除率均恢复至82%以上，NTR 和NAR 降至1%以下；稳定运行后，TN 和NO3--N 的平均去除率均高达97%，TN 容积负荷去除速率与阶段2 时持平，各污染物浓度均满足排放标准〔6〕。

综上所述，12 h 是UASB 处理LLC 最佳水力停留时间。对阶段4（12 h）运行末期出水进行检测，出水COD 为（1 147±86）mg/L，高于HRT 为24 h 出水COD，表明HRT 缩短后，UASB 的C/N 仍有进一步优化的空间。

2.2.2 不同HRT 条件下的微生物群落结构变化特征

采集每个运行阶段末期的污泥进行微生物群落进行Alpha 多样性分析，结果见图7。

图7 不同HRT 体系污泥样品中Chao1 和Shannon 指数（相似度97%）Fig.7 Chao1 and Shannon index of sludge samples within different HRT systems（similarity 97%）

由图7 可知，HRT 对UASB 中微生物丰富度与多样性影响较小，与运行调控前相比，不同HRT 条件下反应器中污泥微生物的多样性未发生显著性变化（p>0.05）。

在OTU 水平上分析了不同HRT 对微生物群落结构组成的影响，结果见图8。

图8 不同HRT 体系微生物群落结构组成（OTU 水平）Fig.8 Variations of microbial community structure atOTU level in different HRT systems

由图8 可知，HRT 调控与优化过程中，各阶段微生物群落的优势功能菌构成相似，主要有Arcobacter（弓形杆菌属）、Vibrio（弧菌属）、Halomonas（盐单胞菌属）、Zobellella（佐贝氏菌属）、Marinobacter（海杆菌属）、Paracoccus（副球菌属）、Rhodocyclaceae（红环菌科）、Carnobacteriaceae（肉杆菌科）、Porphyromonadaceae（紫单胞菌科）、Pseudidiomarina、Trueperaceae 和Dethiosulfovibrionaceae。其中，Vibrio（弧菌属〔22-24〕）、Marinobacter（海杆菌属〔25-27〕）、Halomonas（盐单胞菌属〔13〕）和Paracoccus（副球菌属〔28〕）为耐盐反硝化脱氮菌属，Rhodocyclaceae（红环菌科〔29-30〕）、Carnobacteriaceae（肉杆菌科〔31-32〕）和Porphyromonadaceae（紫单胞菌科〔33-34〕）含有厌氧反硝化菌，Zobellella（佐贝氏菌属〔35〕）与Arcobacter（弓形杆菌属〔20〕）均为脱氮系统中优势反硝化菌。Pseudomonas（假单胞菌属）、Xanthomonadaceae（黄单胞菌科）、Flavobacteriaceae（黄杆菌科）、Rhizobiaceae（根瘤菌科）为反硝化相关菌〔36-39〕，在阶段4 运行末期，相对丰度均显著增加。值得注意的是，反硝化效能较差（HRT 为8 h）阶段与反硝化效能较好（HRT 为24 h 和12 h）阶段其微生物群落结构无显著差异（p>0.05），表明HRT 对UASB 中微生物群落结构的影响较小。

2.3 反硝化工艺C/N 优化及其菌群变化特征和运行成本分析

2.3.1 不同C/N 条件下的脱氮效能分析

对UASB 进行C/N 的调控与优化，可兼顾脱氮效能与处理成本，不同C/N 对UASB 处理LLC 脱氮能效的影响见图9。

由图9可知，当C/N 为4（阶段1）时，系统反硝化效能稳定，TN和NO3--N的平均去除率均高于97%，TN容积负荷去除速率达到2.42 kg/（m3·d），出水TN、NO3--N和NH4+-N 的平均浓度均满足排放标准〔6〕。

图9 不同C/N 条件下的脱氮效能分析Fig.9 Analysis of the nitrogen removal efficiency under different C/N conditions

当调整C/N至3（阶段2）时，运行10 d后反硝化系统崩溃，TN去除率下降至60%～85%且持续波动；运行40 d后，系统脱氮效能仍无法恢复且出现亚硝酸盐积累，出水TN 显著升高，NTR 和NAR 逐渐升高。系统反硝化作用不完全是由亚硝酸盐还原酶的活性远低于硝酸盐还原酶所引起的，加之NO2--N 还原成N2的反应能耗高于NO3--N 转化成NO2--N 的能耗。在低C/N 条件下，碳源未能提供足够的电子和能量，NO3--N 还原作用不完全，产生NO2--N 累积现象，出水TN严重超标〔9〕。

当C/N 调整为3.5（阶段3）时，反应器效能逐渐恢复，亚硝酸盐累积现象逐渐消失，运行10 d 后系统TN 和NO3--N 的去除率均恢复至97%，NTR 和NAR均降低至0.5%以下。稳定运行后，各方面性能与C/N为4（阶段1）时保持一致。检测该阶段运行末期出水COD 为（794±126）mg/L，说明外加碳源已被完全降解，并未造成额外的COD 污染。

2.3.2 不同C/N 条件下的微生物群落结构变化特征

采集每个运行阶段末期的污泥对不同C/N 体系微生物群落进行Alpha 多样性分析（相似度97%），结果见图10。

由图10 可知，当C/N 为4 时微生物的多样性未发生显著性变化（p>0.05）；当C/N 调整至3 时微生物的多样性显著降低（p<0.05），表明低C/N 条件下的微生物丰富度与多样性较低；当C/N 回调整至3.5时，Chao1 指数与Shannon 指数均有所增加，表明提高C/N 可增强反应器中污泥微生物的多样性〔40〕。

图10 不同C/N 污泥样品中Chao1 和Shannon 指数Fig.10 Chao1 and Shannon index of sludge samples within different C/N ratio systems

不同C/N 对反应器中微生物群落结构的影响见图11。

由图11 可知，当C/N 为4（阶段1）时，UASB 中微生物群落结构与调控前的微生物群落结构相似，主要优势反硝化菌种类基本一致，表明该反应器反硝化体系稳定；当C/N 调整至3（阶段2）时，污泥中Pseudomonas（假单胞菌属）、Xanthomonadaceae（黄单胞菌科）、Rhizobiaceae（根瘤菌科）、Flavobacteriaceae（黄杆菌科）相对丰度降低，前人研究表明Pseudomonas（假单胞菌属）、Xanthomonadaceae（黄单胞菌科）和Flavobacteriaceae（黄杆菌科）与反硝化作用息息相关〔38-41〕，低C/N 严重抑制了UASB 中反硝化菌种的生长，从而降低了系统的反硝化效能；当C/N 调整至3.5（阶段3）时，上述4 类菌种的相对丰度增加，反应器中微生物群落结构与阶段1 趋于一致，系统亦恢复了高效的反硝化效能，表明C/N 升高可促进反硝化菌的生长，进而强化了系统反硝化效能〔42-43〕。

图11 不同C/N 体系微生物群落结构组成（OTU 水平）Fig.11 Variations of microbial community structure at OTU level in different C/N ratio systems

2.3.3 不同C/N 条件下的运行成本分析

由上述结果可知C/N 为4 和3.5 时，UASB 具有高效脱氮效能，因此本节仅对C/N 为4 和3.5 的葡萄糖体系进行碳源成本分析，该阶段进水TN为（1 237.6±33.8）mg/L，HRT 为12 h。根据式3 和式4，反应器中碳源投加成本分析的结果详见表6。

表6 UASB 处理LLC 的反硝化脱氮效能与碳源成本分析Table 6 Denitrification efficiency and carbon source cost analysis of LLC treated by UASB

由表6可知，当C/N分别为4和3.5 时，UASB 均具有高效稳定的脱氮效能，反应器出水TN 分别为（27.4±20.1）mg/L 和（34.5±16.5）mg/L，TN平均去除率和TN 容积负荷去除速率无显著差异（p＞0.05）；从处理成本来看，C/N 为3.5 的处理成本低于C/N 为4，此外，当C/N 为3.5 时，外加碳源被完全利用。因此，综合反应器的处理效能和运行成本，UASB 处理LLC中TN 的最佳碳氮比为3.5。