回流比对DN-PN-ANAMMOX工艺处理中晚期垃圾渗滤液的影响

陆明羽， 殷记强， 姚凤根， 李 祥， 黄 勇*， 仇庆春， 夏 雨

1.苏州科技大学环境科学与工程学院， 江苏 苏州 215009 2.苏州科技大学环境生物技术研究所， 江苏 苏州 215009 3.苏州市环境卫生管理处七子山生活垃圾填埋场， 江苏 苏州 215009

垃圾卫生填埋是目前处理生活固体垃圾的主要方式，而由此会产生大量含有复杂物质的垃圾渗滤液[1]. 尤其是经过长时间厌氧填埋后的中晚期垃圾渗滤液，其中大量有机物被厌氧发酵降解，可生化性变差，这使得应用传统的硝化反硝化脱氮工艺对中晚期渗滤液进行脱氮时面临碳源不足、氮去除率低等问题[2]. 而厌氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation, ANAMMOX)作为一种新型的自养生物脱氮工艺，其通常与部分亚硝化(partial nitrification, PN)工艺联合起来处理高浓度NH4+-N废水，相比于传统的硝化反硝化工艺，PN-ANAMMOX工艺具有不需要碳源、节约曝气等优点，从而越来越多的学者开始对PN-ANAMMOX工艺应用于中晚期渗滤液的处理进行研究[3].

然而，由于中晚期垃圾渗滤液中存在高浓度的NH4+-N和CODCr(chemical oxygen demand)，在应用PN-ANAMMOX工艺处理中晚期渗滤液时不可避免地会遇到一些难题. 首先，一个典型的中晚期渗滤液中ρ(NH4+-N)通常在 2 000 mg/L左右，由此在生物反应器系统中易形成对ANAMMOX菌有抑制作用的高浓度的游离氨(free ammonia, FA)[4]或NO2--N[5]. TANG等[6]通过回流出水来稀释进水基质浓度，使得独立的ANAMMOX反应器能够承受ρ(NO2--N)为360 mg/L的进水并稳定运行. 其次，在ANAMMOX反应器中理论上按1∶1.32的比例消耗ρ(NH4+-N)与ρ(NO2--N)，同时会产生0.26的ρ(NO3--N)[7]，所以采用PN-ANAMMOX工艺处理高浓度NH4+-N的中晚期垃圾渗滤液时会产生高浓度的NO3--N，从而导致出水ρ(TN)达不到排放要求. WANG等[8]在同一反应器内实现了同步亚硝化-厌氧氨氧化-反硝化(simultaneous partial nitrification ANAMMOX and denitrification, SNAD)，但一步式的工艺将氨氧化菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)、ANAMMOX菌及异养反硝化菌集中于同一环境中并不利于各功能菌的生长富集[9]. 而王凡等[10]采用分步式DN-PN-ANAMMOX工艺处理垃圾渗滤液时，通过回流出水至前置反硝化中去除了ANAMMOX的副产物NO3--N，同时去除了进水渗滤液中的可生物降解有机物，为后续的自养PN-ANAMMOX工艺提供低碳的环境[11]. 最后，应用PN-ANAMMOX工艺需要先实现稳定的部分亚硝化工艺[12]，其通常可以通过控制合适的ρ(FA)来抑制NO2--N氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)从而实现对AOB富集[13].ρ(FA)会受到pH、ρ(NH4+-N)等因素的影响，而pH、ρ(NH4+-N)又与反应器系统的回流作用息息相关.

综上，出水回流可以直接而有效地消除中晚期渗滤液中高浓度NH4+-N和可生物降解有机物对ANAMMOX生物脱氮工艺的抑制作用. 目前，报道中的回流比试验通常是在单一的ANAMMOX反应器中进行的[14]，或者进水ρ(NH4+-N)低于实际的中晚期渗滤液[15]. 而笔者所在课题组在之前的研究中采用了具有回流的DN-PN-ANAMMOX工艺处理了进水ρ(NH4+-N)高达 1 900 mg/L的中晚期渗滤液，回流使DN-PN-ANAMMOX工艺在脱氮能力和CODCr去除率上都得到了提高[16]，但在试验研究中并未对回流比的影响进行深入的研究. 因此该研究将系统地探讨回流在DN-PN-ANAMMOX工艺中的作用，包括提高前置UASB (Up-flow Anaerobic Sludge Bed/Blanket，上流式厌氧污泥床反应器)中CODCr的去除效果，稳定PN区的部分亚硝化工艺，提升ANAMMOX区的脱氮效率，以及分析DN-PN-ANAMMOX工艺中微生物群落的变化，以期为工程应用的参数优化提供参考.

1 材料与方法

1.1 试验装置

回流比试验采用的是前置UASB和PN-ANAMMOX一体化反应器组成的DN-PN-ANAMMOX工艺(见图1). 其中前置UASB反应器主要用于异养反硝化去除中晚期垃圾渗滤液中的可生物降解有机物和ANAMMOX产生的NO3--N，有效体积为2 L；而PN-ANAMMOX一体化反应器则用于实现部分亚硝化和ANAMMOX脱氮，其有效体积分别为10.0和1.5 L. 此外，通过水浴加热将反应器的水温恒定在34 ℃左右，并通过空气泵对PN区进行曝气.

图1 DN-PN-ANAMMOX工艺试验装置Fig.1 Schematic diagram of the DN-PN-ANAMMOX process

1.2 接种污泥与反应器进水

前置UASB接种的是反硝化污泥，平均粒径在2～3 mm之间；PN区接种6串亚硝化立体纤维生物膜，二者都在实验室中用中晚期渗滤液培养[16]. 而ANAMMOX区接种的0.9 L的ANAMMOX颗粒污泥是在实验室用人工合成的废水培养的[17].

反应器的进水取自已经运行了20多年的苏州市七子山生活垃圾填埋场，其水质的可生化性差、ρ(NH4+-N)高. 其中氮素主要以NH4+-N的形式存在，ρ(NH4+-N)为(1 950±150)mg/L，ρ(CODCr)为(2 500±250)mg/L，ρ(BOD)/ρ(CODCr)约为0.6.

1.3 试验方法

该研究探讨回流比对DN-PN-ANAMMOX工艺处理中晚期渗滤液的影响分为5个阶段(见表1). 中晚期渗滤液通过进水泵进入前置UASB的底部，内循环泵将前置UASB的出水回流至其底部，为前置UASB中的污泥提供足够的上升流速度，而回流泵将PN-ANAMMOX的出水回流至前置UASB. 在试验过程中，回流比的初始值为5，并通过控制回流泵将回流比依次调高至6、7、8和9，同时，对前置UASB的内循环泵进行相应的调节以保持其上升流速度不变，每个阶段回流比的试验时间根据实际情况控制在20～30 d之间，水力停留时间(HRT)控制在1.2 d左右，将PN区的ρ(NH4+-N)/ρ(NO2--N)控制在1.0～1.2.

表1 回流比试验流程Table 1 Experimental procedure of recycle ratios

1.4 分析项目与测定方法

根据标准方法[18]，每天分别对进水、前置UASB出水、PN区出水和ANAMMOX区出水进行取样，对水样中的ρ(NH4+-N)、ρ(NO2--N)、ρ(NO3--N)和ρ(CODCr)进行检测并记录数据. 另外，pH、ρ(DO)和温度由在线设备(Multi 9420 IDS，德国WTW inoLab®)监控并记录数据.

1.5 微生物群落分布检测

在回流比试验中，在DN-PN-ANAMMOX工艺的不同功能区收集回流比为5(分别记为DN_5、PN_5和ANA_5)时、回流比为8(分别记为DN_8、PN_8和ANA_8)时以及回流比为9(分别记为DN_9、PN_9和ANA_9)时的污泥样本并送至上海美吉生物公司(http://www.majorbio.com). 引物为16S rRNA的338F (5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′)和806R (5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)，在V3～V4区域对污泥样本进行检测[19]，并在进行数据分析前进行均一化处理，每个样本用于后续分析的有效序列数在 30 000 左右.

2 结果与讨论

2.1 回流比对DN-PN-ANAMMOX工艺的影响

回流比试验中反应器进水ρ(NH4+-N)稳定在 1 900 mg/L左右，而回流的首要作用是稀释进水中的ρ(NH4+-N)，避免生物系统被高浓度的基质所抑制. 在回流比依次为5、6、7、8和9时，前置UASB出水中ρ(NH4+-N)分别被稀释至283、245、204、179和167 mg/L左右，且其出水中未检测到NO2--N和NO3--N〔见图2(a)〕. 在回流比依次为5、6、7、8和9时，PN区的ρ(NH4+-N)分别为94、82、67、56和35 mg/L，ρ(NO2--N)分别为80、64、57、45和28 mg/L，其中回流比为5、6和7时均没有检测到NO3--N，而当回流比为8时，检测到了NO3--N，其质量浓度稳定在5 mg/L左右，但是当回流比调高至9时，ρ(NO3--N)逐渐增至28 mg/L且呈上升趋势〔见图2(b)〕. 在回流比依次为5、6、7、8和9时，ANAMMOX区ρ(NH4+-N)分别为53、42、23、9和12 mg/L，ρ(NO2--N)分别为16、11、4、2和3 mg/L. 其中回流比为5、6、7和8时检测到少量NO3--N，但当回流比调高至9时，出水中的ρ(NO3--N)逐渐增至17 mg/L〔见图2(c)〕. 从ANAMMOX区的出水情况〔见图2(c)〕可以看出，最好的脱氮效果出现在回流比为8时，此时的出水ρ(TN)低于15 mg/L.

图2 不同回流比下反应器各功能区氮素质量浓度的变化Fig.2 Variations of nitrogen concentration in the reactor under different recycle ratios

2.1.1回流比对去除渗滤液中有机物的影响

中晚期渗滤液的典型特征是低C/N[20]，该研究中的C/N小于1.5，进水ρ(CODCr)约为 2 500 mg/L，当回流比为5时，出水ρ(CODCr)约为 1 350 mg/L；当回流比为9时，出水ρ(CODCr)降至 1 250 mg/L. 即回流比由5调高至9时，CODCr去除率由47%升至53%左右〔见图3(a)〕. 出水ρ(CODCr)与前置UASB出水的ρ(CODCr)无显著差异，出水中的CODCr一般被认为是不可生物降解的有机物，如腐殖质、芳香族和抗生素等物质[21]，而这些难降解有机物在DN-PN-ANAMMOX工艺中随着回流比的调高只有些微降解，在回流比为9时CODCr去除率达到了最高，而WANG[12]采用基于ANAMMOX的连续流工艺处理中晚期渗滤液，CODCr去除率最高时也仅为63%.

在回流比为5时，PN区去除了20%左右的CODCr，ANAMMOX区去除了约10%的CODCr，而前置UASB仅去除约12%的CODCr. 但随着回流比的调高，前置UASB去除有机物的占比不断提高，PN区和ANAMMOX区去除有机物的占比均持续下降. 当回流比调高至9时，前置UASB去除CODCr的占比达到了41%，而PN区去除CODCr的占比降至8%，ANAMMOX区去除CODCr的占比也降至3%〔见图3(b)〕. 而在前置UASB出水中未检测到NO2--N和NO3--N〔见图2(a)〕，这表明随着回流比的调高，ANAMMOX区中NO3--N的回流量增加，为前置UASB中的反硝化菌提供了更多的电子受体，以去除进水中更多的可降解CODCr. 因此，进入PN-ANAMMOX一体化反应器的可生物降解有机物变少，这既避免了异养好氧菌在PN区与AOB争DO，也避免了异养反硝化菌在ANAMMOX区与ANAMMOX菌竞争共同的基质NO2--N.

图3 不同回流比下反应器中有机物的去除变化Fig.3 Variations of organic removal in the reactor under different recycle ratios

2.1.2回流比对部分亚硝化工艺稳定性的影响

PN区负责实现部分亚硝化工艺，将进水中的部分NH4+-N转化为NO2--N，为后续的ANAMMOX区提供基质，而PN区ρ(NH4+-N)与ρ(NO2--N)的比值则通过限制曝气来控制. 在试验中，ρ(DO)是抑制NOB的重要参数，由于只有部分NH4+-N需要转化为NO2--N，所以在PN区DO的供给总是小于需求，不同回流比下ρ(DO)始终在较低的水平，稳定在0.18 mg/L左右〔见图4(a)〕. ZHANG等[22]发现间歇性曝气控制的低ρ(DO)可以提高部分亚硝化工艺的稳定性. 该研究中，可以通过在线监测ρ(DO)来判断反应器运行的状况，以保证PN区ρ(NH4+-N)与ρ(NO2--N)的比值的稳定.

在该研究中，ρ(FA)是抑制NOB活性并保证部分亚硝化工艺稳定的另一个重要参数. 当回流比小于7时，ρ(FA)始终在5 mg/L以上〔见图4(a)〕，部分亚硝化工艺稳定，PN区未检测到NO3--N〔见图2(b)〕. Anthonisen等[23]发现10～150 mg/L的FA对NOB有抑制作用而对AOB没有抑制作用，LI等[24]也发现高浓度的FA可以保证含有高浓度NH4+-N废水实现稳定的亚硝化，而ρ(FA)与pH和ρ(NH4+-N)均呈显著相关[4]. 因为PN区的部分亚硝化工艺是一个产酸过程，当更多的NH4+-N转化为NO2--N时pH会下降，所以在该研究中只要ANAMMOX菌有足够的NO2--N，就会控制NH4+-N尽可能少地转化为NO2--N. 当回流比为8时，由于稀释作用PN区ρ(NH4+-N)下降，从而使得ρ(FA)降至3 mg/L. 第80天时在PN区检测到ρ(NO2--N)为5 mg/L左右，NO2--N积累率(nitrite accumulation efficiency, NAE)出现了下降但没有持续下降，最终稳定在85%左右〔见图4(b)〕. 而当回流比为9时，ρ(FA)降至2 mg/L以下，而PN区ρ(NO3--N)从7.83 mg/L迅速升至28.16 mg/L〔见图2(b)〕. 而前置UASB出水中没有检测到NO3--N，这说明所有的NO3--N都是由PN区的NOB产生. 第122天时NAE降至50%以下〔见图4(b)〕，这说明NOB在失去高浓度FA〔ρ(FA)>3 mg/L〕的抑制后，在PN区与AOB争夺DO并将NO2--N转化为NO3--N，破坏了NO2--N在PN区的有效积累. 另外，PN区的游离NO2--N (free nitrite acid，FNA)〔ρ(FNA)在0.001 mg/L左右波动〕并未有效抑制NOB〔见图4(a)〕，ρ(FNA)抑制NOB的手段适合用来实现将NH4+-N全部亚硝化为NO2--N[25]，而对该研究中的部分亚硝化工艺影响较小.

图4 不同回流比下PN区ρ(DO)、ρ(FNA)、ρ(FA)及NAE的变化Fig.4 Variations of DO, FNA, FA and NAE in PN zone under different recycle ratios

图5 不同回流比下ANAMMOX区氮素去除的变化Fig.5 Variations of nitrogen removal in ANAMMOX zone under different recycle ratios

2.1.3回流比对ANAMMOX脱氮性能的影响

该研究中氮素的去除主要发生在ANAMMOX区. ANAMMOX区采用悬浮生长法，ANAMMOX污泥与基质的充分接触依赖于上升流速[26]，随着回流比从5调高至9，上升流速从1.16 m/h增至1.93 m/h〔见图5(b)〕. 当回流比为8时，ANAMMOX污泥在ANAMMOX区表现出良好的流动状态，为ANAMMOX菌的生长提供了良好的物理环境，这也是ANAMMOX区氮去除速率(nitrogen removal rate of ANAMMOX zone, NRRana)上升的原因之一. 而当回流比为5时，ANAMMOX区的上升流速较低，ANAMMOX污泥会沉降堆积在底部，水流在ANAMMOX区污泥中间形成沟流，ANAMMOX污泥不能有效地与基质进行接触.

理论上ANAMMOX消耗的ρ(NO2--N)与ρ(NH4+-N)的比例为1.32∶1，同时会产生0.26的ρ(NO3--N). 当回流比为5时，ANAMMOX区消耗的ρ(NO2--N)与ρ(NH4+-N)的比值稳定在1.65，这表明在ANAMMOX区同时发生异养反硝化反应. 当可生物降解的CODCr进入ANAMMOX区，反硝化细菌不仅将NO3--N转化成氮气，而且将NO2--N转化为氮气，因此反硝化菌与ANAMMOX菌之间存在竞争关系，而此时的NRRana稳定在4.8 kg/(m3·d)左右〔见图5(a)〕. 而当回流比从5调高至8时，ANAMMOX区消耗的ρ(NO2--N)与ρ(NH4+-N)的比值在不断减少，这表明ANAMMOX区存在半反硝化将一部分的NO3--N转化为NO2--N，从而ANAMMOX区消耗的ρ(NO2--N)与ρ(NH4+-N)的比值会小于理论值(1.32)〔见图5(b)〕. 当回流比为8时，PN区的NAE下降并维持在85%左右，说明NOB在PN区产生了少量的NO3--N，但由于反硝化菌将其转化为NO2--N，ANAMMOX区消耗的ρ(NO2--N)与ρ(NH4+-N)的比值稳定在1左右〔见图5(b)〕，出水ρ(TN)低于15 mg/L〔见图2(c)〕，WANG等[27]也发现半反硝化可以提升ANAMMOX的能力，实现对垃圾渗滤液的高脱氮效率. 在第94天，NRRana达到7.41 kg/(m3·d)〔见图5(a)〕，出水ρ(TN)为8.83 mg/L. 然而，随着回流比调高至9，PN区的NAE下降且产生大量的NO3--N(见图2)，在第119天，由于部分亚硝化工艺的失稳对DN-PN-ANAMMOX工艺脱氮性能产生的不利影响，NRRana降至4.29 kg/(m3·d)〔见图5(a)〕.

2.2 回流比对DN-PN-ANAMMOX工艺微生物群落分布的影响

渗滤液的生物脱氮除碳处理得益于各功能微生物在反应器中的富集，而回流比的调控影响着反应器系统的基质浓度、FA等参数，微生物也随着生长环境的差异表现出物种的多样性. 该试验微生物测序样本覆盖率均大于0.993(见表2). 其中回流比为8时的Shannon-Wiener多样性指数明显低于回流比为5时，这说明随着回流比从5调至8更有利于相关功能区功能菌的富集，所以各功能区微生物的多样性降低了. 而回流比从8调至9时，微生物的Shannon-Wiener多样性指数升高，丰富度指数也展现出相同的趋势.

表2 微生物的Shannon-Wiener多样性指数、 丰富度指数及覆盖率Table 2 Shannon-Wiener diversity index, abundance index and coverage of microbial

门水平上〔见图6(a)〕，在DN_5样品中Proteobacteria的相对丰度为45%，其在污泥中较为常见，在DN_8或DN_9样品中其相对丰度均在30%以上. 而Chloroflexi的相对丰度从10.53%迅速增至29.63%，有报道称Chloroflexi可以降解糖类有机物进行反硝化[28]，这对反硝化过程的稳定性具有重要意义. 而Bacteroidetes的相对丰度均在15%以上，其不仅能降解糖和蛋白质，还能在缺氧条件下进行反硝化反应[29]. 在PN区的优势菌门依次为Proteobacteria(占比为34.87%)、Chloroflexi(占比为11.17%)和Bacteroidetes(占比为23.63%). 值得注意的是，在PN_9 样品中发现了Nitrospirae，其相对丰度为3.38%，证实了NOB在回流比为9时将PN区的NO2--N转化为NO3--N是由于NOB的生长. 而在PN_8 样品中未检出Nitrospirae，说明回流比为8时大部分的NOB仍处于抑制状态，只有小部分NO2--N转化为NO3--N. 在ANAMMOX区优势菌门依次为Proteobacteria(占比为24.98%)、Chloroflexi(占比为14.82%)和Bacteroidetes(占比为22.86%). 另外，Planctomycetes的相对丰度在ANA_5样品中为15.32%，在ANA_8样品中上升为21.95%，而在ANA_9样品中降至17.52%，据报道Planctomycetes包含了所有已知的ANAMMOX菌属[30]，这与ANAMMOX区的脱氮能力的变化相符合，说明Planctomycetes的富集确实为ANAMMOX菌的生长提供了基础.

在属水平上〔见图6(b)〕，污泥中含有具有反硝化作用的Pseudomonas[31]，其在DN_5样品中的相对丰度为7.8%，在DN_8样品中升至13.5%. 在PN区，当回流比从5调至8时，具有亚硝化作用的Nitrosomonas的相对丰度始终在4.5%左右，Nitrosomonas是PN区中占主导地位的AOB[32]. 但当回流比调高至9时，PN_9样品中Nitrosomonas属菌的相对丰度降至2.2%〔见图6(b)〕，这与NAE下降相符〔见图4(b)〕. 在ANAMMOX区最富集的ANAMMOX菌属为Candidatus_Kuenenia，Phan等[33]在应用ANAMMOX工艺处理渗滤液时的优势种是Candidatus_Kuenenia，Isanta等[34]也发现Candidatus_Kuenenia比其他ANAMMOX菌种更能适应渗滤液是因为它具有较高的底物亲和力. 在该试验中，当回流比从5调至8时，Candidatus_Kuenenia的相对丰度从12.4%增至18.7%，这与NRRana从4.8 kg/(m3·d)升至7.41 kg/(m3·d)的现象相吻合〔见图5(a)〕. 此外，当回流比为9时，Candidatus_Kuenenia的相对丰度降至10.3%，而NRRana也降至4.29 kg/(m3·d).

图6 不同回流比下微生物群落的分布变化Fig.6 Changes of microbial communities under different recycle ratios

3 结论

a) 具有回流的DN-PN-ANAMMOX工艺在最佳回流比为8时，NRRana达到了7.41 kg/(m3·d)，出水ρ(TN)为8.83 mg/L，实现了对ρ(NH4+-N)高达1 900 mg/L的中晚期垃圾渗滤液的高效脱氮.

b) 回流比从5调至9时，CODCr的去除率由47%逐渐提至53%，其中前置UASB去除了进水中41%的CODCr，可为后续的自养PN-ANAMMOX工艺提供低碳环境.

c) 高回流比的稀释作用会使PN区的ρ(FA)低于2 mg/L，导致了NAE下降. 在回流比调至9时，NAE陡降至50%，对后续的ANAMMOX区产生不利影响，NRRana降至4.29 kg/(m3·d).

d) 适宜的回流比可形成有利于功能菌生长的环境. 在回流比为8时，Pseudomonas、Nitrosomonas和Candidatus_Kuenenia分别在DN-PN-ANAMMOX工艺中的前置UASB、PN区及ANAMMOX区得到最优的富集.