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AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用

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赵晴, 周浩, 吕慧, 张鑫, 孟了, 刁兴兴. AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 545-552. doi: 10.12030/j.cjee.202004110
引用本文: 赵晴, 周浩, 吕慧, 张鑫, 孟了, 刁兴兴. AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 545-552. doi: 10.12030/j.cjee.202004110
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ZHAO Qing, ZHOU Hao, LYU Hui, ZHANG Xin, MENG Liao, DIAO Xingxing. Pilot-scale test of partial nitrification-denitrification-based AO-SBR process for landfill leachate pretreatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 545-552. doi: 10.12030/j.cjee.202004110
Citation: ZHAO Qing, ZHOU Hao, LYU Hui, ZHANG Xin, MENG Liao, DIAO Xingxing. Pilot-scale test of partial nitrification-denitrification-based AO-SBR process for landfill leachate pretreatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 545-552. doi: 10.12030/j.cjee.202004110
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AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用

  • 1.

    广州大学土木工程学院，广州 510006

  • 2.

    中山大学环境科学与工程学院，广州 510275

  • 3.

    中山大学深圳研究院，深圳 518057

  • 4.

    黑龙江工程学院土木与建筑工程学院，哈尔滨 150050

  • 5.

    深圳市下坪固体废弃物填埋场，深圳 518047

  • 6.

    深圳市利赛实业发展有限公司，深圳 518029

    • 作者简介: 赵晴 (1983—)，女，博士，副教授。研究方向：污水生物处理技术。E-mail：gzdx_zq@163.com
    通讯作者: 吕慧 (1982—)，男，博士，教授。研究方向：环境生物处理理论与技术。E-mail：lvhui3@mail.sysu.edu.cn; 
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目 (42077155)；黑龙江省自然科学基金资助项目 (QC2017060)；深圳市科技计划项目 (JSGG20170824101458515)；哈尔滨市科技创新人才研究专项资金项目 (2017RAQXJ020)

  • 中图分类号: X703.1

Pilot-scale test of partial nitrification-denitrification-based AO-SBR process for landfill leachate pretreatment

  • 1.

    School of Civil Engineering, Guangzhou University, Guangzhou 510006, China

  • 2.

    School of Environmental Science and Engineering, Sun Yat-Sen University, Guangzhou 510275, China

  • 3.

    Shenzhen Research Institute of Sun Yat-Sen University, Shenzhen 518057, China

  • 4.

    School of Civil and Architecture Engineering, Heilongjiang Institute of Technology, Harbin 150050, China

  • 5.

    Shenzhen Xiaping Municipal Solid Waste Landfill Site, Shenzhen 518047, China

  • 6.

    Shenzhen Lisai Development Co. Ltd., Shenzhen 518029, China

    • Corresponding author: LYU Hui, lvhui3@mail.sysu.edu.cn ; 

摘要

  • 摘要: 针对某垃圾渗滤液处理厂现有氨吹脱预处理工艺存在的脱氮效果不佳、运行费用高、易产生二次污染等问题，开展了基于短程硝化反硝化的AO-SBR垃圾渗滤液预处理中试研究，考察了反应系统的脱氮效能，分析了氮素的迁移转化途径，计算长期稳定时预处理工艺的主要运行成本。在中试实验中，垃圾渗滤液进水氨氮浓度为1 000~2 500 mg·L−1，控制SBR池pH为 6.5~7.5、DO为 1.0~1.5 mg·L−1，投加甲醇调节进水碳氮比为1.4~2.0，通过FNA抑制实现了短程硝化反硝化中试系统的启动和稳定运行。稳定阶段系统中的亚硝化率为90%以上，氨氮去除率为80%以上，总氮去除率为50%左右。典型周期氮元素平衡分析结果表明，通过短程硝化反硝化途径和硝化反硝化途径去除的总氮负荷分别占据总氮去除负荷的74.8%和13.5%。AO-SBR短程硝化反硝化作为垃圾渗滤液预处理工艺可以满足后续工艺流程进水要求，最终出水达到纳管标准，该垃圾渗滤液预处理工艺运行成本比氨吹脱降低约30%。短程硝化反硝化工艺替代氨吹脱工艺进行垃圾渗滤液预处理具有技术及经济可行性。以上研究结果可为垃圾渗滤液处理厂预处理工艺的升级改造提供技术支持。
    Abstract: When ammonia stripping is used as pretreatment process of a landfill leachate treatment plant, the problems such as poor denitrification effect, high operation cost and secondary pollution will occur. A pilot study of partial nitrification-denitrification based AO-SBR process for landfill leachate pretreatment was carried out to solve the above problems. Its nitrogen removal efficiency was investigated, the nitrogen migration and transformation path of a typical cycle in the reactor was analyzed, the final effluent water quality and operation costs of pretreatment process were also calculated. The results showed that when the influent ammonia was 1000~2500 mg·L−1, the pH of SBR tank was 6.5~7.5, DO was 1~1.5 mg·L−1, the ratio of carbon to nitrogen was adjusted to 1.4~2.0 by adding methanol, the start-up and stable operation of the partial nitrification-denitrification pilot system were realized. At the stable stage, the nitrification rate of the system reached above 90%, the removal rates of ammonia and total nitrogen were above 80% and around 50%, respectively. The nitrogen balance analysis indicated that 74.8% and 13.5% nitrogen loads were removed by the partial nitrification-denitrification and the complete nitrification-denitrification pathways, respectively. The effluent of partial nitrification-denitrification-based AO-SBR can meet the water inlet requirements of the subsequent processes, and the final water output can meet the pipe receiving standard. The main operating cost of AO-SBR was about 30% less than that of ammonia stripping process. It is technically and economically feasible to pretreat landfill leachate by partial nitrification-denitrification instead of ammonia stripping. This study provides technical support for upgrading the pretreatment process of landfill leachate treatment plant.

  • 铁是一种生物必须的营养元素，直接影响浮游植物的光合作用和碳水化合物形成，由于高含氧量和无机态铁的低溶解性，铁通常是制约HNLC海区（High nutrition low chlorophyll）初级生产力的关键微量元素[1-2]。大规模海洋施铁实验表明，水生态系统中生物可利用铁的增加可以显著提高浮游植物的生物量和光合作用率，从而提高初级生产力，并促使浮游植物的群落结构发生变化[3-7]。以往研究表明，光自养微生物对碳循环和全球气候起关键作用[8-9]。初级生产力的提高，深刻地影响着全球尺度的二氧化碳固定，对温室气体的控制具有重要意义。

    水生态系统中，99%溶解性铁（dissolved iron，DFe）与有机配体结合。尽管大部分有机络合态铁不能直接被藻类利用，但通过一些地球化学转化过程，可转变为生物可利用铁[10-11]。Blazevic等[12]研究发现，海洋中腐殖酸结合态铁可以发生光还原反应，进而提高铁的生物可利用性。沼泽性河流是海洋DFe的重要来源[13]。沼泽性河流中大量存在的溶解性有机碳（DOC, dissolved organic carbon）与铁离子形成有机络合物，使水中保持较高浓度DFe。有机质中羧基和酚羟基是与铁络合的主要官能团。泥炭源中的酚酸类物质，含有稳定的芳香环结构。部分酚酸与铁有较高的配合能力，这类物质的存在保护了长距离迁移的DFe，保证了陆源DFe向水生态系统的有效输出[14]。

    泥炭沼泽中存在多种类型酚酸，前人在金川泥炭中检测出了9种酚酸，包括对-羟基苯甲酸、丁香酸、香草酸、阿魏酸、对-香豆酸、没食子酸、原儿茶酸和咖啡酸，许多泥炭沼泽中都有这些酚酸的存在[14]。研究证实，酚酸等有机质可以和铁形成较为稳定的配合物，使其可以在淡水运输过程中迁移更长的距离[15]。其中，具有儿茶酚或者没食子酰基结构的原儿茶酸、没食子酸以及咖啡酸可以和Fe（Ⅱ）形成较为稳定的络合物，使得Fe（Ⅱ）在极易被氧化的碱性条件下也可以保存较长时间。而咖啡酸、没食子酸、原儿茶酸以及龙胆酸还对Fe（Ⅲ）有着明显的还原作用，同样有助于这两种铁形态之间的平衡[16]。

    植物或微生物分泌代谢物质对环境中其他植物或微生物体产生不利或有利的影响，这种作用称为化感作用。在化感作用过程中分泌的物质即被称为化感物质，自然界的化感物质种类非常丰富，主要包括酚酸类、苯醌类、倍半萜类、黄酮类等几大类物质[17]。迄今发现的化感物质几乎都是植物的次生代谢物质，分子量较小，结构简单，其中酚酸类物质是一类重要的次生代谢产物，也是研究较多，被证实是化感活性较强的一类物质[18]。酚酸具有一定生物毒性。目前对于酚酸抑藻的机制还不十分清楚，其抑制作用可能通过多种方式实现。研究表明，酚酸与蛋白质分子易遵循疏水键-氢键多点键合理论结合。在酚酸存在的情况下，藻细胞的胞外磷酸酶活性受到抑制，碱性磷酸酶活性的抑制使藻利用磷的能力下降。酚酸与细胞膜蛋白的结合，会破坏生物体细胞膜结构，使植物多酚物质进一步穿过细胞膜，进入细胞体内，从而改变微生物细胞酶活性，减少藻类对外源性蛋白质的利用，并通过对细胞外酶的抑制达到抑藻的目的[19]。另外，如果酚酸进入细胞体后，通过与金属离子发生络合反应，形成沉淀而破坏微生物的正常新陈代谢也是植物多酚抑藻的原因所在[20]。尽管酚酸存在生物毒性，但适量前提下，对藻类生长有积极作用[21]。泥炭源典型酚酸与铁的络合物是否对藻类利用铁有显著影响尚待进一步研究。因此，探究酚-铁配合物络合稳定性及其生物可利用性有助于进一步了解生物对铁的吸收，更好地理解全球铁碳耦合循环。

    铜绿微囊藻（microcystic aeruginosa） 是中国湖泊、水库及其他水域生态系统水体富营养化蓝藻水华的代表性藻类。本文铜绿微囊藻为培养对象，利用泥炭源典型酚酸及泥炭溶解有机质（DOM）开展了一系列培养试验，以期了解泥炭沼泽源酚酸以及酚-铁络合物对铜绿微囊藻生长的影响。

    1.   材料与方法（Materials and methods）

    1.1   实验材料

    试验所用铜绿微囊藻藻源，由中国科学院水生生物研究所提供，采用BG-11培养基培养。

    4种酚酸的配制：以1.7 g·L−1的浓度配制BG-11培养基，然后将对羟基苯甲酸、对香豆酸、水杨酸、咖啡酸加入，分别配制4份浓度为0.24 g·L−1的酚酸溶液。用0.22 μm滤膜在超净台中过滤，并用紫外光照射30 min，消除微生物的影响，现配现用。

    藻种培养条件：实验前5天，将铜绿微囊藻进行扩大培养。光照强度4000 lx；光暗比24 h∶0 h；温度（25±1）°C；每天摇动培养瓶5次，使藻类生长进入对数生长期。进入对数增长期后，取铜绿微囊藻各300 mL加入到1 L锥形瓶，再加入BG-11培养基100 mL进行驯化培养。

    1.2   实验设计

    1.2.1   单一酚酸对铜绿微囊藻的抑制作用

    由于对羟基苯甲酸和对香豆酸在泥炭中含量相对较高，水杨酸和咖啡酸和铁离子可以络合，实验选择这4种酚酸进行实验。

    使用细胞计数仪确定当前藻液浓度，并根据藻液浓度取一定量的处于对数生长期的藻液加入250 mL锥形瓶内，其中分别添加稀释了不同倍数的酚酸溶液，最后用培养基补足，使得锥形瓶内的液体总体积达到150 mL。每个锥形瓶内藻的初始密度为105 cell·mL−1，酚酸的最终浓度梯度分别为0、10、20、40、60、80 mg·L−1，每组3个平行，置于光照培养箱内。培养温度为（20±1）℃，光照强度为4000 lx，24 h光照，每天震荡3—5次。

    1.2.2   酚络合态铁对铜绿微囊藻生长的影响

    选用水杨酸和咖啡酸与铁形成络合物，探究酚铁对藻类生长的影响。实验选择的酚酸浓度为5×10−5 mol·L−1，铁浓度为1×10−6 mol·L−1，在此条件下酚酸浓度为铁浓度的50倍，可以有效保护体系中的二价铁。此外，由于泥炭沼泽中也普遍存在草酸、柠檬酸、酒石酸、乙酸等无苯环的小分子有机酸，所以实验选择草酸、柠檬酸、乙酸作为干扰物质加入到酚铁体系中进行藻类的培养实验。

    藻类的培养实验分为10组，每组添加的物质如下：A.水杨酸+硫酸亚铁；B.咖啡酸+硫酸亚铁；C.水杨酸+草酸+硫酸亚铁；D.水杨酸+乙酸+硫酸亚铁；E.咖啡酸+草酸+硫酸亚铁；F.咖啡酸+乙酸+硫酸亚铁；G.水杨酸+柠檬酸+硫酸亚铁；H.咖啡酸+柠檬酸+硫酸亚铁；I.不添加酸和铁的对照组；J.只添加铁的对照组。

    以上试验均为期15 d，每隔48 h取样1次，记录藻细胞数量的变化，以及藻存活情况的变化和pH值的变化。培养周期结束后分别取10 mL和5 mL样品，测量样品中叶绿素a的含量和叶绿素荧光参数Fv/Fm（最大光能转化效率）。其中Fv/Fm常用来表征叶绿素PsⅡ（低铁环境藻类光系统Ⅱ）反应中心内禀光能转换效率，反映当时所有的PsⅡ反应中心均处于开放态时最大光量子产量。

    1.2.3   生理指标的测定方法：

    为测藻细胞存活率及藻细胞数量，使用5-CFDA染色，具体操作方法如下：

    （1）用DMSO（二甲基亚砜）5-CFDA稀释至10 mmol·L−1。将99 μL已经配制好的BG-11培养基与1 μL的5-CFDA混合作为A液，摇晃10 s混匀；

    （2）将50 μL样品与50 μL A液混匀，用移液枪至少吹打10次；

    （3）在25℃条件下将上一步准备好的样品避光放置30 min；

    （4）用移液枪将待测样品吹打10次或摇晃，使藻细胞分散，然后用移液枪取20 μL加入计数板内。在计数板插入仪器之前，稳定1 min，使样品在其中稳定下来。

    将细胞染色后，使用细胞计数仪计数，并观察细胞的存活状态。

    测量样品叶绿素a的含量：

    （1）取藻液10 mL，4500 r·min-1离心15 min，去掉上层清液，将样品在4℃冰箱中放置1 d；

    （2）取出后迅速加入5 mL的90%热乙醇（80℃）于80℃的热水浴萃取2 min，再用超声处理10 min，放在暗处萃取4 h后，用0.22 μm的滤头过滤。用酶标仪于波长665 nm和750 nm处测吸光值，然后滴加1滴1 mol·L−1的盐酸酸化，于波长665 nm和750 nm处再测吸光值。计算公式为：

    Chla乙醇=27.9×[(E665−E750)−A665+A750)]×V乙醇/V样品

    其中，Chla乙醇为热乙醇法测定的叶绿素a含量（μg·L−1）；E665是乙醇萃取液于波长665 nm的吸光值；E750是乙醇萃取液于波长750 nm的吸光值；A665为乙醇萃取液酸化后在665 nm处的吸光值；A750为乙醇萃取液在750 nm处的吸光值；V乙醇为乙醇萃取液的体积（mL），V样品为所取样品的体积（mL）。

    抑制率计算公式：IR=（1-N/N0×100%）抑制率为负值则有促进效果，抑制率为正则抑制。

    1.2.4   泥炭沼泽源酚络合态铁对铜绿微囊藻生长的影响

    培养前准备：

    （1）提取泥炭中的DOM；

    （2）将样品通过H型阳离子柱交换柱，去除样品中存在的金属离子；然后将DOM样品按照<1 KDa，1—3 KDa，>3 KDa分成3份；

    （3）将3份样品中加入FeSO4，待稳定一段时间后，取10 mL加入培养基中，加入后Fe的浓度为5×10−6 mol·L−1。

    铜绿微囊藻培养实验分为5组，每组3份平行，每组添加的物质如下：A．无添加；B．Fe，浓度为5×10−6 mol·L−1；C．DOM-Fe（<1 KDa），Fe浓度为5×10−6 mol·L−1；D．DOM-Fe（1—3 KDa），Fe浓度为5×10−6 mol·L−1；E．DOM-Fe（>3 KDa），Fe浓度为5×10−6 mol·L−1。

    实验均为期15 d，每隔48 h取样1次，记录藻细胞数量的变化，以及藻存活情况的变化。

    2.   结果与讨论（Results and discussion）

    2.1   不同酚酸影响微囊藻生长的浓度效应

    在微囊藻培养体系中分别加入不同浓度四种酚酸溶液，经过14 d培养和检测，得到微囊藻-酚酸的生长曲线如图1所示。图1中A、B为不同浓度的对羟基苯甲酸和对香豆酸对微囊藻生长情况的影响。可以看出，当酚酸浓度为10 mg·L−1和20 mg·L−1时，微囊藻的生长速率和最终达到的终点浓度明显高于控制组（0）抑制率为-23.5%—18%。从微囊藻浓度上来看，当酚酸浓度为10 mg·L−1和20 mg·L−1时，生长情况比较接近，说明在此浓度下，这两种酚酸对微囊藻的生长有一定的刺激作用。在A、B组中当酚酸浓度超过20 mg·L−1时，藻液浓度和藻的生长速率明显低于控制组；当浓度增加到40 mg·L−1时，这两种酚酸对微囊藻的生长起到了明显的抑制作用，而对羟基苯甲酸的对微囊藻生长的抑制作用更加明显；浓度继续增加到60—80 mg·L−1时，微囊藻前4—5天略有增长，然后基本停止了增长，保持在3×106 cell·mL−1左右。对香豆酸60 mg·L−1组的藻数量略高于80 mg·L−1组。

    在C组水杨酸-微囊藻的实验中，水杨酸浓度为10 mg·L−1时，增长的速度与控制组接近，在8—10 d快速增长后，藻数量和控制组趋于一致。而当浓度大于10 mg·L−1时，都出现了明显的抑藻效果，抑制率约为80%。

    结合图2中存活率来看（从培养的第4天开始测微囊藻的存活率）当浓度为10 mg·L−1时，微囊藻的存活率都略低于控制组，差值在10%左右浮动，当浓度为20—40 mg·L−1，在开始计数时，藻类的存活率就已不同程度地低于控制组，并且A、C、D存活率在4—14 d整体处于下降的趋势，可以看出，水杨酸对微囊藻的抑制作用最强。

    表1是各组样品的Fv/Fm，最大光能转化效率Fv/Fm常用来表征叶绿素PsII反应中心内禀光能转换效率，反映当时所有的PsII反应中心均处于开放态时最大光量子产量。

    在非胁迫环境下，植物叶片叶绿素荧光参数Fv/Fm变化极小，表现出稳定的特点，但在胁迫条件下，该参数明显下降[22]。Fv/Fm可作为植物受环境胁迫的响应指标[23]。控制组的Fv/Fm为0.308。一般情况下，微囊藻的Fv/Fm在0.3左右，当Fv/Fm过低表明藻类受到环境胁迫，PSII中心受到损伤进而降低光合作用效率。由表1可以看出，当水杨酸浓度大于20 mg·L−1时会对微囊藻的光合作用产生明显抑制，当各组酚酸浓度超过60 mg·L−1时，藻类基本停止了光合作用，这和前文中藻类的生物量变化和存活率相吻合。表2是各个组叶绿素含量的均值，数据表明：各组中相对低浓度的酚酸，不仅对藻类数量的增长有促进作用，也促进了叶绿素含量的增加。

    图 1  铜绿微囊藻生长曲线
    Figure 1.  Microcystis aeruginosa growth curve
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    图 2  铜绿微囊藻存活率变化
    Figure 2.  Changes in survival rate of Microcystis aeruginosa
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    表 1  铜绿微囊藻的Fv/Fm
    Table 1.  Fv/Fm of Microcystis aeruginosa
    对羟基苯甲酸P-hydroxybenzoic acid对香豆酸P-coumaric acid水杨酸Salicylic acid咖啡酸Caffeic acid
    010×10−620×10−640×10−660×10−680×10−60.3080.3100.2920.3020.0390.0000.3080.3100.3140.3240.0490.0000.3080.3090.0230.0140.0000.0000.3080.3310.2760.3600.0380.000
    　　注：0—80×10−6分别对应添加的4种酚酸浓度，表中数据是在微囊藻培养期结束时测得的Fv/Fm。
    　　Note: 0—80×10−6 respectively correspond to the four added phenolic acid concentrations. The data in the table are the Fv/Fm measured at the end of the Microcystis culture period.
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    表 2  铜绿微囊藻叶绿素含量（g·L-1）
    Table 2.  Chlorophyll content of Microcystis aeruginosa
    对羟基苯甲酸P-hydroxybenzoic acid对香豆酸P-coumaric acid水杨酸Salicylic acid咖啡酸Caffeic acid
    010×10−620×10−640×10−660×10−680×10−60.5681.0141.1380.7750.0000.0000.5680.7370.8620.5680.0000.0000.5680.7960.0090.0000.0000.0000.5682.0932.2011.3590.0000.000
    　　注：0—80×10−6分别对应添加的4种酚酸浓度，表中数据是微囊藻培养期结束时测得的叶绿素含量。
    　　Note: 0—80×10−6 respectively correspond to the four phenolic acid concentrations added. The data in the table is the chlorophyll content measured at the end of the Microcystis culture period.
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    2.2   酚络合态铁的生物可利用性

    根据上述试验结果可以得出，当这4种典型泥炭源酚酸的浓度达10 mg·L−1时，从生物量、存活率以及光合作用强度来说对微囊藻的生长没有明显抑制作用。普遍认为，藻类吸收Fe主要是离子形态，而不是有机络合态Fe[24]。目前，仅观察到在产生铁载体的微生物中存在铁载体复合物的吸收及其在细胞中的还原[25]。已有研究发现，有机络合态铁中铁的释放途径不同。其中包括简单的配体-金属平衡（Ligand-Metal balance），平衡在初级生产者消耗铁后发生变化，促进铁从络合物中分离。另一个途径是基于配体的降解，这也导致了Fe和配体的分离。第三种可能是通过有机态铁的还原，降低配体对铁的亲和力，并导致Fe的释放。这个过程可能是由于络合物的自还原/氧化而发生的，这意味着配体氧化同时也释放产生Fe[26]。尤其是光还原分解对铁的生物利用度有很大影响，这一释放铁途径被称为AHS（aquatic humic substances）机制[12]。

    图3是加入不同酸和Fe2+的微囊藻生长曲线。施加和不加Fe2+的对照试验表明，在培养1—9 d，两组生长速度以及生物量大致相同。在第9天后，施加Fe2+组的生长速度放缓，最终的藻密度低于对照组。图3表明在没有配体存在的情况下，加入一定量的铁对微囊藻生长促进作用不明显。同时，观察发现，在藻类指数生长阶段出现了较高的pH值（高达10.5），这与二氧化碳生物需求增加有关。在指数生长结束和平台期开始后，pH值略下降。在藻类生长平缓或生长不良的样品中，pH值无显著变化，pH值大多保持在6—8。

    能促进藻类生长的酚酸应当与三价铁有较高的亲和力，与二价铁有较低的亲和力[27]。试验表明，相对其他3种酚酸铁配合物体系，水杨酸铁不能有效地为微囊藻提供生物可利用性铁，这可能与水杨酸的稳定性较强有关[27]。对照表明，用咖啡酸处理的微囊藻生长良好，最高浓度达到2.19×107 cell·mL−1。这可能是咖啡酸中的儿茶酚基结构所引起的，并且有更高的氧化还原潜力，更容易将Fe从配合物中释放。Santana等 [28]的研究也证实了在生物条件下还原络合物的可能性。总体上，酚酸的加入提高了藻类对Fe的生物可利用率。

    图2显示藻类存活率从第10天开始明显下降，藻类计数可能包括了死藻，因此选择第11天数据进行显著性分析。结果表明（表3），在0.05的置信水平下，咖啡酸的加入对微囊藻生长有显著促进作用，而水杨酸在0.05的置信水平下，对微囊藻生长无显著促进作用。

    图 3  微囊藻生长曲线
    Figure 3.  Microcystis growth curve
    A.水杨酸+硫酸亚铁 B.咖啡酸+硫酸亚铁 C.水杨酸+草酸+硫酸亚铁 D.水杨酸+乙酸+硫酸亚铁 E.咖啡酸+草酸+硫酸亚铁 F.咖啡酸+乙酸+硫酸亚铁 G.水杨酸+柠檬酸+硫酸亚铁 H.咖啡酸+柠檬酸+硫酸亚铁 1_3.不添加酸和铁的对照组 Fe1_3硫酸亚铁
    A. Salicylic acid+Ferrous sulfate B. Caffeic acid+Ferrous sulfate C. Salicylic acid+Oxalic acid+Ferrous sulfate D. Salicylic acid+Acetic acid+Ferrous sulfate E. Caffeic acid+Oxalic acid+Ferrous sulfate F. Caffeic acid+Acetic acid+Ferrous sulfate G. Salicylic acid+Citric acid+Ferrous sulfate H. Caffeic acid+Citric acid+Ferrous sulfate 1_3. Control group without acid and iron Fe1_3. Ferrous sulfate
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    表 3  第11天不同试验组微囊藻浓度变化的相关性矩阵
    Table 3.  Correlation matrix of changes in the concentration of Microcystis in different test groups on the 11th day
    1_3Fe1_3ABCDEFGH
    1_310.9630.971−0.3580.4740.6570.2460.4610.9830.491
    Fe1_30.9631.001.000*−0.0950.2210.835−0.0220.6820.9960.707
    A0.9711.000*1.00−0.1260.2510.8180.0080.6590.999*0.685
    B−0.358−0.095−0.1261.00−0.9920.468−0.9930.663−0.1790.637
    C0.4740.2210.251−0.9921.00−0.3520.970−0.5630.302−0.534
    D0.6570.8350.8180.468−0.3521.00−0.5690.9720.7850.979
    E0.246−0.0220.008−0.9930.970−0.5691.00−0.7460.062−0.723
    F0.4610.6820.6590.6630.6630.972−0.7461.000.6180.999*
    G0.9830.9960.999*−0.1790.3020.7850.0620.6181.000.645
    H0.4910.7070.6850.637−0.5340.979−0.7230.999*0.6451.00
    　　注：*. 在 0.05 水平（双侧）上显著相关。Notes：*. Significant correlation at 0.05（bilateral） level.
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    2.3   泥炭沼泽源DOM-Fe的藻类可利用性

    许多泥炭源有机质同时含有酚羟基和羧基，具有酚酸性质。但由于泥炭有机质组成复杂多样，现有技术尚不能有效分离不同性质有机化合物。因此，利用不同分子量段有机质与铁的络合物，开展藻类培养试验有助于客观评估泥炭源DOM-Fe的藻类可利用性。利用不同分子量段DOM-Fe，进行培养试验，铜绿微囊藻的生长情况如图4。表4 结果表明，在0.05 的置信水平下，不同组之间差异不具统计显著性，但图4 还是反映出有机态铁对藻类生长的促进趋势.

    结果显示（图3和图4），不同分子量结合态Fe均促进了铜绿微囊藻的生长，但影响程度不同。添加Fe后，铜绿微囊藻的生物量和控制组相比均有增加，微囊藻生长得到促进，最终达到107 cell·mL−1。其中，微囊藻在7—11 d增长最快；其次，对比生长终点可以发现不同DOM-Fe促进效果存在差异：E组>D组>C组>B组>A组>无Fe组；第三，添加DOM显著促进了藻的生长。研究表明，相对于Fe3+，藻类更倾向于利用Fe2+[29]。这是由于具有一定还原能力的DOM可以减缓二价铁的氧化[30]，从而提高了藻类对铁的利用率。此外，不同分子量段DOM与Fe的络合稳定常数略有不同，较高分子量的DOM（>3 kD）与Fe的络合稳定常数较小[30]，在光照或者其他条件下容易发生解离，产生易被藻类利用的Fe。而泥炭源低分子量DOM（<1 KD）络合态铁，由于其络合稳定的常数相对较高，在培养体系中更加稳定，相对不易被藻类利用。

    图 4  铜绿微囊藻生长曲线A.无添加 B.硫酸亚铁 C.DOM-Fe（<1KD ） D.DOM-Fe（1-3 KD） E.DOM-Fe（> 3KD）
    Figure 4.  Microcystis aeruginosa growth curve
    A. No addition B. Ferrous sulfate C.DOM-Fe（<1KD） D.DOM-Fe（1-3KD） E.DOM-Fe（>3KD）
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    表 4  第11天不同试验组铜绿微囊藻生长浓度变化的相关性矩阵
    Table 4.  Correlation matrix of growth concentration changes of Microcystis aeruginosa in different test groups on the 11th day
    ABCDE
    A1−.751.350−.167.770
    B−.7511−.881.776−.158
    C.350−.8811−.982−.327
    D−.167.776−.9821.500
    E.770−.158−.327.5001
    　　注：*. 在 0.05 水平（双侧）上显著相关. Notes：*. Significant correlation at 0.05（bilateral） level.
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    3.   结论（Conclusion）

    （1）4种酚酸对藻类生长的影响均呈现“低促高抑”的规律。从藻类生物量和叶绿素含量来看，抑藻效果从高到低：水杨酸>对羟基苯甲酸>对香豆酸>咖啡酸；结合藻类的存活率，虽然低浓度酚酸刺激了藻类生物量的增长，但是也对藻类的生存产生了一定的负面影响：在添加10 mg·L−1酚酸的几组样品中，微囊藻的存活率都略低于控制组。

    （2）添加酚酸的藻类样品中，当水杨酸浓度达到20 mg·L−1时，Fv/Fm明显降低（0.3降低到0.02左右），而其它3种酚酸浓度达到60 mg·L−1才出现抑制，说明水杨酸抑制作用最强。

    （3）不同酚铁络合物的生物可利用性存在差异：相对咖啡酸和水杨酸，水杨酸络合态铁更难被藻类利用，除酚毒性效应外，还与其较高的络合稳定性有关。

    （4）泥炭源不同分子段DOM-Fe对藻类生长的促进作用从高到低依次为：>3 KD，1—3 KD，<1 KD。高分子段DOM（>3 kD）与Fe的络合稳定常数最小，在光照或者其他条件下容易发生解离，更易释放Fe而被藻类利用；泥炭源低分子量DOM（<1 KD）络合态铁，因其络合稳定常数相对较高，相对不易被藻类利用。

    致谢：感谢中国科学院水生生物研究所的大力支持。

  • 图 1  AO-SBR示意图和现场照片

    Figure 1.  Schematic diagram and site photo of the AO-SBR reactor

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    图 2  AO-SBR中氮化物浓度及亚硝化率

    Figure 2.  Nitrogen concentration and nitrosation rate in the AO-SBR

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    图 3  AO-SBR中总氮浓度及其去除率的变化

    Figure 3.  Changes of total nitrogen mass concentration and its removal rate in the AO-SBR

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    图 4  典型周期反应器内氮素转化

    Figure 4.  Nitrogen conversion in a typical cycle

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    图 5  系统最终出水水质

    Figure 5.  Water quality of final system effluent

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    表 1  典型周期反应器进出水水质情况

    Table 1.  Water quality of influent and effluent in a typical cycle mg·L−1

    水样碱度COD总氮氨氮亚硝态氮硝态氮
    反应器进水10 023.502 4862 4422 160.4100
    反应器出水1 0061 356.421 01526959736
    水样碱度COD总氮氨氮亚硝态氮硝态氮
    反应器进水10 023.502 4862 4422 160.4100
    反应器出水1 0061 356.421 01526959736
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    表 2  系统各工艺段出水水质

    Table 2.  Water quality of effluent from each process section of the system mg·L−1

    工艺段名称COD氨氮亚硝态氮硝态氮总氮
    原水1 442±5361 735±426001 950±430
    AO-SBR1 759±411234±106524±12615±5835±210
    EGSB1 145±506232±11049±145±1354±152
    AO-MBR837±52212±706±445±12
    NF65±183±201.5±125±9
    工艺段名称COD氨氮亚硝态氮硝态氮总氮
    原水1 442±5361 735±426001 950±430
    AO-SBR1 759±411234±106524±12615±5835±210
    EGSB1 145±506232±11049±145±1354±152
    AO-MBR837±52212±706±445±12
    NF65±183±201.5±125±9
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    表 3  AO-SBR与氨吹脱工艺的主要运行费用比较

    Table 3.  Comparison of main operating costs between AO-SBR and ammonia stripping

    工艺名称数量单价费用/(元·m−3)费用合计/(元·m−3)
    AO-SBR甲醇1.2 kg·m−34元·kg−14.8009.571
    电费5 kWh·m−30.732元·(kWh)−13.660
    人工费定员1人4 000元·月−11.111
    氨吹脱石灰18 kg·m−30.3元·kg−15.40013.669
    98%硫酸8 kg·m−30.3元·kg−12.400
    电费6.5 kWh·m−30.732元·(kWh)−14.758
    人工费定员1人4 000元·月−11.111
    工艺名称数量单价费用/(元·m−3)费用合计/(元·m−3)
    AO-SBR甲醇1.2 kg·m−34元·kg−14.8009.571
    电费5 kWh·m−30.732元·(kWh)−13.660
    人工费定员1人4 000元·月−11.111
    氨吹脱石灰18 kg·m−30.3元·kg−15.40013.669
    98%硫酸8 kg·m−30.3元·kg−12.400
    电费6.5 kWh·m−30.732元·(kWh)−14.758
    人工费定员1人4 000元·月−11.111
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-04-23
  • 录用日期:  2020-05-22
  • 刊出日期:  2021-02-10
赵晴, 周浩, 吕慧, 张鑫, 孟了, 刁兴兴. AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 545-552. doi: 10.12030/j.cjee.202004110
引用本文: 赵晴, 周浩, 吕慧, 张鑫, 孟了, 刁兴兴. AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 545-552. doi: 10.12030/j.cjee.202004110
shu
ZHAO Qing, ZHOU Hao, LYU Hui, ZHANG Xin, MENG Liao, DIAO Xingxing. Pilot-scale test of partial nitrification-denitrification-based AO-SBR process for landfill leachate pretreatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 545-552. doi: 10.12030/j.cjee.202004110
Citation: ZHAO Qing, ZHOU Hao, LYU Hui, ZHANG Xin, MENG Liao, DIAO Xingxing. Pilot-scale test of partial nitrification-denitrification-based AO-SBR process for landfill leachate pretreatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 545-552. doi: 10.12030/j.cjee.202004110
shu

AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用

    通讯作者: 吕慧 (1982—)，男，博士，教授。研究方向：环境生物处理理论与技术。E-mail：lvhui3@mail.sysu.edu.cn; 
    作者简介: 赵晴 (1983—)，女，博士，副教授。研究方向：污水生物处理技术。E-mail：gzdx_zq@163.com
  • 1. 广州大学土木工程学院，广州 510006
  • 2. 中山大学环境科学与工程学院，广州 510275
  • 3. 中山大学深圳研究院，深圳 518057
  • 4. 黑龙江工程学院土木与建筑工程学院，哈尔滨 150050
  • 5. 深圳市下坪固体废弃物填埋场，深圳 518047
  • 6. 深圳市利赛实业发展有限公司，深圳 518029
  • 收稿日期:  2020-04-23
  • 录用日期:  2020-05-22
  • 网络出版日期:  2021-02-22
基金项目:
国家自然科学基金资助项目 (42077155)；黑龙江省自然科学基金资助项目 (QC2017060)；深圳市科技计划项目 (JSGG20170824101458515)；哈尔滨市科技创新人才研究专项资金项目 (2017RAQXJ020)

摘要: 针对某垃圾渗滤液处理厂现有氨吹脱预处理工艺存在的脱氮效果不佳、运行费用高、易产生二次污染等问题，开展了基于短程硝化反硝化的AO-SBR垃圾渗滤液预处理中试研究，考察了反应系统的脱氮效能，分析了氮素的迁移转化途径，计算长期稳定时预处理工艺的主要运行成本。在中试实验中，垃圾渗滤液进水氨氮浓度为1 000~2 500 mg·L−1，控制SBR池pH为 6.5~7.5、DO为 1.0~1.5 mg·L−1，投加甲醇调节进水碳氮比为1.4~2.0，通过FNA抑制实现了短程硝化反硝化中试系统的启动和稳定运行。稳定阶段系统中的亚硝化率为90%以上，氨氮去除率为80%以上，总氮去除率为50%左右。典型周期氮元素平衡分析结果表明，通过短程硝化反硝化途径和硝化反硝化途径去除的总氮负荷分别占据总氮去除负荷的74.8%和13.5%。AO-SBR短程硝化反硝化作为垃圾渗滤液预处理工艺可以满足后续工艺流程进水要求，最终出水达到纳管标准，该垃圾渗滤液预处理工艺运行成本比氨吹脱降低约30%。短程硝化反硝化工艺替代氨吹脱工艺进行垃圾渗滤液预处理具有技术及经济可行性。以上研究结果可为垃圾渗滤液处理厂预处理工艺的升级改造提供技术支持。

English Abstract

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  • 垃圾渗滤液是生活垃圾在卫生填埋或堆放过程中，由于垃圾内有机物分解、自身水分、以及落在垃圾上的大气降水所形成的一种高浓度废水。垃圾渗滤液水质受垃圾的组成、填埋时间、地质情况、温度和含水量等多种因素影响而变化[1]，但其一般特点是高氨氮(氨氮质量浓度为1 000~3 000 mg·L−1)、低碳氮比(老龄垃圾渗滤液COD/N<0.1)，有机物种类多且复杂等。垃圾渗滤液若不经处理或处理不当排放至自然环境中，将严重威胁填埋场区域水、土环境的安全[2]。

    目前，垃圾渗滤液处理主要采用物化法与生化法相结合的方式，通过预处理、生化处理、深度处理等系列工序达到排放标准[3-4]。吹脱法脱氨效果稳定、氨去除率高，常被用作垃圾渗滤液预处理工艺[5-6]。但吹脱法亦存在明显的缺点[7-8]：操作过程需要大幅度调节 pH、耗费大量酸碱调节药剂、增加成本；使用石灰药剂产生水垢，增大设备维护难度；吹脱产生气态氨，易造成大气污染等。而生物法因为其操作简单、工艺成本低、脱氮高效稳定等特点，逐渐成为国内外填埋场渗滤液脱氮的核心处理技术。但由于垃圾渗滤液碳氮比低，直接采用传统硝化反硝化脱氮工艺处理时，存在碳源投加量大、运行能耗高、脱氮效率低等问题[9-10]。短程硝化反硝化(PND)工艺是指将硝化过程控制在亚硝态氮阶段，再利用反硝化作用直接将亚硝态氮转化为氮气的过程[11]。与传统硝化反硝化相比，理论上可节约25%的耗氧量和40%的碳源量[12]。尽管一些研究者对短程硝化反硝化处理垃圾渗滤液进行了大量研究，通过控制pH、温度、溶解氧、FNA(游离亚硝酸)、FA(游离氨)、污泥龄等条件[13-18]实现亚硝态氮的积累，但研究多为实验室小试实验，大规模应用研究还鲜见报道。

    本研究针对深圳市某垃圾渗滤液处理厂氨吹脱预处理工艺存在的脱氮效果不佳、运行费用较高等实际问题，开展了基于短程硝化反硝化的垃圾渗滤液预处理的中试研究。中试处理水量最高可达200 m3·d−1，相当于小型垃圾渗滤液处理厂规模。由于垃圾渗滤液处理厂大多采用膜生物反应器(MBR)多级硝化反硝化技术，为方便渗滤液处理厂进行技术改造，本研究选用AO-SBR反应器开展中试实验。考察了短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理工艺启动及稳定运行控制的影响因素，解析了典型反应周期氮素平衡关系，探讨了短程硝化反硝化作为垃圾渗滤液预处理工艺的可行性。本研究将为垃圾渗滤液处理厂预处理工艺的升级改造提供实验基础与经验参考。

1.   材料与方法

    1.1.   实验装置与运行

  • AO-SBR工艺主要由调节池、缺氧池、SBR池(好氧池)和储水池组成，各部分有效容积分别为10、95、285、10 m3，实验装置示意图和现场照片见图1。老龄渗滤液取自深圳某垃圾填埋场，主要水质参数为pH=8.3~8.6、碱度7 000~12 000 mg·L−1、COD 1 200~3 000 mg·L−1、总氮1 200~2 700 mg·L−1、氨氮1 000~2 500 mg·L−1。实验中通过气动泵分别在缺氧池和储水池投加甲醇，以提高原水可生化性。接种污泥取自渗滤液处理厂二级AO-MBR好氧池，污泥MLSS浓度为7 086 mg·L−1，MLVSS浓度为5 668 mg·L−1，污泥呈棕黄色。

    反应器单个周期运行工序为进水(非限制性曝气)8 h、曝气2 h、沉淀0.5 h、滗水1.5 h，每天运行2个周期。反应器回流比约为4∶1，沉淀与滗水工序时关闭回流。水池外壁安装保温层保持系统温度为35~38 ℃，通过调节鼓风机频率使SBR池DO保持为1~1.5 mg·L−1，通过调节进水量使SBR池pH保持为6.5~7.5。反应器启动阶段不排泥，生化池中污泥浓度始终维持在5 000~6 000 mg·L−1。反应器试运行阶段(1~10 d)主要解决工程问题，并未严格按设计工序运行，因此下述实验数据及分析从运行第11天开始。

    • 1.2.   分析项目与测定方法

  • 实验期间定期采样，COD、氨氮、亚硝态氮、碱度等常规水质指标均按国家标准方法[19]进行测定分析；硝态氮采用离子色谱仪(IC-AS23阴离子检测器，DIONEX ICS-600)测定；总氮由总有机碳分析仪(TOC-L CPH/CPN测定仪)测定；DO含量和pH分别使用溶解氧仪 (model 6308DT，Jenco)和pH计(model 3675，Jenco)进行在线测定。

    • 1.3.   氮素平衡分析

  • 系统典型反应周期氮素平衡计算所涉及的生物脱氮反应方程式如式(1)~式(4)所示。亚硝化反应见式(1)，硝化反应见式(2)，硝化总过程见(3)，反硝化过程反应见式(4)。

2.   结果与讨论

    2.1.   AO-SBR预处理工艺的脱氮效能

  • 根据进水负荷和脱氮性能，可将AO-SBR反应器运行过程分为3个阶段，各阶段的平均进水氨氮负荷分别为0.376、0.511、0.489 kg·(m3·d)−1；平均水力停留时间(HRT)分别约为5、3.6、3.1 d。

    第Ⅰ阶段为启动期(11~60 d)，在此阶段的前10 d，氨氮去除率由75%升高至95%，硝态氮质量浓度明显下降，亚硝化率由41.9%升高至99.2%(图2)。这说明此时系统脱氮路径正由全程硝化向短程硝化转变，氧化亚硝态氮的NOB菌活性受到抑制。第21天后亚硝态氮积累率稳定保持在95%以上，标志着系统内短程硝化启动成功。从第30天开始，氨氮去除率下降至90%左右，通过计算发现，第30天SBR池FNA质量浓度最高可达0.221 mg·L−1，处于硝化作用受到抑制的FNA浓度[20]范围内(0.22~0.28 mg·L−1)。但氨氮去除率并未持续下降，这说明硝化作用并没有完全被抑制。第Ⅱ阶段为负荷提升期(61~100 d)，该阶段内氨氮去除率由90%下降至80%，进水氨氮负荷增加成为影响硝化反应的主要因素。第Ⅲ阶段为稳定运行期(101~190 d)，受填埋场气候及渗滤液水质(尤其氨氮质量浓度)波动的影响，该阶段氨氮去除率不稳定，但基本保持在80%以上。在运行至第146天时，进水氨氮质量浓度高达3 300 mg·L−1，生化反应剧烈放热导致各反应池水温升至最高，为40 ℃，SBR池pH上升至8.0左右。紧急从二级AO-MBR好氧池中回流泥水混合物至SBR池稀释降温。应急处理后系统逐渐恢复正常，当天出水硝态氮质量浓度为60 mg·L−1。除突发情况外，其他运行时段亚硝化率稳定保持在90%以上。在反应器启动初期，出水亚硝态氮质量浓度约为200 mg·L−1，通过调节水量降低SBR池内pH，使FNA质量浓度最高达到0.111 mg·L−1，其处于NOB菌活性完全受到抑制的浓度[20]范围内(0.026~0.22 mg·L−1)，而AOB菌活性并未受到影响，因此，使系统中NOB菌逐渐被洗淘，这说明在中试规模下通过控制高浓度FNA可以实现垃圾渗滤液短程硝化反硝化的快速启动和稳定运行。

    由于垃圾渗滤液尤其是老龄垃圾渗滤液碳氮比失调，在实验中通过投加甲醇调节原水碳氮比，以提高原水可生化性、实现反应系统高效脱氮，实验结果如图3所示。在第Ⅰ阶段，系统平均COD/N约为2，总氮去除率由70%下降至60%。该阶段内的亚硝态氮逐渐积累，FNA浓度逐渐升高至0.247 mg·L−1。虽然高浓度FNA会影响反硝化菌的活性[20]，但总氮去除率没有持续降低，这说明反硝化菌对高浓度FNA产生抗性。第Ⅰ阶段平均ΔCOD/ΔN约为2.1，小于传统硝化反硝化消耗碳氮比2.86，这也侧面证明短程硝化反硝化已经发生。在第Ⅱ阶段，系统平均COD/N下降为1.4，平均ΔCOD/ΔN低至1.8，总氮去除率低至40%，此时COD/N成为制约反硝化脱氮效率的主要因素。在第Ⅲ阶段，平均COD/N上升至1.8，平均ΔCOD/ΔN约为2，总氮去除率基本维持在50%以上。剩余亚硝态氮将在后续EGSB厌氧生物反应器中继续进行反硝化去除。在反应系统运行过程中，垃圾渗滤液原水水质受气候影响变化波动较大，但系统仍能保持稳定脱氮效果，说明该预处理工艺具有一定耐冲击负荷能力。

    • 2.2.   典型周期氮素平衡分析

  • 系统中氨氮的去除可能存在多种途径，除了短程硝化反硝化、传统硝化反硝化等生物脱氮路径，反应器利用池底鼓风曝气增加溶解氧的同时，也会使部分游离氨通过曝气方式从水中直接逸散。因此，有必要分析反应系统氮素物料平衡关系，明确氮类污染物主要去向、判断反应器运行状态。

    以第Ⅲ阶段稳定运行期第120天的进出水数据(表1)为例，根据生物脱氮反应方程(式(1)~式(4))，由碱度、COD消耗及进出水氮元素物料平衡关系计算，得到AO-SBR典型周期内氮素转化情况(图4)。氮平衡计算结果表明：当AO-SBR反应器进水总氮负荷为0.739 kg·(m3·d)−1时，通过短程硝化反硝化途径去除的总氮负荷为0.323 kg·(m3·d)−1，占据总氮去除负荷的74.8%；而全程硝化反硝化脱氮途径去除的总氮负荷占据总氮去除负荷的13.5%。由此可知，短程硝化反硝化反应是AO-SBR中试反应器脱氮的主要路径。在系统脱氮过程中，COD实际消耗量(2 375.65 mg·L−1，含投加甲醇1 246.07 mg·L−1)远小于仅发生传统脱氮反硝化的理论耗碳量(3 602.94 mg·L−1)，节省约34%有机碳源。

    • 2.3.   AO-SBR预处理工艺技术及经济可行性分析

  • 垃圾渗滤液经AO-SBR预处理工艺脱氮后，还需通过EGSB厌氧生物反应器+AO-MBR+纳滤(NF)等工序，以完成渗滤液处理。EGSB厌氧生物反应器将去除预处理出水中剩余的亚硝态氮和部分COD，预处理+EGSB将共同完成80%总氮去除的任务，AO-MBR工艺去除剩余20%总氮与难降解COD，经NF后的最终出水水质达到《生活垃圾填埋场污染控制标准》即可纳管排放。在中试期间，系统各工艺段出水水质见表2，垃圾渗滤液处理系统出水水质见图5。短程硝化反硝化预处理工艺出水经过后续工艺处理后，均可达到排放标准。以上结果说明，短程硝化反硝化工艺代替氨吹脱方法进行垃圾渗滤液预处理在技术上是可行的。

    AO-SBR工艺主要运行成本包括药剂费(甲醇)、电费和人工费；氨吹脱工艺主要运行成本包括药剂费(石灰、硫酸)、电费和人工费。在长期稳定运行的情况下，2种预处理工艺的主要运行费用见表3。未考虑其他少量药剂、设备折旧、日常维修和大修等费用时，AO-SBR作为垃圾渗滤液脱氮预处理工艺，其主要运行成本是氨吹脱的70%左右。此外，AO-SBR工艺自动化程度较高且操作简单。氨吹脱工艺容易产生水垢问题，导致其大修次数远多于AO-SBR工艺；吹脱产生自由氨需要硫酸溶液吸收处理，也会增加相应的人工成本。因此，在整体工艺出水满足纳管要求前提下，作为垃圾渗滤液预处理工艺，AO-SBR较氨吹脱具有明显的经济优势。

3.   结论

  • 1)中试规模的AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理工艺脱氮效果良好。当平均进水氨氮负荷为0.489 kg·(m3·d)−1时，氨氮去除率可达80%以上，且碳氮比为1.8时，总氮去除率为50%左右，满足后续工序进水要求。

    2)当AO-SBR反应器进水总氮负荷为0.739 kg·(m3·d)−1时，通过短程硝化反硝化途径去除的总氮负荷为0.323 kg·(m3·d)−1，占据总氮去除负荷的74.8%，系统以短程硝化反硝化脱氮途径为主。

    3) AO-SBR短程硝化反硝化预处理工艺出水经过后续EGSB厌氧生物反应器、二级AO-MBR、NF工艺处理后可以满足排放标准，AO-SBR主要运行成本为9.571元·m−3，是氨吹脱工艺主要运行成本的70%。

参考文献 (20)

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