Loading [MathJax]/jax/output/HTML-CSS/jax.js

基于分点进水的垃圾渗滤液短程硝化反硝化脱氮性能

贺亮, 施万胜, 赵明星, 陆东亮, 华天予, 张炜, 萧壮波, 黄兴, 阮文权. 基于分点进水的垃圾渗滤液短程硝化反硝化脱氮性能[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1753-1762. doi: 10.12030/j.cjee.202010033
引用本文: 贺亮, 施万胜, 赵明星, 陆东亮, 华天予, 张炜, 萧壮波, 黄兴, 阮文权. 基于分点进水的垃圾渗滤液短程硝化反硝化脱氮性能[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1753-1762. doi: 10.12030/j.cjee.202010033
HE Liang, SHI Wansheng, ZHAO Mingxing, LU Dongliang, HUA Tianyu, ZHANG Wei, XIAO Zhuangbo, HUANG Xing, RUAN Wenquan. Nitrogen removal performance of short-cut nitrification and denitrification process based on step feeding strategy for landfill leachate treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1753-1762. doi: 10.12030/j.cjee.202010033
Citation: HE Liang, SHI Wansheng, ZHAO Mingxing, LU Dongliang, HUA Tianyu, ZHANG Wei, XIAO Zhuangbo, HUANG Xing, RUAN Wenquan. Nitrogen removal performance of short-cut nitrification and denitrification process based on step feeding strategy for landfill leachate treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1753-1762. doi: 10.12030/j.cjee.202010033

基于分点进水的垃圾渗滤液短程硝化反硝化脱氮性能

    作者简介: 贺亮(1995—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制。E-mail:775207347@qq.com
    通讯作者: 阮文权(1966—),男,博士,教授。研究方向:厌氧生物处理技术等。E-mail:wqruan@jiangnan.edu.cn
  • 基金项目:
    水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07204-002)
  • 中图分类号: X703

Nitrogen removal performance of short-cut nitrification and denitrification process based on step feeding strategy for landfill leachate treatment

    Corresponding author: RUAN Wenquan, wqruan@jiangnan.edu.cn
  • 摘要: 在垃圾渗滤液短程硝化反硝化生物脱氮过程中,过高浓度的游离氨(FA)会抑制氨氧化菌(AOB)的活性,降低系统亚硝化速率和脱氮效率。采取分点进水的方法,合理分配进入系统各单元的基质,降低反应器营养负荷和FA浓度,以期减少FA对AOB的抑制,提高脱氮效率。结果表明,通过控制DO浓度小于1.0 mg·L−1,成功实现了稳定的短程硝化反硝化;当水力停留时间(HRT)为6.25 d时,亚硝态氮累积率(NAR)可达到84.97%;当缩短HRT至5.5 d时,氨氮去除率降低到69.63%左右,总氮去除率(NRE)仅有18.06%。对系统内的FA分析发现,O1、O2池中FA浓度达到了36.32 mg·L−1以上,均超过了AOB抑制浓度限值,因而限制了亚硝化过程。采用分点进水方式运行后,HRT为5.5 d时,氨氮去除率仍有89.86%,NRE为27.62%,NRE相比分点进水前提高了52.93%;当HRT缩短到5.0 d时,氨氮去除率仍然高于81.25%。分点进水条件下O1、O2池中FA浓度分别降低到7.91 mg·L−1和5.81 mg·L−1,此时,FA既能有效抑制NOB,又不会对AOB产生严重抑制。以C/N=4向脱氮系统补充碳源后,系统NRE迅速提升到80%左右。微生物测序结果表明,分点进水后O1、O2、O3、O4池中AOB菌属相对丰度为2.27%、1.77%、2.75%、1.37%,相比于分点进水前分别提升了12.37%、68.57%、57.14%、59.30%。这表明分点进水有利于提高AOB的生长优势和短程硝化过程。以上结果表明,对于垃圾渗滤液的处理,分点进水运行方式可以有效提高短程硝化和脱氮效率,具有很好的工程应用价值。
  • 多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs)是挥发性或半挥发性碳氢化合物,由生物质、石化燃料等有机物不完全燃烧产生[1],是一类广泛存在于大气降尘中的持久性有机污染物[2],其易在含有脂肪的组织和器官中生物蓄积,且具有持久性、致畸致癌性,是一类高毒性环境污染物[34]。PAHs可随呼吸吸入进入人体、到达人体深肺区,由呼吸暴露导致的终生致癌风险(incremental lifetime cancer risk,ILCR),全球平均值为3.1×10−5[56]。参照国际癌症研究署给出的污染物致癌毒性判定,苯并[a]蒽是一种具有致癌效应[7]的典型PAHs。

    外源污染物进入肺泡首先与覆盖于肺泡内衬层的肺表面活性物质(pulmonary surfactant, PS)接触,PS是抵御污染物进入血液循环系统的最后一道屏障[8]。PS主要由肺泡II型上皮细胞合成和分泌,是一种具有特殊生物活性的复合物,能有效降低肺泡表面张力,防止肺泡在呼气的最后阶段发生塌陷[910]。1,2-二棕榈酰-sn-甘油-3-磷酸胆碱(1,2-dipalmitoyl-sn-glycero-3- phosphocholine,DPPC)是PS发挥生物活性最重要的物质基础,通常作为体外研究PS的模拟物和替代物[1113]

    PAHs经呼吸到达肺部,可与PS发生作用[14]。Sosnowski等[15]通过分子动力学模拟研究发现苯并[a]芘会诱导磷脂膜表面活性的异常并降低其流动性。Liland等[16]研究了菲、萘、苯并[a]芘3种PAHs对磷脂膜相行为的影响,结果表明苯并[a]芘对磷脂膜的液相有序相具有亲和力,能降低DPPC囊泡从固体到液晶相转变时的转变温度和焓值。Zhao等[17]发现Curosurf(肺表面活性物质制剂)与菲在纳米管上的吸附存在相互竞争作用,彼此起到一定的抑制作用。Beata等[18]借助分子动力学模拟研究了苯并[a]芘对肺表面活性物质单分子膜性质的影响,结果表明苯并[a]芘会对磷脂单层造成破坏,降低磷脂亲水区的水化作用。关于PAHs对肺表面活性剂的毒性行为,目前主要集中在分子动力学模拟,虽然可以证实PAHs能导致各种负面的呼吸系统效应,但PAHs暴露与肺功能下降之间的关系证据仍不充分,二者间的界面化学作用有待进一步确立和完善。

    鉴于此,本文选取DPPC及PAHs中具有代表性的苯并[a]蒽[7,1920]作为研究对象,进一步探究PAHs与PS相互作用的界面化学特征。通过表面张力仪,分析苯并[a]蒽对DPPC降低气-液界面张力性能的影响。借助Langmuir-Wilhelmy膜天平对肺呼吸循环进行体外模拟,获取DPPC的压缩-扩张循环曲线,结合弹性模量观测苯并[a]蒽存在/不存在情况下DPPC压缩及扩张性能。通过布儒斯特角显微镜(brewster angle microscopy,BAM),对DPPC单分子膜的微观形貌进行原位观察,借助激光共聚焦显微拉曼光谱分析苯并[a]蒽对DPPC分子内部结构构象的影响, 进一步揭示苯并[a]蒽对DPPC单分子膜的影响机制。这项研究旨在从微观角度分析PAHs对肺表面活性物质的负面效应,以期对后续学者研究PAHs的肺部毒理行为给予一定的参考及启示。

    1,2-二棕榈酰-sn-甘油-3-磷酸胆碱(DPPC,纯度≥99%)购自Sigma公司;苯并[a]蒽(Benz(a)anthracene),购自百灵威科学有限公司(北京);氯仿、无水乙醇、氯化钠均为分析纯,购自成都市科龙化工试剂厂;实验用水均为超纯水,其室温下的电阻率为18.25 MΩ·cm。以生理盐水(0.9%NaCl溶液)作为所有实验的亚相溶液。

    DPPC分子式为C40H80NO8P,分子量734.04。苯并[a]蒽分子式C18H12,分子量:228.29。DPPC及苯并[a]蒽分子结构如下:

    电子天平(AL204,Mettle Toledo,美国);超纯水仪(EU-K1-10TY,南京欧凯环境);超声波清洗仪(SK06G,上海科导);自动表面张力仪(BZY,上海方瑞仪器有限公司);多功能Langmuir-Wilhelmy膜天平(JML04C2,上海中晨数字技术设备有限公司);布儒斯特角显微镜(Nanofilm-EP4 BAM,Accurion GmbH,德国);激光共聚焦显微拉曼光谱仪(DXRxi,ThermoScientific,美国)。

    通过白金板法测定苯并[a]蒽对DPPC膜表面张力的影响。用0.9%氯化钠溶液为亚相溶液,将DPPC、苯并[a]蒽分别溶于氯仿[14]中,制备出浓度为1.0 mmol·L−1的DPPC及摩尔比为8∶1的DPPC/苯并[a]蒽混合膜液,待测。配制含有(18—25) mg/25 mL的DPPC/氯仿溶液作为储备膜液。将一定量的亚相溶液加入自动表面张力仪配套的液槽中,在气-液界面用汉密尔顿微量注射器滴加适量膜液,待15—20 min氯仿挥发完毕,测定气-液界面的表面张力。以DPPC表面铺展量(单位面积的气-液界面所含的DPPC的物质的量,单位10−3 mmol·m−2)为横坐标、DPPC膜的表面张力为纵坐标,绘制苯并[a]蒽对DPPC膜表面张力的影响曲线。

    实验中苯并蒽浓度的确定主要基于以下两点:1、污染物浓度较小(在PAHs污染的大气环境中如受机动车尾气污染的空气,经人体吸入并在肺泡内积累的PAHs经估算以ng·min−1为参考[15,21]),会使苯并[a]蒽分子数量太少,实验结果不明显。2、长期暴露于被污染的空气中,疏水性苯并[a]蒽可能在磷脂层中累积,造成局部高浓度苯并[a]蒽的存在。因此选取DPPC/苯并[a]蒽摩尔比8:1作为实验浓度,将有利于短期内明显实验现象的获取,以明确阐释苯并[a]蒽对DPPC膜的不利反应。

    表面压-面积(π-A)等温线通过配备有液槽(聚四氟乙烯材质,有效面积280 mm×100 mm)和恒温装置(温度控制在(37 ± 0.5)℃)的Langmuir-Wilhelmy膜天平进行测量。该系统配备了超灵敏的表面压力传感器,并采用两个对称移动的屏障对空气-水界面的磷脂单分子膜进行压缩。实验开始前,依次用二氯甲烷和超纯水清洗液槽以确保液槽的干净。将260 mL的亚相溶液倒入液槽中,用汉密尔顿微量注射器滴加适量的磷脂/氯仿膜液于空气-水界面[2223]。静置15—20 min待氯仿挥发完毕、磷脂单分子膜完全铺展,控制滑障以15.5 mm·min−1 的速率开始对称压缩,直至表面积剩下10%,同时设备将自动获取表面压力与表面积的关系曲线,即可得到相应的磷脂单分子膜表面π-A等温线。每次测量后,完全移除亚相溶液并彻底清洁滑障、铂片和液槽。通过水浴恒温装置,控制实验温度为(37±0.5)℃。所有的实验至少测量3次以确保其重现性。

    PS膜微观形貌原位观测借助BAM仪器进行[2425],该仪器配备有波长为658 nm的50 mW激光发射p偏振光、10倍放大物镜、偏振器、分析仪和CCD摄像机。实验用聚四氟乙烯原位槽测定,将适量的亚相溶液加入到液槽中,并放置在防振台上。如π-A等温线实验所述,亚相为生理盐水,在气-液界面上滴加适量的磷脂膜液,待膜液中的氯仿挥发完毕后,激光束以布儒斯特角a入射到空气-水界面。折射光束携带超过99%的入射能量,被放置在槽底部的一块黑色玻璃吸收。同时,通过布儒斯特角显微镜观察常压(π=20 mN·m−1π=30 mN·m−1)条件下,气-液界面处存在/不存在苯并[a]蒽时DPPC单分子膜的微观结构。

    分别将适量的DPPC膜液及摩尔比为8:1的DPPC/苯并[a]蒽混合膜液铺于空气-水界面,待氯仿挥发完毕,利用激光共聚焦显微拉曼光谱仪在常温下检测DPPC分子的构象变化信息。 激光器633 nm激发波长,激光功率6.8 mW,曝光时间0.00833 s,扫描次数900,50 μm共聚焦针孔模式。

    PS可显著降低肺泡的表面张力,对维持肺泡稳定、减少呼吸功十分重要,是其界面活性的重要指标之一 [2627]。由图1可知,DPPC可显著降低气-液界面表面张力,随着DPPC铺展量的增多,水的表面张力逐渐降低并最终趋于平稳。说明当C=3.5×10−3 mmol·m−2,DPPC在气-液界面的表面富集量趋于饱和。膜液中加入苯并[a]蒽,表面张力下降,当膜液加入量为5.25×10−3 mmol·m−2时,表面张力由26.7 mN·m−1降低为18.9 mN·m−1

    图 1  苯并[a]蒽对DPPC单分子膜表面张力的影响
    Figure 1.  Effect of Benz (a) anthracene on surface tension of DPPC

    PS在表面膜上降低表面张力的量,可以用表面压力(π)表示,二者间的关系可用下式表示[27]

    π=γ0γ (1)

    式中,γ0指亚相生理盐水的气-液界面表面张力,37 ℃ 生理盐水的表面张力约为72.3 mN·m−1γ指DPPC膜铺展于亚相表面时的表面张力;π指DPPC单分子膜的表面压力。

    苯并[a]蒽造成DPPC单分子膜表面张力降低,说明苯并[a]蒽的存在,膜的表面压力增加,如图2所示。这说明苯并蒽以一种特殊的方式存在于DPPC分子之间,二者间的相互作用削弱了DPPC分子间的相互吸引。为进一步分析呼吸时单分子膜循环压缩-扩张过程中,苯并[a]蒽对DPPC膜表面压力的影响,通过下述Langmuir–Wilhelmy膜天平实验获取π-A等温线,对膜表面压力变化做系统性分析[2831],以期阐明苯并[a]蒽对DPPC膜分子的作用细节。

    图 2  苯并[a]蒽对DPPC单分子膜表面压力的影响
    Figure 2.  Effect of Benz (a) anthracene on surface pressure of DPPC monolayer

    π-A等温线是表征肺表面活性物质呼吸活性的重要指标,直观的体现了较宽的表面压力下单分子膜压缩、扩张过程的物理化学性质变化,通过等温线可获得单分子膜的物理变化特征等信息[3233]图3给出了苯并[a]蒽存在/不存在条件下,DPPC单分子膜π-A等温线的变化。由图3可知,整个压缩过程中,DPPC单分子膜的π-A等温线主要呈现液态扩张相和液态凝聚相, 与前人研究一致[3435]。苯并[a]蒽的加入,π-A等温线呈现出明显的“外扩”行为,即在同样的表面积下,混合组分的表面张力,明显高于纯组分DPPC单分子膜,等温线向高分子面积区域移动。当5 mN·m−1<π<25 mN·m−1, 曲线“外扩”行为最为显著,随着压缩进一步推进,两条曲线逐渐靠近,并在固相阶段基本重合,直至扩张阶段结束。

    图 3  苯并[a]蒽对DPPC单分子膜π-A等温线的影响
    Figure 3.  Surface pressure-area isotherms for pure DPPC and mixed DPPC-Benz (a) anthracene monolayers

    滞回曲线是DPPC单分子膜的一个重要特征,反映了呼吸功能活性的相关信息[36]。使用以下定量标准进行评估:归一化滞回面积(normalized hysteresis area,HAn)见公式(2),稳定性指数(Stability index, SI)见公式(3)。

    HAn=[πdA]1[πdA]2AmaxAmin (2)
    SI=πmaxπmin12(πmax+πmin) (3)

    SI表示单分子膜降低界面表面张力的效果,SI值越高,代表单分子膜越稳定,表面活性越好[24,37]。式中,Amax:滞回环中DPPC分子所占的最大面积;Amin:滞回环中DPPC分子所占的最小面积;πmax:滞回环中DPPC分子间最大表面压力;πmin:滞回环中DPPC分子间最小表面压力。

    由完整的滞回曲线可以看出,两个滞回环呈现出相似的特征,扩张曲线均在压缩曲线的下方,并出现较大的分离,近似呈封闭、两端尖的长梭形状,且滞回面积明显增大。“回线”的存在说明DPPC分子被紧密压缩后,以某种方式缔合,而在扩张阶段,缔合体并不解离[38]。苯并[a]蒽存在下,π-A等温线向高分子面积区域移动,说明苯并[a]蒽的存在使DPPC分子间引力减弱,相互排斥作用增强。而这种不利影响随着压缩过程的进行,被较强的外界压力逐渐抵消,对DPPC固相膜的形成不会造成显著影响。由表1可知,苯并[a]蒽的加入使DPPC单分子膜的最大表面压力(πmax)降低,由58.17 mN·m−1降低为57.52 mN·m−1

    表 1  DPPC单分子膜滞回曲线的定量分析
    Table 1.  Comparison of quantitative criteria ( HAn, SI ) used for evaluation of the DPPC monolayers
    πmax/(mN·m−1)πmin/(mN·m−1)Amax/nm2Amin/nm2HAn/(mN·m−1)SI
    1,2-二棕榈酰-sn-甘油-3-磷酸胆碱 (DPPC)58.171.331.160.1822.871.91
    1,2-二棕榈酰-sn-甘油-3-磷酸胆碱+苯并[a]蒽(DPPC+Benz(a)anthracene)57.521.441.290.1922.481.90
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    πmax代表磷脂膜被压缩到崩解时产生最大降低表面张力的能力[27]πmax值的大小与肺功能的正常发挥有重要联系。πmax降低说明苯并[a]蒽的存在导致了DPPC膜对抗外界强力压缩的能力降低,一定区域的界面对DPPC分子的容纳能力减弱,DPPC分子将提前被挤出。同时在苯并[a]蒽影响下归一化滞回面积HAn及稳定性指数SI有小幅度的衰减,说明苯并[a]蒽的加入使膜的稳定性降低。滞回环面积反映了单分子膜的能量耗散能力,说明苯并[a]蒽存在下,DPPC单分子膜在压缩-扩张过程中,能量耗散增大。由于Langmuir膜是处于亚稳态的动态体系,内部不断产生熵,为了形成有序致密的DPPC液态凝聚膜需不断地从外界引入负熵流。这一作用使呼吸过程尤其是呼气过程中呼吸功增加。由于部分呼吸功用于对抗表面张力和扩张肺泡,因此能量耗散增大会影响肺泡与肺泡之间的稳定性以及肺通气的顺应性。

    压缩系数CS或压缩模量C1S是表征单层膜物理状态的重要参数。C1S可由公式(4)计算得出,值越大,表明膜的刚性越强。式中,π表示单分子膜的表面压力, A 表示分子面积, T 表示温度[3839]

    C1S=A(dπdA)T (4)

    图4给出了单分子膜的弹性模量C1S与表面压力π的关系。由图4可知,在压缩-扩张两阶段,DPPC单层膜的C1S值均呈现先增大后减小的趋势。加入苯并[a]蒽,C1S呈现出类似的变化趋势,并均在π=40 mN·m−1附近出现最大值。纯组分DPPC的C1S的值高达122.4 mN·m−1,说明在对抗外界压力下,DPPC单分子膜体现出较好的刚性及稳定性。不同的是压缩阶段,苯并[a]蒽存在下,弹性模量最大值为81.7 mN·m−1,降低了40 mN·m−1;而扩张阶段,C1S的值并没有因苯并[a]蒽而改变。由弹性模量结果可知,在压缩阶段,苯并[a]蒽对DPPC单分子膜弹性性能影响显著。这是由于苯并[a]蒽对DPPC膜造成扰动,影响了膜的流动性,削弱了膜的抗挤压能力。同时磷脂分子的流动性与其再扩散能力密切相关,流动性改变则膜的再扩散能力也会发生变化。这会造成呼吸循环过程中肺泡内部的表面压力松弛时间变化,不同区域、受不同剂量苯并[a]蒽影响的肺泡再扩展能力不同,影响肺泡收缩扩张的一致性。

    图 4  苯并[a]蒽对DPPC单分子膜压缩模量的影响
    Figure 4.  The elastic modulus C1S vs. surface pressure (π) dependencies for mixed DPPC/Benz (a) anthracene monolayers

    BAM技术依据表面膜在不同相区时折光指数不同而有不同的反射强度,能直接观察气-液界面单分子层的形貌及相变,可实现单分子膜在液体中的动态原位观测。PS膜微观形貌与实验时的膜压有关,研究表明,单层膜在较高表面压力(π=30−35 mN·m−1)时接近真实的生物膜状态[13,40]。鉴于π-A等温线中,5 mN·m−1<π< 25 mN·m−1, 曲线“外扩”行为最为显著,本实验分别选择在π=20 mN·m−1π=30 mN·m−1的膜压下,观察苯并[a]蒽对气-液界面处DPPC单分子膜微观形貌的影响。

    图5a可知,π=20 mN·m−1时,纯组分DPPC分子分布均匀,主要以液态扩张相存在。加入苯并[a]蒽后,DPPC分布不均匀,苯并[a]蒽附近区域分布密集,远离处分布稀疏,以区域性聚集的形式存在,如图5b图5c所示。这是由于苯并[a]蒽的加入,对DPPC分子的排布产生了扰动,DPPC以区域性聚集的方式降低自由能,以达到一种稳态。在π=30 mN·m−1的恒定膜压下,纯DPPC分子膜排列致密有序,分布均匀、连续性好,呈现出典型的液态凝聚相特征,与上述π-A等温线的结果一致。在相同的表面压力下,随着苯并[a]蒽的添加,DPPC单分子膜的聚集程度减弱,个别区域DPPC排列疏松,呈现出液态扩张相,出现相的分离,如图5-e图5-f所示。

    图 5  气-液界面处存在/不存在苯并[a]蒽时DPPC的原位微观形貌
    Figure 5.  BAM micrographs of air-liquid interface for DPPC/Benz (a) anthracene monolayers.
    a: π=20 mN·m−1,纯组分DPPC单分子膜;b、c : π=20 mN·m−1,苯并[a]蒽存在下DPPC单分子膜;d: π=30 mN·m−1,纯组分DPPC单分子膜;e、f : π=30 mN·m−1,苯并[a]蒽存在下DPPC单分子膜.
    a: π=20 mN·m−1, pure component DPPC monolayers; b、c : π=20 mN·m−1, DPPC monolayers in the presence of benzo[a] anthracene;d: π=30 mN·m−1, pure component DPPC monolayers; e、f : π=30 mN·m−1,DPPC monolayers in the presence of benzo[a] anthracene.

    由BAM原位形貌观察分析得出,气-液界面处苯并[a]蒽以团簇形式嵌入DPPC单层之间。苯并[a]蒽由于强疏水性,在气-液界面以相互聚集的形式存在,几个分子堆集在一起形成一个个团簇体(见图5b图5e中白色亮斑区域)。从图5可以看出,团簇体的尺寸小至几百纳米大到20 μm。因为苯并[a]蒽具有强亲脂性,会和DPPC分子紧密结合、嵌入DPPC膜之间。这会导致靠近苯并[a]蒽区域DPPC分子较密集,远离区域DPPC分布稀疏、个别区域出现相的分离(图5f)。这一结果的出现可能由于苯并[a]蒽更倾向与DPPC分子的烷基链作用,插入于DPPC单层的烃链深处,由于较强的相互作用对DPPC造成束缚,磷脂分子流动性降低。BAM形貌观察可以详细获悉膜表面横向结构信息,为进一步深入分析苯并[a]蒽对DPPC分子结构构象以及在气-液界面亲水头部和疏水尾部的影响,借助激光共聚焦显微拉曼光谱进行分析。

    拉曼光谱对研究分子内和分子间的相互作用非常敏感,是研究磷脂膜结构和构象变化的有力工具[4142]。利用共聚焦显微拉曼光谱进一步研究苯并[a]蒽对DPPC单层膜结构的影响,通过分析极性头部区域C—N伸缩(650—850 cm−1)、疏水烷基链C—C伸缩(1000—1600 cm−1)以及C—H伸缩(2800—3000 cm−1)等几种振动模式,进一步揭示DPPC分子的构象变化信息,阐明苯并[a]蒽对DPPC分子的作用机制。DPPC分子的拉曼光谱特征峰归属情况如表2所示[4344]

    表 2  DPPC拉曼光谱特征峰指认
    Table 2.  Raman spectral assignments of DPPC molecule
    峰位/cm−1 Raman shift 峰位指认 Raman spectral assignments
    718C—N伸缩振动,O—C—C—N+旁式构象Headgroup CN-Stretch
    770C—N伸缩振动,O—C—C—N+反式构象Trans CN-Stretch
    1062C—C伸缩振动,全反式脂链片段振动的B1g模式Trans Sym. C-C Stretch
    1096C—C反对称伸缩振动,旁式构象Gauche CC-Stretch
    1126C—C伸缩振动,全反式脂链片段振动的Ag模式Trans Asym.CC Stretch
    2849C—H 对称伸缩振动Sym.CH-Stretch
    2882C—H 反对称伸缩振动Asym.CH-Stretch
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    DPPC分子在650—850cm−1、1000—1600 cm−1、2800—3100 cm−1的拉曼光谱如图6所示。当DPPC极性头部的O—C—C—N+骨架处于旁式构象时,C—N伸缩振动出现在718 cm−1;处于反式构象时,则在770 cm−1出现振动峰[4445]。加入苯并[a]蒽后,718 cm−1峰保持不变,在770 cm−1处没有出现振动峰,说明苯并[a]蒽并未造成DPPC分子极性头部骨架构象的改变,极性头部平行于DPPC单分子膜的表面。光谱区1000—1200 cm−1范围内代表C—C骨架的伸缩振动,可用来表征磷脂烷基链的反式/旁式构象变化。面内和面外的C—C伸缩振动主要表现为1062 cm−1、l096 cm−1、1126 cm−1的3个峰。1062 cm−1和1126 cm−1处的振动归因于烷基链C—C骨架反式构象的拉伸振动,分别为全反式振动的B1g和Ag模式。1096 cm−1归因于烷基链C—C骨架的旁式构象的振动模式[44, 46]

    图 6  气-液界面处存在/不存在苯并[a]蒽时DPPC的拉曼光谱分析
    Figure 6.  Raman spectra of air–liquid interface for DPPC/Benz (a) anthracene monolayers.

    通常用I1096/1126I1096/1062表示脂链的无序程度。由表3可以看出,苯并[a]蒽的加入,I1096/1126降低,说明脂链中C—C骨架的旁式构象减少,脂链的有序性增强。I1096/1062增加,说明全反式脂链片段振动的B1g模式增强。I2849/2882降低,说明脂链侧向耦合能力降低,有序性增强。亚甲基C—H键伸缩振动出现在2750—3000 cm−1区域内,2849 cm-1和2882 cm−1分别为DPPC分子中亚甲基的对称和反对称伸缩振动,峰值比I2849/2882是表征C—H链间和链内有序-无序过程的灵敏指标,常用I2849/2882表征脂链侧向耦合能力以及有序-无序排列[43, 47]。从表3可以看出,加入苯并[a]蒽后I2849/2882降低,说明苯并[a]蒽分子的加入增加了侧链间的有序性排列,膜的流动性减弱。

    表 3  苯并[a]蒽对DPPC拉曼光谱特征峰及峰高比的影响
    Table 3.  Peak intensity ratios (Ia/Ib) corresponding to the DPPC/Benz (a) anthracene monolayers
    718 cm−1770 cm−1I1096/1126I1096/1062I2849/2882
    1,2-二棕榈酰-sn-甘油-3-磷酸胆碱(DPPC)7.592.241.000.960.88
    1,2-二棕榈酰-sn-甘油-3-磷酸胆碱+苯并[a]蒽(DPPC+Benz(a)anthracene)4.481.790.801.110.83
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    拉曼光谱结果表明苯并[a]蒽的加入对DPPC分子极性头部构象未造成影响,极性头部仍然平行于膜表面。对疏水烷基链C—C骨架作用明显,脂链中有序构象增多,有序性增强。同时亚甲基C—H伸缩振动表明侧链间的相互作用减弱,进一步说明苯并[a]蒽的加入降低了DPPC膜分子的流动性。结合布儒斯特角实验结果可以推断,苯并[a]蒽对DPPC单层膜的作用主要体现在苯并[a]蒽对DPPC分子烷基链的作用,作用过程如图7所示。由于高亲脂性,处于气-液界面的苯并[a]蒽优先于疏水烷基链结合,在较强作用力影响下,DPPC在靠近苯并[a]蒽区域紧密聚集,限制磷脂分子的自由移动。而远离苯并[a]蒽区域,DPPC分子量减少,单分子所占面积增大,DPPC尾链之间的范德华引力较弱[18,48],由液态凝聚相转为液态扩张相。在苯并[a]蒽影响下,磷脂分子呈现不均匀排布,进一步导致膜的稳定性减弱即弹性模量降低。这一负面效应并没有对DPPC的亲水头部基团造成影响,极性头部仍平行于DPPC单分子膜的表面。

    图 7  气-液界面处苯并[a]蒽对DPPC单分子膜表面行为的推断
    Figure 7.  The possible surface behavior of Benz (a) anthracene to DPPC monolayers at the air-water interface.

    本文主要研究了苯并[a]蒽对肺表面活性物质的表面活性单层的界面化学性质的影响。综合分析上述实验结果,可得如下结论:

    (1)苯并[a]蒽可显著影响DPPC单层的压缩扩张循环曲线,表面压-面积等温线向高的分子面积区域移动。DPPC单层的相行为发生改变,主要体现在低表面压力下的液态扩张及液态凝聚相阶段。

    (2)苯并[a]蒽对DPPC单分子膜弹性性能影响显著,可明显削弱膜的稳定性及抗形变能力,这一影响主要体现在压缩阶段。

    (3)在接近真实生物膜状态下,苯并[a]蒽的扰动会导致靠近苯并[a]蒽区域DPPC分子排列紧密,远离区域单层膜排列疏松,对单层膜整体有序聚集造成影响。

    (4)苯并[a]蒽对DPPC分子的作用主要体现为对疏水烷基链C—C骨架及C—H伸缩振动造成影响,使得脂链有序构象增多、膜的流动性减弱。

    以上结果对于研究多环芳烃暴露的肺健康风险评价具有十分重要的意义。一方面苯并[a]蒽会导致DPPC单分子膜呼吸循环扩张的稳定性及液态凝聚阶段液态凝聚膜的形成,使呼吸功增加,影响肺通气的顺应性。另一方面,苯并[a]蒽在气-液界面与DPPC分子的结合对苯并[a]蒽在肺部的迁移、归趋造成影响,造成苯并[a]蒽在磷脂层的沉积时间变长。同时团簇体的形成可能影响呼吸性颗粒表面携带的苯并[a]蒽迁移,加速苯并[a]蒽从细颗粒物上转移到肺表面活性组分中。这将导致更多的苯并[a]蒽沉积于肺泡,形成恶性循环,最终影响呼吸相关活性功能的发挥甚至造成肺功能紊乱。

  • 图 1  实验装置示意图

    Figure 1.  Experimental setup used in this study

    图 2  短程硝化反硝化脱氮系统的启动和运行情况

    Figure 2.  Start-up and operation of short-cut nitrification and denitrification system

    图 3  短程硝化反硝化脱氮系统内FA和pH沿程变化

    Figure 3.  Variation of FA and pH in the short-cut nitrification and denitrification system

    图 4  分点进水对短程硝化反硝化脱氮系统运行性能的影响

    Figure 4.  Impact of step feeding mode on nitrogen removal performance in the short-cut nitrification and denitrification system

    图 5  分点进水下脱氮系统内FA和pH沿程变化

    Figure 5.  Variation of FA and pH in the nitrogen removal system with step feeding

    图 6  门级分类中种泥和驯化后污泥中细菌群落的相对丰度

    Figure 6.  Relative abundance of bacterial communities in seed sludge and domesticated sludge in different phylum level classifications

    图 7  属级分类中分点运行前后污泥中细菌群落的相对丰度变化

    Figure 7.  Variation of the relative abundance of bacterial communities in sludge before and after step feeding operation in different genera

    表 1  垃圾渗滤液水质特征

    Table 1.  Characteristics of landfill leachate

    数值类型COD/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)NO3-N/(mg·L−1)NO2-N/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)pH
    平均值3 588.541 615.4136.420.111 991.218.13
    最大值5 600.841 722.2448.270.282 198.518.61
    最小值2 096.621 057.5614.19未检出1 763.117.51
    数值类型COD/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)NO3-N/(mg·L−1)NO2-N/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)pH
    平均值3 588.541 615.4136.420.111 991.218.13
    最大值5 600.841 722.2448.270.282 198.518.61
    最小值2 096.621 057.5614.19未检出1 763.117.51
    下载: 导出CSV

    表 2  接种污泥和驯化后污泥中微生物种类的丰富性和多样性

    Table 2.  Abundance and diversity of microbial species in seed sludge and domesticated sludge

    样本ShannonSimpsonACEChao覆盖率/%
    驯化后污泥5.450.011 468.291 468.7399
    种泥4.760.031 215.821 215.8099
    样本ShannonSimpsonACEChao覆盖率/%
    驯化后污泥5.450.011 468.291 468.7399
    种泥4.760.031 215.821 215.8099
    下载: 导出CSV
  • [1] 张军, 沈碧瑶, 侯瑞, 等. 高热值城市生活垃圾归类分流处置的能值分析[J]. 环境工程学报, 2016, 10(10): 5943-5950. doi: 10.12030/j.cjee.201504045
    [2] 何若, 沈东升. 生物反应器-填埋场处理渗滤液的试验[J]. 环境科学, 2001, 22(6): 99-102. doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.2001.06.022
    [3] MOHAIERI S, HAMIDI A A, ISA M H, et al. Landfill leachate treatment through electro-Fenton oxidation[J]. Pollution, 2019, 5(1): 199-209.
    [4] OLOIBIRI V, CHYS M, WANDEL S D, et al. Removal of organic matter and ammonium from landfill leachate through different scenarios: Operational cost evaluation in a full-scale case study of a Flemish landfill[J]. Journal of Environmental Management, 2017, 203(2): 774-781.
    [5] GE S, WANG S, YANG X, et al. Detection of nitrifiers and evaluation of partial nitrification for wastewater treatment: A review[J]. Chemosphere, 2015, 140: 85-98. doi: 10.1016/j.chemosphere.2015.02.004
    [6] 张周, 赵明星, 阮文权, 等. 短程硝化反硝化工艺处理低C/N餐厨废水[J]. 环境工程学报, 2015, 9(9): 4165-4170. doi: 10.12030/j.cjee.20150912
    [7] 蒋杭城, 马艺鸣, 张源凯, 等. 城市生活污水短程硝化系统的恢复与启动[J]. 环境工程学报, 2017, 11(9): 4952-4957. doi: 10.12030/j.cjee.201612224
    [8] 曹雨佳. ASBR型厌氧氨氧化反应器的启动及运行研究[D]. 北京: 北京化工大学, 2008.
    [9] KEMPEN R V, MULDER J W, UIJTERLINDE C A, et al. Overview: Full scale experience of the sharon process for treatment of rejection water of digested sludge dewatering[J]. Water Science and Technology, 2001, 44(1): 145-152. doi: 10.2166/wst.2001.0035
    [10] VERSTRAETE W, PHILIPS S. Nitrification-denitrification processes and technologies in new contexts[J]. Environmental Pollution, 1998, 102(1): 717-726. doi: 10.1016/S0269-7491(98)80104-8
    [11] TURK O, MAVINEI D S. Selective inhibition: A novel concept for removing nitrogen from highly nitrogenous wastes[J]. Environmental Technology Letters, 1987(8): 419-426.
    [12] WEI D, NGO H H, GUO W S, et al. Partial nitrification granular sludge reactor as a pretreatment for anaerobic ammonium oxidation(anammox): Achievement, performance and microbial community[J]. Bioresource Technology, 2018, 269: 25-31. doi: 10.1016/j.biortech.2018.08.088
    [13] YUI C S W, YA S I, TSUNEO S, et al. Ammonia oxidizing bacteria with different sensitives to (NH4)2SO4 in activated sledges[J]. Water Research, 1994, 28(7): 1523-1532. doi: 10.1016/0043-1354(94)90218-6
    [14] 徐恒娟. 连续流前置A/O工艺短程硝化反硝化的实现及稳定性研究[D]. 杭州: 浙江工商大学, 2014.
    [15] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
    [16] SVEHLA P, BARTACEK J, PACEK L, et al. Inhibition effect of free ammonia and free nitrous acid on nitrite-oxidising bacteria during sludge liquor treatment: Influence of feeding strategy[J]. Chemical Papers, 2014, 68(7): 871-878.
    [17] 卞伟, 李军, 赵白航, 等. 硝化污泥中AOB/NOB对硝化特性的影响[J]. 中国环境科学, 2016, 36(8): 2395-2401. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2016.08.020
    [18] MIAO L, WANG S, CAO T, et al. Optimization of three-stage anammox system removing nitrogen from landfill leachate[J]. Bioresource Technology, 2015, 185: 450-455. doi: 10.1016/j.biortech.2015.03.032
    [19] LU Y F, MA L J, MA L, et al. Improvement of start-up and nitrogen removal of the anammox process in reactors inoculated with conventional activated sludge using biofilm carrier materials[J]. Environmental Technology, 2017, 39 (1): 59-67.
    [20] 薛欢婷, 袁林江, 刘小博, 等. 连续流系统中好氧段及沉淀段对污泥及其缺氧段脱氮能力的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(8): 3675-3682.
    [21] CHUNG J, SHIIM H, PARK S J, et al. Optimization of free ammonia concentration for nitrite accumulation in shortcut biological nitrogen removal process[J]. Bioprocess and Biosystems Engineering, 2006, 28(4): 275-282. doi: 10.1007/s00449-005-0035-y
    [22] JOHNSON B R, GOODWIN S, DAIGGER G T, et al. A comparison between the theory and reality of full-scale step-feed nutrient removal systems[J]. Water Science and Technology, 2005, 52(10/11): 587-596.
    [23] ZIGLIO G, ANDREOTTOLA G, FOLADORI P, et al. Experimental validation of a single-OUR method for wastewater RBCOD characterisation[J]. Water Science and Technology, 2001, 43(11): 119-126. doi: 10.2166/wst.2001.0674
    [24] 李若谷. 分点进水A/O工艺及其模型与分点优化的研究[D]. 徐州: 中国矿业大学, 2012.
    [25] YAO R, YANG H, YU M, et al. Enrichment of nitrifying bacteria and microbial diversity analysis by high-throughput sequencing[J]. RSC Advances, 2016, 6: 113959-113966. doi: 10.1039/C6RA24213H
    [26] ZHANG T, SHAO M, YE L. 454 pyrosequencing reveals bacterial diversity of activated sludge from 14 sewage treatment plants[J]. ISME Journal, 2012, 6(6): 1137-1147. doi: 10.1038/ismej.2011.188
    [27] WOEBKEN D, FUECHS B M, KUYPERS M M M, et al. Potential interactions of particle-associated anammox bacteria with bacterial and archaeal partners in the namibian upwelling system[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2007, 73(14): 4648-4657. doi: 10.1128/AEM.02774-06
    [28] 侯爱月, 李军, 卞伟, 等. 不同短程硝化系统中微生物群落结构的对比分析[J]. 中国环境科学, 2016, 36(2): 428-436. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2016.02.019
    [29] 常玉梅, 杨琦, 郝春博, 等. 城市污水厂活性污泥强化自养反硝化菌研究[J]. 环境科学, 2011, 32(4): 1210-1216.
    [30] 韩亚琳, 王福浩, 王群, 等. HSBBR运行模式对同步短程硝化反硝化脱氮及微生物群落特征的影响[J]. 环境工程, 2020, 39(1): 51-57.
    [31] 赵志瑞, 马斌, 张树军, 等. 高氨氮废水与城市生活污水短程硝化系统菌群比较[J]. 环境科学, 2013, 34(4): 1448-1456.
    [32] YE L, LI D, ZHANG J, et al. Start-up and performance of partial nitritation process using short-term starvation[J]. Bioresource Technology, 2019, 276: 190-198. doi: 10.1016/j.biortech.2018.12.115
  • 加载中
    Created with Highcharts 5.0.7访问量Chart context menu近一年内文章摘要浏览量、全文浏览量、PDF下载量统计信息摘要浏览量全文浏览量PDF下载量2024-052024-062024-072024-082024-092024-102024-112024-122025-012025-022025-032025-040Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问类别分布DOWNLOAD: 3.5 %DOWNLOAD: 3.5 %HTML全文: 89.0 %HTML全文: 89.0 %摘要: 7.5 %摘要: 7.5 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 98.0 %其他: 98.0 %XX: 1.2 %XX: 1.2 %临汾: 0.1 %临汾: 0.1 %北京: 0.2 %北京: 0.2 %廊坊: 0.1 %廊坊: 0.1 %沈阳: 0.1 %沈阳: 0.1 %深圳: 0.1 %深圳: 0.1 %漯河: 0.1 %漯河: 0.1 %郑州: 0.1 %郑州: 0.1 %阳泉: 0.1 %阳泉: 0.1 %其他XX临汾北京廊坊沈阳深圳漯河郑州阳泉Highcharts.com
图( 7) 表( 2)
计量
  • 文章访问数:  4335
  • HTML全文浏览数:  4335
  • PDF下载数:  57
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2020-10-10
  • 录用日期:  2020-11-16
  • 刊出日期:  2021-05-10
贺亮, 施万胜, 赵明星, 陆东亮, 华天予, 张炜, 萧壮波, 黄兴, 阮文权. 基于分点进水的垃圾渗滤液短程硝化反硝化脱氮性能[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1753-1762. doi: 10.12030/j.cjee.202010033
引用本文: 贺亮, 施万胜, 赵明星, 陆东亮, 华天予, 张炜, 萧壮波, 黄兴, 阮文权. 基于分点进水的垃圾渗滤液短程硝化反硝化脱氮性能[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1753-1762. doi: 10.12030/j.cjee.202010033
HE Liang, SHI Wansheng, ZHAO Mingxing, LU Dongliang, HUA Tianyu, ZHANG Wei, XIAO Zhuangbo, HUANG Xing, RUAN Wenquan. Nitrogen removal performance of short-cut nitrification and denitrification process based on step feeding strategy for landfill leachate treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1753-1762. doi: 10.12030/j.cjee.202010033
Citation: HE Liang, SHI Wansheng, ZHAO Mingxing, LU Dongliang, HUA Tianyu, ZHANG Wei, XIAO Zhuangbo, HUANG Xing, RUAN Wenquan. Nitrogen removal performance of short-cut nitrification and denitrification process based on step feeding strategy for landfill leachate treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1753-1762. doi: 10.12030/j.cjee.202010033

基于分点进水的垃圾渗滤液短程硝化反硝化脱氮性能

    通讯作者: 阮文权(1966—),男,博士,教授。研究方向:厌氧生物处理技术等。E-mail:wqruan@jiangnan.edu.cn
    作者简介: 贺亮(1995—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制。E-mail:775207347@qq.com
  • 1. 江南大学环境与土木工程学院,无锡 214122
  • 2. 江苏省厌氧生物技术重点实验室,无锡 214122
  • 3. 无锡城市环境科技有限公司,无锡 214026
基金项目:
水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07204-002)

摘要: 在垃圾渗滤液短程硝化反硝化生物脱氮过程中,过高浓度的游离氨(FA)会抑制氨氧化菌(AOB)的活性,降低系统亚硝化速率和脱氮效率。采取分点进水的方法,合理分配进入系统各单元的基质,降低反应器营养负荷和FA浓度,以期减少FA对AOB的抑制,提高脱氮效率。结果表明,通过控制DO浓度小于1.0 mg·L−1,成功实现了稳定的短程硝化反硝化;当水力停留时间(HRT)为6.25 d时,亚硝态氮累积率(NAR)可达到84.97%;当缩短HRT至5.5 d时,氨氮去除率降低到69.63%左右,总氮去除率(NRE)仅有18.06%。对系统内的FA分析发现,O1、O2池中FA浓度达到了36.32 mg·L−1以上,均超过了AOB抑制浓度限值,因而限制了亚硝化过程。采用分点进水方式运行后,HRT为5.5 d时,氨氮去除率仍有89.86%,NRE为27.62%,NRE相比分点进水前提高了52.93%;当HRT缩短到5.0 d时,氨氮去除率仍然高于81.25%。分点进水条件下O1、O2池中FA浓度分别降低到7.91 mg·L−1和5.81 mg·L−1,此时,FA既能有效抑制NOB,又不会对AOB产生严重抑制。以C/N=4向脱氮系统补充碳源后,系统NRE迅速提升到80%左右。微生物测序结果表明,分点进水后O1、O2、O3、O4池中AOB菌属相对丰度为2.27%、1.77%、2.75%、1.37%,相比于分点进水前分别提升了12.37%、68.57%、57.14%、59.30%。这表明分点进水有利于提高AOB的生长优势和短程硝化过程。以上结果表明,对于垃圾渗滤液的处理,分点进水运行方式可以有效提高短程硝化和脱氮效率,具有很好的工程应用价值。

English Abstract

  • 很长时间以来,我国城市垃圾的处理主要是以卫生填埋为主[1]。相对于其他处理方式来说,卫生填埋处理成本低,操作简便[2]。但长年的实践经验表明,填埋不仅会占用大量土地,而且带来填埋场周围空气的污染;更重要的是,填埋过程中会产生大量的垃圾渗滤液需要处理[3]。而垃圾渗滤液具有很高的氨氮浓度,特别是老龄垃圾渗滤液具有高氨氮和低碳氮比的特征,采用传统的脱氮方法往往面临着能耗高和碳源不足等问题。如何经济有效地处理垃圾渗滤液仍是一个挑战。

    生物脱氮是处理垃圾渗滤液较为经济有效的方法。在传统的生物处理过程中,高浓度的氨氮通过完全硝化与反硝化反应去除。然而,由于氨氮浓度很高且碳氮比低,导致硝化过程中需要大量曝气,能耗较高;同时,反硝化过程中需要投加大量的碳源,使得脱氮成本较高[4]。短程硝化反硝化通过将硝化过程控制在亚硝化阶段,直接利用亚硝态氮进行反硝化,缩短了反应过程,能够加快反应速度,可节约20%左右的曝气量和40%左右的有机碳源[5-11]。在高氨氮废水处理中,常利用游离氨(FA)对氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)的抑制差异性实现短程硝化[12]。然而,老龄垃圾渗滤液的碱度较高,水质偏碱性,进入生物脱氮系统后容易造成高浓度的FA,而FA具有较强的生物毒性,其对AOB和NOB均具有明显的抑制作用,从而导致系统亚硝化速率低。为此,在生物脱氮系统中合理降低FA浓度至关重要,而分点进水方式提供了一种比较可行的策略。采用分点进水方式合理分配进入系统各部分的基质浓度,可以在降低营养负荷和提高污泥浓度的同时降低FA浓度,以减少FA对AOB的抑制,提高亚硝化微生物的比生长优势[13],增强系统亚硝化性能。

    基于此,本研究采用分点进水短程硝化反硝化工艺对老龄垃圾渗滤液进行了处理,通过合理分配营养负荷,以改变系统中FA浓度和微生物生长环境,并提高AOB种群生长优势,提高生物亚硝化性能以及脱氮效率,以期为实现垃圾渗滤液的高效低耗处理提供技术参考。

  • 实验用水为老龄垃圾渗滤液,取自无锡市某垃圾渗滤液处理中心调节池,具体水质指标如表1所示。实验水质波动较大,偏碱性,具有高浓度的氨氮和总氮,C/N约为1.5。

  • 实验工艺过程如图1所示。核心实验装置主要包括UASB和曝气池2个部分,均由有机玻璃制成,总有效容积为50 L。UASB反应器高为2 m,内径为0.1 m,有效容积为10 L;曝气池长为0.6 m,高为0.5 m,宽为0.2 m,有效容积40 L,内装有生物填料以便挂膜。好氧区采用曝气泵曝气,进水、硝化液及污泥回流均采用蠕动泵进行精确控制。实验中反应器温度控制在(30±1) ℃。反应器用黑色材料覆盖,以防止光线穿透。

    本研究工艺采用UASB作为前置反硝化单元,垃圾渗滤液原水首先与回流硝化液混合进入到脱氮反应器UASB中,利用原水中的有机物作为反硝化的电子供体,去除硝化液中部分亚硝态氮和硝态氮,同时为后续硝化反应提供碱度[14]。随后反硝化单元出水通过单点或分点进水的方式进入到好氧系统中进行生物硝化反应。最后通过硝化液的回流与微生物反硝化实现脱氮。

  • 接种污泥取自无锡市某垃圾渗滤液处理中心的好氧池。其中曝气池(O1~O4)中接种污泥浓度为3 g·L−1(以MLSS计),UASB中接种污泥浓度为10 g·L−1(以MLSS计)。实验过程分为2个阶段。在阶段1(1~45 d),通过逐步提高进水量的方式快速启动短程硝化反硝化系统,在实验期间控制DO浓度低于1.0 mg·L−1,污泥回流比为100%,硝化液和O4池回流比各为100%。一直提升负荷至反应器崩溃,其后恢复系统至稳定运行(系统崩溃后恢复至稳定状态(46~54 d)这阶段数据未展示)。在阶段2,UASB出水按流量比1∶1分点进入硝化系统O1和O2池中,探究分点进水对于系统脱氮性能的影响。实验共设置5种工况:工况Ⅰ取未分点进水条件下系统运行时(40~45 d)的结果作为参照,此时HRT为5.5 d;工况Ⅱ为未分点进水运行(55~64 d),控制HRT为6.25 d;工况Ⅲ为分点进水运行(65~74 d),控制HRT为5.5 d;工况Ⅳ为分点进水运行(75~84 d),并提高系统负荷,控制HRT为5.0 d;工况Ⅴ为分点进水运行(85~99 d),HRT为5.0 d,按C/N=4在水中添加碳源。

  • 进出水水样经 0.45 μm滤膜过滤后,滤液采用国标方法测试各项指标[15]NH+4-N 采用纳氏试剂分光光度法测定,硝态氮(NO3-N)采用紫外分光光度法测定,亚硝态氮(NO2-N)采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定,TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定;污泥浓度(MLSS)按重量法测定;DO采用便携式溶氧仪测定。亚硝态累积率(NAR)、游离氨(FA)、氨氧化速率(AOR)、亚硝态氮氧化速率(NOR)、总氮去除率(NRE)、反应器总氮去除负荷(NRR)、总氮容积负荷(NLR)的计算[16-18]如式(1)~(7)所示。

    式中:ηNAR为亚硝态氮积累率;CNO2-N为反应器中亚硝态氮的质量浓度,mg·L−1CNO3-N为反应器中硝态氮的质量浓度,mg·L−1

    式中: CFA为游离氨的质量浓度,mg·L−1T为该系统的温度,℃;CNH+4-N为反应器中氨氮的质量浓度,mg·L−1

    式中: VAOR为氨氧化速率,mg·(L·h)−1VNOR为亚硝态氮氧化速率,mg·(L·h)−1CNH+4-NinfCNH+4-Neff分别为进水和出水氨氮质量浓度,mg·L−1CNO3-NinfCNO3-Neff分别为进水和出水硝态氮质量浓度,mg·L−1t为水力停留时间,d。

    式中:ηNRE为总氮去除率;NNRR为总氮去除负荷,kg·(m3·d)−1NNLR为总氮容积负荷,kg·(m3·d)−1CTNinfCTNeff分别为进水和出水总氮质量浓度,mg·L−1VinfV分别为进水体积和反应器容积,L,t为水力停留时间,d。

  • 分别在运行第1、40 (分点进水运行前)和84天(分点进水运行后)取悬浮污泥样品进行分析。首先,采用试剂盒(PowerSoil DNA isolation kit,Mobio,USA)对样品微生物DNA进行提取,然后采用细菌的通用引物(338F:5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′和806R:5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3)对V3-V4可变区域进行PCR扩增,扩增片段长度约为200 bp;最后利用QuantiFluor™-ST(Promega,USA)进行检测定量,用分析软件QIIME1.8.0对微生物序列进行处理。

  • 1)短程硝化反硝化效果。在生物脱氮系统启动过程中,随时间变化,垃圾渗滤液中氨氮的去除效果如图2(a)所示。在1~4 d内,反应器对氨氮去除效果不高,去除率低于60%,平均氨氧化速率(AOR)仅为1.63 mg·(L·h)−1,出水中氨氮浓度高于700 mg·L−1。由于反应系统接种污泥为全程硝化污泥,对低DO浓度环境敏感,部分菌体自溶,菌体活性变差[19]。然而,经过一段时间的适应,氨氮去除率迅速上升。到第12天时,氨氮去除率上升到94.78%,AOR上升为5.21 mg·(L·h)−1。进一步提高总氮容积负荷(NLR为0.23 kg·(m3·d)−1)后,出水中氨氮浓度始终保持较低水平,微生物活性逐步上升。到第40天时,氨氮去除率达到92.57%,AOR从一开始的1.63 mg·(L·h)−1增加到12.57 mg·(L·h)−1。然而,当NLR提升为0.38 kg·(m3·d)−1时,系统处理氨氮能力迅速下降,出水中氨氮浓度迅速上升,氨氮去除率降至69.63%。

    脱氮系统内的亚硝态氮变化如图2(b)所示。由于接种污泥为全程硝化污泥,在开始的前几天,系统内氨氮大部分被转化为硝态氮,出水中亚硝态氮含量较低(<100 mg·L−1)。当系统运行一段时间后,由于溶解氧的限制,NOB活性被限制,亚硝态氮氧化速率(NOR)始终维持在较低水平(0.78 mg·(L·h)−1),而AOB具有较高活性。因此,系统内氨氮主要被转化成亚硝态氮,水中亚硝态氮含量迅速升高,系统NAR提高。到第40天时,NAR达到约84.97%,出水中亚硝态氮浓度达到818.66 mg·L−1。因此,通过控制DO浓度小于1.0 mg·L−1成功启动了短程硝化反硝化系统。

    2)FA和pH的变化分析。短程硝化反硝化脱氮系统内各取样点的FA和pH变化如图3所示。原水与回流硝化液混合后进入UASB中进行反硝化反应,并提高后续硝化反应的碱度。在硝化段即好氧段,氨氮浓度不断下降,碱度不断被消耗,pH不断下降,pH由O1的8.43降至O4的7.89,然后出水中pH略有上升,这可能是由于在沉淀池中发生了反硝化反应[20]。有研究[16]表明,FA是维持垃圾渗滤液短程硝化的重要因素之一。WEI等[12]的研究表明,当FA浓度在0.1~1.0 mg·L−1时,即可以抑制NOB的活性;与NOB相比,AOB承受FA的能力更强,当FA超过10 mg·L−1时会对AOB产生抑制。因此,可以通过FA对AOB和NOB的选择性抑制实现短程硝化。由图3中可以看出,虽然随着微生物反应的进行好氧池中FA浓度逐渐降低,但在好氧阶段FA浓度最低也有8.13 mg·L−1 (O4池),说明在硝化阶段系统内全程均存在FA对NOB的抑制,从而降低亚硝态氮的进一步转化,实现稳定的短程硝化效果。此外,在O1、O2池中,FA浓度大于36.32 mg·L−1,这不仅对NOB不利,而且远超过了AOB的耐受范围,即在抑制NOB的同时,也抑制了AOB的活性,从而不利于整体脱氮系统的亚硝化过程,限制了亚硝化效率的提升。

  • 1)系统的稳定运行情况。为了在抑制NOB的同时尽量避免FA对AOB的抑制,提高亚硝化速率,缩短反应时间,提高脱氮效率,本研究探讨了分点进水对系统脱氮性能的影响。分点进水后脱氮系统的运行结果如图4所示。分点进水前,脱氮系统的HRT缩短到5.5 d时(工况Ⅰ),氨氮去除率快速下降,低于80%(图2(a))。为了保持较高的氨氮氧化效率,在采用分点进水方式前,将脱氮系统的HRT调整为6.25 d(工况Ⅱ),并实现系统稳定的运行,氨氮的去除率达到90%以上(图4(a))。以分点进水前HRT为5.5 d时(工况Ⅰ)脱氮系统的运行效果为对照,此时,氨氮去除率迅速下降到69.63%,总氮去除率(NRE)仅有18.06%(图4(c));分点进水后,HRT为5.5 d时(工况Ⅲ),氨氮去除率仍有89.86%,NRE为27.62%,比分点进水前提高了52.93%。可见,通过分点进水的方式提高了系统的脱氮效率。当进一步提升负荷,HRT缩短为5.0 d时(工况Ⅳ),出水中氨氮浓度上升,氨氮去除率开始下降,但氨氮去除率仍高于81.25%,出水中亚硝态氮含量先下降后上升,微生物经过几天适应后,亚硝态氮浓度开始上升,NAR高于80%。由图4(c)也可以看出,分点进水前,系统总氮容积负荷率(NLR)平均值为0.34 kg·(m3·d)−1,分点进水后在85~99 d(工况Ⅳ),系统平均NLR为0.42 kg·(m3·d)−1,相比而言提升了23.53%。AOR从分点进水前平均10.37 mg·(L·h)−1(55~64 d)提升到了11.98 mg·(L·h)−1 (75~84 d),这意味着将相同量的氨氮亚硝化所需要的时间缩短了15.52%。在工况Ⅴ(85~99 d),按C/N=4额外补充碳源后,出水中氨氮浓度从第86天的271.32 mg·L−1下降到了155.25 mg·L−1,氨氮去除率上升到90.84%,这主要是由于补充了碳源,反硝化过程能够快速进行,系统中亚硝态氮浓度快速降低(图4(b)),从而降低产物抑制作用,促进氨氮氧化过程顺利进行。添加碳源后,系统总氮去除率NRE迅速上升,最终达到80%左右。

    2)系统内FA和pH的变化分析。为了探究分点进水后反应系统负荷提高并能实现稳定的短程硝化的原因,在反应器65~74 d(工况Ⅲ)的运行过程中,对系统内FA和pH的变化进行沿程分析,结果如图5所示。垃圾渗滤液进水在经过反硝化系统后,由于微生物的反硝化作用使得污水pH升高,FA浓度上升到133.70 mg·L−1,这严重超出了AOB对FA的耐受范围。通过分点进水的方式将反硝化系统出水分别进入到O1和O2池后,在稀释作用下FA的浓度分别降低到7.91 mg·L−1和5.81 mg·L−1。CHUNG等[21]的研究表明,当FA浓度为5~10 mg·L−1时,能有效的抑制NOB的活性,而不对AOB产生抑制作用。比较分点进水前后脱氮系统中FA浓度的变化可以发现,未分点进水前,O1和O2池中的FA浓度超过36.32 mg·L−1 (图3),在抑制NOB的同时也严重抑制了AOB活性。而通过分点进水的方式降低了O1、O2池内的基质浓度,使得FA浓度维持在抑制NOB活性的同时,却对AOB的活性不产生抑制,从而有利于提高AOB的比生长优势,提高系统的亚硝化反应速率。

    系统内FA浓度主要受氨氮浓度、pH和温度的影响[16],在本研究中温度保持不变,氨氮进行硝化反应浓度会降低,且硝化反应会消耗碱度降低pH。进一步分析不同进水方式对系统FA的影响发现,分点进水方式降低FA主要通过以下2方面。一方面,进水被稀释,氨氮和碱度(pH)降低,从而导致FA降低:在单点进水时,UASB中的出水全部进入到O1池中,造成较高的氨氮浓度和较高pH,这使得FA浓度较高;而在分点进水时,UASB出水通过分点方式进入硝化系统使得进入O1池中污水的量只有50%,从而O1池的氨氮浓度和碱度(pH)比单点进水模式要低,降低了FA浓度。另一方面,在分点进水模式下,首先,脱氮系统中形成污泥浓度梯度分布,前端污泥浓度高,硝化速度快,抗冲击能力强;而且整个系统的微生物平均浓度得到提高[22],硝化性能提升,氨氮浓度降低,从而FA浓度降低;其次,由于UASB出水中还含有大量有机物[23],进入好氧池后有利于异养菌的繁殖,进而与自养型硝化菌竞争氧气;而分点进水下营养物质被稀释,限制了异养菌的大量繁殖竞争氧气,从而有利于提高硝化菌的种群优势,提高硝化效果[24]。因此,采取分点进水方式,可以使FA保持在适宜范围内,利于AOB生长,进而提高系统亚硝化速率。

  • 1)物种多样性和种群结构的分析。对接种污泥和驯化后的污泥微生物DNA进行提取和高通量测序,得到优化序列66 268和71 679,聚类相似度97%。共识别出3 148个和3 673个OTUs(operational taxonomic units),如表2所示。2个样本微生物群落多样性的覆盖度均在99%以上。

    表2所示,驯化后污泥的Shannon多样性指数(5.45)、基于丰度的覆盖度估计量(ACE)(1 468.29)和Chao丰富度估计量(1 468.73)均高于种泥 (4.76、1 215.82和1 215.80)。驯化后的污泥和种泥Simpson指数分别为0.01和0.03。利用Shannon指数和Simpson指数可以分别表示微生物群落的丰富度和多样性,Shannon、ACE、Chao指数越高,Simpson越低,说明微生物种群丰富度和多样性越高[22]。上述结果表明,经过一段时间培养驯化后,微生物适应了进水水质,微生物多样性提高。有研究[25]表明,微生物多样性越高,反应器的稳定性越好。

    图6所示,2个污泥样本中ProteobacteriaBacteroidetes、Chloroflexi为优势菌门,占比超过65%。Proteobacteria包含了多种代谢类型的菌种,包括AOB、NOB和反硝化细菌等[26]。国内外的一些研究[27-28]表明,大多数在生物脱氮过程中起重要作用的微生物均属于Proteobacteria菌门。驯化后污泥中的Proteobacteria微生物相对丰度增大,也是系统脱氮能力增强的主要原因之一。Bacteroidetes菌门为化能有机营养菌,可以降解多种复杂有机物,代谢碳水化合物,主要进行有机物的降解,广泛存在于活性污泥系统中[29]。驯化后Bacteroidetes菌相对丰度升高,这也与韩亚琳等[30]的研究结果相似。

    2)分点后系统内脱氮功能菌的变化。为了评估分点进水对脱氮系统内微生物种群的影响,对系统内O1、O2、O3、O4池内微生物群落的属级别上的变化进行了分析,结果如图7所示。在所有样品中都检测到了SaprospiraceaeThauera,这些菌种与有机物的降解有关[31]Saprospiraceae可以降解多糖和蛋白质,然后利用水解产物作为能量和碳源来进行生长[32]Nitrosomonas属于AOB菌属,与氨氮的氧化有关。分点进水前O1、O2、O3、O4中Nitrosomonas相对丰度分别为2.02%、1.05%、1.75%、0.86%,分点进水模式下运行后细菌营养负荷被降低,Nitrosomonas的相对丰度增加到2.27%、1.77%、2.75%、1.37%。相较于分点进水前,4个好氧区内Nitrosomonas的相对丰度分别提高了12.37%、68.57%、57.14%、59.30%。以上结果表明,分点进水后由于FA和基质浓度均有所降低,AOB菌属受到的抑制减弱,微生物生长优势提升,从而表现出亚硝化速率提高,系统脱氮能力增强。

  • 1)控制DO浓度小于1.0 mg·L−1,可成功实现短程硝化反硝化系统的快速启动,亚硝态氮累积率(NAR)能达到84.97%;NOB在低氧环境下活性受到抑制,NOR仅有0.78 mg·(L·h)−1;同时,由于O1、O2池中FA浓度较高,在抑制NOB的同时也抑制了AOB活性,从而降低了系统亚硝化速率。

    2)分点进水运行有效降低了O1、O2中的FA浓度,可使其对NOB产生抑制的同时不抑制AOB的活性,提高了亚硝化速率,系统总氮容积负荷相比未分点进水时提升了23.53%。

    3)分点进水运行后,O1、O2、O3、O4中AOB相对丰度均有提高,进一步表明分点进水模式下运行可以降低FA对AOB的抑制,提高了AOB的生长优势和亚硝化速率,实现高效短程硝化效果;同时,亚硝化过程形成的高浓度亚硝态氮经外加碳源的反硝化过程后浓度快速降低,总氮去除率达到80%左右。

参考文献 (32)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回