焦化廢水中總氮深度去除研究
中國(guó)污水處理工程網(wǎng) 時(shí)間：2018-10-30 10:23:23
污水處理技術(shù) | 匯聚全球環(huán)保力量，降低企業(yè)治污成本
由于工農(nóng)業(yè)的迅速發(fā)展及生活水平的提高導(dǎo)致大量氮氧化物在自然環(huán)境中的積累, 不僅破壞生態(tài)平衡, 造成水體富營(yíng)養(yǎng)化, 而且具有致癌、致畸、致突變的“三致”作用.目前污水處理廠的脫氮技術(shù)普遍采用傳統(tǒng)的硝化反硝化原理, 受制于脫氮處理技術(shù)、水質(zhì)穩(wěn)定性、處理能耗等, 實(shí)現(xiàn)廢水氮素液零排放難度很大.我國(guó)主要污水處理廠出水NH4+-N基本都能滿足限值5.0 mg·L-1的一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn), 而TN(總氮)普遍超過15.0 mg·L-1, 氮的主要形態(tài)為NO3--N.若在水處理主體工藝的基礎(chǔ)上投加碳源、提高回流比會(huì)造成物耗及能耗的增加, 破壞現(xiàn)有工藝的穩(wěn)定性, 因此需追加深度處理單元.針對(duì)低C/N值的二級(jí)生物出水, 需外加碳源(如甲醇、乙酸、葡萄糖等)來完成異養(yǎng)反硝化作用, 其操作難度大、運(yùn)營(yíng)成本高, 還會(huì)有COD溢出或亞硝酸鹽累積的風(fēng)險(xiǎn).自養(yǎng)反硝化因其可利用無機(jī)化合物(如S、S2-、Fe、Fe2+、H2等)作為反硝化電子供體, 具有污泥產(chǎn)率低、二次污染少等優(yōu)點(diǎn), 目前得到越來越多的關(guān)注.
黃鐵礦自養(yǎng)反硝化工藝因具有設(shè)備簡(jiǎn)單、無需外加碳源以及價(jià)格低廉等優(yōu)點(diǎn)而被關(guān)注.有研究表明, 黃鐵礦自養(yǎng)反硝化工藝存在啟動(dòng)時(shí)間長(zhǎng)、硝酸鹽還原速率低及表面易鈍化等缺點(diǎn), 限制了其在污水廠深度脫氮方面的開發(fā)應(yīng)用.在可用于自養(yǎng)反硝化的化合物中, 二價(jià)和三價(jià)鐵被廣泛應(yīng)用于污水處理工藝的不同階段, 如污水一級(jí)處理中的前混凝劑(CEPA)以及生物進(jìn)水前控制硫化物濃度的預(yù)處理和下水道系統(tǒng).盡管二價(jià)鐵鹽的使用可以高效實(shí)現(xiàn)硫化物的控制, 但后續(xù)產(chǎn)生的化學(xué)污泥硫鐵含量高, 難以處理, 根據(jù)化學(xué)計(jì)量方程式(1):
硫化亞鐵(FeS)是主要產(chǎn)物, 其低價(jià)態(tài)硫和鐵可以作為自養(yǎng)反硝化的電子供體, 根據(jù)化學(xué)計(jì)量方程(2)進(jìn)行, 具有反應(yīng)啟動(dòng)時(shí)間短、出水pH值穩(wěn)定、副產(chǎn)物少等優(yōu)點(diǎn).含硫鐵化學(xué)污泥作為電子供體自養(yǎng)反硝化硝酸根的深度脫氮方法, 實(shí)現(xiàn)以廢治廢, 在水處理工藝過程中原位利用廢物, 提高出水水質(zhì), 綠色與清潔生產(chǎn)相結(jié)合的技術(shù)特征, 具有潛在的工程應(yīng)用價(jià)值.
因此, 本研究以韶鋼焦化廢水處理廠預(yù)處理產(chǎn)生的黑色含硫鐵化學(xué)污泥(硫鐵泥)作為自養(yǎng)反硝化的電子供體, 對(duì)實(shí)驗(yàn)室尺度集成垂直上流式生物懸浮床反應(yīng)器的進(jìn)出水水質(zhì)連續(xù)監(jiān)測(cè)并進(jìn)行間歇實(shí)驗(yàn)得出反應(yīng)過程中NO3--N、NO2--N濃度的變化; 探究新工藝一段時(shí)間內(nèi)運(yùn)行的穩(wěn)定性、NO3--N還原動(dòng)力學(xué)、NO2--N還原及累積動(dòng)力學(xué); 基于硫鐵泥及主要功能微生物反硝化脫氮的作用機(jī)制, 對(duì)污泥物理化學(xué)性質(zhì)和微生物群落進(jìn)行分析, 有助于理解該生物化學(xué)過程和優(yōu)化反應(yīng)器的運(yùn)行條件.
1 材料與方法1.1 廢水和化學(xué)硫鐵泥
廣東韶鋼焦化廢水處理二期工程的廢水處理流程為一級(jí)預(yù)處理、生物系統(tǒng)(A/O/H/O工藝)、后混凝, 該工程穩(wěn)定運(yùn)行多年, 保持著高效的污染物去除效率, 當(dāng)進(jìn)水COD和酚濃度分別為1.3×103~2.8×103 mg·L-1和143~535 mg·L-1, 生物系統(tǒng)對(duì)COD和酚的去除率達(dá)到95.0%和99.9%以上.實(shí)驗(yàn)室所用廢水取自焦化廢水處理廠二期工程的二級(jí)生物出水, 廢水取回后4℃低溫保存, 主要水質(zhì)指標(biāo)范圍如表 1所示.
表 1 韶鋼二期焦化廢水處理工程生物出水主要水質(zhì)指標(biāo)范圍
硫鐵泥來源于韶鋼焦化廢水處理二期工程一級(jí)預(yù)處理工藝亞鐵鹽絮凝沉淀單元, 預(yù)處理前后廢水的主要水質(zhì)指標(biāo)變化為: TOC值和S2-濃度分別從1 355.7 mg·L-1和523.7 mg·L-1降至1 284.2 mg·L-1和7.2 mg·L-1.取預(yù)處理單元重力沉降30 min后的化學(xué)污泥1 L, 加無氧去離子水反復(fù)清洗至外排上清液COD值小于5.0 mg·L-1.密封保存清洗后的硫鐵泥1 L, 取攪拌均勻的硫鐵泥10 mL, 真空冷凍干燥稱量質(zhì)量0.37 g, 即保存1 L混合物中硫鐵泥的濃度為37 g·L-1.從含硫鐵化學(xué)污泥的EDS譜圖(圖 1)可以看出硫鐵泥的粒徑基本在50 μm以內(nèi), 顆粒間有團(tuán)聚, 元素成分為: Fe 51.55%, S 18.93%, C 15.40%, O 11.77%, Na 1.67%, Ca 0.56%, Al 0.13%, 其中Fe和S的總含量占比為70.48%.
圖 1
1.2 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行條件
采用一種類似于UASB(上流式厭氧污泥床反應(yīng)器)集成垂直上流式生物懸浮床反應(yīng)器, 裝置如圖 2所示.反應(yīng)器為有機(jī)玻璃材質(zhì)的柱型反應(yīng)器, 內(nèi)徑為5 cm, 高50 cm, 有效工作體積1 000 mL, 在反應(yīng)器10 cm和45 cm高度處設(shè)置取樣口, 出水方式為上端溢流出水, 排氣口設(shè)置在反應(yīng)器頂端, 采用水封的方式.反應(yīng)器系統(tǒng)包括溫控系統(tǒng)、進(jìn)水系統(tǒng)、反應(yīng)系統(tǒng)、氣動(dòng)攪拌系統(tǒng)和出水系統(tǒng).整個(gè)系統(tǒng)控制在缺氧狀態(tài).
圖 2
反應(yīng)器接種污泥為已經(jīng)在實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行6個(gè)月的UASB中的污泥, UASB反應(yīng)器進(jìn)水為模擬廢水, 主要成分Na2S2O3·5H2O 5.00 g·L-1、NaNO3 2.00 g·L-1, 氮負(fù)荷達(dá)到0.74 g·(L·d)-1, Thiobacillus(硫自養(yǎng)反硝化菌)在污泥中存在, 豐度為25.73%. 0.30 L接種污泥(MLSS=3.69 g·L-1)與0.40 L硫鐵泥(37.0 g·L-1)充分混合后加入到反應(yīng)器中, 從反應(yīng)器底部曝純氮?dú)?50 mL·min-1)20 min去除反應(yīng)器中氧氣, 形成缺氧環(huán)境(DO < 0.10 mg·L-1).廢水經(jīng)蠕動(dòng)泵從裝置底部連續(xù)輸送到反應(yīng)器中, 通過調(diào)節(jié)蠕動(dòng)泵的轉(zhuǎn)速來考察水力停留時(shí)間(HRT)對(duì)總氮的去除、亞硝酸鹽累積、硫酸鹽及pH的變化、鐵離子釋放的影響.系統(tǒng)連續(xù)運(yùn)行90 d, 反應(yīng)溫度為常溫25℃, 每2 d進(jìn)出水各取樣一次.取反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行3個(gè)月含硫鐵泥和污泥的混合物做間歇實(shí)驗(yàn), 用去離子水清洗5遍, 加實(shí)驗(yàn)廢水至1 000 mL曝氮?dú)鈹嚢? 每間隔一定時(shí)間采集水樣.
1.3 分析方法
樣品分析之前通過0.45 μm水系濾膜過濾. pH值采用便攜式pH計(jì)(SX731, 三星, 中國(guó))進(jìn)行測(cè)定; 二價(jià)鐵、三價(jià)鐵及總鐵采用鄰菲啰啉紫外分光光度法(EVOLUTION300, Thermo Scientific, 美國(guó))測(cè)定; 化學(xué)需氧量(COD)使用哈希COD快速分析儀(DR3900, HACH, 美國(guó))測(cè)定; 總有機(jī)碳(TOC)采用TOC分析儀(TOC-Vcpn, Shimadzu, 日本)測(cè)定; 陰離子(NO3-、NO2-、SO42-)采用離子色譜(ICS-900, Dionex, 美國(guó))測(cè)定; TON為NO3--N和NO2--N的加和; UV254采用紫外分光光度計(jì)(EVOLUTION300, Thermo Scientific, 美國(guó))測(cè)定; 采用掃描電子顯微鏡和其自帶的X射線能譜儀(GENESIS XM, EDAX公司, 美國(guó))對(duì)污泥進(jìn)行形貌表征和元素分析.
1.4 微生物多樣性分析
實(shí)驗(yàn)使用Ezup柱式土壤基因組DNA抽提試劑盒(上海生工)提取污泥樣品DNA.稱取200 mg污泥樣品, 通過Buffer SCL裂解污泥樣品, 釋放出基因組DNA, 然后通過Buffer SP和氯仿去除蛋白質(zhì)等雜質(zhì), Buffer SB去除樣品中腐殖酸, 避免對(duì)后續(xù)實(shí)驗(yàn)的干擾.最后將所得DNA溶液置于-20℃保存, 用于后續(xù)實(shí)驗(yàn).
將提取的DNA樣品進(jìn)行PCR擴(kuò)增, 然后用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè), 以確定污泥樣品的DNA是否被提取出來. PCR的擴(kuò)增區(qū)域?yàn)?6S rRNA的V4-V5區(qū), 細(xì)菌16S rRNA擴(kuò)增引物采用通用引物(515F/907R).引物名稱和引物序列分別是515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′)和907R(5′-CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′).通過熱循環(huán)擴(kuò)增含有2x Premix Taq(Takara生物技術(shù), Dalian Co.Ltd, 中國(guó))(25 μL)、Primer-F(10 mmol)、Primer-R(10 mmol)、DNA模板(60 ng), 共50 μL的PCR反應(yīng)體系. PCR擴(kuò)增的條件為94℃預(yù)變性4 min, 94℃下變性30 s, 52℃退火30 s, 72℃延伸30 s, 72℃下延伸10 min, 最后溫度降至4℃保存.將待檢測(cè)樣品DNA送至廣州美格生物科技有限公司進(jìn)行微生物群落組成和多樣性檢測(cè).
2 結(jié)果與討論2.1 氮的去除與效率評(píng)價(jià)2.1.1 反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行期的脫氮性能
穩(wěn)定的脫氮性能需要借助于反應(yīng)器效果的檢驗(yàn), 為此建立了連續(xù)流的集成垂直上流式生物懸浮床反應(yīng)器, 考察了硫鐵泥作為電子供體脫氮的可行性及HRT對(duì)反應(yīng)器脫氮性能的影響. 圖 3為90 d連續(xù)運(yùn)行期TON、NO3--N、NO2--N濃度變化.當(dāng)進(jìn)水TON濃度為(75.37±1.42) mg·L-1、, NO3--N占比達(dá)到98.96%的水質(zhì)條件下, 采取調(diào)節(jié)HRT及改變進(jìn)水氮負(fù)荷的運(yùn)行方式, HRT為24 h即實(shí)現(xiàn)了95%的TON去除率, 出水中NO3--N、NO2--N的濃度分別下降到(2.27±1.09) mg·L-1、(1.55±1.25) mg·L-1, 反應(yīng)器表現(xiàn)出了優(yōu)異的脫氮性能, 暴露出硫鐵泥作為深度脫氮電子供體的可行性, 以上作為運(yùn)行的第一階段.而第二階段, HRT縮短為18 h, 氮負(fù)荷的增加曾導(dǎo)致出水NO3--N、NO2--N濃度升高, 分別為(8.55±1.68) mg·L-1、(25.45±3.65) mg·L-1, NO2--N的累積率達(dá)34.05%, 其原因被認(rèn)為是以無機(jī)固體電子供體的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)限制.經(jīng)過HRT的調(diào)整, 反應(yīng)器進(jìn)入第三階段, 系統(tǒng)逐漸恢復(fù)正常, 反硝化效率恢復(fù)至反應(yīng)器運(yùn)行初期.第三階段的TON氮負(fù)荷達(dá)到4.20 mg·(L·h)-1, 與蘇曉磊等和Li等的研究結(jié)果相比較, 發(fā)現(xiàn)硫鐵泥比磁黃鐵礦(FeS2)和硫磺作為自養(yǎng)反硝化電子供體, 更能縮短系統(tǒng)的反應(yīng)器啟動(dòng)時(shí)間和提高氮負(fù)荷條件下的NO3--N還原速率.獲得這種結(jié)果的原因被認(rèn)為是硫鐵泥具有更大的顆粒比表面積, 表面不易鈍化并便于微生物掛膜, 在反應(yīng)熱力學(xué)方面表現(xiàn)出優(yōu)勢(shì).
圖 3
2.1.2 化學(xué)硫鐵泥的反硝化動(dòng)力學(xué)
反應(yīng)過程中NO3--N、NO2--N濃度的變化所反映的動(dòng)力學(xué)為物料關(guān)系提供認(rèn)識(shí)基礎(chǔ). 圖 4為反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行3個(gè)月含硫鐵泥和污泥的混合物間歇實(shí)驗(yàn)其運(yùn)行過程的NO3--N、NO2--N、SO42-濃度變化.從中可以看出: NO3--N、NO2--N初始濃度分別為75.31 mg·L-1、1.58 mg·L-1, 反應(yīng)到第6 h, NO3--N濃度降至4.29 mg·L-1, 去除率為94.15%, NO2--N的濃度達(dá)到最大值48.02 mg·L-1, 累積率為61.67%;第6~18 h, NO3--N濃度波動(dòng)不大, NO2--N濃度從48.02 mg·L-1下降到0.78 mg·L-1; 此外第12 h, NO2--N的累積率約為22.44%, 與連續(xù)運(yùn)行第二階段(HRT=12 h)的NO2--N的累積率非常接近; 在第18 h, 出水TON濃度為1.52 mg·L-1, 去除率達(dá)到98.02%, 與連續(xù)運(yùn)行的第三階段(HRT=18 h)相吻合.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
圖 4
化學(xué)硫鐵泥是一種固體緩釋電子供體, 在實(shí)驗(yàn)過程中pH值的變化可以忽略, 根據(jù)反應(yīng)式(2), 硝酸鹽還原動(dòng)力學(xué)方程可以表示為方程式(3):
反應(yīng)器運(yùn)行過程中, 觀察到亞硝酸鹽積累的現(xiàn)象, 因此NO3-與化學(xué)硫鐵泥的反應(yīng)分為兩步, 即反應(yīng)式(4)和(5):
因此, NO2--N的累積率為方程式(6):
式中, m、n為反應(yīng)級(jí)數(shù); K為NO3--N和化學(xué)硫鐵泥反應(yīng)的速率常數(shù), mmol·(L·d)-1; K′為NO2--N還原速率常數(shù), mmol·(L·d)-1; K″為NO2--N的累積速率常數(shù), mmol·(L·d)-1.
根據(jù)批量實(shí)驗(yàn)結(jié)果, NO3--N的還原去除和NO2--N的累積與反應(yīng)時(shí)間均保持不變的梯度, 表明所有相關(guān)反應(yīng)遵循偽零級(jí)動(dòng)力學(xué).在線性回歸擬合的基礎(chǔ)上, 計(jì)算了反應(yīng)速率常數(shù)和R2值, 列于表 2中.硝酸鹽還原速率高達(dá)12.06 mmol·(L·d)-1, 亞硝酸鹽累積速率為7.74 mmol·(L·d)-1, NO3--N還原速率遠(yuǎn)高于黃鐵礦地下水脫氮的案例.
表 2 以化學(xué)硫鐵泥作為電子供體的反硝化反應(yīng)動(dòng)力學(xué)
2.2 反硝化過程中pH變化和SO42-的產(chǎn)生
以低價(jià)硫作為反硝化電子供體, 普遍存在產(chǎn)酸和副產(chǎn)物SO42-的問題.本實(shí)驗(yàn)測(cè)試了反應(yīng)器進(jìn)出水的pH值和SO42-濃度變化, 結(jié)果如圖 5所示.進(jìn)水pH值為(7.54±0.06), 在第一和第三階段系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行后, 出水沒有NO2--N的累積和NO3--N的殘余, 出水pH穩(wěn)定在6.98±0.10, 值得指出的是, 出水pH從第40 d的6.79上升到第42 d的7.22, 然后在第42~60 d的出水pH穩(wěn)定在7.24±0.05. pH值的變化表明, 硫鐵泥作為電子供體反硝化脫氮是一個(gè)產(chǎn)酸的反應(yīng), 溶液pH值可能會(huì)調(diào)控硫鐵泥釋放電子的能力.進(jìn)水SO42-濃度為(886.23±7.11) mg·L-1, 在第一和第三階段出水SO42-濃度穩(wěn)定在(1 173.17±22.35) mg·L-1, 在第二階段出水SO42-濃度從1 196.9 mg·L-1下降到1 087.3 mg·L-1, 然后第42~60 d出水SO42-濃度穩(wěn)定在(1 063.6±32.12) mg·L-1.根據(jù)反應(yīng)式(2), SO42-離子的產(chǎn)生量和TON的去除率呈正相關(guān), 第44~60 d的TON去除率從96.97%降到52.92%, 此階段SO42-只增加了(179.00±33.87) mg·L-1, 明顯低于第一、第三階段的(283.99±26.71) mg·L-1.表明該脫氮過程為固相硫化物經(jīng)微生物氧化轉(zhuǎn)化為溶解性的硫酸鹽, 同時(shí)釋放電子還原硝酸根.在此之前提到基于硫的自養(yǎng)反硝化生物過濾器, 其化學(xué)原理如反應(yīng)式(7)所示:
圖 5
該反應(yīng)體系存在pH值急劇下降和硫酸鹽大量產(chǎn)生的缺陷, 通常需要投加石灰石和牡蠣殼等來調(diào)節(jié)反應(yīng)體系的堿度.與之相比, 以含硫鐵化學(xué)污泥作為電子供體的反硝化體系不需要額外投加堿且所產(chǎn)生的硫酸鹽也少于硫磺作為電子供體的反應(yīng)體系.
2.3 鐵離子及有機(jī)物的釋放特征
目前很多研究表明生物出水及自然水體中的溶解性有機(jī)物與鐵離子絡(luò)合, 造成水質(zhì)的色度、UV254、鐵離子濃度等指標(biāo)的變化.本研究的出水總鐵、Fe3+、Fe2+濃度及進(jìn)出水UV254的變化如圖 6所示.在反應(yīng)器運(yùn)行初期(第0~30 d), 出水有Fe3+、Fe2+的大量溢出, 最高濃度分別達(dá)到8.75 mg·L-1、13.89 mg·L-1, 總Fe濃度的平均值為16.77 mg·L-1; 第40 d出水Fe3+、Fe2+濃度分別降到1.78 mg·L-1、4.28 mg·L-1, 然后在第40~90 d的出水Fe3+、Fe2+波動(dòng)不大, 濃度分別為(2.24±0.66) mg·L-1、(3.02±0.56) mg·L-1.反應(yīng)器中鐵的可能形態(tài)有FeS、Fe(OH)2、Fe(OH)3等, 它們的Ksp分別為6.3×10-18、8.0×10-16、4.0×10-39, 在pH值6~8的情況下, 溶解態(tài)的鐵離子濃度不可能達(dá)到mg級(jí), 結(jié)合圖 6可以推斷, 鐵離子濃度和出水UV254值的變化是相關(guān)聯(lián)的, 根據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道, 鐵離子與有機(jī)物絡(luò)合會(huì)導(dǎo)致UV254的上升, 啟動(dòng)初期, 反應(yīng)器中以殘余溶解性有機(jī)物為碳源的異樣反硝化微生物豐度較低, 造成溶解性有機(jī)物和鐵離子(Fe2+、Fe3+)絡(luò)合, 進(jìn)而出現(xiàn)鐵離子溢出和UV254的升高.
圖 6
2.4 污泥成分和微生物群落分析
關(guān)聯(lián)硫鐵泥的腐蝕結(jié)果及微生物群落變化可輔助理解反應(yīng)過程并對(duì)反應(yīng)器的運(yùn)行優(yōu)化具有指導(dǎo)意義.分別在第0和90 d, 從反應(yīng)器中提取污泥樣品進(jìn)行物理化學(xué)性質(zhì)分析和高通量測(cè)序.從掃描電鏡圖 7(a)和圖 7(b)的對(duì)比可以看出, 硫鐵泥經(jīng)微生物90 d腐蝕氧化作用, 在球狀骨料中有扁平狀和針狀次生礦物晶體形成, 這與Li等[14]用磁黃鐵礦進(jìn)行反硝化脫氮研究所觀察到的現(xiàn)象比較相似. 圖 7(c)和圖 7(d)為污泥樣品的EDS分析, 對(duì)應(yīng)的元素分析結(jié)果如表 3所示.很顯然, 硫元素的含量從15.14%下降到1.93%, 結(jié)合前面的水質(zhì)指標(biāo), 表明硫鐵泥中的固相硫化物經(jīng)微生物氧化轉(zhuǎn)化為溶解性的硫酸鹽, 同時(shí)釋放電子還原硝酸根; 鐵元素含量變化不明顯, 因?yàn)槌藛?dòng)初期, 整個(gè)運(yùn)行過程中沒有鐵離子的大量溢出; 污泥中氧元素含量從25.13%升高到38.89%, 這可能是因?yàn)橛写罅慷蔚V物赤鐵礦(Fe2O3)的形成.
圖 7
表 3 污泥樣品的能譜分析/%
在第0和90 d從反應(yīng)器中提取污泥樣品分析微生物群落.樣品的序列組成、OTU數(shù)及微生物群落α多樣性分析列于表 4中:獲得了大約15 863~32 289個(gè)有效序列, 操作分類單元的數(shù)量為812~850;第90 d的Shannon指數(shù)、PD whole tree指數(shù)和Simpson指數(shù)明顯下降, 說明微生物多樣性在減少; 微生物序列組成、OTU數(shù)、多樣性和豐度的變化表明隨著時(shí)間的推移, 反應(yīng)器中主要功能微生物在選擇性富集.
表 4 樣品OTU、序列組成分析和α多樣性參數(shù)統(tǒng)計(jì)
基于SILVL數(shù)據(jù)庫(kù)分類信息, 對(duì)反應(yīng)器運(yùn)行前后污泥樣品(B1、B2)的高通量測(cè)序數(shù)據(jù)進(jìn)行門、屬水平上的分類分析.兩個(gè)樣品中門水平上的大量類群(相對(duì)豐度大于1)如圖 8所示.從中可知, 反應(yīng)器接種的初始污泥中以Proteobacteria為優(yōu)勢(shì)菌群, 豐度為44.39%, 其次為Chloroflexi(21.27%)和Chlorobi(17.82%), 三者在總?cè)郝渲械恼急冉咏?0%.此外, Bacteroidetes、Acidobacteria、Planctomycetes、[Thermi]也是初始污泥樣品中主要的門類.而穩(wěn)定運(yùn)行90 d后反應(yīng)器污泥中優(yōu)勢(shì)菌群為Proteobacteria、Chloroflexi、Firmicutes、Bacteroidetes, 豐度分別為73.22%、13.17%、5.15%、4.17%, 它們?cè)诳側(cè)郝渲械谋壤^95%.運(yùn)行初始和結(jié)束的污泥最主要的優(yōu)勢(shì)門雖均為Proteobacteria, 但其相對(duì)豐度存在明顯差異, 且初始污泥在門水平上的主要類群呈現(xiàn)多樣性.這個(gè)結(jié)果表明脫氮過程中污泥群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了顯著變化.
圖 8
屬分類水平上, 初始污泥和反應(yīng)后污泥大量類群如圖 9所示.在變形菌門中, 初始污泥的優(yōu)勢(shì)屬類為Thiobacillus, 所占比例為25.73%, 其次, SHD-231、Dok59、WCHB1-05、Sulfurimonas、Rubrivivax、B-42、Diaphorobacter也是初始污泥樣品中的主要屬類, 其豐度分別為6.77%、3.10%、4.85%、1.73%、1.49%、1.32%、1.43%.與初始污泥相比, 運(yùn)行90 d后污泥的主要屬類以Thiobacillus為主, 所占比例為51.25%, 其次為SHD-231、Rhodanobacter和WCHB1-05, 所占比例分別為6.55%、7.86%和2.73%.反應(yīng)器中不同階段的某些菌屬的相對(duì)豐度存在一定的差異, 如樣品中Thiobacillus和Rhodanobacter在初始階段和結(jié)束階段的相對(duì)豐度分別為25.73%、0.06%和51.25%、7.86%, 且初始污泥的主要屬類較多樣. Thiobacillus為革蘭氏陰性細(xì)菌, 是目前被報(bào)道最多的用于還原NO3--N的硫氧化細(xì)菌, 用于硫自養(yǎng)反硝化處理市政污水和地下水中的NO3--N; Rhodanobacter是一種生長(zhǎng)緩慢、兼性厭氧的革蘭氏陰性細(xì)菌, 在沒有氧氣的情況下, 以硝酸鹽、亞硝酸鹽或一氧化二氮為電子受體, 具有反硝化的能力.這個(gè)結(jié)果表明, 反應(yīng)器中的優(yōu)勢(shì)菌門為Proteobacteria, 起主要反硝化作用的為Thiobacillus.
圖 9
3 結(jié)論
(1) 含硫鐵化學(xué)污泥作為去除TN的電子供體的垂直上流式生物懸浮床(UASB反應(yīng)器)在穩(wěn)定運(yùn)行的90 d內(nèi), 進(jìn)水pH為7.0~8.0, 反應(yīng)溫度為室溫20~30℃, 進(jìn)水TN 70~80 mg·L-1, 水力停留時(shí)間為18 h, 氮負(fù)荷達(dá)到4.20 mg·(L·h)-1, TON去除率為93.36%, 表現(xiàn)出高效的特征.
(2) 根據(jù)不同的進(jìn)水氮負(fù)荷及出水TN濃度表明以含硫鐵化學(xué)污泥作為固相電子供體深度去除焦化廢水二級(jí)生物工藝出水中的TN是可行的, 其去除水體中氮素(NO3- -N)的化學(xué)計(jì)量比(以N/FeS計(jì))為0.28 g·g-1; 硝酸鹽降解速率快, 充足的HRT不會(huì)造成NO2--N的累積, 同時(shí)副產(chǎn)物硫酸鹽產(chǎn)生量少于黃鐵礦和硫磺等電子供體, 出水pH值穩(wěn)定.含硫鐵化學(xué)污泥中的固相硫化物經(jīng)微生物氧化轉(zhuǎn)化為溶解性的硫酸鹽, 同時(shí)釋放電子還原硝酸根, 有扁平狀和針狀次生礦物晶體形成.微生物群落結(jié)構(gòu)分析表明, 含硫鐵化學(xué)污泥自養(yǎng)反應(yīng)器的優(yōu)勢(shì)菌種為Proteobacteria, 反應(yīng)器中存在起主要反硝化作用的Thiobacillus.
(3) 含硫廢水預(yù)處理產(chǎn)生的化學(xué)硫鐵泥作為反硝化電子供體深度脫氮可以達(dá)到以廢治廢的雙贏效果, 在實(shí)現(xiàn)此類化學(xué)污泥的資源化利用的同時(shí), 不需要外加碳源、減少固廢的處置量, 在實(shí)際工程應(yīng)用中表現(xiàn)出綜合的環(huán)境效應(yīng).(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：付炳炳)
