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改良人工渗滤处理稀土开采高氨氮废水研究
来源:购彩平台下载官网 发布时间:2021-07-28 09:22:41 浏览次数:
作者:谢 颖1,黄 智1, 2,韦 敏1,甘 媚1,包家怡3,宿程远1, 2,陈孟林1, 2 (1.广西师范大学环境与资源学院,广西 桂林 541004; 2.珍稀濒危动植物生态与环境保护教育部重点实验室(广西师范大学),广西 桂林 541004; 3.贺州稀有稀土矿业有限公司,广西 贺州 542800)

摘 要: : 以改良人工快速渗滤系统进行离子型稀土开采产生的模拟硫酸铵废水处理研究。结果表明,在水力负荷为 0.2 m3/(m2·d)时,短柱和长柱的NH4+-N去除率分别为20.35%和76.84%,TN去除率分别为11.14%和72.71%,提高滤 层高度和水力负荷可明显增强硝化和反硝化作用。系统下层微生物多样性优于上层;门水平优势菌种主要有 Proteobacteria变形菌门和Planctomycetes浮霉菌门;属水平下存在Pseudomonas假单胞菌属、Bacillus芽孢杆菌属等 好氧反硝化细菌。应用该技术的实际工程中, 2级联用渗滤池NH4+-N、TN的总去除率分别为98.23%、79.48%,出水 NH4+-N的质量浓度为2.48 mg/L左右,系统上部以好氧反硝化为主,下部以厌氧反硝化为主。

关键词: : 离子型稀土开采废水;改良人工快速渗滤系统;高氨氮废水;滤层高度;微生物群落

我国南方大多数稀土开采方式采用硫酸铵灌注 法,将山体中的离子型稀土元素置换出来。因此,在 开采离子型稀土元素过程中,山体中的大量SO42-和 氨氮被降雨带入水体,该类型废水具有硫酸铵含量 高、盐分高、酸性较大(pH低于5)等特点,常规好氧、 厌氧法工艺对此废水中氨氮难以取得良好处理效 果[1]。有学者提出硫转化强化生物除磷(S-EBPR) 工艺处理高硫酸盐废水,但除氮仍需结合好氧反应 器[2]。也有学者构建了生物膜脱盐池(BMDC)去除 高盐芥菜废水的硫酸根和氨氮,在氨氮的质量浓度 低于50 mg/L时去除率可达99.8%,但该工艺的缺点 是运行成本较高,处理量小[3]。ZHOU等人利用循 环藻类生物膜反应器(RAB)处理酸性硫酸盐废水, 该工艺需光照下3 d培养藻类,且需外加水量防止蒸 发,消耗过大[4]。高硫酸根、高氨氮含量废水处理还 有反渗透、MBR、曝气生物滤池(BAF)、电渗析和蒸 发等工艺,这些工艺造价和维护成本较高,前置预处理较复杂。当前离子型稀土开采废水的处理尚未有 可靠成熟的工艺。因此,离子型稀土开采废水的经 济、有效的治理技术研发成为该行业急迫的要求。

目前,人工快速渗滤系统(CRIS)填料主要以沙 子、碎石为主,研究者也采用了诸如沸石、生物陶瓷 之类的材料,但这些材料不易大规模应用[5]。CRI 对于城镇或农村生活污水等低氨氮含量的废水有良 好的去除效果[6]。但对高氨氮含量废水的研究较 少,未有对硫酸铵废水的处理报道,常规CRI技术还 有TN处理率低的缺点。多年来,诸多学者对CRI系 统填料,结构等多方面进行改进强化研究,一些改进 型CRI已应用在养殖废水,垃圾渗滤液等高氨氮废 水的处理中,取得良好的处理效果[7-8]。

本研究采用改良人工渗滤系统为处理工艺,构 建新的层间结构,增加无机材料以适当提高吸附性, 强化传质能力,提高处理性能。以模拟硫酸铵废水 为实验对象,考察出水COD和NH4+-N、TN含量等的影响,并通过高通量测序技术,分析人工快速渗滤 系统内微生物群落的分布及NH4+-N去除机理,并结 合实际工程案例考查该系统对废水的处理效果。

1 实验部分

1.1 实验用水

硫酸铵废水为模拟配制废水, 其COD为1 200~ 1 500 mg/L,NH4+-N、SO42-、TP 的质量浓度分别为 180~200、600~700 、 4~5 mg/L。经pH中和沉淀, 及厌氧折流板反应器(ABR)处理后的出水为本实 验中 CRI 系统的原水,其 COD 为 100~500 mg/L, NH4+-N、SO42-、TP的质量浓度分别为90~200、100~ 150、 4~5 mg/L。某公司稀土开采后尾水经pH中和 沉淀后作为实际工程进水, 其COD为100~500 mg/L, NH4+-N、SO42-、TP的质量浓度分别为90~110、100~ 150、 4~5 mg/L。

1.2 实验装置

人工快速渗滤系统自制,如图1所示。两柱柱 体均由直径160 mm的聚氯乙烯(PVC)圆管制作,管 内填料由多级细砂、砾石和无机材料构成,侧面设置 1#和2#取样口,下方设有出水口。其中短柱填料层 总高度为100 cm,长柱填料层总高度为140 cm。

 


图1 实验装置
Fig.1 Experimental Setup



1.3 实验方法

制配废水经ABR处理后,每天9点左右从CRI 系统顶端定时进水,每次进水2 L(即水力负荷为 0.1 m3/(m2·d));每次进水2 L,每天2次,相隔时间8 ~10 h(即水力负荷为0.2 m3/(m2·d)),在下端出水口 收集水样。运行稳定时在长柱1#和2#取样口取填料 进行高通量测序(分别命名为C1T和C1L)以分析系 统内微生物群落的分布情况。 将该技术运用于某稀土开采公司的废水处理工程中,渗滤池总面积为410 m2,其中一级渗滤池进水 面积为200 m2,二级渗滤池进水面积为210 m2,渗滤 池填料高度均为140 cm, 2级渗滤池表层为细砂且 均未栽种植物。废水从一级渗滤池上部定时进入, 一级渗滤池出水进入二级渗滤池,每天进水2次,每 次处理水量为40 m3。

1.4 分析方法

COD测定采用重铬酸钾滴定法,NH4+-N含量测 定采用纳氏试剂分光光度法,NO3--N含量测定采用 紫外分光光度法,NO2--N含量测定采用盐酸萘乙二 胺显色法,TN含量测定采用紫外分光光度法,DO含 量使用HACH溶解氧仪测定。取长柱1#和2#取样口 填料,通过高通量测序技术分析系统内微生物群落的 分布,测序公司为上海某生物公司,扩增区域为V3V4,扩增序列为341F(CCTACGGGNGGCWGCAG) 和805R(GACTACHVGGGTATCTAATCC),测序平 台为Miseq 2*300bp。

2 结果与讨论

2.1 人工快速渗滤系统去除结果

2.1.1 短 柱 短 柱 短柱对废水的处理情况见图2~图4。

 
由图2和图3可知,水力负荷为0.1 m3/(m2·d), 在运行前13 d,以COD 1 000~1 200 mg/L,NH4+-N 的质量浓度为100 mg/L左右进水,对系统进行初期 培养。出水COD与NH4+-N含量逐渐升高,去除率 逐渐下降,原因在于微生物正处于培养阶段,其对污 染物的去除效果有所下降[9]。

由图2可知,运行第13天后,COD和NH4+-N去 除率下降后恢复良好,说明在运行一段时间后,微生 物得到适应和驯化,处理效果逐步良好。在第16- 36 天,将进水 COD 保持在 100~300 mg/L 左右, NH4+-N 含量与水力负荷不变,COD 去除率在第 16-26天期间波动较大,随后在第27-36天期间稳 定在76.70%左右。提高水力负荷至0.2 m3/(m2·d), COD去除率稳定一段时间后开始下降,说明此时该 负荷超过系统所能承受最大限度。

由图 3 可知,在水力负荷为 0.1 m3/(m2·d)时, NH4+-N 平均去除率为 14.71%,提高水力负荷后, NH4+-N的去除率在逐渐升高,逐渐稳定在20.35%左 右。原因可能在于加大水量后,水流速度比低水力 负荷下的流速较快,水中带入了足够的氧气,系统内 的好氧微生物与氧气的接触时间增加,使得系统中 的硝化作用有所提升[10]。结合图4,低水力负荷下 TN的平均去除率为5.62%,提高水力负荷后TN平均 去除率提高至11.14%,对氮的降解转化有所提升。

2.1.2 长 柱

长柱对废水的处理情况见图5~图7。
由图 5 可知,在水力负荷为 0.1 m3/(m2·d)时, COD去除率在运行第5天后呈上升趋势,平均去除 率为59.99%;提高水力负荷至0.2 m3/(m2·d)后,COD 去除率稳定在56.90%,与短柱相比,说明增长滤层 长度可适当提高系统负荷限度。由图6可知,在低 水力负荷下,NH4+-N去除率缓慢下降后趋于稳定, 此时平均去除率为59.32%;提高水力负荷,并将进水NH4+-N浓度提高至200 mg/L左右后,NH4+-N去 除率受到冲击后逐渐稳定在76.84%,并结合图7中 TN去除率变化,可看出,在0.1 m3/(m2·d)时,TN去 除率平均去除率为49.32%,提高水力负荷后,TN去 除率先升高后缓慢下降再恢复至72.71%左右。与 短柱相比,长柱对NH4+-N和TN的去除效果有明显 提高。在人工快速渗滤系统中较高的NO3--N即反 硝化作用较弱是TN去除率不高的主要原因[11]。在 增长滤层长度后,NH4+-N和TN去除率的明显提高, 说明系统内硝化和反硝化作用有所增强。

2.2 填料微生态

2.2.1 多样性指数

在模拟实验进水水力负荷为0.2 m3/(m2·d)条件运行稳定后,取长柱1#和2#取样口的填料进行高通 量测序,结果如表1所示。测序后分别得到186 965 和229 116条有效序列,通过对单样品的多样性分析 可以反映微生物群落的丰度和多样性,用chao1指 数和ACE指数在生态学中常用来估计物种总数,可 以用来表示菌群的丰度;Shannon指数是用来估算 样品中微生物多样性指数之一,它与Simpson多样 性指数常用于反映alpha多样性指数,Shannon越大, 说明群落多样性越高[12];而Simpson指数越大,说明 群落多样性越低。

 
表1 不同取样口微生物多样性指数
Tab.1 Microbial diversity indices for different sampling ports

由表 1 可知, C1T 的丰度和多样性都要优于 C1L,说明CRI系统下层的微生物的丰度和多样性 要优于上层,这可能是上层遭受到的冲击较大,使得 上层的微生物多样性要低,在经过上层的过滤降解 后,下层水流流速稳定均匀,使得下层的微生物多样 性要高。

2.2.2 门水平下微生物群落

由门水平下的微生物群落分布测试结果可知, 在系统上下层C1T和C1L的Proteobacteria变形菌 门都占较大比例,分别为57.7%和46.18%。其他几 个比较大的门类包括Planctomycetes浮霉菌门(分别 为9.51%和7.67%)、Acidobacteria酸杆菌门(7.21% 和11.8%)、Actinobacteria放线菌门(分别为6.78%和 10.01%)、Bacteroidetes 拟杆菌门(分别为 4.72% 和 6.01%)和 Nitrospirae 硝化螺旋菌门(分别为 0 和 3.52%)等。Proteobacteria变形菌门作为该系统的一 种优势菌群,包含了许多能够代谢有机物的种群,同 时 能 够 起 到 脱 氮 除 磷 的 作 用[13] 。 其 中 Planctomycetes浮霉菌门是氨氧化作用的一种关键 菌群,而柱体上下部分都保持相对较好的丰度,说明 在 系 统 中 氨 氧 化 反 应 也 起 到 重 要 作 用[14]。 Nitrospirae硝化螺旋菌门是一种亚硝酸盐氧化菌, 可将亚硝酸盐氧化成硝酸盐[15]。

2.2.3 纲水平下微生物群落

由纲水平下的微生物群落分布测试结果可知, C1T 和 C1L 优势菌纲依次为 Gammaproteobacteria γ-变形菌纲(分别为34.96%和15.68%),Alphaproteobacteria α-变形菌纲(分别为10.68%和19.1%), Betaproteobacteria β-变形菌纲(分别为 11.28% 和9.64%),其他优势菌纲为 Actinobacteria 放线菌纲 (6.77%和9.7%),Planctomycetia浮霉菌纲(分别为 9.5%和7.2%),Sphingobacteriia纲(分别为4.57%和 5.74%),Armatimonadetes unclassified 纲(分 别 为 6.39%和3.95%)和Acidobacteria Gp16(分别为0.03% 和8.18%)等。γ-变形菌纲和β-变形菌纲主要进行硝 化作用,而α-变形菌纲主要进行反硝化作用[13]。系 统中γ-变形菌纲和β-变形菌纲丰度变化由上至下是 减少的, α-变形菌纲丰度变化则相反。

2.2.4 属水平下微生物群落

由属水平下的微生物群落分布测试结果可知, 其中较大比例的属有 Mizugakiibacter 水恒杆菌属 (C1T和C1L分别为19.84%和7.76%),其他菌属如 Armatimonadetes gp5 属(分别为 6.39% 和 3.95%)、 Gp16属(分别为0.03%和8.18%)及Nitrobacter硝化 杆菌属(分别为2.49%和2.24%)等。Mizugakiibacter 水恒杆菌属作为水解发酵类的菌属能够促进生物膜 水解,使污泥原位减量[16]。且在系统中发现Nitrospira 硝化螺菌属、Nitrosospira亚硝化螺菌属、Nitrosomonas 亚硝化单胞菌属和Nitrolancea属。其中亚硝化螺菌 属(分别为1.2%和1.02%)和亚硝化单胞菌属(分别 为0.01%和0.82%)是亚硝化菌,能够将NH4+-N氧化 成NO2--N[17-18];硝化杆菌属(分别为2.49%和2.24%)、 硝化螺菌属(分别为0%和3.52%)和Nitrolancea属 (分别为0.16%和0.34%)是硝化菌,能够将NO2--N 氧化成NO3--N[19-20]。并且发现Pseudomonas假单胞 菌属(分别为1.04%和1.33%)、Bacillus芽孢杆菌属 (分别为0.4%和0.19%)、Thauera属(分别为2.73% 和0.24%)和Comamonas属(分别为0.67%和0.02%) 等反硝化菌的存在[21]。

其中,Pseudomonas假单胞菌属和Bacillus芽孢 杆菌属均为好氧反硝化细菌[22-23]。RBTERSON等 在含硫反硝化系统中首次分离出好氧反硝化细菌, 报道了好氧反硝化细菌能够在氧气与NO3--N存在 下进行反硝化作用[24]。研究表明,Pseudomonas假 单胞菌属在DO的质量浓度在0.1~17.7 mg/L内均 能产生较高的反硝化作用[25]。本实验中渗滤柱出 水DO的质量浓度在3.0~4.0 mg/L,表明整个系统 处于好氧状态,TN的去除无法通过传统的厌氧反硝化机制进行,应以好氧反硝化作用为主。污水全部 通过短柱的时间约为81 min,在此停留时间内,下层 反硝化菌作用时间不足,因此短柱TN去除率不高。 长柱的渗滤停留时间约为124 min,污水在渗滤柱下 层停留时间相应延长约50%,TN反硝化作用得到明 显增强。

2.3 实际工程

NH4+-N的去除 的去除 将该技术运用至广西某公司稀土开采处理工程 中。该工程于2019年5月开始运行,该工程将2个 相同结构的人工渗滤池串联使用,结果见图8。其 一级出水NH4+-N平均去除率为51.66%,二级出水 NH4+-N平均去除率为98.23%,最终出水NH4+-N的 质量浓度平均为2.48 mg/L左右。

图8 工程NH4+-N处理效果
Fig.8 NH4+-N treatment effect by the process


由图8可知,整个运行期间NH4+-N的最终去除 率均稳定98.23%左右,证明其NH4+-N去除效果良 好。从一级去除率可看出,大部分NH4+-N在一级渗 滤池中被去除,去除率最高可达86.56%。且二级出 水NH4+-N的质量浓度一直保持在5.00 mg/L以下, 并保持较高的去除率。

在运行稳定期间分2个时间点(分别记为T1和 T2)测定该工程各级出水各形态氮的含量度,结果 见表2。

 
表2 某公司工程各级出水各形态氮的含量
Tab.2 Content of nitrogen in various forms of effluent at all levels of a company's engineeringg

T1一级出水与二级出水DO的质量浓度分别为 1.60 mg/L和1.67 mg/L, T2所测DO的质量浓度分别
为1.60 mg/L和1.40 mg/L,说明整个工程处于兼氧 状态,工程渗滤系统从上至下,存在好氧、兼氧环境, 有可能好氧反硝化作用与厌氧反硝化作用并存。由 表2可知, T1测定中2级出水TN的质量浓度相差 46.24 mg/L, T2 中 2 级出水 TN 的质量浓度相差 15.96 mg/L,TN的去除率达到79.48%,增加二级渗 滤池相当于延长了滤层长度,随滤层长度增加,DO 含量也随之降低,与长柱结果对比,反硝化作用在渗 滤池中有一个分层情况,即在系统上部以好氧反硝 化为主,下部以厌氧反硝化为主。

3 结 论

人工快速渗滤系统中水力负荷及滤层高度对 COD去除率影响不大,在水力负荷为0.1 m3/(m2·d) 时,短柱和长柱的NH4+-N去除率分别为14.71%和 59.32%,TN去除率分别为5.62%和49.32%,说明提 高滤层高度可明显增强硝化作用;提高水力负荷至 0.2 m3/(m2·d)后,短柱和长柱的NH4+-N去除率分别 为 20.35% 和 76.84%,TN 去除率分别为 11.14% 和 72.71%,说明系统的硝化及反硝化作用同步增强。

实验装置在水力负荷 0.2 m3/(m2·d)运行稳定 后,系统上下层微生物多样性指数有所差异,系统下 层微生物多样性优于上层;门水平优势菌种主要有 Proteobacteria变形菌门和Planctomycetes浮霉菌门, 其对有机物和氮的转化产生重要作用,属水平下发 现Pseudomonas假单胞菌属、Bacillus芽孢杆菌属等 好氧反硝化细菌,该系统的反硝化作用主要为好氧 反硝化。 应用该技术的实际工程, 2级联用渗滤池NH4+-N、 TN 总去除率分别为 98.23%、79.48%,出水 NH4+-N 的质量浓度为2.48 mg/L左右,滤层增长,反硝化作 用分层在系统上部以好氧反硝化为主,下部以厌氧 反硝化为主。