韓曉宇,黃 京,劉新春,張樹軍,彭永臻(1.哈爾濱工業(yè)大學,黑龍江 哈爾濱 150090；.北京城市排水集團有限責任公司科技研發(fā)中心,北京污水資源化工程技術研究中心,北京 1000；.中國科學院大學資源與環(huán)境學院,北京 100049)

厭氧氨氧化技術處理熱水解消化液的實驗研究

韓曉宇1,2,黃 京2,劉新春3,張樹軍2,彭永臻1*(1.哈爾濱工業(yè)大學,黑龍江 哈爾濱 150090；2.北京城市排水集團有限責任公司科技研發(fā)中心,北京污水資源化工程技術研究中心,北京 100022；3.中國科學院大學資源與環(huán)境學院,北京 100049)

通過厭氧氨氧化技術處理熱水解污泥消化液,在不投加任何化學藥劑的條件下實現氨氮與總氮的同步去除,通過原水稀釋啟動或原水直接啟動方式均可實現IFAS厭氧氨氧化工藝的啟動,系統(tǒng)總氮去除負荷為0.25～0.3kgN/(m3·d),總氮去除率在70%～80%,經臭氧氧化工藝預處理后,IFAS厭氧氨氧化工藝的總氮去除率與去除負荷均有一定幅度的提高.通過分子生物學檢測發(fā)現,系統(tǒng)內AOB主要存在于絮體污泥內,而對溶解氧耐受能力較低的AnAOB則主要分布在生物膜上.

污水處理；污泥消化液；熱水解；短程硝化；厭氧氨氧化

城市污水處理過程中會產生大量的初沉污泥與剩余污泥,城市污水中的污染物質約有 30%在處理過程中轉移至污泥內[1],該部分污泥若得不到有效處置將對環(huán)境產生嚴重的二次污染.厭氧消化工藝是世界上污泥處理的主流工藝,通過厭氧消化工藝不但可以使污泥得到有效處置,同時能回收污泥中蘊藏的大量能源,特別是近些年應用的熱水解-厭氧消化聯(lián)合工藝,通過熱水解工藝的高溫高壓條件可使微生物細胞充分破壁,更充分的回收污泥中的能源,并使污泥得到更充分的無害化與減量化處置[2].污泥在厭氧消化過程中有機物分解為沼氣收集利用,

而污泥中的氮素物質則釋放至污泥消化液內,產生富含高氨氮濃度的污泥消化液,熱水解工藝的加入將使污泥消化液水質變得更加復雜,熱水解污泥消化液中含有大量的難降解有機物,同時熱水解工藝進一步增加了污泥消化液中的氨氮濃度,根據文獻報道,熱水解污泥消化液的氨氮濃度高達 2000～3000mg/L,若不經處理直接回流至污水處理廠主處理區(qū)將增加20%～40%的進水氨氮負荷,導致污水處理廠氨氮與總氮達標困難[3-5].

熱水解污泥消化液是一種典型的堿度與有機碳源雙重缺乏的高氨氮廢水,采用傳統(tǒng)的硝化反硝化脫氮技術不僅處理費用高昂,且很難保證穩(wěn)定的出水效果,開發(fā)全新的污水脫氮技術是解決熱水解污泥消化液問題的有效途徑.厭氧氨氧化反應是20世紀80年代發(fā)現的全新的污水生物脫氮途徑,厭氧氨氧化菌可利用亞硝酸鹽作為電子受體將污水中的氨氮氧化為氮氣,整個脫氮過程只需將 50%的氨氮氧化為亞硝態(tài)氮,因此可節(jié)省62.5%的曝氣量,減少50%的堿度消耗,脫氮過程不需要有機碳源,剩余污泥產量降低90%左右,脫氮過程溫室氣體排放量減少 90%以上[6-7],因此,厭氧氨氧化技術非常適合處理堿度與有機物缺乏的熱水解污泥消化液,然而由于厭氧氨氧化菌增殖緩慢、生長條件要求嚴苛,導致厭氧氨氧化技術在國際上的應用案例較少,特別是處理熱水解污泥消化液的研究與工程案例未見報道.本研究以實際熱水解污泥消化液為處理對象,研究了厭氧氨氧化技術處理熱水解污泥消化液的啟動方法,臭氧預處理工藝聯(lián)合厭氧氨氧化工藝的處理效果,并對反應系統(tǒng)內的功能菌進行了微生物群落分析.

1 材料與方法

1.1 反應器形式及運行條件

本試驗采用的反應器主體以有機玻璃加工而成,由4個相連的圓柱和一個沉淀池構成.4個圓柱上下交替相通,水流呈S形前進,以模擬推流式反應器,同時避免短流和反混現象的發(fā)生.該反應器圓柱直徑為150mm,高度為2000mm,總有效容積為127L,在反應器內裝有固定形式的海綿填料,沉淀池有效容積為 36L,反應器利用空氣泵和盤式微孔曝氣器提供并均勻布氣.反應器進水儲存于進水水箱中,進水水箱通過蠕動泵和泵管與反應器上部進水口相連.實驗裝置進水流量與污泥回流流量采用蠕動泵調節(jié),在每個圓柱內放置加熱棒,將反應器溫度控制在 30℃左右,實驗裝置見圖1.

圖1 IFAS形式反應器示意Fig.1 Schematic diagrams of the plug-flow IFAS reactor

1.2 實驗用水與接種污泥

本實驗用水取自山東淄博某熱水解-厭氧消化污泥處置工程,該工程采用熱水解-高級厭氧消化-沼氣提純技術,在無害化和減量化污泥的同時,從污泥中提取清潔氣體燃料,供給車輛使用.污泥經過熱水解和厭氧消化后產生的消化液具有高氨氮、高有機物濃度的典型特征,具體水質見表1.

實驗過程中的稀釋水取自北京某污水廠初沉池出水,通過與熱水解消化液進行不同比例的混合,作為稀釋啟動一體化反應器的實驗進水.

表1 試驗用水水質參數Table 1 The parameter of the water used in the study

本實驗采用 IFAS形式的推流式反應器,絮體污泥接種取自北京市某污水處理廠活性污泥,接種生物膜取自穩(wěn)定運行的厭氧氨氧化SBR中試反應器.

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1.3 分析方法

進出水水質與反應器運行參數的檢測方法見表2.

表2 進出水水質及反應器運行參數的測定方法Table 2 Water quality and operational parameter measurement methods

2 結果與分析

2.1 兩種不同啟動方法的實驗研究

熱水解污泥消化液中含有復雜的難降解有機物與高濃度氨氮,極易對厭氧氨氧化菌產生抑制作用,因此本實驗開展了熱水解污泥消化液稀釋啟動與原液直接啟動研究,對比了兩種啟動方式的啟動效果與操作條件.

2.1.1 熱水解污泥消化液稀釋啟動厭氧氨氧化工藝 本實驗利用初沉池出水按不同比例將熱水解污泥消化液稀釋,稀釋比例及稀釋后的水質見表3,啟動過程反應器溫度控制在30℃左右,系統(tǒng)內的溶解氧濃度一直維持在 0.5mg/L的低濃度狀態(tài),以形成微溶解氧狀態(tài).

整個反應裝置的啟動過程共分為 3個階段,在第I階段,初沉水與熱水解消化液按1:1混合稀釋,此條件下進水COD值在1800mg/L左右,反應器出水水質較穩(wěn)定,氨氮維持在 40mg/L以下,亞硝酸鹽10mg/L以下,硝酸鹽在60mg/L左右.總氮去除率達到 75%,去除負荷在 0.25kgN/(m3·d).該階段反應器運行狀態(tài)良好,此時△NO3-/△NH4+比值接近理論值 0.11,說明反應器內除了短程硝化和厭氧氨氧化反應外,幾乎不存在其他的反應[8],見圖2.

表3 反應器各階段進水水質參數Table 3 Water quality of system1in each stage

在第Ⅲ階段反應器的進水為熱水解消化液原液,進水氨氮濃度達到 900mg/L左右,COD值升高至3200mg/L.反應器運行狀況發(fā)生明顯變化,液面產生大量氣泡,總氮去除負荷降低,導致出水中氨氮濃度升高,同時發(fā)現出水中伴隨有少量亞硝酸鹽的積累.有研究顯示進水中較高的底物濃度如游離氨和游離亞硝酸可能對 AOB和AnAOB的活性產生不利影響[11].本實驗中反應器內最高游離氨濃度為 7.4mg/L,游離亞硝酸濃度最高不超過0.5μg/L,低于AOB和AnAOB的抑制閾值,故不是造成反應器內微生物活性受抑制的主要因素[12-13].有研究發(fā)現,消化液中存在某些有機物,會對總氮的去除產生影響,且這類有機物對AOB的抑制作用要大于AnAOB[14].而本實驗研究發(fā)現,熱水解消化液中的復雜有機物同時對AOB和AnAOB的活性產生抑制,出現中間產物亞硝酸鹽積累說明該有機物對 AnAOB的抑制作用略大于 AOB,這可能是因為本系統(tǒng)內的AOB比例較高的原因.反應器第Ⅲ階段運行40d,出水中氨氮濃度高達 100～200mg/L,反應器調控較第Ⅱ階段困難,系統(tǒng)總氮去除率下降到69%,總氮去除負荷為 0.27kgN/(m3·d),并呈下降趨勢.表明熱水解污泥消化液稀釋進水雖然在稀釋階段可以實現反應器的穩(wěn)定運行,但進水改為消化液原液后系統(tǒng)處理能力下降,出水水質變差.

2.1.2 熱水解污泥消化液原液啟動厭氧氨氧化工藝 對于獨立設置的污泥處置中心,不具備進水稀釋啟動的條件,因此本研究開展了熱水解污泥消化液原液啟動厭氧氨氧化工藝的研究,啟動過程分為短程硝化啟動與厭氧氨氧化啟動兩個階段.短程硝化啟動階段,反應器接種城市污水廠普通活性污泥,反應器運行條件為:室溫(20℃)、溶解氧1.0mg/L、HRT=36h、FA=19mg/L,由于高游離氨濃度的抑制作用[15],反應器出水迅速出現亞硝酸鹽積累,亞硝酸鹽積累率從 20%提高至近100%,且較穩(wěn)定,如圖3所示.

圖2 稀釋啟動各階段(a) 進水氨氮、HRT和總氮去除負荷的變化(b)進水氨氮及出水三氮濃度變化(c)氨氮去除率、總氮去除率以及△NO3-/△NH4+比值變化Fig.2 Varitations of (a) influent ammonium, HRT and TN removal efficiency; (b) influent ammonium and effluent nitrogen concentration; (c) ammonium, TN removal efficiency and△NO3-/△NH4+ratio in each stage

圖3 系統(tǒng)2短程硝化階段三氮出水濃度及亞硝積累率變化Fig.3 system 2: Variations of effluent nitrogen compounds and nitrite accumulation rate in partial nitrification stage

圖4 系統(tǒng)2進出水氮素濃度及總氮、氨氮去除率變化Fig.4 system 2 variations of influent, effluent nitrogen and TN, ammonium removal efficiency

圖5 系統(tǒng)2各階段(a)進水氨氮、HRT和總氮去除率的變化,(b)進水氨氮及出水三氮濃度變化,(c)氨氮去除率、總氮去除率以及進出水△NO3-/△NH4+變化Fig.5 Variations of (a) influent ammonium, HRT and TN removal efficiency; (b) influent ammonium and effluent nitrogen concentration; (c) ammonium, TN removal efficiency and△NO3-/△NH4+ratio in each stage of system 2

短程硝化反應啟動后向反應器內接種厭氧氨氧化菌生物膜填料,反應器運行 10d后并未出現明顯的厭氧氨氧化現象,系統(tǒng)總氮去除率僅17%左右,有研究發(fā)現當氨氮大于3000mg/L或亞硝酸鹽持續(xù)高于30mg/L時,厭氧氨氧化菌活性會受到抑制,而本反應器內的氨氮濃度為 770mg/L,亞硝酸鹽濃度為45mg/L,見圖4,因此認為亞硝酸鹽底物抑制是導致厭氧氨氧化菌活性抑制的主要原因[16-17].在反應器運行 14d重新接種厭氧氨氧化菌生物膜填料,將反應器HRT提高至72h,控制DO濃度低于0.3mg/L,反應器運行至第24d,總氮去除率未出現明顯提升,反應器內亞硝酸濃度仍然在30mg/L左右.利用自來水將反應器內廢水稀釋一倍,并將反應器HRT提高至192h,完全消除游離亞硝酸的影響,反應器出水水質明顯好轉,出水中的氨氮濃度降低到 100mg/L左右,總氮去除率達到 70%以上,此現象也表明底物的抑制作用是可恢復的[18].反應器運行到第 50d時,總氮去除負荷為0.2kgN/(m3·d),總氮去除率達到80%,出水氨氮濃度低于 100mg/L,見圖 5,同時△NO3-/△NH4+的比值為0.05左右,表明系統(tǒng)伴有明顯的反硝化耦合現象.但由于消化液中大量難降解有機物的存在,導致高進水負荷下反應器發(fā)泡明顯,污泥流失嚴重,導致負荷無法進一步提高.

2.2 臭氧預處理對厭氧氨氧化系統(tǒng)的影響

為降低熱水解消化液中有機物濃度,并提高其可生化性,本研究利用臭氧氧化工藝對熱水解消化液進行預處理,臭氧預處理條件及臭氧預處理后的水質見表4.

表4 臭氧預處理3個階段水質參數Table 4 Water quality of the centrate in three stages pre-treated by ozone

臭氧預處理實驗共分為3個階段,第I階段臭氧預處理時間為 4h,出水總氮與氨氮僅降低3%左右,出水COD值降低明顯,約去除26%;第III階段臭氧預處理時間為8h,出水總氮與氨氮進一步降低至8%左右,出水COD值降低36%左右.

圖6 系統(tǒng)3各階段(a)進水氨氮、HRT和總氮去除率的變化,(b)進水氨氮及出水三氮濃度變化,(c)氨氮去除率、總氮去除率以△NO3-/△NH4+比值變化Fig.6 Variations of (a) influent ammonium, HRT and TN removal efficiency; (b) influent ammonium and effluent nitrogen concentration; (c) ammonium, TN removal efficiency and△NO3-/△NH4+ratio in each stage of system 3

圖6呈現了經臭氧預處理后一體化厭氧氨 氧化工藝的處理效果,從圖 6(a)可以看出,經臭氧預處理 4h后,反應器的總氮負荷穩(wěn)定維持在0.31kgN/(m3·d),出水氨氮 52mg/L,出水總氮194mg/L,出水COD為1450mg/L.在第II階段,厭氧氨氧化反應器進水變化為消化液原水,反應器總氮去除負荷迅速降低至 0.25kgN/(m3·d),運行30d后沒有明顯的回升現象.第III階段恢復為臭氧預處理系統(tǒng)出水,并延長臭氧反應時間至 8h,一體化反應器脫氮能力明顯提升,總氮去除負荷達到0.4kgN/(m3·d),出水氨氮70mg/L,出水總氮151mg/L,出水COD為1459mg/L.以上實驗結果表明,熱水解消化液中復雜的有機物成分對厭氧氨氧化菌活性具有明顯的抑制作用,且這種抑制作用短時間內不可恢復.此外,從圖6(c)中可以看出,第 III階段反應器系統(tǒng)△NH4+在 0.02左右,遠低于厭氧氨氧化反應理論值 0.1,說明臭氧預處理明顯提高了熱水解消化液中有機物的可生化性,提高了反應器內反硝化脫氮比例,有效的強化了熱水解消化液中總氮的去除.

2.3 一體化厭氧氨氧化系統(tǒng)的微生物群落分析

在不同階段對一體化厭氧氨氧化反應器內的微生物群落進行了分子生物學分析,CANON系統(tǒng)中主要的脫氮微生物為AOB、AnAOB以及少量NOB,本研究利用高通量手段對一體化厭氧氨氧化反應器內不同階段不同形態(tài)污泥中的微生物群落結構進行了分子生物學分析,結果顯示反應器內幾乎不存在NOB,AOB和AnAOB兩種脫氮微生物的定量分析結果見表5.

表5 不同階段AOB和AnAOB定量分析結果(copies/ng DNA)Table 5 The quantitative analysis results of AOB and AnNOB in different stages (copies/ng DNA)

結果表明,各反應器運行后絮體污泥中AOB豐度均比接種時顯著增加,且運行后期絮體污泥中 AOB數量高于填料生物膜兩個數量級;與AOB分布規(guī)律相反,AnAOB更主要分布在生物膜填料上,比絮體中AnAOB數量高1個數量級,且絮體中AnAOB與接種時相比降低幅度較大.相比較兩種脫氮菌在不同形態(tài)污泥中的顯著分布差異,二者在反應器沿程的數量分布差異不是很明顯.IFAS形式 CANON反應器內AOB與AnAOB的空間分布是自然選擇的結果,因為在液相中 AOB更容易獲得氨氮和 DO等所需物質[19],生物膜上的 AnAOB更能防止DO對其產生的抑制作用,在AnAOB數量的維持與增長方面,具有更高的優(yōu)勢,有助于提高系統(tǒng)的脫氮效果.

3 結論

3.1 熱水解污泥消化液稀釋進水與原液進水均可以實現 IFAS厭氧氨氧化工藝的啟動,稀釋進水方式在微生物馴化方面沒有明顯優(yōu)勢,但在系統(tǒng)穩(wěn)定性方面優(yōu)于原液直接進水方式.

3.2 熱水解污泥消化液中的某些復雜有機物對脫氮微生物具有抑制作用,且對 AnAOB的活性抑制作用要大于 AOB,但該抑制作用是暫時的,且可恢復.

3.3 臭氧預處理工藝可以分解熱水解污泥消化液中的復雜有機物,提高熱水解污泥消化液可生化性,通過臭氧預處理后,IFAS厭氧氨氧化工藝的總氮去除率和去除負荷均有不同程度的提高,且反應器運行更加穩(wěn)定.

3.4 在IFAS反應器內AOB與AnAOB呈現不同的空間分布特點,AOB主要分布在絮體污泥中,而AnAOB則更多分布于生物膜內.

3.5 IFAS厭氧氨氧化工藝經長期運行后,系統(tǒng)懸浮污泥內AOB豐度與生物膜上AnAOB豐度均出現明顯增長,進一步證實了厭氧氨氧化工藝處理熱水解消化液的可行性.

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Study on treatment of thermal hydrolysis anaerobic digester effluent by anaerobic ammonia oxidation technique.

HAN Xiao-yu1,2, HUANG Jing2, LIU Xin-chun3, ZHANG Shu-jun2, PENG Yong-zhen1*(1.Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China；2.Research and Development Center of Beijing Drainage Group Corporation, Beijing Wastewater Recycling Engineering Technology Research Center, Beijing 100022, China；3.College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China). China Environmental Science, 2017,37(7)：2542～2549

TH-ADE was treated by anaerobic ammonia oxidation (ANAMMOX) technique with no chemical agent added to remove ammonia nitrogen and total nitrogen simultaneously. Two methods including raw TH-ADE and dilution technique could achieve the purpose of start-up of the Integrated Fixed-Film Activated Sludge Systems (IFAS) reactor, total nitrogen removal rate and efficiency were 0.25～0.3kgN/(m3·d) and 70%～80% respectively. With ozone oxidation pretreatment, total nitrogen removal rate and efficiency had a certain range of increase in the IFAS reactor. Microorganism had a spatial distribution detected by molecular biological technology, ammonia oxidizing bacteria (AOB) mainly existed in the floc sludge, and anaerobic oxidizing bacteria (AnAOB) which had low tolerance to dissolved oxygen mainly distributed in the biofilm packing.

wastewater treatment；anaerobic digester effluent；thermal hydrolysis；partial nitrification；anaerobic ammonia oxidation

X703

A

1000-6923(2017)07-2542-08

韓曉宇(1984-),男,黑龍江大慶人,高級工程師,博士研究生,主要從事污水生物處理理論與應用研究.

2016-06-28

哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室開放基金資助項目(QAK201502);北京市教委資助項目

* 責任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn