韩晓宇,黄 京,刘新春,张树军,彭永臻(1.哈尔滨工业大学,黑龙江 哈尔滨 150090；.北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心,北京污水资源化工程技术研究中心,北京 1000；.中国科学院大学资源与环境学院,北京 100049)

厌氧氨氧化技术处理热水解消化液的实验研究

韩晓宇1,2,黄 京2,刘新春3,张树军2,彭永臻1*(1.哈尔滨工业大学,黑龙江 哈尔滨 150090；2.北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心,北京污水资源化工程技术研究中心,北京 100022；3.中国科学院大学资源与环境学院,北京 100049)

通过厌氧氨氧化技术处理热水解污泥消化液,在不投加任何化学药剂的条件下实现氨氮与总氮的同步去除,通过原水稀释启动或原水直接启动方式均可实现IFAS厌氧氨氧化工艺的启动,系统总氮去除负荷为0.25～0.3kgN/(m3·d),总氮去除率在70%～80%,经臭氧氧化工艺预处理后,IFAS厌氧氨氧化工艺的总氮去除率与去除负荷均有一定幅度的提高.通过分子生物学检测发现,系统内AOB主要存在于絮体污泥内,而对溶解氧耐受能力较低的AnAOB则主要分布在生物膜上.

污水处理；污泥消化液；热水解；短程硝化；厌氧氨氧化

城市污水处理过程中会产生大量的初沉污泥与剩余污泥,城市污水中的污染物质约有 30%在处理过程中转移至污泥内[1],该部分污泥若得不到有效处置将对环境产生严重的二次污染.厌氧消化工艺是世界上污泥处理的主流工艺,通过厌氧消化工艺不但可以使污泥得到有效处置,同时能回收污泥中蕴藏的大量能源,特别是近些年应用的热水解-厌氧消化联合工艺,通过热水解工艺的高温高压条件可使微生物细胞充分破壁,更充分的回收污泥中的能源,并使污泥得到更充分的无害化与减量化处置[2].污泥在厌氧消化过程中有机物分解为沼气收集利用,

而污泥中的氮素物质则释放至污泥消化液内,产生富含高氨氮浓度的污泥消化液,热水解工艺的加入将使污泥消化液水质变得更加复杂,热水解污泥消化液中含有大量的难降解有机物,同时热水解工艺进一步增加了污泥消化液中的氨氮浓度,根据文献报道,热水解污泥消化液的氨氮浓度高达 2000～3000mg/L,若不经处理直接回流至污水处理厂主处理区将增加20%～40%的进水氨氮负荷,导致污水处理厂氨氮与总氮达标困难[3-5].

热水解污泥消化液是一种典型的碱度与有机碳源双重缺乏的高氨氮废水,采用传统的硝化反硝化脱氮技术不仅处理费用高昂,且很难保证稳定的出水效果,开发全新的污水脱氮技术是解决热水解污泥消化液问题的有效途径.厌氧氨氧化反应是20世纪80年代发现的全新的污水生物脱氮途径,厌氧氨氧化菌可利用亚硝酸盐作为电子受体将污水中的氨氮氧化为氮气,整个脱氮过程只需将 50%的氨氮氧化为亚硝态氮,因此可节省62.5%的曝气量,减少50%的碱度消耗,脱氮过程不需要有机碳源,剩余污泥产量降低90%左右,脱氮过程温室气体排放量减少 90%以上[6-7],因此,厌氧氨氧化技术非常适合处理碱度与有机物缺乏的热水解污泥消化液,然而由于厌氧氨氧化菌增殖缓慢、生长条件要求严苛,导致厌氧氨氧化技术在国际上的应用案例较少,特别是处理热水解污泥消化液的研究与工程案例未见报道.本研究以实际热水解污泥消化液为处理对象,研究了厌氧氨氧化技术处理热水解污泥消化液的启动方法,臭氧预处理工艺联合厌氧氨氧化工艺的处理效果,并对反应系统内的功能菌进行了微生物群落分析.

1 材料与方法

1.1 反应器形式及运行条件

本试验采用的反应器主体以有机玻璃加工而成,由4个相连的圆柱和一个沉淀池构成.4个圆柱上下交替相通,水流呈S形前进,以模拟推流式反应器,同时避免短流和反混现象的发生.该反应器圆柱直径为150mm,高度为2000mm,总有效容积为127L,在反应器内装有固定形式的海绵填料,沉淀池有效容积为 36L,反应器利用空气泵和盘式微孔曝气器提供并均匀布气.反应器进水储存于进水水箱中,进水水箱通过蠕动泵和泵管与反应器上部进水口相连.实验装置进水流量与污泥回流流量采用蠕动泵调节,在每个圆柱内放置加热棒,将反应器温度控制在 30℃左右,实验装置见图1.

图1 IFAS形式反应器示意Fig.1 Schematic diagrams of the plug-flow IFAS reactor

1.2 实验用水与接种污泥

本实验用水取自山东淄博某热水解-厌氧消化污泥处置工程,该工程采用热水解-高级厌氧消化-沼气提纯技术,在无害化和减量化污泥的同时,从污泥中提取清洁气体燃料,供给车辆使用.污泥经过热水解和厌氧消化后产生的消化液具有高氨氮、高有机物浓度的典型特征,具体水质见表1.

实验过程中的稀释水取自北京某污水厂初沉池出水,通过与热水解消化液进行不同比例的混合,作为稀释启动一体化反应器的实验进水.

表1 试验用水水质参数Table 1 The parameter of the water used in the study

本实验采用 IFAS形式的推流式反应器,絮体污泥接种取自北京市某污水处理厂活性污泥,接种生物膜取自稳定运行的厌氧氨氧化SBR中试反应器.

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1.3 分析方法

进出水水质与反应器运行参数的检测方法见表2.

表2 进出水水质及反应器运行参数的测定方法Table 2 Water quality and operational parameter measurement methods

2 结果与分析

2.1 两种不同启动方法的实验研究

热水解污泥消化液中含有复杂的难降解有机物与高浓度氨氮,极易对厌氧氨氧化菌产生抑制作用,因此本实验开展了热水解污泥消化液稀释启动与原液直接启动研究,对比了两种启动方式的启动效果与操作条件.

2.1.1 热水解污泥消化液稀释启动厌氧氨氧化工艺 本实验利用初沉池出水按不同比例将热水解污泥消化液稀释,稀释比例及稀释后的水质见表3,启动过程反应器温度控制在30℃左右,系统内的溶解氧浓度一直维持在 0.5mg/L的低浓度状态,以形成微溶解氧状态.

整个反应装置的启动过程共分为 3个阶段,在第I阶段,初沉水与热水解消化液按1:1混合稀释,此条件下进水COD值在1800mg/L左右,反应器出水水质较稳定,氨氮维持在 40mg/L以下,亚硝酸盐10mg/L以下,硝酸盐在60mg/L左右.总氮去除率达到 75%,去除负荷在 0.25kgN/(m3·d).该阶段反应器运行状态良好,此时△NO3-/△NH4+比值接近理论值 0.11,说明反应器内除了短程硝化和厌氧氨氧化反应外,几乎不存在其他的反应[8],见图2.

表3 反应器各阶段进水水质参数Table 3 Water quality of system1in each stage

在第Ⅲ阶段反应器的进水为热水解消化液原液,进水氨氮浓度达到 900mg/L左右,COD值升高至3200mg/L.反应器运行状况发生明显变化,液面产生大量气泡,总氮去除负荷降低,导致出水中氨氮浓度升高,同时发现出水中伴随有少量亚硝酸盐的积累.有研究显示进水中较高的底物浓度如游离氨和游离亚硝酸可能对 AOB和AnAOB的活性产生不利影响[11].本实验中反应器内最高游离氨浓度为 7.4mg/L,游离亚硝酸浓度最高不超过0.5µg/L,低于AOB和AnAOB的抑制阈值,故不是造成反应器内微生物活性受抑制的主要因素[12-13].有研究发现,消化液中存在某些有机物,会对总氮的去除产生影响,且这类有机物对AOB的抑制作用要大于AnAOB[14].而本实验研究发现,热水解消化液中的复杂有机物同时对AOB和AnAOB的活性产生抑制,出现中间产物亚硝酸盐积累说明该有机物对 AnAOB的抑制作用略大于 AOB,这可能是因为本系统内的AOB比例较高的原因.反应器第Ⅲ阶段运行40d,出水中氨氮浓度高达 100～200mg/L,反应器调控较第Ⅱ阶段困难,系统总氮去除率下降到69%,总氮去除负荷为 0.27kgN/(m3·d),并呈下降趋势.表明热水解污泥消化液稀释进水虽然在稀释阶段可以实现反应器的稳定运行,但进水改为消化液原液后系统处理能力下降,出水水质变差.

2.1.2 热水解污泥消化液原液启动厌氧氨氧化工艺 对于独立设置的污泥处置中心,不具备进水稀释启动的条件,因此本研究开展了热水解污泥消化液原液启动厌氧氨氧化工艺的研究,启动过程分为短程硝化启动与厌氧氨氧化启动两个阶段.短程硝化启动阶段,反应器接种城市污水厂普通活性污泥,反应器运行条件为:室温(20℃)、溶解氧1.0mg/L、HRT=36h、FA=19mg/L,由于高游离氨浓度的抑制作用[15],反应器出水迅速出现亚硝酸盐积累,亚硝酸盐积累率从 20%提高至近100%,且较稳定,如图3所示.

图2 稀释启动各阶段(a) 进水氨氮、HRT和总氮去除负荷的变化(b)进水氨氮及出水三氮浓度变化(c)氨氮去除率、总氮去除率以及△NO3-/△NH4+比值变化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

图3 系统2短程硝化阶段三氮出水浓度及亚硝积累率变化Fig.3 system 2: Variations of effluent nitrogen compounds and nitrite accumulation rate in partial nitrification stage

图4 系统2进出水氮素浓度及总氮、氨氮去除率变化Fig.4 system 2 variations of influent, effluent nitrogen and TN, ammonium removal efficiency

图5 系统2各阶段(a)进水氨氮、HRT和总氮去除率的变化,(b)进水氨氮及出水三氮浓度变化,(c)氨氮去除率、总氮去除率以及进出水△NO3-/△NH4+变化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

短程硝化反应启动后向反应器内接种厌氧氨氧化菌生物膜填料,反应器运行 10d后并未出现明显的厌氧氨氧化现象,系统总氮去除率仅17%左右,有研究发现当氨氮大于3000mg/L或亚硝酸盐持续高于30mg/L时,厌氧氨氧化菌活性会受到抑制,而本反应器内的氨氮浓度为 770mg/L,亚硝酸盐浓度为45mg/L,见图4,因此认为亚硝酸盐底物抑制是导致厌氧氨氧化菌活性抑制的主要原因[16-17].在反应器运行 14d重新接种厌氧氨氧化菌生物膜填料,将反应器HRT提高至72h,控制DO浓度低于0.3mg/L,反应器运行至第24d,总氮去除率未出现明显提升,反应器内亚硝酸浓度仍然在30mg/L左右.利用自来水将反应器内废水稀释一倍,并将反应器HRT提高至192h,完全消除游离亚硝酸的影响,反应器出水水质明显好转,出水中的氨氮浓度降低到 100mg/L左右,总氮去除率达到 70%以上,此现象也表明底物的抑制作用是可恢复的[18].反应器运行到第 50d时,总氮去除负荷为0.2kgN/(m3·d),总氮去除率达到80%,出水氨氮浓度低于 100mg/L,见图 5,同时△NO3-/△NH4+的比值为0.05左右,表明系统伴有明显的反硝化耦合现象.但由于消化液中大量难降解有机物的存在,导致高进水负荷下反应器发泡明显,污泥流失严重,导致负荷无法进一步提高.

2.2 臭氧预处理对厌氧氨氧化系统的影响

为降低热水解消化液中有机物浓度,并提高其可生化性,本研究利用臭氧氧化工艺对热水解消化液进行预处理,臭氧预处理条件及臭氧预处理后的水质见表4.

表4 臭氧预处理3个阶段水质参数Table 4 Water quality of the centrate in three stages pre-treated by ozone

臭氧预处理实验共分为3个阶段,第I阶段臭氧预处理时间为 4h,出水总氮与氨氮仅降低3%左右,出水COD值降低明显,约去除26%;第III阶段臭氧预处理时间为8h,出水总氮与氨氮进一步降低至8%左右,出水COD值降低36%左右.

图6 系统3各阶段(a)进水氨氮、HRT和总氮去除率的变化,(b)进水氨氮及出水三氮浓度变化,(c)氨氮去除率、总氮去除率以△NO3-/△NH4+比值变化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

图6呈现了经臭氧预处理后一体化厌氧氨 氧化工艺的处理效果,从图 6(a)可以看出,经臭氧预处理 4h后,反应器的总氮负荷稳定维持在0.31kgN/(m3·d),出水氨氮 52mg/L,出水总氮194mg/L,出水COD为1450mg/L.在第II阶段,厌氧氨氧化反应器进水变化为消化液原水,反应器总氮去除负荷迅速降低至 0.25kgN/(m3·d),运行30d后没有明显的回升现象.第III阶段恢复为臭氧预处理系统出水,并延长臭氧反应时间至 8h,一体化反应器脱氮能力明显提升,总氮去除负荷达到0.4kgN/(m3·d),出水氨氮70mg/L,出水总氮151mg/L,出水COD为1459mg/L.以上实验结果表明,热水解消化液中复杂的有机物成分对厌氧氨氧化菌活性具有明显的抑制作用,且这种抑制作用短时间内不可恢复.此外,从图6(c)中可以看出,第 III阶段反应器系统△NH4+在 0.02左右,远低于厌氧氨氧化反应理论值 0.1,说明臭氧预处理明显提高了热水解消化液中有机物的可生化性,提高了反应器内反硝化脱氮比例,有效的强化了热水解消化液中总氮的去除.

2.3 一体化厌氧氨氧化系统的微生物群落分析

在不同阶段对一体化厌氧氨氧化反应器内的微生物群落进行了分子生物学分析,CANON系统中主要的脱氮微生物为AOB、AnAOB以及少量NOB,本研究利用高通量手段对一体化厌氧氨氧化反应器内不同阶段不同形态污泥中的微生物群落结构进行了分子生物学分析,结果显示反应器内几乎不存在NOB,AOB和AnAOB两种脱氮微生物的定量分析结果见表5.

表5 不同阶段AOB和AnAOB定量分析结果(copies/ng DNA)Table 5 The quantitative analysis results of AOB and AnNOB in different stages (copies/ng DNA)

结果表明,各反应器运行后絮体污泥中AOB丰度均比接种时显著增加,且运行后期絮体污泥中 AOB数量高于填料生物膜两个数量级;与AOB分布规律相反,AnAOB更主要分布在生物膜填料上,比絮体中AnAOB数量高1个数量级,且絮体中AnAOB与接种时相比降低幅度较大.相比较两种脱氮菌在不同形态污泥中的显著分布差异,二者在反应器沿程的数量分布差异不是很明显.IFAS形式 CANON反应器内AOB与AnAOB的空间分布是自然选择的结果,因为在液相中 AOB更容易获得氨氮和 DO等所需物质[19],生物膜上的 AnAOB更能防止DO对其产生的抑制作用,在AnAOB数量的维持与增长方面,具有更高的优势,有助于提高系统的脱氮效果.

3 结论

3.1 热水解污泥消化液稀释进水与原液进水均可以实现 IFAS厌氧氨氧化工艺的启动,稀释进水方式在微生物驯化方面没有明显优势,但在系统稳定性方面优于原液直接进水方式.

3.2 热水解污泥消化液中的某些复杂有机物对脱氮微生物具有抑制作用,且对 AnAOB的活性抑制作用要大于 AOB,但该抑制作用是暂时的,且可恢复.

3.3 臭氧预处理工艺可以分解热水解污泥消化液中的复杂有机物,提高热水解污泥消化液可生化性,通过臭氧预处理后,IFAS厌氧氨氧化工艺的总氮去除率和去除负荷均有不同程度的提高,且反应器运行更加稳定.

3.4 在IFAS反应器内AOB与AnAOB呈现不同的空间分布特点,AOB主要分布在絮体污泥中,而AnAOB则更多分布于生物膜内.

3.5 IFAS厌氧氨氧化工艺经长期运行后,系统悬浮污泥内AOB丰度与生物膜上AnAOB丰度均出现明显增长,进一步证实了厌氧氨氧化工艺处理热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

韩晓宇(1984-),男,黑龙江大庆人,高级工程师,博士研究生,主要从事污水生物处理理论与应用研究.

2016-06-28

哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室开放基金资助项目(QAK201502);北京市教委资助项目

* 责任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn