城市生活垃圾在垃圾焚燒廠的堆酵過程中會(huì)產(chǎn)生大量的垃圾焚燒滲瀝液,針對(duì)其COD、氨氮濃度高的水質(zhì)特點(diǎn),主要采用“厭氧+ 好氧”生化組合工藝進(jìn)行處理 。其中,厭氧生化階段主要用于有機(jī)物的去除,此階段有機(jī)氮被降解,厭氧出水中氨氮濃度會(huì)進(jìn)一步升高,需在好氧生化階段進(jìn)行脫氮處理,而在脫氮過程中會(huì)有溫室氣體N2 O 產(chǎn)生。因此,在污水處理工藝中需要調(diào)控工藝參數(shù)來控制N2 O 的排放。
N2 O 在生物脫氮工藝中的好氧硝化和缺氧反硝化過程均有產(chǎn)生。在好氧硝化過程,氨氧化過程中不穩(wěn)定中間產(chǎn)物NOH 的降解及其降解產(chǎn)生的NO 的還原過程會(huì)產(chǎn)生N2 O,氨氧化菌(AOB)對(duì)亞硝酸鹽(NO2- -N)的還原過程也會(huì)產(chǎn)生N2 O;在缺氧反硝化過程,溶解氧過高,碳氮比過低等導(dǎo)致氧化亞氮還原酶(Nos)活性降低的運(yùn)行條件會(huì)使反硝化產(chǎn)物停留在N2 O。KISHIDA 等研究了SBR 反應(yīng)器在處理養(yǎng)豬廢水過程中C / N 對(duì)N2 O 排放的影響,發(fā)現(xiàn)BOD5 / TN 為2. 6 時(shí)反應(yīng)器中N2 O 的釋放量是BOD5 / TN 為4. 5時(shí)的270 倍 ;PAN 等研究了SBR 反應(yīng)器在處理人工配水過程中pH 對(duì)N2 O 產(chǎn)生和排放的影響,發(fā)現(xiàn)當(dāng)pH 為6. 0 時(shí)SBR 反應(yīng)器中N2 O 的積累量最高,當(dāng)pH 為7 ~ 9 時(shí)SBR 反應(yīng)器中幾乎沒有N2 O 的積累;郭慧雯等研究了A/ O 反應(yīng)器在生活污水處理過程中DO 濃度、SRT 和硝化液回流比(R)等3 個(gè)工藝參數(shù)對(duì)N2 O 產(chǎn)生的影響,發(fā)現(xiàn)好氧處理單元DO 濃度為1. 2 mg·L - 1 、SRT 為20 d 和R 為300% 時(shí)A/ O 反應(yīng)器中N2 O 的釋放量最少 ;張婷婷等研究了A/ O SBR 反應(yīng)器在處理人工配水過程中溫度對(duì)N2 O 排放的影響,發(fā)現(xiàn)在一定溫度范圍內(nèi)(10 ~ 35 ℃ ),N2 O 的釋放量隨溫度升高而降低。由此表明,廢水脫氮系統(tǒng)中進(jìn)水COD/ N、pH、溫度和回流比等參數(shù)是影響N2 O 釋放的重要參數(shù)。本文采用A/ O MBBR 工藝來對(duì)垃圾焚燒滲瀝液經(jīng)厭氧生化處理后的出水進(jìn)行脫氮處理,研究進(jìn)水COD/ N、pH、溫度、回流比值對(duì)脫氮過程中N2 O 釋放量的影響,確定控制N2 O 排放的最優(yōu)運(yùn)行參數(shù),為減少垃圾焚燒滲瀝液脫氮過程中N2 O 的排放提供參考。
1 材料和方法
1. 1 實(shí)驗(yàn)裝置和運(yùn)行
實(shí)驗(yàn)采用A/ O MBBR 工藝處理經(jīng)EGSB 反應(yīng)器處理后的垃圾焚燒滲瀝液,實(shí)驗(yàn)裝置如圖1 所示。
實(shí)驗(yàn)裝置由缺氧反硝化池(A-MBBR)和好氧硝化池(O-MBBR) 組成, 池體由有機(jī)玻璃制成, 內(nèi)徑為0. 1 m,高為0. 3 m,有效容積為2 L。A-MBBR 和OMBBR均設(shè)有溫控儀、曝氣裝置、液體采樣口和氣體采樣口,采用曝氣泵控制進(jìn)氣流速,氣體流量計(jì)測(cè)定產(chǎn)氣流速,并用鋁箔塑料氣袋(大連德霖氣體包裝有限公司)收集產(chǎn)氣。池體中所選用的填料為混有無機(jī)活性粒子的聚乙烯塑料,外形為空心圓柱體,內(nèi)部帶有支架,表觀填充比為50% 。
以北京市高碑店污水處理廠二沉池污泥作為種泥,在A-MBBR 和O-MBBR 中分別接種污泥濃度MLSS 為1 500 mg·L - 1 的污泥,進(jìn)水為乙酸鈉+ 稀釋的經(jīng)EGSB 處理后的垃圾焚燒滲瀝液厭氧出水(COD/ N = 5. 5),控制DO 3 ~ 5 mg·L - 1 ,pH 8. 0 ~ 8. 5,回流比300% ,溫度30 ~ 32 ℃ ,水力停留時(shí)間2 d,梯度提升進(jìn)水氨氮負(fù)荷(NH4+ -N 濃度從100 mg·L - 1 提升至300 mg·L - 1 ),采用連續(xù)流的運(yùn)行方式啟動(dòng)反應(yīng)器。
A/ O MBBR 啟動(dòng)成功后,分別調(diào)節(jié)進(jìn)水COD/ N(5. 5、4. 2、3. 5、2. 8)、pH(6. 5、7. 5、8. 5、9. 5)、溫度(25、32 和38 ℃ )和回流比(200% 、300% 和400% ),采用連續(xù)流的運(yùn)行方式研究脫氮過程中N2 O 釋放量的變化情況。
反硝化系統(tǒng)中游離亞硝酸(FNA)的濃度會(huì)影響Nos 的活性。游離亞硝酸濃度計(jì)算公式為:
式中: ρ(FNA) 是FNA 濃度,mg·L - 1 ;T 為溫度,℃ 。
硝化系統(tǒng)中游離氨(FA)的濃度會(huì)影響亞硝酸鹽氧化菌(NOB)和AOB 的活性。游離氨濃度的計(jì)算公式為:
式中: ρ(FA) 是FA 濃度,mg·L - 1 ;T 為溫度,℃ 。
1. 2 實(shí)驗(yàn)用水
實(shí)驗(yàn)用水為垃圾焚燒滲瀝液經(jīng)EGSB 處理后的厭氧出水,水質(zhì)特征見表1。
表1 垃圾焚燒滲濾液水質(zhì)特征
1. 3 水質(zhì)指標(biāo)的測(cè)試方法
COD 的測(cè)定采用高溫消解快速測(cè)定法;NH4+ -N 的測(cè)定采用納氏試劑比色法;NO3- -N 的測(cè)定采用紫外分光光度法;NO2- -N 的測(cè)定采用可見分光光度法;TN 的測(cè)定采用高溫消解紫外分光光度法;DO 的測(cè)定采用Multi3420 便攜溶氧測(cè)定儀(德國WTW 公司);pH 的測(cè)定采用Multi3420 便攜pH 計(jì)(德國WTW 公司)。
1. 4 N2 O 氣體分析
A/ O MBBR 在運(yùn)行期間連續(xù)曝氣,通過曝氣泵控制進(jìn)氣流速,通過氣體流量計(jì)測(cè)定出氣口產(chǎn)氣流速,并用鋁箔塑料氣袋集氣,按日取樣并測(cè)定。采用Agilent 7890A 氣相色譜儀測(cè)定采集的氣樣,所用色譜柱為HP-5 毛細(xì)柱(30 m × 320 μm 內(nèi)徑× 0. 25 μm 膜厚),所用色譜條件為:進(jìn)樣口100 ℃ ;爐溫60 ℃ ;EDC檢測(cè)器300 ℃ 。
2 結(jié)果與討論
2. 1 A / O MBBR 反應(yīng)系統(tǒng)的啟動(dòng)
采用經(jīng)EGSB 處理后的垃圾焚燒滲瀝液厭氧出水為A/ O MBBR 反應(yīng)器的進(jìn)水(COD/ N = 5. 5),通過連續(xù)流進(jìn)水逐漸排出系統(tǒng)中的污泥,并梯度提升反應(yīng)器進(jìn)水氨氮負(fù)荷(NH4+ -N 濃度從100 mg·L - 1 提升至300 mg·L - 1 ),大約運(yùn)行10 d 后,系統(tǒng)內(nèi)的泥已全部排出,運(yùn)行40 d 后,系統(tǒng)對(duì)NH4+ -N 的轉(zhuǎn)化率穩(wěn)定在99% 、對(duì)TN 的去除率穩(wěn)定在75% 左右,反應(yīng)器啟動(dòng)成功,以此進(jìn)水氨氮濃度進(jìn)行后續(xù)實(shí)驗(yàn)。
2. 2 COD / N 對(duì)脫氮系統(tǒng)N2 O 釋放量的影響
控制進(jìn)水COD/ N,研究A/ O MBBR 系統(tǒng)對(duì)N2 O 釋放的影響,結(jié)果如圖2 所示。
由圖2 可知,COD/ N 的降低會(huì)導(dǎo)致A-MBBR 中N2 O 釋放量的升高,而O-MBBR 中N2 O 的釋放量在一定范圍內(nèi)波動(dòng),沒有明顯變化趨勢(shì)。其原因被認(rèn)為是COD 在反硝化過程中作為電子供體,當(dāng)COD 不足時(shí),各類反硝化作用酶(硝酸鹽還原酶,亞硝酸鹽還原酶,NO 還原酶,氧化亞氮還原酶)會(huì)競(jìng)爭(zhēng)有限的電子,而Nos 的電子競(jìng)爭(zhēng)力最弱 ,當(dāng)COD/ N 過低,Nos 對(duì)COD 提供的電子的利用率降低,N2 O 無法被徹底還原,釋放量升高。
同時(shí),COD/ N 的降低會(huì)導(dǎo)致TN 去除率和NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率的降低,但COD 的去除率始終維持在90%左右。這是因?yàn)镃OD 不足,導(dǎo)致反硝化速率下降,TN 去除率下降 ,無法為硝化過程提供充足的堿度,NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率下降。
從保證N2 O 低排放和高脫氮效率的角度出發(fā),A/ O MBBR 脫氮系統(tǒng)應(yīng)控制COD/ N 不低于4. 2。
王淑瑩等利用SBR 反應(yīng)器研究COD/ N 對(duì)全程和短程反硝化脫氮過程中N2 O 產(chǎn)量的影響時(shí)發(fā)現(xiàn),全程和短程反硝化COD/ N 分別為6. 01 和4. 13 時(shí),NO3- -N 和NO2- -N 完全被還原,反硝化過程中幾乎沒有N2 O 產(chǎn)生。鞏有奎等利用SBR 反應(yīng)器研究進(jìn)水COD/ N 對(duì)短程反硝化過程中N2 O 釋放的影響時(shí)發(fā)現(xiàn),低COD/ N 條件下,NO2- -N 還原酶會(huì)和N2 O 還原酶競(jìng)爭(zhēng)內(nèi)碳源電子供體,導(dǎo)致N2 O 的積累。由于選用工藝和處理水質(zhì)的不同,實(shí)驗(yàn)所得的最佳COD/ N 值有所差異。
2. 3 pH 對(duì)脫氮系統(tǒng)N2 O 釋放量的影響
控制進(jìn)水pH,研究A/ O MBBR 系統(tǒng)對(duì)N2 O 釋放的影響,結(jié)果如圖3 所示。
由圖3 可知,pH 改變會(huì)導(dǎo)致N2 O 釋放量的改變。當(dāng)pH = 8. 5 時(shí),A-MBBR 和O-MBBR 中N2 O 的釋放量都較低。當(dāng)pH 升高到9. 5 時(shí),A-MBBR 和OMBBR中N2 O 的釋放量均升高。系統(tǒng)中FNA 的濃度為0. 000 7 ~ 0. 001 mg·L - 1 時(shí)會(huì)對(duì)Nos 產(chǎn)生抑制,使Nos 的活性降低[18] 。FA 對(duì)NOB 的抑制濃度為0. 1 ~ 1. 0 mg·L - 1 ,對(duì)AOB 的抑制濃度為10 ~ 150mg·L - 1 ,NOB 比AOB 屬更易受FA 的抑制。當(dāng)pH = 9. 5 時(shí),A-MBBR 內(nèi)FNA 的濃度約為0. 000 9mg·L - 1 ,Nos 活性降低,還原N2 O 的速率降低,AMBBR中N2 O 的釋放量升高;O-MBBR 內(nèi)FA 的濃度約為3. 8 mg·L - 1 ,對(duì)NOB 產(chǎn)生了抑制,AOB 生成NO2- -N 的速率幾乎不變,NOB 氧化NO2- -N 的速率降低,NO2- -N 濃度升高,促使AOB 合成亞硝酸鹽還原酶,將NO2- -N 還原為N2 O,O-MBBR 中N2 O 的釋放量升高。當(dāng)pH 從8. 5 降低到7. 5 時(shí),O-MBBR 中N2 O 的釋放量升高,A-MBBR 中N2 O 的釋放量變化不大。當(dāng)pH = 7. 5 時(shí),O-MBBR 內(nèi)FA 的濃度約為13. 8 mg·L - 1 ,FA 對(duì)NOB 產(chǎn)生抑制,對(duì)AOB 產(chǎn)生抑制但作用很小,AOB 生成NO2- -N 的速率幾乎不變,NOB 氧化NO2- -N 的速率降低,NO2- -N 濃度升高,促使AOB合成亞硝酸鹽還原酶,將NO2- -N 還原為N2 O,N2 O 的釋放量升高。當(dāng)pH 進(jìn)一步降低為6. 5 時(shí),A-MBBR和O-MBBR 中N2 O 的釋放量降低。這是因?yàn)閜H 過低,硝化作用酶和反硝化作用酶的活性降低,硝化速率和反硝化速率降低 ,系統(tǒng)整體運(yùn)行效率降低,N2 O 的釋放量降低。
朱萍萍等利用SBR 反應(yīng)器研究pH 值對(duì)N2 O 產(chǎn)生的影響時(shí)發(fā)現(xiàn),當(dāng)pH 值等于7 時(shí),反硝化過程中N2 O 的產(chǎn)生量明顯比pH 值為8 和9 時(shí)要大。當(dāng)pH 為8 時(shí)硝化過程中N2 O 的產(chǎn)生量最小。黎秋華等利用SBR 反應(yīng)器研究pH 值對(duì)硝化過程N(yùn)2 O 產(chǎn)生的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)了當(dāng)系統(tǒng)的pH 值達(dá)到9 時(shí),N2 O 的排放量達(dá)到最大 。本實(shí)驗(yàn)在pH 為8 時(shí),硝化過程和反硝化過程中N2 O 的釋放量最小,分析原因可能為選用的工藝和處理的水質(zhì)不同,實(shí)驗(yàn)所得的最佳pH 值有所差異。
同時(shí),pH 降低會(huì)導(dǎo)致NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率和TN 去除率降低。這是因?yàn)橄趸^程需要充足的堿度,pH 低會(huì)消耗系統(tǒng)中的堿度,不利于硝化反應(yīng)的進(jìn)行 ,NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率下降,無法為反硝化過程提供充足的底物,TN 去除率下降。
從保證N2 O 低排放和高脫氮效率的角度出發(fā),A/ O MBBR 脫氮系統(tǒng)應(yīng)控制pH 在8. 5 左右。
2. 4 溫度對(duì)脫氮系統(tǒng)中N2 O 釋放的影響
控制溫度,研究A/ O MBBR 系統(tǒng)對(duì)N2 O 釋放的影響,結(jié)果如圖4 所示。
由圖4 可知,溫度對(duì)A-MBBR 和O-MBBR 中N2 O 釋放量的影響較小。溫度升高,NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率和TN 去除率略有升高。這是因?yàn)樵?0 ~ 40 ℃ 范圍內(nèi),溫度越高,硝化作用酶和反硝化作用酶的活性越高,硝化速率和反硝化速率越高 ,NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率和TN 去除率越高。
從保證N2 O 低排放和高脫氮效率的角度出發(fā),A/ O MBBR 脫氮系統(tǒng)應(yīng)控制溫度在32 ℃ 左右。
2. 5 回流比對(duì)脫氮系統(tǒng)中N2 O 釋放的影響
控制回流比,研究A/ O MBBR 系統(tǒng)對(duì)N2 O 釋放的影響,結(jié)果如圖5 所示。
由圖5 可知,當(dāng)回流比升高到400% 時(shí),O-MBBR中N2 O 的釋放量升高,A-MBBR 中N2 O 的釋放量沒有明顯變化。當(dāng)回流比從300% 為400% 時(shí),OMBBR出水中NO2- -N 濃度由0. 7 mg· L - 1 升高到30. 8 mg·L - 1 ,NO2- -N 濃度升高導(dǎo)致AOB 合成亞硝酸還原酶的速率升高,反硝化速率升高,N2 O 的釋放量升高。Tallec 等發(fā)現(xiàn)AOB 的活性受NO2- -N 濃度的影響,當(dāng)水中的NO2- -N 濃度由10 mg·L - 1 增至20 mg·L - 1 時(shí),硝化過程中N2 O 排放量能增加4 ~8 倍。
同時(shí),回流比升高,NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率一直維持在99% 左右,TN 去除率先升高后降低。當(dāng)回流比升高到400% 時(shí),回流到A-MBBR 中的硝態(tài)氮負(fù)荷升高,導(dǎo)致進(jìn)水的COD/ N 較低,COD 不足導(dǎo)致反硝化不徹底;而且,回流液攜帶的DO 破壞了反硝化的缺氧環(huán)境 ,反硝化速率下降,TN 去除率下降。
從保證N2 O 低排放和高脫氮效率的角度出發(fā),A/ O MBBR 脫氮系統(tǒng)應(yīng)控制回流比為300% 。具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
1)COD/ N 是影響反硝化過程中N2 O 釋放量的重要參數(shù)之一。COD/ N 降低導(dǎo)致A -MBBR 中N2 O 的釋放量升高,TN 的去除率和NH4+ -N 的轉(zhuǎn)化率降低�？刂艭OD/ N 不低于4. 2,A/ O MBBR 系統(tǒng)N2 O 釋放量較低,脫氮效率較高。
2)pH 從8. 5 升高到9. 5 或降低到7. 5 都會(huì)導(dǎo)致N2 O 釋放量的升高,TN 去除率和NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率的降低,垃圾焚燒瀝濾液厭氧出水pH 值范圍為8. 0 ~ 8. 3,不需要調(diào)節(jié)。
3)回流比主要對(duì)硝化過程中N2 O 的釋放量產(chǎn)生影響。回流比升高到400% ,會(huì)導(dǎo)致O-MBBR 中N2 O的釋放量升高,A/ O MBBR 系統(tǒng)中TN 去除率和NH4+ -N 轉(zhuǎn)化率降低�；亓鞅萊 = 300% 時(shí),A/ O MBBR 運(yùn)行狀態(tài)良好。
