Анаэробное окисление аммония в возвратных потоках от обработки сброженного осадка (анаммокс) (стр. 1 из 3)
АНАЭРОБНОЕ ОКИСЛЕНИЕ АММОНИЯ В ВОЗВРАТНЫХ ПОТОКАХ ОТ ОБРАБОТКИ СБРОЖЕННОГО ОСАДКА (АНАММОКС)
Данилович Д.А., Николаев Ю.А., Мойжес О.В., Казакова Е.А., Грачев В.А.
МГУП "Мосводоканал", Москва, Россия
ВВЕДЕНИЕ
Наиболее распространенной в мировой практике технологией стабилизации жидких осадков коммунальных очистных сооружений остается процесс анаэробного сбраживания осадка. В ходе этого процесса белковые органические соединения разлагаются с образованием аммония, который переходит в жидкую фазу, достигая концентрации 300-350 мг/л. Отделяемая при последующем обезвоживании жидкая фаза сброженного осадка, направляемая обратно на очистные сооружения (так называемые возвратные потоки) создает дополнительную нагрузку по аммонийному азоту на сооружения биологической очистки сточных вод. Общее содержание аммонийного азота, поступающего с возвратными потоками, составляет 15-30 % от нагрузки, поступающей с городской сточной водой.
Таблица 1. Характеристика возвратных потоков от уплотнения и обезвоживания термофильно сброженного осадка.
| Параметр | Фильтрат от обезвоживания непромытого сброженного осадка | Сливная вода после промывки и уплотнения сброженного осадка | Фильтрат от сгущения промы-того сброженного осадка |
| N-NH4, мг/л | 750-850 | 300-350 | 250 |
| Взвешенные вещества, мг/л | до 50 | до 1200 | до 75 |
| ХПК, мг/л | 300-500 | 650 | 200 |
| БПК5, мг/л | 150-200 | 250 | 120 |
Удаление соединений азота является одним из важнейших современных требований очистки коммунальных сточных вод. Основным методом решения этой задачи является использование биологической нитри-денитрификации, как правило, совмещенной с процессом биологической очистки от органических загрязнений. В этом случае большую роль играет наличие в сточных водах необходимого количества доступного органического вещества, которое может быть потреблено в ходе гетеротрофного процесса денитрификации. Для российских условий образования сточных вод характерно весьма низкое значение соотношения БПК5/N, составляющее после первичного отстаивания 3-4 (близко к минимально необходимой величине).
Дополнительная нагрузка по азоту существенно увеличивает необходимые объемы сооружений биологической очистки (что весьма нежелательно в условиях реконструкции), а также затраты на электроэнергию. Другим существенным фактором является крайне низкое соотношение БПК5/N в возвратных потоках, не превышающее 1, т.е. для их очистки традиционным методом необходимо задействовать значительное количество органического вещества городских сточных вод, которые и без этого обеднены органическим веществом.
На сооружениях полной биологической очистки сточных вод, не рассчитанных на глубокое удаление соединений азота, содержащийся в возвратных потоках аммонийный азот, по сути, поступает в водные объекты.
Одним из возможных решений данной проблемы является создание локальных сооружений очистки возвратных потоков от соединений азота с использованием альтернативной биотехнологии. Открытый в последние годы [1, 2] автотрофный процесс ANAMMOX (англоязычное сокращение от ANaerobic AMMonium Oxidation, более адекватно переводимое на русский язык как аноксидное окисление аммония), основанный на способности автотрофных бактерий окислять аммонийный азот, используя нитриты в качестве акцептора электронов, является перспективным направлением решения этой проблемы. Процесс проводится в две стадии: частичной нитрификации, для получения нитрита, и собственно реакция ANAMMOX: окисление аммония нитритом, проводимая бактериями порядка Planctomycetales. В процессе ANAMMOX происходит окисление аммонийного азота нитритом, используемым в качестве акцептора электронов. Молярное соотношение аммоний:нитрит составляет 1:1,32 [1, 2]. Таким образом, ANAMMOX не является самостоятельным процессом, а протекает только в комбинации с частичной нитрификацией, которая обеспечивает достаточное количество нитрита. Процесс проводится в две стадии: частичной нитрификации, для получения нитрита, и собственно реакция ANAMMOX, окисление аммония нитритом:
1) частичная нитрификация: NH4+ + 1 1/2 О2
NO2- + 2H+ + H2O;2) ANAMMOX: NH4+ + NO2-®N2 + 2H2O.
Необходимо отметить, что, несмотря на то, что молярное отношение аммония и нитрита во второй реакции составляет 1:1, оптимальным является отношение 1:1.32, т.к. часть нитрита должна быть окислена до нитрата в процессе восстановления углекислоты бактериями ANAMMOX. Соответственно, образование нитрата (в количестве около 0.3 моля на 1 моль потреблённого аммония) является обязательным в этом процессе.
Таким образом, процесс ANAMMOX обладает двумя важными преимуществами перед процессом традиционной нитри-денитрификации:
-при проведении автотрофного процесса аноксидного окисления аммония источником углерода является СО2, присутствующий в сливных водах,
-проведение процесса ANAMMOX, через окисление аммония до нитрита, а не до нитрата позволяет существенно экономить электроэнергию.
Недостатком процесса автотрофного удаления азота является чрезвычайно медленный рост микроорганизмов ANAMMOX. Время удвоения их биомассы составляет 20-40 суток, тогда как у гетеротрофных бактерий, составляющих основу активного ила – 2-10 ч, нитрифицирующих бактерий активного ила - 2-5 суток, у метаногенных бактерий, осуществляющих процесс метанового сбраживания – 1-10 суток. Поэтому практическое освоение процесса аноксидного окисления аммония требует разработки технологий, обеспечивающих очень эффективное удержание биомассы микроорганизмов ANAMMOX. По этой же причине изучение данного процесса занимает значительное время.
Большинство работ, опубликованных по проблеме аноксидного окисления аммония, проведены с использованием синтетических сточных вод. В России процесс ANAMMOX применительно к проблемам городских очистных сооружений никогда не использовался. Описано применение этого процесса в технологии DEAMOX, разработанной для сточных вод производства дрожжей, содержащих высокие концентрации сульфатов [3].
С учётом вышесказанного целью работы являлось лабораторное исследование процессов частичной нитрификации и аноксидного окисления аммония на возвратных потоках от обработки сброженного сброженного осадка и определение оптимальных параметров их проведения. В настоящей работе было решено сразу начать работу с реальной сточной (сливной) водой от действующих сооружений, чтобы получить культуру, адаптированную к условиям будущего применения.
МЕТОДЫ
Для изучения первого процесса - частичной нитрификации, был сконструирован лабораторный реактор для окисления аммония до нитрита. Целью эксплуатации первого реактора является получение сточной воды, пригодной для последующего осуществления процесса ANAMMOX, то есть с соотношением N-NH4:N-NO2, равным 1:1,32 в соответствии со стехиометрией процесса. Реактор частичной нитрификации конструктивно представляет собой реактор периодического действия (SBR-реактор) объемом 21 л. Реактор был заполнен активным илом с действующих очистных сооружений, доза ила составляла 4 г/л, возраст ила поддерживали равным 7 сут. Гидравлическое время пребывания составляет 16 часов. В реактор подавался фильтрат ленточных сгустителей промытого сброженного осадка (характеристики – см. табл. 1). Важным свойством фильтрата являлось наличие остаточных количеств флокулянта Praestol 852 – до 1,5 мг/л.
В ходе эксперимента осуществляли контроль по основному целевому показателю - отношению концентрации азота нитрита к концентрации азота аммония в обработанной сточной воде.
Для исследования процесса аноксидного окисления аммония был сконструирован реактор ANAMMOX – SBR-реактор объёмом 61 л. Реактор был заправлен активным илом, богатым биомассой ANAMMOX, который был ранее выращен в аноксидном реакторе (периодическая культура с многократным дробным внесением субстрата, аммония и нитрита) в течение 360 суток. Гидравлическое время пребывания сточной воды в реакторе составляло 2,4 суток. Основными контролируемыми параметрами являлись концентрации аммонийного, нитритного и нитратного азота в поступающей и очищенной воде, доза ила и содержание беззольного вещества активного ила.
РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ
Объемная нагрузка по азоту в начале эксперимента составляла 7 г N/м3 в сутки. Постепенно она была увеличена по мере формирования ила до 160 г N/м3 в сутки.
В течение эксплуатации реактора частичной нитрификации величина отношения концентраций N-NH4:N-NO2 в обработанной воде колебалась от 0,65 до 2,9, что обусловлено неоднородностью состава поступающей сточной воды. В ходе оптимизации процесса удалось добиться соотношения в диапазоне 1,2-1,5 (рисунок 1). Концентрация нитратов при этом оставалась на низком уровне – 8,4 мг/л.
В ходе эксперимента микробиологический состав активного ила в реакторе существенно изменился. На фотографиях представлен активный ил реактора частичной нитрификации в начале эксперимента и через 3 месяца. Флокулы ила, сформированного в ходе эксперимента в реакторе (рисунок 2 Б), более плотные, содержание микроорганизмов в единице их объёма выше, чем во флокулах обычного ила. В иле отсутствуют нитчатые формы микроорганизмов, характерные для обычного флокулированного ила (рисунок 2 А), преобладают бациллярные и коккоидные формы. Следует констатировать, что использование фильтрата ленточных сгустителей, содержащего остаточные концентрации флокулянта, привело к образованию специфического активного ила. В реакторе частичной нитрификации сформировались гранулы активного ила, существенно более плотные, чем флокулы «классического» активного ила аэротенков-окислителей (рисунок 2 Б) и обладающие существенно лучшими седиментационными свойствами (таблица 2). Однако данные гранулы отличаются от гранулированного аэробного ила, описанного в литературе [4, 5] нерегулярностью формы и скоростью осаждения.