罐底油泥热解产物高附加值利用途径

杨慧芬; 李真; 付鹏; 宋振国; 杨航; 马文凯

doi:10.12030/j.cjee.202003141

罐底油泥热解产物高附加值利用途径

1.
北京科技大学土木与资源工程学院，北京 100083
2.
矿物加工科学与技术国家重点实验室，北京 102628

作者简介: 杨慧芬(1964—)，女，博士，教授。研究方向：固体废物资源化。E-mail：yanghf@ustb.edu.cn

通讯作者: 杨慧芬, E-mail: yanghf@ustb.edu.cn ;

基金项目:
矿物加工科学与技术国家重点实验室开放基金资助项目(BGRIMM-KJSKL-2019-15)
中图分类号: X705

High value-added utilization approach of pyrolysis products generated by tank bottom oily sludge

1.
School of Civil and Resource Engineering, University of Science and Technology Beijing, Beijing 100083, China
2.
State Key Laboratory of Mineral Processing Science and Technology, Beijing 102628, China

Corresponding author: YANG Huifen, yanghf@ustb.edu.cn ;

摘要: 为探讨罐底油泥热解产物的高附加值利用途径，利用GC-MS、XRF、XRD、SEM-EDS等方法对罐底油泥热解产物进行了详细的性能分析。在此基础上，选择3种典型阴离子Cr(VI)、 ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ 和F⁻和3种典型阳离子Cd²⁺、Pb²⁺和Cu²⁺进行了吸附去除实验。结果表明：罐底油泥热解得到的油品，其烷烃化合物含量高达50.91%，碳数主要分布在(n-C12)~(n-C30)，与矿物浮选药剂制备原料的性能类似；热解得到的残渣具有疏松多孔的结构，其结构骨架由元素C、S、Fe、Ca、Al、Si、O等共同构成，且以FeS、Fe_1−xS、Fe₇S₈、CaS、CaAl₂Si₂O₈晶体矿物及非晶态物相形式镶嵌在其中，在水中可起到还原剂、硫化物沉淀剂和钙盐沉淀剂的作用；热解渣对水中阴、阳离子均有很高的去除率，在热解渣用量分别为3、10、12、1、0.8和0.8 g·L⁻¹时，Cr(Ⅵ)、 ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ 、F⁻、Cd²⁺、Pb²⁺和Cu²⁺去除率分别达到99.6%、98.9%、96.8%、99.3%、98.9%和99.4%。XRD分析结果表明，上述污染离子的去除是通过在热解渣表面生成FeCr₂O₄、Ca₃(PO₄)₂、CaF₂、CdS、Cd(OH)₂、CdAl₂Si₂O₈、PbS、Pb(OH)₂、PbAl₂Si₂O₈、CuS、Cu(OH)₂、CuAl₂Si₂O₈沉淀而实现的。本实验结果可为罐底油泥热解产物尤其热解渣的高附加值利用途径提供参考。
- 罐底油泥 /
- 油品 /
- 热解渣 /
- 污染阴离子 /
- 污染阳离子 /
- 吸附材料
Abstract: In order to discuss the high value-added utilization approach of the pyrolysis products, generated by tank bottom oily sludge, the properties of pyrolysis products were carefully analyzed by GC-MS, XRF, XRD and SEM-EDS techniques. On this basis, the adsorption removal experiments of three typical anions Cr(Ⅵ), ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ and F⁻ and three typical cations Cd²⁺, Pb²⁺ and Cu²⁺ were carried out. The results showed the alkane content of the oils received by pyrolysis of tank bottom oily sludge was as high as 50.91%, and the carbon number was mainly distributed between n-C12 and n-C30, which was similar to the carbon number of the raw material for the preparation of mineral flotation agent. The structural framework of the pyrolysis residue with a loose porous structure was composed of elements C, S, Fe, Ca, Al, Si, O, etc., and the crystal minerals such as FeS, Fe_1−xS, Fe₇S₈, CaS, CaAl₂Si₂O₈ and the amorphous phase forms were embedded in it. And the pyrolysis residue in water could act as reducing agent, sulfide precipitator and calcium salt precipitator. It was found that pyrolysis residue was of the high removal efficiency on those anions and cations in water. When the dosage of pyrolysis residue was 3, 10, 12, 1, 0.8 and 0.8 g·L⁻¹, the removal efficiencies of Cr(Ⅵ), ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ , F⁻, Cd²⁺, Pb²⁺ and Cu²⁺ reached 99.6%, 98.9%, 96.8%, 99.3%, 98.9% and 99.4%, respectively. XRD analysis revealed that the removal of those pollution ions was achieved by precipitation of FeCr₂O₄, Ca₃(PO₄)₂, CaF₂, CdS, Cd(OH)₂, CdAl₂Si₂O₈, PbS, Pb(OH)₂, PbAl₂Si₂O₈, CuS, Cu(OH)₂, CuAl₂Si₂O₈ on the surface of pyrolysis residue. The experimental results provided a reference for the high value-added utilization of pyrolysis products, especially pyrolysis residue.
- tank bottom oily sludge /
- oils /
- pyrolysis residue /
- pollution anions /
- pollution cations /
- adsorption material
伴随着我国城镇化进程的加快，市政污水的处理需求在快速上升。由于我国现代化建设起步较晚，污水排放管网建设多采用合流制^[1]，致使管道除了承接生活污水之外，还容纳了工业废水及雨水等^[2]。当前我国市政污水总体呈现出有机污染物含量低、水质水量变化大、污染物成分复杂等特点^[3]，导致在污水处理中，生物脱氮的实际效果不佳，出水水质不达标。污水中的大量氮源若不能达到排放标准就进入自然水体，势必加剧河道和湖泊水体的富营养化^[4]。因此，解决低碳氮比市政污水含碳量不足的问题，是提高市政污水处理高效脱氮的重要方向。

常规的生物脱氮主要由氨化作用、硝化作用和反硝化作用3个部分完成。根据氮的存在形态，功能微生物菌群在特定微环境下相互协作，共同完成脱氮过程^[5]。当前生物脱氮多采用悬浮生长系统为主的缺氧/好氧、厌氧/缺氧/好氧、序批式活性污泥法、氧化沟等传统工艺。但这些传统生物脱氮工艺存在多种缺点，例如：因活性污泥在水中的形态多为絮体状，导致反应装置的水力停留时间和污泥停留时间难以控制；污泥内的自养菌生长周期长，易随出水流出；活性污泥抗环境胁迫能力较差等^[6-8]。

为克服上述缺点，以填料为载体的悬浮生长系统正在被广泛采用。其中代表性工艺包括生物接触氧化、生物转盘、及生物滤池等^[6,9]。不过，常规填料上附着的活性生物膜厚度一般不超过2 mm。受传质阻力和水力冲击的作用，生物膜较易脱落，因而影响水处理效能。近来有研究在单一反应器中引入改性玄武岩纤维(modified basalt fiber, MBF)做填料。这种新型生物载体可快速吸附活性污泥，形成一种有别于传统生物膜的微生物聚集体(生物巢)^[10]。通常，生物巢尺寸可达10 cm以上。其生物量虽然巨大，但并不影响传质和生物活性，因而可实现不同类型污/废水的高效脱氮除碳^[11]。相对于传统填料，新型改性玄武岩纤维更适合做生物载体。其能够富集大量的功能微生物菌群，尤其是生长缓慢的氨氧化细菌、亚硝酸盐氧化菌以及异养硝化-好氧反硝化(heterotrophic nitrifying aerobic denitrifying, HN-AD)菌等^[12-13]。尽管从材料改性的角度可以优化功能微生物的富集，但功能微生物的生长通常受到生理条件如C/N比的限制。在传统的生物脱氮过程中，生物反硝化需要大量的有机碳源作为电子供体。而我国的市政污水的碳氮比普遍较低，导致反硝化菌生长受到抑制。为了降低出水中含氮污染物的浓度，现有工艺通常通过外加碳源来提高污水的碳氮比。不过，使用外加碳源一方面会增加污水厂的运行成本，另一方面由于实际废水进水的水质水量具有较大的波动性，碳源投加量难以精确控制^[14]。

在此背景下，解决市政污水中碳源有效利用的问题就成了当前污水处理领域的研究热点之一。考虑到在偏中性和碱性环境中NO₃⁻/NO₂⁻电对的氧化还原电位高于Fe(II)/Fe(III)，研究人员尝试在复杂菌群中投加铁氧化物介导种间电子传递，以实现有机底物氧化与硝酸盐还原的耦合。纳米级铁氧化物如赤铁矿(α-Fe₂O₃)、磁赤铁矿(γ-Fe₂O₃)、磁铁矿(Fe₃O₄)作为半导体和导体材料具有良好的生物亲和性。微生物可以利用这些纳米材料作为电子介体实现电子传递^[15]。据报道Geobacter sulfurreducens可以氧化乙酸盐但不能还原NO₃⁻，而Thiobacillus denitrificans能够还原NO₃⁻但不能氧化乙酸盐。两者的共培养并不能实现有机物氧化和硝酸盐还原的耦合发生，但当添加α-Fe₂O₃或Fe₃O₄纳米颗粒时共培养体系能成功实现共代谢^[16]。此外，研究还发现氢自养反硝化菌的外膜细胞色素对α-Fe₂O₃具有高度亲和性，借助α-Fe₂O₃可加速电子向胞内硝酸盐还原酶的传递，从而促进反硝化的进行^[17]。因此，铁氧化物介导的种间电子传递为菌群共代谢提供了一种有效途径^[18]。此外，对于一些具有跨膜电子转移能力的反硝化菌，进入细胞内部的α-Fe₂O₃有可能在周质空间直接介导NADH(还原性辅酶I)等电子供体与硝酸盐还原酶之间的电子传递。因此，这种胞内电子传递促进机制也为碳源有效利用提供了新的途径。但是，目前尚未有关于投加铁氧化物以解决市政污水碳源不足问题的研究报道。

为此，本研究选用MBF作为生物载体，在生物接触氧化池中培养生物巢，借助于生物巢独特的好氧-缺氧-厌氧微环境，富集各种与氮转化相关的功能微生物。同时，在池体中投加纳米氧化铁(α-Fe₂O₃)，考察其介导种间或胞内电子转移机制对脱氮效能的刺激作用，并解析氮转化的代谢通路。本研究旨在探索α-Fe₂O₃介导下碳源有效利用的可行性及潜在的机制，为提高低碳氮比市政污水的高效脱氮提供一种新的策略。

1.   材料与方法

1.1   实验用污泥培养

本实验所选用的种泥均采自镇江市某污水处理厂中的好氧生化池。在曝气条件下培养种泥，每日静置30 min后的上清液用等体积培养液替换。培养液的主要成分包括5 g·L⁻¹的胰蛋白胨、10 g·L⁻¹的酵母菌浸出物和10 g·L⁻¹的NaCl。培养7 d后检测污泥的MLSS和MLVSS，测得MLSS含量为4 000 mg·L⁻¹、MLVSS含量为2 211 mg·L⁻¹、VSS/SS为0.552 8。随后将上述污泥接种到反应器中，同时保存部分污泥(−80 ℃冰箱)中用于微生物群落检测。在通入实际污水之前，反应器的出水COD和总氮(TN)需连续稳定7 d，使用模拟污水培养反应器的运行水质稳定状况如图1所示。

图 1 通入市政原水前反应器内的进出水水质

Figure 1. Influent and effluent quality of synthetic wastewater before feeding raw municipal wastewater into reactor

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1.2   实验用污水

本实验所选用的低C/N(1.83±0.51)市政污水取自镇江某市政污水处理厂的夏季进水，进水有机碳源的质量浓度过低，C/N比已经接近1:1，远低于正常生物脱氮所需要的C/N，且进水水质含量受天气影响有较大的波动。实验所用污水的水质质量浓度的变化见图2。

图 2 市政废水的每日进水水质变化

Figure 2. Changes in daily influent water quality of municipal wastewater

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1.3   外加铁源

本实验选用纳米α-Fe₂O₃作为外加铁源。该α-Fe₂O₃(罗恩试剂)外观形貌主要呈球形，尺寸在20 nm。活性污泥MLSS与纳米氧化铁按3:1的质量比投加入反应器中。

1.4   反应器设计

本研究所设计的反应器为小型生物接触氧化池。设计反应器池体高70 cm，直径30 cm，池体容积设计为25 L。池体顶部设置溢流堰，底部设置排泥口，整体为亚克力板构造而成。在池体底部设有环状曝气管，自下至上给反应器提供曝气功能。反应器进水口设置于池体右下侧、略高于并紧贴于曝气环。出水口设置于反应器溢流堰的左上方。每个反应器培养3座生物巢。相邻生物巢间距为5 cm，放置位置须高于底部曝气环10 cm。反应器设计水力停留时间为12 h，包括换水沉淀1 h和曝气运行11 h，以连续流的形式运行，控制流量泵的流速为35 mL·min⁻¹。具体反应装置示意图如图3所示。

图 3 实验装置示意图

Figure 3. Schematic diagram of the experimental device

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1.5   反应器运行

实验分为对照组和实验组。对照组直接将25 L活性污泥加入反应器中，而实验组除加入25 L活性污泥外，还混入33.3 α-Fe₂O₃。2组反应器同步运行。2组反应器均悬挂MBF(纤维长15 cm，单丝直径13 μm)填料，通过吸附活性污泥以形成稳定的生物巢。待反应器稳定后，持续运行36 d。每天定时采集进水和出水并进行水质检测。实验期间，反应器内的水温控制在25~30 ℃，溶解氧(DO)维持在3~5 mg·L⁻¹，进水pH维持在7.0~7.5。反应器运行过程中每天采集进出水水样。统计数据采用中位数进行分析。

1.6   分析与检测

进出水中的BOD使用BOD检测仪(Lovibond BD600)检测。TN、NH₄⁺、NO₂⁻、NO₃⁻和COD分别使用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(GB 11894-89)、纳氏试剂分光光度法(GB 7479-87)、盐酸萘乙二胺分子吸收分光光度法(GB 7493-87)、盐酸紫外分光光度法(HJ/T 346-2007)和快速消解分光光度法(HJ/T 399-2007)进行检测。

实验结束后，对两座反应器的泥样进行宏基因组测序，以探究反应器中的微生物群落组成。采用CTAB法提取样本的DNA，利用Agilent 5400依次检测样本的DNA浓度、完整性和纯度。随后取用检测合格的样品，用Covaris超声波破碎仪将样品的DNA链打断，制备长度在350 bp左右的DNA片段，再对DNA片段进行修饰、加尾、接头、纯化、PCR扩增等^[19-21]。最后，在Illumina NovaSeq高通量测序平台(深圳微科盟科技集团有限公司)上对样品DNA进行宏基因组测序，从而得到样品的宏基因组数据。最后基于RAST和KEGG数据库上对氮转化和生物电子转移相关的功能基因进行注释。

另取样品，用PBS缓冲溶液反复清洗3次并去除上清液，再用25%戊二醛溶液固定样品并置于4 ℃冰箱中12 h，随后再次使用PBS缓冲溶液清洗样品，并依次使用浓度为50%、60%、70%、80%和100%的乙醇稀释液对样品进行5次脱水处理备用^[22]。最后将样品放置于硅片上，置于真空冷冻干燥箱内干燥，喷金处理后在透射电镜(TEM)上扫描拍摄，以观察样品形态及纳米Fe₂O₃的聚集位置。

2.   结果与讨论

2.1   出水水质评价

待反应器通入实际污水之后，开始测量2组反应器的进出水水质。本实验所使用的污水水质波动较大，在反应器运行后期进水中有机氮的质量浓度升高(图2)，总氮的进水质量浓度由30~40 mg·L⁻¹提升至50~60 mg·L⁻¹，反应器的出水总氮质量浓度也随之升高。整体而言，对照组的平均总氮出水质量浓度为(34.22±9.17) mg·L⁻¹，实验组的平均出水质量浓度则为(29.63±8.14) mg·L⁻¹(图4(a))；对照组的平均总氮去除率保持在(21.85±11.35)%左右，而实验组的平均总氮去除率则达到了(32.21到了平均总率保持。相比于对照组，实验组的总氮去除率提高了10% 左右，说明投加α-Fe₂O₃可以提高总氮的去除率。

图 4 总氮、COD值及单位COD的脱氮量的进出水质量浓度

Figure 4. Concentration of TN、COD and nitrogen mass removed per unit of COD in influent and effluent wastewater

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实验所用污水的进水COD值在暴雨天低至40~50 mg·L⁻¹，日常维持在80 mg·L⁻¹，最高能达到130~150 mg·L⁻¹(图2)。而反应器的平均出水COD值明显降低，且波动幅度减小。从COD的平均去除率来看，对照组的平均去除率为(49.84±19.37)%，而实验组的平均去除率则为(53.33±17.5)%(图4(b))。从出水COD值来看，对照组的出水COD值为(35.35±16.34) mg·L⁻¹，实验组则为(32.43±8.17) mg·L⁻¹。实验组的出水COD值基本低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准的出水指标。

整体而言，实验组中单位COD的脱氮量TN/COD约为0.370，明显高于对照组TN/COD的0.234，脱氮效率提高了58%(图4(c))。这一结果证明了在实际污水的处理中，纳米氧化铁的添加能够有效提高单位COD的利用效率。

此外，在对2组反应器出水总氮组成进行检测时发现，实验组出水中有机氮的质量浓度要低于对照组。这也证明相较于对照组，α-Fe₂O₃能够诱导池体内的大量微生物将进水中的有机氮化成氨氮。所以结果表现为出水时实验组总氮质量浓度低于对照组，同时氨氮又高于对照组的现象，因此，即使实验组的出水氨氮质量浓度要高于对照组，也不能说明实验组的脱氮效果差。其中，对照组的出水氨氮质量浓度为(3.03±2.49) mg·L⁻¹，而实验组的出水氨氮质量浓度则为(5.89±2.66) mg·L⁻¹，到25 d后因水质波动分别提升至(9.83±2.82) mg·L⁻¹和(17.27±3.86) mg·L⁻¹(图5(a))。

图 5 其余氮类污染物的进出水质量浓度

Figure 5. Concentrations of other nitrogen pollutants in the influent and effluent wastewater

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该市政污水的硝态氮及亚硝态氮的质量浓度很低，平均进水质量浓度仅为0.49 mg·L⁻¹及0.03 mg·L⁻¹(图2)。但因为进水有机碳源不足，导致反硝化作用不充分，2组反应器的出水中硝酸盐及亚硝酸盐质量浓度均有上升。整体而言，对照组的出水硝酸盐质量浓度平均为(19.14±5.77) mg·L⁻¹，高于实验组的(11.50±5.38) mg·L⁻¹(图5(b))；对照组的出水亚硝态氮质量浓度平均为(2.05±1.13) mg·L⁻¹，高于实验组的(1.70±0.86) mg·L⁻¹(图5(c))。这证明添加了α-Fe₂O₃的实验组在碳源不足的污水中的反硝化能力要强于对照组。结果证明添加α-Fe₂O₃能够提高实际市政污水处理中的生物脱氮效率。

2.2   生物质变化

原始泥样的MLSS含量为4 000 mg·L⁻¹，MLVSS为2 211 mg·L⁻¹，VSS/SS为0.552，显示本实验所用污泥活性较高^[23]。如表1所示，2组反应器经过约40 d的培养后，对照组的污泥MLSS含量为4 125 mg·L⁻¹，MLVSS为2 253 mg·L⁻¹以及VSS/SS为0.553。这一结果显示，对照组的污泥生物质与原始泥样相比没有明显变化。而实验组因为额外投加了α-Fe₂O₃，MLSS和MLVSS含量分别显著提升至5 239 mg·L⁻¹和2 599 mg·L⁻¹，同时VSS/SS降至0.496，显示污泥生物质存在明显变化。其中实验组的MLSS含量仅比对照组的含量增加了1 114 mg·L⁻¹，低于投入反应器中1 333.3 mg·L⁻¹的α-Fe₂O₃，说明α-Fe₂O₃会随着反应器的出水少量流失。同时实验组的MLVSS比对照组高了316 mg·L⁻¹。这说明α-Fe₂O₃可能具有诱导胞外聚合物分泌的能力。

表 1 原始泥样和反应器中的MLSS和MLVSS及其比值

Table 1. MLSS, MLVSS and their ratios in the raw sludge and reactors

样品 MLSS MLVSS MLSS/MLVSS

原始泥样 4 000 2 211 0.552
对照组 4 125 2 283 0.553
实验组 5 239 2 599 0.496

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2.3   微生物种群结构分析

通过宏基因组对2组反应器中的微生物群落进行门和属水平上的分类并进行功能结构分析。依据宏基因组学的物种丰度聚类分析测序结果显示，2组反应器的活性污泥中总共包含42个菌门，其中未被定义的菌门分别占对照组和实验组中总菌门的25.28%和23.54%。在门水平上，在对照组和实验组反应器中占比均超过1%的有Proteobacteria (51.64%；53.69%)、Actinobacteria (11.62%；15.13%)、Nitrospirae (6.19%；2.23%)、Bacteroidetes (1.65%；2%)和Firmicutes (1.04%；1.62%) (图6(a))。其中，在2组反应器中占比较高的Proteobacteria (变形菌门)和Actinobacteria (放线菌门)是优势菌门，二者在不同反应器中占比均超过了10%。变形菌门中含有大量可以分别在好氧和厌氧的环境中生存的硝化以及反硝化菌属 ^[24-25]。这2个菌门在实验组中的占比均高于对照组，说明投加α-Fe₂O₃可以刺激反硝化菌的生长。剩余的优势菌门Nitrospirae (硝化螺旋菌门)、Bacteroidetes (拟杆菌门)和Firmicutes (厚壁菌门)中同样包含大量与氮代谢相关菌属，说明反应器的微生物群落有利于去除含氮污染物。

图 6 2组反应器中相对丰度前20的优势菌门和优势菌属

Figure 6. Top 20 relative abundances of dominant phyla and genera in two groups of reactors

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而属水平上的分类显示，2组反应器中未被定义的菌属分别占对照组和实验组中总菌属的29.8%和27.19%。在对照组和实验组反应器中占比均超过1 %的属分别有Thauera (17.34%；11.85%)、Nitrospira (6.19%；2.23%)、Alicycliphilus (3.62%；2.14%)、Candidatus_Accumulibacter (2.89%；3.9%)、Mycolicibacterium (2.84%；1.83%)、Pseudomonas (2.52%；2.93%)、Micropruina (2.48%；5.78%)、Dechloromonas (2.42%；2.68%)、Casimicrobium (2.11%；5.11%)、Afipia (1.79%；1.57%)、Diaphorobacter (1.71%；1.44%)、Sphaerotilus (1.31%；6.37%)(图6(b))。其中，优势菌属Thauera、Pseudomonas以及Dechloromonas是具有异养硝化-好氧反硝化功能的菌属，能在有氧条件下将不同形态的氮转化为氮气^[26-28]。此外，一些HN-AD菌被证明具有尿素水解酶^[29]，可以将有机氨转化为氨氮。这可能是实验组反应器内氨氮质量浓度高于对照组的原因。Nitrospira是典型的亚硝酸盐氧化菌^[30]。Alicycliphilus具有多样性的代谢机制，可利用硝酸盐等作为电子受体，参与污水处理中的反硝化过程^[31]。Candidatus_Accumulibacter是典型的反硝化聚磷菌，在缺氧条件下以硝酸盐或亚硝酸盐为电子受体实现反硝化和聚磷^[32]。Mycolicibacterium是一种革兰氏阳性菌，具有脲酶和硝酸盐还原活性^[33]。Casimicrobium是市政污水处理厂一种常见的好氧菌，却能将硝酸盐还原为唯一产物亚硝酸盐^[34]。Sphaerotilus是一种铁基好氧菌，能够以以Fe²⁺为电子供体实现自养反硝化^[35]，其相对丰度在实验组中增加进一步证实了α-Fe₂O₃参与了反硝化菌的呼吸过程。Micropruina是一种聚糖元菌，在厌氧条件下可以将糖、氨基酸等同化成末端发酵产物如乳酸盐、乙酸盐、乙醇、丙酮酸盐等(作为内源性碳)^[36]。Afipia属主要参与大多数有机底物如葡萄糖、果糖、蔗糖等的氧化^[37]。总之，氨氮的转化和去除是HN-AD菌、硝化菌、反硝化菌共同作用的结果。

2.4   功能基因注释

通过对比2组反应器中与氮转化相关基因，可以分析α-Fe₂O₃对生物脱氮的影响。首先探究了能够影响氨化过程的功能基因，研究发现检出的实验组氨化功能基因簇ureA、ureB和ureC的表达量均高于对照组^[38]，分别为对照组的1.58，1.89和1.03倍。此外，实验组中还检出了对照组中所没有的功能基因gdh^[39](图7(a))。这说明在功能基因的层面上，α-Fe₂O₃确实能够诱导微生物更高效进行氨化反应。这进一步印证了对照组反应器中氨氮质量浓度较高的现象。在能够影响硝化过程功能基因中，功能基因amoB、amoC、hao、nxrA和nxrB的表达量实验组均高于对照组^[40]，分别为对照组的1.36、1.19、1.29、1.05和1.31倍，证明添加α-Fe₂O₃确实可以提高微生物的硝化潜能(图7(b))。而在影响反硝化过程的功能基因中，除narI和nirK外，实验组的narG、narH、napA、napB、nirS、norC、norB和nosZ的相对表达量均高于对照组^[41]，分别为对照组的1.05、1.31、1.59、2.09、1.04、2.23、1.68、1.19倍(图7(c))。功能基因相对丰度的差异表明，添加α-Fe₂O₃可正向调控氮转化功能基因的表达。本研究显示在单一池体的曝气条件下，生物巢可以实现同步硝化和反硝化。

图 7 反应器中氮转化相关功能基因表达量的热图

Figure 7. Heat map of expression levels of nitrogen conversion related functional genes in bio-nests

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此外，本研究对跟电子转移蛋白相关的编码基因进行了研究，共检索到4个编码跨膜电子转移蛋白的功能基因，分别是mtrA、mtrB、mtrC和macA^[42]。与对照组相比，实验组的4个功能基因的表达量均受到了抑制，分别为对照组的67.89%、47.59%、63.56%和58.23% (图8)。这意味着投加α-Fe₂O₃后细胞已不需要更多的跨膜电子转移蛋白参与电子向胞外的传输，从而导致电子转运蛋白表达量减少。

图 8 反应器中电子转移功能基因表达量的热图

Figure 8. Heat map of the expression level of electron transfer functional genes in bio-nests

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2.5   碳源有效利用机理分析

如上所述，实验组中跨膜电子转移相关基因的表达量要普遍低于对照组，这意味着更多的电子参与胞内含氮化合物尤其是硝酸盐的还原或反硝化过程。这导致了α-Fe₂O₃存在的情况下，消耗单位COD可以有利于去除更多的TN。外膜上电子转移蛋白表达的下调间接表明α-Fe₂O₃在胞内参与了电子传递与含氮化合物的转化^[43-44]。此外，TEM表征结果(图9)表明，实验组中的细胞内存在大量黑色颗粒物，而未投加α-Fe₂O₃的对照组中则没有颗粒物的堆积。这一现象进一步证明了α-Fe₂O₃能够进入胞内参与电子传递(即介导了NADH等电子供体与硝酸盐还原酶之间的电子传递)，保证了更多电子(或碳源)被用于反硝化过程。这解释了在α-Fe₂O₃存在下消耗单位COD可以去除更多TN的原因。

图 9 活性污泥中的微生物电镜照片

Figure 9. Electron microscopy photos of microorganisms in activated sludge

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综上所述，α-Fe₂O₃一方面能够显著提高氮转化相关基因的表达水平，提高系统内氮转化的效率；另一方面能够下调微生物周质空间和外膜上电子转移蛋白的表达，减少了跨膜的电子转移，将更多的电子留存在胞内进行硝酸盐呼吸，实现碳源的有效利用。基于出水水质、微生物群落结构、功能基因结构及其表达水平，本研究推测性地提出了α-Fe₂O₃介导下反硝化菌胞内的氮代谢通路(图10)。

图 10 α-Fe₂O₃介导的反硝化菌胞内的氮代谢通路

Figure 10. Intracellular nitrogen metabolic pathway of denitrifying bacteria mediated by α-Fe₂O₃

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3.   结论

本研究依据外加铁源对生物脱氮性能的影响，探索性地将α-Fe₂O₃材料和MBF生物巢联系起来，成功构建出一种能够显著提高MBF生物巢反应器内单位COD利用效率的新工艺。具体结论如下。

1)实际污水实验中，对照组和实验组反应器对总氮的去除率分别为(21.85±11.35)%和(32.21±11.35)%，单位COD的脱氮效率(TN/COD)则分别为0.234和0.370，实验组比对照组的脱氮效率高出58%，说明α-Fe₂O₃能够提高MBF生物巢反应器对实际市政废水的脱氮效果。

2)宏基因组测序结果表明，α-Fe₂O₃的投加提高了氮转化相关基因的表达量，同时能够抑制周质与外膜上电子转移蛋白相关基因的表达。这说明α-Fe₂O₃能够参与胞内电子转移，促使更多电子参与胞内硝酸盐呼吸作用。

图 1 罐底油泥热解装置示意图

Figure 1. Schematic diagram of pyrolysis device for tank bottom oily sludge

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图 2 油品的GC-MS谱图

Figure 2. GC-MS spectrum of oils received by pyrolysis

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图 3 热解渣中A颗粒、B颗粒、C颗粒的SEM和D点、E点、F点的能谱图

Figure 3. SEM images of particle A, particle B and particle C in pyrolysis residue and EDS of points D, E and F

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图 4 热解渣的XRD分析

Figure 4. XRD analysis of pyrolysis residue

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图 5 热解渣用量对硫酸溶液pH的影响(200 r·min⁻¹反应60 min)

Figure 5. Effects of pyrolysis residue dosage on sulfuric acid solution pH (200 r·min⁻¹ for 60 min)

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图 6 热解渣用量对典型阴离子去除率的影响

Figure 6. Effects of pyrolysis residue dosage on the removal efficiencies of typical anions

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图 7 吸附Cr(Ⅵ)、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 和F⁻后热解渣的XRD分析

Figure 7. XRD patterns of pyrolysis residue after adsorption of Cr(Ⅵ), ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ and F⁻

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图 8 热解渣用量对典型阳离子去除率的影响

Figure 8. Effects of pyrolysis residue dosage on the removal efficiencies of typical cations

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图 9 吸附Cd²⁺、Pb²⁺和Cu²⁺后热解渣的XRD分析

Figure 9. XRD patterns of pyrolysis residue after adsorption of Cd²⁺, Pb²⁺and Cu²⁺

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表 1 GC-MS法鉴定的油品中主要化合物及其相对含量

Table 1. Main compounds identified by GC-MS and their relative contents

序号	时间/min	化合物	面积比/%	序号	时间/min	化合物	面积比/%
1	6.23	1-C9烯烃	0.04	30	20.91	1-C17烯烃	1.09
2	9.66	n-C9	0.06	31	20.99	n-C17	3.55
3	11.23	1-C10烯烃	0.22	32	21.05	Pr	1.86
4	11.37	n-C10	0.22	33	21.99	1-C18烯烃	1.00
5	12.88	1-C11烯烃	0.50	34	22.07	n-C18	2.80
6	13.02	n-C11	0.69	35	22.18	Ph	1.18
7	14.43	1-C12烯烃	0.76	36	22.50	菲	0.32
8	14.55	n-C12	1.72	37	22.60	蒽	0.12
9	14.69	萘	0.14	38	22.73	甲基菲	0.16
10	14.75	i-C13	0.58	39	23.03	1-C19烯烃	1.08
11	15.28	C6-环己烷	0.55	40	23.09	n-C19	2.80
12	15.49	i-C13	0.35	41	24.01	1-C20烯烃	0.65
13	15.61	i-C13	0.70	42	24.07	n-C20	2.43
14	15.90	1-C13烯烃	1.03	43	24.95	1-C21烯烃	0.55
15	16.00	n-C13	2.57	44	25.01	n-C21	2.41
16	16.32	2-甲基萘	0.33	45	25.85	1-C22烯烃	0.63
17	16.59	1-甲基萘	0.35	46	25.91	n-C22	2.01
18	17.06	i-C14	0.80	47	26.76	n-C23	2.52
19	17.26	1-C14烯烃	1.15	48	27.60	n-C24	2.33
20	17.36	n-C14	3.58	49	28.46	n-C25	2.28
21	17.83	C2-萘	0.37	50	29.39	n-C26	2.08
22	18.04	C2-萘	0.55	51	30.41	n-C27	1.86
23	18.10	C2-萘	0.74	52	31.58	n-C28	1.57
24	18.18	i-C15	1.43	53	32.92	n-C29	1.40
25	18.28	C2-萘	0.26	54	34.49	n-C30	1.15
26	18.55	1-C15烯烃	1.15	55	36.37	n-C31	0.95
27	18.65	n-C15	4.10	56	38.61	n-C32	0.72
28	19.77	1-C16烯烃	1.11	57	44.61	n-C33	0.34
29	19.85	n-C16	3.89
注：面积比总计为67.75%。

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表 2 热解渣的XRF分析

Table 2. XRF analysis of pyrolysis residue

元素	质量分数/%	标准差	元素	质量分数/%	标准差
Fe	25.35	0.330	Sr	0.078	0.003
S	18.87	0.210	Ni	0.062	0.01
Ca	5.920	0.200	Ti	0.062	0.022
Al	4.210	0.440	Cu	0.039	0.007
Si	2.160	0.130	Cr	0.023	0.009
Cl	0.398	0.030	Pb	0.007	0.002
Mn	0.394	0.028	Sb	0.006	0.002
Zn	0.300	0.013	Zr	0.005	0.001
Ba	0.278	0.013	As	0.004	0.002
K	0.183	0.034	Mo	0.003	0.001
V	0.100	0.015	Nb	0.003	0.001

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表 3 热解渣中重金属质量分数及其浸出浓度和排放标准

Table 3. Mass fraction and leaching concentration of heavy metals in pyrolysisresidue and discharge standards

重金属种类	重金属质量分数/%	重金属浸出浓度/(mg·L⁻¹)		排放标准/(mg·L⁻¹)
重金属种类	重金属质量分数/%	A¹⁾	B²⁾	C³⁾
Cu	0.032	ND	ND	500
Cr	0.021	3.16	25.19	500
Pb	0.007	ND	0.468	1 000
Zn	0.20	22.62	432	2 000
As	0.004	0.038	9.369	500
Ni	0.071	3.02	52.61	1 000
注：ND为未检出；1)为HJ 557-2010；2)为HJ/T 299-2007；3)为GB 8978-1996。

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[1]	黄永港, 徐如良, 侯天明, 等. 油罐底含油污泥处理技术[J]. 石油炼制与化工, 2003, 34(5): 60-62. doi: 10.3969/j.issn.1005-2399.2003.05.015
[2]	LIU J G, JIANG X M, HAN X X. Devolatilization of oil sludge in a lab-scale bubbling fluidized bed[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 185(2/3): 1205-1213.
[3]	WANG Y H, ZHANG X M, PAN Y Y, et al. Analysis of oil content in drying petroleum sludge of tank bottom[J]. International Journal of Hydrogen Energy, 2017, 42(29): 18681-18684. doi: 10.1016/j.ijhydene.2017.04.153
[4]	王晨. 2016年8月1日起施行新版《国家危险废物名录》[J]. 精细与专用化学品, 2016, 24(7): 29.
[5]	葛丹, 赵晓非, 张晓阳, 等. 全油田含油污泥的综合利用[J]. 化工科技, 2016, 24(3): 91-94. doi: 10.3969/j.issn.1008-0511.2016.03.020
[6]	李美蓉, 张建, 桂召龙. 原油罐底泥的溶剂提取法处理技术[J]. 石油大学学报(自然科学版), 2005, 29(1): 120-122.
[7]	巫树锋, 吴迪, 刘发强, 等. 石油储运罐底油泥溶剂萃取工艺优化[J]. 石化技术与应用, 2014, 32(2): 170-173. doi: 10.3969/j.issn.1009-0045.2014.02.016
[8]	巫树锋, 刘发强, 杨岳, 等. 罐底含油污泥萃取溶剂的选择与优化[J]. 环境工程学报, 2013, 7(8): 3191-3195.
[9]	姜亦坚. 油田罐底油泥热化学处理工艺技术[J]. 化学工程师, 2014(7): 36-37.
[10]	杨飞飞, 回军, 李宝忠, 等. 热化学清洗法处理罐底油泥的研究[J]. 当代化工, 2014, 43(6): 890-892. doi: 10.3969/j.issn.1671-0460.2014.06.002
[11]	徐轶. 罐底油泥处理技术研究[J]. 辽宁化工, 2015, 44(1): 105-108.
[12]	阎松, 许维相, 郭铁, 等. 罐底油泥的药剂法处理研究[J]. 石油化工高等校学报, 2015, 28(3): 22-26.
[13]	GONG H Q, WANG Z T, WANG Z B, et al. Study on pyrolysis characteristics of tank oil sludge and pyrolysis char combustion[J]. Chemical Engineering Research and Design, 2018, 135: 30-36. doi: 10.1016/j.cherd.2018.05.027
[14]	CHENG S, WANG Y H, FUMITAKE T, et al. Effect of steam and oil sludge ash additive on the products of oil sludge pyrolysis[J]. Applied Energy, 2017, 185: 146-157. doi: 10.1016/j.apenergy.2016.10.055
[15]	陈红硕, 刘佳驹, 林俊岭, 等. “球磨+浮选”联合工艺处理罐底油泥的效果[J]. 环境工程学报, 2019, 13(5): 1186-1193. doi: 10.12030/j.cjee.201811020
[16]	RAMASWAMY B, KAR D D, DE S. A study on recovery of oil from sludge containing oil using froth flotation[J]. Journal of Environmental Management, 2007, 85(1): 150-154.
[17]	张小庆, 王枫, 匡民明, 等. 超声波辅助破乳法回收石化罐底油泥中的原油[J]. 化工环保, 2015, 35(4): 399-402. doi: 10.3969/j.issn.1006-1878.2015.04.014
[18]	WU X F, QIN H B, ZHENG Y X, et al. A novel method for recovering oil from oily sludge via water-enhanced CO₂ extraction[J]. Journal of CO₂ Utilization, 2019, 33: 513-520. doi: 10.1016/j.jcou.2019.08.008
[19]	TAIWO E A, OTOLORIN J A. Oil recovery from petroleum sludge by solvent extraction[J]. Journal of Petroleum Science and Engineering, 2009, 27: 836-844. doi: 10.1016/j.petrol.2018.06.031
[20]	EVANS M N, CHIDINYANE T M, OLUWADEMILADE M F, et al. Biosurfactant assisted recovery of the C5-C11 hydrocarbon fraction from oily sludge using biosurfactant producing consortium culture of bacteria[J]. Journal of Environmental Management, 2017, 196: 261-269.
[21]	ZHANG Y N, CUI Y L, LIU S Y, et al. Fast microwave-assisted pyrolysis of wastes for biofuels production: A review[J]. Bioresource Technology, 2019, 297: 122480.
[22]	ZUOJIAO K C, ZHANG Z, LI P J, et al. Enhanced oil recovery and residues utilization of oil sludge through nitric acid pretreatment process[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2019, 7(3): 103089. doi: 10.1016/j.jece.2019.103089
[23]	LIN B C, HUANG Q X, ALI M, et al. Continuous catalytic pyrolysis of oily sludge using U-shape reactor for producing saturates-enriched light oil[J]. Proceedings of the Combustion Institute, 2018, 37(2): 3101-3108. doi: 10.1016/j.proci.2018.05.143
[24]	DOMINGUEZ A, MENENDEZ J A, INGUANZO M, et al. Gas chromatographic-mass spectrometric study of the oil fractions produced by microwave-assisted pyrolysis of different sewage sludges[J]. Journal of Chromatography A, 2003, 1012(2): 193-206. doi: 10.1016/S0021-9673(03)01176-2
[25]	中华人民共和国环境保护部. 固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法: HJ 557-2010[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2010.
[26]	中华人民共和国环境保护部. 固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法: HJ/T 299-2007[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2007.
[27]	国家环境保护局. 污水综合排放标准: GB 8978-1996[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 1996.
[28]	于世林. 图解气相色谱技术与应用[M]. 北京: 科学出版社, 2010.
[29]	LIU C H , ZHANG Y , SUN S S. Oil recovery from tank bottom sludge using rhamnolipids[J]. Journal of Petroleum Science and Engineering, 2018, 170: 14-20.
[30]	胡岳华. 矿物浮选[M]. 长沙: 中南大学出版社, 2014.

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图( 9) 表( 3)

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1. 材料与方法
1.1 实验用污泥培养
1.2 实验用污水
1.3 外加铁源
1.4 反应器设计
1.5 反应器运行
1.6 分析与检测
2. 结果与讨论
2.1 出水水质评价
2.2 生物质变化
2.3 微生物种群结构分析
2.4 功能基因注释
2.5 碳源有效利用机理分析
3. 结论

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在石油勘探、开采、炼制、清罐和储运过程中，由于事故、跑冒滴漏、自然沉降等原因会产生大量的含油污泥。这些油泥主要分为落地油泥、罐底油泥和炼厂油泥3类。罐底油泥是原油中的石蜡、沥青质、胶质等重质组分和所夹带的少量机械杂质、沙粒、泥土、重金属盐类等无机杂质在原油长期储存过程中，自然沉降在储油罐底部形成的黑稠淤泥。据统计^[1-2]，罐底油泥的体积通常约占储油罐的1%，我国每年平均产生100×10⁴ t以上的罐底油泥。

罐底油泥中含有苯系物、酚类及锌、铅、铜、镍、铬等少量重金属^[3]，我国已将其列入危险废物名录^[4]。罐底油泥与其他油泥相比，碳氢化合物(油)含量较高。目前采用的集中堆放干化和集中填埋的处理方式^[5]，这不仅会造成严重的环境污染，也会造成其中石油资源的极大浪费。因此，通过罐底油泥中油品的回收实现罐底油泥的资源化、减量化和无害化是石化行业极为关注且亟待解决的重要课题。

目前已开发的自罐底油泥中回收油品的方法包括溶剂萃取^[6-8]、热化学^[9-12]、热解^[13-14]、泡沫浮选^[15-16]、超声波^[17]、水强化CO₂萃取^[18]、生物法^[19-20]等。其中，通过热解法回收油品是在无氧或缺氧条件下，将油泥加热到一定温度，使其中的大分子烃类物质裂解成轻质组分，再通过冷凝方式分离获取油品的方法。热解法处理规模大并可获得高附加值油品，从而受到了广泛的关注^[21]。为了获得更高的油品回收率并降低热解温度，研究人员在热解工艺、设备方面进行了深入研究。ZUOJIAO等^[22]在罐底油泥热解前，对罐底油泥进行HNO₃氧化/酸化预处理，使热解温度由700 ℃降到550 ℃，同时油品回收率从4.41%提高到27.53%，热解渣的亚甲基蓝吸附值达到89.25 mg·g⁻¹。LIN等^[23]利用白云石作为催化剂，在特殊的U型反应器中对罐底油泥进行催化热解，发现油品中饱和烃含量增加了45.0%，沥青质含量减少了88.5%。CHENG等^[14]探讨了在罐底油泥热解过程中注入蒸汽和添加灰分对油品成分分布和质量的影响，发现注入蒸汽和添加灰分对提高油品的质量和回收率均有积极的影响。DOMINGUEZ等^[24]对微波、电炉热解罐底油泥所得油品进行了比较，发现微波热解所得油品的主要成分是正构烷烃、1-烯烃和芳香族化合物，而电炉热解产生的油品与微波炉完全不同。GONG等^[13]在研究罐底油泥热解回收其中油品的同时，也研究了热解碳的产量及其燃烧性能，发现当热解温度大于600 ℃时会降低油品的产量，而热解碳的产量始终维持在55%左右。截至目前，针对罐底油泥资源化的研究较多集中在回收其中的油品上，但针对热解过程产生的热解渣的利用方面则鲜见报道。ZUOJIAO等^[22]和GONG等^[13]对热解渣性能进行了分析，但未涉及热解渣的高附加值利用研究。本研究拟通过对罐底油泥热解产物尤其是热解渣的性能分析，寻找热解产物高附加值利用的途径，以期为罐底油泥的无害化、资源化利用提供参考。

3. 结论

1)在罐底油泥通过热解得到的油品中，(n-C12)~(n-C30)正构烷烃化合物占比为47.05%，(i-C13)~(n-C15)异构烷烃化合物占比为3.86%。热解渣具有疏松多孔的骨架结构，元素C、S、Fe、Ca、Al、Si等以FeS、Fe_1-xS、Fe₇S₈、CaS、CaAl₂Si₂O₈晶体矿物及非晶态硅酸盐或硅铝酸盐镶嵌在其骨架结构中。热解渣表面能水解生成Ca²⁺、S²⁻、OH⁻等离子，其中Ca²⁺可促使溶液中污染阴离子生成难溶性钙盐，S²⁻既可充当还原剂又可充当硫化物沉淀剂，OH⁻可与S²⁻一起共同沉淀去除溶液中污染的重金属离子。

2)热解渣不仅能有效去除溶液中的阴离子Cr(Ⅵ)、F⁻和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ ，也能有效去除溶液中的阳离子Cd²⁺、Pb²⁺和Cu²⁺，但对于不同离子，去除机理亦不同。

3)热解渣的特殊组成和结构使其可在阴、阳离子处理中获得高附加值利用，有望成为去除工业废水中阴、阳离子的吸附材料。

参考文献 (30)

罐底油泥热解产物高附加值利用途径

作者简介: 杨慧芬(1964—)，女，博士，教授。研究方向：固体废物资源化。E-mail：yanghf@ustb.edu.cn

通讯作者: 杨慧芬, E-mail: yanghf@ustb.edu.cn ;

High value-added utilization approach of pyrolysis products generated by tank bottom oily sludge

Corresponding author: YANG Huifen, yanghf@ustb.edu.cn ;

1. 材料与方法

1.1 实验用污泥培养

1.2 实验用污水

1.3 外加铁源

1.4 反应器设计

1.5 反应器运行

1.6 分析与检测

2. 结果与讨论

2.1 出水水质评价

2.2 生物质变化

2.3 微生物种群结构分析

2.4 功能基因注释

2.5 碳源有效利用机理分析

3. 结论

计量

罐底油泥热解产物高附加值利用途径

通讯作者: 杨慧芬, E-mail: yanghf@ustb.edu.cn ;

作者简介: 杨慧芬(1964—)，女，博士，教授。研究方向：固体废物资源化。E-mail：yanghf@ustb.edu.cn
1. 北京科技大学土木与资源工程学院，北京 100083

2. 矿物加工科学与技术国家重点实验室，北京 102628

English Abstract

High value-added utilization approach of pyrolysis products generated by tank bottom oily sludge

Corresponding author: YANG Huifen, yanghf@ustb.edu.cn ;

全文HTML

1.1. 罐底油泥

1.2. 罐底油泥热解方法

1.3. 分析和实验方法

2.1. 热解油品及热解渣特性分析

2.2. 热解渣吸附去除水中污染离子的可行性

目录

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1.1. 罐底油泥

1.2. 罐底油泥热解方法

1.3. 分析和实验方法

2.1. 热解油品及热解渣特性分析

2.2. 热解渣吸附去除水中污染离子的可行性

样品	MLSS	MLVSS	MLSS/MLVSS
原始泥样	4 000	2 211	0.552
对照组	4 125	2 283	0.553
实验组	5 239	2 599	0.496

罐底油泥热解产物高附加值利用途径

作者简介: 杨慧芬(1964—)，女，博士，教授。研究方向：固体废物资源化。E-mail：yanghf@ustb.edu.cn

通讯作者: 杨慧芬, E-mail: yanghf@ustb.edu.cn ;

High value-added utilization approach of pyrolysis products generated by tank bottom oily sludge

Corresponding author: YANG Huifen, yanghf@ustb.edu.cn ;

1. 材料与方法

1.1 实验用污泥培养

1.2 实验用污水

1.3 外加铁源

1.4 反应器设计

1.5 反应器运行

1.6 分析与检测

2. 结果与讨论

2.1 出水水质评价

2.2 生物质变化

2.3 微生物种群结构分析

2.4 功能基因注释

2.5 碳源有效利用机理分析

3. 结论

计量

出版历程

罐底油泥热解产物高附加值利用途径

通讯作者: 杨慧芬, E-mail: yanghf@ustb.edu.cn ;

作者简介: 杨慧芬(1964—)，女，博士，教授。研究方向：固体废物资源化。E-mail：yanghf@ustb.edu.cn 1. 北京科技大学土木与资源工程学院，北京 100083 2. 矿物加工科学与技术国家重点实验室，北京 102628

English Abstract

High value-added utilization approach of pyrolysis products generated by tank bottom oily sludge

Corresponding author: YANG Huifen, yanghf@ustb.edu.cn ;

全文HTML

1.1. 罐底油泥

1.2. 罐底油泥热解方法

1.3. 分析和实验方法

2.1. 热解油品及热解渣特性分析

2.2. 热解渣吸附去除水中污染离子的可行性

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全文HTML

1.1. 罐底油泥

1.2. 罐底油泥热解方法

1.3. 分析和实验方法

2.1. 热解油品及热解渣特性分析

2.2. 热解渣吸附去除水中污染离子的可行性

作者简介: 杨慧芬(1964—)，女，博士，教授。研究方向：固体废物资源化。E-mail：yanghf@ustb.edu.cn
1. 北京科技大学土木与资源工程学院，北京 100083

2. 矿物加工科学与技术国家重点实验室，北京 102628