李蘇仲，薛同站，2，李衛(wèi)華，2，王斌，吳若萱

（1.安徽建筑大學(xué) 環(huán)境與能源工程學(xué)院，安徽 合肥 230601；2.水污染控制與廢水資源化安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，安徽 合肥 230601）

傳統(tǒng)的生物脫氮包括全程硝化和反硝化兩個(gè)步驟：第一階段，亞硝酸細(xì)菌（ammonia-oxidizing bacteria，AOB）和硝酸細(xì)菌（nitrite-oxidizing bacteria，NOB）將氨氮氧化為硝酸氮；第二階段，反硝化細(xì)菌將硝酸氮還原成氣態(tài)氮。兩個(gè)階段的反應(yīng)公式分別為式（1-1）和（1-2）：

在反硝化階段，有機(jī)底物的含量會(huì)影響反硝化的速率，為保證良好的脫氮效果，需要較高的碳氮比（C/N），但我國的部分城市污水并不能滿足這一要求，因此，即便經(jīng)過了傳統(tǒng)生物脫氮處理，污水廠出水的總氮也依然無法達(dá)標(biāo)，必須要外加碳源。

厭氧氨氧化反應(yīng)（ANAMMOX）是指在厭氧條件下，厭氧氨氧化菌（anaerobic ammonium oxidation bacteria，AAOB）以NO-N 為電子受體，將NH-N氧化為氮?dú)獾纳镞^程。厭氧氨氧化反應(yīng)的總計(jì)量化學(xué)式如下式（1-3）：

相關(guān)研究表明，厭氧氨氧化工藝的主要影響要素有：溫度、DO、pH 值、有機(jī)碳源、無機(jī)碳濃度、金屬離子等。

厭氧氨氧化工藝無需有機(jī)碳源，產(chǎn)泥量少，避免了傳統(tǒng)生物脫氮運(yùn)行成本高和操作復(fù)雜的缺點(diǎn)。因此，厭氧氨氧化工藝有廣闊的應(yīng)用前景。

在實(shí)際應(yīng)用中，厭氧氨氧化工藝分為分體式工藝和一體式工藝，分體式工藝指將短程硝化和厭氧氨氧化反應(yīng)在不同的反應(yīng)器內(nèi)分別完成，如SHARON-ANAMMOX 工藝；一體式工藝則在單一反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，如CANON 工藝、OLAND 工藝和DEMON 工藝，目前SHARON-ANAMMOX 工藝為應(yīng)用最廣泛的厭氧氨氧化工藝。

厭氧氨氧化存在的問題：一是厭氧氨氧化菌生長非常緩慢，往往需要長時(shí)間的培育才可投入使用。荷蘭鹿特丹的Dokhaven 污水處理廠的厭氧氨氧化工藝啟動(dòng)時(shí)間長達(dá)3.5 年；二是厭氧氨氧化菌易受有機(jī)物影響。進(jìn)水有機(jī)物濃度高時(shí)，厭氧氨氧化菌的優(yōu)勢(shì)地位很快就會(huì)被異養(yǎng)反硝化菌取代；三是總氮去除率較低。如果反應(yīng)器內(nèi)僅發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng)，由于厭氧氨氧化每去除1 mg·L的氨氮會(huì)產(chǎn)生0.26 mg·L的硝態(tài)氮的技術(shù)特點(diǎn)，生成的硝態(tài)氮會(huì)降低總氮的去除率。已有的大量實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)表明，厭氧氨氧化反應(yīng)器的總氮去除率一般小于85%。

厭氧氨氧化啟動(dòng)作為一種較為新穎的脫氮工藝，已有大量的相關(guān)實(shí)驗(yàn)，但在一些實(shí)驗(yàn)中厭氧氨氧化反應(yīng)器并未與其他反應(yīng)器耦合。厭氧氨氧化反應(yīng)器的進(jìn)水由人工直接配置且進(jìn)水中不含有機(jī)物，水質(zhì)不符實(shí)際。因此，實(shí)驗(yàn)的實(shí)用價(jià)值會(huì)大打折扣。

本實(shí)驗(yàn)在使用理想狀態(tài)的人工配水（進(jìn)水無有機(jī)碳源，且進(jìn)水中NO-N/NH-N=1.32）成功啟動(dòng)UASB 厭氧氨氧化反應(yīng)器后，向進(jìn)水中投加有機(jī)碳源，使進(jìn)水水質(zhì)更符合實(shí)際，隨后將UASB 反應(yīng)器與實(shí)驗(yàn)室已有的SBR 短程硝化反應(yīng)器進(jìn)行耦合，使實(shí)驗(yàn)更具有實(shí)際意義。成功運(yùn)行的短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝可被用于處理養(yǎng)豬場(chǎng)廢水等低碳氮比廢水。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 污泥接種

接種污泥取自合肥經(jīng)開區(qū)某污水處理廠的氧化溝，攪拌均勻然后用BT100-2J 型號(hào)的蠕動(dòng)泵輸送進(jìn)反應(yīng)器里，此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)的MLSS 約為3 422 mg·L，此后的污泥培養(yǎng)和馴化過程中不進(jìn)行排泥。反應(yīng)器外壁用黑色貼紙纏繞以保證反應(yīng)器內(nèi)細(xì)菌處于避光環(huán)境。

1.2 進(jìn)水配置

人工配水則按照實(shí)驗(yàn)室已有的SBR 短程硝化反應(yīng)器的出水總氮（223 mg·L）及厭氧氨氧化反應(yīng)公式進(jìn)行配置。根據(jù)反應(yīng)公式可知進(jìn)水NH-N與NO-N 之比最佳應(yīng)為1：1.32。根據(jù)計(jì)算可得進(jìn) 水NH-N 濃 度 為96 mg·L，NO-N 濃 度 為127 mg·L。計(jì)算之后，進(jìn)水所含有的主成分、濃度及純度如表1。

表1 厭氧氨氧化菌培養(yǎng)階段人工配水主成分、濃度及純度

除此之外，進(jìn)水中還投加微量元素促進(jìn)厭氧氨氧菌生長。為促進(jìn)吸收，采用EDTA-2Na 作為螯合物。微量元素濃縮液Ⅰ和Ⅱ配置完成之后分別定容到1 L 容量瓶，然后每桶進(jìn)水添加25 ml 微量元素濃縮液Ⅰ和Ⅱ。

微量元素濃縮液Ⅰ成分及濃度為：EDTA-2Na 7.54 g·L，F(xiàn)eSO·7HO 5.56 g·L。

微量元素濃縮液Ⅱ成分及濃度為：EDTA-2Na 17.4 g·L，ZnSO·7HO 0.43 g·L，CuSO·5HO 0.25 g·L，CoCl·6HO 0.24 g·L，NaMoO·2HO 0.22 g·L，MnCl·4HO 0.99 g·L，NaSeO·10HO 0.21 g·L，NiCl·6HO 0.19 g·L。

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)備

實(shí)驗(yàn)采用的UASB 反應(yīng)器分內(nèi)外兩層，有效容積為6 L。反應(yīng)器結(jié)構(gòu)如圖1 所示。

圖1 UASB 反應(yīng)器示意圖

進(jìn)水采用BT100-2J 蠕動(dòng)泵，通過設(shè)定進(jìn)水速度，使水力停留時(shí)間（HRT）保持為24 h。水浴加熱使用MX500 加熱棒加熱水箱中的水，溫度設(shè)定為34 ℃，同時(shí)使用AP3100 潛水泵來保證UASB 外層的水循環(huán)流動(dòng)。

1.4 分析測(cè)試方法

pH 值使用pH 計(jì)進(jìn)行測(cè)量，NH-N 采用納氏試劑光度法測(cè)定，NO-N 使用N-（1-萘基）-乙二胺光度法測(cè)定，NO-N 采用紫外分光光度法測(cè)量。COD 使用重鉻酸鉀法測(cè)量，三維熒光掃描使用F-7000 三維熒光分光光度計(jì)。

水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定所使用的藥品如下：酒石酸鉀鈉、碘化鉀、碘化汞、氫氧化鈉、硫酸銀、硫酸汞、重鉻酸鉀、氨基磺酸、對(duì)-氨基苯磺酰胺、N-（1-奈基）-乙二胺二鹽酸鹽、鹽酸、磷酸、硫酸。藥品均為分析純。

F-7000 熒光分光光度計(jì)的設(shè)定參數(shù)如下：激發(fā)波長（EX）為250～450 nm，發(fā)射波長（EM）為300～550 nm，掃 描 間 隔 均 為5 nm。使 用Matlab2018b 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，在消除拉曼散射和瑞利散射的影響后，再進(jìn)行分析。

1.5 反應(yīng)器的啟動(dòng)和運(yùn)行

接種污泥經(jīng)蠕動(dòng)泵輸送進(jìn)反應(yīng)器里后，實(shí)驗(yàn)正式開始。實(shí)驗(yàn)共分為三個(gè)階段。

第一階段：第1 至第75 天，此階段厭氧氨氧化菌培養(yǎng)階段，此階段進(jìn)水中不含有機(jī)碳源。

第三階段：第75 至第95 天，此階段按梯度逐步提高進(jìn)水COD 濃度，探究不同進(jìn)水COD 濃度對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)的影響。

第三階段：第96 至第108 天，此階段將已啟動(dòng)完成的厭氧氨氧化裝置和實(shí)驗(yàn)室已有的短程硝化裝置連接，進(jìn)行耦合實(shí)驗(yàn)。

2 結(jié)果與討論

2.1 厭氧氨氧化菌培養(yǎng)階段

實(shí)驗(yàn)第一階段，及時(shí)保存足夠的反應(yīng)器出水，每3 天檢測(cè)一次出水的氨氮、亞硝態(tài)氮及硝態(tài)氮濃度，檢測(cè)結(jié)果如圖2 所示。

圖2 厭氧氨氧化菌培養(yǎng)階段出水氨氮、亞硝態(tài)氮及硝態(tài)氮濃度變化

隨后根據(jù)進(jìn)、出水的氨氮、亞硝態(tài)氮及硝態(tài)氮濃度之差，計(jì)算出NO—N 消耗/NH-N 消耗與NO—N 生成/NH-N 消耗的數(shù)值，計(jì)算結(jié)果如圖3 所示。

圖3 培養(yǎng)階段UASB 三種氮素之比變化

從反應(yīng)器啟動(dòng)至第6 天，反應(yīng)器的亞硝態(tài)氮去除率一直保持在很高的水平，但此時(shí)氨氮濃度并未降低反而略微上升，同時(shí)也未能檢測(cè)到硝態(tài)氮的生成，這說明此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)并未進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng)，而是發(fā)生異養(yǎng)反硝化反應(yīng)。未經(jīng)過曝氣處理就加入U(xiǎn)ASB 的5 L 泥水混合物中含有大量有機(jī)物，滿足了反硝化的條件，同時(shí)污泥中的部分微生物由于無法適應(yīng)新環(huán)境而自溶解體，釋放出氨和有機(jī)物，因此，出水氨氮濃度反而上升了。反應(yīng)第6 至第21 天，隨著有機(jī)物被逐漸消耗，反應(yīng)器出水的亞硝態(tài)氮濃度逐步增加。反應(yīng)第21 至30 天，出水的亞硝態(tài)氮濃度停止增長，此時(shí)NO—N 消耗/NH-N 消耗的數(shù)值從2.19 降低到1.48，且伴隨硝態(tài)氮生成，說明此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)逐步占據(jù)主導(dǎo)地位，此時(shí)反應(yīng)器的氨氮及亞硝態(tài)氮去除率并不高。反應(yīng)第33 至75 天，此階段氨氮及亞硝態(tài)氮去除率均逐步上漲，同時(shí)NO—N 消耗/NH-N 消耗及NO—N 生成/NH-N 消耗均逐漸接近理論值，說明UASB 厭氧氨氧化效果逐漸提高并穩(wěn)定。在UASB連續(xù)運(yùn)行75 天之后，氨氮去除率達(dá)到90.6%，亞硝態(tài)氮去除率達(dá)到91.3%，總氮去除率達(dá)到81.3%，NO—N 消 耗/NH-N 消 耗 穩(wěn) 定 在1.34 左 右，NO—N 生成/NH-N 消耗穩(wěn)定在0.25 左右，與理論值1.32和0.26 相當(dāng)接近，厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)成功。

2.2 有機(jī)碳源添加階段

培養(yǎng)階段的人工配水中含有氨氮和亞硝態(tài)氮，卻不含有機(jī)碳，這種情況過于理想化，與實(shí)際污水的水質(zhì)情況不符。此階段用于觀測(cè)不同COD濃度下，反應(yīng)器的氨氮、亞硝態(tài)氮及總氮去除率，使用葡萄糖（分析純）提供進(jìn)水COD，每4 天提高一次進(jìn)水COD 濃度，每次提高30 mg·L，持續(xù)20 天。

此階段每天測(cè)量出水的氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮及總氮濃度。出水氨氮濃度變化如圖4 所示。

圖4 不同COD 濃度下出水氨氮濃度變化

根據(jù)進(jìn)、出水的氨氮、亞硝態(tài)氮及總氮濃度之差，計(jì)算出氨氮、亞硝態(tài)氮和總氮的去除率，計(jì)算結(jié)果如圖5 所示。

圖5 不同COD 濃度下氨氮，亞硝態(tài)氮和總氮去除率變化

隨后根據(jù)進(jìn)、出水的氨氮、亞硝態(tài)氮及硝態(tài)氮濃度之差，計(jì)算出NO—N 消耗/NH-N 消耗與NO—N 生成/NH-N 消耗的數(shù)值，計(jì)算結(jié)果如圖6 所示。

圖6 不同COD 濃度下三氮比變化

進(jìn)水加入COD 的前1～8 天（進(jìn)水COD 濃度30～60 mg·L），氨氮及亞硝態(tài)氮去除率均呈上升趨勢(shì)，此階段NO—N 消耗/NH-N 消耗沒有發(fā)生明顯變化，與理論值相近，NO—N 生成/NH-N 消耗略微降低，氨氮去除率和總氮去除率均提高，說明此階段進(jìn)水的有機(jī)碳不僅不會(huì)破壞AAOB 的優(yōu)勢(shì)地位，還能提高AAOB 的活性。第9～12 天，進(jìn)水COD 的濃度增長到90 mg·L，此時(shí)氨氮去除率降低，亞硝態(tài)氮去除率提高，總氮去除率提高至86.7%，NO—N 消耗/NH-N 消耗達(dá)到1.4，NO—N 生成/NH-N 消耗達(dá)到0.16，說明此階段反硝化菌的影響已不容忽視。第13～16 天，進(jìn)水COD 的濃度增長到120 mg·L，總氮去除率開始下降，其總體曲線逐漸緩和，說明AAOB 的優(yōu)勢(shì)地位并未被完全取代。第17～20天，進(jìn)水COD 的濃度增長到150 mg·L，氨氮和總氮去除率迅速下降，且無緩和趨勢(shì)，說明此濃度下，反應(yīng)器內(nèi)AAOB 的優(yōu)勢(shì)地位被迅速取代。

在不同濃度有機(jī)碳源對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)器的影響方面，已有大量前人的研究成果，部分研究結(jié)論表明，應(yīng)保證COD 濃度＜100 mg·L，與本文COD 濃度≤120 mg·L時(shí)可實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng)器運(yùn)行有些許差異，推測(cè)原因是本文所配置進(jìn)水的總氮濃度較高，AAOB 能否保持優(yōu)勢(shì)地位與進(jìn)水的碳氮比有一定關(guān)系。

2.3 短程硝化-厭氧氨氧化耦合實(shí)驗(yàn)階段

實(shí)驗(yàn)室內(nèi)有一臺(tái)已穩(wěn)定運(yùn)行的SBR 短程硝化反應(yīng)器，該反應(yīng)器氨氮去除率為90.7%，亞硝態(tài)氮積累率（NAR）為88.9%。將短程硝化反應(yīng)器的進(jìn)水和出水按比例混合后作為厭氧氨氧化反應(yīng)器的進(jìn)水。

短程硝化反應(yīng)器的進(jìn)水的氨氮濃度為243 mg·L，SBR 出水的氨氮及亞硝態(tài)氮濃度分別為23.5 mg·L和195.7 mg·L，計(jì)算進(jìn)水與出水的混合比例，使混合后的污水中NO-N/NH-N接近1.32。計(jì)算后可得，當(dāng)進(jìn)水與出水比例為1：1.94 時(shí)可滿足NO-N/NH-N=1.32 這一條件，考慮到進(jìn)水桶為25 L，將進(jìn)水與出水比例改變?yōu)?：17，即SBR 短程硝化出水累積到17 L 時(shí)，即可混入進(jìn)水桶然后作為UASB 厭氧氨氧化的進(jìn)水。

每天測(cè)量耦合后出水的氨氮、亞硝態(tài)氮及總氮濃度。計(jì)算出氨氮、亞硝態(tài)氮和總氮的去除率，計(jì)算結(jié)果如圖7 所示。

圖7 耦合后厭氧氨氧化反應(yīng)器的氨氮，亞硝態(tài)氮和總氮去除率

第一批次進(jìn)水氨氮及亞硝態(tài)氮濃度分別為79.7 mg·L和145.6 mg·L，此時(shí)進(jìn)水的NO-N/NH-N=1.83，原因?yàn)檫M(jìn)水時(shí)由于誤操作導(dǎo)致混合時(shí)加入過多的SBR 出水，此時(shí)氨氮去除率平均為80.9%，總氮去除率平均為64.5%。第二、三批次進(jìn)水氨氮及亞硝態(tài)氮濃度分別為92.9 mg·L和133.9 mg·L、NO-N/NH-N=1.44，誤差較小，此時(shí)氨氮去除率平均為88.4%，總氮去除率平均為78.1%。相比人工配水階段，耦合階段氨氮去除率和總氮去除率均略有下降，推測(cè)原因是，此時(shí)進(jìn)水的pH、COD 濃度和無機(jī)碳源濃度（IC）均發(fā)生了變化且進(jìn)水中就含有一定濃度的硝態(tài)氮。

短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝各階段出水COD 及氨氮濃度如表2。

表2 短程硝化-厭氧氨氧化耦合后各工藝出水的COD、氨氮濃度

短程硝化階段COD 去除率較低的原因是為滿足后續(xù)厭氧氨氧化反應(yīng)器的進(jìn)水NO-N/NH-N比例，每25 L 人工配水中有8 L 未進(jìn)入短程硝化反應(yīng)器，導(dǎo)致混合后的COD 濃度較高。厭氧氨氧化階段COD 去除率較高，說明反應(yīng)器內(nèi)依然存在一部分異養(yǎng)菌。

2.4 反應(yīng)器出水的三維熒光分析

掃描三維熒光后發(fā)現(xiàn)，進(jìn)水含有機(jī)碳源的情況下，出水的三維熒光光譜圖（EEM）會(huì)發(fā)生明顯變化，如圖8 所示。

圖8 （a）進(jìn)水不含有機(jī)碳源境況下的出水EEM，（b）進(jìn)水含有機(jī)碳源（葡萄糖）情況下的出水EEM，（c）耦合情況下的出水EEM

與肉眼觀測(cè)相比，使用平行因子分析法（PARAFAC）解析出水的三維熒光光譜更加準(zhǔn)確，因此多次取樣掃描后進(jìn)行平行因子法分析，分析結(jié)果如下：

（1）進(jìn)水不含有機(jī)碳源

采集足夠的出水樣本進(jìn)行分析，所得結(jié)果如圖9 所示。

圖9 進(jìn)水不含機(jī)碳源境況下的出水PARAFAC 分析：（a）類富里酸物質(zhì)；（b）類胡敏酸物質(zhì)

進(jìn)水不含有機(jī)碳源情況下，出水水樣中的熒光主要組分有兩個(gè)，分別為類富里酸物質(zhì)和類胡敏酸物質(zhì)，由于進(jìn)水中除少量作為螯合劑的EDTA外不含其他有機(jī)物，因此推測(cè)此時(shí)出水中的溶解性有機(jī)物（DOM）的產(chǎn)生與以AAOB 為主的自養(yǎng)菌的生命活動(dòng)有關(guān)。

（2）進(jìn)水含有機(jī)碳源

采集足夠數(shù)量的出水樣本進(jìn)行分析，所得結(jié)果如圖10 所示。

圖10 進(jìn)水含有機(jī)碳源情況下的出水PARAFAC 分析：（a）類蛋白質(zhì)物質(zhì)；（b）類富里酸物質(zhì)；（c）類胡敏酸物質(zhì)

進(jìn)水中存在有機(jī)碳源的情況下，出水水樣中的熒光主要組分有三個(gè)，分別為：類蛋白質(zhì)物質(zhì)、類富里酸物質(zhì)和類胡敏酸物質(zhì)。進(jìn)水無有機(jī)碳源情況下，類蛋白物質(zhì)熒光較弱。進(jìn)水添加有機(jī)碳源后，類蛋白熒光明顯增強(qiáng)，說明有機(jī)碳源能明顯提高反應(yīng)器內(nèi)微生物活性。

3 結(jié)論

（1）氧化溝污泥可作為厭氧氨氧化的接種污泥。本實(shí)驗(yàn)經(jīng)過75d 運(yùn)行后，UASB 反應(yīng)器的氨氮及亞硝態(tài)氮去除率均超過90%，總氮去除率達(dá)到了81.3%，NO—N 消耗/NH-N 消耗 及NO—N 生成/NH-N 消耗與理論值接近，厭氧氨氧化效果明顯。

（2）本實(shí)驗(yàn)的進(jìn)水總氮為223 mg·L，此時(shí)進(jìn)水中加入90 mg·L的COD，總氮去除率最高。COD 濃度超過150 mg·L時(shí)，反應(yīng)器內(nèi)AAOB 的優(yōu)勢(shì)地位被迅速取代。

（3）將短程硝化反應(yīng)器的進(jìn)水和出水按比例混合后作為厭氧氨氧化反應(yīng)器進(jìn)水的耦合方式是可行的，但需嚴(yán)格控制配水比例，否則會(huì)導(dǎo)致總氮去除率偏低。

（4）無有機(jī)碳源且氨氮負(fù)荷較低的情況下，類蛋白物質(zhì)熒光較弱，以致難以檢出。進(jìn)水添加有機(jī)碳源（耦合實(shí)驗(yàn)階段和投加有機(jī)碳源實(shí)驗(yàn)階段）后，出水水樣中的熒光主要組分有三個(gè)，分別為類蛋白質(zhì)物質(zhì)、類富里酸物質(zhì)和類胡敏酸物質(zhì)。