孫亞男

（呂梁市生態(tài)環(huán)境局，山西 呂梁 033000）

2021 年，全國(guó)水污染物氨氮排放總量為103.34 萬(wàn)t，總氮排放總量為304.14 萬(wàn)t，生活污水在這之中占有非常大的比例[1]。近年來(lái)，厭氧氨氧化工藝被認(rèn)為是最科學(xué)最環(huán)保的污水脫氮技術(shù)。厭氧氨氧化過(guò)程無(wú)需將NH4+-N 徹底氧化為NO3--N，只需要將部分NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N，理論上節(jié)約62.5%的曝氣能耗；此外，厭氧氨氧化細(xì)菌作為自養(yǎng)菌，無(wú)需外加碳源便能發(fā)生脫氮反應(yīng)，節(jié)約了處理成本；在工藝上，厭氧氨氧化反應(yīng)中理論上不產(chǎn)生N2O，有利于環(huán)境的可持續(xù)發(fā)展。厭氧氨氧化技術(shù)作為一種新型的生物脫氮途徑，改變了人們對(duì)傳統(tǒng)氮循環(huán)理論的認(rèn)識(shí)，其在高氨氮廢水如污泥厭氧消化液、垃圾滲濾液等處理中獲得了較好研究基礎(chǔ)，并實(shí)現(xiàn)了初步工程應(yīng)用，因此本文對(duì)污水應(yīng)用厭氧氨氧化工藝進(jìn)行脫氮研究[2-3]。

1 厭氧氨氧化工藝原理

厭氧氨氧化是指在厭氧條件下以亞硝酸鹽氮為電子受體將氨氮轉(zhuǎn)化成氮?dú)獾倪^(guò)程，反應(yīng)原理見(jiàn)式（1）。1997 年VandeGraaf 等通過(guò)同位素示蹤提出厭氧氨氧化反應(yīng)可能的代謝途徑，在該代謝途徑中，亞硝酸鹽還原酶將NO2--N 還原為羥胺（NH2OH），之后羥胺與NH4+-N 在水解酶的作用下反應(yīng)生成肼（N2H4），最后N2H4發(fā)生氧化反應(yīng)生成N2，完成厭氧氨氧化過(guò)程。厭氧氨氧化工藝主要受到溫度、溶解氧（DO）、碳源及碳氮比（C/N）的影響[4-5]。

2 厭氧氨氧化工藝影響因素

2.1 溫度

厭氧氨氧化細(xì)菌最適宜的生長(zhǎng)溫度為25～40 ℃，這主要與參與微生物代謝的酶活性有關(guān)，而酶的活性與溫度緊密相關(guān)，只有在適合的溫度下厭氧氨氧化細(xì)菌才能表現(xiàn)出良好的活性。當(dāng)溫度從30 ℃降至20 ℃和10 ℃，厭氧氨氧化細(xì)菌的活性分別降低至原活性的39%和14%。但是一般城鎮(zhèn)生活污水的溫度為10～25 ℃，厭氧氨氧化細(xì)菌在這個(gè)溫度下活性較低，反應(yīng)變慢，脫氮效果更差。

2.2 溶解氧（DO）

厭氧氨氧化細(xì)菌為厭氧（缺氧）菌，氧氣濃度的變化對(duì)細(xì)菌的活性有著重要的影響，當(dāng)氧氣含量較低時(shí)，細(xì)菌的反應(yīng)速度會(huì)加快，活性也會(huì)增高，而生活污水中的溶解氧濃度受環(huán)境影響較大，因此需要對(duì)污水中的溶解氧濃度進(jìn)行嚴(yán)格控制，避免污水中的氧氣濃度過(guò)高。

2.3 碳源

厭氧氨氧化細(xì)菌需要碳源來(lái)提供能量，二氧化碳等碳源物質(zhì)在生活污水中可以為厭氧氨氧化細(xì)菌提供必須的能量以及所需的生存環(huán)境，因此需要在生活污水中保持適量的碳源。

2.4 碳氮比（C/N）

在生活污水中除了溫度與溶解氧為必要物質(zhì)外，碳氮比也會(huì)對(duì)厭氧氨氧化細(xì)菌的活性有重要影響。生活污水中的碳氮比一般為2～5，而厭氧氨氧化細(xì)菌適宜生存環(huán)境中的碳氮比為<0.5，較高的碳氮比不利于厭氧氨氧化細(xì)菌進(jìn)行脫氮反應(yīng)，因此需要對(duì)生活污水中的碳氮比采取一定的方法進(jìn)行降低，為厭氧氨氧化細(xì)菌提供適宜的生存條件。

3 亞硝化-厭氧氨氧化耦合工藝

由圖1 可知，亞硝化-厭氧氨氧化耦合工藝設(shè)計(jì)為兩個(gè)反應(yīng)器，第一個(gè)反應(yīng)器為A/O 反應(yīng)器，第二個(gè)反應(yīng)器為UASB 反應(yīng)器，反應(yīng)器之間用水池連接。在A/O 反應(yīng)器中，設(shè)置了缺氧區(qū)以及好氧區(qū)，采用恒溫水浴，水溫控制在31 ℃，污泥從底部回流至反應(yīng)器。UASB 反應(yīng)器中溫度控制在37 ℃左右，出水通過(guò)回流至A/O 反應(yīng)器中，并且采用循環(huán)泵提高回流效果。

圖1 反應(yīng)裝置圖

4 部分亞硝化-厭氧氨氧化耦合工藝研究

4.1 部分亞硝化反應(yīng)器的快速啟動(dòng)

在亞硝化反應(yīng)器的快速啟動(dòng)中首先向A/O 反應(yīng)器接種活性污泥，將污泥質(zhì)量濃度保持在2 g/L，然后加入磁混凝生活污水，開(kāi)始連續(xù)進(jìn)水。維持曝氣區(qū)域DO質(zhì)量濃度為0.4 mg/L 左右，非曝氣區(qū)域DO 質(zhì)量濃度為0.05 mg/L 左右，pH 為7.2～7.4，溫度31 ℃。啟動(dòng)階段，每天監(jiān)測(cè)部分亞硝化反應(yīng)器進(jìn)水TN 和NH4+-N濃度，測(cè)定出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N 濃度，工藝啟動(dòng)及運(yùn)行效果如圖2 所示。

圖2 部分亞硝化啟動(dòng)階段運(yùn)行結(jié)果

1～5 d，進(jìn)水TN、NH4+-N 質(zhì)量濃度分別為42.6 mg/L和35.18 mg/L，經(jīng)好氧區(qū)曝氣反應(yīng)后，部分亞硝化反應(yīng)器出水TN 質(zhì)量濃度為22.79 mg/L，NH4+-N 質(zhì)量濃度為15.30 mg/L，NO2--N 質(zhì)量濃度為7.36 mg/L，NO2--N/NH4+-N 質(zhì)量濃度為0.48 mg/L，遠(yuǎn)低于適于厭氧氨氧化反應(yīng)發(fā)生的理論計(jì)量比1.32 mg/L。這主要是由于曝氣階段DO 質(zhì)量濃度較低，如此低的溶解氧濃度會(huì)造成氨氧化速率降低，氨氮硝化效果較差，導(dǎo)致出水亞硝酸鹽濃度較低，同時(shí)低曝氣量也會(huì)造成混合液攪拌不足，導(dǎo)致污泥沉降于池底。因此將曝氣流量由0.4～ 0.6 L/min 提高到0.6～0.8 L/min，同時(shí)將曝停比（時(shí)間比，min）由5∶30 提高到5∶20，進(jìn)一步提高亞硝酸鹽積累率。

6～17d，部分亞硝化反應(yīng)器出水氨氮質(zhì)量濃度降低至8.99 mg/L，亞硝酸鹽質(zhì)量濃度上升至9.17 mg/L，硝酸鹽質(zhì)量濃度維持在0 mg/L，NAR 達(dá)到100%，實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的亞硝化，出水NO2--N/NH4+-N 質(zhì)量濃度增大至1.25 mg/L，該出水水質(zhì)有利于厭氧氨氧化反應(yīng)的進(jìn)行。分析原因，該階段DO 質(zhì)量濃度增大到0.6～0.8 mg/L，氨氧化效果得到明顯提升，但DO 濃度仍然處于較低水平，在較低DO 質(zhì)量濃度下，AOB 比NOB更具備競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)，從而出現(xiàn)了穩(wěn)定的亞硝酸鹽積累，同時(shí)大量研究表明在高溫（30～35 ℃）時(shí)有利于部分亞硝化的穩(wěn)定運(yùn)行，反應(yīng)器通過(guò)水浴控制在31 ℃的高溫，利于AOB 的增殖，也有利于部分亞硝化的啟動(dòng)。

4.2 不同運(yùn)行階段氮的去除

如圖3 所示，反應(yīng)器成功啟動(dòng)后，階段Ⅰ中的總氮去除了79%，大部分的污染氮物質(zhì)得到了去除，在階段Ⅱ中，由于提高了污水中溶解氧的濃度，厭氧氨氧化細(xì)菌的活性得到了提高，因此氨氮去除率較第一階段提高了13%，在階段Ⅲ中，由于進(jìn)入反應(yīng)器中的含氮鹽物質(zhì)相對(duì)較低，所以氨氮去除率較低，相比較，階段Ⅱ中的氨氮去除率最高，因此在保持適宜溫度、碳源以及碳氮比的條件下，提高污水中溶解氧濃度對(duì)于NH4+-N 的去除有促進(jìn)作用。

圖3 各階段氮質(zhì)量濃度

5 結(jié)論

本研究中厭氧氨氧化反應(yīng)器與常規(guī)生化反應(yīng)器（A/O）串聯(lián)，在常規(guī)生化反應(yīng)器實(shí)現(xiàn)亞硝化。厭氧氨氧化工藝作為深度脫氮工藝，進(jìn)一步將氨氮和亞氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)?。在基本不額外增加運(yùn)行成本的基礎(chǔ)上實(shí)現(xiàn)了排水的提質(zhì)增效。該工藝的控制參數(shù)對(duì)現(xiàn)有污水處理廠提標(biāo)、降耗具有一定借鑒意義。