常溫下UASB反應器厭氧氨氧化生物脫氮試驗

張彥江，姚俊芹

(新疆大學資源與環境科學學院，新疆烏魯木齊 830046)

水體氮污染引起的富營養化已經引起人們廣泛關注，污水排入水體前進行由微生物完成的脫氮處理，是目前城鎮污水處理廠的基本要求。硝化-反硝化是目前運用最廣泛的傳統生物脫氨途徑，實際運行中具有流程長、工藝操作運行復雜的缺點[1]。人們開始探討高效經濟的生物脫氮新技術。1995年，荷蘭Delft大學一個生物脫氮流化床反應器中發現在厭氧條件下，氨氮和亞硝酸鹽氮的同時消失，并同時有氮氣和少量硝酸鹽氮的生成，這種現象被稱作厭氧氨氧化[2]。隨后，研究表明厭氧氨氧化是一種生化反應[3]，且厭氧氨氧化菌廣泛存在于自然界中[4-5]。厭氧氨氧化現象的發現，打破了對自然界氮循環的認識，開辟了一條全新的生物脫氮途徑，成為近年來污水處理生物脫氮新工藝研究的熱點[6-7]。研究表明，溫度是影響厭氧氨氧化反應的主要因素之一[4,8]，(32±1) ℃被證明是厭氧氨氧化反應的最佳反應器溫度[9]。如果能實現不加熱污水，常溫下厭氧氨氧化生物脫氮，將大大減少污水加熱的成本。該試驗考察接種普通污水廠活性污泥，常溫下(22～29 ℃)能否實現厭氧氨氧化生物脫氮，以期為厭氧氨氧化工藝的早日工程應用提供理論參考。

1 材料與方法

1.1試驗裝置試驗裝置采用如圖1所示UASB反應器，反應器由有機玻璃加工制成，總容積為3.20 L，其中反應區2.28 L，沉淀區0.92 L。進水由UASB反應器底部泵入，出水從反應器上部出水口流出。以防光對厭氧氨氧化菌的損害，反應器用黑紙包裹。

注：1.進水隔膜泵；2.配水桶；3.溫度計；4.排氣；5.出水；6.取樣口Note:1.Inlet diaphragm pump; 2. With bucket; 3. Thermometer; 4. Exhaust; 5. Outlet; 6. Sample port圖1 試驗裝置示意Fig.1 Diagram of experimental reactor

1.2接種污泥與試驗用水接種污泥取自于烏魯木齊市某污水處理廠氧化溝，接種量為2.30 L。試驗用水為自來水配制，氨氮和亞硝酸鹽氮分別由NH4Cl和NaNO2提供，由于自來水中存在少量的硝酸鹽氮，因此試驗用水中存在少量的硝酸鹽氮。

主要元素為NaHCO3(500 mg/L)、MgSO4(300 mg/L)、CaCl2(126 mg/L)、KH2PO4(30 mg/L)。同時投加微生物生長必需的微量元素溶液，以滿足微生物正常生長所需微量元素Ⅰ：FeSO4(5 000 mg/L)；微量元素Ⅱ：ZnSO4·7H2O(430 mg/L)、CoCl2·6H2O(240 mg/L)、MnCl2·H2O(990 mg/L)、CuSO4·H2O (250 mg/L)、NiCl2·6H2O(190 mg/L)，H3BO4(14 mg/L)[10]。

1.3監測項目及方法NH4+-N，納氏試劑光度法；NO2--N，N-(1-萘基)-乙二胺光度法；NO3--N，紫外分光光度法；溫度，水銀溫度計。

1.4試驗方法試驗期間(2016年1—10月)進水氨氮和亞硝酸鹽氮質量濃度分別為50和70 mg/L(濃度比為1.0∶1.4)，通過調節進水量調整反應器的容積負荷。研究表明，普通污水處理廠活性污泥中具有厭氧氨氧化菌活性的菌數量較少，反應器所能承受的負荷較低[10]。因此，第1～17天流量為4.0 L/d，氨氮容積負荷為0.063 kg/(m3·d)，目的是為加快反應器內有機物的消耗，減少有機物對厭氧氨氧化的影響。當反應器內表現出厭氧氨氧化活性后，第18～43天流量，降為3.4 L/d，氨氮容積負荷下調為0.053 kg/(m3·d)，目的是提高厭氧氨氧生物脫氮去除率。當去除率達到70%以上，但是一直徘徊不前，第44～85天再進一步降低流量,降為2.6 L/d，氨氮容積負荷為0.041 kg/(m3·d)，以提高反應器的脫氮效果。暑假期間，反應器停止運行3個月。10月開始進行二次啟動的試驗，第1～36天流量為2.6 L/d。

2 結果與分析

2.1氨氮的去除水體中氨氮的生物去除，好氧條件下，經亞硝化菌和硝化菌的作用，通過硝化作用轉化為硝酸鹽氮；另一種就是在厭氧條件下，在厭氧氨氧化菌的作用下，與亞硝酸鹽氮經厭氧氨氧化生化反應去除。圖2顯示，接種污泥從第7天開始有氨氮的去除，隨后去除率逐漸提高，到第75天以后去除率均在90.0%以上。第75～85天，氨氮的平均去除率為93.5%。

圖2 進、出水氨氮濃度和去除率變化Fig.2 Variation of concentration and removal rate of NH4+-N in influent and effluent

2.2亞硝酸氮的去除水體中亞硝酸鹽氮在厭氧條件下的生物去除通常有2種途徑：一是有機物存在時，在反硝化菌作用下，經反硝化作用生成氮氣而去除；另一種就是厭氧氨氧化途徑。研究表明，厭氧氨氧化菌是一種自養菌，較高有機物濃度會抑制厭氧氨氧化菌的活性[11]。圖3顯示，反應器對亞硝酸氮的去除規律相對復雜。接種污泥來自城市污水處理廠，污泥中含有大量的有機物和微生物。試驗初期第1～12天，在污泥中反硝化菌作用下，進水亞硝酸鹽氮經反硝化作用被去除，表現為對亞硝酸鹽氮的去除率逐漸提高，達96.9%。隨著有機物的消耗，厭氧氨氧化菌開始表現出活性，結合圖2中第13～20天氨氮的去除分析，有氨氮的去除，表明厭氧氨氧化作用去除了部分亞硝酸鹽氮，且亞硝酸鹽氮去除率很高，說明亞硝酸鹽氮是通過反硝化和厭氧氨氧化2種途徑去除，但仍然是反硝化途徑去除為主。隨著有機物的消耗，反硝化途徑減弱，第21～44天厭氧氨氧化途徑還沒有成為主要途徑，因此表現出亞硝酸鹽氮的去除率反而下降。在第44天以后，當有機物完全消耗殆盡后，亞硝酸鹽氮的去除率又開始穩步提高，表明反應器內厭氧氨氧化反應成為反應器內的主導反應。第75～85天亞硝酸鹽氮平均去除率為86.1%。

圖3 進、出水亞硝酸鹽氮濃度和去除率變化Fig.3 Variation of concentration and removal rate of NO2--N in influent and effluent

2.3硝酸鹽氮的生成厭氧氨氧化是生化反應，經過大量的試驗，得出厭氧氨氧化的生化反應式為[4]：

NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+ 0.13H+→1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O

(1)

式(1)顯示，厭氧氨氧化生物脫氮的特點是氨氮和亞硝酸鹽氮的去除，同時會有少量的硝酸鹽氮生成。由圖4可知，反應器在第9天開始有硝酸鹽的生成，表明第9天反應器內就開始出現厭氧氨氧化現象。

圖4 進、出水硝酸鹽氮濃度變化Fig.4 Variation of NO3--N concentration in influent and effluent

2.4厭氧氨氧化反應的三氮比由式(1)可以看出，去除的氨氮、去除的亞硝酸鹽氮和生成的硝酸鹽氮的比(簡稱三氮比)為1.00∶1.32∶0.26。厭氧氨氧化菌在20～43 ℃均具有活性[4]，在31 ℃左右活性最高[9]。

從圖5可以看出，第1次啟動溫度為22～29 ℃，平均為25 ℃，前47 d三氮比值波動較大，之后出水氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮含量穩定，反應器三氮比趨于穩定，表明反應器中厭氧氨氧化是反應內的主要生物脫氮途徑，反應器在22～29 ℃順利啟動。

圖5 第1次啟動溫度和三氮比的變化Fig.5 Variation of temperature and the ratio of removed NH4+-N,removed NO2--N and produced NO3--N at the first time

圖6 第2次啟動溫度和三氮比的變化Fig.6 Variation of temperature and the ratio of removed NH4+-N,removed NO2--N and produced NO3--N at the second time

2.5厭氧氨氧化反應器的二次啟動及運行第2次啟動厭氧氨氧化反應器，溫度為17～25 ℃，平均溫度為22 ℃，圖6顯示厭氧氨氧化菌活性低，造成反應器氨氮和亞硝酸鹽氮去除率低，溫度逐漸上升后其活性也隨之逐漸增強，反應器僅用16 d就恢復穩定運行狀態，氨氮和亞硝酸鹽氮平均去除率分別為96.6%和90.1%，第16～36天三氮比平均為1.00∶1.32∶0.21，成功恢復了厭氧氨氧化菌活性，表明厭氧氨氧化菌可以在17～25 ℃表現出活性。

3 結論

(1)接種普通活性污泥經過75 d運行，在常溫22～29 ℃下可以成功啟動UASB厭氧氨氧化反應器，氨氮和亞硝酸鹽氮的平均去除率分別達93.5%和86.1%。

(2)在17～25 ℃下二次啟動反應器，運行16 d可快速恢復厭氧氨氧化菌活性，氨氮和亞硝酸鹽氮的平均去除率分別達96.6%和90.1%。

[1] JETTEN M S,LOGEMANN S,MUYZER G,et al.Novel principles in the microbial conversion of nitrogen compounds[J].Antonie van leeuwenhoek,1997,71(1/2):75-93.

[2] MULDER A,VAN DE GRAAF A A,ROBERTSON L A,et al.Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor[J].FEMS Microbiology Ecology,1995,16(3):177-183．

[3] VAN DE GRAAF A A,MULDER A,DE BRUIJN P,et al．Anaerobic oxidation of ammonium is a biologically mediated process[J].Applied and environment microbiology,1995,61(4):1246-1251．

[4] JETTEN M S M,MARC S,PAS-SCHOONEN K T,et al.The anaerobic oxidation of ammonium[J].FEMS Microbiology Review,1998,22(5):421-437.

[5] 沈李東,鄭平,胡寶蘭.自然生態系統中的厭氧氨氧化[J].生態學報,2011,31(15):4447-4454.

[6] CHEN H,HU H Y,CHEN Q Q,et al.Successful start-up of the anammox process:Influence of the seeding strategy on performance and granule properties[J].Bioresource technology,2016,211:594-602.

[7] WANG S H,GUO J B,LIAN J,et al.Rapid start-up of the anammox process by denitrifying granular sludge and the mechanism of the anammox electron transport chain[J].Biochemical engineering journal,2016,115:101-107.

[8] 姚俊芹,劉志輝,周少奇.溫度變化對厭氧氨氧化反應的影響[J].環境工程學報,2013,7(10):3993-3996.

[9] 艾熱古力·拍孜拉,姚俊芹,周少奇.常溫下UASB/生物膜厭氧氨氧化反應器脫氮試驗[J].中國給水排水,2014,30(5):6-9.

[10] 周少奇,姚俊芹.UASB厭氧氨氧化反應器啟動研究[J].食品與生物技術學報,2005,24(6):1-5.

[11] 管勇杰,于德爽,李津,等.有機碳源作用下厭氧氨氧化系統的脫氮效能[J].環境科學,2017,38(2):654-664.