傳統(tǒng)城市生活污水處理主要采用硝化-反硝化工藝，通過高曝氣量和外加源來達到脫氮的效果，產(chǎn)生很多不必要的處理費用[1]. 厭氧氨氧化自養(yǎng)脫氮工藝相對于傳統(tǒng)脫氮工藝可節(jié)省60%的曝氣量，無需有機碳作為碳源，從而可以充分利用城市污水中的有機物產(chǎn)生能源物質——甲烷[2]，且不會產(chǎn)生CO2和N2O，是一種可持續(xù)污水處理技術[3,4].
但是厭氧氨氧化菌對有機物、 DO、 溫度和光等環(huán)境因素非常敏感，而預處理過后的生活污水仍會含有一定量的COD、 DO等物質，使得厭氧氨氧化系統(tǒng)受到影響[5, 6, 7]. Kalyuzhnyi等[8]發(fā)現(xiàn)，厭氧氨氧化菌和反硝化菌可以共生，通過兩種細菌的協(xié)同作用，可以有效地克服有機物對于厭氧氨氧化反應的抑制; Toh等[9]在利用厭氧氨氧化菌處理焦化廢水的研究中發(fā)現(xiàn)了反硝化菌的存在; Sabumon等[10]證實了有機碳存在的環(huán)境下，厭氧氨氧化反應能夠進行，且在ORP為(-248±25)mV時一部分NH4+會被氧化為NO3-通過反硝化作用被去除. 本研究以NH4+-N、 NO3--N為基質成功啟動了ANAMMOX反應器，并逐步向反應器內添加有機物，分析不同C/N比對厭氧氨氧化反應的影響，以期為厭氧氨氧化工藝處理城市生活污水的實際應用提供技術支持.
1 材料與方法
1.1 實驗材料
1.1.1 工藝流程和裝置
實驗所用裝置分為ABR去碳反應器和ABR厭氧氨氧化反應器兩個部分(見圖 1)，均由有機玻璃制成. 厭氧氨氧化反應器長20 cm，寬14 cm，高28 cm，有效容積為2.7 L. 反應器分為兩個格室，每格室升降流向隔間寬度比為6 ∶1，折流板導向角為45°，將反應器遮光放置于水浴缸之中，溫度維持在27℃左右. 反應器采用連續(xù)進水和溢流出水的方式，采用蠕動泵控制進水量從而控制水力停留時間.
圖 1 實驗裝置示意
1.1.2 接種污泥
本實驗ABR厭氧氨氧化系統(tǒng)所用污泥由實驗室培養(yǎng)成熟的厭氧氨氧化顆粒污泥和厭氧顆粒污泥按1 ∶1接種，接種量共1 L. 接種初期反應器混合液MLSS為8.5g ·L-1，污泥容積指數(shù)(SVI)為39 mL ·g-1，污泥沉降性能良好.
1.1.3 實驗進水
ABR厭氧氨氧化系統(tǒng)根據(jù)進水不同分為3個階段. 第一階段，進水采用人工配水，根據(jù)厭氧氨氧化反應化學計量比1 ∶1.32[11]，由NH4Cl提供NH4+-N，濃度為 50 mg ·L-1; NaNO2 提供NO2--N，濃度為65 mg ·L-1; 第二階段，向反應器內逐漸增加乙酸鈉作為有機物，濃度為0~200 mg ·L-1，采用NaHCO3調節(jié)進水pH在8左右，并添加KH2PO4、 MgSO4、 CaCl2和微量元素; 第三階段采用實驗室穩(wěn)定運行的ABR出水，另外再投加NaNO2作為基質，作為本階段厭氧氨氧化反應器用水. 實驗室采用ABR反應器處理城市生活污水，已穩(wěn)定運行120 d，出水COD濃度在80 mg ·L-1左右，NH4+-N 在30 mg ·L-1左右，另外投加NaNO2調節(jié)進水NO2--N濃度為39 mg ·L-1，采用NaHCO3調節(jié)進水pH為8.
1.2 分析項目及方法
1.2.1 分析方法
根據(jù)文獻[12]所列主要水質指標的測試方法： COD，快速消解分光光度法; NH4+-N，納氏試劑分光光度法; NO2--N，N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N，紫外分光光度法; TN，過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法; pH采用pHS-9V數(shù)顯酸度計測定; 溶解氧，YSI550A 溶氧儀; MLSS，濾紙稱重法.
1.2.2 實驗方法
本實驗分為3個階段，第Ⅰ階段，利用ABR反應器，維持HRT為10 h，在無有機碳源、 低氨氮負荷的條件下培養(yǎng)厭氧氨氧化菌，啟動厭氧氨氧化反應. 第Ⅱ階段，為考察反應器對含有有機物、 氨氮和亞硝酸鹽的低C/N比污水的處理性能，逐步向反應器內添加乙酸鈉作為有機碳源，研究厭氧氨氧化與反硝化的協(xié)同作用，并調節(jié)C/N比為0.5、 1和2，考察不同C/N比條件下厭氧氨氧化協(xié)同反硝化反應的脫氮性能. 第Ⅲ階段，進水基質變?yōu)轭A處理后的生活污水，進一步考察厭氧氨氧化協(xié)同反硝化反應器處理城市生活污水的性能.
2 結果與分析
2.1 厭氧氨氧化反應器的啟動
本實驗反應器在無有機碳源、 低氨氮負荷的條件下進行啟動(1～45 d)，進水NO2--N和NH4+-N濃度按照1 ∶1.3配水，分別為50 mg ·L-1和65 mg ·L-1，HRT為10 h，pH為8，TN負荷為0.7 kg ·(m3 ·d)-1，以厭氧氨氧化顆粒污泥和反硝化顆粒污泥混合接種啟動反應器.
反應器啟動前10 d，反應器處于適應期，NH4+-N去除率較低，NO2--N去除率逐漸升高(圖 2). 這是因為接種污泥在新環(huán)境中，有一部分菌群裂解、 死亡，被異養(yǎng)菌分解產(chǎn)生大量NH4+-N，導致出水NH4+-N含量較高[13]. 而接種的反硝化顆粒污泥可以利用細菌分解產(chǎn)生的有機物進行反硝化作用，將NO2--N和NO3--N轉化為N2，導致出水NO2--N和NO3--N含量較低.
圖 2 ABR反應器運行期間脫氮性能
經(jīng)過半個月左右的運行，反應器NH4+-N和NO2--N去除率不斷升高，但出水NO3--N濃度呈上升趨勢. 根據(jù)報道1 mol NH4+與1.31 mol NO2-反應除生成N2之外[10]，還會產(chǎn)生0.26 mol的NO3-[見式(1)]，會導致出水中含有一定量的NO3--N. 而反應器內有機物在第一階段被消耗完后，由于缺少碳源，反硝化反應無法進行，導致出水NO3--N含量開始增加.
經(jīng)過一段時間的培養(yǎng)，反應器出水水質穩(wěn)定在較高水平. 反應器出水NO2-、 NH4+和NO3-濃度平均值分別為1.1、 4.1和13.7 mg ·L-1，TN平均去除率為83%. 圖 3為厭氧氨氧化反應器反應化學計量學關系，顯示了反應器NO2--N的去除量與NH4+-N去除比值(ΔNO2--N/ΔNH4+-N)和NO3--N的產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值(ΔNO3--N/ΔNH4+-N)隨時間的變化關系. 厭氧氨氧化反應的三氮比ΔNH4+-N ∶ΔNO2--N ∶ΔNO3--N理論值為1 ∶1.32 ∶0.26[10]，除了厭氧氨氧化反應，反應器內可能存在的反硝化反應和硝化反應對這兩個計量學參數(shù)都有影響[2]，因此反應器內的化學計量學關系和出水的水質可以用于作為厭氧氨氧化反應器啟動成功的標準. 該階段平均三氮比ΔNH4+-N ∶ΔNO2--N ∶ΔNO3--N為1 ∶1.31 ∶0.27，接近理論值，表現(xiàn)出明顯的厭氧氨氧化特性，說明厭氧氨氧化反應器啟動成功.
圖 3 運行期間厭氧氨氧化反應的化學計量學關系
2.2 厭氧氨氧化與反硝化協(xié)同脫氮
從圖 2(a)~2(c)可以看出，NO3--N占了出水TN的70%以上，是導致TN去除率較低的主要因素. 在利用厭氧氨氧化反應器處理實際污水過程中，進水中不可避免地含有一定量的有機碳. 有研究表明，厭氧氨氧化菌與反硝化菌能在一個反應器內共存，反硝化菌利用有機物將反應器內的NO3-轉化為N2，可解除有機物對厭氧氨氧化的抑制作用; 同時反硝化產(chǎn)生的CO2還可為厭氧氨氧化提供無機碳源，兩者可實現(xiàn)協(xié)同作用[14]. 但是過高的COD會導致反硝化菌的過度繁殖，與厭氧氨氧化菌競爭并優(yōu)先利用NO2-，從而抑制厭氧氨氧化菌活性[9]. 因此在第Ⅱ階段(46~132 d)，本實驗設計了不同的進水COD/TN(C/N)比，考察ABR反應器中COD對脫氮的影響以及厭氧氨氧化菌和反硝化菌的相互作用.
2.2.1 C/N比為0.5
向進水中添加少量的有機物，維持進水C/N比在0.5左右(46~67 d). 從圖 2可以看出，反應器NO2-和NH4+去除率無明顯變化，但是出水平均NO3--N濃度從未添加有機物時(階段1)的13.7 mg ·L-1下降到10.2 mg ·L-1，下降了25%，TN去除率從83%上升到85%. 本階段平均三氮比為1 ∶1.35 ∶0.15，ΔNO2--N/ΔNH4+-N比理論值偏大，ΔNO3--N/ΔNH4+-N比理論值偏小，說明反應器內有一部分NO2-和NO3-通過反硝化作用被去除. 因為本實驗反應器中接種了一部分厭氧顆粒污泥，導致反應器內含有一定量的反硝化菌，進水中加入了有機碳后反應器中的異養(yǎng)反硝化細菌被迅速激活，將NO2-和厭氧氨氧化反應產(chǎn)生的一部分NO3-還原為N2. 這與文獻[15, 16, 17, 18]的研究結果一致，COD/NH4+-N比值在0~1.57之間對厭氧氨氧化過程去除NH4+和NO2-無明顯影響，反而可以通過異養(yǎng)反硝化過程提高TN去除率.
從文獻[14, 15]可知，在有機物存在的厭氧氨氧化反應器內主要存在著厭氧氨氧化反應(ANAMMOX)[式(1)]、 短程異養(yǎng)反硝化反應1[式(2)]、 短程異養(yǎng)反硝化反應2[式(3)]和全程異養(yǎng)反硝化過程(denitrification)[式(4)]. 在這些反應中，厭氧氨氧化反應無需有機碳源，厭氧氨氧化菌可利用NH4+作為電子供體，與NO2-反應生成N2達到脫氮的目的. 短程異養(yǎng)反硝化反應1、 短程異養(yǎng)反硝化反應2和全程異養(yǎng)反硝化反應需要以有機碳源作為電子供體，實現(xiàn)NO3-和NO2-的還原. 因此氮的去除途徑可以通過計算短程硝化作用的反應1、 2和全程反硝化作用消耗的COD和去除的TN來推出，見公式(5)~(6). 圖 4為基于實驗結果和上述提到的式(1)~(4)而計算出的結果. 推測在第二階段，C/N比為0.5時，通過厭氧氨氧化途徑去除的氮平均占80%，異養(yǎng)反硝化的貢獻占18%，其他方式如氨揮發(fā)、 微生物合成作用等占2%，證明在C/N比為0.5時，厭氧氨氧化占脫氮過程的主導地位.
圖 4 ABR反應器氮去除分析
2.2.2 C/N比為1
當C/N比由0.5上升為1(68~89 d)，如圖 2所示，隨著COD濃度的升高，反應器NO2-和NH4+去除率仍無明顯變化，但是出水NO3-濃度大幅度下降到4 mg ·L-1左右，對TN平均去除率也維持在90%以上，反應器達到良好的脫氮效果. 從圖 4中可以看出，反硝化所占比例增加，通過反硝化去除的氮已經(jīng)占34%. 顯然，充足的有機物可以增強反硝化作用達到更高的總氮去除率.
在79～89 d期間，出水水質保持穩(wěn)定，TN平均去除率為94%，說明厭氧氨氧化菌和異養(yǎng)反硝化菌能共存并協(xié)同脫氮. 有研究發(fā)現(xiàn)[17, 21, 22]，當COD/NO2-比為2時，整個反應周期過程中都有亞硝酸鹽的存在，可以避免在有機條件下異養(yǎng)反硝化過程對厭氧氨氧化反應的抑制. 當反應體系中亞硝酸鹽充足時，反硝化過程對厭氧氨氧化活性無明顯影響. 厭氧氨氧化菌與反硝化菌在對亞硝酸鹽的競爭中達到平衡，是其維持協(xié)同作用的關鍵. 賴楊嵐等[23]在采用UASB反應器培養(yǎng)厭氧氨氧化菌時發(fā)現(xiàn)最佳COD/TN比為1.46，在COD/TN比大于2時會抑制厭氧氨氧化菌的活性. 高范[19]的研究表明在COD ∶NO2- ∶NH4+為0.6 ∶1.26 ∶1時達到最佳的總氮去除率. 從上文可以得出，在較低C/N比條件下時，有機物不會破壞厭氧氨氧化反應的進行，厭氧氨氧化菌能與異養(yǎng)反硝化菌共生，并可以進一步提高反應器脫氮效率.
2.2.3 C/N比為2
綜上實驗結果中可以看出當C/N比為0.5和1時，有機物的存在對厭氧氨氧化反應沒有顯著的影響，厭氧氨氧化菌和反硝化菌能在較低的有機物濃度(COD<100 mg ·L-1)下共存并實現(xiàn)協(xié)同脫氮. 但是在實際廢水處理過程中，進水COD經(jīng)常會出現(xiàn)較大的波動，因此本實驗探究了在較高的C/N比條件下反應器的脫氮效果.
在第90～109 d，進水的C/N比提高到2時，從圖 2可以看出，出水NH4+濃度大幅上升，NO2-和NO3-濃度依然穩(wěn)定在較低水平，此階段三氮比平均值為1 ∶1.89 ∶0.01. 在高C/N比條件下，異養(yǎng)反硝化菌活性增強，反應器內絕大部分NO3-通過反硝化作用被去除; 而ΔNO2--N/ΔNH4+-N大幅度上升，說明大量的NO2-被用于反硝化反應，反應器內厭氧氨氧化菌由于缺少電子受體活性受到抑制. TN的平均去除率下降至78%，通過厭氧氨氧化途徑去除的氮僅占39%，異養(yǎng)反硝化脫氮占總氮去除的52%. 在有機物、 氨和亞硝酸鹽共存時，反硝化反應的吉布斯自由能(-427 kJ ·mol-1)低于厭氧氨氧化反應(-335 kJ ·mol-1)，反硝化過程更容易發(fā)生，更容易得到其共同的電子受體NO2-[24]; 另外，反硝化菌增長速率遠大于厭氧氨氧化菌[25]，導致厭氧氨氧化菌被抑制. 在本階段，反應器內的反硝化菌已經(jīng)超過厭氧氨氧化菌成為主導，厭氧氨氧化菌和反硝化菌的協(xié)同作用被破壞[26].
2.2.4 厭氧氨氧化反應器的恢復
反應器內C/N比為2，即COD為200 mg ·L-1左右時，由于厭氧氨氧化菌活性大大降低，導致TN去除率急劇下降，為了考察厭氧氨氧化反應器在有機負荷沖擊下的恢復能力，在第110～133 d，采用不含有機碳的進水培養(yǎng)厭氧氨氧化菌.
由圖 2中可以看出，經(jīng)過一段時間的馴化，出水NH4+-N濃度逐漸下降，但是NO3--N和NO2--N濃度呈上升趨勢，說明在缺少有機碳的條件下，反硝化反應受到抑制. 在第127 d NH4+-N的去除率達到89%，NO2--N出水濃度下降至1.3 mg ·L-1，TN去除率恢復至81%. 此時反應器三氮比為1 ∶1.32 ∶0.26，說明厭氧氨氧化菌的活性受到較高濃度有機物的抑制后，經(jīng)過無機進水的馴化，可在較短時間內得到恢復. 厭氧氨氧化菌中的浮霉菌門微生物能耐受高濃度有機碳源，在高有機負荷下仍能保持高效的脫氮作用[27]. 本實驗采用顆粒污泥富集厭氧氨氧化菌，污泥流失量較少，在有機負荷的沖擊下，厭氧氨氧化菌活性受到抑制，但是數(shù)量并未大量減少，此特性可以使反應器在有機負荷降低之后迅速恢復，使反應器具有一定的抗沖擊負荷能力.
2.3 厭氧氨氧化協(xié)同反硝化處理生活污水
目前，厭氧氨氧化工藝已被用于處理實際高氨氮廢水，例如垃圾滲濾液[28]、 污泥消化液[29]、 畜禽糞便廢水[30]等，采用此工藝處理低氨氮濃度的實際生活污水的研究較為少見. 本實驗中，采用厭氧氨氧化協(xié)同反硝化工藝處理低負荷含氮廢水，在NH4+濃度為50 mg ·L-1，C/N比為1時，可得到良好的處理效果，TN去除率可穩(wěn)定在90%以上，并具有一定的抗有機負荷沖擊能力. 為考察厭氧氨氧化協(xié)同反硝化反應器處理城市生活污水的性能，采用實驗室穩(wěn)定運行的ABR出水，另外再投加NaNO2提供NO2--N，作為本階段厭氧氨氧化反應器用水.
在第Ⅲ階段(133～153 d)，厭氧氨氧化反應器進水C/N比在1.1左右，經(jīng)過20 d的運行，反應器出水水質穩(wěn)定，出水NO2--N和NO3--N均低于1 mg ·L-1以下，出水NH4+-N平均濃度為6.5 mg ·L-1，TN平均濃度為7.5 mg ·L-1，TN平均去除率達到86%. 經(jīng)分析此階段經(jīng)厭氧氨氧化反應去除的氮占去除TN的 71%，經(jīng)異養(yǎng)反硝化反應去除的氮占26%，其他途徑占3%，厭氧氨氧化菌與反硝化菌在此條件下能實現(xiàn)協(xié)同脫氮.
盧健聰?shù)萚31]采用“甲烷化+半亞硝化+厭氧氨氧化脫氮”聯(lián)合工藝處理模擬城市污水，出水TN<4 mg ·L-1，溶解性COD<10 mg ·L-1，達到了良好的處理效果. 這種3段式處理工藝，可以充分利用各個反應器的特點，聯(lián)合起來達到產(chǎn)甲烷除COD和厭氧氨氧化脫氮的目的. 除三相式反應器之外，有研究者利用單相反應器實現(xiàn)厭氧氨氧化脫氮. Lotti等[32]利用SBAR反應器實現(xiàn)了短程硝化-厭氧氨氧化脫氮，該反應器在10℃、 進水NH4+-N濃度為60 mg ·L-1時，仍能運行良好. 本實驗采用ABR反應器，在不同格室內培養(yǎng)優(yōu)勢微生物，實現(xiàn)一體化除碳脫氮，有利于厭氧氨氧化工藝的實際應用.具體參見污水寶商城資料或http://www.yiban123.com更多相關技術文檔。
3 結論
(1)利用ABR反應器1 ∶1混合接種厭氧氨氧化顆粒污泥和厭氧顆粒污泥，可在45 d內快速啟動厭氧氨氧化反應，并實現(xiàn)穩(wěn)定運行. 反應器出水NO2--N、 NH4+-N和NO3--N濃度平均值分別為1.1、 4.1和13 mg ·L-1，總氮平均去除率為83%，該階段三氮比為1 ∶1.31 ∶0.27.
(2)向反應器內加入少量的有機物(COD<100 mg ·L-1)，可以通過厭氧氨氧化菌和反硝化菌的協(xié)同作用提高TN去除率. C/N比為1時，反應器可達到最佳處理效果，對TN去除率維持在90%以上; C/N升高到2時，在高COD的影響下，厭氧氨氧化反應受到抑制，TN去除率下降; 通過降低進水COD濃度可以使受有機碳抑制的反應器快速恢復，說明協(xié)同脫氮反應器可以抵抗一定的有機負荷沖擊.
(3)采用厭氧氨氧化協(xié)同反硝化反應器處理城市污水，出水NO2--N和NO3--N均低于1 mg ·L-1以下，NH4+-N和TN平均濃度分別為6.5 mg ·L-1和7.5 mg ·L-1，TN平均去除率達到86%以上，說明協(xié)同脫氮反應器可以高效穩(wěn)定地處理城市生活污水.（來源及作者：蘇州科技學院環(huán)境科學與工程學院 張詩穎 吳鵬 宋吟玲 沈耀良 張婷 ）
