產甲烷反硝化工藝處理畜禽糞液可行性試驗研究

彭緒亞，李治陽，洪俊華，何清明，劉玉浩

（重慶大學 三峽庫區生態環境教育部重點實驗室，重慶400044）

重慶三峽庫區眾多的畜禽養殖場建在次級支流沿岸，畜禽排放物大多未經處理直接排入水體，畜禽糞液已成為三峽水庫的主要污染源之一，嚴重威脅三峽庫區水環境安全，且隨著經濟的增長，養殖業必將進一步發展，其畜禽糞液必將會對環境造成更嚴重的影響，因此，開發高效經濟的畜禽糞液處理技術具有必要性和迫切性。

目前，在同一反應器進行產甲烷反硝化方面國內外學者進行了有意義的研究。Lin［1］提出應用同時產甲烷反硝化去除有機質和氮源，并提出了厭氧同時反硝化產甲烷顆粒污泥的代謝模型。Hendriksen［2］以含有揮發性脂肪酸和硝酸鹽的模擬廢水為進水，在UASB反應器成功實現了同時反硝化產甲烷 反 應；An［3］，Zhang［4］，Im［5］，Peng［6］，Corral［7］在廢水處理過程中應用了同時產甲烷反硝化技術處理不同的有機廢水。陳莉莉［8］在UASB反應器中成功實現了同時產甲烷反硝化，其COD和NO3－－N負荷分別達15.55kg·m－3d－1和1.55kg·m－3d－1時，二者去除率分別達95%和接近100%。孫宏偉［9］應用UASB－A／O系統同步深度去除高濃度有機物和氨氮的滲濾液，在原液COD平均為6 537mg·L－1，NH4＋－N 為2 021mg·L－1的條件下，系統COD和NH4＋－N去除率分別為95.4%和99.2%；袁志丹［10］應用同時產甲烷反硝化反應器（UASB）和好氧硝化反應器串聯處理實際淀粉廢水，將好氧反應器的硝化液出水按1：1～3：1的回流比回流到UASB反應器，實現同時產甲烷反硝化；孫寓嬌［11］，遲 文 濤［12－13］，祖 波［14］，韓 曉 宇［15］也 對 同時產甲烷反硝化進行了一定的研究，但是利用上流式反應器產甲烷反硝化不適合處理高懸浮物的畜禽糞液，故提出于完全混合式反應器產甲烷反硝化去除畜禽糞液中的有機質和氮。

針對高濃度有機質和高氨氮的畜禽糞液提出了一種新的除碳脫氮工藝，即于同一反應器內進行產甲烷反硝化，反硝化產生的堿度不僅可以避免厭氧產甲烷反應器出現酸化問題，而且利用亞硝態氮作為電子受體進行反硝化，可縮短反硝化反應歷程，為后續研究奠定理論基礎。

1 材料和方法

1.1 試驗裝置與方法

反應器裝置如圖1所示，其反應區容積為3L。為保證微生物與廢水充分混合，反應器內設間歇式攪拌器，轉速為30～40r／min，反應器外部設恒溫裝置，溫度控制為32±1℃，根據反應器負荷加樣，每日從出水口取樣分析測試各項指標，通過測試COD、NO2－－N、NO3－－N、NH4＋－N、pH 值等指標判斷反應器內的運行狀況。

1.2 接種污泥與試驗過程

污泥取自重慶大學已馴化好的UASB厭氧顆粒污泥和少量UASB培養出的厭氧氨氧化顆粒污泥混合接種，其VSS／SS為0.58，污泥含水率92%，pH為7.30。

圖1 試驗裝置圖

第1階段，通過提高進水濃度逐漸提高反應器負荷，進水為模擬廢水，利用葡萄糖，亞硝酸鈉配置不同濃度的COD和NO2－－N廢水，并加入適量的KH2PO4提供合成細胞需要的磷源，進行產甲烷反硝化的研究，每升廢水各添加1mL微量元素溶液Ⅰ（微Ⅰ）、微量元素溶液Ⅱ（微Ⅱ），微Ⅰ組成為EDTA 25g·L－1；微Ⅱ組成為CaCl218.3g·L－1，FeSO45g·L－1，MgSO415.13g·L－1，MnCl2·4H2O 2.5g·L－1，NiCl2·6H2O 0.69g·L－1，CoCl2·6H2O 0.52g·L－1，NaMoO4·2H2O 0.25g·L－1，ZnSO4·7H2O 0.43g·L－1，CuSO4·5H2O 0.25g·L－1，H3BO30.014g·L－1，SE0.01g·L－1。

第2階段，通過外加亞硝態氮于畜禽糞液，研究產甲烷反硝化工藝處理畜禽糞液實際廢水的可行性。畜禽糞液成分：COD 10 000～20 000mg／L，NO3－－N約54mg／L，NO2－－N 10mg／L以下，NH4－－N 約1 000mg／L。

1.3 分析項目與測試方法

廢水水質指標測試方法為［16］：NH4＋－N：納氏試劑比色法；NO3－－N：紫外分光光度法；NO2－－N：N－（1－萘基）乙二胺比色法；COD：HACH替代試劑比色法；MLSS和MLVSS：標準重量法；DO：溶氧儀法；pH值：玻璃電極法；氣體體積：排水法；沼氣成分：紅外測定法；生物相：KYKY－1000型掃描電鏡。

2 結果與討論

2.1 去除模擬廢水有機質和氮

2.1.1 產甲烷反硝化在反應器中的實現 于反應器接種污泥后，應用模擬廢水進行產甲烷反硝化的研究。王麗麗等［17］以葡萄糖為碳源進行反硝化過程中，認為C／N為6～7時，反硝化碳源充足。由于需要在同一反應器實現反硝化和產甲烷反應，因此應用C／N比大于7的模擬廢水滿足反硝化菌對有機質的需求；陳莉莉等［8］利用C／N為10的模擬廢水取得較好的產甲烷反硝化效果，故該試驗以C／N為10的模擬廢水進行同一反應器產甲烷反硝化的試驗研究。啟動過程中逐漸提高反應器內負荷，每5d增加的COD和NO－2－N負荷分別為1.0kg·m－3·d－1和0.1kg·m－3·d－1，運行50d，反應器中COD和NO－2－N負荷分別達10.5kg·m－3·d－1和1.05kg·m－3·d－1，其COD和NO2－－N去除效果較為理想。反應器COD和NO2－－N負荷及其去除率隨運行時間的變化規律分別如圖2和圖3所示。

圖2 COD負荷及其去除率

圖3 NO2－－N變化規律及產生的NO3－－N

由圖2知，在反應器中有機負荷COD從1.5kg·m－3·d－1穩步上升到 10.5kg·m－3·d－1，COD去除率基本大于80%，因此混合式反應器適合處理高濃度有機廢水，大量有機質被轉化為生物能源。污泥經過5d的馴化，反應器開始有沼氣產生，隨著負荷的增加，產沼率從初期的0.17m3·m－3·d－1逐漸增加至1.0m3·m－3·d－1以上，沼氣中甲烷含量由24%逐漸增加至60%左右。

由圖3知，亞硝態氮負荷從0.15kg·m－3·d－1穩步提高到1.05kg·m－3·d－1，隨著亞硝態氮負荷的提高，亞硝態氮得到穩定去除，亞硝態氮的去除率維持在98%以上；反應期間監測了反應器中硝態氮的含量，其濃度主要在0～10.0mg／L之間，由此推測，反應器中存在少量的亞硝酸氧化菌，該菌將廢水中的亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽。

2.1.2 氨氮在反應器中的變化規律 由于有機質中的氮素經過厭氧消化后主要被轉化為氨氮，消化液中有較高濃度的氨氮存在，因此研究產甲烷反硝化反應器中氨氮濃度變化規律具有重要的現實意義，實驗在接種污泥時引入了少量厭氧氨氧化污泥，分析厭氧氨氧化菌在反應器中發揮的作用及氨氮在產甲烷反硝化反應器中的變化規律。

圖4 出水NH4＋－N濃度

由圖4可見，反應初期氨氮未被去除并略有增加，推測其主要原因是反應初期，反應器中亞硝態氮濃度不高，其在反應器中優先被反硝化菌利用，同時，厭氧氨氧化菌并未適應高濃度的有機質環境，其活性受到抑制，故初期厭氧氨氧化反應不明顯，從而抑制了氨氮的去除；隨著反應的進行，厭氧氨氧化菌的活性逐漸增加，反應器中氨氮濃度從初期的843.23mg／L逐漸減小到后期的75.31mg／L，反應器污泥表現出良好的厭氧氨氧化活性，由此可以推斷反應器中同時存在產甲烷菌、反硝化菌和部分厭氧氨氧化菌。

2.1.3 產甲烷反硝化污泥生物相 反應器接種污泥為厭氧消化污泥，呈黑色，運行后期反應器污泥顏色變為淺褐色，并形成了一定大小的顆粒污泥。對后期污泥進行系列預處理［18］：2.5%戊二醛（按1：1）固定2～8h，1 500r／min下離心；0.1M 磷酸緩沖液（pH 7.2）清洗3次；依次用30%、50%、70%、80%、90%、100%（各2次）乙醇脫水；再用50%、70%、90%、95%、100%（各2次）洗滌2次；于40～45℃的烘箱中恒溫干燥；噴金制樣；利用掃描電鏡觀察污泥內部結構，如圖5所示。

由圖發現反應器中主要存在螺旋菌、絲狀菌、桿菌和球菌。由圖（a）、（b）發現螺旋菌和球菌相互耦合；由（c）圖可見絲狀菌和桿菌緊密聚集；同時，反應器中有大量的球狀菌存在，見圖（d）。由于甲烷菌主要為絲狀菌、螺旋菌、八疊球菌，反硝化菌主要為桿菌和球菌，厭氧氨氧化菌主要為球狀菌，由掃描電鏡照片可以說明反應器內的菌群種類豐富，且主要為產甲烷菌、反硝化菌和部分厭氧氨氧化菌。

2.2 去除畜禽糞液有機質和亞硝態氮

對同一反應器產甲烷反硝化處理畜禽糞液有機質和氮的可行性進行試驗研究，通過調節進水量逐漸提高反應器負荷，COD負荷由2kgCOD·m－3·d－1逐漸提高至7kgCOD·m－3·d－1，COD去除率從50%逐漸提高至80%，見圖6；NO2－－N負荷由0.2kgNO2－－N·m－3·d－1逐漸提高至0.7kg NO2－－N·m－3·d－1，亞硝態氮去除率達98%，出水硝氮濃度主要在5mg／L以下，見圖7；當COD負荷為2kgNO2－－N·m－3·d－1時，產氣負荷為0.2m3·m－3·d－1，當COD負荷提高至7kgCOD·m－3·d－1時，產氣負荷為0.5m3·m－3·d－1～1m3·m－3·d－1左右，因此同一反應器產甲烷反硝化處理畜禽糞液具有可行性。由于厭氧反應器中有機氮向無機氮轉換導致出水氨氮值比進水氨氮值高，畜禽糞液總氮幾乎無太大的變化。

圖5 反應器內污泥的掃描電鏡照片

圖6 COD負荷及其去除率

3 結論

針對高濃度有機質和高氨氮的畜禽糞液提出了一種新的除碳脫氮工藝，即于同一反應器內進行產甲烷反硝化。通過對產甲烷反硝化工藝的啟動運行和產甲烷反硝化工藝處理畜禽糞液實際廢水可行性的研究得到如下結論。

圖7 NO2－－N負荷及其去除率

1）經過50d的運行完成厭氧反應器產甲烷反硝化工藝的啟動，反應器中COD和NO2－－N負荷分別從1.5kgCOD·m－3·d－1和0.15kgNO2－－N·m－3·d－1增加至10.5kgCOD·m－3·d－1和1.05kg－NO2－－N·m－3·d－1，COD去除率大于80%，NO2－－N去除率大于98%。

2）應用產甲烷反硝化工藝處理畜禽糞液時，COD負荷由2kgCOD·m－3·d－1逐漸提高至7kg－COD·m－3·d－1，COD去除率從50%逐漸提高至80%；NO2－－N負荷由0.2kgNO2－－N·m－3·d－1逐漸提高至0.7kgNO2－－N·m－3·d－1，亞硝態氮去除率大于98%。

3）應用掃描電鏡觀察反應器內污泥微觀性狀，發現反應器中主要存在螺旋菌、絲狀菌、桿菌和球菌，同時結合反應器中氨氮濃度的變化，推測反應器中同時存在甲烷菌、反硝化菌和部分厭氧氨氧化菌。

［1］Lin Y F，Chen kC.Denitrification andmethanogenesis in a co－>immobilizedmixed culturEsystem ［J］.Water Research，1995，29（1）：35－>43.

［2］Hendriksen H V，Ahring B K.Integrated removal of nitratEand carbon in an upflow anaerobic sludgEblanket（UASB）reactor：operating performance［J］.Water Research，1996，30（6）：1451－>1458.

［3］An Y Y，Yang F L，Chua H C.ThEintegration ofmethanogenesis with shortcut nitrification and denitrification in a combined UASB withmBR ［J］.BioresourcETechnology，2008，99：3714－>3720.

［4］Zhang D J.ThEintegration ofmethanogenesis with denitrification and anaerobic ammonium oxidation in an expanded granular sludgEbed reactor［J］.Journal of Environment Sciences，2003，15（3）：423－>432.

［5］Im J H，Woo H J，Choim W.Simultaneous organic and nitrogen removal frommunicipal landfill leachateusing an anaerobic－>aerobic system ［J］.Water Research，2001，35（10）：2403－>2410.

［6］Peng Y Z，Zhang S J，Wei Z.Organic removal by denitritation andmethanogenesis and nitrogen removal by nitritation from landfill leachatE［J］. Water Research，2008，48：883－>892.

［7］Corral Am，Nchezm S.Simultaneousmethanogenesis and denitrification of pretreated effluents from a fish canning industry［J］.Water Research，2001，35（2）：411－>418.

［8］陳莉莉，左劍惡，樓俞，等.同時產甲烷反硝化在UASB反應器中的實現［J］.中國沼氣，2006，24（2）：3－>7.CHEN Lili，ZUO Jiane，LOU Yu，et al.Study on simultaneousmethanogenesis and denitrification in a UASB Reactor［J］.China Biogas，2006，24（2）：3－>7.

［9］孫洪偉，王淑瑩，時曉寧，等.單一缺氧／厭氧UASB同步反硝化產甲烷與A／O組合工藝處理實際晚期滲濾液［J］.化工學報，2009，60（11）：2891－>2896.SUN Hongwei，WANG Shuying，SHI Xiaoning，et al.SinglEanoxic／anaerobic UASB simultaneous denitrification andmethanogenEsi s combined with A／O for treatment of real landfill leachate［J］.Ciesc Journal，2009，60（11）：2891－>2896.

［10］袁志丹，左劍惡，甘海南，等.同時產甲烷反硝化與硝化串聯工藝處理淀粉廢水［J］.環境科學學報，2008，28（7）：1272－>1278.YUAN Zhidan，ZUO Jiane，GAN Hainan.Treatment of starch processing wastewater using a combined simultaneousmethanogenesis and denitrification（SMD）－>nitrification process［J］.Acta ScientiaECircumstantiae，2008，28（7）：1272－>1278.

［11］孫寓姣，左劍惡，陳莉莉.同時產甲烷反硝化顆粒污泥中微生物群落結構［J］.中國環境科學，2007，27（1）：44－>48.SUN Yujiao， ZUO Jiane， CHEN Lili.microbial community structurEin simultaneousmethanogenesis and denitrification granular sludge［J］.China Environmental Science，2007，27（1）：44－>48.

［12］遲文濤，江瀚，王凱軍.厭氧懸浮顆粒污泥床同時反硝化產甲烷研究［J］，中國沼氣，2007，25（3）：10－>13.CHI Wentao，JIANG Han，WANG Kaijun.Simultaneous denitrification andmethanogenesis in an anaerobic suspended granular sludgEreactor ［J］.China Biogas，2007，25（3）：10－>13.

［13］遲文濤，趙雪娜，江瀚，等.厭氧同時反硝化產甲烷工藝研究進展［J］，中國沼氣，2006，24（4）：6－>8.CHI Wentao，ZHAO Xuena，JIANG Han，et al.Development of anaerobic simultaneous denitrification／methanogenesis process［J］.China Biogas，2006，24（4）：6－>8.

［14］祖波，張代鈞，白玉華.EGSB反應器中耦合厭氧氨氧化與甲烷化反硝化的研究［J］.環境科學研究，2007，20（2）：51－>57.ZU Bo，ZHANG Daijun，BAI Yuhua.Study of integration ofmethanogensis with simultaneous anaerobic ammonium oxidation and denitrification in EGSB Reactor ［J］. Research of Environmental Sciences，2007，20（2）：51－>57.

［15］韓曉宇，彭永臻，張樹軍.厭氧同時反硝化產甲烷工藝的應用及進展［J］，中國給水排水，2008，24（6）：15－>19.HAN Xiaoyu，PENG Yongzhen，ZHANG Shujun.Application and progress of anaerobic simultaneous denitrification andmethanogenesis process［J］.China Water ＆Wastewater，2008，24（6）：15－>19.

［16］魏復盛.水和廢水監測分析方法［M］.北京：中國環境科學出版社，1988.

［17］王麗麗，趙林，譚欣.不同碳源及其碳氮比對反硝化過程的影響［J］.環境保護科學，2004，30（121）：15－>18.WANG Lili，ZHAO Lin，TAN Xin.InfluencEof different carbon sourcEand ratio of carbon and nitrogen for water denitrification［J］.Environmental Protection Science，2004，30（121）：15－>18.

［18］安瑩玉.UASB－>MBR工藝短程硝化－同時甲烷化反硝化研究［D］.大連：大連理工大學，2008.