摘要

本研究的目的是評估在兩種不同的進(jìn)水氨氮濃度下，活性污泥序批式反應(yīng)器（ASSBR）和序批式生物膜反應(yīng)器（SBBR）處理富含氨氮廢水時(shí)硝化過程中的氧化亞氮（N2O）排放。在穩(wěn)定運(yùn)行期間，兩個(gè)反應(yīng)器的NH4+-N去除效率沒有顯著差異。在硝化作用結(jié)束時(shí)，亞硝酸鹽的累積率均在85%以上。SBBR對總氮的去除率（81.7%±1.5%）高于ASSBR（66.5%±5.7%）。根據(jù)典型循環(huán)，當(dāng)進(jìn)水NH4+-N濃度為120 mg/L和240 mg/L時(shí)，SBBR硝化過程中的N2O排放量分別占TN去除量的2.3%±0.4%和6.5%±0.9%，為ASSBR（6.6%±0.6%，14.1%±1.6%）的1/3-1/2。此外，兩種反應(yīng)器中的N2O產(chǎn)量均隨進(jìn)料氨濃度的增加而增加。這些結(jié)果有助于進(jìn)一步了解部分硝化系統(tǒng)中N2O的排放。

介紹

亞硝酸鹽法脫氮被認(rèn)為是一種經(jīng)濟(jì)、可持續(xù)的生物脫氮工藝。通過限制氨氧化為亞硝酸鹽而非硝酸鹽，部分硝化系統(tǒng)的能量和碳節(jié)約得以實(shí)現(xiàn)（Wei等人，2014）。因此，它具有巨大的潛力，尤其是在含氨廢水處理方面，其中有機(jī)物是缺氧反硝化的限制基質(zhì)（Wei等人，2013）。

到目前為止，大多數(shù)影響因素包括溶解氧（DO）、固體保留時(shí)間、溫度、游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）都進(jìn)行了研究，以降低亞硝酸鹽氧化細(xì)菌（NOB）的活性，而不影響氨氧化細(xì)菌（AOB）（郭等人，2010）。人們認(rèn)為DO是實(shí)現(xiàn)和維持硝化作用的關(guān)鍵參數(shù)之一，因?yàn)锳OB（0.3 mg/L）的氧親和力常數(shù)低于NOB（1.1 mg/L）（Ciudad等人，2005年）。

通過亞硝酸鹽工藝進(jìn)行同步硝化反硝化（SND）也是一種很有前途的工藝，因?yàn)樗哂休^高的營養(yǎng)物去除效率和較低的能耗（Zeng等人，2004年）。序批式生物膜反應(yīng)器（SBBR）可以在好氧條件下創(chuàng)造有利的缺氧微環(huán)境，并具有更好的同步硝化和反硝化性能（Rong等人，2008年）。

然而，懸浮活性污泥或生物膜反應(yīng)器中的亞硝酸鹽積累通常被認(rèn)為是導(dǎo)致氧化亞氮（N2O）產(chǎn)生的一個(gè)重要因素（Kong等人，2013年）。N2O是一種有效的溫室氣體，也是平流層臭氧的主要匯（IPCC，2007），AOB可通過兩種主要途徑產(chǎn)生：（1）通過一氧化氮（NO）將NO2作為末端電子受體還原為N2O，被稱為AOB反硝化（Kim等人，2010年）和（2）在羥胺（NH2OH）不完全氧化為NO2期間作為副產(chǎn)物的N2O，這是氨氧化過程中涉及的關(guān)鍵步驟之一（Law等人，2012年）。在處理低C/N比廢水時(shí)，利用細(xì)胞內(nèi)儲存化合物作為碳源，在反硝化過程中也會(huì)產(chǎn)生更多的N2O（Jia等人，2012年）。

近年來，許多研究集中于研究通常與硝化過程相關(guān)的N2O生成。已經(jīng)發(fā)現(xiàn)，通過亞硝酸鹽去除氮過程中產(chǎn)生的N2O是通過硝酸鹽去除氮過程中產(chǎn)生的N2O的1.5倍（Yang等人，2009年）。Zhang et al.（2009）比較了活性污泥系統(tǒng)硝化過程中的N2O排放量和脈沖進(jìn)料（每2h添加乙醇作為碳源）填充碳纖維SBBR中的SND，表明SND過程中N2O的產(chǎn)生量占活性污泥系統(tǒng)硝化過程中N2O產(chǎn)生量的1/3。然而，與脈沖進(jìn)料SBBR相比，在不添加外部碳源的情況下，SBBR的N2O生成和養(yǎng)分去除有很大不同。反應(yīng)器內(nèi)充足的碳源導(dǎo)致脈沖進(jìn)料SBBR中NO2-N的低積累（影響N2O生成的一個(gè)重要因素）。因此，脈沖進(jìn)料SBBR中的N2O產(chǎn)量相對較低。有必要探討活性污泥系統(tǒng)和SBBR在無外部碳源的硝化模式下運(yùn)行時(shí)N2O排放的差異。但關(guān)于這方面的信息很少。

基于上述討論，本研究的目的是評估活性污泥序批式反應(yīng)器（ASSBR）和SBBR的脫氮和N2O排放特性。預(yù)期所得結(jié)果將有助于進(jìn)一步了解部分硝化系統(tǒng)中N2O的排放。

材料和方法

反應(yīng)堆設(shè)置和運(yùn)行

使用兩個(gè)工作容積分別為5 L和13 L的SBR（ASSBR和SBBR）進(jìn)行本研究（圖1）。ASSBR和SBBR中的生物量來源于西安市長安區(qū)污水處理廠。兩個(gè)反應(yīng)器中混合液懸浮固體（MLSS）的初始濃度為3000 mg/L。ASSBR的TSS中VSS的百分比為80%±2%。SBBR是一種填充塑料纖維的固定床序批式反應(yīng)器。填充率為12%。兩個(gè)反應(yīng)器的體積交換率為36%，循環(huán)時(shí)間為12小時(shí)。通過反應(yīng)器底部的細(xì)空氣擴(kuò)散器引入恒定的通風(fēng)氣流，所有試驗(yàn)的通風(fēng)速率均保持在20 L/h（ASSBR中DO濃度為0.10–0.25 mg/L，SBBR中DO濃度為1.50–2.00 mg/L）。采用時(shí)間控制器實(shí)現(xiàn)兩臺SBR的自動(dòng)運(yùn)行。使用水浴中的恒溫加熱器將兩個(gè)SBR的溫度保持在30℃–2℃。通過排放剩余污泥，固體保留時(shí)間保持在15天。

兩個(gè)反應(yīng)器在交替厭氧/好氧/缺氧條件下連續(xù)運(yùn)行12小時(shí)。ASSBR和SBBR的每個(gè)循環(huán)包括進(jìn)料（10分鐘）、厭氧反應(yīng)（50分鐘）、好氧和缺氧反應(yīng)（好氧階段的長度由DO和pH的變化確定：在DO和pH曲線上出現(xiàn)“氨谷”點(diǎn)后，再提供空氣0.5小時(shí)（圖2），然后缺氧反應(yīng)階段開始，沉淀（40分鐘）和傾析（10分鐘）。

圖1。實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)的示意圖說明：（a）為ASSBR，（b）為SBBR。ASSBR，活性污泥序批式反應(yīng)器；SBBR，序批式生物膜反應(yīng)器。

在前置毒性系統(tǒng)中，缺氧階段置于好氧階段之前，含有亞硝酸鹽的混合液從好氧階段循環(huán)至缺氧階段，在這種過程中，總氮（TN）幾乎無法完全去除。相反，在中毒后過程中，缺氧階段置于好氧階段之后，不需要混合液再循環(huán)。在缺氧條件下，前一反應(yīng)中儲存的內(nèi)部碳源可用于反硝化。此外，此處采用的厭氧/好氧/缺氧工藝是一種新的氧化亞氮回收工藝，趙等人（2015）對此進(jìn)行了報(bào)道。本文研究了序批式活性污泥反應(yīng)器和序批式生物膜反應(yīng)器中兩種厭氧/好氧/缺氧過程的厭氧/好氧階段，以比較兩種反應(yīng)器硝化過程中N2O排放的特征。

圖2。在兩個(gè)SBR循環(huán)中，低氨氮（120 mg/L）的氮化合物和控制參數(shù)的典型變化：（a1、b1、c1）是ASSBR中的COD、氮化合物、pH、DO和N2O；（a2、b2、c2）是SBBR中的COD、N-化合物、pH、DO和N2O。溶解氧；FA，游離氨。

運(yùn)行3個(gè)多月后，在兩個(gè)反應(yīng)器中成功實(shí)現(xiàn)了曝氣過程中的硝化。硝化過程中N2O的產(chǎn)生量被測量了三次以上。同時(shí)，還采集了液體樣品以測量水質(zhì)（NH4+-N、NO2-N、NO3-N和COD）。

SBBR循環(huán)結(jié)束時(shí)（厭氧/好氧/缺氧），NO2濃度（<5 mg/L）較低；因此，參與下一反應(yīng)階段的NO2較少。然而，ASSBR在一個(gè)完整循環(huán)結(jié)束時(shí)的NO2濃度（>20 mg/L）顯著高于SBBR。在典型循環(huán)（對比試驗(yàn)）之前，使用蒸餾水沖洗循環(huán)結(jié)束時(shí)ASSBR中殘留的較高NO2，以避免殘留的高NO2對下一個(gè)循環(huán)的N2O生成的影響，以便在相似的初始條件下對兩個(gè)反應(yīng)器進(jìn)行比較。

富銨廢水

合成富銨廢水的組成如下（mg/L）：COD（葡萄糖），500mg/L；NH4+-N（作為碳酸氫銨），120和240 mg/L；KH2PO4，330 mg/L；氯化鈣，16毫克/升；NaHCO3，1500 mg/L；硫酸鎂。7-水，50 mg/L，微量元素溶液1 mL/L（Lovley和Phillips，1988年）。

分析方法

NH4+-N、NO2-N、NO3-N、COD、VSS、TSS和MLSS根據(jù)中國國家環(huán)境保護(hù)局（SEPA）標(biāo)準(zhǔn)方法（中國SEPA，2002）進(jìn)行測量。TN基于NH4+-N、NO2-N、NO3-N的總和，而不是獨(dú)立的TN測試。通過探針收集pH值、DO濃度和溫度的在線數(shù)據(jù)。

根據(jù)Anthonisen等人（1976年）計(jì)算FA濃度。使用N2O微型傳感器（丹麥Unisense）測量溶解的N2O濃度。根據(jù)Zeng等人（2014）計(jì)算亞硝酸鹽累積率（NAR）。

N2O的產(chǎn)生和排放

N2O生成[rg；mg N/（L$s）；等式（1）]、累積[ra；mg N/（L$s）；等式（2）]和排放[re；mg N/（L$s）；等式（3）]率是使用基于在線N2O液體濃度測量的余額計(jì)算的（J.Gabarro等人，2014年）。

當(dāng)N2O從水中擴(kuò)散到空氣中時(shí)，N2O排放率可通過方程式（3）計(jì)算得出（Hu等人，2014）。

式中，KLaN2O是N2O從水到空氣的體積傳質(zhì)系數(shù)（s-1）；CN2O為液體中的N2O濃度（mg N/L）；CS為與空氣平衡的液體中的N2O飽和濃度（mg N/L；假設(shè)為0）；t是時(shí)間（秒）。方程式（3）改寫為：

通過以下實(shí)驗(yàn)測定KLaN2O：首先，使用蒸餾水將處于沉淀階段結(jié)束的反應(yīng)器稀釋數(shù)次，以去除背景組分；然后，將適量的N2O氣體吸入反應(yīng)器的液體中，并測量N2O濃度的降低。通過計(jì)算每秒N2O的減少量，得到了一定曝氣條件下的re；最后，通過re和CN2O的線性擬合得到KLaN2O。通過對反應(yīng)時(shí)間內(nèi)N2O生成速率的積分計(jì)算，得到了N2O的總生成量。