1 引言

　　污水中氮的去除主要通過硝化反硝化過程.其中，硝化主要是氨氧化菌(AOB)硝化氨氮(NH4+-N)為亞硝酸鹽氮(NO2--N)，進而由亞硝酸氧化菌(NOB)硝化NO2--N為硝酸鹽(NO3--N).反硝化過程則主要是把硝態(tài)氮依次還原為氮氣.目前，高氨氮廢水脫氮工藝主要包括短程硝化反硝化、厭氧氨氧化、完全自養(yǎng)硝化反硝化(CANON)和低溶解氧(DO)條件下自養(yǎng)硝化反硝化(OLAND)等.此類處理工藝的重點為控制硝化NH4+-N為NO2--N，而后以NO2--N為電子受體轉(zhuǎn)化為氮氣(N2).與傳統(tǒng)硝化反硝化工藝相比，此類短程硝化反硝化工藝的優(yōu)點包括：好氧條件下節(jié)省曝氣量，缺氧條件下節(jié)省電子供體，以NO2--N為電子受體時反硝化速率比以NO3--N為電子受體高，可大大減少CO2釋放量及污泥產(chǎn)量等.

　　通過短程硝化實現(xiàn)NO2--N積累，關(guān)鍵是抑制NOB活性而維持AOB活性.影響NOB活性的因素包括DO、溫度、pH值、水力停留時間(HRT)、游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)等(Wang et al., 2014).其中，DO經(jīng)常作為控制亞硝化的關(guān)鍵參數(shù).盡管短程硝化具有節(jié)省能耗和碳源等優(yōu)勢，但短程硝化過程中NO2--N積累可能促進溫室氣體氧化亞氮(N2O)的釋放，導致二次污染(Kim et al., 2010).因此，研究短程硝化過程中N2O的釋放規(guī)律，對控制溫室氣體N2O的排放具有指導意義.

　　高氨氮廢水短程硝化過程中，N2O釋放主要通過硝化菌好氧反硝化(Kim et al., 2010)及羥胺化學和/或生物氧化作用(Poughon et al., 2001; Stüven et al., 1992).一般認為，短程硝化過程中N2O釋放量主要由高NO2--N濃度和低DO濃度導致.大多數(shù)研究認為高NO2--N濃度會促進N2O釋放(Kim et al., 2010);Pijuan等(2014)研究發(fā)現(xiàn)，當AOB經(jīng)馴化適應(yīng)高NO2--N濃度后，NO2--N濃度對硝化過程中N2O釋放影響較小.Tallec等(2006)的研究表明，當DO濃度小于2 mg · L-1時，N2O釋放隨DO濃度降低而升高，在1 mg · L-1時N2O釋放率最大.Quan等(2012)也發(fā)現(xiàn)在曝氣量為0.2、0.6和1.0 L · min-1條件下，N2O釋放量隨著曝氣量降低而升高. 因此，本試驗采用序批式反應(yīng)器(SBR)處理高氨氮廢水，逐步提高廢水氨氮(NH4+-N)濃度到800 mg · L-1，通過控制曝氣量實現(xiàn)短程硝化，以進一步研究亞硝化過程中曝氣量和NO2--N濃度對硝化菌釋放N2O的影響.

　　2 材料與方法

　　試驗采用序批式反應(yīng)器(SBR)處理高氨氮廢水，通過逐步提高進水氨氮濃度(也即進水氨氮負荷)的方法，馴化硝化菌群并實現(xiàn)亞硝化.當出水NH4+-N/NO2--N比值穩(wěn)定在1.0左右后，采用SBR反應(yīng)器中馴化的活性污泥，研究曝氣量和初始NO2--N濃度對活性污泥硝化過程中N2O釋放的影響.

　　2.1 SBR反應(yīng)器

　　采用高為50 cm和直徑為15 cm的圓柱有機玻璃SBR反應(yīng)器，有效容積為6 L.反應(yīng)器溫度通過防爆電熱保溫加熱棒控制在30 ℃，采用微孔曝氣器曝氣和攪拌器攪拌.反應(yīng)器運行周期為4 h，包括3 h曝氣(含有10 min進水)、45 min靜置和15 min出水.反應(yīng)器進水和排水通過定時器控制蠕動泵，每周期進水3 L，排水3 L.水力停留時間為8 h.反應(yīng)器接種污泥在馴化前，已采用進水NH4+-N濃度為200 mg · L-1的高氨氮廢水穩(wěn)定運行了3個多月;硝化菌在運行初期采用污泥齡為10 d，運行3個污泥齡后不再排泥.為維持高濃度硝化菌，在本試驗運行過程中，沒有從反應(yīng)器排泥.

　　2.2 試驗廢水

　　試驗采用模擬廢水，主要成分為NH4Cl、NaHCO3、Na2HPO4、CaCl2、MgSO4 · 7H2O、酵母浸膏和微量元素(Smolders et al., 1994)等.初始進水NH4+-N濃度約為400 mg · L-1，隨著反應(yīng)器穩(wěn)定運行，逐步提高進水NH4+-N濃度至約800 mg · L-1.

　　2.3 靜態(tài)試驗

　　靜態(tài)試驗反應(yīng)器為密閉良好的絲口玻璃瓶(容積為500 mL，試驗時定容到400 mL，見裝置圖 1)，用橡膠塞塞住.在橡膠塞上開孔接入3根密封性良好的硅膠管，便于取水樣、取氣樣(同時測定氣體流量)和曝氣.試驗過程中，將絲口玻璃瓶置于水浴中，保證靜態(tài)反應(yīng)器與SBR反應(yīng)器溫度相同.使用磁力攪拌器維持瓶內(nèi)混合液處于完全混合狀態(tài).

　　圖1 靜態(tài)試驗反應(yīng)器裝置示意圖

　　曝氣量對硝化過程中N2O釋放的影響：首先，在反應(yīng)器曝氣階段結(jié)束前取出活性污泥160 mL，離心后棄去上清液，用初始NH4+-N濃度為100 mg · L-1的原水重新懸浮到400 mL絲口瓶中;接著用預先調(diào)好的曝氣器(曝氣量分別為0.22、0.44、0.66和0.88 L · min-1)曝氣，反應(yīng)時間為1 h，每隔10 min取水樣與氣樣同時測定DO及pH值，最后監(jiān)測水樣和氣樣.

　　初始NO2--N濃度對硝化過程中N2O釋放的影響：試驗方法與不同曝氣量對N2O釋放影響試驗相同，初始NO2--N濃度分別采用0、10和100 mg · L-1，曝氣量為0.66 L · min-1.

　　2.4 分析方法

　　水樣經(jīng)離心后取上清液測定NH4+-N、NO2--N和NO3--N.NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定，NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定，NO3--N采用紫外分光光度法測定，其他參數(shù)如污泥濃度(MLSS)等均參照水和廢水監(jiān)測分析方法測定(國家環(huán)境保護總局，2002).DO和pH值采用便攜式溶解氧儀(oxi 315i，WTW，德國)和pH計(pH3110，WTW，德國)測定.

　　N2O采用安捷倫6820型氣相色譜分析儀(Agilent Technologies，USA)進行分析.氣相色譜配有ECD檢測器和HP-PLOT/Q毛細管柱(J&W GC Columns，Agilent Technologies，USA).氣相色譜檢測條件為：進樣口溫度為50 ℃，柱溫為50 ℃，ECD檢測器溫度為300 ℃;載氣為高純氮氣，流速為15 mL · min-1.采用外標法定量N2O濃度，N2O標準氣體純度為99.99%.

　　硝化動力學主要通過對測得試驗數(shù)據(jù)進行直線擬合，利用直線斜率和測定的MLSS作比，求得反應(yīng)速率.具體動力學參數(shù)如下：rNH4+-N為NH4+-N氧化速率(mg · g-1 · h-1)，用以表征AOB活性;rNO2--N為NO2--N生成速率(mg · g-1 · h-1);rNO3--N為NO3--N生成速率(mg · g-1 · h-1)，用以表征NOB活性;rN2O-N為N2O-N生成速率(mg · g-1 · h-1);rNH4+-N/rNO3--N為NH4+-N氧化速率與NO3--N生成速率之比;rN2O-N/rNH4+-N為N2O釋放因子.

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 反應(yīng)器馴化及其周期試驗

　　反應(yīng)器長期馴化過程中出水氮濃度的變化如圖 2所示.馴化開始時進水NH4+-N濃度為400 mg · L-1，反應(yīng)器曝氣量為1.9 L · min-1.初始15 d內(nèi)出水基本檢測不到NH4+-N，NO2--N逐漸積累，而NO3--N濃度逐漸降低.在第15 d時，由于試驗運行不當，導致隨后11 d內(nèi)出水NH4+-N不能完全硝化完，但NOB一直處于抑制狀態(tài).在第27 d時，更換了新的微孔曝氣頭，同時曝氣量提高到4 L · min-1，出水NH4+-N可以完全硝化.在第31 d，進一步提高進水NH4+-N濃度到800 mg · L-1，反應(yīng)器出水氨氮濃度也達到較高濃度，硝態(tài)氮主要以NO2--N為主，工藝具有很好的亞硝化特征.

　　圖2 SBR反應(yīng)器長期馴化過程中出水氮濃度變化

　　周期試驗結(jié)果如圖 3所示.周期變化過程中，NH4+-N主要轉(zhuǎn)化為NO2--N和少量的NO3--N;而且N2O釋放量一直在增加，周期末達到了16 mg · L-1.通過計算得到周期內(nèi)N2O釋放因子為9.8%.周期內(nèi)DO小于0.5 mg · L-1，處于較低濃度.因此，分析N2O釋放較高的原因如下：首先，在較低DO濃度條件下，AOB競爭DO能力高于NOB，從而抑制NOB活性，導致NO2--N積累(Bernet et al., 2001)，進而導致N2O釋放增加;其次，本試驗pH值處于8~9之間，計算得到FA濃度在157.3~202.1 mg · L-1之間，F(xiàn)NA濃度在0.00276~0.00360 mg · L-1之間，高pH值條件下FA濃度較高，抑制NOB活性進而導致NO2--N積累和促進N2O釋放;最后，F(xiàn)ukumoto等(2006)研究得到NO2--N積累導致N2O釋放增加，周期過程中NO2--N濃度一直較高(在195~330 mg · L-1之間)，可能促使AOB發(fā)生好氧反硝化釋放N2O(Wrage et al., 2001).因此，周期中N2O釋放較高主要由低DO、高FA和高NO2--N濃度導致.

　　圖3 典型周期內(nèi)各種N濃度和DO變化

　　3.2 不同曝氣量條件下N2O釋放特征

　　不同曝氣量條件下N2O釋放情況如圖 4所示.當曝氣量為0.22 L · min-1時，初始NH4+-N濃度為84.5 mg · L-1，在此低DO濃度下NH4+-N沒有硝化完畢，主要轉(zhuǎn)化為NO2--N，同時N2O釋放量較低.當曝氣量分別在0.66和0.88 L · min-1時，測得初始DO濃度在2 mg · L-1左右，隨后DO濃度開始上升.在高DO濃度條件下，NH4+-N硝化速率較快，在1 h內(nèi)幾乎硝化完全，也主要轉(zhuǎn)化為NO2--N，同時N2O釋放量也較少.

　　圖4 馴化硝化菌在不同曝氣量條件下N2O釋放情況

　　表 1列出了不同曝氣量條件下硝化過程動力學參數(shù).當曝氣量在0.22 L · min-1和0.44 L · min-1時，AOB和NOB活性沒有明顯變化，但當曝氣量增加到0.66 L · min-1和0.88 L · min-1后，二者活性比前兩個條件下提高了1倍;這可能是由于DO濃度增加導致AOB和NOB活性提高.在4種曝氣量條件下，由AOB與NOB活性比值發(fā)現(xiàn)，AOB活性是NOB活性的4~5倍，說明馴化的硝化菌群中AOB活性遠大于NOB.同時，4種條件下N2O釋放因子都較小，均低于1%，小于周期試驗相應(yīng)數(shù)值.其原因可能是相對于周期試驗，DO(0.6 ~2 mg · L-1)和FA(2.18~34.59 mg · L-1)共同導致AOB活性相對較高，AOB活性保持在40.0 mg · g-1 · h-1左右(以NH4+-N計)，比周期試驗中AOB活性12.5 mg · g-1 · h-1(以NH4+-N計)高很多.Wu等(2014)發(fā)現(xiàn)當AOB活性高于20.0 mg · g-1 · h-1時，N2O釋放因子相對較低，與本研究試驗結(jié)果相符.

　　表1 不同曝氣量條件下硝化動力學參數(shù)

　　3.3 不同初始NO2--N濃度條件下N2O釋放特征

　　圖 5是在初始NO2--N濃度為0、10和100 mg · L-1條件下N、DO及pH值的變化.DO濃度保持在2 mg · L-1左右，pH值在8~9范圍內(nèi).硝化過程中，NH4+-N主要轉(zhuǎn)化為NO2--N，僅有少量NO3--N生成和N2O釋放.即使當初始NO2--N濃度增加到100 mg · L-1，NH4+-N轉(zhuǎn)化和低NO2--N濃度條件下一樣，N2O釋放量仍比較低.

　　圖5 不同初始NO2--N濃度條件下N2O的釋放情況

　　表 2是不同初始NO2--N濃度條件下硝化動力學參數(shù).初始NO2--N濃度增加對AOB與NOB活性影響較小.隨著初始NO2--N濃度增加，N2O釋放因子沒有明顯的變化，均在1%以下.在不同初始NO2-N濃度對N2O釋放影響試驗中，由于DO濃度大于2 mg · L-1，而且FA濃度在1.24~30.38 mg · L-1之間變化;相對于周期試驗，DO濃度較高而且FA濃度較低，二者均使得AOB活性較高，從而導致N2O釋放率較低.具體參見污水寶商城資料或http://www.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　表2 不同初始NO2--N濃度條件下硝化動力學參數(shù)

　　4 結(jié)論

　　1)高氨氮廢水短程硝化周期條件下，高濃度FA和低DO導致AOB活性較低，進而促進AOB以NO2--N作為電子受體進行好氧反硝化釋放N2O，其釋放因子為9.8%.

　　2)當曝氣量在0.22~0.88 L · min-1之間變化時，DO濃度增加促進AOB和NOB活性提高.而在曝氣量為0.66 L · min-1條件下，不同初始NO2--N濃度對AOB和NOB活性影響較小.

　　3)不同曝氣量(0.22~0.88 L · min-1)或不同初始NO2--N濃度(0~100 mg · L-1)條件下，N2O釋放率均低于1%，其釋放率分別為0.51%~0.85%和0.50%~0.71%.