摘要


本研究的目的是评估在两种不同的进水氨氮浓度下，活性污泥序批式反应器（ASSBR）和序批式生物膜反应器（SBBR）处理富含氨氮废水时硝化过程中的氧化亚氮（N2O）排放。在稳定运行期间，两个反应器的NH4+-N去除效率没有显着差异。在硝化作用结束时，亚硝酸盐的累积率均在85%以上。SBBR对总氮的去除率（81.7%±1.5%）高于ASSBR（66.5%±5.7%）。根据典型循环，当进水NH4+-N浓度为120 mg/L和240 mg/L时，SBBR硝化过程中的N2O排放量分别占TN去除量的2.3%±0.4%和6.5%±0.9%，为ASSBR（6.6%±0.6%，14.1%±1.6%）的1/3-1/2。此外，两种反应器中的N2O产量均随进料氨浓度的增加而增加。这些结果有助于进一步了解部分硝化系统中N2O的排放。


介绍


亚硝酸盐法脱氮被认为是一种经济、可持续的生物脱氮工艺。通过限制氨氧化为亚硝酸盐而非硝酸盐，部分硝化系统的能量和碳节约得以实现（Wei等人，2014）。因此，它具有巨大的潜力，尤其是在含氨废水处理方面，其中有机物是缺氧反硝化的限制基质（Wei等人，2013）。


到目前为止，大多数影响因素包括溶解氧（DO）、固体保留时间、温度、游离氨（FA）和游离亚硝酸（FNA）都进行了研究，以降低亚硝酸盐氧化细菌（NOB）的活性，而不影响氨氧化细菌（AOB）（郭等人，2010）。人们认为DO是实现和维持硝化作用的关键参数之一，因为AOB（0.3 mg/L）的氧亲和力常数低于NOB（1.1 mg/L）（Ciudad等人，2005年）。


通过亚硝酸盐工艺进行同步硝化反硝化（SND）也是一种很有前途的工艺，因为它具有较高的营养物去除效率和较低的能耗（Zeng等人，2004年）。序批式生物膜反应器（SBBR）可以在好氧条件下创造有利的缺氧微环境，并具有更好的同步硝化和反硝化性能（Rong等人，2008年）。


然而，悬浮活性污泥或生物膜反应器中的亚硝酸盐积累通常被认为是导致氧化亚氮（N2O）产生的一个重要因素（Kong等人，2013年）。N2O是一种有效的温室气体，也是平流层臭氧的主要汇（IPCC，2007），AOB可通过两种主要途径产生：（1）通过一氧化氮（NO）将NO2作为末端电子受体还原为N2O，被称为AOB反硝化（Kim等人，2010年）和（2）在羟胺（NH2OH）不完全氧化为NO2期间作为副产物的N2O，这是氨氧化过程中涉及的关键步骤之一（Law等人，2012年）。在处理低C/N比废水时，利用细胞内储存化合物作为碳源，在反硝化过程中也会产生更多的N2O（Jia等人，2012年）。


近年来，许多研究集中于研究通常与硝化过程相关的N2O生成。已经发现，通过亚硝酸盐去除氮过程中产生的N2O是通过硝酸盐去除氮过程中产生的N2O的1.5倍（Yang等人，2009年）。Zhang et al.（2009）比较了活性污泥系统硝化过程中的N2O排放量和脉冲进料（每2h添加乙醇作为碳源）填充碳纤维SBBR中的SND，表明SND过程中N2O的产生量占活性污泥系统硝化过程中N2O产生量的1/3。然而，与脉冲进料SBBR相比，在不添加外部碳源的情况下，SBBR的N2O生成和养分去除有很大不同。反应器内充足的碳源导致脉冲进料SBBR中NO2-N的低积累（影响N2O生成的一个重要因素）。因此，脉冲进料SBBR中的N2O产量相对较低。有必要探讨活性污泥系统和SBBR在无外部碳源的硝化模式下运行时N2O排放的差异。但关于这方面的信息很少。


基于上述讨论，本研究的目的是评估活性污泥序批式反应器（ASSBR）和SBBR的脱氮和N2O排放特性。预期所得结果将有助于进一步了解部分硝化系统中N2O的排放。


材料和方法


反应堆设置和运行


使用两个工作容积分别为5 L和13 L的SBR（ASSBR和SBBR）进行本研究（图1）。ASSBR和SBBR中的生物量来源于西安市长安区污水处理厂。两个反应器中混合液悬浮固体（MLSS）的初始浓度为3000 mg/L。ASSBR的TSS中VSS的百分比为80%±2%。SBBR是一种填充塑料纤维的固定床序批式反应器。填充率为12%。两个反应器的体积交换率为36%，循环时间为12小时。通过反应器底部的细空气扩散器引入恒定的通风气流，所有试验的通风速率均保持在20 L/h（ASSBR中DO浓度为0.10–0.25 mg/L，SBBR中DO浓度为1.50–2.00 mg/L）。采用时间控制器实现两台SBR的自动运行。使用水浴中的恒温加热器将两个SBR的温度保持在30℃–2℃。通过排放剩余污泥，固体保留时间保持在15天。


两个反应器在交替厌氧/好氧/缺氧条件下连续运行12小时。ASSBR和SBBR的每个循环包括进料（10分钟）、厌氧反应（50分钟）、好氧和缺氧反应（好氧阶段的长度由DO和pH的变化确定：在DO和pH曲线上出现“氨谷”点后，再提供空气0.5小时（图2），然后缺氧反应阶段开始，沉淀（40分钟）和倾析（10分钟）。

图1。实验系统的示意图说明：（a）为ASSBR，（b）为SBBR。ASSBR，活性污泥序批式反应器；SBBR，序批式生物膜反应器。


在前置毒性系统中，缺氧阶段置于好氧阶段之前，含有亚硝酸盐的混合液从好氧阶段循环至缺氧阶段，在这种过程中，总氮（TN）几乎无法完全去除。相反，在中毒后过程中，缺氧阶段置于好氧阶段之后，不需要混合液再循环。在缺氧条件下，前一反应中储存的内部碳源可用于反硝化。此外，此处采用的厌氧/好氧/缺氧工艺是一种新的氧化亚氮回收工艺，赵等人（2015）对此进行了报道。本文研究了序批式活性污泥反应器和序批式生物膜反应器中两种厌氧/好氧/缺氧过程的厌氧/好氧阶段，以比较两种反应器硝化过程中N2O排放的特征。

图2。在两个SBR循环中，低氨氮（120 mg/L）的氮化合物和控制参数的典型变化：（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，游离氨。


运行3个多月后，在两个反应器中成功实现了曝气过程中的硝化。硝化过程中N2O的产生量被测量了三次以上。同时，还采集了液体样品以测量水质（NH4+-N、NO2-N、NO3-N和COD）。


SBBR循环结束时（厌氧/好氧/缺氧），NO2浓度（<5 mg/L）较低；因此，参与下一反应阶段的NO2较少。然而，ASSBR在一个完整循环结束时的NO2浓度（>20 mg/L）显着高于SBBR。在典型循环（对比试验）之前，使用蒸馏水冲洗循环结束时ASSBR中残留的较高NO2，以避免残留的高NO2对下一个循环的N2O生成的影响，以便在相似的初始条件下对两个反应器进行比较。


富铵废水


合成富铵废水的组成如下（mg/L）：COD（葡萄糖），500mg/L；NH4+-N（作为碳酸氢铵），120和240 mg/L；KH2PO4，330 mg/L；氯化钙，16毫克/升；NaHCO3，1500 mg/L；硫酸镁。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根据中国国家环境保护局（SEPA）标准方法（中国SEPA，2002）进行测量。TN基于NH4+-N、NO2-N、NO3-N的总和，而不是独立的TN测试。通过探针收集pH值、DO浓度和温度的在线数据。


根据Anthonisen等人（1976年）计算FA浓度。使用N2O微型传感器（丹麦Unisense）测量溶解的N2O浓度。根据Zeng等人（2014）计算亚硝酸盐累积率（NAR）。


N2O的产生和排放


N2O生成[rg；mg N/（L$s）；等式（1）]、累积[ra；mg N/（L$s）；等式（2）]和排放[re；mg N/（L$s）；等式（3）]率是使用基于在线N2O液体浓度测量的余额计算的（J.Gabarro等人，2014年）。

当N2O从水中扩散到空气中时，N2O排放率可通过方程式（3）计算得出（Hu等人，2014）。

式中，KLaN2O是N2O从水到空气的体积传质系数（s-1）；CN2O为液体中的N2O浓度（mg N/L）；CS为与空气平衡的液体中的N2O饱和浓度（mg N/L；假设为0）；t是时间（秒）。方程式（3）改写为：

通过以下实验测定KLaN2O：首先，使用蒸馏水将处于沉淀阶段结束的反应器稀释数次，以去除背景组分；然后，将适量的N2O气体吸入反应器的液体中，并测量N2O浓度的降低。通过计算每秒N2O的减少量，得到了一定曝气条件下的re；最后，通过re和CN2O的线性拟合得到KLaN2O。通过对反应时间内N2O生成速率的积分计算，得到了N2O的总生成量。