结果和讨论


污染物去除性能


表1显示了两种SBR的污染物去除性能。ASSBR和SBBR的COD去除率均在91%以上。在这两个反应器中，进水中几乎所有的NH4+-N都被完全去除，去除率为98–99%。然而，两种反应器的TN去除效率存在明显差异，ASSBR和SBBR的TN去除效率分别为66.02–66.50%和81.72–82.06%。在两个反应器的好氧阶段结束时，NAR的85%以上出现了明显的亚硝酸盐积累。在相同进水负荷下，ASSBR的NO2-N浓度显著高于SBBR。


表1。每个系统中的平均污染物浓度及其标准偏差（括号内）和去除效率（%）

低氮负荷的典型循环


低氮负荷下的污染物去除特性。图2a1、a2、b1和b2显示了进水COD和NH4+-N分别为500和120 mg/L的两个反应器典型循环中COD、TN、NH4+-N、NO3-N、NO2-N、FA和DO浓度和pH值的时间曲线。在厌氧期，ASSBR中的NH4+-N浓度在注射后保持不变。而在SBBR投料后0-10min，TN随着稀释和氨氧化迅速下降。两个反应器中的COD迅速下降，并在厌氧阶段结束时达到最低值。


在ASSBR和SBBR的初始好氧阶段，pH值分别增加至140分钟和90分钟（图2b1、b2）。这是厌氧阶段积累的CO2从液体中释放出来的原因之一。另外，好氧细菌对有机酸的降解是另一个原因。然后，ASSBR和SBBR反应中的pH值降低，硝化过程中NH4+-N的减少和NO2-N的快速积累增加。COD和NO3-N一直保持在较低水平。ASSBR中DO浓度保持在0.12–0.23 mg/L，SBBR中DO浓度保持在1.69–1.94 mg/L。两种反应器的不同现象是ASSBR中的pH值显著降低，而SBBR中的pH值没有降低。SBBR中更有效的SND导致SBBR中相对稳定的pH值。


ASSBR在520 min和SBBR在好氧阶段200 min时，出现了典型的弯曲点，即氨谷，表明硝化作用结束。NH4+-N完全转化为NO2-N发生在好氧阶段结束时，亚硝酸盐的最大浓度（分别为42.49 mg/L和22.12 mg/L）。FA浓度高于NOB抑制的阈值浓度（0.1-1.0 mg/L），但低于AOB抑制的阈值浓度（10-150 mg/L），这解释了两个反应器中从氧阶段的初始阶段开始NO 2-N积累的原因（Anthonisen et al.，1976）。


低氮负荷下的N2O排放特性。图2c1和c2显示了两个SBR循环期间低氮负荷下N2O生成的跟踪研究。在厌氧阶段和前好氧阶段（ASSBR为180分钟，SBBR为100分钟），两个反应器均表现出相对较低的N2O浓度。当亚硝酸盐浓度累积到5–6 mg/L时，N2O生成量明显增加。亚硝酸盐在没有更多可降解有机物时立即累积。在本研究中，两个反应器均在低COD/N比下提供高NH4+-N污水。Kampschreur等人（2009年）报告说，COD限制和高NH4+-N浓度可能导致硝化阶段NO2-N积累。人们普遍认为，NO2-N是一个关键因素，可以用作AOB产生N2O的终端电子受体（Jia等人，2013b）。在本文中，两个反应器中的N2O排放与亚硝酸盐积累相关，根据以前的文献，这可能是N2O排放的主要原因（Jia等人，2013b）。


氮负荷较高的典型循环


高氮负荷下的污染物去除特性。图3（a1、a2、b1、b2）显示了进水COD和NH4+-N的典型循环中参数的时间过程分别为500 mg/L和240 mg/L。COD、TN、NH4+-N、NO3-N、NO2-N、FA和DO浓度和pH值的变化趋势与低氮负荷下的变化趋势一致。说明上述各参数的变化规律在不同氮负荷下具有重复性。


氮负荷较高时的N2O排放特性。图3c1、c2显示了两个SBR循环中氮负荷较高时N2O生成的跟踪研究。与图2c1和c2相比，最大的区别在于，高氮负荷SBBR中的N2O在曝气开始时开始显著上升，因为初始NO2-N浓度为16.64 mg/L（来自上一个循环或由污泥携带）。这一结果也与Li等人（2012年）和Rassamee等人（2011年）一致，他们发现高亚硝酸盐浓度是产生N2O的主要原因。同时，高NH4+-N负荷ASSBR的N2O生成量（厌氧/好氧阶段为21.37 mg/L）远高于低NH4+-N负荷ASSBR（厌氧/好氧阶段为6.25 mg/L）。在SBBR中也发现了类似的现象。N2O产量随着进料氨负荷的增加而增加，表明N2O产量与进料氨负荷直接相关。这一结果与Yang等人（2009年）的结果一致。


表2。各反应器运行参数及N2O排放汇总表

两种反应器中N2O生成的比较


表2显示了近期文献中处理废水的不同操作条件下的TN去除效率和N2O转化率。当输入NH4+-N浓度为120mg/L时，ASSBR和SBBR的N2O转化率分别为6.6%±0.6%和2.3%±0.4%。当进水NH4+-N浓度为240mg/L时，ASSBR和SBBR的N2O转化率分别为14.1%±1.6%和6.5%±0.9%。结果表明，在相同氨负荷下，SBBR的N2O转化率为ASSBR的1/3-1/2。主要原因如下。

图3。在两个SBR循环中，含较高氨氮（240 mg/L）的氮化合物和控制参数的变化：（a1、b1和c1）是ASSBR中的COD、氮化合物、pH、DO和N2O；（a2、b2和c2）是SBBR中的COD、N-化合物、pH、DO和N2O。ASSBR，活性污泥序批式反应器。


（1）亚硝酸盐在ASSBR中的高积累更明显地抑制了N2O的减少，从而导致ASSBR产生更多的N2O。Park等人（2000年）还发现，N2O的产生与亚硝酸盐的存在具有良好的相关性。溶解氧浓度的扩散限制可在SBBR中形成缺氧区，好氧条件下生物膜内部发生的异养反硝化可减少SBBR中的部分亚硝酸盐和N2O。


（2）尽管两个反应器的曝气速率相同，但在ASSBR中DO浓度保持在0.12–0.23 mg/L，在SBBR中DO浓度保持在1.69–1.94 mg/L。大多数研究表明，硝化细菌反硝化作用是硝化过程中N2O产生的主要来源（Jia等人，2013a和Wunderlin等人，2012）。在低氧条件下，AOB的反硝化作用更为有利。氧胁迫对硝化细菌的反硝化作用至关重要。Colliver和Stephenson（2000）发现，欧洲亚硝基单胞菌（可能是最具代表性的硝化菌）在限氧条件下的N2O产量是高溶解氧条件下的3-5倍。这也是两个系统产生不同N2O的原因。


（3）在相同进水NH4+-N负荷下，ASSBR的硝化周期明显长于SBBR，说明ASSBR的氨氧化速率相对低于SBBR。不完全氨氧化过程产生的中间物质越多，ASSBR产生的N2O越多。（4）Naoki等人（2003年）报告说，一些好氧反硝化菌在好氧条件下产生低水平的N2O。由于生物膜系统中的细菌比活性污泥系统中的细菌更为复杂，这些低N2O产生的细菌很可能在生物膜系统中富集。


在其他文献中，厌氧-好氧工艺的TN去除率为51.0–92.5%。在本研究中，ASSBR的TN去除效率为66.5%±5.7%，与Jia等人（2012）的结果相似；朱和陈（2011）。与上述三项研究相比，低溶解氧条件下的N2O排放量（6.6–43.2%）远高于高溶解氧条件下的N2O排放量（2.1%），这表明低氧刺激了N2O的排放。本研究中SBBR的TN去除效率相对较高（81.7%±1.5%），与Jia等人（2013a）和Liu等人（2008）相似。同时，高TN去除效率工艺的N2O排放率（2.3–7.7%）相对低于低TN去除效率工艺，这表明提高TN去除效率可能会减少N2O的产生。


一般而言，本研究中的N2O排放量不同于实验室规模硝化系统（De Graaff等人，2010年）中TN负荷的平均1.9%和污水处理全规模硝化系统中氮负荷的1.7%（Kampschreur等人，2008年）。不同的排放可归因于不同的实验条件、废水、反应器类型以及用于估算N2O排放量的测量方法。例如，在ASSBR和SBBR中观察到的N2O排放率远远高于Kong等人（2013）在文章中提出的（1.5%）。


不同的计算方法可能是原因之一。在Kong的文章中，N2O转化率是N2O产生量与输入氮负荷的比率。此外，反应器的不同运行模式可能是原因之一。Kong等人（2013）在研究中使用了间歇充气SBBR。运行方式对N2O的产生有很大影响。间歇曝气循环配置（曝气阶段长达20-30分钟，随后是短暂的缺氧阶段）被证明能有效减少N2O排放（Rodriguez等人，2015年）。Zhang et al.（2015）研究了操作模式（完全好氧模式和缺氧-好氧模式）对SND过程中N2O产生的影响，发现完全好氧SND中每个循环的N2O排放量为去除TN的21.9%±7.1%，比缺氧-好氧SND中观察到的7.0%±1.6%高出三倍。在本研究中，ASSBR中低DO（0.12–0.23 mg/L）和高亚硝酸盐积累刺激了高N2O产生，甚至高达14.1%。


结论


建立了一个ASSBR和一个SBBR来评估输入NH4+-N为120 mg/L和240 mg/L时的N2O排放量。结果表明，两个反应器实现了相似的NH4+-N去除效率，但SBBR的TN去除效率（81.7%±1.5%）高于ASSBR（66.5%±5.7%）。根据典型循环，两个反应器中的N2O产量均随进料氨浓度的增加而增加。同时，在相同氮负荷输入下，SBBR硝化过程中的N2O生成量低于ASSBR。


致谢


这项工作得到了中央大学基础研究基金（批准号2013G3292017）和陕西省科学技术发展计划（批准号2014K15-03-02）的支持。


作者披露声明


不存在相互竞争的金融利益。