不同DO下亚硝态氮氧化菌硝化系统N2O减量化研究*

巩有奎 彭永臻

(1.烟台职业学院建筑工程系，山东 烟台 264670；2.北京工业大学城镇污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室，北京 100124)

N2O是一种温室气体，其全球变暖潜能约是CO2的300倍，并且能造成臭氧层的破坏[1-2]。人为活动产生的N2O已成为影响生态系统、威胁人类生存的重大问题[3]。其中，污水生物脱氮过程是重要的N2O人为排放源[4-5]，进水总氮的1%(质量分数，下同)～25%可转化为N2O[6]。氨氧化菌(AOB)的好氧反硝化过程[7]9404、NH2OH的生物氧化过程[8]和NH2OH的化学氧化过程[9]均有可能导致N2O释放。AOB的好氧反硝化过程被认为是生物脱氮过程中N2O的主要产生过程[7]9404,[10]104。其中，氨氮、亚硝态氮和DO浓度改变均会导致N2O产量的变化[10]105,[11]。

为避免反应初始阶段氨氮的积累，采用连续进水方式投加氨氮溶液；同时为避免亚硝态氮的积累，利用富集有亚硝态氮氧化菌(NOB)的序批式活性污泥反应器(SBR)进行硝化。本研究主要考察DO变化对氨氮氧化过程中N2O释放的影响，并提出N2O减量化措施。

1 材料与方法

1.1 污水和污泥的准备

设计3组SBR(分别记为SBR1、SBR2和SBR3)，有效容积均为12 L。SBR每天运行两个周期，每个周期进水8 L，排泥100 mL，运行方式为：进水(2 min)—好氧(240 min)—缺氧(120 min)—沉淀(30 min)—排水(8 min)—闲置(20 min)。其中，好氧阶段以空气曝气，缺氧阶段以N2曝气，曝气量控制为40 L/h。缺氧初始阶段各SBR需投加1.0 mL乙醇，以提供反硝化过程所需碳源。SBR1以取自某高校家属区经化粪池沉淀后的实际生活污水(以下简称实际生活污水)作为进水，接种污泥(4 L)取自本实验室的中试SBR(具有良好脱氮性能)，主要用于驯化AOB；SBR2以SBR1出水作为进水，接种污泥也取自本实验室的中试SBR，分梯度投加NaNO2使得亚硝态氮质量浓度分别为10、20、40、60 mg/L，每个梯度运行15 d，用来富集NOB；SBR1和SBR2均运行稳定后，SBR1和SBR2闲置阶段的污泥各取2 L，加入SBR3中进行氨氮氧化，以实际生活污水作为进水，考察AOB和NOB的富集情况及氨氮和亚硝态氮的积累情况。

1.2 不同DO下硝化过程中N2O释放的小试实验

小试实验采用有效容积为2.5 L的小试反应器，反应装置同文献[12]，考察不同DO下硝化过程的N2O产生特性。取1.0 L SBR3闲置阶段污泥，用去离子洗涤3次后空气曝气2.0 h，以去除污泥中残留的COD 和微生物体内碳源；取2.0 L SBR3出水，空气曝气30 min去除残留乙醇。将上述污泥和污水混合后，取2.5 L泥水混合物加入小试反应器，此时混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)质量浓度为2 300～2 500 mg/L；剩余0.5 L泥水混合物中加入一定量的NH4HCO3，制成质量浓度为500 mg/L的氨氮溶液，置于广口瓶内。根据不同DO下小试过程的氨氮氧化速率调整蠕动泵转速，采用连续投加的方式向小试反应器投加上述氨氮溶液，以防出现氨氮的积累；小试反应器内污泥取自富含NOB的SBR3是为了防止硝化过程亚硝态氮的积累。小试过程采用N2和空气联合曝气，总曝气量为10 L/h，通过改变N2和空气曝气体积比例，调节DO分别为0.2、0.5、0.8、1.2、1.5、2.0、2.5、3.0 mg/L，考察DO变化对硝化过程中N2O释放的影响。

1.3 指标测定及计算

SBR3和小试反应器运行过程中，每隔30 min用采样袋采集一次干燥气体，同时取10 mL混合液，直至反应结束。

用气相色谱仪(Agilent，6890N)测定气体和混合液中的N2O，以氮的质量计[7]9402，其中采样袋采集的气体体积由气相色谱仪自带的湿式流量计确定。用便携式多功能DO和pH在线测定仪(WTW，Multi340i)在线测定混合液DO和pH。COD、氨氮、硝态氮、亚硝态氮和MLVSS的测定参照《Standard methods for the examination of water and wastewater》中的方法。

氨氮氧化速率和N2O产生速率计算方法分别如式(1)、式(2)所示。

(1)

式中：AOR为氨氮氧化速率，mg/(g·h)；cA,0和cA,t分别为初始时刻和t时刻氨氮质量浓度，mg/L；c为MLVSS质量浓度，g/L；t为反应时间，h。

(2)

式中：NPR为N2O产生速率，mg/(g·h)；cN,0和cN,t分别为初始时刻和t时刻N2O质量浓度，mg/L。

比耗氧速率(SOUR)常用来表征活性污泥的污染物降解活性[13]。取闲置阶段泥水混合物，分别加入NH4HCO3和NaNO2作为反应底物，NH4HCO3和NaNO2的加入量均按各自的氮质量浓度为40 mg/L计算，加入丙烯基硫脲(ATU)或氯酸钠(NaClO3)，以抑制AOB或NOB的活性，从而测定AOB或NOB的SOUR[14]。

2 结果与讨论

2.1 污水和污泥的适用性分析

由图1可见，稳定运行时，SBR1中AOB和NOB的SOUR大致相当，分别为(5.15±0.47)、(5.49±0.24)mg/(L·h)，说明AOB已基本得到驯化；SBR2中AOB和NOB的SOUR分别为(0.98±0.21)、(8.54±0.76)mg/(L·h)，可见NOB已得到了富集，但AOB受到了抑制；SBR3中AOB和NOB的SOUR分别为(2.36±0.31)、(7.62±0.43)mg/(L·h)，AOB和NOB都得到了较合适的富集且以NOB富集为主。因此，SBR3闲置阶段污泥可以用于下面的小试实验。

图1 稳定运行时SBR1、SBR2和SBR3中AOB和NOB的SOUR

图2 SBR3好氧和缺氧阶段的氨氮和亚硝态氮质量浓度

2.2 NOB硝化系统的N2O减量化研究

2.2.1 不同DO下N2O的释放特性

小试过程中，氨氮均小于1.0 mg/L，亚硝态氮均小于0.5 mg/L。从图3可以看到，随着DO增加，积累的硝态氮浓度逐渐上升。小试曝气至150 min时，DO为0.20 mg/L的条件下，积累的硝态氮质量浓度为8.8 mg/L，累计产生的N2O质量浓度为0.69 mg/L；DO上升至0.8 mg/L，积累的硝态氮为24.1 mg/L，而累计产生的N2O质量浓度达到最大值，为1.78 mg/L；此后，随DO的增加，积累的硝态氮质量浓度继续增加，而累计产生的N2O质量浓度下降。DO增加至2.0、2.5、3.0 mg/L时，积累的硝态氮质量浓度分别为43.1、48.8、50.8 mg/L，N2O产量则由1.57降至1.49 mg/L。由此可见，DO为0.20 mg/L时，积累的硝态氮和累计产生的N2O浓度最低，可以实现N2O的最大减量化。

图3 小试过程不同DO下系统的N2O释放

2.2.2 减量化机理研究

AHN等[15]研究表明，氨氮负荷增加会导致硝化过程中N2O产量增加，硝化反应初期，较高的氨氮和DO浓度会导致较高的氨氮氧化速率，从而导致N2O产量增加。本研究中，为防止硝化反应初始阶段高浓度氨氮生成N2O，采用连续投加氨氮的方式进水。本研究小试过程中，氨氮均小于1.0 mg/L，亚硝态氮均小于0.5 mg/L，因此氨氮和亚硝态氮对硝化过程中N2O的释放影响较小。不同DO下氨氮氧化速率和N2O产生速率变化见图4。DO由0.2 mg/L增至3.0 mg/L，氨氮氧化速率由1.82 mg/(g·h)逐渐增至9.99 mg/(g·h)；而N2O产生速率则呈现出先增大后减小的趋势，DO为0.8 mg/L时，N2O产生速率达最大值，为0.33 mg/(g·h)。这与CHEN等[10]104-106的研究结果类似。

图4 不同DO下氨氮氧化速率和N2O产生速率

生物脱氮过程中，除硝化过程中AOB的NH2OH氧化和好氧反硝化过程产生N2O外，厌氧反硝化过程也会产生中间产物N2O。有研究表明，低DO条件下，与硝化过程同步发生的反硝化过程会产生大量的N2O[16]。但本研究小试过程中，因未外加碳源，且对污泥和污水进行了有机物去除，防止了异养菌反硝化过程产生N2O。由此说明，在进水连续投加氨氮的方式下，氨氮氧化速率不是引起N2O生成的关键步骤，碳源缺乏的情况下低DO可以有效控制N2O的释放。这是因为缺氧条件下，N2O还原速率远大于亚硝态氮的还原速率，可以防止反硝化阶段N2O的产生并释放。因此，在连续进水方式下的NOB硝化系统中低DO可以抑制N2O的释放，达到减量的目的。

3 结 论

(1)稳定运行的SBR3中，AOB和NOB的SOUR分别为(2.36±0.31)、(7.62±0.43)mg/(L·h)时，污泥达到了NOB硝化系统水平，AOB和NOB都得到了较合适的富集，此时混合液中氨氮和亚硝态氮都未积累，适合进行不同DO下N2O减量化的小试实验。

(2)小试过程中，氨氮均小于1.0 mg/L，亚硝态氮均小于0.5 mg/L。DO由0.2 mg/L增至3.0 mg/L过程中，随着DO增加，积累的硝态氮浓度逐渐上升，而累计产生的N2O浓度先上升后下降。DO为0.20 mg/L时，积累的硝态氮和累计产生的N2O浓度最低，可以实现N2O的最大减量化。

(3)在进水连续投加氨氮的方式下，氨氮氧化速率不是引起N2O生成的关键步骤，碳源缺乏的情况下NOB硝化系统中低DO可以有效控制N2O的释放。