摘要

本研究的目的是評估在兩種不同的進水氨氮濃度下，活性污泥序批式反應器（ASSBR）和序批式生物膜反應器（SBBR）處理富含氨氮廢水時硝化過程中的氧化亞氮（N2O）排放。在穩定運行期間，兩個反應器的NH4+-N去除效率沒有顯著差異。在硝化作用結束時，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%）。根據典型循環，當進水NH4+-N濃度為120 mg/L和240 mg/L時，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，兩種反應器中的N2O產量均隨進料氨濃度的增加而增加。這些結果有助于進一步了解部分硝化系統中N2O的排放。

介紹

亞硝酸鹽法脫氮被認為是一種經濟、可持續的生物脫氮工藝。通過限制氨氧化為亞硝酸鹽而非硝酸鹽，部分硝化系統的能量和碳節約得以實現（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，其中有機物是缺氧反硝化的限制基質（Wei等人，2013）。

到目前為止，大多數影響因素包括溶解氧（DO）、固體保留時間、溫度、游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）都進行了研究，以降低亞硝酸鹽氧化細菌（NOB）的活性，而不影響氨氧化細菌（AOB）（郭等人，2010）。人們認為DO是實現和維持硝化作用的關鍵參數之一，因為AOB（0.3 mg/L）的氧親和力常數低于NOB（1.1 mg/L）（Ciudad等人，2005年）。

通過亞硝酸鹽工藝進行同步硝化反硝化（SND）也是一種很有前途的工藝，因為它具有較高的營養物去除效率和較低的能耗（Zeng等人，2004年）。序批式生物膜反應器（SBBR）可以在好氧條件下創造有利的缺氧微環境，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器中的亞硝酸鹽積累通常被認為是導致氧化亞氮（N2O）產生的一個重要因素（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期間作為副產物的N2O，這是氨氧化過程中涉及的關鍵步驟之一（Law等人，2012年）。在處理低C/N比廢水時，利用細胞內儲存化合物作為碳源，在反硝化過程中也會產生更多的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的N2O生成。已經發現，通過亞硝酸鹽去除氮過程中產生的N2O是通過硝酸鹽去除氮過程中產生的N2O的1.5倍（Yang等人，2009年）。Zhang et al.（2009）比較了活性污泥系統硝化過程中的N2O排放量和脈沖進料（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的產生量占活性污泥系統硝化過程中N2O產生量的1/3。然而，與脈沖進料SBBR相比，在不添加外部碳源的情況下，SBBR的N2O生成和養分去除有很大不同。反應器內充足的碳源導致脈沖進料SBBR中NO2-N的低積累（影響N2O生成的一個重要因素）。因此，脈沖進料SBBR中的N2O產量相對較低。有必要探討活性污泥系統和SBBR在無外部碳源的硝化模式下運行時N2O排放的差異。但關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器（ASSBR）和SBBR的脫氮和N2O排放特性。預期所得結果將有助于進一步了解部分硝化系統中N2O的排放。

材料和方法

反應堆設置和運行

使用兩個工作容積分別為5 L和13 L的SBR（ASSBR和SBBR）進行本研究（圖1）。ASSBR和SBBR中的生物量來源于西安市長安區污水處理廠。兩個反應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器。填充率為12%。兩個反應器的體積交換率為36%，循環時間為12小時。通過反應器底部的細空氣擴散器引入恒定的通風氣流，所有試驗的通風速率均保持在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）。采用時間控制器實現兩臺SBR的自動運行。使用水浴中的恒溫加熱器將兩個SBR的溫度保持在30℃–2℃。通過排放剩余污泥，固體保留時間保持在15天。

兩個反應器在交替厭氧/好氧/缺氧條件下連續運行12小時。ASSBR和SBBR的每個循環包括進料（10分鐘）、厭氧反應（50分鐘）、好氧和缺氧反應（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“氨谷”點后，再提供空氣0.5小時（圖2），然后缺氧反應階段開始，沉淀（40分鐘）和傾析（10分鐘）。

圖1。實驗系統的示意圖說明：（a）為ASSBR，（b）為SBBR。ASSBR，活性污泥序批式反應器；SBBR，序批式生物膜反應器。

在前置毒性系統中，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。在缺氧條件下，前一反應中儲存的內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）對此進行了報道。本文研究了序批式活性污泥反應器和序批式生物膜反應器中兩種厭氧/好氧/缺氧過程的厭氧/好氧階段，以比較兩種反應器硝化過程中N2O排放的特征。

圖2。在兩個SBR循環中，低氨氮（120 mg/L）的氮化合物和控制參數的典型變化：（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。

運行3個多月后，在兩個反應器中成功實現了曝氣過程中的硝化。硝化過程中N2O的產生量被測量了三次以上。同時，還采集了液體樣品以測量水質（NH4+-N、NO2-N、NO3-N和COD）。

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

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根據中國國家環境保護局（SEPA）標準方法（中國SEPA，2002）進行測量。TN基于NH4+-N、NO2-N、NO3-N的總和，而不是獨立的TN測試。通過探針收集pH值、DO濃度和溫度的在線數據。

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

N2O的產生和排放

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算的（J.Gabarro等人，2014年）。

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

式中，KLaN2O是N2O從水到空氣的體積傳質系數（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；假設為0）；t是時間（秒）。方程式（3）改寫為：

通過以下實驗測定KLaN2O：首先，使用蒸餾水將處于沉淀階段結束的反應器稀釋數次，以去除背景組分；然后，將適量的N2O氣體吸入反應器的液體中，并測量N2O濃度的降低。通過計算每秒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。通過對反應時間內N2O生成速率的積分計算，得到了N2O的總生成量。