N2O是一種重要的溫室氣體, 其增溫潛勢是CO2的100~310倍, 對全球溫室效應的貢獻約占5%~6%, 廢水生物處理過程是N2O的主要產生源之一.導致N2O產生的因素有：溶解氧濃度、亞硝酸鹽濃度、C/N比, 溫度和有毒物質等.短程硝化與傳統脫氮工藝相比, 可以減少25%的曝氣量, 40%的外加碳源.因此, 其成功應用于市政污水和工業廢水等的處理.雖然短程硝化工藝有工程應用的潛力, 但是亞硝積累是促進N2O排放的主要因素, 因為高的亞硝酸鹽濃度抑制了N2O還原酶的活性.因此, 為了控制和減少短程硝化過程N2O的釋放量, 影響N2O釋放的關鍵因素需嚴格調控.在污水生物脫氮過程中, 主要通過3種途徑產生N2O, 分別為：①羥胺(NH2OH)氧化過程, 在硝化過程中, 硝化細菌將NH2OH氧化為NO2-產生副產物N2O, 該過程是在NH2OH氧化還原酶(HAO)的作用下, NH2OH氧化為N2O.或者亞硝酸鹽或氨氧化中間產物羥胺的化學分解作用產生; ②硝化細菌(AOB)反硝化過程, 當硝化過程溶解氧不足或NO2-濃度過高時, NH4+-N氧化為NO2-之后自養硝化細菌會將NO2-還原為N2O, 該過程稱為硝化細菌反硝化; ③異養反硝化過程(HET), 當反硝化過程缺少N2O還原酶或脫氮酶不平衡時會導致異養反硝化菌生成N2O.此外, 亞硝酸鹽積累或者可生物利用的有機碳源不足導致N2O產生.
目前, 研究較多的是不同運行條件對短程硝化過程中N2O釋放量的影響, 雖然N2O可能通過以上途徑產生, 但是對于不同條件下短程硝化過程N2O的產生途徑及各個途徑所占的比例研究較少, 本研究采用穩定同位素的方法對N2O產生途徑進行分析, 通過批次試驗的方式, 分析不同溶解氧條件下短程硝化過程N2O釋放量及產生途徑, 從其產生來源提出N2O減量化的控制措施.
1 材料與方法1.1 試驗裝置
本試驗裝置如圖 1所示, 反應器內裝有從穩定運行短程SBR反應器內取出的活性污泥, 外加試驗所需的模擬廢水, 頂部用橡膠塞密封, 并開有5個直徑不同的小孔, 分別為DO和pH探頭孔及曝氣、取水樣、集氣孔.反應器總體積1 L, 有效容積0.7 L.反應器置于恒溫磁力攪拌器上, 維持池體內溫度為25℃, 并用磁力轉子攪拌, 使池體內處于混勻狀態.
圖 1
1.2 試驗污泥與水質
批次試驗所用污泥取自穩定運行短程SBR內活性污泥, 本批次試驗用水為人工配水, 即向蒸餾水中添加所需物質, 根據試驗目的不同, 配置相應的微量元素溶液和營養液.配水主要成分(mg ·L-1)為: KH2PO4 27, CaCl2 136, MgSO4 ·7H2O 20, NaHCO3 150, (NH4)2SO4(按需配制).微量元素Ⅰ、Ⅱ濃度為：1.0 mL ·L-1.微量元素Ⅰ組成(g ·L-1)為：EDTA 5, FeSO4 5;微量元素Ⅱ組成(g ·L-1)為：EDTA 15, CuSO4 ·5H2O 0.25, ZnSO4 ·7H2O 0.43, H3BO4 0.014, MnCl2 ·4H2O 0.99, Na2MoO4 ·2H2O 0.22, CoCl2 0.24.
1.3 批次試驗運行方法
批次試驗所用污泥濃度為1.82~1.93 g ·L-1控制溫度為(25±1)℃, 進水NH4+-N濃度為25mg ·L-1, 將反應器先后控制在DO濃度為(2.5±0.5)、(1.5±0.2)和(0.5±0.1)mg ·L-1條件下運行, 首先加入所需基質, 然后加入碳酸氫鈉調節pH為7.5, 蓋上膠塞, 插入DO、pH探頭, 打開加熱, 從曝氣口曝氣, 然后將取樣口用止水夾卡住, 集氣口接集氣袋.采用在線監測實時控制反應過程中DO濃度, 每個DO濃度做兩組平行.反應0、15、30、60 min, 之后每隔60 min取樣到曝氣結束, 分別取10 mL水樣離心, 過濾后測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N及COD.分別取6 mL水樣用0.45 μm濾膜過濾, 其后4.5 mL水樣用于測定溶解態N2O.
1.4 分析指標與測定方法1.4.1 水質測定方法
COD采用快速消解分光光度法測定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定, NO3--N采用麝香草酚分光光度法測定, NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定; MLSS采用濾紙重量法測定; Multi340i型便攜式多功能pH值和DO測定儀在線測定反應過程中的pH值和DO濃度.COD采用快速消解分光光度法測定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定, NO3--N采用麝香草酚分光光度法測定, NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定; MLSS采用濾紙重量法測定; Multi340i型便攜式多功能pH值和DO測定儀在線測定反應過程中的pH值和DO濃度.
1.4.2 N2O釋放量及產生途徑分析方法
(1) 氣態N2O測定
反應裝置密閉, 所產氣體經干燥管干燥后收集于氣體采樣袋中.采用Agilent 7890氣相色譜儀測定N2O, 所用色譜柱為HP-Plot/分子篩(30 m×0.53 mm內徑×25 μm膜), 色譜條件為：進樣口110℃, 爐溫180℃; ECD檢測器300℃, 所有氣體樣品均經多次測定, 直至重現性較好為止.
(2) 溶解態N2O測定
溶解態N2O采用上部空間法測定.在密閉條件下, 取測定水樣.為抑制殘余微量微生物的活性, 向12 mL頂空瓶中加入0.5 mL濃度為1 000 mg ·L-1的HgCl2溶液, 然后加入4.5 mL經0.45 μm濾膜過濾后的水樣.將制好的樣品放入恒溫磁力攪拌器中振蕩1 h, 測定上部氣體中的N2O濃度, 根據測得的N2O濃度及亨利定律計算出溶解態N2O濃度.
1.4.3 同位素測定方法
采用穩定同位素的方法對N2O產生途徑進行分析.與其它技術相比, 穩定同位素技術的優點在于使得生態和環境科學問題的研究能夠定量化并且是在沒有干擾(如沒有放射性同位素的環境危害)的情況下進行.本試驗采用Isoprime100穩定同位素質譜分析系統對所集氣體進行同位素分析, 分析過程示意如圖 2所示.具體步驟如下：抽空20 mL頂空瓶, 立即注入待測氣體, 通過自動進樣器用約25 mL ·min-1的He氣流將待測樣品吹進含燒堿石棉的化學阱, 99.99%的CO2被吸收. N2O和其他空氣組分被捕集在-196℃的冷阱T2中.吹掃300 s后, T2自動移出液氮罐, 并通過六通閥的轉換, 將被分析組分轉移至-196℃的T3冷阱內, 轉換閥的另一頭與色譜柱相連接.待T3移出液氮容器即開始進行GC分析, 之后進行質譜分析, 用99.99%的N2O氣體做參考氣, 測定結果用反硝化法得到的N2O標準氣體校正, 即用USGS32、USGS34和IAEA-N1產生的標準氣體校準樣品N2O氮的bulk值和α值, 用USGS34, USGS35和IAEA-N1產生的標準氣體校準氣體N2O氧的同位素值.最終根據所得數據計算出15Nbulk、15Nα及SP值.
圖 2
1.4.4 N2O產生量及產生途徑計算公式
N2O釋放量和溶解態N2O濃度根據Noda提供的方法計算, 見式(1).
式中, cproduced為N2O產生量(mg ·L-1); coff為試驗過程釋放到大氣中的N2O濃度(mg ·L-1); cdis為溶解于水中的N2O濃度(mg ·L-1).
N2O的產生途徑計算公式見式(2)和(3)：
式中, δ15Nα為15N在中心位(Nα)的豐度(‰), 即14N15N16O; δ15 Nβ為15N在邊位(Nβ)的豐度(‰), 即15N14N16O.
式中, FND為NH2OH氧化過程產生N2O所占比例(%); FNN為AOB反硝化過程產生N2O所占比例(%); SPNN為NH2OH氧化過程的SP值(‰); SPND為AOB反硝化過程的SP值(‰).
2 結果與討論2.1 不同溶解氧條件下短程硝化過程N2O釋放量
生物脫氮過程中所產生的N2O在系統內的轉移與傳遞主要涉及兩個過程：N2O的溶解和N2O的釋放. N2O的溶解過程指微生物生成的氣態N2O溶解于混合液中, 為氣相到液相的傳遞; N2O的釋放過程是指由于曝氣吹脫或過飽和等原因溶解態N2O從混合液中釋放到大氣中, 為液相到氣相間的傳遞.
在不同溶解氧條件下, 對短程硝化過程中溶解態N2O和氣態N2O進行監測, 當溶解氧濃度為0.5 mg ·L-1, 測定結果如圖 3所示.反應經過240 min, NH4+-N濃度由23.5 mg ·L-1降至2.78 mg ·L-1, 63.5%的NH4+-N轉化為NO2--N, 亞硝積累率(NAR)為90.43%, 比氨氧化速率(SAOR, 以N/SS計, 下同)為1.86mg ·(g ·h)-1.從圖 3中可以看出, 隨著反應進行, 前30 min, 溶解態N2O和氣態N2O基本沒有檢測到, 僅有0.875 mg ·L-1的NO3--N產生, 此過程產生這種現象可能是由于曝氣的開始階段, 微生物進行異養呼吸, 使COD和少量NH4+-N消耗合成自身物質.當反應到30 min之后, 溶解態N2O的濃度逐漸增加, 到120 min達到最大值, 隨后趨于平緩并開始下降.前60 min, 氣態N2O的濃度增加較少, 到120 min, NO2--N濃度大于5 mg ·L-1, 氣態N2O的體積分數快速升高, 反應進行到240 min, 達到320.5×10-6, 利用SPSS軟件對NO2--N濃度和N2O濃度與進行Pearson相關系數分析, 得出在0.01水平(雙側)上顯著相關, 相關性系數R2=0.947, 顯著性P=0.004(P < 0.05), 表明NO2--N濃度對N2O的釋放有很大關系.有研究表明[20], 短程硝化過程N2O釋放量的急劇上升與體系中NO2--N的積累存在顯著的相關性, NO2--N具有生物毒性, NO2--N的積累導致氧化亞氮還原酶的活性降低, 從而引起N2O的釋放.具體聯系污水寶或參見http://m.xhxdt.com更多相關技術文檔。
圖 3
當溶解氧濃度為1.5 mg ·L-1, 測定結果如圖 4所示.反應經過120 min, NH4+-N濃度由22.8 mg ·L-1降至3.46 mg ·L-1, 76.4%的NH4+-N轉化為NO2--N, 亞硝積累率為93.43%, 比氨氧化速率為3.35 mg ·(g ·h)-1.從中可以看出, 隨著反應進行, 前30 min, 僅有極少的溶解態N2O和氣態N2O產生, 當反應到30 min之后, 溶解態N2O濃度逐漸增加, 到120 min達到最大值為0.24 mg ·L-1.前30 min, 氣態N2O濃度增加較少, 隨后當NO2--N濃度大于3 mg ·L-1, 氣態N2O的體積分數快速升高, 到240 min, 達到272.6×10-6. Zeng等的研究指出, 當NO2--N質量濃度大于1~2 mg ·L-1即可導致N2O產生.利用SPSS軟件對NO2--N濃度和N2O濃度進行Pearson相關系數分析, 得出在0.01水平(雙側)上顯著相關, 相關性系數R2=0.986, 顯著性P=0.002(P < 0.05), 表明與溶解氧為0.5 mg ·L-1時一樣, 短程硝化過程N2O釋放量的急劇上升與體系中NO2--N的積累存在顯著的相關性, NO2--N的積累可能是導致N2O釋放顯著上升的主要原因.
圖 4
當溶解氧濃度為2.5 mg ·L-1, 測定結果如圖 5所示.反應經過120 min, NH4+-N濃度由24.4 mg ·L-1降至3.38 mg ·L-1, 80.3%的NH4+-N轉化為NO2--N, 亞硝積累率為95.43%, 比氨氧化速率為3.75 mg·(g· h)-1, SAOR約為低溶解氧(0.5 mg ·L-1)條件下的2.02倍, 可見較高的溶解氧具有更高的SAOR, 短程硝化反應時間隨著溶解氧的增加明顯縮短.從圖 5中可以看出, 隨著反應進行, 前30 min, 基本沒有溶解態N2O和氣態N2O的產生, 當反應到30 min后, 溶解態N2O濃度逐漸增加, 到120 min達到最大值為0.21 mg ·L-1.前30 min, 氣態N2O濃度較少, 當NO2--N濃度大于3 mg ·L-1, 氣態N2O的體積分數快速升高, 到240 min, 達到261.3×10-6.可見, 不同DO濃度條件下, N2O的產生量不同, 但總體變化趨勢相同.利用SPSS軟件對NO2--N濃度和N2O濃度與進行Pearson相關系數分析, 得出在0.01水平(雙側)上顯著相關, 相關性系數R2=0.974, 顯著性P=0.003(P < 0.05), 表明與低溶解氧條件一致, NO2--N濃度與N2O的釋放顯著相關.
圖 5
可見, 不同的溶解氧條件下, 均有一定濃度的N2O產生, NO2--N濃度又是N2O產生的主要影響因素.而短程硝化過程不可避免地導致亞硝酸鹽積累, 短程硝化工藝有著廣泛的應用前景, 現在已經在一些污水處理廠得到廣泛應用并取得了良好的效果.通過短程硝化結合厭氧氨氧化工藝實現一體化, 可以控制亞硝酸鹽濃度在較低的水平, 此外, 對于兩段式短程硝化-厭氧氨氧化工藝, 可以通過控制半短程硝化, 即一半的氨氮氧化為亞硝酸鹽, 進入厭氧氨氧化反應器內, 可以減少亞硝酸鹽濃度, 從而減少N2O的產生.因此, 通過設計合理的工藝來控制反應器中的亞硝酸鹽濃度, 對控制N2O的總產量有著重要的作用.
不同溶解氧條件, 短程硝化過程N2O釋放量如圖 6所示.溶解氧濃度分別為0.5、1.5、2.5 mg ·L-1時, 處理1 g NH4+-N釋放的N2O量分別為51.7、34.64和28.10 mg.隨著溶解氧的升高, 去除單位質量濃度NH4+-N后N2O的釋放量有逐漸降低的趨勢, 可見, DO濃度對N2O的產生與釋放有重要的影響, DO濃度在0.5 mg ·L-1將導致N2O產生量升高, 而較高的DO濃度有利于降低N2O的產生量.劉秀紅等[22]采用SBR反應器, 研究不同的溶解氧濃度對生物脫氮過程中N2O產量的影響, 結果表明, 當溶解氧濃度大于1.5 mg ·L-1后, 隨著溶解氧濃度的升高N2O產量開始迅速降低.本研究溶解氧大于1.5 mg ·L-1時, N2O的釋放量也開始降低, 與其研究結果相同.鞏有奎等對短程反硝化過程中N2O的產生機制進行了分析, 結果表明高濃度的溶解氧對N2O還原酶具有較強的毒性, 會抑制N2O的進一步還原.
圖 6
分析圖 7給出的數據可知, 當溶解氧為0.5、1.5、2.5 mg ·L-1時, N2O的釋放量占進水總氮的比例分別為4.35%、3.27%、2.63%, 由數據可知, 當溶解氧為0.5 mg ·L-1時, N2O的釋放量占進水總氮的比例最大, 而當溶解氧為2.5 mg ·L-1時, N2O的釋放量占進水總氮的比例最小.隨著溶解氧濃度的升高, N2O的釋放量占進水總氮的比例逐漸減少. Law等在小試短程硝化SBR反應器內處理合成廢水, 控制溶解氧濃度為2.5~3 mg ·L-1, 得出N2O的釋放量占進水總氮的比例為1%. Kampschreur等[4]在中試連續流SBR反應器內處理廢水, 控制溶解氧濃度為1.0 mg ·L-1, 得出N2O的釋放量占進水總氮的比例為3.4%. Desloover等研究短程硝化過程中N2O的產生機制, 控制溶解氧濃度為0.2~0.4 mg ·L-1, 得出N2O的釋放量占進水總氮比例為5.1%~6.6%, 其中45%~47%的NH4+-N氧化為NO2--N, 13%~15%的NH4+-N氧化為NO3--N.可見, 隨著溶解氧的升高, N2O的釋放量占進水總氮的比例逐漸減少, 此外, 由于工藝類型和運行條件不同, 不同研究者得出N2O的釋放量占進水總氮比例也不同.溶解氧濃度不同而產生N2O釋放量差異的原因可能是由于高溶解氧條件下, AOB利用亞硝酸鹽進行好氧反硝化作用減弱, 而溶解氧濃度較低時通常會促進AOB反硝化反應而積累N2O.基于以上試驗結果, 從提高污水脫氮效率, 降低N2O產生量來考慮, 短程硝化過程控制溶解氧在2.5 mg ·L-1既可以提高比氨氧化速率, 又可以減少N2O的產生.
圖 7
2.2 不同溶解氧條件下N2O產生途徑
現有的大量研究表明, 污水生物脫氮過程中微生物的硝化及反硝化代謝過程是污水處理中N2O的主要產生途徑, 如表 1所示.
表 1 污水生物脫氮過程已知的N2O產生與消耗途徑
Yoshida等提出可以通過分析N2O分子內15N含量, 推測生物脫氮過程N2O產生途徑.通過對穩定同位素比質譜儀將線性結構的N2O氣體分子離子化后產生的N2O+和NO+離子片段進行定量分析, 計算15N在α位和β位的豐度, 最終通過SP值判斷N2O產生途徑.由于N2O的SP值與基質的同位素組成無關, 因此SP值可以作為判斷N2O產生途徑的有力依據.
當溶解氧為0.5、1.5、2.5 mg ·L-1時, 分別對短程硝化批次試驗中收集的氣體進行穩定同位素測定, 得到N2O氣體的SP值, 從而判斷反應過程N2O產生途徑, 結果如表 2所示
表 2 不同溶解氧條件下短程硝化同位素測定結果
已有研究表明, 假定NH2OH氧化過程生成的N2O氣體的SP值(SPNN)平均為28.5‰和硝化細菌反硝化過程生成的N2O氣體的SP值(SPND)平均為-2‰.計算結果見表 2, 從中可知, 當溶解氧為0.5 mg ·L-1時, 只有AOB反硝化過程生成N2O.由于低溶解氧可能發生異養菌反硝化作用, 而本研究短程硝化前30 min基本沒有檢測到N2O, 因此, 沒有發生異養菌反硝化作用產生N2O.當溶解氧升至1.5 mg ·L-1時, 有4.52%的N2O通過NH2OH氧化過程生成, AOB反硝化過程生成的N2O占95.48%.繼續升高溶解氧到1.5 mg ·L-1時, NH2OH氧化過程生成的N2O比例增加至9.11%, AOB反硝化過程生成的N2O占90.89%. Wunderlin等利用同位素技術研究混合菌系統產生N2O特征得出, 在溶解氧大于1 mg ·L-1和NH4+-N濃度大于10 mg ·L-1時, NH2OH氧化過程產生N2O的比例占N2O產生總量的25%.本研究在溶解氧為1.5 mg ·L-1和2.5 mg ·L-1時, 均有NH2OH氧化過程產生N2O.可見, 溶解氧的改變會影響短程硝化過程N2O的產生途徑.隨著溶解氧的升高, AOB反硝化過程產生N2O占NH2OH氧化過程產生N2O的比例減少, 但是90%以上的N2O仍然是通過AOB反硝化過程產生.
Okabe等的研究表明如果同時存在NO2--N積累則能誘導AOB利用NO2--N作為電子受體進行反硝化, 而大部分AOB反硝化過程以N2O和NO為反應終產物, 此外, Reino等研究亞硝化顆粒污泥短程硝化得出: NO2--N濃度越高AOB反硝化對N2O釋放的貢獻越大.本研究在不同溶解氧條件下, 均有不同程度的NO2--N積累, 這是導致AOB反硝化作用產生N2O的重要原因. Yu等[30]的研究表明, 在較高的氨氧化速率條件下, 容易導致NH2OH短暫積累, 通過NOH的化學分解作用產生N2O, 本研究高DO條件下短程硝化污泥具有更高的SAOR, 因此, 隨著溶解氧的升高, 會導致NH2OH氧化過程產生N2O的比例增大.綜上研究結果, 不同溶解氧條件下, 當NO2--N濃度大于3 mg ·L-1即開始產生N2O, 并且隨著NO2--N濃度的增加, AOB反硝化過程產生N2O的量增加, 因此, 避免過高的亞硝酸鹽積累, 可以減少N2O的產生.
3 結論
(1) 不同溶解氧條件下, N2O的釋放均與NO2--N濃度顯著相關, 當NO2--N濃度大于2 mg ·L-1, 短程硝化過程開始出現N2O釋放, 且N2O的釋放量隨著NO2--N濃度的增加而增加.
(2) 當溶解氧濃度分別為0.5、1.5、2.5 mg ·L-1, N2O的釋放量占進水總氮的比例分別為4.35%、3.27%和2.63%, DO濃度對于N2O的產生與釋放有重要的影響, 高DO濃度有利于降低N2O的產生量, DO濃度在0.5 mg ·L-1將導致N2O釋放量增加.短程硝化過程控制溶解氧在2.5 mg ·L-1既可以提高比氨氧化速率, 又可以減少N2O的產生.
(3) 溶解氧的改變會影響短程硝化過程N2O的產生途徑, 隨著溶解氧的升高, AOB反硝化過程產生N2O占NH2OH氧化過程產生N2O的比例減少, 但是90%以上的N2O仍然是通過AOB反硝化過程產生.因此, 避免過高的亞硝酸鹽積累, 可以減少N2O的產生.(來源：環境科學 作者：楊玉兵)
