李亞靜+孫力平

摘 要：目前反硝化除磷系統(tǒng)的缺氧段以內(nèi)碳源（PHA）作為碳源的反硝化中氧化亞氮（N2O）的產(chǎn)生機(jī)理尚不清楚。因此采用實驗室規(guī)模的厭氧/缺氧序批式反應(yīng)器（A/A SBR）研究了電子受體NO3--N濃度（25 mg/L、50 mg/L和80mg/L）對系統(tǒng)脫氮除磷效果以及N2O產(chǎn)生量的影響。結(jié)果表明通過增加電子受體即NO3--N起始濃度，使得N2O產(chǎn)生量增加，而N2O轉(zhuǎn)化率減小。當(dāng)NO3--N起始濃度≤25 mg/L時，有利于硝酸鹽氨化作用的發(fā)生，N2O的釋放源為硝酸鹽異化成氨作用。當(dāng)NO3--N起始濃度≥50 mg/L時，N2O的釋放主要來自于反硝化作用。

關(guān)鍵詞：反硝化除磷 電子受體濃度 PHA N2O 釋放源

中圖分類號：X703 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：1674-098X（2017）07（a）-0107-04

反硝化除磷是一種新型可持續(xù)發(fā)展的生物脫氮除磷工藝[1]。反硝化除磷就是在厭氧/缺氧環(huán)境交替運行的條件下，易富集一類兼有反硝化作用和除磷作用的兼性厭氧微生物，該聚磷菌能利用NO3-作為電子受體，通過它們的代謝作用同時完成過量吸磷和反硝化過程，最大限度地減少碳源需求量，實現(xiàn)了能源和資源的雙重節(jié)約。反硝化除磷能節(jié)省COD約50%，節(jié)省氧約30%，剩余污泥量減少50%左右[2]。

在反硝化除磷工藝中，氧化亞氮作為重要的反硝化中間產(chǎn)物可以產(chǎn)生和積累[3，4]。由于其潛在的溫室氣體效應(yīng)和破壞臭氧層的能力越來越受到人們的關(guān)注和擔(dān)憂[5，6]。在反硝化除磷系統(tǒng)中，氧化亞氮的產(chǎn)生量能占到進(jìn)水總氮負(fù)荷的2.3%～21.6%范圍內(nèi)[7，8]。因此，掌握反硝化除磷系統(tǒng)中氧化亞氮的產(chǎn)生規(guī)律對理解污水處理系統(tǒng)中整個碳足跡來說是非常重要的。

該文從缺氧段反硝化作用中的電子受體入手，從內(nèi)碳源PHA的厭氧合成量、缺氧降解速率的角度去分析N2O的釋放機(jī)理，通過調(diào)整電子受體硝酸鹽的濃度，對不同工況條件下氮的遷移轉(zhuǎn)化過程進(jìn)行系統(tǒng)研究，剖析了反硝化除磷新技術(shù)在脫氮過程N2O的產(chǎn)生特征和產(chǎn)生量，旨在通過認(rèn)識這種工藝N2O的釋放特征和原因，優(yōu)化反硝化除磷過程實現(xiàn)良好的除磷脫氮效果和較小的N2O釋放。為這種新技術(shù)更好地應(yīng)用于污水除磷脫氮處理、真正實現(xiàn)節(jié)能減排提供技術(shù)保障。

1 材料與方法

1.1 試驗污泥與用水

試驗所用污泥取自天津某污水廠A2/O工藝中回流污泥。接種污泥菌膠團(tuán)密實，污泥沉降性好。試驗用水為人工模擬配水，以乙酸鈉提供碳源，KH2PO4和NH4Cl為磷源和氮源，缺氧段投加KNO3以提供NO3--N作為電子受體。并且投加微量元素。實驗水質(zhì)指標(biāo)及分析方法見表1。

1.2 試驗裝置與運行

該試驗采用SBR裝置。在厭氧/缺氧（無氧但有硝酸根）條件下運行。反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，上部為圓柱體，下部為圓臺體，有效容積為4.50 L，反應(yīng)器的充水比為0.7。在反應(yīng)器上每隔10 cm設(shè)置一個取樣口，每個反應(yīng)器有3個取樣口。進(jìn)水由蠕動泵進(jìn)行控制，排水通過電磁閥控制。通過微電腦定時器實現(xiàn)進(jìn)水、厭氧、缺氧、加藥、沉淀、排水的自動運行。

1.3 分析項目及測定方法

1.3.1 水樣分析

水質(zhì)監(jiān)測項目分析方法均采用國標(biāo)法[9]，按照Oehmen的操作方法改良后進(jìn)行PHA測定[10-12]。VFA和N2O采用氣相色譜法測定[13]。

1.3.2 N2O分析

N2O的濃度如方程式（1）～（3）所示[14]：

反應(yīng)器中污泥混合液排放的氣態(tài)N2O-N濃度CemiN2O-N （mgN/L）由式（1）計算得出：

反應(yīng)器中污泥混合液里溶解的N2O-N濃度CdisN2O由式（2）計算得出：

總N2O-N生成量Cproduced，由兩部分組成，如（3）所示：

2 結(jié)果與討論

2.1 反硝化除磷過程典型周期變化

圖1為典型周期內(nèi)碳源和氮、磷的變化情況。系統(tǒng)以乙酸鈉為碳源，其含量隨著厭氧反應(yīng)時間的延長迅速下降，水中的PO43--P隨著時間的延長迅速升高，至反應(yīng)90 min時，達(dá)到最大值59.41 mg/L。厭氧反應(yīng)結(jié)束后瞬時向反應(yīng)器內(nèi)投加KNO3，使缺氧開始時反應(yīng)器內(nèi)NO3--N的濃度為55.00 mg/L。隨著反應(yīng)的進(jìn)行，水中PO43--P濃度逐漸降低為0.75 mg/L，硝酸鹽濃度降低為0 mg/L。在缺氧反應(yīng)過程中，亞硝酸鹽出現(xiàn)較低的累積濃度，但并未影響到良好的出水效果。

2.2 電子受體濃度對氮、磷去除及N2O產(chǎn)生量的影響研究

該試驗采用3個平行的SBR反應(yīng)器，使缺氧初期的NO3--N濃度分別為25、50、80 mg/L；缺氧攪拌210 min，研究不同NO3--N濃度對N2O產(chǎn)生量的影響。

N2O產(chǎn)生量的原因主要是一方面由于反硝化聚磷菌以胞內(nèi)聚合物PHAs作為碳源進(jìn)行反硝化，內(nèi)碳源較慢的降解速率，導(dǎo)致反硝化過程中硝酸鹽、亞硝酸鹽以及N2O還原酶對不充足的電子形成競爭，從表2中還原速率可以看出N2O還原酶對電子的競爭明顯弱于硝酸鹽和亞硝酸鹽還原酶， N2O還原酶因競爭不到電子而使N2O還原到N2的過程受阻， N2O出現(xiàn)積累。隨著電子受體濃度的增加，N2O產(chǎn)生量增加，N2O轉(zhuǎn)化率減小。另一方面在反硝化過程中COD/N比例對N2O的產(chǎn)生量有非常顯著的影響。該研究通過把PHA單位轉(zhuǎn)化為COD單位，在缺氧初期的COD/NOx-N比值分別為6.76、3.38和2.11。從這些數(shù)值可以看出PHA由充足漸變?yōu)橄拗埔蛩?，?dǎo)致N2O的產(chǎn)生量增加。

2.3 電子受體濃度對N2O釋放來源的影響

N2O的釋放源研究采用化學(xué)抑制法[15-17]。實驗發(fā)現(xiàn)通入C2H2后，NH4+-N的生成速率有所升高，這是由于C2H2對厭氧氨氧化具有強(qiáng)烈的抑制作用且反應(yīng)中存在硝酸鹽異化成氨作用所造成的[18]。由圖2可知，缺氧段在硝酸鹽異化成氨和反硝化共同作用下造成了N2O的釋放，當(dāng)NO3--N初始濃度≤25mg/L時，有利于硝酸鹽氨化作用的發(fā)生，在此條件下N2O的釋放源為硝酸鹽異化成氨作用。而當(dāng)NO3--N初始濃度≥50 mg/L時，N2O的釋放主要來自于反硝化作用。endprint