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。