, 徐新阳, 王琳东北大学 资源与土木工程学院, 辽宁 沈阳 110819
收稿日期：2017-01-09
基金项目：国家自然科学基金资助项目(51408104);中央高校基本科研业务费专项资金资助项目(N150104003)。
作者简介：张铭川(1982-), 男, 辽宁沈阳人, 东北大学讲师, 博士;
徐新阳(1967-), 男, 浙江武义人, 东北大学教授，博士生导师。
摘要：好氧颗粒污泥可通过特殊的厌/好氧空间结构实现短程硝化, 而短程硝化和好氧颗粒结构都可能导致温室气体N2O释放.试验研究了处理养殖废水过程中好氧颗粒污泥短程硝化性能, 及利用微电极探针定量分析N2O过程释放特性.稳定运行期间, COD与氨氮平均去除率分别为76.8%和94.4%, 短程硝化效率可达88.9%.根据微电极探针和气相色谱分析结果, 好氧颗粒污泥系统厌氧和好氧阶段N2O生成量分别占46.4%和53.6%, 但短程硝化系统的N2O释放主要来源于曝气吹脱作用; 系统内N2O中氮的释放量占进水氮的比例为2.1%, 好氧颗粒污泥并未显著强化N2O释放.
关键词：好氧颗粒污泥N2O释放短程硝化养殖废水N2O探针
Characteristics of Partial Nitrification and N2O Emissions Through Aerobic Granular Sludge Treating Livestock Wastewater
ZHANG Ming-chuan
, XU Xin-yang, WANG LinSchool of Resources & Civil Engineering, Northeastern University, Shenyang 110819, China
Corresponding author: ZHANG Ming-chuan, E-mail: zhangmingchuan@mail.neu.edu.cn
Abstract: Aerobic granular sludge can achieve partial nitrification due to the special anaerobic/aerobic space structure. However, the greenhouse gas N2O could emit through partial nitrification and aerobic granular structure. In this study, performance of partial nitrification in an aerobic granular sludge reactor treating livestock wastewater was investigated, and its characteristics of N2O emissions were quantified by sensitive N2O micro-sensors. In the steady-state, the average COD and ammonium removal rates were 76.8% and 94.4%, respectively. The partial nitrification efficiency reached 88.9%. According to the results of micro-sensors and gas chromatography, the proportion of N2O generation from anaerobic and aerobic stage in the aerobic granular sludge system was 46.4% and 53.6%, respectively, but the N2O emissions from the partial nitrification system were mainly caused by air stripping in aeration phase. The ratio of N2O-N emissions was 2.1% of the influent nitrogen loading from this system. It showed N2O emissions were not significantly enhanced by the aerobic granular sludge.
Key Words: aerobic granular sludgeN2O emissionspartial nitrificationlivestock wastewaterN2O micro-sensor
N2O是一种持久性温室气体, 单位质量N2O全球变暖潜能约为CO2的265倍, 并且N2O在大气中稳定存在周期长达121年[1].实验表明N2O是污水生物脱氮过程中的重要中间产物, 既可以在反硝化过程中生成, 又可以在硝化过程中生成.有调查表明在市政污水处理厂中, N2O温室效应当量可占全部污水处理过程中温室气体释放当量的34%, 而在这个过程中, 甲烷的温室效应当量仅占4%[2].对于目前新型的生物脱氮工艺, N2O释放量可达到污水中总氮负荷的0.6%~25.3%[3-4].
氮污染是水体富营养化的重要因素, 为解决高氨氮养殖废水的处理问题, 具有节省40%碳源和25%能源优点的短程硝化技术越来越受到研究者的重视[5].好氧颗粒污泥由于传质的限制, 内部存在低溶解氧区域, 此区域内亚硝酸盐氧化菌(NOB)比氨氧化菌(AOB)更容易受到生长限制[6].因此, 短程硝化更容易在好氧颗粒污泥工艺中实现.目前, 好氧颗粒污泥短程硝化及N2O释放方面的研究鲜有报道.另外, 由于溶解度较大, N2O经微生物生成后不会立即释放到气相中.因此, 传统针对气相的分析方法无法对N2O的生成过程进行准确定量.针对此问题, 本研究利用微电极探针在线分析液相N2O浓度变化情况, 从而定量分析好氧颗粒污泥短程硝化处理养殖废水过程的N2O释放特性.
1 试验材料和试验方法1.1 试验装置试验采用序批式反应器(SBR)控制短程硝化(图 1).反应器采用有机玻璃制成, 有效容积10 L.曝气头置于反应器底部, 由空气泵供气, 通过气体流量计控制曝气量为0.6 L/min.每个反应器配有独立的机械搅拌系统和进出水蠕动泵系统, 通过加热装置控制反应器温度在(20±2)℃.时间控制器控制SBR的自动运行, 系统启动后每天运行3个周期, 每周期8 h, 其中进水10 min, 前置厌氧反硝化150 min, 好氧曝气300 min, 沉淀10 min, 出水10 min.
图 1(Fig. 1)
 | 图 1 好氧颗粒污泥SBR系统示意图Fig.1 Schematic diagram of aerobic granular sludge SBR |
1.2 试验用水及接种污泥试验用水为养猪场厌氧消化出水, 水质如下:COD为(3 840±489)mg/L, BOD5为(1 457±70)mg/L, NH4+-N为(1 061±132)mg/L, TP为(21±8)mg/L, SS为(1.95±0.46)g/L, pH为(8.28±0.35).养殖废水BOD5与COD比值为0.379, 说明其可生化性较差.为保证颗粒污泥反应器处理效率, 应适当延长处理时间, 本试验设定每周期进水3 L, 水力停留时间为26.7 h.反应器接种实验室培养的好氧颗粒污泥, 其平均污泥质量浓度(MLSS)为19.63 g/L, 平均粒径为816.75 μm, 相应的处理养殖废水的污泥COD负荷为0.176 kg/(g·m3·d).
1.3 分析方法参数指标COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TP、MLSS采用国标法测定.pH值采用pH计(120P-01A, Thermo, 美国)测定; 颗粒污泥粒径采用激光粒度仪(Mastersizer 2000, Malvern, 英国)测定; 胞内聚-β-羟丁酸(PHB)浓度采用硫酸-分光光度法测定[7].液相N2O浓度使用N2O微电极探针(N2O-100, Unisense, 丹麦)每1 min取样测定, 通过探针检测器(PA2000, Unisense, 丹麦)进行数据传输, 并通过软件(Unisense Logger)在线计算液相N2O浓度; 气相N2O浓度使用气相色谱仪(7890B, Agilent, 美国)每10 min取样测定, 气相色谱ECD检测器温度为330 ℃, 采用Porapak Q色谱柱, 柱温55 ℃, 载气为高纯N2.
N2O由液相向气相的传质过程主要包括好氧曝气时的吹脱作用和厌氧搅拌时的扩散作用.硝化反硝化过程中, 生成的N2O以液相和气相两种形式存在, 因此系统中液相N2O累积速率应如式(1)所示:
 | (1) |
ρN2O为液相N2O质量浓度, mg/L;
vg为液相N2O生成速率, mg/(L·min);
ve为气相N2O释放速率, mg/(L·min).
通过对微电极探针和气象色谱仪检测所得液相和气相N2O浓度变化分别求导, 可以得到vac和ve, 根据式(1)计算即可得出N2O的生成速率vg, 而好氧颗粒污泥反应周期内的N2O生成量和释放量可以通过对vg和ve的积分求得.
2 结果与讨论2.1 好氧颗粒污泥处理养殖废水的短程硝化第一阶段好氧颗粒污泥SBR连续稳定运行80 d, 异养菌启动迅速, 养殖废水中COD去除率于第5天达到56.2%, SBR稳定运行期间COD平均去除率为(76.8±7.4)%.虽然反应器出水COD较高, 但稳定阶段出水BOD5仅为(35.3±12.8)mg/L, 由此可见, 出水COD主要成分是难以生物利用的惰性物质.有研究表明, 养猪场废水中的难降解COD主要是随动物粪便排出的纤维素和半纤维素类物质, 难以进行生化处理, 可以通过投加絮凝剂工艺去除[8].
SBR运行期间氮的去除情况如图 2所示.好氧颗粒污泥反应初期, 出水NH4+-N浓度较高, 在试验运行的前8天, 反应器的NH4+-N平均去除率在71.1%, 这是由于反应初期异养好氧细菌增殖迅速, 与硝化细菌产生了竞争关系, 导致在此阶段反应器的NH4+-N平均去除率不高.好氧颗粒污泥系统经过9~12 d培养运行, 出水NH4+-N浓度稳步下降, 好氧颗粒逐步适应高氨氮养殖废水, 活性污泥运行特性开始稳定.短程硝化稳定阶段的NH4+-N平均去除率为(94.4±0.7)%, 说明好氧颗粒污泥对高氨氮养殖废水有较好的NH4+-N去除效果.
图 2(Fig. 2)
 | 图 2 好氧颗粒污泥SBR处理养殖废水的脱氮情况Fig.2 Performance of nitrogen removal in the aerobic granular sludge SBR treating livestock wastewater |
亚硝酸盐的积累效率可以描述SBR的短程硝化性能, 其计算公式如下:
 | (2) |
好氧颗粒污泥SBR周期内氮的变化情况如图 3所示.曝气开始后, NH4+-N浓度迅速降低, 并在420 min左右达到稳定.NO2--N及NO3--N在厌氧阶段发生反硝化, 曝气开始NO2--N浓度开始上升.反应器运行400 min后系统中NH4+-N浓度降低, NO2--N增长速率迅速下降.由于控制条件的抑制, NO3--N浓度在曝气开始后由于受短程硝化控制上升趋势较慢, 但系统在好氧反应末期仍存在大量NO2--N, 导致NO3--N浓度不断增加, 最终使SBR内短程硝化效率下降到86.5%.由此可以看出, 好氧颗粒污泥SBR系统选用的好氧阶段并不适合厌氧氨氧化工艺的条件; 另外由于延时曝气还导致亚硝酸盐积累效率下降.根据氮周期变化情况, 在反应时间为350 min左右时, NO2--N与NH4+-N的比例符合厌氧氨氧化工艺最佳控制条件, 但考虑到反应周期缩短会增加NH4+-N负荷及减小水力停留时间.因此, 第二阶段SBR系统反应时间设为390 min, 较第一阶段缩短1 h.
图 3(Fig. 3)
 | 图 3 好氧颗粒污泥SBR典型周期脱氮情况Fig.3 Performance of nitrogen removal in a typical cycle of the aerobic granular sludge SBR |
第二阶段好氧颗粒污泥养殖废水处理系统连续稳定运行45 d.SBR稳定运行期间, 出水中BOD5质量浓度为(42.3±9.3)mg/L, NH4+-N质量浓度为(138.5±8.8)mg/L, NO2--N质量浓度为(197.1±12.6)mg/L, 平均亚硝酸盐积累效率为(91.3±2.5)%.短程硝化反应器中NO2--N与NH4+-N的比例为1.423, 基本达到厌氧氨氧化最佳工艺条件, 因此养殖废水可以通过好氧颗粒污泥短程硝化与厌氧氨氧化工艺联用, 达到高效脱氮目的.
2.2 好氧颗粒污泥SBR中N2O的释放特性通过实时在线微电极探针测定, 第二阶段好氧颗粒污泥反应器中典型周期液相N2O浓度变化如图 4所示.
图 4(Fig. 4)
 | 图 4 好氧颗粒污泥SBR处理养殖废水典型周期液相N2O特性Fig.4 Characteristics of dissolved N2O in a typical cycle of the aerobic granular sludge SBR treating livestock wastewater |
好氧颗粒污泥短程硝化系统在前150 min的厌氧阶段, 液相N2O浓度逐步上升, 溶液中出现N2O积累.研究表明, 在低碳氮比条件下, 污泥反硝化作用不完全生成N2O[10].试验中低碳氮比养殖场废水比值仅为3.62, 另外好氧颗粒污泥的反硝化菌主要集中在颗粒内部核心[11], 碳源向颗粒污泥内部传质的过程中, 会不断被周边异养菌吸附降解, 导致颗粒内部碳源的缺乏, 这都可以导致反硝化中间产物N2O的积累.曝气开始后20 min内, 液相N2O浓度迅速下降, 这说明吹脱作用是短程硝化反应器中N2O释放的重要因素.在30~60 min时, 反应器中液相N2O质量浓度稳定在0.25 mg/L左右, 这表明好氧硝化条件下颗粒污泥生成的N2O与吹脱速率达到平衡.之后随着反应器中NH4+-N浓度减小, 硝化过程生成的N2O的量也逐步减少, 曝气末期液相N2O最终质量浓度仅为0.02 mg/L.系统进入沉淀出水阶段后, 由于搅拌和曝气的终止, 扩散和吹脱的传质作用结束, 但反硝化作用仍在进行, 好氧颗粒污泥短程硝化系统内液相N2O质量浓度由0.02 mg/L迅速增至0.08 mg/L, 这说明污泥内部仍有供反硝化所用的碳源.胞内多聚物PHB是细胞内源呼吸时碳源的主要来源之一, 对比沉淀开始时和出水结束时PHB的量, 发现系统内微生物PHB质量比由62 mg/g下降到54 mg/g.由于好氧颗粒污泥反应器中MLSS浓度很高, 可以看出在此阶段有大量的PHB被消耗.但相比于短程硝化反应器较高的亚硝氮出水, PHB的量仍非常低, 导致出现碳源不足现象, N2O迅速生成.
根据气相色谱测定结果, 对气相N2O浓度变化进行求导, 得到典型反应周期内气相N2O释放速率ve情况, 如图 5所示.
图 5(Fig. 5)
 | 图 5 好氧颗粒污泥SBR典型周期N2O的释放与生成速率Fig.5 Emission and generation rates of N2O in a typical cycle of the aerobic granular sludge SBR |
对比图 4微电极探针数据可以发现, 好氧颗粒污泥系统在反硝化阶段大量生成的N2O并没有在厌氧搅拌条件下释放出去, 而是在好氧初期由于曝气作用而吹脱, 这说明目前只针对气相的分析方法无法对N2O的生成过程进行准确描述.对ve变化曲线进行积分, 可以得出好氧颗粒污泥SBR短程硝化过程N2O释放总量为34.0 mg, 通过N2O释放的氮占进水氮的比例为2.1%.研究表明, 高氨氮废水短程硝化过程N2O释放占进水总氮的比例在0.6%~25.3%之间.好氧颗粒污泥并没有显著的强化N2O释放的作用, 甚至可以在一定程度上削弱短程硝化系统温室气体N2O的释放.这可能是由于好氧颗粒污泥较大的半径及丰富的微生物相, 当内部不完全反硝化生成的N2O向颗粒外层扩散时, 可被沿途分布的反硝化菌和AOB还原.另外, SBR系统厌氧阶段和好氧阶段N2O释放量分别占33.2%和67.8%, 好氧N2O释放量是厌氧释放量的2.04倍.这也证明了好氧颗粒污泥短程硝化系统N2O的释放主要来源于曝气时的吹脱作用.
根据式(1), 可以计算出典型周期内好氧颗粒污泥短程硝化系统液相N2O生成速率vg(图 5).在厌氧阶段, 由于反硝化作用的不完全生成N2O, vg稳定在(0.010 5±0.001 6)mg/(L·min)左右; 曝气后vg呈现先保持稳定后迅速减小的趋势.通常认为在好氧阶段, N2O主要产生于AOB硝化产物NH2OH的一系列反应[2].但随着NH4+-N浓度降低, N2O生成速率并没有随之下降, 反而产生了50 min的平台期.平台期内N2O生成速率稳定在(0.013 9±0.001 0)mg/(L·min), 之后才随着NH4+-N浓度降低而下降.这是由于N2O不仅能在硝化过程中生成, 在曝气反应前期的低溶解氧状态下, AOB中NirK反硝化基因可以激活表达, 从而还原NO2--N生成N2O[12].而系统平台期表明, 好氧颗粒污泥系统存在好氧反硝化现象.最终, 好氧颗粒污泥短程硝化系统处理养殖废水典型周期内N2O总生成量为33.8 mg, 厌氧阶段和好氧阶段的N2O生成量分别占46.4%和53.6%.
3 结论1) 好氧颗粒污泥短程硝化系统处理养殖废水的COD与NH4+-N平均去除率分别为76.8%和94.4%, 平均亚硝酸盐积累效率达到88.9%.第二阶段通过缩短1 h曝气反应时间, 控制短程硝化反应器中NO2--N与NH4+-N的比例为1.423, 可达到联用厌氧氨氧化工艺对养殖废水高效脱氮的目的.
2) 系统液相N2O浓度在厌氧时积累, 其释放主要来源于曝气时的吹脱作用.周期N2O释放总量为34.0 mg, 通过N2O释放的氮占进水氮的比例为2.1%, 好氧颗粒污泥在一定程度上抑制了温室气体N2O的释放.系统厌氧阶段和好氧阶段N2O释放量分别为33.2%和67.8%.
3) 处理养殖废水系统周期内N2O总生成量为33.8 mg, 厌氧和好氧阶段N2O生成量分别占46.4%和53.6%.厌氧阶段反硝化N2O生成速率为(0.010 5±0.001 6)mg/(L·min), 曝气阶段前50 min由于好氧反硝化作用, N2O生成速率稳定在(0.013 9±0.001 0)mg/(L·min), 之后迅速随NH4+-N浓度降低而下降.
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