下载:
-
脱氮是污水处理流程中一个重要的环节，强化脱氮处理能避免污水排放后形成氮素污染。在传统生物脱氮过程中，包括硝化和反硝化2个过程[1]。其中，反硝化是在缺氧条件下，以有机碳源作为电子供体用于产能和细胞合成，同时在硝酸盐还原酶(nitrate reductase, Nar)、亚硝酸盐还原酶(nitrite reductase, Nir)、一氧化氮还原酶(nitric oxide reductase, Nor)和氧化亚氮还原酶(nitrous oxide reductase, Nos)的参与下，将
${\rm{NO}}_3^ - $ -N逐步还原为N2[2]。反硝化的中间产物N2O是一种强温室气体[3]。有研究[4]指出，N2O是21世纪排放的主要臭氧消耗物质，其在大气中的浓度每增加一倍，将导致全球升温0.3 ℃[5]。因此，N2O的排放控制日益引起国家政府的重视。N2O作为反硝化过程的中间产物之一，当其还原速率小于生成速率时，即可出现N2O的积累。与其他反硝化酶相比，
${\rm{NO}}_2^ - $ -N更容易影响Nos酶的活性，从而抑制N2O的还原，导致N2O的积累[6-9]。许多研究[10-13]表明，${\rm{NO}}_2^ - $ -N是引起反硝化过程中N2O积累和释放的关键因素。为减少污水脱氮过程中N2O的释放，国内外的科研人员围绕生物脱氮过程中N2O的产生机理进行了大量研究[8, 14-17]，但控制反应参数以减少N2O排放的效果还不甚良好。本研究以葡萄糖为碳源，在保证初始氮素总量一致的条件下，改变${\rm{NO}}_2^ - $ -N占氮素总量的比例，监测了反应器内${\rm{NO}}_3^ - $ -N、${\rm{NO}}_2^ - $ -N、N2O的浓度以及耗氧有机污染物的浓度(以COD计)等指标的变化，考察了不同初始条件对反硝化过程中脱氮效果的影响，探究了${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比对反硝化的影响，进而分析其对N2O产生的影响。本研究可为控制反硝化过程中N2O的排放提供参考。
全文HTML
-
采用500 mL广口瓶进行批次实验。取实验室原有的SBR反应器中已经驯化适应了以葡萄糖为碳源的反硝化污泥混合液。为确保污泥中不再残留化学物质，将其经沉淀、离心、去除上清液，加入清水后再次进行沉淀、离心、去除上清液，重复3次。将去除上清液后的污泥置于500 mL广口瓶中，加入20 mg·L−1 NH4Cl(以N计)、8 mg·L−1 NaH2PO4(以P计)、10 mg·L−1酵母浸膏，摇晃均匀以配成悬浮液。使用3 mol·L−1 HCl和NaOH稀溶液调节瓶中pH为6.5。将插有2根橡胶管的瓶塞将瓶口密封，随后通过橡胶管向广口瓶中持续通入5 min氮气，以去除混合液中氧气，最后用夹子夹紧2根橡胶管，使批次实验在缺氧条件下运行。将
${\rm{NO}}_3^ - $ -N、${\rm{NO}}_2^ - $ -N和耗氧有机污染物(以COD计)按所需浓度分别配成50 mL浓缩液，在反应开始时，立即注射入广口瓶中，并将广口瓶置于磁力搅拌器上进行搅拌，转速为150 r·min−1。同时，设置平行实验，文中实验结果均为取平行实验的平均值。 -
通过磁力搅拌器控制温度为22 ℃。MLSS和MLVSS分别为2.62 g·L−1和2.35 g·L−1。实验在COD/N比为6.5的条件下进行，其中耗氧有机污染物的浓度(以COD计)为650 mg·L−1。改变实验用水中
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占总氮素的比例，同时保证氮素浓度总和为100 mg·L−1，具体指标如表1所示。并将对应的FNA计算结果显示于表1中。实验过程中，每隔10 min取水样测反应器中各项水质指标(${\rm{NO}}_3^ - $ -N、${\rm{NO}}_2^ - $ -N、溶解态N2O)，持续100 min。每次取样结束后向广口瓶中通入适量氮气以补充瓶内气压。 -
本实验中，各污染物的检测指标均参考《水和废水检测分析方法》[18]进行：
${\rm{NO}}_3^ - $ -N采用紫外分光光度法；${\rm{NO}}_2^ - $ -N采用N-(1-萘基)-乙二铵光度法；COD采用重铬酸钾法；气态N2O采用气体收集法；溶解态N2O采用岛津气相色谱仪GC-2014通过顶空平衡法进行测量；pH采用Testr 30型pH计进行测量。FNA浓度按照式(1)进行计算。
式中：CFNA为游离亚硝酸浓度，mg·L−1；
$C_{t,{\rm{NO}}_{2} }$ 为总亚硝酸盐浓度，mg·L−1；T为温度，℃。各反硝化酶的电子消耗速率按照式(2)~式(5)进行计算[19]；各反硝化酶之间的电子排布按照式(6)进行计算；N2O最大转化率按照式(7)进行计算。
式中：
$ {r}_{\mathrm{N}\mathrm{a}\mathrm{r},\mathrm{e}} $ 、$ {r}_{\mathrm{N}\mathrm{i}\mathrm{r},\mathrm{e}} $ 、$ {r}_{\mathrm{N}\mathrm{o}\mathrm{r},\mathrm{e}} $ 、$ {r}_{\mathrm{N}\mathrm{o}\mathrm{s},\mathrm{e}} $ 分别为Nar、Nir、Nor、Nos的电子消耗速率，mmol·(g·h·L)−1；$ {r}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^{-}-\mathrm{N}} $ 、${r}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{2}^{-}\text{-}\mathrm{N}}$ 、${r}_{\mathrm{N}\mathrm{O}\text{-}\mathrm{N}}$ 、${r}_{{\mathrm{N}}_{2}\mathrm{O}\text{-}\mathrm{N}}$ 分别为${\rm{NO}}_3^ - $ -N、${\rm{NO}}_2^ - $ -N、NO、N2O的消耗量，mg·(g·h)−1。式中：R为电子分布率；rx,e为各反硝化酶的电子消耗速率，mmol·(g·h·L)−1。
式中：
$ \eta $ 为N2O最大转化率；A为N2O最大积累量，mg·L−1；Δρ为各氮素的变化量(以氮计)，mg·L−1。
1.1. 实验方法
1.2. 运行条件
1.3. 分析项目及检测方法
-
在控制初始
${\rm{NO}}_x^ - $ -N总量一致的情况下，通过改变初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度，使其初始占比不同，反应器内${\rm{NO}}_x^ - $ -N的变化如图1所示。由图1可知，在不同初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比条件下，${\rm{NO}}_x^ - $ -N的变化基本呈线性变化趋势。总体而言，随着初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的提高，${\rm{NO}}_x^ - $ -N的降解速率加快，即反硝化脱氮效率升高。当${\rm{NO}}_2^ - $ -N的初始浓度为0、5和10 mg·L−1时，即${\rm{NO}}_2^ - $ -N占总氮素比例为0%、5%和10%时，反硝化过程在100 min内尚未结束。而当初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占20%、40%和100%时，反应均在100 min内结束。当初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比为100%时，反硝化速率最快，${\rm{NO}}_x^ - $ -N在50 min时即降至0。初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比为0%、10%、20%、40%、100%对应的${\rm{NO}}_x^ - $ -N去除率分别为0.021 4、0.022 1、0.024 3、0.025 4、0.031 7和0.047 0 g·(g·h) −1。若将反硝化路径简化成2步反硝化模型[20-21]，反应式如式(8)所示。在反应式(8)中，
${\rm{NO}}_3^ - $ -N为氮源的反硝化过程，需要经由${\rm{NO}}_2^ - $ -N，再进行下一步反应。若氮源全部为${\rm{NO}}_2^ - $ -N，则反硝化过程只需一步反应，故脱氮路程便相较于前者缩短了。因此，初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N的占比越高，反硝化速率越快。王少坡等[22]在内源反硝化脱氮过程中也得出了类似结论。不同初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比条件下，反应器内${\rm{NO}}_3^ - $ -N的变化情况如图2所示。其中，各初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比条件下(初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度为100 mg·L−1时，系统内主要进行${\rm{NO}}_2^ - $ -N的反硝化，因此，不讨论此浓度下${\rm{NO}}_3^ - $ -N浓度的变化情况)，${\rm{NO}}_3^ - $ -N均在80 min内迅速降解完毕，降解速率分别为0.032 5、0.032 9、0.037 5、0.040 2和0.050 1 g·(g·h)−1。由此可见，随着初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高，初始${\rm{NO}}_3^ - $ -N浓度降低，反应过程中${\rm{NO}}_3^ - $ -N降解速率加快。这主要归为以下2点原因：首先，相对Nir酶而言，Nar酶对电子的亲和力更强，因此，溶液中${\rm{NO}}_3^ - $ -N浓度优先得到降解；其次，在污泥浓度和耗氧有机污染物的浓度(以COD计)一定的情况下，即供给的电子和接收位点(酶)的数量一定时，电子受体(${\rm{NO}}_3^ - $ -N)越少，反应速率越快，则所需时间越少。图3为各初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比条件下，反应器内${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度随时间变化规律图。由图3可以看出，${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度随时间基本呈先增加后减少的趋势(初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比为100%时，因为溶液中不含${\rm{NO}}_3^ - $ -N，故其没有${\rm{NO}}_2^ - $ -N积累情况出现，${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度变化趋势即为${\rm{NO}}_x^ - $ -N浓度变化趋势，之前已作分析，因此不再分析)。各初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度条件下，${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度达到最大积累值的时间分别为70、60、50、40和30 min，其分别对应${\rm{NO}}_3^ - $ -N浓度变化曲线(图2)中${\rm{NO}}_3^ - $ -N降至0的时间点，即${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度在${\rm{NO}}_3^ - $ -N即将耗尽时达到最大值。另外，${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度的最高积累值随初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高而增加，分别为42.5、46.5、47.2、50.8和66.2 mg·L−1。这是因为：在初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比不断增加的同时，${\rm{NO}}_2^ - $ -N降解又具有滞后性导致其不断积累；同时，由图5(a)可见，随着初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的增加，Nar和Nir酶之间的电子消耗速率落差加剧，${\rm{NO}}_3^ - $ -N降解速率变快，进而导致${\rm{NO}}_2^ - $ -N积累速率变快，分别为0.015 8、0.016 3、0.017 9、0.019 1和0.021 9 g·(g·h)−1。因此，初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度高以及积累速率高共同导致高初始浓度条件下${\rm{NO}}_2^ - $ -N最高积累值大。 -
反硝化过程中，N2O在不同初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比条件下随时间变化趋势如图4所示。由图4可知，当初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比为0时，N2O呈缓慢上升趋势；当初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比为5%时，N2O呈缓慢上升趋势；当初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度为10%时，N2O呈先缓慢上升之后略微下降的趋势；当初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度继续增大后，N2O先迅速升高后显著下降。图4中，初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比为0%和5%时的N2O呈现一直上升的趋势，原因为截至100 min时，${\rm{NO}}_3^ - $ -N还原尚未结束，所以N2O浓度保持上升趋势。当初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比为10%时，N2O的变化呈现先升高后保持稳定并未出现显著下降的趋势，笔者猜测，这可能与剩余COD有关。有研究[23]表明，以葡萄糖为碳源的反硝化过程最佳碳氮比为6~7(COD/${\rm{NO}}_3^ - $ -N)，因而在本研究中，在COD/N=6.5、初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N为0的情况下，反应结束时剩余的COD量已经很少，故只有很少量溶解态N2O浓度得以被降解，大多数仍溶解于水中。N2O的剩余浓度随着初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高而减少，这是由${\rm{NO}}_3^ - $ -N和${\rm{NO}}_2^ - $ -N作为电子受体时消耗不等量的COD导致的。以葡萄糖为碳源时，${\rm{NO}}_3^ - $ -N和${\rm{NO}}_2^ - $ -N完全被降解的代谢方程分别如式(9)和式(10)所示。比较式(9)和式(10)可知，1 mol
${\rm{NO}}_3^ - $ -N被降解所需的葡萄糖是1 mol${\rm{NO}}_2^ - $ -N所需的1.67倍，因此，在${\rm{NO}}_x^ - $ -N浓度一定的条件下，初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比愈高，反硝化消耗的碳源就愈少，那么剩余COD就会相对愈高，当${\rm{NO}}_3^ - $ -N和${\rm{NO}}_2^ - $ -N降解完之后，溶解态N2O的降解速率愈快，导致剩余愈少。总体而言，当反应时间足够长且在碳源充足的条件下，N2O的积累应呈先升高后降低的趋势。值得注意的是，随着初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高，反硝化过程中N2O的积累峰值越高，峰值后又被降解的N2O的量也越多，且在截至100 min时，系统中剩余量越少。经计算可知，随着初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高，N2O的积累速率变快、N2O积累量的最高值逐渐升高，且N2O的转化率逐渐变大，具体数值如表2所示。其中当初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占总氮素比例为100%时，N2O最大转化率达到24.05%。通过计算得到各初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比条件(0、5、10、20、40)下的FNA分别为0.001 1~0.032 7、0.006 2~0.035 8、0.009 3~0.036 3、0.016 0~0.039 1、0.031 2~0.050 9，而初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比为100%时，初始FNA高达0.070 8。因此，FNA浓度随着初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度的升高而升高，这也许是导致N2O产生量增加的原因。有研究[24-26]表明，FNA浓度的升高可抑制Nos酶的活性，减弱其竞争电子的能力，进而导致不完全反硝化的发生，导致N2O大量产生。各反硝化酶的电子消耗速率和电子分布率如图5所示。由于NO在低于10 ℃以下才会产生积累[27]，因此，可认为在本实验条件下，反硝化过程中不会出现NO的积累现象，即Nir酶和Nor酶的降解速率相等。由图5可见，随着初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的不断增加，Nar、Nir和Nor的电子消耗速率基本呈逐渐加快的趋势，这是因为，初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占氮源比值越大，则反硝化所需COD越少，那么在COD量和微生物量一定的情况下，电子的有效碰撞概率越高，进而电子传递速率越快。初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占0%、5%、10%、20%和40%时反硝化酶的电子消耗比例分别为1∶0.169∶0.169∶0.151、1∶0.168∶0.168∶0.143、1∶0.209∶0.209∶0.182、1∶0.222∶0.222∶0.172和1∶0.210∶0.210∶0.111。结合图5(b)可见，随着初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高，Nir酶和Nos酶之间的电子分布率落差逐渐增大。也就是说，Nos酶竞争电子能力减弱，这就将导致更多的N2O产生积累，即${\rm{NO}}_2^ - $ -N与N2O的产生有非常明显的相关性[28]。初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高将导致FNA浓度的升高，同时反硝化酶的电子分布率发生改变，导致大量N2O产生。这说明，${\rm{NO}}_2^ - $ -N和FNA与N2O之间有一定的相关关系，但无明确的因果关系。究竟是${\rm{NO}}_2^ - $ -N还是FNA导致N2O产生积累？此问题还需进一步研究。
2.1.
初始${\bf{NO}}_2^ -$![]()
![]()
-N占比对脱氮效果的影响
2.2.
初始${\bf{NO}}_2^ -$![]()
![]()
-N占比对N2O产生的影响
-
1)控制氮素浓度总和为100 mg·L−1，随着初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度的升高，反硝化脱氮效率升高。其中，${\rm{NO}}_2^ - $ -N浓度随时间呈先增加后减少的趋势；初始${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比越高，${\rm{NO}}_3^ - $ -N降解速率越快，${\rm{NO}}_2^ - $ -N积累也越多。2) N2O积累基本呈先上升后下降的趋势。随着初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高，N2O的积累速率变快，最高达18.828 mg·(g·h)−1；N2O积累最高值逐渐增大，最大为22.123 mg·L−1；N2O的转化率逐渐变大至24.05%。3)随着初始
${\rm{NO}}_2^ - $ -N占比的升高，FNA浓度升高，更多的N2O产生积累。FNA浓度可能是导致N2O大量积累的原因。
