城市生活垃圾在垃圾焚燒廠的堆酵過程中會產生大量的垃圾焚燒滲瀝液,針對其COD、氨氮濃度高的水質特點,主要采用“厭氧+ 好氧”生化組合工藝進行處理 。其中,厭氧生化階段主要用于有機物的去除,此階段有機氮被降解,厭氧出水中氨氮濃度會進一步升高,需在好氧生化階段進行脫氮處理,而在脫氮過程中會有溫室氣體N2 O 產生。因此,在污水處理工藝中需要調控工藝參數來控制N2 O 的排放。

　　N2 O 在生物脫氮工藝中的好氧硝化和缺氧反硝化過程均有產生。在好氧硝化過程,氨氧化過程中不穩定中間產物NOH 的降解及其降解產生的NO 的還原過程會產生N2 O,氨氧化菌(AOB)對亞硝酸鹽(NO2- -N)的還原過程也會產生N2 O;在缺氧反硝化過程,溶解氧過高,碳氮比過低等導致氧化亞氮還原酶(Nos)活性降低的運行條件會使反硝化產物停留在N2 O。KISHIDA 等研究了SBR 反應器在處理養豬廢水過程中C / N 對N2 O 排放的影響,發現BOD5 / TN 為2. 6 時反應器中N2 O 的釋放量是BOD5 / TN 為4. 5時的270 倍 ;PAN 等研究了SBR 反應器在處理人工配水過程中pH 對N2 O 產生和排放的影響,發現當pH 為6. 0 時SBR 反應器中N2 O 的積累量最高,當pH 為7 ~ 9 時SBR 反應器中幾乎沒有N2 O 的積累;郭慧雯等研究了A/ O 反應器在生活污水處理過程中DO 濃度、SRT 和硝化液回流比(R)等3 個工藝參數對N2 O 產生的影響,發現好氧處理單元DO 濃度為1. 2 mg·L - 1 、SRT 為20 d 和R 為300% 時A/ O 反應器中N2 O 的釋放量最少 ;張婷婷等研究了A/ O SBR 反應器在處理人工配水過程中溫度對N2 O 排放的影響,發現在一定溫度范圍內(10 ~ 35 ℃ ),N2 O 的釋放量隨溫度升高而降低。由此表明,廢水脫氮系統中進水COD/ N、pH、溫度和回流比等參數是影響N2 O 釋放的重要參數。本文采用A/ O MBBR 工藝來對垃圾焚燒滲瀝液經厭氧生化處理后的出水進行脫氮處理,研究進水COD/ N、pH、溫度、回流比值對脫氮過程中N2 O 釋放量的影響,確定控制N2 O 排放的最優運行參數,為減少垃圾焚燒滲瀝液脫氮過程中N2 O 的排放提供參考。

　　1　材料和方法

　　1. 1　實驗裝置和運行

　　實驗采用A/ O MBBR 工藝處理經EGSB 反應器處理后的垃圾焚燒滲瀝液,實驗裝置如圖1 所示。

　　實驗裝置由缺氧反硝化池(A-MBBR)和好氧硝化池(O-MBBR) 組成, 池體由有機玻璃制成, 內徑為0. 1 m,高為0. 3 m,有效容積為2 L。A-MBBR 和OMBBR均設有溫控儀、曝氣裝置、液體采樣口和氣體采樣口,采用曝氣泵控制進氣流速,氣體流量計測定產氣流速,并用鋁箔塑料氣袋(大連德霖氣體包裝有限公司)收集產氣。池體中所選用的填料為混有無機活性粒子的聚乙烯塑料,外形為空心圓柱體,內部帶有支架,表觀填充比為50% 。

　　以北京市高碑店污水處理廠二沉池污泥作為種泥,在A-MBBR 和O-MBBR 中分別接種污泥濃度MLSS 為1 500 mg·L - 1 的污泥,進水為乙酸鈉+ 稀釋的經EGSB 處理后的垃圾焚燒滲瀝液厭氧出水(COD/ N = 5. 5),控制DO 3 ~ 5 mg·L - 1 ,pH 8. 0 ~ 8. 5,回流比300% ,溫度30 ~ 32 ℃ ,水力停留時間2 d,梯度提升進水氨氮負荷(NH4+ -N 濃度從100 mg·L - 1 提升至300 mg·L - 1 ),采用連續流的運行方式啟動反應器。

　　A/ O MBBR 啟動成功后,分別調節進水COD/ N(5. 5、4. 2、3. 5、2. 8)、pH(6. 5、7. 5、8. 5、9. 5)、溫度(25、32 和38 ℃ )和回流比(200% 、300% 和400% ),采用連續流的運行方式研究脫氮過程中N2 O 釋放量的變化情況。

　　反硝化系統中游離亞硝酸(FNA)的濃度會影響Nos 的活性。游離亞硝酸濃度計算公式為:

　　式中: ρ(FNA) 是FNA 濃度,mg·L - 1 ;T 為溫度,℃ 。

　　硝化系統中游離氨(FA)的濃度會影響亞硝酸鹽氧化菌(NOB)和AOB 的活性。游離氨濃度的計算公式為:

　　式中: ρ(FA) 是FA 濃度,mg·L - 1 ;T 為溫度,℃ 。

　　1. 2　實驗用水

　　實驗用水為垃圾焚燒滲瀝液經EGSB 處理后的厭氧出水,水質特征見表1。

表1　垃圾焚燒滲濾液水質特征

　　1. 3　水質指標的測試方法

　　COD 的測定采用高溫消解快速測定法;NH4+ -N 的測定采用納氏試劑比色法;NO3- -N 的測定采用紫外分光光度法;NO2- -N 的測定采用可見分光光度法;TN 的測定采用高溫消解紫外分光光度法;DO 的測定采用Multi3420 便攜溶氧測定儀(德國WTW 公司);pH 的測定采用Multi3420 便攜pH 計(德國WTW 公司)。

　　1. 4　N2 O 氣體分析

　　A/ O MBBR 在運行期間連續曝氣,通過曝氣泵控制進氣流速,通過氣體流量計測定出氣口產氣流速,并用鋁箔塑料氣袋集氣,按日取樣并測定。采用Agilent 7890A 氣相色譜儀測定采集的氣樣,所用色譜柱為HP-5 毛細柱(30 m × 320 μm 內徑× 0. 25 μm 膜厚),所用色譜條件為:進樣口100 ℃ ;爐溫60 ℃ ;EDC檢測器300 ℃ 。

　　2　結果與討論

　　2. 1　A / O MBBR 反應系統的啟動

　　采用經EGSB 處理后的垃圾焚燒滲瀝液厭氧出水為A/ O MBBR 反應器的進水(COD/ N = 5. 5),通過連續流進水逐漸排出系統中的污泥,并梯度提升反應器進水氨氮負荷(NH4+ -N 濃度從100 mg·L - 1 提升至300 mg·L - 1 ),大約運行10 d 后,系統內的泥已全部排出,運行40 d 后,系統對NH4+ -N 的轉化率穩定在99% 、對TN 的去除率穩定在75% 左右,反應器啟動成功,以此進水氨氮濃度進行后續實驗。

　　2. 2　COD / N 對脫氮系統N2 O 釋放量的影響

　　控制進水COD/ N,研究A/ O MBBR 系統對N2 O 釋放的影響,結果如圖2 所示。

　　由圖2 可知,COD/ N 的降低會導致A-MBBR 中N2 O 釋放量的升高,而O-MBBR 中N2 O 的釋放量在一定范圍內波動,沒有明顯變化趨勢。其原因被認為是COD 在反硝化過程中作為電子供體,當COD 不足時,各類反硝化作用酶(硝酸鹽還原酶,亞硝酸鹽還原酶,NO 還原酶,氧化亞氮還原酶)會競爭有限的電子,而Nos 的電子競爭力最弱 ,當COD/ N 過低,Nos 對COD 提供的電子的利用率降低,N2 O 無法被徹底還原,釋放量升高。

　　同時,COD/ N 的降低會導致TN 去除率和NH4+ -N 轉化率的降低,但COD 的去除率始終維持在90%左右。這是因為COD 不足,導致反硝化速率下降,TN 去除率下降 ,無法為硝化過程提供充足的堿度,NH4+ -N 轉化率下降。

　　從保證N2 O 低排放和高脫氮效率的角度出發,A/ O MBBR 脫氮系統應控制COD/ N 不低于4. 2。

　　王淑瑩等利用SBR 反應器研究COD/ N 對全程和短程反硝化脫氮過程中N2 O 產量的影響時發現,全程和短程反硝化COD/ N 分別為6. 01 和4. 13 時,NO3- -N 和NO2- -N 完全被還原,反硝化過程中幾乎沒有N2 O 產生。鞏有奎等利用SBR 反應器研究進水COD/ N 對短程反硝化過程中N2 O 釋放的影響時發現,低COD/ N 條件下,NO2- -N 還原酶會和N2 O 還原酶競爭內碳源電子供體,導致N2 O 的積累。由于選用工藝和處理水質的不同,實驗所得的最佳COD/ N 值有所差異。

　　2. 3　pH 對脫氮系統N2 O 釋放量的影響

　　控制進水pH,研究A/ O MBBR 系統對N2 O 釋放的影響,結果如圖3 所示。

　　由圖3 可知,pH 改變會導致N2 O 釋放量的改變。當pH = 8. 5 時,A-MBBR 和O-MBBR 中N2 O 的釋放量都較低。當pH 升高到9. 5 時,A-MBBR 和OMBBR中N2 O 的釋放量均升高。系統中FNA 的濃度為0. 000 7 ~ 0. 001 mg·L - 1 時會對Nos 產生抑制,使Nos 的活性降低[18] 。FA 對NOB 的抑制濃度為0. 1 ~ 1. 0 mg·L - 1 ,對AOB 的抑制濃度為10 ~ 150mg·L - 1 ,NOB 比AOB 屬更易受FA 的抑制。當pH = 9. 5 時,A-MBBR 內FNA 的濃度約為0. 000 9mg·L - 1 ,Nos 活性降低,還原N2 O 的速率降低,AMBBR中N2 O 的釋放量升高;O-MBBR 內FA 的濃度約為3. 8 mg·L - 1 ,對NOB 產生了抑制,AOB 生成NO2- -N 的速率幾乎不變,NOB 氧化NO2- -N 的速率降低,NO2- -N 濃度升高,促使AOB 合成亞硝酸鹽還原酶,將NO2- -N 還原為N2 O,O-MBBR 中N2 O 的釋放量升高。當pH 從8. 5 降低到7. 5 時,O-MBBR 中N2 O 的釋放量升高,A-MBBR 中N2 O 的釋放量變化不大。當pH = 7. 5 時,O-MBBR 內FA 的濃度約為13. 8 mg·L - 1 ,FA 對NOB 產生抑制,對AOB 產生抑制但作用很小,AOB 生成NO2- -N 的速率幾乎不變,NOB 氧化NO2- -N 的速率降低,NO2- -N 濃度升高,促使AOB合成亞硝酸鹽還原酶,將NO2- -N 還原為N2 O,N2 O 的釋放量升高。當pH 進一步降低為6. 5 時,A-MBBR和O-MBBR 中N2 O 的釋放量降低。這是因為pH 過低,硝化作用酶和反硝化作用酶的活性降低,硝化速率和反硝化速率降低 ,系統整體運行效率降低,N2 O 的釋放量降低。

　　朱萍萍等利用SBR 反應器研究pH 值對N2 O 產生的影響時發現,當pH 值等于7 時,反硝化過程中N2 O 的產生量明顯比pH 值為8 和9 時要大。當pH 為8 時硝化過程中N2 O 的產生量最小。黎秋華等利用SBR 反應器研究pH 值對硝化過程N2 O 產生的影響時發現了當系統的pH 值達到9 時,N2 O 的排放量達到最大 。本實驗在pH 為8 時,硝化過程和反硝化過程中N2 O 的釋放量最小,分析原因可能為選用的工藝和處理的水質不同,實驗所得的最佳pH 值有所差異。

　　同時,pH 降低會導致NH4+ -N 轉化率和TN 去除率降低。這是因為硝化過程需要充足的堿度,pH 低會消耗系統中的堿度,不利于硝化反應的進行 ,NH4+ -N 轉化率下降,無法為反硝化過程提供充足的底物,TN 去除率下降。

　　從保證N2 O 低排放和高脫氮效率的角度出發,A/ O MBBR 脫氮系統應控制pH 在8. 5 左右。

　　2. 4　溫度對脫氮系統中N2 O 釋放的影響

　　控制溫度,研究A/ O MBBR 系統對N2 O 釋放的影響,結果如圖4 所示。

　　由圖4 可知,溫度對A-MBBR 和O-MBBR 中N2 O 釋放量的影響較小。溫度升高,NH4+ -N 轉化率和TN 去除率略有升高。這是因為在20 ~ 40 ℃ 范圍內,溫度越高,硝化作用酶和反硝化作用酶的活性越高,硝化速率和反硝化速率越高 ,NH4+ -N 轉化率和TN 去除率越高。

　　從保證N2 O 低排放和高脫氮效率的角度出發,A/ O MBBR 脫氮系統應控制溫度在32 ℃ 左右。

　　2. 5　回流比對脫氮系統中N2 O 釋放的影響

　　控制回流比,研究A/ O MBBR 系統對N2 O 釋放的影響,結果如圖5 所示。

　　由圖5 可知,當回流比升高到400% 時,O-MBBR中N2 O 的釋放量升高,A-MBBR 中N2 O 的釋放量沒有明顯變化。當回流比從300% 為400% 時,OMBBR出水中NO2- -N 濃度由0. 7 mg· L - 1 升高到30. 8 mg·L - 1 ,NO2- -N 濃度升高導致AOB 合成亞硝酸還原酶的速率升高,反硝化速率升高,N2 O 的釋放量升高。Tallec 等發現AOB 的活性受NO2- -N 濃度的影響,當水中的NO2- -N 濃度由10 mg·L - 1 增至20 mg·L - 1 時,硝化過程中N2 O 排放量能增加4 ~8 倍。

　　同時,回流比升高,NH4+ -N 轉化率一直維持在99% 左右,TN 去除率先升高后降低。當回流比升高到400% 時,回流到A-MBBR 中的硝態氮負荷升高,導致進水的COD/ N 較低,COD 不足導致反硝化不徹底;而且,回流液攜帶的DO 破壞了反硝化的缺氧環境 ,反硝化速率下降,TN 去除率下降。

　　從保證N2 O 低排放和高脫氮效率的角度出發,A/ O MBBR 脫氮系統應控制回流比為300% 。具體參見污水寶商城資料或http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。

　　3　結論

　　1)COD/ N 是影響反硝化過程中N2 O 釋放量的重要參數之一。COD/ N 降低導致A -MBBR 中N2 O 的釋放量升高,TN 的去除率和NH4+ -N 的轉化率降低。控制COD/ N 不低于4. 2,A/ O MBBR 系統N2 O 釋放量較低,脫氮效率較高。

　　2)pH 從8. 5 升高到9. 5 或降低到7. 5 都會導致N2 O 釋放量的升高,TN 去除率和NH4+ -N 轉化率的降低,垃圾焚燒瀝濾液厭氧出水pH 值范圍為8. 0 ~ 8. 3,不需要調節。

　　3)回流比主要對硝化過程中N2 O 的釋放量產生影響。回流比升高到400% ,會導致O-MBBR 中N2 O的釋放量升高,A/ O MBBR 系統中TN 去除率和NH4+ -N 轉化率降低。回流比R = 300% 時,A/ O MBBR 運行狀態良好。