1 引言
污水中氮的去除主要通过硝化反硝化过程.其中，硝化主要是氨氧化菌(AOB)硝化氨氮(NH4+-N)为亚硝酸盐氮(NO2--N)，进而由亚硝酸氧化菌(NOB)硝化NO2--N为硝酸盐(NO3--N).反硝化过程则主要是把硝态氮依次还原为氮气.目前，高氨氮废水脱氮工艺主要包括短程硝化反硝化、厌氧氨氧化、完全自养硝化反硝化(CANON)和低溶解氧(DO)条件下自养硝化反硝化(OLAND)等.此类处理工艺的重点为控制硝化NH4+-N为NO2--N，而后以NO2--N为电子受体转化为氮气(N2).与传统硝化反硝化工艺相比，此类短程硝化反硝化工艺的优点包括：好氧条件下节省曝气量，缺氧条件下节省电子供体，以NO2--N为电子受体时反硝化速率比以NO3--N为电子受体高，可大大减少CO2释放量及污泥产量等.
通过短程硝化实现NO2--N积累，关键是抑制NOB活性而维持AOB活性.影响NOB活性的因素包括DO、温度、pH值、水力停留时间(HRT)、游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)等(Wang et al., 2014).其中，DO经常作为控制亚硝化的关键参数.尽管短程硝化具有节省能耗和碳源等优势，但短程硝化过程中NO2--N积累可能促进温室气体氧化亚氮(N2O)的释放，导致二次污染(Kim et al., 2010).因此，研究短程硝化过程中N2O的释放规律，对控制温室气体N2O的排放具有指导意义.
高氨氮废水短程硝化过程中，N2O释放主要通过硝化菌好氧反硝化(Kim et al., 2010)及羟胺化学和/或生物氧化作用(Poughon et al., 2001; Stüven et al., 1992).一般认为，短程硝化过程中N2O释放量主要由高NO2--N浓度和低DO浓度导致.大多数研究认为高NO2--N浓度会促进N2O释放(Kim et al., 2010);Pijuan等(2014)研究发现，当AOB经驯化适应高NO2--N浓度后，NO2--N浓度对硝化过程中N2O释放影响较小.Tallec等(2006)的研究表明，当DO浓度小于2 mg · L-1时，N2O释放随DO浓度降低而升高，在1 mg · L-1时N2O释放率最大.Quan等(2012)也发现在曝气量为0.2、0.6和1.0 L · min-1条件下，N2O释放量随着曝气量降低而升高. 因此，本试验采用序批式反应器(SBR)处理高氨氮废水，逐步提高废水氨氮(NH4+-N)浓度到800 mg · L-1，通过控制曝气量实现短程硝化，以进一步研究亚硝化过程中曝气量和NO2--N浓度对硝化菌释放N2O的影响.
2 材料与方法
试验采用序批式反应器(SBR)处理高氨氮废水，通过逐步提高进水氨氮浓度(也即进水氨氮负荷)的方法，驯化硝化菌群并实现亚硝化.当出水NH4+-N/NO2--N比值稳定在1.0左右后，采用SBR反应器中驯化的活性污泥，研究曝气量和初始NO2--N浓度对活性污泥硝化过程中N2O释放的影响.
2.1 SBR反应器
采用高为50 cm和直径为15 cm的圆柱有机玻璃SBR反应器，有效容积为6 L.反应器温度通过防爆电热保温加热棒控制在30 ℃，采用微孔曝气器曝气和搅拌器搅拌.反应器运行周期为4 h，包括3 h曝气(含有10 min进水)、45 min静置和15 min出水.反应器进水和排水通过定时器控制蠕动泵，每周期进水3 L，排水3 L.水力停留时间为8 h.反应器接种污泥在驯化前，已采用进水NH4+-N浓度为200 mg · L-1的高氨氮废水稳定运行了3个多月;硝化菌在运行初期采用污泥龄为10 d，运行3个污泥龄后不再排泥.为维持高浓度硝化菌，在本试验运行过程中，没有从反应器排泥.
2.2 试验废水
试验采用模拟废水，主要成分为NH4Cl、NaHCO3、Na2HPO4、CaCl2、MgSO4 · 7H2O、酵母浸膏和微量元素(Smolders et al., 1994)等.初始进水NH4+-N浓度约为400 mg · L-1，随着反应器稳定运行，逐步提高进水NH4+-N浓度至约800 mg · L-1.
2.3 静态试验
静态试验反应器为密闭良好的丝口玻璃瓶(容积为500 mL，试验时定容到400 mL，见装置图 1)，用橡胶塞塞住.在橡胶塞上开孔接入3根密封性良好的硅胶管，便于取水样、取气样(同时测定气体流量)和曝气.试验过程中，将丝口玻璃瓶置于水浴中，保证静态反应器与SBR反应器温度相同.使用磁力搅拌器维持瓶内混合液处于完全混合状态.
图1 静态试验反应器装置示意图
曝气量对硝化过程中N2O释放的影响：首先，在反应器曝气阶段结束前取出活性污泥160 mL，离心后弃去上清液，用初始NH4+-N浓度为100 mg · L-1的原水重新悬浮到400 mL丝口瓶中;接着用预先调好的曝气器(曝气量分别为0.22、0.44、0.66和0.88 L · min-1)曝气，反应时间为1 h，每隔10 min取水样与气样同时测定DO及pH值，最后监测水样和气样.
初始NO2--N浓度对硝化过程中N2O释放的影响：试验方法与不同曝气量对N2O释放影响试验相同，初始NO2--N浓度分别采用0、10和100 mg · L-1，曝气量为0.66 L · min-1.
2.4 分析方法
水样经离心后取上清液测定NH4+-N、NO2--N和NO3--N.NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定，NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定，NO3--N采用紫外分光光度法测定，其他参数如污泥浓度(MLSS)等均参照水和废水监测分析方法测定(国家环境保护总局，2002).DO和pH值采用便携式溶解氧仪(oxi 315i，WTW，德国)和pH计(pH3110，WTW，德国)测定.
N2O采用安捷伦6820型气相色谱分析仪(Agilent Technologies，USA)进行分析.气相色谱配有ECD检测器和HP-PLOT/Q毛细管柱(J&W GC Columns，Agilent Technologies，USA).气相色谱检测条件为：进样口温度为50 ℃，柱温为50 ℃，ECD检测器温度为300 ℃;载气为高纯氮气，流速为15 mL · min-1.采用外标法定量N2O浓度，N2O标准气体纯度为99.99%.
硝化动力学主要通过对测得试验数据进行直线拟合，利用直线斜率和测定的MLSS作比，求得反应速率.具体动力学参数如下：rNH4+-N为NH4+-N氧化速率(mg · g-1 · h-1)，用以表征AOB活性;rNO2--N为NO2--N生成速率(mg · g-1 · h-1);rNO3--N为NO3--N生成速率(mg · g-1 · h-1)，用以表征NOB活性;rN2O-N为N2O-N生成速率(mg · g-1 · h-1);rNH4+-N/rNO3--N为NH4+-N氧化速率与NO3--N生成速率之比;rN2O-N/rNH4+-N为N2O释放因子.
3 结果与讨论
3.1 反应器驯化及其周期试验
反应器长期驯化过程中出水氮浓度的变化如图 2所示.驯化开始时进水NH4+-N浓度为400 mg · L-1，反应器曝气量为1.9 L · min-1.初始15 d内出水基本检测不到NH4+-N，NO2--N逐渐积累，而NO3--N浓度逐渐降低.在第15 d时，由于试验运行不当，导致随后11 d内出水NH4+-N不能完全硝化完，但NOB一直处于抑制状态.在第27 d时，更换了新的微孔曝气头，同时曝气量提高到4 L · min-1，出水NH4+-N可以完全硝化.在第31 d，进一步提高进水NH4+-N浓度到800 mg · L-1，反应器出水氨氮浓度也达到较高浓度，硝态氮主要以NO2--N为主，工艺具有很好的亚硝化特征.
图2 SBR反应器长期驯化过程中出水氮浓度变化
周期试验结果如图 3所示.周期变化过程中，NH4+-N主要转化为NO2--N和少量的NO3--N;而且N2O释放量一直在增加，周期末达到了16 mg · L-1.通过计算得到周期内N2O释放因子为9.8%.周期内DO小于0.5 mg · L-1，处于较低浓度.因此，分析N2O释放较高的原因如下：首先，在较低DO浓度条件下，AOB竞争DO能力高于NOB，从而抑制NOB活性，导致NO2--N积累(Bernet et al., 2001)，进而导致N2O释放增加;其次，本试验pH值处于8~9之间，计算得到FA浓度在157.3~202.1 mg · L-1之间，FNA浓度在0.00276~0.00360 mg · L-1之间，高pH值条件下FA浓度较高，抑制NOB活性进而导致NO2--N积累和促进N2O释放;最后，Fukumoto等(2006)研究得到NO2--N积累导致N2O释放增加，周期过程中NO2--N浓度一直较高(在195~330 mg · L-1之间)，可能促使AOB发生好氧反硝化释放N2O(Wrage et al., 2001).因此，周期中N2O释放较高主要由低DO、高FA和高NO2--N浓度导致.
图3 典型周期内各种N浓度和DO变化
3.2 不同曝气量条件下N2O释放特征
不同曝气量条件下N2O释放情况如图 4所示.当曝气量为0.22 L · min-1时，初始NH4+-N浓度为84.5 mg · L-1，在此低DO浓度下NH4+-N没有硝化完毕，主要转化为NO2--N，同时N2O释放量较低.当曝气量分别在0.66和0.88 L · min-1时，测得初始DO浓度在2 mg · L-1左右，随后DO浓度开始上升.在高DO浓度条件下，NH4+-N硝化速率较快，在1 h内几乎硝化完全，也主要转化为NO2--N，同时N2O释放量也较少.
图4 驯化硝化菌在不同曝气量条件下N2O释放情况
表 1列出了不同曝气量条件下硝化过程动力学参数.当曝气量在0.22 L · min-1和0.44 L · min-1时，AOB和NOB活性没有明显变化，但当曝气量增加到0.66 L · min-1和0.88 L · min-1后，二者活性比前两个条件下提高了1倍;这可能是由于DO浓度增加导致AOB和NOB活性提高.在4种曝气量条件下，由AOB与NOB活性比值发现，AOB活性是NOB活性的4~5倍，说明驯化的硝化菌群中AOB活性远大于NOB.同时，4种条件下N2O释放因子都较小，均低于1%，小于周期试验相应数值.其原因可能是相对于周期试验，DO(0.6 ~2 mg · L-1)和FA(2.18~34.59 mg · L-1)共同导致AOB活性相对较高，AOB活性保持在40.0 mg · g-1 · h-1左右(以NH4+-N计)，比周期试验中AOB活性12.5 mg · g-1 · h-1(以NH4+-N计)高很多.Wu等(2014)发现当AOB活性高于20.0 mg · g-1 · h-1时，N2O释放因子相对较低，与本研究试验结果相符.
表1 不同曝气量条件下硝化动力学参数
3.3 不同初始NO2--N浓度条件下N2O释放特征
图 5是在初始NO2--N浓度为0、10和100 mg · L-1条件下N、DO及pH值的变化.DO浓度保持在2 mg · L-1左右，pH值在8~9范围内.硝化过程中，NH4+-N主要转化为NO2--N，仅有少量NO3--N生成和N2O释放.即使当初始NO2--N浓度增加到100 mg · L-1，NH4+-N转化和低NO2--N浓度条件下一样，N2O释放量仍比较低.
图5 不同初始NO2--N浓度条件下N2O的释放情况
表 2是不同初始NO2--N浓度条件下硝化动力学参数.初始NO2--N浓度增加对AOB与NOB活性影响较小.随着初始NO2--N浓度增加，N2O释放因子没有明显的变化，均在1%以下.在不同初始NO2-N浓度对N2O释放影响试验中，由于DO浓度大于2 mg · L-1，而且FA浓度在1.24~30.38 mg · L-1之间变化;相对于周期试验，DO浓度较高而且FA浓度较低，二者均使得AOB活性较高，从而导致N2O释放率较低.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
表2 不同初始NO2--N浓度条件下硝化动力学参数
4 结论
1)高氨氮废水短程硝化周期条件下，高浓度FA和低DO导致AOB活性较低，进而促进AOB以NO2--N作为电子受体进行好氧反硝化释放N2O，其释放因子为9.8%.
2)当曝气量在0.22~0.88 L · min-1之间变化时，DO浓度增加促进AOB和NOB活性提高.而在曝气量为0.66 L · min-1条件下，不同初始NO2--N浓度对AOB和NOB活性影响较小.
3)不同曝气量(0.22~0.88 L · min-1)或不同初始NO2--N浓度(0~100 mg · L-1)条件下，N2O释放率均低于1%，其释放率分别为0.51%~0.85%和0.50%~0.71%.