0 引 言
NO是大气中重要的微量气体，直接参与大气氧化剂平衡[1]。NO易被氧化成NOx。随着人类对能量需求的扩大，排放到大气中NOx的量不断增大。这些NOx不仅会导致酸雨和光化学烟雾，还会破坏臭氧层，使紫外线对生态环境产生危害[2]。污水生化处理过程也存在向大气排放NOx的可能，因此近年来引起极大关注[3，4]。
Otte等[5]认为，反硝化中溶解氧(DO)的存在会抑制反应中4种还原酶的活性，造成NO和N2O的积累。Wang等[3]研究表明，
的积累使反硝化各还原过程速率产生差异，出现NO和N2O的积累；Colliver等[6]认为实质是的抑制作用导致N2O的积累。NO是一种自由基，并且具有疏水性，容易扩散在细胞膜上对微生物的生化反应造成抑制效应[7]。因此，积累的NO会影响Nir、Nor、Nos的活性。Hiatt等[8]在四步反硝化模型中给出NO对Nir、Nor、Nos的50%抑制浓度分别为0.500，0.300，0.075 mg/L。另外，随着NO歧化产氧理论的提出，He等[9]提出了1种新的三步生物脱氮工艺，其将反硝化工艺由四步简化成三步，中间过程不产生N2O，而是NO直接转化成O2和N2。因此，在有NO积累的生物处理工艺中应对此现象给予关注。
本试验采用序批式活性污泥反应器(SBR),以乙酸为碳源，对亚硝酸盐反硝化聚磷过程出现的NO和N2O积累现象及其引起的抑制作用进行研究，以期深入了解反硝化过程的机制。
1 试验部分
1.1 SBR试验装置及设备
试验装置如图1所示，该反应器为圆柱形，高35 cm，内壁直径为16 cm，总容积为6 L，有效容积为5 L，反应器底部放置曝气沙盘，使用鼓风机曝气，转子流量计控制曝气量为0.8 L/min，好氧时反应器中ρ(DO)为(2.3±0.8)mg/L。使用机械式搅拌桨进行混合，运行温度控制在(27.0±1.0)℃。SBR以厌氧/缺氧/好氧(An/A/O)模式运行，运行周期由KG316T 微电脑时控开关控制，每天6个循环，每个循环4 h，包括5 min进料，1 h厌氧反应，2 h缺氧反应，30 min好氧，20 min沉降，最后是5 min出水阶段。污泥浓度长期保持在(5000±500)mg/L，该反应器已在实验室连续运行1年。
图1 试验装置示意
Fig.1 Schematic diagram of SBR
将pH控制在(6.61±0.05)，反应器根据上述条件运行90 d并达到稳定状态，得到COD去除率在(74±6)%，TN去除率在98%以上；将pH控制在(7.37±0.05)，反应器根据上述条件运行30 d并达到稳定状态，此时COD去除率达到(85±5)%，TN去除率在98%以上。在稳定运行过程中，研究亚硝酸盐反硝化聚磷产生NO的机制及NO积累的现象。
1.2 试验进水水质
反应器进水使用人工配水，主要水质组分如下：COD(乙酸)90 mg/L，KH2PO4 3.75 mg/L，NH4Cl 1.88 mg/L，CaCl2 15 mg/L，MgSO4·7H2O 8.5 mg/L,微量元素1 mL/L，其中微量元素成分为H3BO3 50 mg/L,CuCl2 30 mg/L,ZnCl2 50 mg/L,(NH4)6Mo7O2·4H2O 50 mg/L,CoCl2·6H2O 50 mg/L,NiCl2 50 mg/L,浓HCl 1 mL[10]。
1.3 分析方法
1.3.1 水质及控制参数测定方法
水质及控制参数测定方法见表1。
表1 实验水质指标及控制参数测定方法
Table 1 Test water quality indicators and control parameters
基质名称测试方法COD重铬酸钾法[11]PO3-4-P钼锑抗分光光度法[11]NO-2-NN-(1-萘基)-乙二胺分光光度法[11]MLSS103～105 ℃烘干重量法[11]MLVSS600 ℃烘干重量法[11]SV30100 mL量筒沉淀法[11]PHpHS10 便携式智能酸度计DOHach-HQ30d型溶解氧仪温度Hach-HQ30d型溶解氧仪溶解态N2O和NO丹麦Unisense微电极系统
1.3.2 N2O和NO的释放量计算
有研究表明，NO的释放速率和溶解态NO的关系式[12，13]如下：
re=-k·CNO
(1)
式中：re为NO释放速率，mg/(L·min)；CNO为溶解态NO浓度，mg/L;k为传质系数，min-1。
在正常运行过程中(试验温度和搅拌速率等条件不变)，将反应器中的泥水混合物用同体积的清水替换，向清水中充入NO(略大于试验最大值)，用微电极系统在线监测溶解态NO的变化情况，得到NO的逸出曲线。由于清水中不发生任何反应，故测得溶解态NO的减少速率就等于NO的释放速率re。传质系数k可通过NO的释放速率re和在清水中测得的逸出曲线线性拟合得到，用清水中的传质系数k近似表示混合液的传质系数。某段时间(t1～t2)内NO的释放量可由相应的反应时间积分得出，见式(2)[14]：
(2)
式中：Q为NO的释放量，mg;V为反应器有效容积，L。采用同样的方法可得到N2O释放速率与液相浓度的关系。
2 结果与讨论
2.1 亚硝酸盐反硝化聚磷效果
图2—3为亚硝酸盐反硝化聚磷过程中
及N2O变化曲线。在厌氧期，COD浓度持续降低，在前60 min由初始的144.2 mg/L降到108.3 mg/L，由于缺乏电子受体，加之具有“饱食-饥饿”效能的An/A/O运行模式，COD主要被反硝化聚磷菌作为内碳源储存在其生物体内。
图2 SBR反应器典型周期内水质参数的变化
Fig.2 Variation of water quality parameters in typical cycle of SBR reactor
—溶解态NO；
—溶解态N2O；
—NO累计释放量；
—N2O累计释放量。
图3 典型周期内溶解态NO和N2O浓度、NO和N2O累计释放量
Fig.3 The dissolved NO and N2O concentration, and cumulative release of NO and N2O in a typical cycle
缺氧期开始后，反硝化聚磷菌利用内碳源进行脱氮聚磷，同时，利用厌氧期剩余的COD进行外源反硝化去除系统中的氮素。在反硝化前40 min，TP去除了3.18 mg/L；后期消耗殆尽时，又出现TP浓度升高的现象。这是因为有剩余外碳源而无电子受体导致的第2次释磷，这与Pijuan等[15]研究的在厌氧条件下过多的碳源使聚磷菌“二次释磷”的结果一样。
缺氧开始后，系统中的几乎在45 min内反应完全，在这个阶段中进水ρ(TN)为31.82 mg/L，出水为0.051 mg/L，TN去除率达到99.8%。在缺氧开始后的15 min内的还原速率最大，相应NO和N2O出现大量积累，随后还原速率变缓直至降为0。TP与同步下降，说明发生了反硝化聚磷。
在整个反硝化过程中，NO呈先升高后降低的趋势，N2O较NO上升缓慢。pH同的变化有相关性，随着不断被还原成NO和N2O，碱度升高，pH值逐渐增大；待还原完全后，开始N2O的还原，其使溶液中pH下降。根据pH的变化规律可以控制缺氧反硝化的时间。
2.2 NO累积和抑制作用
由图3可知：在缺氧初始阶段出现了NO的快速积累，这与典型反硝化过程不同，因为典型的反硝化过程NO的还原速率很快(高于亚硝酸盐的还原速率)，所以不会有高浓度NO的积累。本研究缺氧初期出现NO快速积累的原因可能是在厌氧期反硝化聚磷菌吸收低链脂肪酸将其转化为胞内PHA的同时，积累了大量还原态电子。当缺氧初期瞬时投加大量时，其与厌氧期积累的电子快速反应，造成NO的小幅积累;根据Pan等[16]提出的ASM-ICE模型，微生物氧化有机物得到的电子是由电子载体传递给受氢体的。以Mox表示氧化态电子载体，Mred表示还原态电子载体，Mtotal表示总电子载体数量,则有：
Mox+2H++2e-→Mred
(3)
Mtotal=Mox+Mred
(4)
亚硝酸盐反硝化反应为：
(5)
假如Mtotal为0.01 mmol/L，根据式(5)可以计算出：当所有电子载体在厌氧期都转化为还原态电子载体时，提供的电子数量可以氧化
量为0.66 mg/L。由于酶的活性都需要底物来激发，在缺氧初期无电子受体的情况下，瞬间投加的高浓度
可能会快速转化为NO，并形成0.66 mg/L的积累。
Hiatt等[8]在四步反硝化模型中给出NO对Nir、Nor、Nos的50%抑制浓度分别为0.500，0.300，0.075 mg/L。如果以厌氧期积累的电子数量最大值估算NO产生量，则积累的NO对Nor的抑制作用大于对Nir的抑制作用，使得NO进一步积累。
Schulthess等[17]认为，NO的初始积累是游离亚硝酸(FNA)的抑制引起的。的瞬时投加会导致其在系统中积累，和水中H+产生FNA,还会抑制还原过程中Nir、Nor、Nos的活性。对Nir、Nor和Nos的活性50%抑制浓度分别为10，17，8 mg/L[18]。所以，FNA对Nor的抑制作用弱于对Nir的抑制作用，并不会促进NO的积累。存在少量的系统中再次添加高浓度的实验结果表明：其并不能引起NO的积累，所以，NO的积累应与抑制无关。这与Schulthess等[17]对NO积累的解释有所不同。
在NO产生达到最大值后出现快速下降的现象，相应N2O的上升速率明显变慢，可能是因为高浓度NO对Nir和Nor都产生了强烈抑制作用，致使
和NO的还原作用几乎停止，相应N2O曲线上升速率变缓。本研究中NO浓度远远高于Hiatt等[8]研究报道对应抑制浓度值，所以，NO下降的主要原因并不是NO的还原作用。
在NO下降阶段，即反应进行到67 min后，N2O的上升速率明显变缓，甚至出现短期下降的现象，此时随着NO浓度的下降DO浓度升高，故推测除了NO逸出造成NO的下降外，在该过程中可能还发生了产生N2和O2的NO歧化反应(2NO=N2+O2(ΔG=-173 kJ/mol))。这与He等[9]提出的氧化反硝化(O2DN)相似，该反硝化过程不产生N2O而是生成O2和N2。
由于NO对DO测定仪存在干扰问题，本研究为消除NO对溶氧仪读数的干扰，将反应器中的泥水混合物用等体积的清水替换，充入适量的NO，用微电极系统测出NO逸出过程浓度变化曲线，并用溶氧仪测出DO的变化，回归分析NO与DO的相关关系，如式(6)所示:
y=0.934x+0.081
(6)
通过该方程可以得到NO对DO测定仪的干扰值。用DO实测值和DO校核干扰值的差值近似表示反硝化过程中NO歧化反应产生的O2浓度值。
表2 NO歧化反应中DO的变化情况
Table 2 Changes of DO in NO disproportionation reaction mg/L
DO仪测量值DO干扰值歧化反应产氧量2.372.30.072.391.990.402.331.790.542.211.620.592.161.480.681.381.020.36
当NO浓度降至接近0时，出现N2O浓度快速上升现象，可能是NO对Nir和Nor的抑制作用消失，
开始继续被降解。在整个反应过程中，N2O还原酶Nos主要受FNA的抑制，而使得整个过程存在N2O的积累，在存在NO时，Nos同时受到FNA和NO的双重抑制。
2.3 pH对NO和N2O产生和积累的影响
图4为不同pH(反硝化初始阶段pH为7.37和6.61)下NO和N2O的产生情况。在2种pH情况下，中间气体NO产生和积累量相差不明显，低pH值下略大于高pH的情况。但低pH下N2O的产生和释放量明显大于高pH。分析其原因，可能是低pH对应高浓度FNA，而Nos对FNA较敏感[19]，FNA对Nos的抑制作用使得系统中溶解态N2O大量积累。
—R1 N2O；—R2 N2O；
—R1 NO；
—R2 NO。
注：R1：pH=7.37；R2：pH=6.61。
图4 2种pH下的试验结果比较
Fig.4 Comparison of experimental results at two different pH conditions
由FNA浓度根据计算式(7)—(8)得到[20]，2组试验中FNA浓度分别为0.003，0.046 mg/L。
(7)
Ka=e-2300/(273+T)
(8)
式中：
为浓度，mg/L;T为反应器中的温度，℃。
根据Zhou等[20]的研究，聚磷菌(PAO)的反硝化作用也会被FNA抑制。当FNA浓度从0.002 mg/L增加到0.02 mg/L时，反硝化率下降了约40%。这说明反硝化聚磷菌对FNA浓度变化十分敏感，所以低pH试验组的反硝化聚磷效果比高pH的聚磷效果差。
由式(7)—(8)中可看出：影响FNA浓度变化的因素有
温度和pH，其中pH的变化对其影响尤为明显。低pH试验组情况下，逸出的N2O的累计释放量和速率都超过高pH试组，这些N2O逸散在空气中会增加温室效应。综上，较高pH环境下，可以减少中间产物N2O的积累量，降低N2O释放量。
3 结 论
通过对亚硝酸盐反硝化聚磷系统中NO释放过程的研究，得到以下结论：
1)在厌氧初期投加乙酸，缺氧初期投加的An/A反硝化除磷过程中，缺氧初期存在NO的快速积累，其原因可能与厌氧期电子的积累和NO的毒性抑制有关。
2)NO积累阶段可能存在NO歧化生成N2和O2的生化反应。NO的逸出和歧化反应可能导致NO浓度降低。
3)较低的pH有利于溶解态 N2O的产生和累积，同时导致释放量增大。在pH为6.61和7.73时，N2O总产量分别为30.65,21.24 mg/L。较高pH可以减少N2O的产生和释放。pH对NO的产生量影响不大。
4)FNA对反硝化聚磷菌的聚磷效果有抑制作用。在pH为6.61和7.73时，FNA的浓度分别为0.003，0.046 mg/L，浓度较高FNA反硝化聚磷效果差。
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