随着全球变暖，温室效应受到越来越多的关注. 大气中的气体种类繁多，N₂ O是其中一种非常重要的痕量气体，是引起地球表面气温上升的三大温室气体(N₂ O、 CH₄、 CO₂ )之一^[1]. N₂ O的温室效应是CO₂的300倍左右^[2]，CH₄的20~30倍^[3]，对全球温室效应的贡献约占5%~6%^[4]. 目前有研究表明，废水处理中的微生物脱氮过程所排放的N₂ O量是人为排放的N₂ O量的重要组成部分^[5]. 在污水生物脱氮过程中每天约有 (0.3~3)×10⁹ t的N₂ O排放到大气中去，占全球N₂ O排放总量的2.5%~25%^[6]. N₂ O的产生主要发生在污水生物脱氮过程中的硝化阶段，反硝化阶段产生的N₂ O量相对较少^{[7, 8, 9]}. 国内外很多研究对废水生物处理脱氮过程中N₂ O的产生机制^[10]、 释放量^[11]和影响因素^[12]等进行了报道，但大多集中在传统的絮状活性污泥及生物膜方面，而好氧颗粒污泥方面的相关研究较少. 好氧颗粒污泥是一种沉降速度远快于絮状活性污泥的微生物颗粒状聚合体^[13]，其具有生物结构致密、 沉降速度快、 同步脱氮除磷等优点^{[14, 15]}，在污水生物处理方面具有很好的应用前景.

随着淡水资源的紧缺，许多沿海城市开始直接利用海水，从而产生了含盐废水，含盐废水主要来源于直接利用海水的工业生产、 生活污水和食品加工厂、 制药厂、 化工厂及石油天然气的采集加工等^[16]. 目前国内外在含盐废水的基础上针对不同菌群，不同盐度冲击，不同C/N对N₂ O释放量的影响做了一些研究^[17]，但在好氧颗粒污泥的基础上开展的较少. 盐度不仅干扰微生物正常的新陈代谢，而且影响污水处理过程中的效率^[18]； 因此，研究盐度对N₂ O释放量的影响对于温室效应的控制和含盐废水的处理都具有重要的意义.

本试验通过调节配水中NaCl的投加量，在尚会来等^[19]絮状活性污泥研究的基础上进一步了解盐度对好氧颗粒污泥硝化过程中脱氮效果及N₂ O产生量的影响.

本试验采用人工模拟废水，水质情况为: COD(150±10)mg ·L^-1，NH₄⁺-N(40±2)mg ·L^-1，PO₄^3->-P(4±0.5)mg ·L^-1，同时投加适量营养液(1 mL ·L^-1)以提供体系内微生物的生理活动所需的必要微量元素. 微量元素 (g ·L^-1)组成: FeCl₃ ·6H₂O 1.5； H₃BO₃ 0.15； CuSO₄ ·5H₂O 0.03； KI 0.18； EDTA 10； MnCl₂ ·4H₂O 0.12； ZnSO₄ ·7H₂O 0.12； CoCl₂ ·6H₂O 0.15.

试验所用污泥为实验室已经培养成熟的具有稳定硝化功能的好氧颗粒污泥，成熟的颗粒污泥大小均衡，平均粒径为2 mm，呈圆形或椭圆形，色泽为金黄色，结构密实^[20]. 系统污泥浓度维持在4 000 mg ·L^-1.

试验装置采用SBR反应器，有效容积为3.2 L，具体结构参见文献^[21]. 试验采用时间控制模式，曝气时间固定为180 min； 利用反应器底部的微孔曝气头，通过鼓风机和转子流量计来调节曝气量，曝气量恒定为0.35 m³ ·h^-1； 利用Multi340i型(WTW公司)便携式多功能DO、 pH、 ORP测定仪在线测定体系内DO值、 pH值以及ORP值的动态变化，系统DO维持在6 mg ·L^-1以上，进水pH 7~8； 温度采用温控仪实时控制反应器温度为(31±0.5)℃； 试验过程中每天运行3个周期，定期取样.

试验过程中采用NaCl调节污水的盐度，初始盐度设为0 g ·L^-1，然后以5 g ·L^-1为单位逐渐增加系统的盐度，其他运行条件保持不变.

试验水质中COD、 NH₄⁺-N、 NO^-₂-N、 NO^-₃-N等指标采用国家标准方法^[22]测定.

脱氮过程中产生的N₂ O由两部分组成，其中逸出反应器，释放于大气中的一部分N₂ O气体，称为释放态N₂ O； 溶解于污泥混合液中的N₂ O气体，称为溶解态N₂ O. 释放态N₂ O测定: 用50 mL玻璃注射器从反应器气阀处伸入反应器，在反应器上部的空气中抽取30 mL气样经过过滤塞后进行检测. 本试验采用日本岛津2010气相色谱仪，Porapak Q色谱柱(30 m×0.53 mm×20 μm)测定N₂ O. 色谱条件为进样口温度150℃，柱温70℃，ECD检测器300℃. 溶解态N₂ O测定: 采用上部空间法测定. 用50 mL玻璃注射器取20 mL SBR反应器中颗粒污泥混合液，加入1 mL浓度1 mol ·L^-1的H₂SO₄用来抑制微生物活性，同时抽取30 mL的空气，手摇2 min后，静置1 h^[23]. 1 h后取注射器内上部的气体进入气相色谱检测. 2 结果与分析 2.1 盐度对硝化过程中NH₄⁺-N、 NO^-₂-N、 NO^-₃-N变化的影响

盐度是微生物活性的重要影响因素. 反应器启动后经过50个周期的运行，颗粒污泥的脱氮效果基本稳定，达到98%以上. 逐级改变盐度，在盐度为5 g ·L^-1和10 g ·L^-1条件下分别运行30个周期，反应器达到稳定状态后进行水样分析和N₂ O的检测. 可以看出，3个盐度条件下的氨氮浓度呈现逐渐下降的趋势(图 1). 当反应周期结束时，在0 g ·L^-1和5 g ·L^-1盐度条件的NH₄⁺-N浓度均低于1mg ·L^-1，去除率达到98%以上，系统的NH₄⁺-N去除率非常好，可见将盐度增加到5 g ·L^-1并未对系统的脱氮效果产生较大影响，说明在该盐度范围内硝化菌通过调节自身的渗透压，对外界的渗透压变化进行了适应^[24]，从而缓冲了盐度的抑制作用； 在这两种盐度条件下系统中NO^-₂-N浓度的变化趋势基本相同，前120 min均为上升的态势，120 min至试验结束NO^-₂-N浓度逐渐下降，即前120 min 2个系统NO^-₂-N的产生速度均高于NO^-₂-N的氧化速度，之后NO^-₂-N的氧化速度高于NO^-₂-N的产生速度. 而盐度为10 g ·L^-1时NO^-₂-N浓度始终呈直线上升的趋势没有逐渐下降的趋势，说明整个过程中NO^-₂-N的产生速度始终高于NO^-₂-N的氧化速度. 但是图中显示在0 g ·L^-1和5 g ·L^-1两个盐度条件下的NO^-₂-N积累量和产生速度是不同的，120 min时两个系统中的NO^-₂-N浓度分别为4.46和7.20mg ·L^-1，而且是随着盐度的升高，NO^-₂-N的积累量和产生速度逐渐升高. 试验结束时它们的NO^-₂-N浓度分别降至0.24和4.31mg ·L^-1. NO^-₂-N积累量的减小速度分别为0.070 mg ·(L ·min)^-1和0.048 mg ·(L ·min)^-1. 由此可见，NO^-₂-N的产生速率和氧化速率受氨氮和亚硝酸盐的浓度影响，而且AOB受盐度影响也较为明显，随盐度的升高NO^-₂-N的产生速度和氧化速度均逐渐升高. 将盐度为0 g ·L^-1和5 g ·L^-1这两个条件下NO^-₃-N浓度变化曲线进行对比可以看出，在一定盐度范围内，随着盐度的增加，NO^-₃-N的产生量和产生速度均随之升高，周期运行结束时，NO^-₃-N出水浓度分别为24.69mg ·L^-1和42.21mg ·L^-1. 说明在一定盐度范围内硝酸盐氧化菌的活性并没有受到抑制. 而当盐度增加到10 g ·L^-1后，高盐度的突然冲击使得硝化细菌的活性受到了严重的抑制，系统中硝态氮几乎没有. 同时，对比同样盐度条件下亚硝态氮浓度的变化可以发现，系统的全程硝化颗粒污泥转化为了短程硝化.

图 1

Fig. 1

图 1 不同盐度下NH4+-N、 NO-2-N、 NO-3-N变化情况Fig. 1 Changes of NH4+-N,NO-2-N and NO-3-N at different salinity levels

在0 g ·L^-1和5 g ·L^-1盐度条件下，NH₄⁺-N去除率均在98%以上，NO^-₂-N转化率较低，在9%以下，硝态氮转化率维持在83%左右； 而10 g ·L^-1时NH₄⁺-N去除率仅为71.04%； NO^-₂-N的转化率由原来的0.57%上升到27.58%，NO^-₃-N转化率由50.99%降到4.05%. 另外，计算3个盐度条件下前120 min的NH₄⁺-N氧化速率得出，它们的氧化速率分别为0.260 mg ·(L ·min)^-1、 0.203 mg ·(L ·min)^-1和0.173 mg ·(L ·min)^-1. 可以看出，盐度的增加对污泥中微生物的活性产生了明显的抑制作用^[25]. 通过计算总的氮平衡可知，颗粒污泥内部在进行硝化过程的同时也在进行着反硝化作用，盐度增加到10 g ·L^-1时，硝化作用和反硝化作用都减弱，说明高盐度对氨氧化菌和反硝化菌的酶活性都起到了抑制的作用，使其新陈代谢速率减慢^[26].

以稳定运行的典型周期为例，随着盐度的改变，释放态和溶解态的N₂ O产生量都呈增加的趋势(图 2). 盐度为0 g ·L^-1时，释放态和溶解态的产生量基本一致，且都低于1.5 mg ·m^-3； 盐度为5 g ·L^-1时，释放态和溶解态产量均小于10 mg ·m^-3，当盐度增加到10 g ·L^-1,释放态和溶解态产量均大于10 mg ·m^-3，且溶解态多于释放态. 比较释放态和溶解态N₂ O产生量的变化趋势可以看出，单个盐度下，释放态产生量少于溶解态的产生量. 在3个盐度下(0、 5、 10 g ·L^-1)，释放态N₂ O产生量分别为0.95、 3.46、 16.45 mg ·m^-3，溶解态N₂ O产生量分别为1.21 、 8.99、 24.81 mg ·m^-3，在盐度为5 g ·L^-1和10 g ·L^-1条件下，N₂ O释放速率分别为0 g ·L^-1时的3.6倍和17.4倍.

图 2

Fig. 2

图 2 不同盐度下N2 O产生量 Fig. 2 Amount of N2 O production at different salinity levels

3个盐度条件下无论是释放态N₂ O还是溶解态N₂ O均是先升后降的变化趋势. 释放态和溶解态的N₂ O产生量的峰值均以盐度为5 g ·L^-1时的最高，10 g ·L^-1盐度条件其次，最低的是盐度为0 g ·L^-1时. 释放态N₂ O产生量的峰值出现的时间是相同的. 但是，溶解态N₂ O产生量的峰值出现的时间有所不同，盐度为5 g ·L^-1时出现的时间较盐度为0 g ·L^-1时出现的时间提前； 盐度为10 g ·L^-1时较0 g ·L^-1时推后(图 3). 盐度为0 g ·L^-1时，释放态的N₂ O产生量前60 min是不断上升，峰值出现在60 min时，为17.14 mg ·m^-3，试验结束时的释放态N₂ O产生量降至 0.95 mg ·m^-3； 盐度为5 g ·L^-1时，； 前60 min释放态N₂ O产生量逐渐上升，60 min达到峰值35.85 mg ·m^-3，周期结束时降至3.46 mg ·m^-3； 盐度为10 g ·L^-1时N₂ O产生量与前两个盐度条件有相似的变化趋势，释放态N₂ O前60 min逐渐上升，60 min达到峰值25.12mg ·m^-3，60 min后逐渐下降，周期结束时降至16.45 mg ·m^-3. 溶解态的N₂ O产生量，120 min时达到峰值18.40 mg ·m^-3，周期结束时降至1.21 mg ·m^-3； 盐度为5 g ·L^-1时，180 min时达到峰值41.57 mg ·m^-3，周期结束时降至 8.99 mg ·m^-3； 盐度为10 g ·L^-1时，N₂ O产生量180 min达到峰值35.53 mg ·m^-3，之后逐渐下降至24.81 mg ·m^-3. 说明盐度对释放态N₂ O产生量的峰值出现时间没有产生影响，对溶解态N₂ O产生量的峰值出现的时间有一定的影响^[27].

图 3

Fig. 3

图 3 不同盐度下典型周期内NH4+-N、 NO-2-N、 NO-3-N和N2 O的变化情况 Fig. 3 Changes of NH4+-N,NO-2-N,NO-3-N and N2 O in a typical cycle at different salinity levels

为了能够更准确地了解盐度对该系统中N₂ O产生量的影响，分别用公式^[28]计算出不同盐度条件下好氧颗粒污泥硝化过程中的硝化速率和N₂ O的释放速率.

表 1给出了不同盐度条件下硝化速率和N₂ O释放速率的变化情况. 从表 1数据可以发现，在盐度逐渐增加的过程中污泥的硝化速率有小幅的波动，盐度为5 g ·L^-1时，硝化能力最强，盐度达到10 g ·L^-1后硝化能力有小幅下降，说明盐度的突然改变影响了微生物的硝化能力，但并未完全抑制微生物的活性. 同时盐度增加后N₂ O的释放速率也发生了明显的变化,盐度增加,释放速率加快.

表 1(Table 1)

表 1 不同盐度条件下硝化速率和N2 O的产生及释放速率 Table 1 Nitrification rate and production and releasing rates of N2 O under different salinity conditions 盐度 /g·L-1 硝化速率 /mg·(g·min)-1 N2O产生速率 /mg·(m3·min)-1 N2O释放速率 /mg·(m3·min)-1 0 0.0502 0.0120 0.00530 5 0.0558 0.0692 0.0192 10 0.0489 0.229 0.0914<

表 1 不同盐度条件下硝化速率和N2 O的产生及释放速率 Table 1 Nitrification rate and production and releasing rates of N2 O under different salinity conditions

在盐度为0 g ·L^-1条件下，以第50个稳定运行的周期为例[图 4(a)]. 截止到好氧曝气结束时，体系中剩余的NH₄⁺-N为5.71 mg ·L^-1,占总投加量的13.42%. 产生的NO^-₂-N为0.24 mg ·L^-1，占总投加量的0.57%. NO^-₃-N浓度为24.69 mg ·L^-1，占总投加量的58.04%. N₂ O的产生量为2.16 mg ·m^-3，占总投加量的0.01%，体系存在27.96%的氮损失.

图 4

Fig. 4

图 4 不同盐度下好氧硝化阶段的氮平衡 Fig. 4 Nitrogen balance under different salinity during aerobic nitrification stage

在盐度为5 g ·L^-1条件下，以第80个稳定运行的周期为例[图 4(b)]. 截止到好氧曝气终止时，体系中剩余的NH₄⁺-N为2.27 mg ·L^-1，占总投加量的3.86%. 产生的NO^-₂-N为4.31 mg ·L^-1，占总投加量的7.32%. NO^-₃-N浓度42.21 mg ·L^-1，占总投加量的71.74%. N₂ O的产生量为12.45 mg ·m^-3，占总投加量的0.02%，体系存在17.06%的氮损失.

在盐度为10 g ·L^-1条件下，以第110个稳定运行的周期为例[图 4(c)]. 截止到反应周期结束，体系中剩余的NH₄⁺-N为11.06 mg ·L^-1，占总投加量的28.95%. 产生的NO^-₂-N为10.53 mg ·L^-1，占总投加量的27.58%. NO^-₃-N浓度1.61 mg ·L^-1，占总投加量的4.21%. N₂ O的产生量为41.26 mg ·m^-3，占总投加量的0.11%，体系存在39.15%的氮损失.

3个盐度条件下体系均有一定的氮损失，这部分氮损失包括活性污泥的同化作用，用于合成微生物自身的细胞组织，但主要还是因为好氧颗粒污泥内部发生了同步硝化反硝化的现象. 随着盐度的增加，NO^-₂-N在氮平衡中占的比例由0.57%上升到7.32%，最后达到27.58%； 而NO^-₃-N所占的比例则由原来的58.04%先上升到71.74%，然后下降到4.21%； N₂ O的产生量和在氮平衡中所占的比例则是逐渐增加与NO^-₂-N变化趋势一致. N₂ O通常被认为是硝化作用或者是反硝化作用不完全而产生的气态副产物，大量研究表明N₂ O主要还是在好氧硝化阶段生成且好氧段的N₂ O释放主要来源于以Nitrosomonas属为主体的硝化细菌的反硝化作用^[29]； 对比图 4，盐度由0 g ·L^-1增加到5 g ·L^-1

氮损失减少，到10 g ·L^-1时氮损失又增多，而N₂ O产量却一直呈现增加的趋势，说明除了硝化细菌的反硝化作用，亚硝化过程中也产生N₂ O，一方面可能是由亚硝化过程的第一个中间体NH₂OH在羟氨氧化还原酶的作用下氧化生成^[30]，另一方面可能是由于亚硝化过程的第二个中间体NOH通过双分子聚合反应生成次亚硝酸盐，然后进一步水解生成N₂ O逸出^[31]. 同时，盐度的增加使NO^-₂-N与NO^-₃-N的比例发生改变，系统的硝化类型由原来的全程硝化转变为短程硝化.

(1)盐度为0 g ·L^-1与5 g ·L^-1条件下，体系NH₄⁺-N去除率均达到98%以上； 但当盐度升至10 g ·L^-1时，NH₄⁺-N的去除率降到70%. 说明盐度的升高影响了系统中微生物的酶活性，使脱氮效果下降.

(2)随着盐度的增加，溶解态和释放态N₂ O产生量逐渐增加，且溶解态N₂ O产生量大于释放态. 其中，盐度为5 g ·L^-1时溶解态与释放态N₂ O峰值数最高，而且每个盐度条件下释放态N₂ O最大产生量均出现在60 min时，溶解态峰值出现时间则随着盐度的不同提前或者延迟出现，表明盐度对系统中的亚硝酸盐还原酶(Nir)和一氧化氮还原酶(Nor)产生了促进或抑制作用.

(3)在逐渐升高盐度的过程中，NO^-₂-N出水浓度由原来的0.2mg ·L^-1逐渐上升到10.53 mg ·L^-1； NO^-₃-N出水浓度由最初的21.69 mg ·L^-1下降到2 mg ·L^-1以下. 可见盐度的变化，改变了系统中微生物的组成，使系统的硝化类型在盐度逐渐升高的过程中由原来的全程硝化转变成短程硝化.