, 劉秀紅
, 曹馨月, 呂覬凱, 黃晨鐸 , LIU Xiu-hong , CAO Xin-yue , LÜ Ji-kai , HUANG Chen-duo 2023年全國平均氣溫創(chuàng)歷史新高, 以全球變暖為特征的氣候變化趨勢不斷加快, 溫室氣體減排迫在眉睫. 氧化亞氮（N2O）作為第三大溫室氣體, 會破壞臭氧層[1]并形成酸雨[2], 對生態(tài)環(huán)境惡化造成極大影響. 污水處理廠被認為是N2O排放的重要來源[3], 生物脫氮工藝運行過程中會產生和排放大量N2O. 中國城市污水處理廠的碳足跡是其他國家的2~3倍[4], 隨著“雙碳”目標等政策的制定, 污水處理廠N2O的減排控制在中國尤為緊迫.
國內對污水處理過程中N2O的研究多集中于機制與影響因素, 針對實際污水處理廠中N2O產生等問題的研究十分有限. 實際污水廠中N2O產生受到工藝類型、運行參數(shù)、環(huán)境因素與進水水質等的影響, 導致N2O排放規(guī)律復雜[5]. 因而小試和中試實驗的研究結果難以準確用于實際污水處理廠中N2O排放量的計算. 污水處理廠會在其運行過程中通過投加酸堿調和劑和碳源等方式保證其工藝穩(wěn)定運行, 所以實際污水處理廠運行效果、運行條件和微生物菌群等受不同季節(jié)的影響較大, 這也是短期測試和長期測試下污水處理工藝N2O排放量存在差異的主要原因. 因此, 為實現(xiàn)污水處理廠低碳運行的目標有必要對實際污水廠中N2O的產生與排放進行長期的測定, 以促進污水處理廠溫室氣體減排.
厭氧-缺氧-好氧（A2O）工藝是城市污水處理廠中最常用的生物脫氮工藝, 其N2O排放問題需要引起重視. 盡管國內外相關研究[6 ~ 12]指出A2O工藝的好氧區(qū)為N2O主要釋放點, 亞硝酸鹽氮（NO2--N）積累可能會促進N2O產生, 但關于A2O工藝長期運行過程中N2O排放的研究并不充分. Hwang等[6]對首爾170萬m3·d-1的A2O工藝以及Foley等[7]對澳大利亞2.5萬m3·d-1的A2O工藝N2O排放的研究分別持續(xù)了1周和4個月；李惠娟等[8]對西安某A2O工藝N2O排放的研究中其進水以工業(yè)廢水為主；韓海成等[9]研究的上海某A2O工藝處理規(guī)模僅6萬m3·d-1；吉林[10]、北京[11]和濟南[12]等城市的A2O工藝N2O排放的研究則忽視了實際運行過程中水質與N2O產生的關系, 且影響N2O產生與排放的因素研究多在實驗室中進行. 到目前為止, 大型污水處理廠中N2O的測試仍不夠充分, N2O產生的關鍵因素難于確定, 不利于實際水廠N2O減排控制.
本文以北京市某A2O工藝城市污水處理廠為研究對象, 進行了為期1 a的N2O監(jiān)測, 以確定不同季節(jié)N2O產生與排放特征；通過分析水質參數(shù)、運行參數(shù)和微生物群落結構變化, 確定城市污水處理廠N2O產生關鍵影響因素, 以期為污水處理廠N2O減排提供依據(jù).
1 材料與方法1.1 A2O工藝與采樣點布置A2O工藝城市污水處理廠規(guī)劃流域面積223.5 km2, 服務人口241.5萬, 設計處理量60萬m3·d-1. A2O生物池分為16組, 單組處理規(guī)模3.75萬m3·d-1. 每組設有3條廊道, 長95 m, 寬9 m, 水深6.5 m, 其中厭氧區(qū)長40 m, 缺氧區(qū)長70 m, 好氧區(qū)長175 m. 水力停留時間約10 h, 冬季與夏季污泥齡分別為15~18 d和12~15 d, 污泥內外回流比分別為300%和70%.
在A2O工藝的進水（1號）、厭氧區(qū)進出口（2號、3號）和缺氧區(qū)進出口（4號、5號）位置分別布設5個采樣點, 好氧段均勻布置4個采樣點（6~9號）, 以進行水樣與氣樣的采集.
1.2 水質和污泥A2O工藝進水ρ[氨氮（NH4+-N）]、ρ[總氮（TN）]、ρ[總磷（TP）]和ρ[化學需氧量（COD）]平均值分別為35~55、40~65、4~5和140~180 mg·L-1, 出水ρ（TN）和ρ（COD）為12~15 mg·L-1和25~35 mg·L-1. 污泥濃度大約在3 000~4 000 mg·L-1.
1.3 氣體收集方法采用半球形浮流式表面集氣罩進行氣體收集, 集氣罩材質為聚甲基丙烯酸甲酯（PMMA）, 主體為環(huán)形浮漂與半球形集氣罩, 直徑0.4 m, 在浮漂上部集氣罩側面設置進氣口, 集氣罩頂部設置出氣口.
在非曝氣液面, 由氣體采樣泵及集氣罩進出氣口兩端流量計通過模擬現(xiàn)場風速調節(jié)吹掃流量, 待排出集氣罩原有空氣后, 將待測氣體由出氣口經干燥管干燥后集于氣體采樣袋內. 在曝氣液面, 關閉集氣罩進氣口, 在排空集氣罩內原有空氣且保證與外界沒有交換的情況下, 將待測氣體由出氣口經干燥管干燥后, 收集于氣體采樣袋內.
1.4 分析方法1.4.1 水質分析方法與環(huán)境條件測試NH4+-N、NO2--N、硝酸鹽氮（NO3--N）和COD按照標準方法[13]分析.
pH和溶解氧（DO）均采用多參數(shù)水質測定儀（WTW 3620i, 德國）進行在線監(jiān)測. 使用風速檢測儀（PM6252B, 中國）測定現(xiàn)場風速及環(huán)境氣溫.
1.4.2 N2O濃度的測定通過氣相色譜法測定收集氣體的N2O濃度, 測定采用Agilent 7890A型（Agilent, 美國）氣相色譜儀, 使用HP-PLOTQ毛細管色譜柱（30 m×0.53 mm×25 μm）及ECD檢測器. 色譜條件分別為進樣口溫度110℃、爐溫180℃以及ECD檢測器300℃. 所有的樣品測定3次, 取平均值. 溶解態(tài)N2O的測定按照Yang等[14]所描述的上部空間法.
1.4.3 分子生物學方法對活性污泥與生物膜使用用于土壤的Fast DNA SPIN Kit（Qbiogene Inc, Carlsbad, CA）提取基因組DNA. 高通量測序送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司, 后續(xù)實驗流程包括設計合成引物與tag序列、PCR擴增與鈍化、PCR產物定量與均一化、構建PE文庫以及Illumina測序.
1.5 計算與統(tǒng)計方法ρ[氣態(tài)N2O-N（Gas-N2O）]、ρ[溶解態(tài)N2O-N（Dis-N2O）]、N2O-N釋放通量（Gas-N2O）與N2O-N月排放量（FN2O‐N）的計算分別見式（1）~（4）.
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(1) |
式中, ρ（Gas-N2O）為氣態(tài)N2O濃度（mg·L-1）, φ為N2O體積分數(shù)（10-6）, MN2O為N2O的摩爾質量（g·mol-1）, T為環(huán)境溫度（℃）.
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(2) |
式中, ρ（Dis-N2O）為以N計單位體積溶解態(tài)N2O濃度（mg·L-1）, K0為亨利定律常數(shù)[mol·（L·Pa）-1]. p為氣體壓強（Pa）. ρ'（Gas-N2O）為N2O在上部空間的濃度（mg·L-1）, 計算同式（1）. β為頂空瓶上部空間體積和水樣體積的比值, MN2O為N2O分子中N的摩爾質量（g·mol-1）.
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(3) |
式中, Gas-N2O為以N計N2O釋放通量[g·（m2·d）-1], V為收集的氣體體積（m3）, S為集氣裝置水面接觸面積（m2）, t為集氣時間（d）.
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(4) |
式中, FN2O‐N為生物池以N計N2O每月排放量（kg·月-1）, Gas-N2Oi為集氣點位相應以N計N2O釋放通量[g·（m2·d）-1], Ai為集氣點位相應池體面積（m2）.
使用Excel與Origin2023軟件進行數(shù)據(jù)的預處理、統(tǒng)計分析和繪圖, 使用Pearson相關性分析研究不同影響因素對N2O產生釋放的影響.
2 結果與討論2.1 城市污水A2O工藝不同季節(jié)N2O產生與排放季節(jié)不但對污水處理廠的運行效果和運行參數(shù)等產生影響, 而且會影響污水處理廠N2O產生與排放, 其中冬季與夏季會有較大差異.
2.1.1 城市污水A2O工藝冬季N2O產生與排放圖 1給出了A2O工藝冬季運行過程中NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、Dis-N2O、Gas-N2O和DO的典型變化. COD主要在厭氧區(qū)與缺氧區(qū)被去除, 冬季進水ρ（COD）約140 mg·L-1, 厭氧區(qū)污泥外回流稀釋使其在厭氧區(qū)濃度大幅降低, 出水ρ（COD）約30 mg·L-1, COD去除率達79%. A2O工藝進水ρ（NH4+-N）約35 mg·L-1, 污泥外回流同樣影響了NH4+-N在厭氧區(qū)的濃度, NH4+-N在好氧區(qū)基本被轉化為NO3--N, 去除率可達100%. 進水中幾乎不含NO2--N與NO3--N, 厭氧區(qū)NO2--N的出現(xiàn)可能與二沉池回流污泥有關, A2O工藝全程約有0.40 mg·L-1的ρ（NO2--N）存在, 這可能受冬季氣溫低造成的硝化速率受限影響. 冬季ρ（DO）平均值控制在0.7 mg·L-1左右, 可以觀察到NO2--N與DO在好氧段具有相似的變化趨勢, 這說明DO控制水平會影響好氧區(qū)的NO2--N積累程度, 而NO3--N只在好氧區(qū)隨NH4+-N的轉化而增加, 出水ρ（NO3--N）在16 mg·L-1左右.
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圖 1 A2O工藝冬季NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、DO與N2O典型變化Fig. 1 Variations in NH4+-N, NO2--N, NO3--N, COD, DO, and N2O concentrations during winter in A2O process |
A2O工藝進水ρ（Dis-N2O）約0.010 mg·L-1, 在進入?yún)捬鯀^(qū)后迅速上升至0.042 mg·L-1, 經過厭氧區(qū)和缺氧區(qū)后基本被去除. 好氧區(qū)ρ（Dis-N2O）迅速上升并維持在0.060 mg·L-1, A2O工藝出水中ρ（Dis-N2O）約0.045 mg·L-1. 好氧區(qū)沿程N2O排放呈現(xiàn)波動變化, Gas-N2O平均值為1.38 g·（m2·d）-1. 與韓海成等[9]的研究結果類似, 本研究A2O工藝N2O排放主要發(fā)生在好氧區(qū), 而厭氧區(qū)與缺氧區(qū)基本檢測不到明顯的N2O排放. 這說明在厭氧區(qū)和缺氧區(qū)盡管存在Dis-N2O, 但在非曝氣條件下這部分Dis-N2O并不容易釋放.
Dis-N2O在進入?yún)捬鯀^(qū)（2號）和缺氧區(qū)（4號）時的增加受到了污泥回流的影響, 因為二沉池水體水面平穩(wěn), 6 h的水力停留時間和較低的COD使得好氧出水中攜帶的Dis-N2O沒有進行釋放或者消耗的條件, 因此會有部分Dis-N2O伴隨污泥外回流重新進入A2O工藝的厭氧區(qū), 缺氧區(qū)Dis-N2O的出現(xiàn)則與好氧區(qū)污泥內回流有關. 筆者前期的研究表明反硝化菌利用N2O的還原速率是NO3--N的3倍[14], A2O工藝進水碳源足夠用于N2O的快速轉化, 所以污水在經過厭氧區(qū)（3號）和缺氧區(qū)（5號）后Dis-N2O被迅速去除.
污水進入好氧區(qū)后會迅速積累并排放N2O, 這與異養(yǎng)反硝化關系不大, 因為此時COD基本降解完成, 且較高的DO也會抑制反硝化細菌的活性, 不具備發(fā)生異養(yǎng)反硝化的良好條件, 這說明A2O工藝N2O產生于好氧硝化過程. 污水處理廠中硝化過程產生N2O的途徑通常為羥胺氧化和氨氧化菌（AOB）反硝化, 該工藝好氧區(qū)較低的NH4+-N濃度使得羥胺氧化產生N2O的可能性極低[15]. 污水進入好氧區(qū)后NO2--N與N2O迅速上升, 在NO2--N濃度相對較高的位置（圖 1中6號和8號）其N2O產生也更多, 這說明NO2--N與N2O產生有較為密切的關系. 研究表明NO2--N的積累會促使AOB將其代替O2作為電子受體而被優(yōu)先利用[16], 隨即發(fā)生反硝化作用, 但AOB缺乏氧化亞氮還原酶（Nos）導致其最終產物為N2O, 所以AOB反硝化很可能是該A2O工藝N2O的主要產生途徑.
2.1.2 城市污水A2O工藝夏季N2O產生與排放A2O工藝夏季N2O產生遠低于冬季, 圖 2為夏季某日NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、Dis-N2O、Gas-N2O和DO的典型變化. 與冬季相比, 夏季A2O工藝進水污染物濃度稍低, 好氧區(qū)ρ（DO）平均值控制在1.2 mg·L-1, 基本沒有NO2--N的積累. COD與TN去除率分別為67%和65%左右. 夏季時A2O進水基本不含Dis-N2O, 但其沿程變化趨勢與冬季類似. 外回流污泥攜帶的ρ（Dis-N2O）約0.025 mg·L-1, 明顯低于冬季的0.042 mg·L-1, 且在厭氧段即可被去除. 缺氧區(qū)污泥內回流導致Dis-N2O暫時升高, 但在缺氧區(qū)較強的反硝化作用下會被隨即降解. 污水在進入好氧區(qū)后, ρ（Dis-N2O）一開始會迅速上升至0.026 mg·L-1, 但隨即下降并維持在0.003 mg·L-1左右. Gas-N2O只在好氧區(qū)被檢出, 最高釋放通量約0.39 g·（m2·d）-1, 遠低于冬季. ρ（NO2--N）在污水進入好氧區(qū)后迅速從0.04 mg·L-1增長至0.12 mg·L-1的同時也出現(xiàn)了Dis-N2O峰值, 此后隨沿程DO濃度的升高, NO2--N積累程度降低, 系統(tǒng)中Dis-N2O也迅速降低. 這說明Dis-N2O受到NO2--N變化的影響, 所以夏季A2O工藝N2O產生的主要途徑仍然可能是AOB反硝化.
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圖 2 A2O工藝夏季NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、DO與N2O典型變化Fig. 2 Variations in NH4+-N, NO2--N, NO3--N, COD, DO, and N2O concentrations during summer in A2O process |
A2O工藝厭氧區(qū)和缺氧區(qū)的存在能夠有效去除回流污泥中含有的Dis-N2O, N2O產生與排放主要在好氧區(qū), 產生途徑可能以AOB反硝化為主. 夏季和冬季N2O產生有明顯差距, 其N2O釋放通量平均值相差可達7.6倍, 這可能是因為NO2--N積累對N2O產生有重要影響, 因此NO2--N積累更為明顯的冬季N2O產生與排放水平更高.
2.2 A2O工藝不同季節(jié)N2O排放量及排放因子圖 3給出了A2O工藝不同季節(jié)水溫、N2O排放量與排放因子變化, 夏季最高水溫在28℃左右, 冬季水溫最低, 約16℃. A2O工藝N2O排放量冬季最高, 約32.75 kg·月-1, N2O排放因子平均值為0.129%. 隨著水溫逐步上升, N2O排放量依次遞減, 春季排放量比冬季稍低, 約為22.34 kg·月-1, 相應的N2O排放因子為0.048%. 夏季與秋季的N2O排放量相近, 均遠低于冬春兩季, 分別為6.06 kg·月-1和4.99 kg·月-1, N2O排放因子分別為0.034%和0.018%.
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圖 3 A2O工藝不同季節(jié)水溫、N2O排放量與排放因子Fig. 3 Water temperature, N2O emission and emission factors in different seasons of A2O process |
在單次測試期間中, A2O工藝水溫變化幅度不超過1℃, 因此對A2O工藝N2O產生的影響并不明顯, 但從不同季節(jié)水溫與N2O排放量變化的差異來看, 溫度可能也是影響N2O產生的關鍵因素之一. 針對污水處理廠的不同研究發(fā)現(xiàn)N2O排放具有明顯的季節(jié)性變化[17 ~ 21], 例如在對瑞士[17]某污水處理廠SBR工藝以及對葡萄牙[21]某旅游區(qū)污水處理廠N2O排放量的研究中發(fā)現(xiàn), N2O排放量在低溫運行時期更高, 這是因為細菌代謝活性與酶促效率會隨著溫度下降而發(fā)生改變, 硝化菌群受低溫環(huán)境影響使得NO2--N積累, 促進AOB反硝化的發(fā)生, 進而增加N2O排放, 這或許也是本工藝N2O排放在冬季春季高而夏季秋季低的原因.
本研究A2O工藝N2O年排放量約198.42 kg·a-1, 低于李惠娟[8]和韓海成等[9]對不同A2O工藝測得的N2O排放量. 李惠娟等[8]研究的A2O工藝進水中工業(yè)廢水比例為60%, 且NO2--N氧化速率較低, NO2--N積累較為明顯, 韓海成等[9]研究的A2O工藝沿程ρ（NO2--N）在1.00 mg·L-1左右, 而本研究的A2O工藝即使在NO2--N積累程度較高的冬天, 其ρ（NO2--N）也不過在0.40 mg·L-1左右, 這很可能是本研究A2O工藝N2O排放量與排放因子相對較低的原因.
2.3 A2O工藝活性污泥中微生物種群結構圖 4展示了A2O工藝不同季節(jié)在門水平下的群落分布情況. 髕骨菌門（Patescibacteria）、擬桿菌門（Bacteroidota）、變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloroflexi）、放線菌門（Actinobacteria）和酸桿菌門（Acidobacteriota）相對豐度較高, 占整體相對豐度的83.89%~94.36%. 冬季與春季的微生物群落在門水平上近似, Patescibacteria、Bacteroidota與Proteobacteria占據(jù)較高的優(yōu)勢. 夏秋兩季時Chloroflexi、Actinobacteria以及Acidobacteriota相對豐度明顯提高. Patescibacteria廣泛分布于污水處理廠活性污泥中, 但其生態(tài)生理學和在污水處理過程中的作用仍不清楚, 也有研究[22]指出其存在與良好的脫氮效果相關. Bacteroidota與Proteobacteria包含了大部分反硝化菌和硝化菌, 具有良好的脫氮除磷以及去除有機污染物的功能[23, 24]. Chloroflexi通常以絮體骨架的形式存在于活性污泥中, 具備較好的生物除磷作用[25]. 盡管低溫環(huán)境會使得Actinobacteria增加, 引起污泥膨脹, 但測試期間冬季春季時Actinobacteria的相對豐度反而低于夏秋兩季, 這可能與污水處理廠在低溫季節(jié)加強控制有關.
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圖 4 A2O工藝不同季節(jié)門水平微生物群落結構分布情況Fig. 4 Distribution of microbial community structure at phylum level in different seasons of A2O process |
在屬水平上對相對豐度 > 1%的微生物物種組成進行分析, 結果如圖 5所示, 不同季節(jié)的優(yōu)勢菌屬存在明顯差異. 隨著氣溫的增高, 冬季相對豐度較高的norank_ f__norank_o__Saccharimonadales、norank_ f__norank_o__norank_c__SJA-28以及unclassified_o__Saccharimonadales等與有機物降解功能相關的菌屬相對豐度占比依次遞減. A2O工藝活性污泥中檢測到了多種反硝化菌屬, 冬季以Ferruginibacter（2.08%）、Ottowia（4.08%）和Thermomonas（3.77%）為主, 其中Thermomonas只在冬季具備較高的豐度占比, 其余季節(jié)時低于1%. 春季時Ferruginibacter（10.58%）在所有反硝化菌屬中占據(jù)絕對優(yōu)勢, 夏季時Ferruginibacter（5.03%）與Dokdonella（2.14%）是系統(tǒng)內主要的反硝化菌屬, 秋季時反硝化菌屬最為豐富, 相對豐度大于1%的有Ferruginibacter、Ottowia、Dokdonella、Hyphomicrobium和Thauera. A2O活性污泥中寒冷季節(jié)的主要聚磷菌屬為Dechloromonas, 相對豐度在1%左右, 隨著氣溫上升, 豐度占比逐漸下降至0.50%. Tetrasphaera在夏季時的相對豐度有明顯增長, 在2.08%左右.
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圖 5 A2O工藝不同季節(jié)屬水平微生物群落結構分布情況Fig. 5 Distribution of microbial community structure at genus level in different seasons of A2O process |
硝化菌群隨著季節(jié)變化有明顯的改變. 典型AOB菌屬Nitrosomonas相對豐度隨著氣溫的上升不斷增加, 但各個季節(jié)占比均低于1%, 最高豐度出現(xiàn)在秋季為0.89%. 屬于亞硝化單胞菌科的Ellin6067的相對豐度除冬季外均大于1%, 與Nitrosomonas共同負責NH4+-N的轉化. 該A2O工藝的主要硝化菌屬是Nitrospira, 冬季與夏季的相對豐度占比接近, 分別為0.80%和0.68%, 春季與秋季也較為相似, 分別為2.55%和2.84%. Nitrospira在冬季與春季豐度的差異可能是因為其代謝受限, 生長緩慢, 而水廠為加強低溫工況下系統(tǒng)處理效果采取的增加污泥濃度和延長污泥齡等措施導致兩季節(jié)豐度出現(xiàn)差異. 夏季Nitrospira相對豐度的降低可能是因為溫度的升高促使活性污泥中微生物物種多樣性與豐度的上升. 有研究表明硝化菌在污水處理廠中的相對豐度占比不高, 但可能是N2O產生的主要來源[26 ~ 28]. 氣溫上升使得夏秋季節(jié)的硝化菌群相對豐度提高, 相比于冬春季節(jié)其氮素轉化效率更高, NO2--N積累程度將會大大降低, 有利于緩解AOB反硝化, 進而減少系統(tǒng)中N2O的產生.
A2O活性污泥中菌群結構隨季節(jié)的變化是人為與環(huán)境因素共同造成的. 一方面, 氣溫會直接影響細菌的代謝活動, 影響細菌的增殖, 另一方面, 污水處理廠會根據(jù)季節(jié)變化調控運行參數(shù), 以在保證污水處理效果的前提下控制污泥膨脹等問題, 而這些變化影響了N2O的產生, 因為硝化菌群相對豐度的增加與溫度的上升對菌群代謝活性的提高可以緩解AOB反硝化作用的發(fā)生.
2.4 影響A2O工藝N2O產生的關鍵因素污水處理廠中N2O的產生受進水情況和現(xiàn)場運行條件等影響. 到目前為止, 對N2O影響因素的探究多為小試實驗, 難于模擬污水處理廠多種影響因素共存的條件. 圖 6給出了整個測試期間好氧區(qū)NO2--N、pH、DO、Dis-N2O與Gas-N2O的Pearson相關性分析, 在P < 0.01水平下, Dis-N2O和Gas-N2O與NO2--N有顯著的正相關性, 與pH和DO分別有一定的正相關和負相關關系, 這說明水質情況與運行參數(shù)的變化會影響測試中A2O工藝N2O的產生.
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橢圓面積表示顯著程度, 面積越小（大）表示越顯著（不顯著）, 橢圓向右上方（右下方）傾斜表示正（負）相關, 色柱表示相關系數(shù), 紅色正相關, 藍色負相關, 顏色越深表示相關系數(shù)絕對值越大圖 6 影響A2O工藝N2O產生的關鍵因素Fig. 6 Key factors affecting N2O production in the A2O process |
NO2--N積累對A2O工藝N2O產生的影響最為顯著, 隨著NO2--N濃度的升高, 系統(tǒng)中N2O產生量也在不斷增加. Foley等[7]在關于澳大利亞污水處理廠N2O產生與排放的研究中發(fā)現(xiàn), N2O排放峰值往往與NO2--N峰值同時出現(xiàn), ρ（NO2--N）超過0.50mg·L-1導致多座污水處理廠中N2O產生量顯著升高. 本研究好氧區(qū)冬季和夏季Dis-N2O與Gas-N2O的顯著變化也與NO2--N累積有關. A2O工藝好氧區(qū)冬季ρ（NO2--N）超過0.40 mg·L-1將導致N2O的產生和排放量增加；但在夏季, ρ（NO2--N）僅超過0.10 mg·L-1時, N2O產生就會明顯增加. 該結果說明A2O工藝N2O的產生不但與NO2--N有關, 而且在不同季節(jié)NO2--N閾值不同. 因此, 為實現(xiàn)A2O工藝N2O減排, 在工藝不同季節(jié)運行過程中應將NO2--N控制在不同的閾值范圍內.
N2O產生同樣受到DO控制水平的影響. AOB、亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的氧半飽和系數(shù)分別在0.4 mg·L-1和1.4 mg·L-1左右, 在DO有限的情況下氧親和力較低的NOB會受到限制, 進而造成NO2--N積累, 使得N2O排放增加[29, 30]. DO也可能會直接影響系統(tǒng)N2O的產生, 硝化過程中AOB在限氧情況下會利用NO2--N作為電子受體進行反硝化作用而產生N2O；反硝化過程中Nos對DO極為敏感, DO的存在會抑制N2O到N2的轉化[31, 32]. 較高的底物、污泥濃度及污泥齡使得冬季好氧區(qū)ρ（DO）平均值控制在0.7 mg·L-1左右, 遠低于夏季1.2 mg·L-1的DO水平, 這可能也是兩個季節(jié)N2O排放差異較大的原因. Wang等[12]在對濟南污水處理廠A2O工藝的研究中發(fā)現(xiàn), 好氧區(qū)在ρ（DO） > 2.0 mg·L-1時, 其Gas-N2O通常低于0.72 g·（m2·d）-1, 而Gas-N2O在ρ（DO） < 2.0 mg·L-1的情況下, Gas-N2O將隨DO濃度的降低而不斷升高. 本研究中好氧區(qū)DO濃度的提高將會明顯減少N2O產生, 夏季尤為明顯, ρ（DO）控制在1.2 mg·L-1時其Dis-N2O僅為ρ（DO）在0.9 mg·L-1時的1/10左右. 因此, 在A2O工藝好氧區(qū)維持相對較高的DO有利于N2O減排.
pH被認為是控制污水生物脫氮效率的重要因素. 在污水處理過程中, 參與氮代謝途徑的酶活性與pH有較強的關聯(lián), 對N2O產生也有著顯著影響. pH還可以與NH4+-N和NO2--N耦合為不同濃度的游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）進而影響N2O的產生[33]. 最近的研究指出ρ（FNA）在大于0.45×10-2 mg·L-1的情況下才有可能影響N2O的產生[34], 而測試期間A2O工藝的FA或FNA濃度極低, 因此, pH可能通過影響細菌細胞酶促效率而影響N2O的產生. 與通過富集AOB來探究pH對N2O產生影響的相關研究類似[35], 本研究中pH與N2O產生呈正相關關系. Su等[36, 37]在pH對N2O產生速率影響的先后研究中也發(fā)現(xiàn)N2O產生速率隨pH的增加而增加, pH在8.0與6.5時的N2O產生速率相差可達7倍, 這可能是因為參與氮代謝的相關酶適宜的pH條件不同, pH變化導致酶活性的改變進而影響了N2O的產生.
NO2--N是本A2O工藝中N2O產生的最關鍵因素之一, 其積累水平將顯著影響N2O產生. DO既可能直接影響N2O產生, 也可能在低DO條件下因抑制NOB活性導致NO2--N積累而間接影響N2O的產生. 氮代謝相關酶具有不同的pH適宜范圍, 這可能使得N2O產生量也有所不同.
3 結論（1）城市污水處理廠A2O工藝厭氧區(qū)和缺氧區(qū)能夠有效去除回流污泥中含有的Dis-N2O, 而好氧區(qū)是N2O產生和排放的主要區(qū)域, 其產生途徑可能以AOB反硝化為主.
（2）城市污水處理廠夏季和冬季N2O產生有顯著差距, 其N2O釋放通量平均值相差可達7.6倍, 冬季N2O排放量平均值為32.75 kg·月-1, 明顯高于夏季的6.06 kg·月-1.
（3）NO2--N積累和DO濃度對N2O產生均有顯著影響, 因而為實現(xiàn)A2O工藝N2O減排, 好氧區(qū)在冬季和夏季時ρ（NO2--N）應分別控制在0.40 mg·L-1和0.10 mg·L-1以下；而ρ（DO）應維持在1.2 mg·L-1以上.
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