N2O是一種重要的溫室氣體, 其增溫潛勢是CO2的100~310倍, 對全球溫室效應(yīng)的貢獻(xiàn)約占5%~6%, 廢水生物處理過程是N2O的主要產(chǎn)生源之一.導(dǎo)致N2O產(chǎn)生的因素有：溶解氧濃度、亞硝酸鹽濃度、C/N比, 溫度和有毒物質(zhì)等.短程硝化與傳統(tǒng)脫氮工藝相比, 可以減少25%的曝氣量, 40%的外加碳源.因此, 其成功應(yīng)用于市政污水和工業(yè)廢水等的處理.雖然短程硝化工藝有工程應(yīng)用的潛力, 但是亞硝積累是促進(jìn)N2O排放的主要因素, 因為高的亞硝酸鹽濃度抑制了N2O還原酶的活性.因此, 為了控制和減少短程硝化過程N(yùn)2O的釋放量, 影響N2O釋放的關(guān)鍵因素需嚴(yán)格調(diào)控.在污水生物脫氮過程中, 主要通過3種途徑產(chǎn)生N2O, 分別為：①羥胺(NH2OH)氧化過程, 在硝化過程中, 硝化細(xì)菌將NH2OH氧化為NO2-產(chǎn)生副產(chǎn)物N2O, 該過程是在NH2OH氧化還原酶(HAO)的作用下, NH2OH氧化為N2O.或者亞硝酸鹽或氨氧化中間產(chǎn)物羥胺的化學(xué)分解作用產(chǎn)生; ②硝化細(xì)菌(AOB)反硝化過程, 當(dāng)硝化過程溶解氧不足或NO2-濃度過高時, NH4+-N氧化為NO2-之后自養(yǎng)硝化細(xì)菌會將NO2-還原為N2O, 該過程稱為硝化細(xì)菌反硝化; ③異養(yǎng)反硝化過程(HET), 當(dāng)反硝化過程缺少N2O還原酶或脫氮酶不平衡時會導(dǎo)致異養(yǎng)反硝化菌生成N2O.此外, 亞硝酸鹽積累或者可生物利用的有機(jī)碳源不足導(dǎo)致N2O產(chǎn)生.

　　目前, 研究較多的是不同運(yùn)行條件對短程硝化過程中N2O釋放量的影響, 雖然N2O可能通過以上途徑產(chǎn)生, 但是對于不同條件下短程硝化過程N(yùn)2O的產(chǎn)生途徑及各個途徑所占的比例研究較少, 本研究采用穩(wěn)定同位素的方法對N2O產(chǎn)生途徑進(jìn)行分析, 通過批次試驗的方式, 分析不同溶解氧條件下短程硝化過程N(yùn)2O釋放量及產(chǎn)生途徑, 從其產(chǎn)生來源提出N2O減量化的控制措施.

　　1 材料與方法1.1 試驗裝置

　　本試驗裝置如圖 1所示, 反應(yīng)器內(nèi)裝有從穩(wěn)定運(yùn)行短程SBR反應(yīng)器內(nèi)取出的活性污泥, 外加試驗所需的模擬廢水, 頂部用橡膠塞密封, 并開有5個直徑不同的小孔, 分別為DO和pH探頭孔及曝氣、取水樣、集氣孔.反應(yīng)器總體積1 L, 有效容積0.7 L.反應(yīng)器置于恒溫磁力攪拌器上, 維持池體內(nèi)溫度為25℃, 并用磁力轉(zhuǎn)子攪拌, 使池體內(nèi)處于混勻狀態(tài).

　　圖 1

圖 1 短程硝化過程批次試驗裝置示意

　　1.2 試驗污泥與水質(zhì)

　　批次試驗所用污泥取自穩(wěn)定運(yùn)行短程SBR內(nèi)活性污泥, 本批次試驗用水為人工配水, 即向蒸餾水中添加所需物質(zhì), 根據(jù)試驗?zāi)康牟煌? 配置相應(yīng)的微量元素溶液和營養(yǎng)液.配水主要成分(mg ·L-1)為: KH2PO4 27, CaCl2 136, MgSO4 ·7H2O 20, NaHCO3 150, (NH4)2SO4(按需配制).微量元素Ⅰ、Ⅱ濃度為：1.0 mL ·L-1.微量元素Ⅰ組成(g ·L-1)為：EDTA 5, FeSO4 5;微量元素Ⅱ組成(g ·L-1)為：EDTA 15, CuSO4 ·5H2O 0.25, ZnSO4 ·7H2O 0.43, H3BO4 0.014, MnCl2 ·4H2O 0.99, Na2MoO4 ·2H2O 0.22, CoCl2 0.24.

　　1.3 批次試驗運(yùn)行方法

　　批次試驗所用污泥濃度為1.82~1.93 g ·L-1控制溫度為(25±1)℃, 進(jìn)水NH4+-N濃度為25mg ·L-1, 將反應(yīng)器先后控制在DO濃度為(2.5±0.5)、(1.5±0.2)和(0.5±0.1)mg ·L-1條件下運(yùn)行, 首先加入所需基質(zhì), 然后加入碳酸氫鈉調(diào)節(jié)pH為7.5, 蓋上膠塞, 插入DO、pH探頭, 打開加熱, 從曝氣口曝氣, 然后將取樣口用止水夾卡住, 集氣口接集氣袋.采用在線監(jiān)測實時控制反應(yīng)過程中DO濃度, 每個DO濃度做兩組平行.反應(yīng)0、15、30、60 min, 之后每隔60 min取樣到曝氣結(jié)束, 分別取10 mL水樣離心, 過濾后測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N及COD.分別取6 mL水樣用0.45 μm濾膜過濾, 其后4.5 mL水樣用于測定溶解態(tài)N2O.

　　1.4 分析指標(biāo)與測定方法1.4.1 水質(zhì)測定方法

　　COD采用快速消解分光光度法測定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定, NO3--N采用麝香草酚分光光度法測定, NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定; MLSS采用濾紙重量法測定; Multi340i型便攜式多功能pH值和DO測定儀在線測定反應(yīng)過程中的pH值和DO濃度.COD采用快速消解分光光度法測定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定, NO3--N采用麝香草酚分光光度法測定, NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定; MLSS采用濾紙重量法測定; Multi340i型便攜式多功能pH值和DO測定儀在線測定反應(yīng)過程中的pH值和DO濃度.

　　1.4.2 N2O釋放量及產(chǎn)生途徑分析方法

　　(1) 氣態(tài)N2O測定

　　反應(yīng)裝置密閉, 所產(chǎn)氣體經(jīng)干燥管干燥后收集于氣體采樣袋中.采用Agilent 7890氣相色譜儀測定N2O, 所用色譜柱為HP-Plot/分子篩(30 m×0.53 mm內(nèi)徑×25 μm膜), 色譜條件為：進(jìn)樣口110℃, 爐溫180℃; ECD檢測器300℃, 所有氣體樣品均經(jīng)多次測定, 直至重現(xiàn)性較好為止.

　　(2) 溶解態(tài)N2O測定

　　溶解態(tài)N2O采用上部空間法測定.在密閉條件下, 取測定水樣.為抑制殘余微量微生物的活性, 向12 mL頂空瓶中加入0.5 mL濃度為1 000 mg ·L-1的HgCl2溶液, 然后加入4.5 mL經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后的水樣.將制好的樣品放入恒溫磁力攪拌器中振蕩1 h, 測定上部氣體中的N2O濃度, 根據(jù)測得的N2O濃度及亨利定律計算出溶解態(tài)N2O濃度.

　　1.4.3 同位素測定方法

　　采用穩(wěn)定同位素的方法對N2O產(chǎn)生途徑進(jìn)行分析.與其它技術(shù)相比, 穩(wěn)定同位素技術(shù)的優(yōu)點在于使得生態(tài)和環(huán)境科學(xué)問題的研究能夠定量化并且是在沒有干擾(如沒有放射性同位素的環(huán)境危害)的情況下進(jìn)行.本試驗采用Isoprime100穩(wěn)定同位素質(zhì)譜分析系統(tǒng)對所集氣體進(jìn)行同位素分析, 分析過程示意如圖 2所示.具體步驟如下：抽空20 mL頂空瓶, 立即注入待測氣體, 通過自動進(jìn)樣器用約25 mL ·min-1的He氣流將待測樣品吹進(jìn)含燒堿石棉的化學(xué)阱, 99.99%的CO2被吸收. N2O和其他空氣組分被捕集在-196℃的冷阱T2中.吹掃300 s后, T2自動移出液氮罐, 并通過六通閥的轉(zhuǎn)換, 將被分析組分轉(zhuǎn)移至-196℃的T3冷阱內(nèi), 轉(zhuǎn)換閥的另一頭與色譜柱相連接.待T3移出液氮容器即開始進(jìn)行GC分析, 之后進(jìn)行質(zhì)譜分析, 用99.99%的N2O氣體做參考?xì)? 測定結(jié)果用反硝化法得到的N2O標(biāo)準(zhǔn)氣體校正, 即用USGS32、USGS34和IAEA-N1產(chǎn)生的標(biāo)準(zhǔn)氣體校準(zhǔn)樣品N2O氮的bulk值和α值, 用USGS34, USGS35和IAEA-N1產(chǎn)生的標(biāo)準(zhǔn)氣體校準(zhǔn)氣體N2O氧的同位素值.最終根據(jù)所得數(shù)據(jù)計算出15Nbulk、15Nα及SP值.

　　圖 2

圖 2 Isoprime100穩(wěn)定同位素質(zhì)譜N2O分析示意

　　1.4.4 N2O產(chǎn)生量及產(chǎn)生途徑計算公式

　　N2O釋放量和溶解態(tài)N2O濃度根據(jù)Noda提供的方法計算, 見式(1).

(1)

　　式中, cproduced為N2O產(chǎn)生量(mg ·L-1); coff為試驗過程釋放到大氣中的N2O濃度(mg ·L-1); cdis為溶解于水中的N2O濃度(mg ·L-1).

　　N2O的產(chǎn)生途徑計算公式見式(2)和(3)：

(2)

　　式中, δ15Nα為15N在中心位(Nα)的豐度(‰), 即14N15N16O; δ15 Nβ為15N在邊位(Nβ)的豐度(‰), 即15N14N16O.

(3)

　　式中, FND為NH2OH氧化過程產(chǎn)生N2O所占比例(%); FNN為AOB反硝化過程產(chǎn)生N2O所占比例(%); SPNN為NH2OH氧化過程的SP值(‰); SPND為AOB反硝化過程的SP值(‰).

　　2 結(jié)果與討論2.1 不同溶解氧條件下短程硝化過程N(yùn)2O釋放量

　　生物脫氮過程中所產(chǎn)生的N2O在系統(tǒng)內(nèi)的轉(zhuǎn)移與傳遞主要涉及兩個過程：N2O的溶解和N2O的釋放. N2O的溶解過程指微生物生成的氣態(tài)N2O溶解于混合液中, 為氣相到液相的傳遞; N2O的釋放過程是指由于曝氣吹脫或過飽和等原因溶解態(tài)N2O從混合液中釋放到大氣中, 為液相到氣相間的傳遞.

　　在不同溶解氧條件下, 對短程硝化過程中溶解態(tài)N2O和氣態(tài)N2O進(jìn)行監(jiān)測, 當(dāng)溶解氧濃度為0.5 mg ·L-1, 測定結(jié)果如圖 3所示.反應(yīng)經(jīng)過240 min, NH4+-N濃度由23.5 mg ·L-1降至2.78 mg ·L-1, 63.5%的NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N, 亞硝積累率(NAR)為90.43%, 比氨氧化速率(SAOR, 以N/SS計, 下同)為1.86mg ·(g ·h)-1.從圖 3中可以看出, 隨著反應(yīng)進(jìn)行, 前30 min, 溶解態(tài)N2O和氣態(tài)N2O基本沒有檢測到, 僅有0.875 mg ·L-1的NO3--N產(chǎn)生, 此過程產(chǎn)生這種現(xiàn)象可能是由于曝氣的開始階段, 微生物進(jìn)行異養(yǎng)呼吸, 使COD和少量NH4+-N消耗合成自身物質(zhì).當(dāng)反應(yīng)到30 min之后, 溶解態(tài)N2O的濃度逐漸增加, 到120 min達(dá)到最大值, 隨后趨于平緩并開始下降.前60 min, 氣態(tài)N2O的濃度增加較少, 到120 min, NO2--N濃度大于5 mg ·L-1, 氣態(tài)N2O的體積分?jǐn)?shù)快速升高, 反應(yīng)進(jìn)行到240 min, 達(dá)到320.5×10-6, 利用SPSS軟件對NO2--N濃度和N2O濃度與進(jìn)行Pearson相關(guān)系數(shù)分析, 得出在0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān), 相關(guān)性系數(shù)R2=0.947, 顯著性P=0.004(P < 0.05), 表明NO2--N濃度對N2O的釋放有很大關(guān)系.有研究表明[20], 短程硝化過程N(yùn)2O釋放量的急劇上升與體系中NO2--N的積累存在顯著的相關(guān)性, NO2--N具有生物毒性, NO2--N的積累導(dǎo)致氧化亞氮還原酶的活性降低, 從而引起N2O的釋放.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 3

圖 3 單周期內(nèi)NH4+-N、NO2--N、NO3--N及N2O變化情況

　　當(dāng)溶解氧濃度為1.5 mg ·L-1, 測定結(jié)果如圖 4所示.反應(yīng)經(jīng)過120 min, NH4+-N濃度由22.8 mg ·L-1降至3.46 mg ·L-1, 76.4%的NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N, 亞硝積累率為93.43%, 比氨氧化速率為3.35 mg ·(g ·h)-1.從中可以看出, 隨著反應(yīng)進(jìn)行, 前30 min, 僅有極少的溶解態(tài)N2O和氣態(tài)N2O產(chǎn)生, 當(dāng)反應(yīng)到30 min之后, 溶解態(tài)N2O濃度逐漸增加, 到120 min達(dá)到最大值為0.24 mg ·L-1.前30 min, 氣態(tài)N2O濃度增加較少, 隨后當(dāng)NO2--N濃度大于3 mg ·L-1, 氣態(tài)N2O的體積分?jǐn)?shù)快速升高, 到240 min, 達(dá)到272.6×10-6. Zeng等的研究指出, 當(dāng)NO2--N質(zhì)量濃度大于1~2 mg ·L-1即可導(dǎo)致N2O產(chǎn)生.利用SPSS軟件對NO2--N濃度和N2O濃度進(jìn)行Pearson相關(guān)系數(shù)分析, 得出在0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān), 相關(guān)性系數(shù)R2=0.986, 顯著性P=0.002(P < 0.05), 表明與溶解氧為0.5 mg ·L-1時一樣, 短程硝化過程N(yùn)2O釋放量的急劇上升與體系中NO2--N的積累存在顯著的相關(guān)性, NO2--N的積累可能是導(dǎo)致N2O釋放顯著上升的主要原因.

　　圖 4

圖 4 單周期內(nèi)NH4+-N、NO2--N、NO3--N及N2O變化情況

　　當(dāng)溶解氧濃度為2.5 mg ·L-1, 測定結(jié)果如圖 5所示.反應(yīng)經(jīng)過120 min, NH4+-N濃度由24.4 mg ·L-1降至3.38 mg ·L-1, 80.3%的NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N, 亞硝積累率為95.43%, 比氨氧化速率為3.75 mg·(g· h)-1, SAOR約為低溶解氧(0.5 mg ·L-1)條件下的2.02倍, 可見較高的溶解氧具有更高的SAOR, 短程硝化反應(yīng)時間隨著溶解氧的增加明顯縮短.從圖 5中可以看出, 隨著反應(yīng)進(jìn)行, 前30 min, 基本沒有溶解態(tài)N2O和氣態(tài)N2O的產(chǎn)生, 當(dāng)反應(yīng)到30 min后, 溶解態(tài)N2O濃度逐漸增加, 到120 min達(dá)到最大值為0.21 mg ·L-1.前30 min, 氣態(tài)N2O濃度較少, 當(dāng)NO2--N濃度大于3 mg ·L-1, 氣態(tài)N2O的體積分?jǐn)?shù)快速升高, 到240 min, 達(dá)到261.3×10-6.可見, 不同DO濃度條件下, N2O的產(chǎn)生量不同, 但總體變化趨勢相同.利用SPSS軟件對NO2--N濃度和N2O濃度與進(jìn)行Pearson相關(guān)系數(shù)分析, 得出在0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān), 相關(guān)性系數(shù)R2=0.974, 顯著性P=0.003(P < 0.05), 表明與低溶解氧條件一致, NO2--N濃度與N2O的釋放顯著相關(guān).

　　圖 5

圖 5 單周期內(nèi)NH4+-N、NO2--N、NO3--N及N2O變化情況

　　可見, 不同的溶解氧條件下, 均有一定濃度的N2O產(chǎn)生, NO2--N濃度又是N2O產(chǎn)生的主要影響因素.而短程硝化過程不可避免地導(dǎo)致亞硝酸鹽積累, 短程硝化工藝有著廣泛的應(yīng)用前景, 現(xiàn)在已經(jīng)在一些污水處理廠得到廣泛應(yīng)用并取得了良好的效果.通過短程硝化結(jié)合厭氧氨氧化工藝實現(xiàn)一體化, 可以控制亞硝酸鹽濃度在較低的水平, 此外, 對于兩段式短程硝化-厭氧氨氧化工藝, 可以通過控制半短程硝化, 即一半的氨氮氧化為亞硝酸鹽, 進(jìn)入?yún)捬醢毖趸�反�?yīng)器內(nèi), 可以減少亞硝酸鹽濃度, 從而減少N2O的產(chǎn)生.因此, 通過設(shè)計合理的工藝來控制反應(yīng)器中的亞硝酸鹽濃度, 對控制N2O的總產(chǎn)量有著重要的作用.

　　不同溶解氧條件, 短程硝化過程N(yùn)2O釋放量如圖 6所示.溶解氧濃度分別為0.5、1.5、2.5 mg ·L-1時, 處理1 g NH4+-N釋放的N2O量分別為51.7、34.64和28.10 mg.隨著溶解氧的升高, 去除單位質(zhì)量濃度NH4+-N后N2O的釋放量有逐漸降低的趨勢, 可見, DO濃度對N2O的產(chǎn)生與釋放有重要的影響, DO濃度在0.5 mg ·L-1將導(dǎo)致N2O產(chǎn)生量升高, 而較高的DO濃度有利于降低N2O的產(chǎn)生量.劉秀紅等[22]采用SBR反應(yīng)器, 研究不同的溶解氧濃度對生物脫氮過程中N2O產(chǎn)量的影響, 結(jié)果表明, 當(dāng)溶解氧濃度大于1.5 mg ·L-1后, 隨著溶解氧濃度的升高N2O產(chǎn)量開始迅速降低.本研究溶解氧大于1.5 mg ·L-1時, N2O的釋放量也開始降低, 與其研究結(jié)果相同.鞏有奎等對短程反硝化過程中N2O的產(chǎn)生機(jī)制進(jìn)行了分析, 結(jié)果表明高濃度的溶解氧對N2O還原酶具有較強(qiáng)的毒性, 會抑制N2O的進(jìn)一步還原.

　　圖 6

圖 6 去除單位質(zhì)量濃度NH4+-N后N2O的釋放量

　　分析圖 7給出的數(shù)據(jù)可知, 當(dāng)溶解氧為0.5、1.5、2.5 mg ·L-1時, N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的比例分別為4.35%、3.27%、2.63%, 由數(shù)據(jù)可知, 當(dāng)溶解氧為0.5 mg ·L-1時, N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的比例最大, 而當(dāng)溶解氧為2.5 mg ·L-1時, N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的比例最小.隨著溶解氧濃度的升高, N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的比例逐漸減少. Law等在小試短程硝化SBR反應(yīng)器內(nèi)處理合成廢水, 控制溶解氧濃度為2.5~3 mg ·L-1, 得出N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的比例為1%. Kampschreur等[4]在中試連續(xù)流SBR反應(yīng)器內(nèi)處理廢水, 控制溶解氧濃度為1.0 mg ·L-1, 得出N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的比例為3.4%. Desloover等研究短程硝化過程中N2O的產(chǎn)生機(jī)制, 控制溶解氧濃度為0.2~0.4 mg ·L-1, 得出N2O的釋放量占進(jìn)水總氮比例為5.1%~6.6%, 其中45%~47%的NH4+-N氧化為NO2--N, 13%~15%的NH4+-N氧化為NO3--N.可見, 隨著溶解氧的升高, N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的比例逐漸減少, 此外, 由于工藝類型和運(yùn)行條件不同, 不同研究者得出N2O的釋放量占進(jìn)水總氮比例也不同.溶解氧濃度不同而產(chǎn)生N2O釋放量差異的原因可能是由于高溶解氧條件下, AOB利用亞硝酸鹽進(jìn)行好氧反硝化作用減弱, 而溶解氧濃度較低時通常會促進(jìn)AOB反硝化反應(yīng)而積累N2O.基于以上試驗結(jié)果, 從提高污水脫氮效率, 降低N2O產(chǎn)生量來考慮, 短程硝化過程控制溶解氧在2.5 mg ·L-1既可以提高比氨氧化速率, 又可以減少N2O的產(chǎn)生.

　　圖 7

圖 7 N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的百分比

　　2.2 不同溶解氧條件下N2O產(chǎn)生途徑

　　現(xiàn)有的大量研究表明, 污水生物脫氮過程中微生物的硝化及反硝化代謝過程是污水處理中N2O的主要產(chǎn)生途徑, 如表 1所示.

　　表 1 污水生物脫氮過程已知的N2O產(chǎn)生與消耗途徑

　　Yoshida等提出可以通過分析N2O分子內(nèi)15N含量, 推測生物脫氮過程N(yùn)2O產(chǎn)生途徑.通過對穩(wěn)定同位素比質(zhì)譜儀將線性結(jié)構(gòu)的N2O氣體分子離子化后產(chǎn)生的N2O+和NO+離子片段進(jìn)行定量分析, 計算15N在α位和β位的豐度, 最終通過SP值判斷N2O產(chǎn)生途徑.由于N2O的SP值與基質(zhì)的同位素組成無關(guān), 因此SP值可以作為判斷N2O產(chǎn)生途徑的有力依據(jù).

　　當(dāng)溶解氧為0.5、1.5、2.5 mg ·L-1時, 分別對短程硝化批次試驗中收集的氣體進(jìn)行穩(wěn)定同位素測定, 得到N2O氣體的SP值, 從而判斷反應(yīng)過程N(yùn)2O產(chǎn)生途徑, 結(jié)果如表 2所示

　　表 2 不同溶解氧條件下短程硝化同位素測定結(jié)果

　　已有研究表明, 假定NH2OH氧化過程生成的N2O氣體的SP值(SPNN)平均為28.5‰和硝化細(xì)菌反硝化過程生成的N2O氣體的SP值(SPND)平均為-2‰.計算結(jié)果見表 2, 從中可知, 當(dāng)溶解氧為0.5 mg ·L-1時, 只有AOB反硝化過程生成N2O.由于低溶解氧可能發(fā)生異養(yǎng)菌反硝化作用, 而本研究短程硝化前30 min基本沒有檢測到N2O, 因此, 沒有發(fā)生異養(yǎng)菌反硝化作用產(chǎn)生N2O.當(dāng)溶解氧升至1.5 mg ·L-1時, 有4.52%的N2O通過NH2OH氧化過程生成, AOB反硝化過程生成的N2O占95.48%.繼續(xù)升高溶解氧到1.5 mg ·L-1時, NH2OH氧化過程生成的N2O比例增加至9.11%, AOB反硝化過程生成的N2O占90.89%. Wunderlin等利用同位素技術(shù)研究混合菌系統(tǒng)產(chǎn)生N2O特征得出, 在溶解氧大于1 mg ·L-1和NH4+-N濃度大于10 mg ·L-1時, NH2OH氧化過程產(chǎn)生N2O的比例占N2O產(chǎn)生總量的25%.本研究在溶解氧為1.5 mg ·L-1和2.5 mg ·L-1時, 均有NH2OH氧化過程產(chǎn)生N2O.可見, 溶解氧的改變會影響短程硝化過程N(yùn)2O的產(chǎn)生途徑.隨著溶解氧的升高, AOB反硝化過程產(chǎn)生N2O占NH2OH氧化過程產(chǎn)生N2O的比例減少, 但是90%以上的N2O仍然是通過AOB反硝化過程產(chǎn)生.

　　Okabe等的研究表明如果同時存在NO2--N積累則能誘導(dǎo)AOB利用NO2--N作為電子受體進(jìn)行反硝化, 而大部分AOB反硝化過程以N2O和NO為反應(yīng)終產(chǎn)物, 此外, Reino等研究亞硝化顆粒污泥短程硝化得出: NO2--N濃度越高AOB反硝化對N2O釋放的貢獻(xiàn)越大.本研究在不同溶解氧條件下, 均有不同程度的NO2--N積累, 這是導(dǎo)致AOB反硝化作用產(chǎn)生N2O的重要原因. Yu等[30]的研究表明, 在較高的氨氧化速率條件下, 容易導(dǎo)致NH2OH短暫積累, 通過NOH的化學(xué)分解作用產(chǎn)生N2O, 本研究高DO條件下短程硝化污泥具有更高的SAOR, 因此, 隨著溶解氧的升高, 會導(dǎo)致NH2OH氧化過程產(chǎn)生N2O的比例增大.綜上研究結(jié)果, 不同溶解氧條件下, 當(dāng)NO2--N濃度大于3 mg ·L-1即開始產(chǎn)生N2O, 并且隨著NO2--N濃度的增加, AOB反硝化過程產(chǎn)生N2O的量增加, 因此, 避免過高的亞硝酸鹽積累, 可以減少N2O的產(chǎn)生.

　　3 結(jié)論

　　(1) 不同溶解氧條件下, N2O的釋放均與NO2--N濃度顯著相關(guān), 當(dāng)NO2--N濃度大于2 mg ·L-1, 短程硝化過程開始出現(xiàn)N2O釋放, 且N2O的釋放量隨著NO2--N濃度的增加而增加.

　　(2) 當(dāng)溶解氧濃度分別為0.5、1.5、2.5 mg ·L-1, N2O的釋放量占進(jìn)水總氮的比例分別為4.35%、3.27%和2.63%, DO濃度對于N2O的產(chǎn)生與釋放有重要的影響, 高DO濃度有利于降低N2O的產(chǎn)生量, DO濃度在0.5 mg ·L-1將導(dǎo)致N2O釋放量增加.短程硝化過程控制溶解氧在2.5 mg ·L-1既可以提高比氨氧化速率, 又可以減少N2O的產(chǎn)生.

　　(3) 溶解氧的改變會影響短程硝化過程N(yùn)2O的產(chǎn)生途徑, 隨著溶解氧的升高, AOB反硝化過程產(chǎn)生N2O占NH2OH氧化過程產(chǎn)生N2O的比例減少, 但是90%以上的N2O仍然是通過AOB反硝化過程產(chǎn)生.因此, 避免過高的亞硝酸鹽積累, 可以減少N2O的產(chǎn)生.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：楊玉兵)