, 刘秀红
, 曹馨月, 吕觊凯, 黄晨铎 , LIU Xiu-hong , CAO Xin-yue , LÜ Ji-kai , HUANG Chen-duo 2023年全国平均气温创历史新高, 以全球变暖为特征的气候变化趋势不断加快, 温室气体减排迫在眉睫. 氧化亚氮（N2O）作为第三大温室气体, 会破坏臭氧层[1]并形成酸雨[2], 对生态环境恶化造成极大影响. 污水处理厂被认为是N2O排放的重要来源[3], 生物脱氮工艺运行过程中会产生和排放大量N2O. 中国城市污水处理厂的碳足迹是其他国家的2~3倍[4], 随着“双碳”目标等政策的制定, 污水处理厂N2O的减排控制在中国尤为紧迫.
国内对污水处理过程中N2O的研究多集中于机制与影响因素, 针对实际污水处理厂中N2O产生等问题的研究十分有限. 实际污水厂中N2O产生受到工艺类型、运行参数、环境因素与进水水质等的影响, 导致N2O排放规律复杂[5]. 因而小试和中试实验的研究结果难以准确用于实际污水处理厂中N2O排放量的计算. 污水处理厂会在其运行过程中通过投加酸碱调和剂和碳源等方式保证其工艺稳定运行, 所以实际污水处理厂运行效果、运行条件和微生物菌群等受不同季节的影响较大, 这也是短期测试和长期测试下污水处理工艺N2O排放量存在差异的主要原因. 因此, 为实现污水处理厂低碳运行的目标有必要对实际污水厂中N2O的产生与排放进行长期的测定, 以促进污水处理厂温室气体减排.
厌氧-缺氧-好氧（A2O）工艺是城市污水处理厂中最常用的生物脱氮工艺, 其N2O排放问题需要引起重视. 尽管国内外相关研究[6 ~ 12]指出A2O工艺的好氧区为N2O主要释放点, 亚硝酸盐氮（NO2--N）积累可能会促进N2O产生, 但关于A2O工艺长期运行过程中N2O排放的研究并不充分. Hwang等[6]对首尔170万m3·d-1的A2O工艺以及Foley等[7]对澳大利亚2.5万m3·d-1的A2O工艺N2O排放的研究分别持续了1周和4个月；李惠娟等[8]对西安某A2O工艺N2O排放的研究中其进水以工业废水为主；韩海成等[9]研究的上海某A2O工艺处理规模仅6万m3·d-1；吉林[10]、北京[11]和济南[12]等城市的A2O工艺N2O排放的研究则忽视了实际运行过程中水质与N2O产生的关系, 且影响N2O产生与排放的因素研究多在实验室中进行. 到目前为止, 大型污水处理厂中N2O的测试仍不够充分, N2O产生的关键因素难于确定, 不利于实际水厂N2O减排控制.
本文以北京市某A2O工艺城市污水处理厂为研究对象, 进行了为期1 a的N2O监测, 以确定不同季节N2O产生与排放特征；通过分析水质参数、运行参数和微生物群落结构变化, 确定城市污水处理厂N2O产生关键影响因素, 以期为污水处理厂N2O减排提供依据.
1 材料与方法1.1 A2O工艺与采样点布置A2O工艺城市污水处理厂规划流域面积223.5 km2, 服务人口241.5万, 设计处理量60万m3·d-1. A2O生物池分为16组, 单组处理规模3.75万m3·d-1. 每组设有3条廊道, 长95 m, 宽9 m, 水深6.5 m, 其中厌氧区长40 m, 缺氧区长70 m, 好氧区长175 m. 水力停留时间约10 h, 冬季与夏季污泥龄分别为15~18 d和12~15 d, 污泥内外回流比分别为300%和70%.
在A2O工艺的进水（1号）、厌氧区进出口（2号、3号）和缺氧区进出口（4号、5号）位置分别布设5个采样点, 好氧段均匀布置4个采样点（6~9号）, 以进行水样与气样的采集.
1.2 水质和污泥A2O工艺进水ρ[氨氮（NH4+-N）]、ρ[总氮（TN）]、ρ[总磷（TP）]和ρ[化学需氧量（COD）]平均值分别为35~55、40~65、4~5和140~180 mg·L-1, 出水ρ（TN）和ρ（COD）为12~15 mg·L-1和25~35 mg·L-1. 污泥浓度大约在3 000~4 000 mg·L-1.
1.3 气体收集方法采用半球形浮流式表面集气罩进行气体收集, 集气罩材质为聚甲基丙烯酸甲酯（PMMA）, 主体为环形浮漂与半球形集气罩, 直径0.4 m, 在浮漂上部集气罩侧面设置进气口, 集气罩顶部设置出气口.
在非曝气液面, 由气体采样泵及集气罩进出气口两端流量计通过模拟现场风速调节吹扫流量, 待排出集气罩原有空气后, 将待测气体由出气口经干燥管干燥后集于气体采样袋内. 在曝气液面, 关闭集气罩进气口, 在排空集气罩内原有空气且保证与外界没有交换的情况下, 将待测气体由出气口经干燥管干燥后, 收集于气体采样袋内.
1.4 分析方法1.4.1 水质分析方法与环境条件测试NH4+-N、NO2--N、硝酸盐氮（NO3--N）和COD按照标准方法[13]分析.
pH和溶解氧（DO）均采用多参数水质测定仪（WTW 3620i, 德国）进行在线监测. 使用风速检测仪（PM6252B, 中国）测定现场风速及环境气温.
1.4.2 N2O浓度的测定通过气相色谱法测定收集气体的N2O浓度, 测定采用Agilent 7890A型（Agilent, 美国）气相色谱仪, 使用HP-PLOTQ毛细管色谱柱（30 m×0.53 mm×25 μm）及ECD检测器. 色谱条件分别为进样口温度110℃、炉温180℃以及ECD检测器300℃. 所有的样品测定3次, 取平均值. 溶解态N2O的测定按照Yang等[14]所描述的上部空间法.
1.4.3 分子生物学方法对活性污泥与生物膜使用用于土壤的Fast DNA SPIN Kit（Qbiogene Inc, Carlsbad, CA）提取基因组DNA. 高通量测序送至上海美吉生物医药科技有限公司, 后续实验流程包括设计合成引物与tag序列、PCR扩增与钝化、PCR产物定量与均一化、构建PE文库以及Illumina测序.
1.5 计算与统计方法ρ[气态N2O-N（Gas-N2O）]、ρ[溶解态N2O-N（Dis-N2O）]、N2O-N释放通量（Gas-N2O）与N2O-N月排放量（FN2O‐N）的计算分别见式（1）~（4）.
 |
(1) |
式中, ρ（Gas-N2O）为气态N2O浓度（mg·L-1）, φ为N2O体积分数（10-6）, MN2O为N2O的摩尔质量（g·mol-1）, T为环境温度（℃）.
 |
(2) |
式中, ρ（Dis-N2O）为以N计单位体积溶解态N2O浓度（mg·L-1）, K0为亨利定律常数[mol·（L·Pa）-1]. p为气体压强（Pa）. ρ'（Gas-N2O）为N2O在上部空间的浓度（mg·L-1）, 计算同式（1）. β为顶空瓶上部空间体积和水样体积的比值, MN2O为N2O分子中N的摩尔质量（g·mol-1）.
 |
(3) |
式中, Gas-N2O为以N计N2O释放通量[g·（m2·d）-1], V为收集的气体体积（m3）, S为集气装置水面接触面积（m2）, t为集气时间（d）.
 |
(4) |
式中, FN2O‐N为生物池以N计N2O每月排放量（kg·月-1）, Gas-N2Oi为集气点位相应以N计N2O释放通量[g·（m2·d）-1], Ai为集气点位相应池体面积（m2）.
使用Excel与Origin2023软件进行数据的预处理、统计分析和绘图, 使用Pearson相关性分析研究不同影响因素对N2O产生释放的影响.
2 结果与讨论2.1 城市污水A2O工艺不同季节N2O产生与排放季节不但对污水处理厂的运行效果和运行参数等产生影响, 而且会影响污水处理厂N2O产生与排放, 其中冬季与夏季会有较大差异.
2.1.1 城市污水A2O工艺冬季N2O产生与排放图 1给出了A2O工艺冬季运行过程中NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、Dis-N2O、Gas-N2O和DO的典型变化. COD主要在厌氧区与缺氧区被去除, 冬季进水ρ（COD）约140 mg·L-1, 厌氧区污泥外回流稀释使其在厌氧区浓度大幅降低, 出水ρ（COD）约30 mg·L-1, COD去除率达79%. A2O工艺进水ρ（NH4+-N）约35 mg·L-1, 污泥外回流同样影响了NH4+-N在厌氧区的浓度, NH4+-N在好氧区基本被转化为NO3--N, 去除率可达100%. 进水中几乎不含NO2--N与NO3--N, 厌氧区NO2--N的出现可能与二沉池回流污泥有关, A2O工艺全程约有0.40 mg·L-1的ρ（NO2--N）存在, 这可能受冬季气温低造成的硝化速率受限影响. 冬季ρ（DO）平均值控制在0.7 mg·L-1左右, 可以观察到NO2--N与DO在好氧段具有相似的变化趋势, 这说明DO控制水平会影响好氧区的NO2--N积累程度, 而NO3--N只在好氧区随NH4+-N的转化而增加, 出水ρ（NO3--N）在16 mg·L-1左右.
 |
图 1 A2O工艺冬季NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、DO与N2O典型变化Fig. 1 Variations in NH4+-N, NO2--N, NO3--N, COD, DO, and N2O concentrations during winter in A2O process |
A2O工艺进水ρ（Dis-N2O）约0.010 mg·L-1, 在进入厌氧区后迅速上升至0.042 mg·L-1, 经过厌氧区和缺氧区后基本被去除. 好氧区ρ（Dis-N2O）迅速上升并维持在0.060 mg·L-1, A2O工艺出水中ρ（Dis-N2O）约0.045 mg·L-1. 好氧区沿程N2O排放呈现波动变化, Gas-N2O平均值为1.38 g·（m2·d）-1. 与韩海成等[9]的研究结果类似, 本研究A2O工艺N2O排放主要发生在好氧区, 而厌氧区与缺氧区基本检测不到明显的N2O排放. 这说明在厌氧区和缺氧区尽管存在Dis-N2O, 但在非曝气条件下这部分Dis-N2O并不容易释放.
Dis-N2O在进入厌氧区（2号）和缺氧区（4号）时的增加受到了污泥回流的影响, 因为二沉池水体水面平稳, 6 h的水力停留时间和较低的COD使得好氧出水中携带的Dis-N2O没有进行释放或者消耗的条件, 因此会有部分Dis-N2O伴随污泥外回流重新进入A2O工艺的厌氧区, 缺氧区Dis-N2O的出现则与好氧区污泥内回流有关. 笔者前期的研究表明反硝化菌利用N2O的还原速率是NO3--N的3倍[14], A2O工艺进水碳源足够用于N2O的快速转化, 所以污水在经过厌氧区（3号）和缺氧区（5号）后Dis-N2O被迅速去除.
污水进入好氧区后会迅速积累并排放N2O, 这与异养反硝化关系不大, 因为此时COD基本降解完成, 且较高的DO也会抑制反硝化细菌的活性, 不具备发生异养反硝化的良好条件, 这说明A2O工艺N2O产生于好氧硝化过程. 污水处理厂中硝化过程产生N2O的途径通常为羟胺氧化和氨氧化菌（AOB）反硝化, 该工艺好氧区较低的NH4+-N浓度使得羟胺氧化产生N2O的可能性极低[15]. 污水进入好氧区后NO2--N与N2O迅速上升, 在NO2--N浓度相对较高的位置（图 1中6号和8号）其N2O产生也更多, 这说明NO2--N与N2O产生有较为密切的关系. 研究表明NO2--N的积累会促使AOB将其代替O2作为电子受体而被优先利用[16], 随即发生反硝化作用, 但AOB缺乏氧化亚氮还原酶（Nos）导致其最终产物为N2O, 所以AOB反硝化很可能是该A2O工艺N2O的主要产生途径.
2.1.2 城市污水A2O工艺夏季N2O产生与排放A2O工艺夏季N2O产生远低于冬季, 图 2为夏季某日NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、Dis-N2O、Gas-N2O和DO的典型变化. 与冬季相比, 夏季A2O工艺进水污染物浓度稍低, 好氧区ρ（DO）平均值控制在1.2 mg·L-1, 基本没有NO2--N的积累. COD与TN去除率分别为67%和65%左右. 夏季时A2O进水基本不含Dis-N2O, 但其沿程变化趋势与冬季类似. 外回流污泥携带的ρ（Dis-N2O）约0.025 mg·L-1, 明显低于冬季的0.042 mg·L-1, 且在厌氧段即可被去除. 缺氧区污泥内回流导致Dis-N2O暂时升高, 但在缺氧区较强的反硝化作用下会被随即降解. 污水在进入好氧区后, ρ（Dis-N2O）一开始会迅速上升至0.026 mg·L-1, 但随即下降并维持在0.003 mg·L-1左右. Gas-N2O只在好氧区被检出, 最高释放通量约0.39 g·（m2·d）-1, 远低于冬季. ρ（NO2--N）在污水进入好氧区后迅速从0.04 mg·L-1增长至0.12 mg·L-1的同时也出现了Dis-N2O峰值, 此后随沿程DO浓度的升高, NO2--N积累程度降低, 系统中Dis-N2O也迅速降低. 这说明Dis-N2O受到NO2--N变化的影响, 所以夏季A2O工艺N2O产生的主要途径仍然可能是AOB反硝化.
 |
图 2 A2O工艺夏季NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、DO与N2O典型变化Fig. 2 Variations in NH4+-N, NO2--N, NO3--N, COD, DO, and N2O concentrations during summer in A2O process |
A2O工艺厌氧区和缺氧区的存在能够有效去除回流污泥中含有的Dis-N2O, N2O产生与排放主要在好氧区, 产生途径可能以AOB反硝化为主. 夏季和冬季N2O产生有明显差距, 其N2O释放通量平均值相差可达7.6倍, 这可能是因为NO2--N积累对N2O产生有重要影响, 因此NO2--N积累更为明显的冬季N2O产生与排放水平更高.
2.2 A2O工艺不同季节N2O排放量及排放因子图 3给出了A2O工艺不同季节水温、N2O排放量与排放因子变化, 夏季最高水温在28℃左右, 冬季水温最低, 约16℃. A2O工艺N2O排放量冬季最高, 约32.75 kg·月-1, N2O排放因子平均值为0.129%. 随着水温逐步上升, N2O排放量依次递减, 春季排放量比冬季稍低, 约为22.34 kg·月-1, 相应的N2O排放因子为0.048%. 夏季与秋季的N2O排放量相近, 均远低于冬春两季, 分别为6.06 kg·月-1和4.99 kg·月-1, N2O排放因子分别为0.034%和0.018%.
 |
图 3 A2O工艺不同季节水温、N2O排放量与排放因子Fig. 3 Water temperature, N2O emission and emission factors in different seasons of A2O process |
在单次测试期间中, A2O工艺水温变化幅度不超过1℃, 因此对A2O工艺N2O产生的影响并不明显, 但从不同季节水温与N2O排放量变化的差异来看, 温度可能也是影响N2O产生的关键因素之一. 针对污水处理厂的不同研究发现N2O排放具有明显的季节性变化[17 ~ 21], 例如在对瑞士[17]某污水处理厂SBR工艺以及对葡萄牙[21]某旅游区污水处理厂N2O排放量的研究中发现, N2O排放量在低温运行时期更高, 这是因为细菌代谢活性与酶促效率会随着温度下降而发生改变, 硝化菌群受低温环境影响使得NO2--N积累, 促进AOB反硝化的发生, 进而增加N2O排放, 这或许也是本工艺N2O排放在冬季春季高而夏季秋季低的原因.
本研究A2O工艺N2O年排放量约198.42 kg·a-1, 低于李惠娟[8]和韩海成等[9]对不同A2O工艺测得的N2O排放量. 李惠娟等[8]研究的A2O工艺进水中工业废水比例为60%, 且NO2--N氧化速率较低, NO2--N积累较为明显, 韩海成等[9]研究的A2O工艺沿程ρ（NO2--N）在1.00 mg·L-1左右, 而本研究的A2O工艺即使在NO2--N积累程度较高的冬天, 其ρ（NO2--N）也不过在0.40 mg·L-1左右, 这很可能是本研究A2O工艺N2O排放量与排放因子相对较低的原因.
2.3 A2O工艺活性污泥中微生物种群结构图 4展示了A2O工艺不同季节在门水平下的群落分布情况. 髌骨菌门（Patescibacteria）、拟杆菌门（Bacteroidota）、变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、放线菌门（Actinobacteria）和酸杆菌门（Acidobacteriota）相对丰度较高, 占整体相对丰度的83.89%~94.36%. 冬季与春季的微生物群落在门水平上近似, Patescibacteria、Bacteroidota与Proteobacteria占据较高的优势. 夏秋两季时Chloroflexi、Actinobacteria以及Acidobacteriota相对丰度明显提高. Patescibacteria广泛分布于污水处理厂活性污泥中, 但其生态生理学和在污水处理过程中的作用仍不清楚, 也有研究[22]指出其存在与良好的脱氮效果相关. Bacteroidota与Proteobacteria包含了大部分反硝化菌和硝化菌, 具有良好的脱氮除磷以及去除有机污染物的功能[23, 24]. Chloroflexi通常以絮体骨架的形式存在于活性污泥中, 具备较好的生物除磷作用[25]. 尽管低温环境会使得Actinobacteria增加, 引起污泥膨胀, 但测试期间冬季春季时Actinobacteria的相对丰度反而低于夏秋两季, 这可能与污水处理厂在低温季节加强控制有关.
 |
图 4 A2O工艺不同季节门水平微生物群落结构分布情况Fig. 4 Distribution of microbial community structure at phylum level in different seasons of A2O process |
在属水平上对相对丰度 > 1%的微生物物种组成进行分析, 结果如图 5所示, 不同季节的优势菌属存在明显差异. 随着气温的增高, 冬季相对丰度较高的norank_ f__norank_o__Saccharimonadales、norank_ f__norank_o__norank_c__SJA-28以及unclassified_o__Saccharimonadales等与有机物降解功能相关的菌属相对丰度占比依次递减. A2O工艺活性污泥中检测到了多种反硝化菌属, 冬季以Ferruginibacter（2.08%）、Ottowia（4.08%）和Thermomonas（3.77%）为主, 其中Thermomonas只在冬季具备较高的丰度占比, 其余季节时低于1%. 春季时Ferruginibacter（10.58%）在所有反硝化菌属中占据绝对优势, 夏季时Ferruginibacter（5.03%）与Dokdonella（2.14%）是系统内主要的反硝化菌属, 秋季时反硝化菌属最为丰富, 相对丰度大于1%的有Ferruginibacter、Ottowia、Dokdonella、Hyphomicrobium和Thauera. A2O活性污泥中寒冷季节的主要聚磷菌属为Dechloromonas, 相对丰度在1%左右, 随着气温上升, 丰度占比逐渐下降至0.50%. Tetrasphaera在夏季时的相对丰度有明显增长, 在2.08%左右.
 |
图 5 A2O工艺不同季节属水平微生物群落结构分布情况Fig. 5 Distribution of microbial community structure at genus level in different seasons of A2O process |
硝化菌群随着季节变化有明显的改变. 典型AOB菌属Nitrosomonas相对丰度随着气温的上升不断增加, 但各个季节占比均低于1%, 最高丰度出现在秋季为0.89%. 属于亚硝化单胞菌科的Ellin6067的相对丰度除冬季外均大于1%, 与Nitrosomonas共同负责NH4+-N的转化. 该A2O工艺的主要硝化菌属是Nitrospira, 冬季与夏季的相对丰度占比接近, 分别为0.80%和0.68%, 春季与秋季也较为相似, 分别为2.55%和2.84%. Nitrospira在冬季与春季丰度的差异可能是因为其代谢受限, 生长缓慢, 而水厂为加强低温工况下系统处理效果采取的增加污泥浓度和延长污泥龄等措施导致两季节丰度出现差异. 夏季Nitrospira相对丰度的降低可能是因为温度的升高促使活性污泥中微生物物种多样性与丰度的上升. 有研究表明硝化菌在污水处理厂中的相对丰度占比不高, 但可能是N2O产生的主要来源[26 ~ 28]. 气温上升使得夏秋季节的硝化菌群相对丰度提高, 相比于冬春季节其氮素转化效率更高, NO2--N积累程度将会大大降低, 有利于缓解AOB反硝化, 进而减少系统中N2O的产生.
A2O活性污泥中菌群结构随季节的变化是人为与环境因素共同造成的. 一方面, 气温会直接影响细菌的代谢活动, 影响细菌的增殖, 另一方面, 污水处理厂会根据季节变化调控运行参数, 以在保证污水处理效果的前提下控制污泥膨胀等问题, 而这些变化影响了N2O的产生, 因为硝化菌群相对丰度的增加与温度的上升对菌群代谢活性的提高可以缓解AOB反硝化作用的发生.
2.4 影响A2O工艺N2O产生的关键因素污水处理厂中N2O的产生受进水情况和现场运行条件等影响. 到目前为止, 对N2O影响因素的探究多为小试实验, 难于模拟污水处理厂多种影响因素共存的条件. 图 6给出了整个测试期间好氧区NO2--N、pH、DO、Dis-N2O与Gas-N2O的Pearson相关性分析, 在P < 0.01水平下, Dis-N2O和Gas-N2O与NO2--N有显著的正相关性, 与pH和DO分别有一定的正相关和负相关关系, 这说明水质情况与运行参数的变化会影响测试中A2O工艺N2O的产生.
|
椭圆面积表示显著程度, 面积越小（大）表示越显著（不显著）, 椭圆向右上方（右下方）倾斜表示正（负）相关, 色柱表示相关系数, 红色正相关, 蓝色负相关, 颜色越深表示相关系数绝对值越大图 6 影响A2O工艺N2O产生的关键因素Fig. 6 Key factors affecting N2O production in the A2O process |
NO2--N积累对A2O工艺N2O产生的影响最为显著, 随着NO2--N浓度的升高, 系统中N2O产生量也在不断增加. Foley等[7]在关于澳大利亚污水处理厂N2O产生与排放的研究中发现, N2O排放峰值往往与NO2--N峰值同时出现, ρ（NO2--N）超过0.50mg·L-1导致多座污水处理厂中N2O产生量显著升高. 本研究好氧区冬季和夏季Dis-N2O与Gas-N2O的显著变化也与NO2--N累积有关. A2O工艺好氧区冬季ρ（NO2--N）超过0.40 mg·L-1将导致N2O的产生和排放量增加；但在夏季, ρ（NO2--N）仅超过0.10 mg·L-1时, N2O产生就会明显增加. 该结果说明A2O工艺N2O的产生不但与NO2--N有关, 而且在不同季节NO2--N阈值不同. 因此, 为实现A2O工艺N2O减排, 在工艺不同季节运行过程中应将NO2--N控制在不同的阈值范围内.
N2O产生同样受到DO控制水平的影响. AOB、亚硝酸盐氧化菌（NOB）的氧半饱和系数分别在0.4 mg·L-1和1.4 mg·L-1左右, 在DO有限的情况下氧亲和力较低的NOB会受到限制, 进而造成NO2--N积累, 使得N2O排放增加[29, 30]. DO也可能会直接影响系统N2O的产生, 硝化过程中AOB在限氧情况下会利用NO2--N作为电子受体进行反硝化作用而产生N2O；反硝化过程中Nos对DO极为敏感, DO的存在会抑制N2O到N2的转化[31, 32]. 较高的底物、污泥浓度及污泥龄使得冬季好氧区ρ（DO）平均值控制在0.7 mg·L-1左右, 远低于夏季1.2 mg·L-1的DO水平, 这可能也是两个季节N2O排放差异较大的原因. Wang等[12]在对济南污水处理厂A2O工艺的研究中发现, 好氧区在ρ（DO） > 2.0 mg·L-1时, 其Gas-N2O通常低于0.72 g·（m2·d）-1, 而Gas-N2O在ρ（DO） < 2.0 mg·L-1的情况下, Gas-N2O将随DO浓度的降低而不断升高. 本研究中好氧区DO浓度的提高将会明显减少N2O产生, 夏季尤为明显, ρ（DO）控制在1.2 mg·L-1时其Dis-N2O仅为ρ（DO）在0.9 mg·L-1时的1/10左右. 因此, 在A2O工艺好氧区维持相对较高的DO有利于N2O减排.
pH被认为是控制污水生物脱氮效率的重要因素. 在污水处理过程中, 参与氮代谢途径的酶活性与pH有较强的关联, 对N2O产生也有着显著影响. pH还可以与NH4+-N和NO2--N耦合为不同浓度的游离氨（FA）和游离亚硝酸（FNA）进而影响N2O的产生[33]. 最近的研究指出ρ（FNA）在大于0.45×10-2 mg·L-1的情况下才有可能影响N2O的产生[34], 而测试期间A2O工艺的FA或FNA浓度极低, 因此, pH可能通过影响细菌细胞酶促效率而影响N2O的产生. 与通过富集AOB来探究pH对N2O产生影响的相关研究类似[35], 本研究中pH与N2O产生呈正相关关系. Su等[36, 37]在pH对N2O产生速率影响的先后研究中也发现N2O产生速率随pH的增加而增加, pH在8.0与6.5时的N2O产生速率相差可达7倍, 这可能是因为参与氮代谢的相关酶适宜的pH条件不同, pH变化导致酶活性的改变进而影响了N2O的产生.
NO2--N是本A2O工艺中N2O产生的最关键因素之一, 其积累水平将显著影响N2O产生. DO既可能直接影响N2O产生, 也可能在低DO条件下因抑制NOB活性导致NO2--N积累而间接影响N2O的产生. 氮代谢相关酶具有不同的pH适宜范围, 这可能使得N2O产生量也有所不同.
3 结论（1）城市污水处理厂A2O工艺厌氧区和缺氧区能够有效去除回流污泥中含有的Dis-N2O, 而好氧区是N2O产生和排放的主要区域, 其产生途径可能以AOB反硝化为主.
（2）城市污水处理厂夏季和冬季N2O产生有显著差距, 其N2O释放通量平均值相差可达7.6倍, 冬季N2O排放量平均值为32.75 kg·月-1, 明显高于夏季的6.06 kg·月-1.
（3）NO2--N积累和DO浓度对N2O产生均有显著影响, 因而为实现A2O工艺N2O减排, 好氧区在冬季和夏季时ρ（NO2--N）应分别控制在0.40 mg·L-1和0.10 mg·L-1以下；而ρ（DO）应维持在1.2 mg·L-1以上.
| [1] | Portmann R W, Daniel J S, Ravishankara A R. Stratospheric ozone depletion due to nitrous oxide: influences of other gases[J]. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences, 2012, 367(1593): 1256-1264. DOI:10.1098/rstb.2011.0377 |
| [2] | Chen H B, Zeng L, Wang D B, et al. Recent advances in nitrous oxide production and mitigation in wastewater treatment[J]. Water Research, 2020, 184. DOI:10.1016/j.watres.2020.116168 |
| [3] | Desloover J, Vlaeminck S E, Clauwaert P, et al. Strategies to mitigate N2O emissions from biological nitrogen removal systems[J]. Current Opinion in Biotechnology, 2012, 23(3): 474-482. DOI:10.1016/j.copbio.2011.12.030 |
| [4] | Gu Y F, Dong Y N, Wang H T, et al. Quantification of the water, energy and carbon footprints of wastewater treatment plants in China considering a water–energy nexus perspective[J]. Ecological Indicators, 2016, 60: 402-409. DOI:10.1016/j.ecolind.2015.07.012 |
| [5] | Yao H, Gao X Y, Guo J B, et al. Contribution of nitrous oxide to the carbon footprint of full-scale wastewater treatment plants and mitigation strategies- a critical review[J]. Environmental Pollution, 2022, 314. DOI:10.1016/j.envpol.2022.120295 |
| [6] | Hwang K L, Bang C H, Zoh K D. Characteristics of methane and nitrous oxide emissions from the wastewater treatment plant[J]. Bioresource Technology, 2016, 214: 881-884. DOI:10.1016/j.biortech.2016.05.047 |
| [7] | Foley J, de Haas D, Yuan Z G, et al. Nitrous oxide generation in full-scale biological nutrient removal wastewater treatment plants[J]. Water Research, 2010, 44(3): 831-844. DOI:10.1016/j.watres.2009.10.033 |
| [8] | 李惠娟, 彭党聪, 刘文博, 等. 不同污水处理工艺非二氧化碳温室气体的释放[J]. 环境科学, 2017, 38(4): 1640-1646. Li H J, Peng D C, Liu W B, et al. Non-CO2 greenhouse gas release from different biological wastewater treatment processes[J]. Environmental Science, 2017, 38(4): 1640-1646. |
| [9] | 韩海成, 周东, 王亚宜, 等. 城市污水A2/O处理系统好氧池N2O和NO的释放特征及影响因素[J]. 中国环境科学, 2016, 36(2): 398-405. Han H C, Zhou D, Wang Y Y, et al. The emission characteristics of nitrous oxide and nitric oxide and related influence factors in an aeration tank of a municipal wastewater treatment plant using an A2/O process[J]. China Environmental Science, 2016, 36(2): 398-405. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.02.014 |
| [10] | 丛齐威. 城市污水生化处理工艺N2O的时空排放规律及生成机制研究[D]. 吉林: 东北电力大学, 2020. Cong Q W. The spatiotemporal emission and generation mechanism of N2O in the biological treatment processes treating municipal wastewater[D]. Jilin: Northeast Electric Power University, 2020. |
| [11] | Sun S C, Cheng X, Li S, et al. N2O emission from full-scale urban wastewater treatment plants: a comparison between A2O and SBR[J]. Water Science and Technology, 2013, 67(9): 1887-1893. DOI:10.2166/wst.2013.066 |
| [12] | Wang J H, Zhang J, Wang J, et al. Nitrous oxide emissions from a typical northern Chinese municipal wastewater treatment plant[J]. Desalination and Water Treatment, 2011, 32(1-3): 145-152. DOI:10.5004/dwt.2011.2691 |
| [13] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. ((第四版)). 北京: 中国环境科学出版社, 2002. |
| [14] | Yang Q, Liu X H, Peng C Y, et al. N2O production during nitrogen removal via nitrite from domestic wastewater: main sources and control method[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(24): 9400-9406. |
| [15] | Wang Y Y, Lin X M, Zhou D, et al. Nitric oxide and nitrous oxide emissions from a full-scale activated sludge anaerobic/anoxic/oxic process[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 289: 330-340. DOI:10.1016/j.cej.2015.12.074 |
| [16] | 郝晓地, 杨振理, 于文波, 等. 污水处理过程N2O排放: 过程机制与控制策略[J]. 环境科学, 2023, 44(2): 1163-1173. Hao X D, Yang Z L, Yu W B, et al. N2O emission from the processes of wastewater treatment: mechanisms and control strategies[J]. Environmental Science, 2023, 44(2): 1163-1173. |
| [17] | Gruber W, Niederdorfer R, Ringwald J, et al. Linking seasonal N2O emissions and nitrification failures to microbial dynamics in a SBR wastewater treatment plant[J]. Water Research X, 2021, 11. DOI:10.1016/j.wroa.2021.100098 |
| [18] | Gruber W, Villez K, Kipf M, et al. N2O emission in full-scale wastewater treatment: proposing a refined monitoring strategy[J]. Science of the Total Environment, 2020, 699. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.134157 |
| [19] | Masuda S, Suzuki S, Sano I, et al. The seasonal variation of emission of greenhouse gases from a full-scale sewage treatment plant[J]. Chemosphere, 2015, 140: 167-173. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.09.042 |
| [20] | Chen X M, Mielczarek A T, Habicht K, et al. Assessment of full-scale N2O emission characteristics and testing of control concepts in an activated sludge wastewater treatment plant with alternating aerobic and anoxic phases[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(21): 12485-12494. |
| [21] | Dias D F C, Marques R, Martins C, et al. The impact of a seasonal change in loading rate on the nitrous oxide emissions at the WWTP of a tourist region[J]. Science of the Total Environment, 2022, 804. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.149987 |
| [22] | Shi L L, Zhang P, He Y H, et al. Enantioselective effects of cyflumetofen on microbial community and related nitrogen cycle gene function in acid-soil[J]. Science of the Total Environment, 2021, 771. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.144831 |
| [23] | Nikolaivits E, Dimarogona M, Fokialakis N, et al. Marine-derived biocatalysts: importance, accessing, and application in aromatic pollutant bioremediation[J]. Frontiers in Microbiology, 2017, 8. DOI:10.3389/fmicb.2017.00265 |
| [24] | Ibekwe A M, Ma J C, Murinda S E. Bacterial community composition and structure in an urban river impacted by different pollutant sources[J]. Science of the Total Environment, 2016, 566-567: 1176-1185. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.05.168 |
| [25] | Kragelund C, Levantesi C, Borger A, et al. Identity, abundance and ecophysiology of filamentous Chloroflexi species present in activated sludge treatment plants[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2007, 59(3): 671-682. DOI:10.1111/j.1574-6941.2006.00251.x |
| [26] | Kampschreur M J, van der Star W R L, Wielders H A, et al. Dynamics of nitric oxide and nitrous oxide emission during full-scale reject water treatment[J]. Water Research, 2008, 42(3): 812-826. DOI:10.1016/j.watres.2007.08.022 |
| [27] | Kim S W, Miyahara M, Fushinobu S, et al. Nitrous oxide emission from nitrifying activated sludge dependent on denitrification by ammonia-oxidizing bacteria[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(11): 3958-3963. DOI:10.1016/j.biortech.2010.01.030 |
| [28] | Wang Y Y, Fang H Y, Zhou D, et al. Characterization of nitrous oxide and nitric oxide emissions from a full-scale biological aerated filter for secondary nitrification[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 299: 304-313. DOI:10.1016/j.cej.2016.04.050 |
| [29] | 黄勇, 黄文慧, 顾晓丹, 等. 城市污水中部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺NOB抑制策略的研究进展[J]. 环境工程学报, 2023, 17(4): 1075-1083. Huang Y, Huang W H, Gu X D, et al. Research progress of NOB inhibition strategy of partial nitrosation-anammox process in municipal wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(4): 1075-1083. |
| [30] | Zhou N, Dang C Y, Zhao Z R, et al. Role of sludge retention time in mitigation of nitrous oxide emission from a pilot-scale oxidation ditch[J]. Bioresource Technology, 2019, 292. DOI:10.1016/j.biortech.2019.121961 |
| [31] | Xie W M, Ni B J, Li W W, et al. Formation and quantification of soluble microbial products and N2O production by ammonia-oxidizing bacteria (AOB)-enriched activated sludge[J]. Chemical Engineering Science, 2012, 71: 67-74. DOI:10.1016/j.ces.2011.12.032 |
| [32] | Lv Y T, Ju K, Sun T, et al. Effect of the dissolved oxygen concentration on the N2O emission from an autotrophic partial nitritation reactor treating high-ammonium wastewater[J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2016, 114: 209-215. |
| [33] | Connan R, Dabert P, Moya-Espinosa M, et al. Coupling of partial nitritation and anammox in two- and one-stage systems: Process operation, N2O emission and microbial community[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 203: 559-573. DOI:10.1016/j.jclepro.2018.08.258 |
| [34] | Zhao Y F, Duan H R, Erler D, et al. Decoupling the simultaneous effects of NO2-, pH and free nitrous acid on N2O and NO production from enriched nitrifying activated sludge[J]. Water Research, 2023, 245. DOI:10.1016/j.watres.2023.120609 |
| [35] | Law Y, Lant P, Yuan Z G. The effect of pH on N2O production under aerobic conditions in a partial nitritation system[J]. Water Research, 2011, 45(18): 5934-5944. DOI:10.1016/j.watres.2011.08.055 |
| [36] | Su Q X, Domingo-Félez C, Zhang Z, et al. The effect of pH on N2O production in intermittently-fed nitritation reactors[J]. Water Research, 2019, 156: 223-231. DOI:10.1016/j.watres.2019.03.015 |
| [37] | Su Q X, Ma C, Domingo-Félez C, et al. Low nitrous oxide production through nitrifier-denitrification in intermittent-feed high-rate nitritation reactors[J]. Water Research, 2017, 123: 429-438. DOI:10.1016/j.watres.2017.06.067 |
