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

韩海成,周 东,王亚宜,陈 杰,宋成康 (同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092)



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

韩海成,周 东,王亚宜*,陈 杰,宋成康 (同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092)

摘要：以某污水处理厂好氧曝气池为研究对象,利用N2O和NO在线检测仪,监测好氧池不同空间位置处N2O和NO的释放量,考察了氮素浓度、溶解氧及pH值对N2O和NO释放量的影响.该污水处理厂好氧池DO浓度在0.24～1.12mg/L之间,且大多处于0.6mg/L左右,较低的DO导致NO2--N浓度沿水流推流方向不断积累;相应的,N2O和NO释放量沿水流推流方向不断升高,并于好氧池末段达到最高值.NO释放NO2--N量与浓度显著正相关,N2O释放量与NO2--N浓度也有一定的相关性,但没有NO显著.基于空间检测数据估算获得该污水处理厂N2O释放量占进水NH4+-N比例为6.34％～8.83％,NO释放量占进水NH4+-N比例为0.033％～0.034％.

关键词：N2O；NO；好氧硝化；空间变化；NO2--N浓度

“污水处理概念厂”提出了未来污水处理厂的发展方向,即在实现能源和物质的回收、降低污水处理厂能耗的同时,要减少温室气体的排放量[1].氧化亚氮(N2O)是一种重要的温室气体,其温室气体效应约为CO2的300倍,排放量仅次于CO2和CH4,而污水处理厂是N2O重要的人为排放源之一[2].已有研究表明,在大规模城镇污水处理厂的脱氮过程中可能有0～14.6％的氮转化为N2O释放[3].

目前,对污水处理过程中N2O释放的研究主要集中在实验室规模,研究N2O释放的机理及其影响因素[4-6].对实际水厂的研究比较少,并且已有研究[7-10]主要关注于不同污水处理构筑物N2O释放量及其季节性变化.实际污水处理厂生物脱氮过程中释放的N2O受污水处理工艺、污水水质、工艺运行条件(如DO、pH值和曝气量等)、环境因素(气温和水温等)的影响,存在较大差异,导致不同研究者得出的N2O释放量差别很大[3,11].Foley等[8]调查了澳大利亚7个污水处理厂N2O释放情况,N2O释放因子为0.6％～25％,不同的污水处理工艺和采样时间对测定结果有很大影响.所以,仅根据已有的少数测量数据来衡量N2O的释放量是不准确的[7],研究实际水厂运行过程中N2O产生和释放的机理并采取措施减少N2O的释放成为目前研究的重点.

截止2013年,我国累计建成污水处理厂3340座,污水处理能力1.42×108m³/d.其中A2/O工艺是我国最常用的工艺之一,占污水处理厂总量的25.45％,处理能力占总处理能力的33.2％[12].然而,至今对于我国A2/O工艺N2O的释放特点,引发N2O产生和释放的主要因素还不明确,这为制定N2O的减排措施带来困难.同时,污水处理厂脱氮过程中N2O释放会伴随着NO的释放,在氨氧化细菌和异养反硝化菌的反硝化作用产生N2O的过程中,NO为N2O产生的前体物质,对环境也具有负面影响[11,13],对NO释放量的监测可以更全面的分析N2O释放诱因.

本研究以上海市某污水处理厂A2/O系统的好氧曝气池为对象,通过在线监测N2O和NO沿水流推流方向的释放量,分析各采样点水质参数(NH4+-N,NO2--N,NO3--N,DO和pH值等),揭示N2O和NO的释放特性及其关键影响因素,获得该污水厂N2O和NO的释放因子(释放量占进水NH4+-N的百分比),为我国实际水厂N2O和NO气体的减排提供理论依据.

1 材料和方法

1.1 N2O和NO监测点布设

N2O和NO监测点为上海市某污水处理厂A2/O生物反应池的好氧段.该污水处理厂服务面积约650hm2,服务人口20万左右,处理水主要来源是居民生活污水,设计处理能力为60000m3/d.生物反应池共3组,每组四条廊道,总进水流量约2500m3/h,进水NH4+-N=10～30mg/L,进水CODCr=100～300mg/L,出水NH4+-N=2～10mg/L,出水CODCr<25mg/L,HRT=7.7～10.3h,好氧池曝气量为7000～9000m3/h,污泥浓度约为3000mg/L,污泥负荷约0.20kgBOD5/(kg MLSS⋅d).生物反应池采用推流式,每组宽6m,深6m,长180m,其中厌氧段长30m,缺氧段30m,好氧段120m.

图1　污水处理厂好氧段采样点布置示意Fig.1 The sampling plot in aeration zone of the WWTP

如图1所示,在好氧段沿水流方向每隔9～15m设采样点,共计10个点.各点的取样测量时间按照水力停留时间确定,力求测量同一股水流,以减小水质波动对测量结果的影响.

1.2 采样及分析方法

1.2.1 气态N2O和NO的在线监测 在每个测量点布置两个集气罩,收集的气体经干燥管干燥后分别进入N2O在线分析仪(ABB AO2020Uras26)和NO在线分析仪(2B Technologies ML410),以测量2种气体的释放浓度.两台在线分析仪在整个测量过程中连续运行,在每个点测量至少5min以获取稳定测量结果,最终每个点的测量结果取该点对应测量时刻前后1min内的平均值.

1.2.2 溶解态N2O的检测 溶解态N2O采用顶空进样方式测定[10].对于每个在线测量点,在该点对应的测量时刻用5mL移液枪取5mL污泥混合液移至顶空进样瓶中,立刻密封,避免水样与空气的接触.在25℃环境下静置24h,用配备电子捕获检测器(ECD)的气相色谱仪Agilent 7820采用直接进样的方法测定顶空进样瓶气相中的N2O浓度.然后根据亨利定律计算出液体中N2O的含量.气相色谱仪进样口温度为105℃,柱温为100℃,ECD检测器温度为280℃,载气为含Ar 95％和CH45％的混合气体.

1.2.3 其他指标的检测 各采样点的pH值、DO、水温通过在线pH、DO测定仪(WTW Multi350i,德国)与N2O和NO同时测定.在各采样点取污泥混合液经3min静置沉淀后收集上清液30mL,经0.45μm微孔滤膜过滤后置于水样管中,带回实验室当天检测水样的COD、NH4+-N、NO2--N和NO3--N等指标.其中COD采用快速密闭催化消解法(Hach DRB200型消解仪,Hach DR1010型测定仪),NH4+-N、NO2--N和NO3--N通过纳氏试剂光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法和紫外分光光度法测定[11].现场测量结束后,取好氧末污泥测其SV值,并带回实验室用标准方法测其MLVSS及MLSS值.

1.3 N2O和NO释放量及释放因子的计算

通过N2O和NO在线分析仪测出来的值为N2O和NO的体积分数,其释放浓度,释放量及释放因子按下式计算:

式中:ci为第i个采样点处N2O和NO释放浓度,单位分别为mg/L和μg/L;ω为N2O或者NO的体积分数,×10-6,×10-9;P为采样时的大气压强,Pa;T为采样时气温,K;R为比例系数,8.314J/(mol·K);M 为N2O或者NO的摩尔质量,以氮计,g/moL; Qemission为N2O或者NO释放量;为N2O和NO的平均释放浓度,mg/L,μg/L;Qgas为好氧池气体溢出流量m³/h;Li为第i个采样点距第i+1个采样点的距离,m;ωemission为N2O或NO释放因子(即释放量占进水NH4+-N的比例);ωtransfer为NH4+-N转化为N2O的百分比.c(N2O,in),c(N2O,out)为出水、进水溶液中N2O浓度;cin,cout为进水、出水中NH4+-N浓度,mg/L;Qin为进水流量,m³/h;以上关于N2O和NO浓度均以氮计.

2 结果与讨论

2.1 A2/O好氧段的氮素转化

实验在2014年6月展开,预实验对厌氧段和缺氧段N2O和NO释放量进行了测量,其释放浓度很低,所以后续主要围绕好氧段开展检测研究,好氧池运行参数如表1所示.

如图2a和2b所示,NH4+-N浓度在两个采样日均沿程下降,相应的NO3--N浓度上升;但6 月24日NH4+-N下降速率较6月7日高,硝化效果较好,NH4+-N去除率为89.8％,而6月7日仅为59.2％.影响硝化速率的主要因素有:水温、pH值、DO、污泥浓度、COD等.对比表1中两个采样日各项数据,能造成前一个采样日硝化效果低于后二个采样日的因素只可能为污泥SVI值和进水COD浓度.在6月7日,好氧池污泥的SVI为104mL/g,进水COD为130mg/L;6月24日的SVI值为127mL/g,进水COD浓度为99mg/L.在前一个采样日,由于COD浓度较高,造成溶液中DO浓度很低(0.6mg/L以下),异养细菌与硝化细菌竞争电子受体O2,使氨氧化速率较低,硝化效果较差.后一个采样日虽然DO浓度也很低,但由于SVI值比较高,污泥比表面积比较大,减小了传质阻力,污泥可承受较低的DO,所以硝化效果较好.另一方面,前一个采样日好氧池前段NH4+-N转化速率很慢,后段NH4+-N转化速率比较快,也是因为前段COD较高,异养菌竞争溶解氧占有优势,而在后段COD较低,异养菌活性下降消耗溶解氧减少,硝化细菌活性上升,硝化速率因此上升.

由图2a和2b可以看出,两个采样日都出现了亚硝酸盐的积累.在6月7日,NO2--N浓度沿程逐渐升高,在好氧末达到最大值;而在6月24 日,NO2--N浓度沿程先增加后降低,在71m处达到最大值,之后逐渐下降.好氧池观测到的亚硝酸盐积累现象,推测是由于DO浓度较低引起的.由图2c和2d可以看出两个采样日DO浓度都在0.6mg/L左右,而污水处理厂好氧池DO浓度一般为0.5～2mg/L才能保证较好的COD和NH4+-N转化率.研究表明,氨氧化细菌的DO半饱和常数一般为0.2～0.4mg/L,亚硝酸盐氧化菌为1.2～1.5mg/L[12].因氨氧化细菌比亚硝酸盐氧化细菌对氧的亲和力更强,所以在低DO条件下,亚硝酸盐氧化菌活性受到抑制,有利于亚硝酸盐的积累.

表1　两次采样日A2/O好氧池各项检测指标及运行参数Table 1 The operation parameters and performance of the A2/O aeration tank

图2　好氧段沿程NH4+-N、NO2--N、NO3--N、DO和pH值变化Fig.2 The variations of nitrogen species, DO concentration and pH value in the aeration tank

2.2 好氧段N2O和NO产生和释放规律

如图3a所示,在6月7日,随着反应的进行,N2O、NO释放量和溶解态N2O浓度均沿池长方向不断上升.其中N2O释放浓度由好氧初(离好氧段初1m处)的0.6×10-6增加到好氧末(116m 处)的520.6×10-6;NO释放浓度由好氧初的486×10-9增加到好氧末的4241×10-9;溶解态N2O浓度则从好氧初的0.09mg/L上升到好氧末的0.35mg/L.

然而在6月24日,如图3b所示,N2O、NO释放量和溶解态N2O浓度沿池长方向均出现先增加后降低的趋势,出现一峰值,且N2O释放量和溶解态N2O峰值出现的位置较NO有一滞后.NO释放浓度由好氧初的381×10-9上升到71m处的2809×10-9,随后逐渐下降到好氧末的1598× 10-9;N2O释放量和溶解态的N2O浓度则分别从好氧初的1.5×10-6和0.083mg/L上升到102m处的547×10-6和0.349mg/L,之后下降到好氧末106m的494×10-6和0.330mg/L.

图3　好氧段沿程N2O和NO产生释放情况Fig.3 The variations of N2O and NO emission in different zones of the aeration tank

该实验结果与Aboobakar等[13]的实验结果不同(A/O工艺),在他们的研究中,N2O释放浓度在好氧初最大,然后沿着水流推流方向不断降低,在好氧末N2O释放量有所上升,其释放量主要集中在好氧池的前段.造成该差异的原因可能是两个污水处理厂DO浓度不同.本研究中,DO浓度在0.6mg/L左右,硝化过程中不断地有N2O的生成,而Aboobakar研究的污水处理厂DO浓度控制在1.5mg/L,除好氧末外,好氧段基本上没有N2O的产生,其释放主要来源于缺氧段不完全反硝化积累的溶解态N2O.

本实验中两个采样日N2O和NO浓度变化差异主要归结于硝化效果的差异.NO2--N浓度可能是N2O和NO产生和释放的最主要影响因素.6月7日好氧段硝化效果较差,NH4+-N去除率为59.2％,整个反应过程剩余NH4+-N浓度均较高,氨氧化速率一直呈上升趋势,氨氧化速率大于亚硝酸盐氧化速率,亚硝酸盐持续积累,导致N2O 和NO产生和释放都持续增加(图3a).而6月24日好氧段硝化效果较好,NH4+-N去除率达到89.8％,59m处NH4+-N浓度已经低至4.5mg/L,氨氧化速率开始下降,低于亚硝酸盐氧化速率.此后NO2--N浓度逐渐降低,使得NO浓度也逐渐降低.然而59m至102m区间,N2O释放浓度和溶解态N2O浓度仍继续增加,这可能与NO还原酶(NOR)的基质抑制作用有关[14].因为两次实验中,N2O和NO产生的主要途径均可能为AOB的反硝化作用(见2.3部分),而在AOB反硝化过程中,NO在NOR的作用下生成N2O,而NO同时也对NOR活性具有一定的抑制作用[14].59m 后,NO浓度开始下降,其对NOR的抑制作用减弱,促进N2O的产生,因而N2O释放浓度和溶解态N2O浓度继续上升.102m后,虽然NOR由于NO浓度变小使其活性继续增加,但此时作为反应基质的NO也显著下降,两者综合作用导致N2O产生和释放量开始减少.

2.3 影响好氧段N2O和NO释放沿程变化的关键因子分析

研究表明,可能影响污水处理厂好氧段中N2O和NO产生的主要因素为:氨氧化速率,DO, pH值和NO2--N(或FNA)浓度等[3,6,15].

Foley总结了7个不同污水厂数据得到,NO2--N浓度对N2O释放量有很大的影响,其浓度越高N2O释放量越大[16].本研究中,N2O和NO释放量与溶液中NO2--N浓度具有很好的相关性.如图4a和4b,两次采样的实验结果显示,NO释放浓度与NO2--N浓度均呈正比例,R2分别为0.984和0.936,P<<0.01.这表明本实验中NO很可能直接来自于NO2-的还原.同时,在6月7日,N2O释放浓度也与混合液中NO2--N浓度呈正线性相关(P<<0.01),但其拟合度(R2=0.884)低于NO与NO2--N的拟合(R2=0.984).这是因为AOB反硝化过程N2O的产生并非直接来自于NO2-的还原,而是需要经过中间产物NO,所以NO和NO2--N的相关性较N2O和NO2--N更高.如图4d所示, 在6月24日,N2O释放浓度与混合液中NO2--N浓度无显著线性关系(P>0.05),主要是因为59m过后,NO2--N浓度开始降低,NO产生和释放也随之减小,NO对NOR的抑制作用降低,从而促进N2O的产生,使得N2O释放浓度在59～102m区段内继续上升[14];对59m之前的6个采样点数据进行相关分析,则显著相关(R2=0.839,P<0.01).

图4　NO2--N浓度与N2O、NO释放浓度线性拟合(n=10)Fig.4 Linear fit between N2O, NO emission and nitrite concentration (n=10)

Law等[15]在研究高氨氮废水下硝化污泥N2O产生机理时发现,N2O的产生速率与氨氮氧化速率呈正指数相关,并推测N2O是由AOB的硝化作用产生的.然而在本实验中,并未发现两者具有明显的相关关系.6月7日数据表明(图2a和3a),前87m内氨氧化速率变化并不明显,但N2O释放浓度却大幅增加.又如6月24日数据显示,氨氧化速率在整个硝化过程中并无明显变化,但N2O释放浓度却沿程逐渐增大,仅在最后有稍微下降.多数研究者认为DO对N2O的释放量有很大的影响,低溶解氧会触发N2O的产生[17-19].在本实验中,N2O和NO释放浓度沿程逐渐上升,但DO沿程变化并无明显规律,这说明N2O和NO气体释放浓度与DO浓度并无显著关系.这可能是因为本实验污水厂的DO浓度变化范围较小而各测量点处其他水质参数变化很大,DO的影响小于其他因素对N2O和NO释放的影响.

好氧段N2O和NO产生的主要途径有:(1)AOB的亚硝化作用;(2)AOB的反硝化作用.目前普遍认为AOB的反硝化作用是污水处理厂好氧硝化过程中产生N2O的主要途径[20],特别是当DO较低时,该途径所占比重更大[17,21].当DO较低时,亚硝酸盐氧化易受到抑制而积累,从而促进AOB的反硝化,增加N2O的释放量.在AOB反硝化过程中,亚硝酸盐先被还原为NO,然后NO进一步还原为N2O而释放.该污水处理厂DO浓度比较低,并且NO2--N浓度与NO释放量呈显著正相关,推测该污水处理厂N2O的产生主要是由于AOB的反硝化作用.

2.4 N2O和NO释放因子和转化率

6月7日的N2O释放因子(N2O-N(gas)/ NH4+-Ninfluent,即气态N2O释放量占进水NH4+-N的比例)为6.34％,小于6月24日的8.83％;而其NO释放因子(NO-N(gas)/NH4+-Ninfluent,即气态NO释放量占进水NH4+-N的比例)为0.033％,与6月24日的0.034％基本相等.NO释放因子要比N2O释放因子低2个数量级.

然而,当考虑气体释放量占好氧段中NH4+-N去除量的比例时,结果则截然不同.6月7日的NO释放因子(NO-N(gas)/ΔNH4+-N,即气态NO释放量占NH4+-N去除量的比例)为0.055％, N2O释放因子(N2O-N(gas)/ΔNH4+-N,即气态N2O释放量占NH4+-N去除量的比例)为10.71％,均高于6月24日的0.038％和9.84％.好氧过程中NH4+-N转化成N2O的比例(N2O-N(total)/ ΔNH4+-N),即气态N2O释放量和溶解态N2O积累量之和占NH4+-N去除量的比例)也是6月7日的14.06％大于6月24日的12.31％.推测是由于6月7日硝化效果较差,NO2−浓度在反应过程中持续上升并高于6月24日实验中NO2−浓度. 而NO2−浓度又是影响N2O和NO产生和释放的主要因素,使得6月7日N2O和NO转化率和释放因子都大于6月24日.

由于不同污水厂不同的脱氮处理工艺、不同的气体采样方法(连续监测和随机监测)、采样时间(昼夜和季节)等都会影响最终的释放因子计算,这导致目前报导的污水处理厂的NO和N2O释放因子差异较大.本实验计算得出的N2O释放因子相比于其他研究者测得的污水处理厂N2O释放量偏高[3].其原因可能为:(1)该污水处理厂好氧段DO浓度比较低(0.6mg/L左右),亚硝酸盐氧化细菌活性受到抑制,导致亚硝酸盐的积累从而促进氨氧化细菌的反硝化作用,促进N2O的产生;(2)本实验均是在夏季白天某一时段测得的N2O和NO释放量,该时段可能是N2O和NO释放较高的点,不能充分反应该污水处理厂N2O和NO平均释放量;(3)该污水处理厂好氧段亚硝酸盐氧化细菌的比例比较小,氨氧化成亚硝酸盐不能及时氧化为硝酸盐,导致亚硝酸盐的暂时积累,促进N2O的产生和释放.

3 结论

3.1 在夏季6月7日和6月24日两次采样中,N2O释放因子(N2O-N(gas)/ NH4+-Ninfluent)分别为6.34％和8.83％,NO释放因子(NO-N(gas)/ NH4+-Ninfluent)分别为0.033％和0.034％.

3.2 好氧池沿推流方向不同位置处N2O和NO释放量的直接影响因素是NO2--N浓度,NO2--N浓度越高,N2O和NO释放量也越高.

3.3 污水处理厂DO浓度过低会导致亚硝酸盐的暂时积累,并增加N2O和NO的释放量,因此DO调控对污水处理厂N2O的减排具有重要意义.

参考文献：

[1] Hao X, Liu R, Huang X. Evaluation of the potential for operating carbon neutral WWTPs in China [J]. Water Research, http://dx.doi.org/10.1016/j.watres.2015.05.050.

[2] IPCC—Intergovernmental Panel on Climate Change.Climate change 2007—the scientificbasis [R]. Contribution of Working Group I to the fourth assessment report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge, UK: Cambridge University Press, 2007.

[3] Kampschreur M J, Temmink H, Kleerebezem R, et al. Nitrous oxide emission during wastewater treatment [J]. Water Research, 2009,43(17):4093-4103.

[4] Kampschreur M J, Tan N C, Kleerebezem R, et al. Effect of dynamic process conditions on nitrogen oxides emission from a nitrifying culture [J]. Environmental Science & Technology, 2007,42(2):429-435.

[5] Ostrom N E, Sutka R, Ostrom P H, et al. Isotopologue data reveal bacterial denitrification as the primary source of N 2O during a high flux event following cultivation of a native temperate grassland [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2010,42(3):499-506.

[6] Peng L, Ni B, Erler D, et al. The effect of dissolved oxygen on N 2O production by ammonia-oxidizing bacteria in an enriched nitrifying sludge [J]. Water Research, 2014,66:12-21.

[7] Ahn J H, Kim S, Park H, et al. N2O emissions from activated sludge processes, 2008−2009: results of a national monitoring survey in the United States [J]. Environmental Science & Technology, 2010,44(12):4505-4511.

[8] Foley J, De Haas D, Yuan Z, et al. Nitrous oxide generation in full-scale biological nutrient removal wastewater treatment plants [J]. Water Research, 2010,44(3):831-844.

[9] Yan X, Li L, Liu J. Characteristics of greenhouse gas emission inthree full-scale wastewater treatment processes [J]. Journal of Environmental Sciences, 2014,26(2):256-263.

[10] Czepiel P, Crill P, Harriss R. Nitrous oxide emissions from municipal wastewater treatment [J]. Environmental Science & Technology, 1995,29(9):2352-2356.

[11] Law Y, Ye L, Pan Y, et al. Nitrous oxide emissions from wastewater treatment processes [J]. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences, 2012,367(1593):1265-1277.

[12] Jin L, Zhang G, Tian H. Current state of sewage treatment in China [J]. Water Research, 2014,66:85-98.

[13] Crutzen P J. The role of NO and NO2in the chemistry of the troposphere and stratosphere [J]. Annual Review of Earth and Planetary Sciences, 1979,7:443-472.

[14] 郭 刚,王亚宜,张兆祥,等.气相色谱法测定污水处理产生的氧化亚氮的分析方法研究 [J]. 分析测试学报, 2011,30(9):1050-1054.

[15] 国家环境保护总局,《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法 [M]. 北京:中国环境出版社, 2002:210-285.

[16] Wiesmann U. Biological nitrogen removal from wastewater [J]. Biotechnics/wastewater, 1994:113-154.

[17] Aboobakar A, Cartmell E, Stephenson T, et al. Nitrous oxide emissions and dissolved oxygen profiling in a full-scale nitrifying activated sludge treatment plant [J]. Water Research, 2013,47(2): 524-534.

[18] Duarte A G, Cordas C M, Moura J J, et al. Steady-state kinetics with nitric oxide reductase (NOR): New considerations on substrate inhibition profile and catalytic mechanism [J]. Biochimica et Biophysica Acta (BBA)-Bioenergetics, 2014, 1837(3):375-384.

[19] Law Y, Ni B, Lant P, et al. N2O production rate of an enriched ammonia-oxidising bacteria culture exponentially correlates to its ammonia oxidation rate [J]. Water Research, 2012,46(10):3409-3419.

[20] 刘秀红,彭 轶,马 涛,等.DO浓度对生活污水硝化过程中N2O产生量的影响 [J]. 环境科学, 2008,29(3):660-664.

[21] Tallec G, Garnier J, Billen G, et al. Nitrous oxide emissions from secondary activated sludge in nitrifying conditions of urban wastewater treatment plants: effect of oxygenation level [J]. Water Research, 2006,40(15):2972-2980.

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.

HAN Hai-cheng, ZHOU Dong, WANG Ya-yi*, CHEN Jie,

SONG Cheng-kang (State Key Laboratory of Pollution Control and Resources Reuse, College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China). China Environmental Science, 2016,36(2)：398～405

Abstract：In this study, online N2O and NO analyzer were used to monitor N2O and NO emissions in different zones of the aeration tank of a municipal wastewater treatment plant. Parameters such as ammonia, nitrite, nitrate, dissolved oxygen (DO) and pH were also measured to reveal their influence on N2O and NO emissions. The results showed that the DO concentration of the aeration tank was between 0.24mg/L and 1.12mg/L, and mostly at approximately 0.6mg/L. The low DO concentration led to the nitrite accumulation along the aeration tank. The N2O and NO emission rose along the aerobic tank and ultimately reached the maximum value at the end of the aeration tank. Besides, NO emission was significantly and positively correlated with the nitrite concentration, while the N2O emission was less significant. The N2O and NO emission factors of the wastewater treatment plant were 6.3～8.83％ and 0.033～0.034％ of influent ammonia.

Key words：nitrous oxide；nitric oxide；nitrification；spatial variations；nitrite concentration

作者简介：韩海成(1992-),男,河南开封人,同济大学硕士研究生,主要从事污水生物处理理论与应用研究.

基金项目：国家自然科学基金资助项目(51178325,51378370,51522809),中央高校基本科研业务费专项基金;上海市科技人才项目(12QH1402400) * 责任作者, 教授, yayi.wang@tongji.edu.cn;wyywater@126.com

收稿日期：2015-08-10

中图分类号：X703.1

文献标识码：A

文章编号：1000-6923(2016)02-0398-08