以化學(xué)抑制法研究污水生物處理過(guò)程中N2O的釋放源

李一冉,張 建,胡 振,謝慧君,張婷婷,趙聰聰 (山東大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,山東 濟(jì)南 250100)

以化學(xué)抑制法研究污水生物處理過(guò)程中N2O的釋放源

李一冉,張 建*,胡 振,謝慧君,張婷婷,趙聰聰 (山東大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,山東 濟(jì)南 250100)

采用化學(xué)抑制法,研究了不同曝氣量下污水生物處理過(guò)程中N2O的釋放源.結(jié)果表明,缺氧段中, N2O的主要釋放源為硝酸鹽異化成氨反應(yīng),而反硝化反應(yīng)消耗N2O.好氧段中N2O釋放源受曝氣量的影響很大,當(dāng)曝氣量適中時(shí)(65L/h), N2O釋放源主要為硝化細(xì)菌反硝化作用;而當(dāng)曝氣量偏高(105L/h)或偏低(25L/h)時(shí),同步硝化-反硝化反應(yīng)是主要的N2O釋放源.同時(shí)硝化細(xì)菌反硝化反應(yīng)也能夠產(chǎn)生少量N2O.關(guān)鍵詞：N2O；釋放源；化學(xué)抑制法；污水生物處理

N2O 是一種重要的溫室氣體[1],研究表明[2],污水生物處理釋放的N2O約占水循環(huán)過(guò)程中溫室氣體排放總量的 26%.明確污水處理過(guò)程中N2O的釋放源,對(duì)于減少N2O的釋放非常重要.

在污水生物處理系統(tǒng)中,N2O產(chǎn)生于氮循環(huán)微生物的代謝過(guò)程,即硝化和反硝化反應(yīng).硝化和反硝化反應(yīng)中N2O的釋放是一個(gè)復(fù)雜的生化過(guò)程[3],DO濃度、pH值和C/N等均可影響脫氮過(guò)程中 N2O的產(chǎn)生量[4-5].另外,相關(guān)檢測(cè)技術(shù)的精密性要求和研究方法尚不成熟,導(dǎo)致對(duì)于N2O釋放源的定量研究還很少[6].目前,研究硝化和反硝化過(guò)程的方法有15N標(biāo)記底物法[7]、N2通量法[8]和化學(xué)抑制法[9]等.15N標(biāo)記底物法需要加入外源的氮素,所需分析儀器昂貴,成本較高[10].N2通量法只適用于測(cè)定反硝化速率.化學(xué)抑制法是指通過(guò)單獨(dú)或組合添加化學(xué)抑制劑研究硝化反硝化過(guò)程的方法.由于其具有靈敏、快速、價(jià)格低等優(yōu)點(diǎn),已被廣泛應(yīng)用于土壤中硝化反硝化速率的測(cè)定[9].鑒于活性污泥體系微生物與土壤的代謝過(guò)程極為相似,本實(shí)驗(yàn)借鑒了土壤中測(cè)定N2O釋放源的常用方法—化學(xué)抑制劑法,以缺氧/好氧SBR反應(yīng)器為研究對(duì)象,研究了不同曝氣量對(duì)污水生物脫氮過(guò)程中N2O釋放源的影響.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)采用模擬人工廢水,其組分為 C6H12O6195mg/L, CH3COONa·3H2O 195mg/L, NH4Cl 230mg/L, NaHCO3200mg/L, KH2PO411mg/L, K2HPO4·3H2O 18mg/L, MgSO4·7H2O 10mg/L, FeSO4·7H2O 10mg/L, CaCl2·2H2O 10mg/L, 微量元素 1mL/L.微量元素:H3BO30.15g/L, CuSO4· 5H2O 0.03g/L,KI 0.18g/L, MnCl2·4H2O 0.12g/L,Na2MoO4·2H2O 0.06g/L, ZnSO4·7H2O 0.12g/L, CoCl2·6H2O 0.15g/L和EDTA 10g/L[11]. COD濃度約為300mg/L,氨氮濃度約為60mg/L,進(jìn)水pH值為7～8.

接種污泥取自濟(jì)南水質(zhì)凈化二廠氧化溝曝氣段.

1.2 裝置與運(yùn)行

1.2.1 母反應(yīng)器 試驗(yàn)采用 3個(gè)平行運(yùn)行的實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的SBR反應(yīng)器作為母反應(yīng)器進(jìn)行污泥馴化培養(yǎng).母反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,圓柱形,有效容積為 24L,整體密閉,其示意圖詳見(jiàn)文獻(xiàn)[11]發(fā)表的文獻(xiàn).反應(yīng)器采用自動(dòng)控制裝置,依靠蠕動(dòng)泵從反應(yīng)器底部進(jìn)水,每周期進(jìn)水 12L,并通過(guò)電磁閥控制出水.裝置底部以黏砂塊作為微孔曝氣頭,采用空氣泵鼓風(fēng)曝氣,由轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制曝氣量.反應(yīng)器內(nèi)設(shè)有攪拌器,以維持活性污泥處于懸浮狀態(tài).曝氣量控制為25L/h(1#反應(yīng)器)、65L/h(2#反應(yīng)器)和 105L/h(3#反應(yīng)器),運(yùn)行周期 8h:進(jìn)水10min,缺氧段 2h,好氧反應(yīng) 4h,沉淀 40min,出水10min,閑置 1h.溫度控制為(23±2)℃,采用定期排泥控制污泥濃度在3000mg/L左右,污泥齡在20d左右.

1.2.2 化學(xué)抑制批試驗(yàn)反應(yīng)器 化學(xué)抑制批試驗(yàn)反應(yīng)器如圖1所示.

圖1 批試驗(yàn)裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the batch experiments

化學(xué)抑制批試驗(yàn)反應(yīng)器有效容積為 1.5L.批試驗(yàn)反應(yīng)進(jìn)行時(shí),使用恒溫磁力攪拌器維持污泥懸浮,控制溫度在(23±2)℃.試驗(yàn)過(guò)程中實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)反應(yīng)器內(nèi)DO濃度和pH值.

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1 缺氧段化學(xué)抑制試驗(yàn) 厭氧段化學(xué)抑制試驗(yàn)分為 3部分,具體試驗(yàn)方案為:(A)加入丙烯基硫脲(ATU);(B)加入ATU+C2H2;(C)加入ATU+ NaClO3+C2H2.抑制劑最終濃度 ATU,10mg/L[15]; NaClO3,0.1g/L[12]; C2H2,10%(V/V)[13].

取母反應(yīng)器好氧段末期污泥 1.5L,靜置40min后排出750mL上清液.將污泥倒入批試驗(yàn)反應(yīng)器中,加入抑制劑和 750mL模擬廢水,立即進(jìn)行缺氧段批試驗(yàn).試驗(yàn)時(shí)間為 2h,試驗(yàn)過(guò)程中持續(xù)通入氮?dú)?使DO維持在0 mg/L.

(A)中產(chǎn)生的 N2O為反硝化反應(yīng)與硝酸鹽異化成氨反應(yīng)中 N2O釋放量的總和.(B)中產(chǎn)生的N2O為反硝化反應(yīng)中產(chǎn)生的(N2O+N2)與硝酸鹽異化成氨反應(yīng)中N2O釋放量總和.(C)中產(chǎn)生的N2O為反硝化反應(yīng)中(N2O+N2)的釋放量.因此,硝酸鹽異化反應(yīng)中釋放的N2O可以由(B-C)計(jì)算,反硝化反應(yīng)中釋放的N2O由A-(B-C)計(jì)算.

1.3.2 好氧段化學(xué)抑制試驗(yàn) 好氧段化學(xué)抑制試驗(yàn)同樣分為3部分, 具體試驗(yàn)方案為:(A)不添加任何抑制劑; (B)加入NaClO3; (C)加入ATU+ NaClO3.抑制劑最終濃度ATU,10mg/L[15]; NaClO3,1g/L[12].

在厭氧段結(jié)束時(shí),取母反應(yīng)器缺氧段末期混合液 1.5L于批試驗(yàn)反應(yīng)器中,加入抑制劑,立即封閉裝置,開(kāi)始進(jìn)行好氧段批試驗(yàn).試驗(yàn)時(shí)間為4h.試驗(yàn)過(guò)程中持續(xù)通入300mL/min的混合氣體(氮?dú)?空氣).調(diào)節(jié)空氣流量,使得批試驗(yàn)DO變化情況與母反應(yīng)器中相似.

(A)中產(chǎn)生的 N2O為同步硝化-反硝化反應(yīng)與硝化細(xì)菌反硝化反應(yīng)中 N2O釋放量總和.(B)中產(chǎn)生的N2O為硝化細(xì)菌反硝化反應(yīng)中N2O的釋放量.(C)為空白對(duì)照.因此,硝化細(xì)菌反硝化釋放的N2O可以由(B-C)計(jì)算,同步硝化-反硝化反應(yīng)中釋放的N2O由A-(B-C)計(jì)算.

1.4 分析項(xiàng)目及測(cè)定方法

1.4.1 水樣分析 COD、氨氮、亞硝氮、硝氮、總氮、MLSS的測(cè)定方法[16]:COD,重鉻酸鉀法;氨氮,納氏試劑分光光度法;亞硝氮,N-1-萘基-乙二胺分光光度法;硝氮,紫外分光光度法;總氮,堿性過(guò)硫酸鉀紫外分光光度法;MLSS,重量法;DO使用溶解氧儀(HQ30d53LDO?,美國(guó)哈希公司)進(jìn)行測(cè)定;pH值使用 PHS-3C酸度計(jì)(上海洛奇特電子設(shè)備有限公司)測(cè)定.

1.4.2 N2O分析 N2O濃度采用GC-ECD (SP-3410)(北京分析儀器廠)進(jìn)行測(cè)定,所采用的色譜柱為 Poropak Q柱,色譜條件為:進(jìn)樣口溫度為50°C,柱溫為50°C,檢測(cè)器溫度為390°C[17].

由公式(1)計(jì)算N2O釋放率:

式中: ωN2O為N2O釋放率;Q為缺氧段氮?dú)獾牧髁炕蚝醚醵蔚钠貧饬?L/h;cN2O為氣樣中N2O的濃度(可由GC-ECD測(cè)得);MN2O為N2O的分子量(44.02g/mol); P為大氣壓(1.01×103Pa);R為氣體常數(shù), 0.083×105(L?Pa)/(K?mol);T為溫度,K; VL為反應(yīng)器容積,L;MLSS為周期內(nèi)混合液中的懸浮固體重量,g/L.

由公式(2)計(jì)算N2O的釋放量:

式中:mN2O為 N2O 釋放量;n為樣品編號(hào); ωN2O,n是第n個(gè)樣品時(shí)N2O的釋放速率;Δt是采樣的間隔時(shí)間,10min;VL為反應(yīng)器容積,L;MLSS為周期內(nèi)混合液中的懸浮固體重量, g/L.

2 結(jié)果與討論

缺氧條件下,N2O的主要生成途徑如圖2所示.氯酸鹽對(duì)硝酸鹽異化成氨反應(yīng)具有抑制作用

[12].乙炔可抑制氧化亞氮還原酶,從而使氮素全部作為N2O釋放,便于測(cè)定氮素的釋放量[13-14].為確保試驗(yàn)進(jìn)行中無(wú)硝化反應(yīng),試驗(yàn)選用對(duì)硝化反應(yīng)具有強(qiáng)烈抑制作用的丙烯基硫脲(ATU)為抑制劑[15].故缺氧段試驗(yàn)選用ATU、氯酸鹽和C2H2作為抑制劑.好氧條件下,N2O的主要生成途徑如圖3所示.

ATU[15]是 AMO的特異性抑制劑,可以抑制硝化反應(yīng)的第一步的進(jìn)行.NaClO3抑制亞硝酸鹽氧化還原酶[12],阻止 NO3-生成,從而抑制了反硝化反應(yīng)的進(jìn)行.故試驗(yàn)選用ATU和NaClO3作為好氧段試驗(yàn)抑制劑.

圖2 缺氧段N2O生成途徑以及化學(xué)抑制劑的投加策略Fig.2 Schematic diagram of N2O production mechanism and inhibitors addition strategy during the anoxic phase

圖3 好氧段N2O生成途徑以及化學(xué)抑制劑的抑制步驟Fig.3 Schematic diagram of N2O production mechanism and inhibitors addition strategy during the aerobic phase

2.1 曝氣量對(duì)N2O釋放量及脫氮效果的影響

圖4為不同曝氣量下N2O的釋放量、N2O轉(zhuǎn)化率以及TN去除率的變化情況.由圖4可以看出,N2O釋放總量隨曝氣量的升高明顯減小.N2O主要產(chǎn)生于好氧段,缺氧段N2O釋放量較小.1#反應(yīng)器(25L/h)中N2O釋放量高達(dá)9.3mg,占TN去除量的 1.72%,約為 3#反應(yīng)器(105L/h)中N2O釋放量的1.9倍.同時(shí),提高曝氣量可以降低N2O轉(zhuǎn)化率,當(dāng)曝氣量由25L/h(1#反應(yīng)器)升高至65L/h(2#反應(yīng)器)后,N2O 轉(zhuǎn)化率由 1.72%降至0.99%.

由圖 4可見(jiàn),TN的去除率在中等曝氣量(65L/h)下最高,這是由于低曝氣量(25L/h)下硝化反應(yīng)進(jìn)行不完全,導(dǎo)致TN去除率降低;而在高曝氣量下(105L/h),上周期的剩余廢水中的DO對(duì)于反硝化作用具有部分抑制作用,從而導(dǎo)致了 TN去除率的降低[11].

圖4 不同曝氣量下反應(yīng)器中N2O的釋放量、N2O轉(zhuǎn)化率以及TN去除率Fig.4 Effect of aeration rate on N2O emission, N2O conversion rate and TN removal rate

2.2 曝氣量對(duì)N2O釋放源的影響

2.2.1 缺氧段N2O釋放源的確定 試驗(yàn)采用了硝化反應(yīng)抑制劑ATU,以保證缺氧段中無(wú)硝化反應(yīng)的發(fā)生.由表1可以看出,通入C2H2后,NH4+-N和NO2

--N的生成速率有所升高,該現(xiàn)象是由于C2H2對(duì)厭氧氨氧化具有強(qiáng)烈的抑制作用且反應(yīng)中存在硝酸鹽異化成氨作用所造成的[18].

圖5為厭氧段中N2O的釋放來(lái)源情況.厭氧段中,N2O的釋放源為硝酸鹽異化成氨作用,而反硝化作用在厭氧段中起到了消耗N2O的作用.通常,反硝化過(guò)程被認(rèn)為是 N2O形成的主要機(jī)制.而本試驗(yàn)中反硝化反應(yīng)并未生成 N2O,這是由于試驗(yàn)采用前置反硝化工藝,原水提供的充足碳源和上周期剩余廢水中的硝態(tài)氮保證了缺氧段反硝化反應(yīng)的碳氮比的需求,為缺氧段反硝化反應(yīng)的進(jìn)行提供了適宜的環(huán)境,生成的中間產(chǎn)物N2O可以迅速被還原為N2,使得N2O基本無(wú)釋放.Smith等[19]研究發(fā)現(xiàn),硝酸鹽異化成氨作用中,有5%～10%甚至高達(dá)34%的氮素會(huì)作為N2O流失.Bonin等[20]研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)廢水中硝氮受限時(shí),有利于硝酸鹽異化成氨作用的發(fā)生.在缺氧/好氧SBR反應(yīng)器中,高曝氣量可以導(dǎo)致缺氧段硝氮含量升高,因此硝酸鹽異化成氨反應(yīng)中N2O的釋放量隨好氧段曝氣量的升高而逐漸減小(圖5).

表1 厭氧段批試驗(yàn)NH4+-N,NO3--N和NO2--N轉(zhuǎn)化速率[mg/(g·h)]Table 1 NH4+-N,NO3--N and NO2--N conversion rate of the anoxic batch experiment[mg/(g·h)]

圖5 厭氧段N2O的釋放源Fig.5 Source of the emitted N2O during the anoxic phase

2.2.2 好氧段N2O釋放源的確定 由表2可以看出,好氧段中,氨氮消耗速率大于硝氮和亞硝氮生成速率的總和,這證明好氧段中一部分氮素是由反硝化反應(yīng)去除的.加入抑制劑后,氨氮消耗速率降低.當(dāng)加入氯酸鈉后,硝氮生成速率為0,證明硝化反應(yīng)的第二步被完全抑制,氨氮生成的NO2-由硝化細(xì)菌反硝化去除.

由圖6可知,1#和3#反應(yīng)器中主要的N2O釋放源為同步硝化-反硝化反應(yīng);而 2#反應(yīng)器中,硝化細(xì)菌反硝化為N2O的釋放源.1#反應(yīng)器中,好氧段中的DO濃度維持在0.3mg/L左右.較低的DO可以維持反硝化反應(yīng)的進(jìn)行,但由于N2O還原酶對(duì)氧極為敏感,DO的存在抑制了N2O還原生成N2,導(dǎo)致N2O作為反硝化終產(chǎn)物釋放.DO濃度過(guò)高,同步硝化-反硝化中反硝化反應(yīng)將受到抑制

[21],3#反應(yīng)器的 DO濃度為 2mg/L,液相中的DO向污泥絮體擴(kuò)散強(qiáng)度增加,從而使在絮體內(nèi)部存在的厭氧區(qū)域變小,N2O在絮體中的好氧區(qū)/厭氧區(qū)交界處產(chǎn)生.2#反應(yīng)器中的N2O釋放源為硝化細(xì)菌反硝化,而同步硝化-反硝化反應(yīng)起到了消耗N2O的作用,這與1#和3#反應(yīng)器存在顯著的差異.這可能是由于在長(zhǎng)期的DO脅迫下,2#反應(yīng)器中富集形成了與1#、3#反應(yīng)器不同微生物種群.硝化反應(yīng)包括亞硝化和硝化兩步,分別由氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌完成.在低DO下,氨氧化菌比亞硝酸鹽氧化菌具有更強(qiáng)的競(jìng)爭(zhēng)性.當(dāng)DO＜1.0mg/L的情況下,氨氧化菌的生長(zhǎng)速率是亞硝酸鹽氧化菌的2.6倍[22-23].

表2 好氧段批試驗(yàn)NH4+-N,NO3--N和NO2--N轉(zhuǎn)化速率[mg/(g·h)]Table 2 NH4+-N,NO3--N and NO2--N conversion rate of the aerobic batch experiment[mg/(g·h)]

圖6 好氧段N2O的釋放源Fig.6 Source of the emitted N2O during the aerobic phase

高大文等[24]在研究不同DO下MBR內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)時(shí)發(fā)現(xiàn),在DO為0.2mg/L時(shí),硝酸鹽細(xì)菌屬的條帶明顯減弱.2#反應(yīng)器好氧段的 DO維持在 0.6～0.7mg/L,在 3個(gè)月的馴化后,亞硝酸菌被淘汰,這個(gè)現(xiàn)象已被 Ma等[25]的研究結(jié)果證明.當(dāng)環(huán)境中的氧耗盡時(shí),氨氧化菌將利用亞硝酸鹽進(jìn)行硝化細(xì)菌反硝化反應(yīng),并產(chǎn)生N2O[26].

3 結(jié)論

3.1 采用化學(xué)抑制法研究了曝氣量對(duì)N2O釋放來(lái)源的影響,發(fā)現(xiàn)在缺氧段,N2O主要釋放源為硝酸鹽異化成氨反應(yīng),而反硝化是 N2O的匯,消耗N2O;在好氧段,當(dāng)曝氣量偏高(105L/h)或偏低(25L/h)時(shí),同步硝化-反硝化和硝化細(xì)菌反硝化都能夠產(chǎn)生 N2O,但同步硝化-反硝化是主要的N2O釋放源,而當(dāng)曝氣量適中(65L/h)時(shí),N2O釋放源為硝化細(xì)菌反硝化.

3.2 曝氣量對(duì)于污水處理過(guò)程中N2O的釋放具有重要影響,提高曝氣量可以減少N2O釋放.試驗(yàn)結(jié)果表明缺氧-好氧生物反應(yīng)器中N2O的釋放主要源自好氧階段.

[1] Core Writing Team, Pachauri R K, Reisinger A. Climate Change 2007: The Scientific basis [P]. Geneva, Switzerland: IPCC, 2008:21-56.

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

[3] 鄭 平,徐向陽(yáng),胡寶蘭.新型生物脫氮理論與技術(shù) [M]. 北京:科學(xué)出版社, 2004,15-75.

[4] Hanaki K, Hong Z, Matsuo T. Production of nitrous oxide gas during denitrification of wastewater [J]. Water Science and Technology, 1992,26(5/6):1027-1036.

[5] Schulthess R V, Kühni M, Gujer W.Release of nitric and nitrous oxides form denitrifying activated sludge[J]. Waster Research, 1995, 29(1): 215-226.

[6] 黃樹(shù)輝,呂 軍.區(qū)分土壤中硝化與反硝化對(duì)N2O產(chǎn)生貢獻(xiàn)的方法 [J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2005,21:48-51.

[7] Itokawa H, Hanaki K, Matsuo T. Nitrous oxide production in high-loading biological nitrogen removal process under low COD/N ratio condition [J]. Water Research, 2001,35(3):657-664. [8] Lamontagne M G, Valiela I. Denitrification measured by a direct N2flux method in sediments of Waquoit Bay [J]. Biogeochemistry, 1995,31(2):63-83.

[9] Ronald A K, Wietse de B, Hendrikus J Laanbroek. Short exposure to acetylene to distinguish between nitrifier and denitrifier nitroud oxide production in soil and sediment samples [J]. FEMS Microbiology Ecology, 1996,20:111-120.

[10] 王巧稚,曹文志,黃一山,等.沉積物及水界面硝化與反硝化作用研究 [J]. 環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展, 2008,(4):58-60.

[11] Hu Z, Zhang J, Li S, et al. Effect of aeration rate on the emission of N2O in anoxic–aerobic sequencing batch reactors (A/O SBRs) [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2010,109(5): 487-491.

[12] Rusmana I, Nedwell D B. Use of chlorate as a selective inhibitor to distinguish membrane-bound nitrate reductase (Nar) and periplasmic nitrate reductase (Nap) of dissimilative nitrate reducing bacteria in sediment [J]. FEMS Microbiology Ecology, 2004,48(3):379-386.

[13] Bonin P, Tamburini C, Michotey V. Determination of the bacterial processes which are sources of nitrous oxide production in marine samples [J]. Water Research, 2002,36(3):722-732.

[14] Lone F, Bo G, Peter W. Aerobic denitrifiers isolated from an alternating activated sludge system [J]. FEMS Microbiology Ecology, 1997,24(4):363-370.

[15] Haider S, Svardal K, Vanrolleghem P A, et al. The effect of low sludge age on wastewater fractionation (SS, SI)[J]. Water Science and Technology, 2003,47(11):203-209.

[16] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法 [M]. 4版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

[17] Wu J, Zhang J, Jia W, et al. Impact of COD/N ratio on nitrous oxide emission from microcosm wetlands and their performance in removing nitrogen from wastewater [J]. Bioresource Technology, 2009, 100(12):2910-2917.

[18] Jetten M S, Strous M, Pas-Schoonen K T, et al. The anaerobic oxidation of ammonium [J]. FEMS Microbiology Reviews, 1998,22(5):421-437.

[19] Smith M S, Zimmerman K. Nitrous oxide production by non denitrifying soil nitrate reducers [J]. Soil Science Society of America Journal, 1981,45:865-871.

[20] Bonin P. Anaerobic nitrate reduction to ammonium in two strains isolated from coastal marine sediment: A dissimilatory pathway [J]. FEMS Microbiology Ecology, 1996,19(1),27-38.

[21] 劉艷臣,施漢昌,王志強(qiáng),等. Carrousel氧化溝內(nèi)DO變化規(guī)律及其優(yōu)化控制條件 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2008,28(9):843-846.

[22] Egli K, Bosshard F, Werlen C, et al. Microbial composition and structure of a rotating biological contactor biofilm treating ammonium-rich wastewater without organic carbon [J]. Microbial Ecology, 2003,45(4):419-432.

[23] Bernet N, Dangcong P, Delgenès J P, et al. Nitrification at low oxygen concentration in biofilm reactor [J]. Journal of Environmental Engineering, 2001,127(3):266- 271.

[24] 高大文,李昕芯,安瑞等.不同DO下MBR內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)與運(yùn)行效果關(guān)系 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2010,30(2):209-215.

[25] Ma Y, Peng Y, Wang S, et al. Achieving nitrogen removal via nitrite in a pilot-scale continuous pre-denitrification plant [J]. Water Research, 2009,43(3):563-572.

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

A study on the source of the emitted N2O during the biological wastewater treatment by the use of inhibitors.

LI Yi-ran, ZHANG Jian*, HU Zhen, XIE Hui-jun, ZHANG Ting-ting, ZHAO Cong-cong (School of Environmental Science and Engineering, Shandong University, Jinan 250100, China). China Environmental Science, 2011,31(9)：1438～1443

Inhibitors were used to investigate the sources of the N2O emission from anoxic-aerobic biological wastewater treatment process. Results showed that during the anoxic phase, nitrate ammonification was the major source of N2O while denitrification turned out to be the sink of N2O. During the aerobic phase, nitrifier denitrification was the major source of N2O emission at medium aeration rate (65L/h), while both coupled nitrification-denitrification and nitrifier denitrification were responsible for N2O emission at lower or higher aeration rates, with the former performed as the major source.

nitrous oxide；emission source；chemical inhibition method；biological wastewater treatment

X703.1

A

1000-6923(2011)09-1438-06

2010-11-27

山東大學(xué)自主創(chuàng)新基金杰出青年培育項(xiàng)目(2009JQ009)

* 責(zé)任作者, 教授, zhangjian00@sdu.edu.cn

李一冉(1987-),女,山東青島人,山東大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院碩士研究生,主要從事廢水的生物脫氮研究工作.發(fā)表論文 4篇.