韓海成,周 東,王亞宜,陳 杰,宋成康 (同濟大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,上海 200092)

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城市污水A2/O處理系統(tǒng)好氧池N2O和NO的釋放特征及影響因素

韓海成,周 東,王亞宜*,陳 杰,宋成康 (同濟大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,上海 200092)

摘要：以某污水處理廠好氧曝氣池為研究對象,利用N2O和NO在線檢測儀,監(jiān)測好氧池不同空間位置處N2O和NO的釋放量,考察了氮素濃度、溶解氧及pH值對N2O和NO釋放量的影響.該污水處理廠好氧池DO濃度在0.24～1.12mg/L之間,且大多處于0.6mg/L左右,較低的DO導(dǎo)致NO2--N濃度沿水流推流方向不斷積累;相應(yīng)的,N2O和NO釋放量沿水流推流方向不斷升高,并于好氧池末段達到最高值.NO釋放NO2--N量與濃度顯著正相關(guān),N2O釋放量與NO2--N濃度也有一定的相關(guān)性,但沒有NO顯著.基于空間檢測數(shù)據(jù)估算獲得該污水處理廠N2O釋放量占進水NH4+-N比例為6.34％～8.83％,NO釋放量占進水NH4+-N比例為0.033％～0.034％.

關(guān)鍵詞：N2O；NO；好氧硝化；空間變化；NO2--N濃度

“污水處理概念廠”提出了未來污水處理廠的發(fā)展方向,即在實現(xiàn)能源和物質(zhì)的回收、降低污水處理廠能耗的同時,要減少溫室氣體的排放量[1].氧化亞氮(N2O)是一種重要的溫室氣體,其溫室氣體效應(yīng)約為CO2的300倍,排放量僅次于CO2和CH4,而污水處理廠是N2O重要的人為排放源之一[2].已有研究表明,在大規(guī)模城鎮(zhèn)污水處理廠的脫氮過程中可能有0～14.6％的氮轉(zhuǎn)化為N2O釋放[3].

目前,對污水處理過程中N2O釋放的研究主要集中在實驗室規(guī)模,研究N2O釋放的機理及其影響因素[4-6].對實際水廠的研究比較少,并且已有研究[7-10]主要關(guān)注于不同污水處理構(gòu)筑物N2O釋放量及其季節(jié)性變化.實際污水處理廠生物脫氮過程中釋放的N2O受污水處理工藝、污水水質(zhì)、工藝運行條件(如DO、pH值和曝氣量等)、環(huán)境因素(氣溫和水溫等)的影響,存在較大差異,導(dǎo)致不同研究者得出的N2O釋放量差別很大[3,11].Foley等[8]調(diào)查了澳大利亞7個污水處理廠N2O釋放情況,N2O釋放因子為0.6％～25％,不同的污水處理工藝和采樣時間對測定結(jié)果有很大影響.所以,僅根據(jù)已有的少數(shù)測量數(shù)據(jù)來衡量N2O的釋放量是不準(zhǔn)確的[7],研究實際水廠運行過程中N2O產(chǎn)生和釋放的機理并采取措施減少N2O的釋放成為目前研究的重點.

截止2013年,我國累計建成污水處理廠3340座,污水處理能力1.42×108m3/d.其中A2/O工藝是我國最常用的工藝之一,占污水處理廠總量的25.45％,處理能力占總處理能力的33.2％[12].然而,至今對于我國A2/O工藝N2O的釋放特點,引發(fā)N2O產(chǎn)生和釋放的主要因素還不明確,這為制定N2O的減排措施帶來困難.同時,污水處理廠脫氮過程中N2O釋放會伴隨著NO的釋放,在氨氧化細(xì)菌和異養(yǎng)反硝化菌的反硝化作用產(chǎn)生N2O的過程中,NO為N2O產(chǎn)生的前體物質(zhì),對環(huán)境也具有負(fù)面影響[11,13],對NO釋放量的監(jiān)測可以更全面的分析N2O釋放誘因.

本研究以上海市某污水處理廠A2/O系統(tǒng)的好氧曝氣池為對象,通過在線監(jiān)測N2O和NO沿水流推流方向的釋放量,分析各采樣點水質(zhì)參數(shù)(NH4+-N,NO2--N,NO3--N,DO和pH值等),揭示N2O和NO的釋放特性及其關(guān)鍵影響因素,獲得該污水廠N2O和NO的釋放因子(釋放量占進水NH4+-N的百分比),為我國實際水廠N2O和NO氣體的減排提供理論依據(jù).

1 材料和方法

1.1 N2O和NO監(jiān)測點布設(shè)

N2O和NO監(jiān)測點為上海市某污水處理廠A2/O生物反應(yīng)池的好氧段.該污水處理廠服務(wù)面積約650hm2,服務(wù)人口20萬左右,處理水主要來源是居民生活污水,設(shè)計處理能力為60000m3/d.生物反應(yīng)池共3組,每組四條廊道,總進水流量約2500m3/h,進水NH4+-N=10～30mg/L,進水CODCr=100～300mg/L,出水NH4+-N=2～10mg/L,出水CODCr<25mg/L,HRT=7.7～10.3h,好氧池曝氣量為7000～9000m3/h,污泥濃度約為3000mg/L,污泥負(fù)荷約0.20kgBOD5/(kg MLSS?d).生物反應(yīng)池采用推流式,每組寬6m,深6m,長180m,其中厭氧段長30m,缺氧段30m,好氧段120m.

圖1　污水處理廠好氧段采樣點布置示意Fig.1 The sampling plot in aeration zone of the WWTP

如圖1所示,在好氧段沿水流方向每隔9～15m設(shè)采樣點,共計10個點.各點的取樣測量時間按照水力停留時間確定,力求測量同一股水流,以減小水質(zhì)波動對測量結(jié)果的影響.

1.2 采樣及分析方法

1.2.1 氣態(tài)N2O和NO的在線監(jiān)測 在每個測量點布置兩個集氣罩,收集的氣體經(jīng)干燥管干燥后分別進入N2O在線分析儀(ABB AO2020Uras26)和NO在線分析儀(2B Technologies ML410),以測量2種氣體的釋放濃度.兩臺在線分析儀在整個測量過程中連續(xù)運行,在每個點測量至少5min以獲取穩(wěn)定測量結(jié)果,最終每個點的測量結(jié)果取該點對應(yīng)測量時刻前后1min內(nèi)的平均值.

1.2.2 溶解態(tài)N2O的檢測 溶解態(tài)N2O采用頂空進樣方式測定[10].對于每個在線測量點,在該點對應(yīng)的測量時刻用5mL移液槍取5mL污泥混合液移至頂空進樣瓶中,立刻密封,避免水樣與空氣的接觸.在25℃環(huán)境下靜置24h,用配備電子捕獲檢測器(ECD)的氣相色譜儀Agilent 7820采用直接進樣的方法測定頂空進樣瓶氣相中的N2O濃度.然后根據(jù)亨利定律計算出液體中N2O的含量.氣相色譜儀進樣口溫度為105℃,柱溫為100℃,ECD檢測器溫度為280℃,載氣為含Ar 95％和CH45％的混合氣體.

1.2.3 其他指標(biāo)的檢測 各采樣點的pH值、DO、水溫通過在線pH、DO測定儀(WTW Multi350i,德國)與N2O和NO同時測定.在各采樣點取污泥混合液經(jīng)3min靜置沉淀后收集上清液30mL,經(jīng)0.45μm微孔濾膜過濾后置于水樣管中,帶回實驗室當(dāng)天檢測水樣的COD、NH4+-N、NO2--N和NO3--N等指標(biāo).其中COD采用快速密閉催化消解法(Hach DRB200型消解儀,Hach DR1010型測定儀),NH4+-N、NO2--N和NO3--N通過納氏試劑光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法和紫外分光光度法測定[11].現(xiàn)場測量結(jié)束后,取好氧末污泥測其SV值,并帶回實驗室用標(biāo)準(zhǔn)方法測其MLVSS及MLSS值.

1.3 N2O和NO釋放量及釋放因子的計算

通過N2O和NO在線分析儀測出來的值為N2O和NO的體積分?jǐn)?shù),其釋放濃度,釋放量及釋放因子按下式計算:

式中:ci為第i個采樣點處N2O和NO釋放濃度,單位分別為mg/L和μg/L;ω為N2O或者NO的體積分?jǐn)?shù),×10-6,×10-9;P為采樣時的大氣壓強,Pa;T為采樣時氣溫,K;R為比例系數(shù),8.314J/(mol·K);M 為N2O或者NO的摩爾質(zhì)量,以氮計,g/moL; Qemission為N2O或者NO釋放量;為N2O和NO的平均釋放濃度,mg/L,μg/L;Qgas為好氧池氣體溢出流量m3/h;Li為第i個采樣點距第i+1個采樣點的距離,m;ωemission為N2O或NO釋放因子(即釋放量占進水NH4+-N的比例);ωtransfer為NH4+-N轉(zhuǎn)化為N2O的百分比.c(N2O,in),c(N2O,out)為出水、進水溶液中N2O濃度;cin,cout為進水、出水中NH4+-N濃度,mg/L;Qin為進水流量,m3/h;以上關(guān)于N2O和NO濃度均以氮計.

2 結(jié)果與討論

2.1 A2/O好氧段的氮素轉(zhuǎn)化

實驗在2014年6月展開,預(yù)實驗對厭氧段和缺氧段N2O和NO釋放量進行了測量,其釋放濃度很低,所以后續(xù)主要圍繞好氧段開展檢測研究,好氧池運行參數(shù)如表1所示.

如圖2a和2b所示,NH4+-N濃度在兩個采樣日均沿程下降,相應(yīng)的NO3--N濃度上升;但6 月24日NH4+-N下降速率較6月7日高,硝化效果較好,NH4+-N去除率為89.8％,而6月7日僅為59.2％.影響硝化速率的主要因素有:水溫、pH值、DO、污泥濃度、COD等.對比表1中兩個采樣日各項數(shù)據(jù),能造成前一個采樣日硝化效果低于后二個采樣日的因素只可能為污泥SVI值和進水COD濃度.在6月7日,好氧池污泥的SVI為104mL/g,進水COD為130mg/L;6月24日的SVI值為127mL/g,進水COD濃度為99mg/L.在前一個采樣日,由于COD濃度較高,造成溶液中DO濃度很低(0.6mg/L以下),異養(yǎng)細(xì)菌與硝化細(xì)菌競爭電子受體O2,使氨氧化速率較低,硝化效果較差.后一個采樣日雖然DO濃度也很低,但由于SVI值比較高,污泥比表面積比較大,減小了傳質(zhì)阻力,污泥可承受較低的DO,所以硝化效果較好.另一方面,前一個采樣日好氧池前段NH4+-N轉(zhuǎn)化速率很慢,后段NH4+-N轉(zhuǎn)化速率比較快,也是因為前段COD較高,異養(yǎng)菌競爭溶解氧占有優(yōu)勢,而在后段COD較低,異養(yǎng)菌活性下降消耗溶解氧減少,硝化細(xì)菌活性上升,硝化速率因此上升.

由圖2a和2b可以看出,兩個采樣日都出現(xiàn)了亞硝酸鹽的積累.在6月7日,NO2--N濃度沿程逐漸升高,在好氧末達到最大值;而在6月24 日,NO2--N濃度沿程先增加后降低,在71m處達到最大值,之后逐漸下降.好氧池觀測到的亞硝酸鹽積累現(xiàn)象,推測是由于DO濃度較低引起的.由圖2c和2d可以看出兩個采樣日DO濃度都在0.6mg/L左右,而污水處理廠好氧池DO濃度一般為0.5～2mg/L才能保證較好的COD和NH4+-N轉(zhuǎn)化率.研究表明,氨氧化細(xì)菌的DO半飽和常數(shù)一般為0.2～0.4mg/L,亞硝酸鹽氧化菌為1.2～1.5mg/L[12].因氨氧化細(xì)菌比亞硝酸鹽氧化細(xì)菌對氧的親和力更強,所以在低DO條件下,亞硝酸鹽氧化菌活性受到抑制,有利于亞硝酸鹽的積累.

表1　兩次采樣日A2/O好氧池各項檢測指標(biāo)及運行參數(shù)Table 1 The operation parameters and performance of the A2/O aeration tank

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

2.2 好氧段N2O和NO產(chǎn)生和釋放規(guī)律

如圖3a所示,在6月7日,隨著反應(yīng)的進行,N2O、NO釋放量和溶解態(tài)N2O濃度均沿池長方向不斷上升.其中N2O釋放濃度由好氧初(離好氧段初1m處)的0.6×10-6增加到好氧末(116m 處)的520.6×10-6;NO釋放濃度由好氧初的486×10-9增加到好氧末的4241×10-9;溶解態(tài)N2O濃度則從好氧初的0.09mg/L上升到好氧末的0.35mg/L.

然而在6月24日,如圖3b所示,N2O、NO釋放量和溶解態(tài)N2O濃度沿池長方向均出現(xiàn)先增加后降低的趨勢,出現(xiàn)一峰值,且N2O釋放量和溶解態(tài)N2O峰值出現(xiàn)的位置較NO有一滯后.NO釋放濃度由好氧初的381×10-9上升到71m處的2809×10-9,隨后逐漸下降到好氧末的1598× 10-9;N2O釋放量和溶解態(tài)的N2O濃度則分別從好氧初的1.5×10-6和0.083mg/L上升到102m處的547×10-6和0.349mg/L,之后下降到好氧末106m的494×10-6和0.330mg/L.

圖3　好氧段沿程N2O和NO產(chǎn)生釋放情況Fig.3 The variations of N2O and NO emission in different zones of the aeration tank

該實驗結(jié)果與Aboobakar等[13]的實驗結(jié)果不同(A/O工藝),在他們的研究中,N2O釋放濃度在好氧初最大,然后沿著水流推流方向不斷降低,在好氧末N2O釋放量有所上升,其釋放量主要集中在好氧池的前段.造成該差異的原因可能是兩個污水處理廠DO濃度不同.本研究中,DO濃度在0.6mg/L左右,硝化過程中不斷地有N2O的生成,而Aboobakar研究的污水處理廠DO濃度控制在1.5mg/L,除好氧末外,好氧段基本上沒有N2O的產(chǎn)生,其釋放主要來源于缺氧段不完全反硝化積累的溶解態(tài)N2O.

本實驗中兩個采樣日N2O和NO濃度變化差異主要歸結(jié)于硝化效果的差異.NO2--N濃度可能是N2O和NO產(chǎn)生和釋放的最主要影響因素.6月7日好氧段硝化效果較差,NH4+-N去除率為59.2％,整個反應(yīng)過程剩余NH4+-N濃度均較高,氨氧化速率一直呈上升趨勢,氨氧化速率大于亞硝酸鹽氧化速率,亞硝酸鹽持續(xù)積累,導(dǎo)致N2O 和NO產(chǎn)生和釋放都持續(xù)增加(圖3a).而6月24日好氧段硝化效果較好,NH4+-N去除率達到89.8％,59m處NH4+-N濃度已經(jīng)低至4.5mg/L,氨氧化速率開始下降,低于亞硝酸鹽氧化速率.此后NO2--N濃度逐漸降低,使得NO濃度也逐漸降低.然而59m至102m區(qū)間,N2O釋放濃度和溶解態(tài)N2O濃度仍繼續(xù)增加,這可能與NO還原酶(NOR)的基質(zhì)抑制作用有關(guān)[14].因為兩次實驗中,N2O和NO產(chǎn)生的主要途徑均可能為AOB的反硝化作用(見2.3部分),而在AOB反硝化過程中,NO在NOR的作用下生成N2O,而NO同時也對NOR活性具有一定的抑制作用[14].59m 后,NO濃度開始下降,其對NOR的抑制作用減弱,促進N2O的產(chǎn)生,因而N2O釋放濃度和溶解態(tài)N2O濃度繼續(xù)上升.102m后,雖然NOR由于NO濃度變小使其活性繼續(xù)增加,但此時作為反應(yīng)基質(zhì)的NO也顯著下降,兩者綜合作用導(dǎo)致N2O產(chǎn)生和釋放量開始減少.

2.3 影響好氧段N2O和NO釋放沿程變化的關(guān)鍵因子分析

研究表明,可能影響污水處理廠好氧段中N2O和NO產(chǎn)生的主要因素為:氨氧化速率,DO, pH值和NO2--N(或FNA)濃度等[3,6,15].

Foley總結(jié)了7個不同污水廠數(shù)據(jù)得到,NO2--N濃度對N2O釋放量有很大的影響,其濃度越高N2O釋放量越大[16].本研究中,N2O和NO釋放量與溶液中NO2--N濃度具有很好的相關(guān)性.如圖4a和4b,兩次采樣的實驗結(jié)果顯示,NO釋放濃度與NO2--N濃度均呈正比例,R2分別為0.984和0.936,P<<0.01.這表明本實驗中NO很可能直接來自于NO2-的還原.同時,在6月7日,N2O釋放濃度也與混合液中NO2--N濃度呈正線性相關(guān)(P<<0.01),但其擬合度(R2=0.884)低于NO與NO2--N的擬合(R2=0.984).這是因為AOB反硝化過程N2O的產(chǎn)生并非直接來自于NO2-的還原,而是需要經(jīng)過中間產(chǎn)物NO,所以NO和NO2--N的相關(guān)性較N2O和NO2--N更高.如圖4d所示, 在6月24日,N2O釋放濃度與混合液中NO2--N濃度無顯著線性關(guān)系(P>0.05),主要是因為59m過后,NO2--N濃度開始降低,NO產(chǎn)生和釋放也隨之減小,NO對NOR的抑制作用降低,從而促進N2O的產(chǎn)生,使得N2O釋放濃度在59～102m區(qū)段內(nèi)繼續(xù)上升[14];對59m之前的6個采樣點數(shù)據(jù)進行相關(guān)分析,則顯著相關(guān)(R2=0.839,P<0.01).

圖4　NO2--N濃度與N2O、NO釋放濃度線性擬合(n=10)Fig.4 Linear fit between N2O, NO emission and nitrite concentration (n=10)

Law等[15]在研究高氨氮廢水下硝化污泥N2O產(chǎn)生機理時發(fā)現(xiàn),N2O的產(chǎn)生速率與氨氮氧化速率呈正指數(shù)相關(guān),并推測N2O是由AOB的硝化作用產(chǎn)生的.然而在本實驗中,并未發(fā)現(xiàn)兩者具有明顯的相關(guān)關(guān)系.6月7日數(shù)據(jù)表明(圖2a和3a),前87m內(nèi)氨氧化速率變化并不明顯,但N2O釋放濃度卻大幅增加.又如6月24日數(shù)據(jù)顯示,氨氧化速率在整個硝化過程中并無明顯變化,但N2O釋放濃度卻沿程逐漸增大,僅在最后有稍微下降.多數(shù)研究者認(rèn)為DO對N2O的釋放量有很大的影響,低溶解氧會觸發(fā)N2O的產(chǎn)生[17-19].在本實驗中,N2O和NO釋放濃度沿程逐漸上升,但DO沿程變化并無明顯規(guī)律,這說明N2O和NO氣體釋放濃度與DO濃度并無顯著關(guān)系.這可能是因為本實驗污水廠的DO濃度變化范圍較小而各測量點處其他水質(zhì)參數(shù)變化很大,DO的影響小于其他因素對N2O和NO釋放的影響.

好氧段N2O和NO產(chǎn)生的主要途徑有:(1)AOB的亞硝化作用;(2)AOB的反硝化作用.目前普遍認(rèn)為AOB的反硝化作用是污水處理廠好氧硝化過程中產(chǎn)生N2O的主要途徑[20],特別是當(dāng)DO較低時,該途徑所占比重更大[17,21].當(dāng)DO較低時,亞硝酸鹽氧化易受到抑制而積累,從而促進AOB的反硝化,增加N2O的釋放量.在AOB反硝化過程中,亞硝酸鹽先被還原為NO,然后NO進一步還原為N2O而釋放.該污水處理廠DO濃度比較低,并且NO2--N濃度與NO釋放量呈顯著正相關(guān),推測該污水處理廠N2O的產(chǎn)生主要是由于AOB的反硝化作用.

2.4 N2O和NO釋放因子和轉(zhuǎn)化率

6月7日的N2O釋放因子(N2O-N(gas)/ NH4+-Ninfluent,即氣態(tài)N2O釋放量占進水NH4+-N的比例)為6.34％,小于6月24日的8.83％;而其NO釋放因子(NO-N(gas)/NH4+-Ninfluent,即氣態(tài)NO釋放量占進水NH4+-N的比例)為0.033％,與6月24日的0.034％基本相等.NO釋放因子要比N2O釋放因子低2個數(shù)量級.

然而,當(dāng)考慮氣體釋放量占好氧段中NH4+-N去除量的比例時,結(jié)果則截然不同.6月7日的NO釋放因子(NO-N(gas)/ΔNH4+-N,即氣態(tài)NO釋放量占NH4+-N去除量的比例)為0.055％, N2O釋放因子(N2O-N(gas)/ΔNH4+-N,即氣態(tài)N2O釋放量占NH4+-N去除量的比例)為10.71％,均高于6月24日的0.038％和9.84％.好氧過程中NH4+-N轉(zhuǎn)化成N2O的比例(N2O-N(total)/ ΔNH4+-N),即氣態(tài)N2O釋放量和溶解態(tài)N2O積累量之和占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％.推測是由于6月7日硝化效果較差,NO2?濃度在反應(yīng)過程中持續(xù)上升并高于6月24日實驗中NO2?濃度. 而NO2?濃度又是影響N2O和NO產(chǎn)生和釋放的主要因素,使得6月7日N2O和NO轉(zhuǎn)化率和釋放因子都大于6月24日.

由于不同污水廠不同的脫氮處理工藝、不同的氣體采樣方法(連續(xù)監(jiān)測和隨機監(jiān)測)、采樣時間(晝夜和季節(jié))等都會影響最終的釋放因子計算,這導(dǎo)致目前報導(dǎo)的污水處理廠的NO和N2O釋放因子差異較大.本實驗計算得出的N2O釋放因子相比于其他研究者測得的污水處理廠N2O釋放量偏高[3].其原因可能為:(1)該污水處理廠好氧段DO濃度比較低(0.6mg/L左右),亞硝酸鹽氧化細(xì)菌活性受到抑制,導(dǎo)致亞硝酸鹽的積累從而促進氨氧化細(xì)菌的反硝化作用,促進N2O的產(chǎn)生;(2)本實驗均是在夏季白天某一時段測得的N2O和NO釋放量,該時段可能是N2O和NO釋放較高的點,不能充分反應(yīng)該污水處理廠N2O和NO平均釋放量;(3)該污水處理廠好氧段亞硝酸鹽氧化細(xì)菌的比例比較小,氨氧化成亞硝酸鹽不能及時氧化為硝酸鹽,導(dǎo)致亞硝酸鹽的暫時積累,促進N2O的產(chǎn)生和釋放.

3 結(jié)論

3.1 在夏季6月7日和6月24日兩次采樣中,N2O釋放因子(N2O-N(gas)/ NH4+-Ninfluent)分別為6.34％和8.83％,NO釋放因子(NO-N(gas)/ NH4+-Ninfluent)分別為0.033％和0.034％.

3.2 好氧池沿推流方向不同位置處N2O和NO釋放量的直接影響因素是NO2--N濃度,NO2--N濃度越高,N2O和NO釋放量也越高.

3.3 污水處理廠DO濃度過低會導(dǎo)致亞硝酸鹽的暫時積累,并增加N2O和NO的釋放量,因此DO調(diào)控對污水處理廠N2O的減排具有重要意義.

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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

作者簡介：韓海成(1992-),男,河南開封人,同濟大學(xué)碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應(yīng)用研究.

基金項目：國家自然科學(xué)基金資助項目(51178325,51378370,51522809),中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費專項基金;上海市科技人才項目(12QH1402400) * 責(zé)任作者, 教授, yayi.wang@#edu.cn;wyywater@126.com

收稿日期：2015-08-10

中圖分類號：X703.1

文獻標(biāo)識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)02-0398-08