摘要尽管反硝化除磷工艺具有诸多优势，但其过程中产生的高浓度一氧化二氮（N₂O）——一种强效温室气体——仍是该创新性工艺面临的重大问题。为深入理解并有效控制反硝化除磷过程中的N₂O生成，本研究通过批次实验探究其主因，并据此提出控制措施。结果表明，反硝化除磷过程中N₂O生成量占总氮去除量的0.41%，而传统反硝化过程几乎不产生N₂O。进一步证实，N₂O还原酶对电子的竞争能力弱以及亚硝酸盐的高积累是N₂O生成的两大主因，不同条件下的N₂O生成与还原速率数据支持了这一结论。据此，通过两项措施成功降低N₂O生成：(1)采用连续硝酸盐投加策略，使N₂O生成减少约91.4%；(2)使用丙酸盐作为碳源，使N₂O生成减少约69.8%。

引言

一氧化二氮（N₂O）是一种强效温室气体。尽管N₂O仅占温室气体总排放量的0.03%，其全球增温潜势是二氧化碳（CO₂）的300倍以上，且正以每年0.31%的惊人速率增长（IPCC 2007）。此外，N₂O可通过在平流层中与氧气（O₂）反应生成一氧化氮（NO），从而破坏臭氧层（Ravishankara et al.2009）。长期以来，生物废水处理被认为是N₂O排放的重要来源（Kampschreur et al.2009;Li et al.2010;Wunderlin et al.2012）。因此，亟需识别N₂O排放成因并减少生物废水处理过程中的该现象。

过去二十年，许多学者研究了生物废水处理中的N₂O生成，发现微生物硝化与反硝化是其两大来源，其中反硝化是主导过程（Meyer et al.2005;Tallec et al.2006;Jia et al.2012）。反硝化是异养反硝化菌将硝酸盐（NO₃⁻-N）还原为氮气（N₂）的过程，亚硝酸盐（NO₂⁻-N）、NO和N₂O为中间产物（Hu et al.2011a）。然而在特定条件下（如低化学需氧量（COD）/氮（N）比、低pH、高NO₂⁻-N浓度及使用聚-β-羟基脂肪酸酯（PHA）作为反硝化碳源），最终产物可能为N₂O而非N₂（Schalk-Otte et al.2000;Itokawa et al.2001;Zhou et al.2008a）。

近年来，反硝化除磷工艺因其依赖反硝化聚磷菌（DPAOs）同步脱氮除磷的能力备受关注（Kuba et al.1996;Zhou et al.2008b;Wang et al.2009）。DPAOs可在厌氧阶段摄取有机碳源并以PHA形式储存，同时释磷；储存的PHA在后续缺氧阶段被氧化，而DPAOs以NO₃⁻-N/NO₂⁻-N为电子受体替代氧气（O₂）实现除磷（Oehmen et al.2007）。该工艺可减少污泥产量及对氧气和碳源的需求，尤其适用于处理低COD/N废水（Kuba et al.1996）。

然而，利用PHA进行反硝化及高NO₂⁻-N浓度是反硝化除磷过程的重要特征，这些特征通常是导致N₂O生成的关键因素（Zeng et al.2003;Zhou et al.2012）。先前文献报道，反硝化除磷过程中一氧化二氮生成量占总氮去除量的2.3–37.9%（Wang et al.2011a,b）。N₂O生成限制了该工艺的实际应用。但现有研究多聚焦于亚硝酸盐、厌氧反应时间和碳源等影响因素（Zhou et al.2008a;Wang et al.2011a,b），其生成机制与控制措施尚未明确。

因此，本文旨在识别反硝化除磷过程中N₂O生成的成因并评估控制措施。为此，研究全面考察并比较了反硝化除磷与传统反硝化过程的一氧化二氮生成特性；通过批次实验探究高一氧化二氮生成的成因；最后为控制一氧化二氮生成，考察了硝酸盐投加策略和碳源的影响。

材料与方法

污泥来源

使用实验室规模的厌氧-缺氧/硝化序批式反应器（A₂N-SBR）的反硝化除磷污泥和缺氧-好氧序批式反应器（AO-SBR）的传统反硝化污泥进行实验。

图1展示了A₂N-SBR的示意图。A₂N-SBR由在厌氧、缺氧和好氧交替条件下运行的厌氧-缺氧SBR（A₂-SBR）和在好氧条件下运行的独立硝化SBR（N-SBR）组成。各反应器有效容积为5 L，运行周期为8小时。每周期中，4 L合成废水注入A₂-SBR，体积交换率为80%。经过90分钟厌氧反应和40分钟沉降后，4 L富含NH₄⁺-N和PO₄³⁻-P的上清液流入N-SBR，在150分钟好氧反应中将NH₄⁺-N氧化为NO₃⁻-N。N-SBR含NO₃⁻-N和PO₄³⁻-P的出水在缺氧反应开始前2分钟泵入A₂-SBR。经过180分钟缺氧反应、30分钟好氧反应和40分钟沉降后，4 L处理水从系统排出。

AO-SBR有效容积为5 L，运行周期为6小时，包括10分钟进水、90分钟缺氧、180分钟好氧、50分钟沉降排水和20分钟闲置阶段。每周期中，2.5 L合成废水在进水阶段注入反应器，水力停留时间为12小时。

合成废水

合成废水含CH₃COONa（77 mg/L）、CH₃CH₂COONa（120 mg/L）、NH₄Cl（153 mg/L）、NaHCO₃（200 mg/L）、KH₂PO₄（11 mg/L）、K₂HPO₄·3H₂O（18 mg/L）、MgSO₄·7H₂O（10 mg/L）、FeSO₄·7H₂O（10 mg/L）、CaCl₂·2H₂O（10 mg/L）及微量元素溶液（1 mL/L）。微量元素溶液含H₃BO₃（150 mg/L）、CuSO₄·5H₂O（30 mg/L）、KI（180 mg/L）、MnCl₂·4H₂O（120 mg/L）、Na₂MoO₄·2H₂O（60 mg/L）、ZnSO₄·7H₂O（120 mg/L）、CoCl₂·6H₂O（150 mg/L）和乙二胺四乙酸（EDTA,10 g/L）（Hu et al.2011b）。COD、NH₄⁺-N和TP浓度分别约为200、40和5 mg/L。

批次实验

为探究反硝化除磷过程中N₂O生成的成因与控制措施，进行了五组批次实验。实验采用两种反应器：一种带0.1 L顶空（有效容积1.4 L），另一种无顶空（有效容积0.25 L）。磁力搅拌器保持污泥悬浮，温度控制为24±1℃。

反硝化除磷与传统反硝化过程的一氧化二氮生成特性

批次实验1用于考察反硝化除磷与传统反硝化过程中N₂O生成的差异。污泥分别于A₂-SBR和AO-SBR好氧阶段结束时取泥，用蒸馏水洗涤三次。弃去上清液后，污泥转移至两个反应器（SBR-1和SBR-2）。各反应器注入1.12 L合成废水，加蒸馏水至终体积1.4 L，初始COD、NH₄⁺-N、PO₄³⁻-P浓度分别为160、10和5 mg/L。SBR-1运行90分钟厌氧反应和180分钟缺氧反应，厌氧阶段结束时脉冲投加KNO₃使初始NO₃⁻-N浓度约25 mg/L。SBR-2运行180分钟缺氧反应，缺氧阶段开始时脉冲投加KNO₃使初始NO₃⁻-N浓度同样为25 mg/L。

识别反硝化除磷中一氧化二氮生成的成因

批次实验2和3通过考察不同条件下的N₂O生成与还原速率分析成因。批次实验2中，4 L混合液于A₂-SBR厌氧阶段结束时取出，均分至四个批次反应器（R1、R2、R3、R4）。R1和R2加入KNO₃溶液使初始NO₃⁻-N浓度为25 mg/L；R3和R4加入NaNO₂溶液使初始NO₂⁻-N浓度为20 mg/L。同时，R2和R4加入适量乙酸盐使初始COD浓度为80 mg/L。缺氧反应持续180分钟，溶解态N₂O浓度用N₂O微电极（Unisense,Denmark）测定。

批次实验3中，1 L混合液于A₂-SBR厌氧阶段结束时取出，均分至四个250 mL反应器（r1、r2、r3、r4）。加入N₂O饱和溶液使初始溶解态N₂O-N浓度约4 mg/L（按Pan et al.2012方法制备）。同时，r2和r4通过添加乙酸盐提供80 mg/L COD，r3和r4提供25 mg/L NO₃⁻-N。缺氧反应持续30分钟，溶解态N₂O浓度用微电极检测。

控制反硝化除磷中的一氧化二氮生成

为降低反硝化除磷系统的N₂O生成，批次实验4和5分别考察硝酸盐投加策略和碳源的影响。批次实验4中，2.8 L混合液于A₂-SBR厌氧阶段结束时取出，直接转移至两个批次反应器（运行1和2）。运行1脉冲投加35 mL KNO₃溶液（1 g/L）；运行2通过蠕动泵（BQ50-1J,Longer）在2小时内连续投加35 mL KNO₃溶液。缺氧反应持续180分钟。

批次实验5中，4.2 L混合液于A₂-SBR好氧阶段结束时取出。洗涤后污泥均分至三个反应器（运行1-3）。同批次实验1，各反应器加入合成废水和蒸馏水，但碳源不同：运行1用乙酸盐，运行2用乙酸盐/丙酸盐，运行3用丙酸盐。三个反应器按SBR-1方式运行。

分析方法

COD、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N、NO₂⁻-N、PO₄³⁻-P、混合液悬浮固体（MLSS）和混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）参照《标准方法》（中国环保总局，2002）测定。PHA（包括聚-β-羟基丁酸酯、聚羟基戊酸酯和聚-3-羟基-2-甲基戊酸酯）按Oehmen et al.(2005)方法测定。NO₃⁻-N和NO₂⁻-N还原速率参照Wang et al.(2011b)方法测定。尾气N₂O收集与计算基于Yang et al.(2009)方法。气相和液相N₂O浓度分别用气相色谱仪（SP-3410,中国）和一氧化二氮微电极（Unisense,Denmark）测定。