1 引言

　　氧化亞氮(N2O)被認(rèn)為是21世紀(jì)對臭氧層最嚴(yán)重的威脅之一，同時也是一種重要的強溫室氣體(Greenhouse Gas，GHG)，其全球增溫潛勢約為CO2的200~300倍.1997年通過的《京都議定書》中明確指出，要對包括N2O在內(nèi)的6種溫室氣體(二氧化碳、甲烷、氧化亞氮、氫氟碳化合物、全氟碳化合物和六氟化硫)進(jìn)行控制和削減.據(jù)政府間氣候變化專門委員會(IPCC)報道，全球每年N2O排放量約為1.77×1010 kg(以N計，下同)，導(dǎo)致其對全球溫室效應(yīng)的貢獻(xiàn)率在2004年達(dá)到了7.9%.同時，全球大氣中N2O濃度值已從100年前的約270 ppb(10-9)增至2005年的319 ppb，并正以每年0.25%~0.31%的速度遞增.大氣中N2O每增加1倍，將會使全球地表氣溫平均上升0.4 ℃，同時臭氧減少10%.后者將導(dǎo)致到達(dá)地面的紫外線輻射強度增加20%，從而對生態(tài)系統(tǒng)造成嚴(yán)重?fù)p害.

　　N2O排放分為天然排放(原狀土壤釋放、海洋中N2O釋放等)和人為排放(如農(nóng)業(yè)耕作、化石燃料燃燒、污染治理等)，其中人為排放約占40%.而污水處理是N2O排放重要的人為排放源之一.不同污水處理廠N2O釋放因子(N2O排放量/N負(fù)荷)相差較大.總結(jié)前人的相關(guān)研究結(jié)果得到:在大規(guī)模城鎮(zhèn)污水處理廠的污水脫氮過程中可能有0~14.6%的氮轉(zhuǎn)化為N2O釋放.這導(dǎo)致人們對污水 廠占全球N2O總排放的估計量存在較大出入: IPCC稱污水處理過程約占全球N2O總排放量的1.2%;而根據(jù)美國環(huán)保局(USEPA)的報告，污水處理廠排放了全球約3%的N2O.隨著各國環(huán)保部門對污水氮排量控制的日益嚴(yán)格，越來越多的污水廠已經(jīng)實現(xiàn)脫氮工序，這將導(dǎo)致N2O排放量可能進(jìn)一步呈增大趨勢預(yù)測在2005—2020年，全世界污水廠排放的N2O將增加13%.

　　2 N2O的產(chǎn)生途徑(N2O production pathways)

　　基于目前的文獻(xiàn)報道，污水處理中N2O主要產(chǎn)生于以下幾個過程:好氧氨氧化菌(aerobic ammonia-oxidizing bacteria，AOB)的亞硝化作用、AOB的反硝化作用、異養(yǎng)反硝化菌(heterotrophic denitrifier，HDN)的反硝化作用以及其他途徑.

　　2.1 AOB的亞硝化作用

　　硝化作用一般由兩類不同的菌完成:在好氧條件下，AOB先把氨氧化為亞硝酸鹽，即亞硝化作用;再由亞硝酸鹽氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria，NOB)將亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽(圖 1).

　　圖 1 AOB，NOB和反硝化菌的氮轉(zhuǎn)化途徑

　　在亞硝化過程，AOB的直接電子供體是NH3而不是NH+4.如圖 1所示，NH3先在跨膜蛋白氨單加氧酶(ammonia monooxygenase，AMO)的作用下在胞內(nèi)生成羥氨(NH2OH).NH2OH由細(xì)胞膜內(nèi)轉(zhuǎn)移到膜外，并在位于細(xì)胞周質(zhì)的羥氨氧化還原酶(hydroxylamine oxidoreductase，HAO)作用下生成亞硝酸鹽.此過程產(chǎn)生4個電子，其中2個轉(zhuǎn)移給AMO激發(fā)氧分子與氨反應(yīng)生成NH2OH，另外兩個電子進(jìn)入電子傳遞鏈產(chǎn)生能.

　　1997年，研究HAO時發(fā)現(xiàn)，NH2OH被氧化成NO-2事實上分為兩個過程:NH2OH先被氧化為不穩(wěn)定的亞硝酰基團(NOH);然后NOH再被氧化為NO-2.這樣，在NH2OH的氧化過程中，可能會出現(xiàn)NOH的積累.而不穩(wěn)定的NOH會分解產(chǎn)生N2O.由于NOH分解產(chǎn)生N2O的過程并不需要酶的作用，所以該過程并非生物反應(yīng)，而是化學(xué)反應(yīng).

　　盡管一般認(rèn)為NOH化學(xué)分解產(chǎn)生N2O的途徑在污水硝化處理中并不占主導(dǎo)地位，但在某些特殊條件下(如高氨氮廢水硝化過程)，該化學(xué)過程可能在N2O的產(chǎn)生中發(fā)揮著重要作用.開展了針對模擬污泥好氧消化液(氨氮最高濃度達(dá)500 mg · L-1)的短程硝化研究，他們獲得了比N2O生成速率與比氨氧化速率之間的關(guān)系，隨后又建立4種可能產(chǎn)生N2O過程的數(shù)學(xué)模型，比對發(fā)現(xiàn)NOH化學(xué)分解產(chǎn)生N2O模型擬合的曲線與實測值基本符合(在比氨氧化速率接近于0時，NOH分解模型偏離實際值).

　　另外，NOH被氧化為NO-2的過程中會形成NO，該過程也是N2O的潛在來源. NO會在細(xì)胞色素c554或一氧化氮還原酶(nitric oxide reductase，NOR)的同源物NorS的作用下被還原為N2O，該過程為生物反應(yīng)過程.事實上，在大多數(shù)AOB體內(nèi)都發(fā)現(xiàn)了編碼NorS的基因.

　　2.2 AOB的反硝化作用

　　AOB不僅能產(chǎn)生亞硝化作用所需要的酶，而且還能誘導(dǎo)產(chǎn)生部分反硝化酶: 亞硝酸鹽還原酶(nitrite reductase，NIR)和一氧化氮還原酶.在AOB中，已被檢測到了編碼NIR和NOR的基因，而未檢測到編碼氧化亞氮還原酶(nitrous oxide redcutase，NOS)的基因，這說明AOB能將亞硝化過程產(chǎn)生的亞硝酸鹽反硝化還原至N2O，但無法繼續(xù)反硝化至N2.

　　目前普遍認(rèn)為AOB的反硝化作用是好氧硝化過程產(chǎn)生N2O的主要途徑.利用同位素標(biāo)記法驗證了這一結(jié)果.在他們的實驗中，NH3的氧化過程僅產(chǎn)生少量的N2O且大部分N2O都來源于AOB體內(nèi)NO-2的還原.也發(fā)現(xiàn)在活性污泥曝氣池中，N2O的主要排放源是AOB的反硝化，他們在AOB中檢測到編碼NIR的基因的表達(dá).

　　在溶解氧(DO)濃度較低條件下，AOB的反硝化作用較為顯著.因為當(dāng)DO受限制時，亞硝酸鹽氧化受到抑制而積累，從而促進(jìn)了AOB的反硝化作用，增加了N2O的釋放潛能.研究發(fā)現(xiàn)，隨著硝化反應(yīng)的進(jìn)行，污水中氨氮降低，亞硝酸鹽上升，這將導(dǎo)致AOB反硝化作用貢獻(xiàn)的N2O比例逐漸上升.

　　2.3 異養(yǎng)反硝化作用

　　異養(yǎng)反硝化是污水處理中最普遍的反硝化作用.異養(yǎng)反硝化菌在缺氧條件下利用反硝化酶系將NO3-或NO-2經(jīng)NO和N2O還原成N2(圖 1).

　　N2O是異養(yǎng)反硝化過程不可逾越的中間產(chǎn)物.在典型反硝化過程，NO和N2O的最大還原速率大于NO3-和NO-2，因此，通常情況下N2O會被快速還原成N2，而不易積累或釋放.但是，外界環(huán)境的波動可能會導(dǎo)致N2O的積累.例如，DO會抑制反硝化酶系的產(chǎn)生及其活性，且NOS較其他反硝化酶對DO波動更敏感，當(dāng)環(huán)境由缺氧變?yōu)橛醒鯐r，NOS立即失去活性，而其他反硝化酶仍可維持?jǐn)?shù)小時的活性，從而導(dǎo)致N2O積累.另一方面，NOS的誘導(dǎo)產(chǎn)生也較其他反硝化酶滯后，這也導(dǎo)致環(huán)境由有氧恢復(fù)到缺氧時N2O的暫時積累.

　　由于N2O在水中具有一定的溶解度(1.13 g · L-1，25 ℃&100 kPa)，只有經(jīng)過曝氣吹脫才能使溶解態(tài)N2O大量釋放出來，所以N2O排放絕大多數(shù)發(fā)生在曝氣單元.反硝化反應(yīng)不需要曝氣，所以在缺氧反應(yīng)池中即使暫時積累了N2O也不易釋放到空氣中，而且由于NOS的存在，還可能會還原混合液中部分溶解態(tài)的N2O.但是，如果積累N2O的混合液流入好氧池中，N2O將很快被吹脫至大氣中，造成N2O的釋放.延長缺氧反應(yīng)時間可使暫時積累的N2O被盡可能地被還原，從而減少N2O釋放到大氣中的量.

　　另外，有些反硝化菌沒有NOS，其反硝化的最終產(chǎn)物是N2O，這也可能導(dǎo)致N2O的產(chǎn)生與釋放.目前已篩選出的僅產(chǎn)生N2O的反硝化菌有十幾種，如Roseobacter denitrificans ，Pseudomonads stutzeri和Paracoccus denitrificians等.

　　2.4 其他途徑

　　2005年，發(fā)現(xiàn)某些古菌能將氨氧化，并將其稱為氨氧化古菌(ammonia-oxidizing archaea，AOA).隨后在低DO、長污泥齡的污水處理設(shè)施中發(fā)現(xiàn)了AOA.盡管還沒有關(guān)于實際污水處理設(shè)施中AOA產(chǎn)生N2O的研究，但其產(chǎn)生潛勢卻不容忽視.事實上，發(fā)現(xiàn)海洋中N2O主要源于AOA而非AOB. AOA的代謝途徑尚未明晰，現(xiàn)在主要有3種推測：①類似于AOB，氨先在AMO作用下氧化成NH2OH，然后在CuHAO(copper hydroxylamine oxidoreductase)作用下氧化成NO-2; ②氨經(jīng)NH2OH氧化為NO-2后，再被還原為NO，以提供電子給AMO; ③氨先在AMO作用下氧化成NOH，然后在NXOR(nitroxyl oxidoreductase)作用下氧化成NO-2. 在AOB中，NH2OH、HNO、NO均有可能轉(zhuǎn)化為N2O.在AOA中N2O的產(chǎn)生很可能也來自于以上幾種前體物，但這還需要進(jìn)一步研究證實.

　　某些反硝化菌在好氧條件下也能進(jìn)行反硝化作用，這個過程稱為好氧反硝化.好氧反硝化也要利用反硝化酶系將NO3-或NO-2經(jīng)NO和N2O還原成N2，所以好氧反硝化產(chǎn)生N2O的途徑也與缺氧反硝化類似.有研究發(fā)現(xiàn)，好氧反硝化菌產(chǎn)生的N2O低于傳統(tǒng)的缺氧反硝化菌.例如，發(fā)現(xiàn)好氧反硝化菌Pseudomonas stutzeri TR2可以減少污水廠N2O的排放.然而也有研究發(fā)現(xiàn)異養(yǎng)硝化菌在硝化過程中產(chǎn)生的N2O遠(yuǎn)高于自養(yǎng)硝化菌.

　　近年來生物脫氮的研究熱點是厭氧氨氧化技術(shù)，它是指氨與亞硝酸鹽反應(yīng)生成氮氣，即厭氧氨氧化反應(yīng).發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化菌也能產(chǎn)生N2O，主要是源于其對NO的解毒作用(NO是厭氧氨氧化反應(yīng)的中間產(chǎn)物).

　　3 實際污水廠N2O的釋放(N2O emissions from WWTPs)

　　表 1表示采用幾種典型工藝的實際污水廠N2O釋放情況.由表 1可以看出，不同污水廠N2O釋放因子(N2O-N/TNinfluent)相差很大，這證明了N2O釋放因子較大的污水廠還存在較大減排空間.N2O釋放因子每增加1%，污水處理廠碳足跡將增加約30%研究指出:脫氮效果好的污水廠N2O釋放因子小于脫氮效果差的污水廠，從而證明提高脫氮效果和減少N2O排放是可以同時獲得的.

　　表1 幾種典型工藝的污水廠N2O的釋放情況

由表 1可知，當(dāng)前城市污水廠采用的幾種污水處理工藝的N2O釋放因子大體上有如下順序:SHARON-ANAMMOX，SHARON > CANON > 生物濾池 > A2O > AS，A/O，氧化溝，連續(xù)流間歇曝氣工藝.

　　SHARON，SHARON-ANAMMOX和CANON工藝產(chǎn)生較多N2O的原因是這三種工藝都包含短程硝化反應(yīng)，而且這些工藝的進(jìn)水氨氮濃度遠(yuǎn)高于普通污水處理工藝.短程硝化會形成NO-2積累，其NO-2濃度較全程硝化高100倍以上.

　　一般認(rèn)為NO-2濃度增加會促進(jìn)AOB反硝化作用，從而增加N2O的釋放().不僅如此，高氨氮濃度也會大大促進(jìn)亞硝化階段N2O的產(chǎn)生.如前文所述，發(fā)現(xiàn)短程硝化系統(tǒng)中N2O產(chǎn)生速率與氨氧化速率呈指數(shù)關(guān)系.在上述研究中，N2O主要產(chǎn)生于SHARON反應(yīng)器內(nèi)，ANAMMOX反應(yīng)器內(nèi)產(chǎn)生的N2O相對較少，僅占整個 反應(yīng)系統(tǒng)的20%左右利用15N穩(wěn)定同位素標(biāo)記法研究發(fā)現(xiàn)N2O并非厭氧氨氧化反應(yīng)的中間產(chǎn)物，故厭氧氨氧化菌產(chǎn)生的N2O相對較少(0.26%的硝氮轉(zhuǎn)化為N2O).

　　另外，CANON工藝由于短程硝化和厭氧氨氧化在同一個反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，短程硝化產(chǎn)生的NO-2通常立即被厭氧氨氧化菌還原，所以NO-2在CANON工藝中難以大量積累.針對實際污水廠研究發(fā)現(xiàn)，CANON工藝中NO-2積累量約為SHARON工藝的1/50～1/10.因此，CANON工藝的N2O釋放因子一般低于SHARON或SHARON-ANAMMOX兩段式工藝.雖然CANON工藝釋放的N2O多于普通污水處理工藝，但由于CANON工藝所需曝氣強度小(通過短程硝化途徑)，而且碳源消耗非常少(脫氮主要采用厭氧氨氧化途徑來完成)，所以產(chǎn)生的碳足跡反而比較低研究采用CANON工藝的實際污水廠發(fā)現(xiàn)，盡管其釋放的N2O多于普通硝化/反硝化工藝，但該工藝的碳足跡還不到普通硝化/反硝化工藝的一半.

　　研究生物濾池處理城市生活污水時，測得其N2O釋放因子(0.06%～0.84%)略高于活性污泥工藝，且其N2O釋放呈現(xiàn)明顯的季節(jié)變化:N2O釋放因子在春季較低，而在夏季明顯升高.同時他們發(fā)現(xiàn)，影響N2O釋放的主要因素是空氣和水體的溫差(r=0.81，n=6)，而非氣溫本身(r=0.51，n=6).他們推測這是因為氣溫和水溫相近會阻礙空氣流向濾池填料層，使得生物膜上氧氣不足從而導(dǎo)致N2O積累.另一方面，他們認(rèn)為生物膜系統(tǒng)產(chǎn)生較多N2O可能與膜表面好氧、內(nèi)部厭氧的分布有關(guān)，該分布可能會導(dǎo)致NO-2在好氧厭氧交界處積累從而促進(jìn)N2O產(chǎn)生.

　　在A2O工藝中，N2O主要是在好氧池釋放，且好氧池DO濃度越低，NO-2濃度越高，則釋放的N2O越多.另外，發(fā)現(xiàn)冬季低溫時，采用A2O工藝的污水廠N2O釋放量也會增大.A2O工藝的N2O釋放因子普遍要高于A/O、AS、氧化溝以及連續(xù)流間歇曝氣等工藝，這可能與A2O工藝要兼顧脫氮除磷功效引起的.為了獲得一定生物除磷效果，A2O工藝中會存在一定比例聚磷菌(PAOs)，它們與反硝化菌競爭進(jìn)水中的碳源，用于合成聚-β-羥基丁酸酯(PHB)作為好氧或缺氧吸磷的能量來源.而碳氮比(C/N)是決定反硝化是否完全的重要因素，一般認(rèn)為C/N>4才能完全反硝化.如果作為電子供體的碳源因為生物除磷的干擾而不足，各種反硝化酶(NAR，NIR，NOR和NOS)(圖 1)將競爭電子;由于NOR和NOS對電子的親和力要小于NAR和NIR，使得NO和N2O的還原一定程度上受到抑制，從而導(dǎo)致N2O的積.另一方面，部分PAOs會利用體內(nèi)儲存的PHB進(jìn)行反硝化，這雖然能部分補償碳源損失，但該過程也可能促進(jìn)N2O產(chǎn)生.有研究發(fā)現(xiàn)，PAOs胞內(nèi)降解PHB產(chǎn)生電子的速率較降解外碳源低得多，這使得PHB降解成為反硝化作用的限速步驟.由于電子供應(yīng)速率較低，也會導(dǎo)致不同反硝化酶間競爭電子，誘發(fā)N2O產(chǎn)生.

　　AS工藝、A/O工藝、氧化溝工藝以及連續(xù)流間歇曝氣工藝的N2O釋放因子相差不大(表 1).AS工藝N2O釋放主要發(fā)生在曝氣池內(nèi).采用AS工藝實際污水廠的N2O釋放因子變化范圍(0~14.6%)較其他工藝大.這很可能是因為AS工藝并不重點考慮脫氮，因此不同污水廠脫氮程度有很大差異，而N2O釋放與脫氮效果有關(guān)，故導(dǎo)致采用AS工藝的各污水廠N2O釋放因子相差很.

　　研究發(fā)現(xiàn)，A/O工藝中好氧池釋放的N2O比缺氧池高2～3個數(shù)量級.也報道了N2O釋放量一定程度上取決于污水中的C/N.考察了采用A/O工藝的大型污水處理廠，他們發(fā)現(xiàn)一天中各整點的N2O釋放因子呈規(guī)律變化，并與進(jìn)水氨氮濃度正相關(guān)(R2=0.82).采用A/O中試研究時發(fā)現(xiàn)，當(dāng)系統(tǒng)受到各種有害抑制劑沖擊時，N2O釋放激增總是快于出水氨氮激增，這表明N2O釋放突然增加可以作為出水水質(zhì)惡化的預(yù)警，但這還需在實際污水廠進(jìn)一步證實.

　　氧化溝工藝的N2O釋放因子也較小(表 1).研究了采用卡魯賽爾氧化溝的城市污水處理廠時發(fā)現(xiàn)，前序曝氣沉砂池的N2O釋放通量遠(yuǎn)大于后續(xù)的卡魯塞爾氧化溝單元.但是由于曝氣沉砂池面積遠(yuǎn)小于氧化溝單元的面積，氧化溝單元仍是整個氧化溝工藝中N2O的主要排放源.他們同時發(fā)現(xiàn)氧化溝單元中N2O釋放速率隨DO濃度升高而降低.

　　一般認(rèn)為N2O在DO濃度突然變化時會大幅增加研究采用連續(xù)流間歇曝氣工藝的實際污水廠也證實了這一點，當(dāng)好氧時間所占比例從25%逐漸升高到50%時，反應(yīng)池內(nèi)曝氣停止瞬間DO下降速率隨之加快，N2O釋放因子相應(yīng)由0.01%上升到0.08%.

　　4 實際污水廠N2O的減排(Mitigation strategies for N2O missions form WWTPs)

　　減少污水廠N2O釋放的措施主要包括:①減少好氧段N2O的產(chǎn)生;②減少好氧段N2O的釋放;③增大缺氧段N2O的還原;④通過制定政策和規(guī)范檢測方法等手段激勵污水廠減排N2O.

　　4.1 減少好氧段N2O產(chǎn)生

　　在硝化過程中，低DO、高進(jìn)水氨氮濃度都會促進(jìn)N2O產(chǎn)生.硝化過程需要確保足夠的DO以使得NH2OH和NO-2被及時氧化.實際污水廠的鼓風(fēng)曝氣量一般是恒定的，所以進(jìn)水基質(zhì)含量的波動會影響反應(yīng)池內(nèi)DO濃度，因此應(yīng)盡量使進(jìn)水均勻以免系統(tǒng)中DO濃度波動過大而促進(jìn)N2O產(chǎn)生.實時監(jiān)控反應(yīng)池內(nèi)DO濃度使其處于合適范圍也有利于避免N2O積累.另外，維持足夠的污泥停留時間(SRT)和中性的pH條件同樣有助于減少N2O的產(chǎn)生.

　　4.2 減少好氧段N2O釋放

　　N2O產(chǎn)生并不等于N2O釋放.相比于N2O的產(chǎn)生，N2O釋放機理的研究并不多.普遍認(rèn)為，N2O的釋放與系統(tǒng)內(nèi)傳質(zhì)系數(shù)有關(guān)，而好氧池N2O的傳質(zhì)系數(shù)通常比缺氧池高2～3個數(shù)量級.為降低系統(tǒng)內(nèi)N2O傳質(zhì)系數(shù)，可以采用以下幾種措施:①減少過量曝氣，使曝氣更高效; ②減少好氧池內(nèi)的擾動; ③采用無泡曝氣，如膜曝氣生物反應(yīng)器(MABR工藝)等但是，減少好氧段N2O釋放的最終效果還有賴于后續(xù)缺氧段對溶解態(tài)N2O的還原.

　　4.3 增大缺氧段N2O還原

　　為確保反硝化還原N2O所需碳源，可以根據(jù)實際情況不設(shè)初沉池或添加外碳源來提高碳氮比.反硝化菌消耗甲醇比消耗乙醇產(chǎn)生的N2O要少，所以在外加碳源時，不僅要考慮費用也要考慮N2O排放.為避免后續(xù)缺氧區(qū)DO過高，還應(yīng)防止前序好氧區(qū)過量曝氣.應(yīng)提供足夠長的缺氧段水力停留時間，以使得N2O被最大程度地還原.由于銅是NOS的重要組成元素，所以提供足夠的Cu2+對N2O的反硝化降解非常重要研究發(fā)現(xiàn)，外加10~100 μg · L-1 Cu2+可減少54.5%~73.2% N2O.由于我國《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》GB18918-2002規(guī)定總銅不超過500 μg · L-1，所以在不超過微生物抑制濃度以及排放標(biāo)準(zhǔn)水質(zhì)的前提下，通過流入一部分(小流量)含銅離子的工業(yè)廢水，可以起到減少N2O產(chǎn)生的作用.除此之外，生物富集一些特殊菌種，也可以促進(jìn)N2O的還原發(fā)現(xiàn)好氧反硝化菌Pseudomonas stutzeri TR2可以減少污水中N2O釋放.

　　4.4 制定政策和規(guī)范檢測方法

　　除了用上述技術(shù)手段來減少排放N2O，使污水廠有減排的動力也很重要.相關(guān)機構(gòu)應(yīng)制定政策來激勵污水廠減排N2O，比如與經(jīng)濟效益掛鉤或設(shè)立相關(guān)法律法規(guī)等.已有人建議建立溫室氣體信用體系使N2O減排對污水廠產(chǎn)生價值.然而上述方法離不開一個普遍認(rèn)同的評價標(biāo)準(zhǔn)，這就要求N2O檢測方法更加準(zhǔn)確和規(guī)范.這些還需要更進(jìn)一步的努力，相關(guān)研究亟待開展與深入.

　　5 中國城鎮(zhèn)污水廠N2O釋放量估算(Estimation of N2O emissions from WWTPs in China)

　　為了更好地控制溫室氣體排放應(yīng)對氣候變化，我國“十二五”規(guī)劃綱要首次把控制溫室氣體排放這一目標(biāo)納入到經(jīng)濟社會發(fā)展規(guī)劃.N2O作為一種重要的溫室氣體，應(yīng)引起我們足夠重視.然而我國實際污水處理過程中N2O釋放總量尚不明晰，這為提出有效地N2O減排措施帶來困難.

　　我國目前僅基于山東濟南三座采用A2O工藝污水處理廠的N2O釋放情況估算了全國污水廠N2O釋放總量(0.93~1.28×109 g · a-1).鑒于我國城市污水廠采用的脫氮工藝的多樣性，如何更為精準(zhǔn)地評估污水處理過程N2O釋放總量成為一個難題.本文嘗試區(qū)別各個不同污水處理工藝來估算全國污水廠N2O釋放總量，旨在盡可能提供更為準(zhǔn)確的N2O釋放量估計值.

　　根據(jù)中華人民共和國環(huán)境保護部公布的“全國投運城鎮(zhèn)污水處理設(shè)施清單(2012)”(中華人民共和國環(huán)境，2011年我國有3184座城鎮(zhèn)污水處理廠在運行，平均每天處理城市生活污水1.062億m3.不同污水處理工藝處理情況見表 2.《室外給水設(shè)計規(guī)范》GB50013—2006規(guī)定，我國城市綜合生活用水定額為每人每天100~340 L.《室外排水設(shè)計規(guī)范》GB50014—2006規(guī)定，我國城市綜合生活污水定額可按當(dāng)?shù)赜盟��?0%~90%考慮;生活污水的總氮量可按每人每天5~11 g計算.綜合上述數(shù)據(jù)，可大致估算出我國城市生活污水平均進(jìn)水氮濃度:

　　注：生活污水每人每天總氮量取平均值為8 g · L-1，城市綜合生活用水定額取平均值為每人每天220 L，綜合生活污水定額比例取90%(由于近幾年我國污水處理設(shè)施發(fā)展很快，所以通常取較大值).

　　表2 不同污水處理工藝運行情況(中華人民共和國環(huán)境保護部，2012) 　　

　　可用以下公式估算全國城鎮(zhèn)污水廠每日N2O釋放總量:

　　每日N2O釋放量≈∑(平均進(jìn)水氮負(fù)荷×各工藝處理水量×各工藝N2O釋放因子)

　　由于A2O工藝、氧化溝工藝、A/O工藝以及傳統(tǒng)活性污泥工藝處理水量所占比重之和高達(dá)75.6%，即這4種工藝具有較大的代表性，故可按下式估算每日N2O釋放總量:

　　由此可估計2011年全國N2O釋放總量約為1.26×109g.

　　應(yīng)當(dāng)指出的是，以上對各工藝N2O釋放因子的估計值并非十分準(zhǔn)確.一方面，調(diào)查樣本大部分取自國外污水廠，且不同樣本N2O釋放因子相差也較大;另一方面，我國3000多座污水廠進(jìn)水水質(zhì)、運行情況差別很大，必然導(dǎo)致各污水廠N2O釋放情況變化較大. 不僅如此，A2O工藝、氧化溝工藝、A/O工藝、以及傳統(tǒng)活性污泥工藝處理水量所占比重之和為75.6%，剩下24.4%的污水處理中所N2O的釋放差異在以上估算中未能考慮，這也導(dǎo)致所得估計值存在偏差.因此本文對全國年N2O釋放總量的估計還需進(jìn)一步完善.這就要求我們更多地監(jiān)測國內(nèi)不同地區(qū)實際污水處理廠中N2O釋放情況，為國內(nèi)N2O釋放的定量和減排提供背景數(shù)據(jù)支撐.具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　6 總結(jié)

　　關(guān)于比較不同工藝實際污水廠N2O的釋放情況，并分析其產(chǎn)生差異原因的研究還未見報道.本文初步比較和分析了實際污水廠幾種典型工藝的N2O釋放情況，并首次從區(qū)別不同污水處理工藝角度，估算了全國污水廠的N2O釋放總量.

　　采用IPCC或USEPA等國外研究機構(gòu)報道的N2O釋放因子來估算我國不同地區(qū)、不同工藝污水廠N2O的釋放量，其準(zhǔn)確性還有待考究.如果無法獲得較為準(zhǔn)確的城市污水處理廠N2O釋放的背景數(shù)據(jù)，將影響我們后續(xù)相關(guān)研究的開展和政策制定.這就要求我們必須監(jiān)測足夠多的實際污水廠來提供足夠多的樣本數(shù)據(jù)支撐.然而關(guān)于N2O釋放的研究大部分仍集中在小試裝置，關(guān)于實際污水廠的研究相對較少，特別是國內(nèi)實際污水廠釋放N2O的研究還處于起步階段，亟待加大和深入.同時，目前鮮見關(guān)于實際污水廠和小試裝置N2O釋放差異的研究，而這些對理解N2O釋放規(guī)律具有重要價值.污水處理數(shù)學(xué)模型的建立有助于我們理解和預(yù)測N2O產(chǎn)生和釋放，但現(xiàn)有的數(shù)學(xué)模型因其采用的部分參數(shù)具有不確定性，整體還不夠準(zhǔn)確，仍需進(jìn)一步完善.