아산화질소($N_2O$)는 기후변화를 야기하는 온실가스임과 동시에 오존층을 파괴하는 가스이다. 하폐수 처리시 생물학적 질소 제거 공정에서 주로 배출되는 아산화질소가 환경에 미치는 영향은 매우 중요하므로 대책 수립이 필요하다. 본 논문에서는 하폐수 처리과정의 아산화질소 배출 관련 최신 연구동향을 종합적으로 고찰함으로써, 아산화질소의 배출량 및 생성에 미치는 주요 인자의 영향을 이해하고, 아산화질소 배출 저감 전략 수립에 필요한 정보를 도출하였다. 하폐수 처리공정에서 아산화질소가 배출되는 주요 경로는 hydroxylamine 산화, nitrifier 탈질 및 종속영양 탈질공정의 3가지로 구분된다. 실험실, 파일럿 및 실 규모 하폐수 처리 공정을 대상으로 아산화질소 배출량을 측정한 결과 아산화질소 배출량의 질소 부하량의 0-95%로 변이가 매우 컸다. 실 규모 하폐수 처리공정에서는 질소 부하량의 0-14.6%가 아산화질소로 배출되고, 평균값과 중간값은 각각 1.95%와 0.2%이었다. 아산화질소 배출량에 영향을 미치는 가장 중요한 운전인자는 용존산소와 아질산염 농도 및 COD/N 비율이었다. 아산화질소 배출 저감을 위해 운전인자를 조절하는 다양한 전략이 보고되고 있다. 또한, 하폐수 처리공정에서 아산화질소 배출 저감하기 위한 새로운 전략으로, 높은 아산화질소 환원효소 활성을 가진 미생물을 활용하거나, 기존의 탈질공정 대신 산소발생 탈질공정(oxygenic denitrification)을 도입하는 것이 제안되고 있다.
아산화질소($N_2O$)는 기후변화를 야기하는 온실가스임과 동시에 오존층을 파괴하는 가스이다. 하폐수 처리시 생물학적 질소 제거 공정에서 주로 배출되는 아산화질소가 환경에 미치는 영향은 매우 중요하므로 대책 수립이 필요하다. 본 논문에서는 하폐수 처리과정의 아산화질소 배출 관련 최신 연구동향을 종합적으로 고찰함으로써, 아산화질소의 배출량 및 생성에 미치는 주요 인자의 영향을 이해하고, 아산화질소 배출 저감 전략 수립에 필요한 정보를 도출하였다. 하폐수 처리공정에서 아산화질소가 배출되는 주요 경로는 hydroxylamine 산화, nitrifier 탈질 및 종속영양 탈질공정의 3가지로 구분된다. 실험실, 파일럿 및 실 규모 하폐수 처리 공정을 대상으로 아산화질소 배출량을 측정한 결과 아산화질소 배출량의 질소 부하량의 0-95%로 변이가 매우 컸다. 실 규모 하폐수 처리공정에서는 질소 부하량의 0-14.6%가 아산화질소로 배출되고, 평균값과 중간값은 각각 1.95%와 0.2%이었다. 아산화질소 배출량에 영향을 미치는 가장 중요한 운전인자는 용존산소와 아질산염 농도 및 COD/N 비율이었다. 아산화질소 배출 저감을 위해 운전인자를 조절하는 다양한 전략이 보고되고 있다. 또한, 하폐수 처리공정에서 아산화질소 배출 저감하기 위한 새로운 전략으로, 높은 아산화질소 환원효소 활성을 가진 미생물을 활용하거나, 기존의 탈질공정 대신 산소발생 탈질공정(oxygenic denitrification)을 도입하는 것이 제안되고 있다.
Nitrous oxide ($N_2O$) is a potent greenhouse gas as well as an ozone-depleting substance. $N_2O$ is emitted during the biological nitrogen removal process in wastewater treatment systems (WTSs), and has significant environmental impacts. In this study, $N_2O$ emissi...
Nitrous oxide ($N_2O$) is a potent greenhouse gas as well as an ozone-depleting substance. $N_2O$ is emitted during the biological nitrogen removal process in wastewater treatment systems (WTSs), and has significant environmental impacts. In this study, $N_2O$ emission in WTSs was comprehensively reviewed to better understand the effects of key parameters on $N_2O$ emission and obtain useful guidelines for $N_2O$ mitigation strategies in WTSs. Three biological pathways leading to $N_2O$ emission are hydroxylamine oxidation, nitrifier denitrification, and heterotrohic denitrification. Measurements at lab-, pilot- and full-scale WTSs have shown large variations in $N_2O$ emission (0-95% of N-loaded) during wastewater treatment. In the full-scale WTSs (0-14.6% $N_2O$ of N-loaded), the average and median values were 1.95% and 0.2% of N-loaded, respectively. Dissolved oxygen, nitrite concentrations, and chemical oxygen demand (COD)/N ratio are the most important parameters leading to $N_2O$ emission. A variety of operational strategies have been suggested to minimize $N_2O$ emission from WTSs. A new $N_2O$ mitigation strategy involving the introduction of microorganisms with high $N_2O$ reductase activity or oxygenic denitrification ability has been proposed as an alternative canonical denitrification.
Nitrous oxide ($N_2O$) is a potent greenhouse gas as well as an ozone-depleting substance. $N_2O$ is emitted during the biological nitrogen removal process in wastewater treatment systems (WTSs), and has significant environmental impacts. In this study, $N_2O$ emission in WTSs was comprehensively reviewed to better understand the effects of key parameters on $N_2O$ emission and obtain useful guidelines for $N_2O$ mitigation strategies in WTSs. Three biological pathways leading to $N_2O$ emission are hydroxylamine oxidation, nitrifier denitrification, and heterotrohic denitrification. Measurements at lab-, pilot- and full-scale WTSs have shown large variations in $N_2O$ emission (0-95% of N-loaded) during wastewater treatment. In the full-scale WTSs (0-14.6% $N_2O$ of N-loaded), the average and median values were 1.95% and 0.2% of N-loaded, respectively. Dissolved oxygen, nitrite concentrations, and chemical oxygen demand (COD)/N ratio are the most important parameters leading to $N_2O$ emission. A variety of operational strategies have been suggested to minimize $N_2O$ emission from WTSs. A new $N_2O$ mitigation strategy involving the introduction of microorganisms with high $N_2O$ reductase activity or oxygenic denitrification ability has been proposed as an alternative canonical denitrification.
* AI 자동 식별 결과로 적합하지 않은 문장이 있을 수 있으니, 이용에 유의하시기 바랍니다.
문제 정의
본 논문에서는 생물학적 하폐수 처리과정에서 아산화질소 배출량 및 아산화질소 생성에 미치는 여러 환경인자와 공정인자의 영향에 대한 최신 연구 동향을 정리하였다. 또한, 하폐수 처리과정 아산화질소 배출을 감소시키기 위한 공정 개선 및 생물학적 저감 기술 개발에 관한 동향을 고찰하였다. 본 논문의 종합 고찰 결과는 향후 하폐수 처리과정에서 온실가스인 아산화질소 배출 저감 기술을 개발하고 아산화질소를 포함한 환경기초시설 분야의 온실가스 관리 정책을 수립하는데 활용 가능할 것으로 사료된다.
본 논문에서는 생물학적 하폐수 처리과정에서 아산화질소 배출량 및 아산화질소 생성에 미치는 여러 환경인자와 공정인자의 영향에 대한 최신 연구 동향을 정리하였다. 또한, 하폐수 처리과정 아산화질소 배출을 감소시키기 위한 공정 개선 및 생물학적 저감 기술 개발에 관한 동향을 고찰하였다.
성능/효과
027% 수준으로 아산화질소의 배출량을 최소화할 수 있었다[71]. 16S rRNA gene 염기서열 분석을 통해 미생물 군집을 분석한 결과, Nitrospirae 등과 같은 아질산염 산화세균과, Rhodocyclales 및 Burkholderiales 등과 같은 탈질세 균이 높은 우점율을 보였다. 이러한 결과는 아질산염 산화세 균이 성장하기 유리한 조건 형성을 통해 질산화과정에서 아질산염 축적을 최소화할 수 있었고, 탈질세균을 활성화시켜 아산화질소 배출량을 최소하면서 탈질반응이 진행됨을 시사하였다[71].
고정상 생물반응기에서 가스체류시간이 3분인 경우에는 아산화질소 제거효율이 36%이었으나, 가스체류시간을 40분으로 증가시키면 아산화질소 제거효율이 92%로 향상되었다. DGGE (Denaturing Gradient Gel Electrophoresis) 방법에 의해 고정상 생물반응기의 세균군집을 조사한 결과, 종다양성 지수가 초기 1.5에서 3.5로 증가하였고, 아산화질소를 질소로 환원할 수 있는 다양한 종류의 탈질세균이 우점화되어 있음이 확인되었다.
Hu 등은 무산소-호기 SBR 반응조에서 인공폐수를 처리하면서 탄소원의 종류(sodium acetate, glucose, 수용성 starch)에 따라 질소 처리효율과 아산화질소의 배출량의 차이를 비교하였다[38]. Sodium acetate를 탄소원으로 공급한 경우 질소 처리효율은 가장 좋았으나, 아산화질소 배출량은 질소 제거량의 8.8%로 가장 높았다. 탄소원으로 수용성 starch를 공급한 조건에서는 질소 제거량의 2.
Song 등은 실규모 plug-flow 활성슬러지 반응조에서 아산화질소 배출량에 영향을 미치는 폐수의 수리학적 체류시간 (HRT)의 영향을 조사하여 HRT가 약 4시간이 조건보다 5시간인 조건에서 아산화질소 배출량이 적음을 보고하였다[72]. 각 조건별 아산화질소 환원세균을 분석한 결과, HRT가 짧은조건에서는 Mesorhizobium 만이 검출되었는데, HRT가 긴 조건에서는 Rhodobacter, Oligotropha 및 Shinella 등과 같은 다양한 종류의 아산화질소 환원세균이 검출되었다. 일반적으로 종다양성이 증가하면 환경변화 등의 변화에 대해 저항성과 탄력성이 증가하여 생물공정의 성능이 안정적으로 유지되는 것으로 알려져 있다[73].
이 방법은 아산화질소가 포함된 폐가스를 고정상 탈질 생물반응기에 공급하여 아산화질소를 질소로 환원시켜 처리하고, 용존 아산화질소는 폐수처리 반응기에서 유기물 분해과 함께 탈질 시켜 처리하고, 이 폐수처리 반응기에서 처리된 폐수를 다시 고정상 생물반응기로 순환시켜 처리하는 것이다. 고정상 생물반응기에서 가스체류시간이 3분인 경우에는 아산화질소 제거효율이 36%이었으나, 가스체류시간을 40분으로 증가시키면 아산화질소 제거효율이 92%로 향상되었다. DGGE (Denaturing Gradient Gel Electrophoresis) 방법에 의해 고정상 생물반응기의 세균군집을 조사한 결과, 종다양성 지수가 초기 1.
Castellano-Hinojosa 등은 스페인을 실규모 하수처리장 4곳을 대상으로 암모니아 산화세균, 암모니아 산화고세균 및 아산화질소 환원 탈질세균의 바이오매스를 qPCR 방법에 의해 정량적으로 분석한 후, 아산화질소 배출량과의 상관성을 조사하였다[70]. 그 결과, 아산화질소 배출량은 암모니아 산화고세균(r = -0.90) 및 아산화질소 환원 탈질세균(r = -0.64) 과는 음의 상관관계를 보였으나, 암모니아 산화세균의 바이오매스로 양의 상관관계(r = 0.91)를 보였다. 이러한 결과로 부터 실규모 하수처리장에서는 질산화세균에 의한 탈질반응에 의해 아산화질소가 많이 생성되므로, 이 반응을 억제시키기 위해 아산화질소의 축적 및 무산화조건에서 용존산소농도가 과잉으로 되지 않도록 운전전략을 도입하는 것이 중요 하다는 것을 알 수 있었다.
Zhu 와 Chen은 탄소원으로 아세트산과 슬러지 발효액을 각각 공급한 SBR의 아산화질소 배출량을 비교하였다[37]. 그 결과, 아세트산을 공급한 조건보다(질소 제거량의 50.7%가 아산화질소로 배출), 슬러지 발효액을 공급한 조건에서 아산화질소 배출량이 감소하였다(질소 제거량의 12.1%가 아산화질소로 배출). 이러한 결과는 슬러지 발효액에 의해 아산화질소를질소로 환원시키는 세균의 수가 증가했기 때문으로 보고하였다.
Pijuan 등은 파일럿 규모의 에어리프트 반응기를 이용하여 질산화 과정에서 아산화질소 배출량에 미치는 용존 산소 농도를 조사하였다[45]. 그 결과, 용존산소 농도가 1.1-4.5 mg/l인 조건에서는 산화된 질소량의 2.2-6.1%가 아산화질소로 배출되었으나, 용존산소 농도를 4.5-7.5 mg/l로 증가시키면 아산화질소 배출량이 2.2% 수준으로 감소하였다[45]. 한편, 용존산소를 공급하기 위해 포기시 공기유량을 너무 높이면 용존상태로 존재하는 아산화질소가 기상으로 배출되는 에어스트리핑 현상이 생길 수 있으므로[34], 용존산소가 부족하지 않을 정도로 공기유량을 최소화하는 것이 중요하다.
SBR 반응조에서 혐기성 조건을 없애고 호기-무산소-호기 -무산소-호기-침전 순서로 운전한 후 무가동 시간(idle phase)을 증가시키는 운전 방식을 통해 질소와 인의 제거효율을 그대로 유지하면서 아산화질소 배출량을 42%까지 감소시킬 수 있었다[41]. 기존의 공정에 비해, 혐기성 조건을 없앤 이 공정에서 아산화질소를 질소로 환원하는 유전자인 nosZ 유전자의 양이 약 4배 정도 증가되었음을 정량 PCR (quantitative PCR, qPCR) 분석을 통해 확인할 수 있었다. 즉, 이러한 SBR 운전 조건 변경을 통해, 아산화질소 환원세균의 바이오매스를 증가시켜 아산화질소 배출량을 저감시킬 수 있다는 것을 알 수 있었다[41].
7%이었다. 실험실 규모 반응기에서 인공폐수를 호기-무산소 연속회분식반응조(Sequencing Batch Reactor, SBR)에서 처리한 결과, 운전 초기에는 질소 부하량의 95%가 아산화질소로 배출되었으나, 시간이 경과함에 따라 아산화질소 배출량이 질소 부하량의 5% 수준으로 감소하였다[14]. 질산화와 탈질 활성슬러지 반응조에 실폐수를 연속적으로 처리한 결과, 아산화질소 배출량은 질소 부하량은 0.
SBR 공정에서 질소 제거량 대비 아산화질소 배출량에 영향을 미치는 암모니움 이온과 아질 산염 농도 영향을 조사하였다[40]. 암모니움 이온과 아질산염 농도가 높을수록 아산화질소 배출량은 증가하였다. 또한, 용존산소 농도 제한이 높은 조건에서 질소 제거량의 2.
Zheng 등은 매립지 침출수 처리용 생물여과장치에서 아산화질소를 환원할 수 있는 Pseudomonas stutzeri PCN-1을 분리하였다[67]. 이 균주는 호기성 탈질세균으로 이산화질소 환원에 관여하는 nirS (cytochrome cd1 nitrite reductase), cnorB (NO reductase) 및 nosZ (N2O reductase) 유전자를 이용하여 아산화질소를 환원시킬 수 있는 것으로 확인되었다. 기존 활성슬러지에 Pseudomonas stutzeri PCN-1을 접종한다면 질소 처리 공정에서 아산화질소 배출량을 저감 가능할 것이다.
91)를 보였다. 이러한 결과로 부터 실규모 하수처리장에서는 질산화세균에 의한 탈질반응에 의해 아산화질소가 많이 생성되므로, 이 반응을 억제시키기 위해 아산화질소의 축적 및 무산화조건에서 용존산소농도가 과잉으로 되지 않도록 운전전략을 도입하는 것이 중요 하다는 것을 알 수 있었다.
후속연구
그런데, 지금까지 실 규모 질산화공정에서 용존산소와 아산화질소 배출량과의 상관성 연구는 단기간 측정한 결과가 대부분이므로[34, 43, 45, 47-49], 향후 장기간에 걸친 연구를 통해 용존산소 농도가 아산화질소 배출에 미치는 영향을 보다 명확하게 파악할 필요가 있다.
이 균주는 호기성 탈질세균으로 이산화질소 환원에 관여하는 nirS (cytochrome cd1 nitrite reductase), cnorB (NO reductase) 및 nosZ (N2O reductase) 유전자를 이용하여 아산화질소를 환원시킬 수 있는 것으로 확인되었다. 기존 활성슬러지에 Pseudomonas stutzeri PCN-1을 접종한다면 질소 처리 공정에서 아산화질소 배출량을 저감 가능할 것이다.
따라서, 하폐수 고도처리 중 질산화와 탈질 과정에서 아산화질소 생성 기작을 파악하기 위해 운전인자와 환경조건이 아산화질소 생성에 미치는 영향에 대한 보다 정량적이고 체계적인 연구가 필요하다. 예를 들면, COD 제한 조건에서 탈질이 일어나는 동안 아산화질소가 어떤 기작을 통해 축적이 되는지, 아산화질소 배출에 대한 질산화 과정과 탈질 과정의 각각의 기여율, 특히 운전 및 환경인자 조건에 따라 기여율이 차이가 있을 수 있으므로 각 운전 및 환경조건별 각각의 기여율 규명, 아산화질소 배출을 감소시킬 수 있는 시스템의초기 구현 조건과 운전 조건 등에 대한 연구가 필요하다.
또한, 하폐수 처리과정 아산화질소 배출을 감소시키기 위한 공정 개선 및 생물학적 저감 기술 개발에 관한 동향을 고찰하였다. 본 논문의 종합 고찰 결과는 향후 하폐수 처리과정에서 온실가스인 아산화질소 배출 저감 기술을 개발하고 아산화질소를 포함한 환경기초시설 분야의 온실가스 관리 정책을 수립하는데 활용 가능할 것으로 사료된다.
가 우점종으로 검출되었다[79]. 이 결과는 이러한 균주를 활용한다면 산소가 저농도가 포함한 조건에서도 효율적으로 아산화질소를 질소로 제거 가능한 공정 설계가 가능함을 시사한다.
유기물 부하량이 높은 조건(COD/N > 10)에서도 AOB보다 AOA가 우점종이 된다는 연구도 보고된 바 있다[12]. 질산화 과정에서 아산화질소 배출량에 대한 AOB와 AOA의 기여도가 어느 정도인지 명확하지 않으므로, 향후 이를 규명할 필요가 있다. 한편, 질산화과정에서의 중간생성물인 hydroxylamine과 아질산의 화학적인 반응에 의해 아산화질소가 생성될 수 있는데, 하폐수 처리 과정에서 화학적으로 생성된 아산화질소의 양은 무시 가능할 정도로 소량이다[13].
또한, 고형물 체류시간이 짧을수록, 염농도가 높을수록, 암모늄 농도가 높을수록, 온도가 낮을수록, 황화물과 같은 독성물질의 농도가 높을수록 아산화질소 배출량이 증가하는 것으로 보고되고 있다. 향후 아산화질소 배출에 미치는 이러한 간접적 인자들의 영향을 보다 자세하고 정량적으로 해석하고, 인자와 인자 사이의 상호관련성에 대한 평가에 대한 연구들이 수행될 필요가 있다.
73 g-N2O/kg-TN으로 가장 높았다[42]. 향후 추가적인 연구를 통해 국내 하폐수 처리공정에서 아산화질소 배출량과 생성과 소멸 기작에 대한 정성적 정량적 정보가 축적될 필요가 있다. 이렇게 축적된 정보는 국내 하폐수 처리 공정에서 아산화질소 배출을 최소화할 수 있는 설계 기준과 운전조건을 확립하는데 유용하게 활용 가능하다.
질의응답
핵심어
질문
논문에서 추출한 답변
2011년 대기 중 아산화질소 농도는?
또한, 아산화질소는 성층권 오존층을 파괴하는 물질로[3], 온실가스 관리 분야 뿐 아니라 오존층 연구 분야에서도 아산화질소의 배출 및 거동에 관한 정보는 앞으로 점점 더 중요성이 커질 것으로 전망된다. 1750년 대기 중 아산화질소 농도는 270 ± 7 ppb로 추정되며, 2011년 대기 중 아산화질소 농도는 324.2 ppb이었다[2]. 아산화질소 농도가 증가하는 이유는 화석연료 사용량, 농업 등 인위적인 생물학적 질소 고정량이 증가하고 있으며, 화학공정에 의한 비료 생산량도 증가하고 있기 때문이다[2].
아산화질소 생성이 이루어지는 자연적인 발생원은?
아산화질소 생성과 소멸은 질소의 생지화학적 순환과 연관되어 있는데, 특히 (미)생물에 의한 질산화와 탈질과정에서 주로 생성되고 소멸되기도 한다[4, 5]. 아산화질소의 자연적인 발생원은 열대지역의 토양이 주요한 발생원이고, 해양 및 온대지역 토양 순으로 아산화질소가 많이 배출된다[2]. 아산화질소의 인위적인 발생원은 농경지에서 가장 많이 배출되고(70%), 화석연료 연소와 산업공정(10%), 바이오매스 연소(10%), 대기침적(9%) 및 하폐수 처리공정(3%) 등에서 배출된다[2].
아산화질소 농도가 증가하는 이유는?
2 ppb이었다[2]. 아산화질소 농도가 증가하는 이유는 화석연료 사용량, 농업 등 인위적인 생물학적 질소 고정량이 증가하고 있으며, 화학공정에 의한 비료 생산량도 증가하고 있기 때문이다[2]. 기후변화시나리오 예측에 의하면 2100년 대기 중 아산화질소 농도는 345-435 ppb까지 증가할 것으로 전망되고 있어[2], 아산화질소 배출량을 저감하기 위한 다각적인 측면의 노력이 필요하다.
참고문헌 (88)
Prather MJ, Hsu J, DeLuca NM, Jackman CH, Oman LD, Douglass AR, et al. 2015. Measuring and modeling the lifetime of nitrous oxide including its variability. J. Geophys. Res. Atmos. 120: 5693-5705.
IPCC. 2014. Climate change 2014: mitigation of climate change. In Edenhofer O, Pichs-Madruga R, Sokona Y, Farahani E, Kadner S, Seyboth K, Adler A, Baum I, Brunner S, Eickemeier P, Kriemann B, Savolainen J, Schlomer S, von Stechow C, Zwickel T, Minx JC (eds.), Contribution of working group III to the fifth assessment. Report of the Intergovernmental Panel on Cli-mate Change. Cambridge University Press, Cambridge.
Portmann RW, Daniel JS, Ravishankara, AR. 2012. Stratospheric ozone depletion due to nitrous oxide: influences of other gases. Philos. Trans. R. Soc. Lond. B. Biol. Sci. 367: 1256-1264.
Massara TM, Malamis S, Guisasola A, Baeza JA, Noutsopoulos C, Katsou E. 2017. A review on nitrous oxide ( $N_2O$ ) emissions during biological nutrient removal from municipal wastewater and sludge reject water. Sci. Total Environ. 596-597: 106-123.
Duan H, Ye L, Erler D, Ni BJ, Yuan Z. 2017. Quantifying nitrous oxide production pathways in wastewater treatment systems using isotope technology - A critical review. Water Res. 122: 96- 113.
Wunderlin P, Lehmann MF, Siegrist H, Tuzson B, Joss A, Emmenegger L, et al. 2013. Isotope signatures of $N_2O$ in a mixed microbial population system: constraints on $N_2O$ producing pathways in wastewater treatment. Environ. Sci. Technol. 47: 1339-1348.
Konneke M, Bernhard AE, de la Torre JR, Walker Christopher B, Waterbury JB, Stahl DA. 2005. Isolation of an autotrophic ammonia-oxidizing marine archaeon. Nature 437: 543-546.
Park HD, Wells GF, Bae H, Criddle CS, Francis CA. 2006. Occurrence of ammonia-oxidizing Archaea in wastewater treatment plant bioreactors. Appl. Environ. Microbiol. 72: 5643-5647.
van Niel EWJ, Arts PAM, Wesselink BJ, Robertson LA, Kuenen JG. 1993. Competition between heterotrophic and autotrophic nitrifiers for ammonia in chemostat cultures. FEMS Microbiol. Ecol. 102: 109-118.
Schreiber F, Wunderlin P, Udert KM, Wells GF. 2012. Nitric oxide and nitrous oxide turnover in natural and engineered micro- bial communities: Biological pathways, chemical reactions, and novel technologies. Front. Microbiol. 3: 1-24.
van Benthum WAJ, Garrido JM, Mathijssen JPM, Sunde J, van Loosdrecht MCM, Heijnen JJ. 1998. Nitrogen removal in intermittently aerated biofilm airlift reactor. J. Environ. Eng. 124: 239-248.
Park KY, Inamori Y, Mizuochi M, Ahn KH. 2000. Emission and control of nitrous oxide from a biological wastewater treatment system with intermittent aeration. J. Biosci. Bioeng. 90: 247-252.
Itokawa H, Hanaki K, Matsuo T. 2001. Nitrous oxide production in high-loading biological nitrogen removal process under low COD/N ratio condition. Water Res. 35: 657-664.
Lemaire R, Meyer R, Taske A, Crocetti GR, Keller J, Yuan Z. 2006. Identifying causes for $N_2O$ accumulation in a lab-scale sequencing batch reactor performing simultaneous nitrification, denitrification and phosphorus removal. J. Biotechnol. 122: 62-72.
Song K, Harper WF, Hori T, Riya S, Hosomi M, Terada A. 2015. Impact of carbon sources on nitrous oxide emission and microbial community structure in an anoxic/oxic activated sludge system. Clean Techn. Environ. Policy 17: 2375-2385.
Eldyasti A, Nakhla G, Zhu J. 2014. Influence of biofilm thickness on nitrous oxide ( $N_2O$ ) emissions from denitrifying fluidized bed bioreactors (DFBBRs). J. Biotechnol. 192: 281-290.
Gabarro J, Gonzalez-Carcamo P, Ruscalleda M, Ganigue R, Gich F, Balaguer MD, et al. 2014. Anoxic phases are the main $N_2O$ contributor in partial nitritation reactors treating high nitrogen loads with alternate aeration. Bioresour. Technol. 163: 92-99.
Frison N, Chiumenti A, Katsou E, Malamis S, Bolzonella D, Fatone F. 2015. Mitigating off-gas emissions in the biological nitrogen removal via nitrite process treating anaerobic effluents. J. Clean Prod. 93: 126-133.
Wicht H, Beier M. 1995. $N_2O$ emission aus nitrifizierenden und denitrificierenden Klaranlagen. Korrespondenz Abwasser 42: 404-406.
Ahn JH, Kim S, Park H, Rahm B, Pagilla K, Chandran K. 2010. $N_2O$ emissions from activated sludge processes, 2008-2009: Results of a national monitoring survey in the United States. Environ. Sci. Technol. 44: 4505-4511.
Sommer J, Ciplak A, Sumer E, Benckiser G, Ottow JCG. 1998. Quantification of emitted and retained $N_2O$ in a municipal wastewater treatment plant with activated sludge and nitrifi-cation-denitrification units. Agrobiol. Res. 51: 59-73.
Kimochi Y, Inamori Y, Mizuochi M, Xu KQ, Matsumura M. 1998. Nitrogen removal and $N_2O$ emission in a full-scale domestic wastewater treatment plant with intermittent aeration. J. Fer-ment. Bioeng. 86: 202-206.
de Mello WZ, Ribeiro RP, Brotto AC, Kligerman DC, Piccoli AdeS, Oliveira JLM. 2013. Nitrous oxide emissions from an intermittent aeration activated sludge system of an urbanwastewater treatment plant. Quim. Nova 36: 16-20.
Tumendelger A, Toyoda S, Yoshida N. 2014. Isotopic analysis of $N_2O$ produced in a conventional wastewater treatment system operated under different aeration conditions. Rapid Commun. Mass Spectrom. 28: 1883-1892.
Aboobakar A, Cartmell E, Stephenson T, Jones M, Vale P, Dotro G. 2013. Nitrous oxide emissions and dissolved oxygen profiling in a full-scale nitrifying activated sludge treatment plant. Water Res. 47: 524-534.
Sun S, Bao Z, Sun D. 2014. Study on emission characteristics and reduction strategy of nitrous oxide during wastewater treatment by different processes. Environ. Sci. Pollut. Res. 22: 4222-4229.
Rodriguez-Caballero A, Aymerich I, Marques R, Poch M, Pijuan M. 2015. Minimizing $N_2O$ emissions and carbon footprint on a full-scale activated sludge sequencing batch reactor. Water Res. 71: 1-10.
Kampschreur MJ, van der Star W, Wielders H, Mulder JW, Jetten M, van Loosdrecht M. 2008. Dynamics of nitric oxide and nitrous oxide emission during full-scale reject water treatment. Water Res. 42: 812-826.
Castro-Barros C, Daelman M, Mampaey K, van Loosdrecht M, Volcke E. 2015. Effect of aeration regime on $N_2O$ emission from partial nitritation-anammox in a full-scale granular sludge reactor. Water Res. 68: 793-803.
Zhu X, Chen Y. 2011. Reduction of $N_2O$ and NO generation in anaerobic-aerobic (low dissolved oxygen) biological wastewater treatment process by using sludge alkaline fermentation liquid. Environ. Sci. Technol. 45: 2137-2143.
Hu Z, Zhang J, Li S, Xie H. 2013. Impact of carbon source on nitrous oxide emission from anoxic/oxic biological nitrogen removal process and identification of its emission sources. Environ. Sci. Pollut. Res. 20: 1059-1069.
Zhang X, Wang X, Zhang J, Huang X, Wei D, Lan W, et al. 2016. Reduction of nitrous oxide emissions from partial nitrification process by using innovative carbon source (mannitol). Biore-sour. Technol. 218: 789-795.
Shen L, Guan Y, Wu G, Zhan X. 2013. $N_2O$ emission from a sequencing batch reactor for biological N and P removal from wastewater. Front. Environ. Sci. Eng. 8: 776-783.
Chen Y, Wang D, Zheng X, Li X, Feng L, Chen H. 2014. Biological nutrient removal with low nitrous oxide generation by cancelling the anaerobic phase and extending the idle phase in a sequencing batch reactor. Chemosphere 109: 56-63.
Yang HJ, Park JM, Kim MJ. 2008. Estimate of nitrous oxide emis- sion factors from municipal wastewater treatment plants. J. Korean Soc. Environ. Eng. 30: 1281-1286. [Korean Literature]
Kampschreur M, Poldermans R, Kleerebezem R, van der Star W, Haarhuis R, Abma W, et al. 2009. Emission of nitrous oxide and nitric oxide from a full-scale single-stage nitritation-anammox reactor. Water Sci. Technol. 60: 3211-3217.
Goreau TJ, Kaplan WA, Wofsy SC, McElroy MB, Valois FW, Wat-son SW. 1980. Production of nitrite and nitrogen oxide ( $N_2O$ ) by nitrifying bacteria at reduced concentrations of oxygen. Appl. Environ. Microbiol. 40: 526-532.
Pijuan M, Tora J, Rodriguez-Caballero A, Cesar E, Carrera J, Perez J. 2014. Effect of process parameters and operational mode on nitrous oxide emissions from a nitritation reactor treating reject wastewater. Water Res. 19: 23-33.
Otte S, Grobben NG, Robertson LA, Jetten MSM, Kuenen JG. 1996. Nitrous oxide production by Alcaligenes faecalis under transient and dynamic aerobic and anaerobic conditions. Appl. Environ. Microbiol. 62: 2421-2426.
Desloover J, de Clippeleir H, Boeckx P, du Laing G, Colsen J, Verstraete W, Vlaeminck SE. 2011. Floc-based sequential partial nitritation and anammox at full scale with contrasting $N_2O$ emissions. Water Res. 45: 2811-2821.
Castro-Barros C, Daelman M, Mampaey K, van Loosdrecht M, Volcke E. 2013. Dynamics of $N_2O$ emission from partial nitritation-anammox in a full-scale granular sludge reactor. Proceed-ings from the 9th International Conference on Biofilm Reactors, 2013 May 28-31, Paris.
Rodriguez-Caballero A, Pijuan M. 2013. $N_2O$ and NO emissions from a partial nitrification sequencing batch reactor: exploring dynamics, sources and minimization mechanisms. Water Res. 47: 3131-3140.
Hynes RK, Knowles R. 1984. Production of nitrous oxide by Nitrosomonas europaea: effects of acetylene, pH, and oxygen. Can. J. Microbiol. 30: 1397-1404.
Kim DJ, Kim H, Kim Y. 2011. Effect of nitrogen compounds and organic carbon concentrations on $N_2O$ emission during denitrification. Clean Technol. 17: 134-141. [Korean Literature]
Wang H, Guan Y, Pan M, Wu G. 2016. Aerobic $N_2O$ emission for activated sludge acclimated under different aeration rates in the multiple anoxic and aerobic process. J. Environ. Sci. 46: 70-79.
Leix C, Drewes JE, Ye L, Koch K. 2017. Strategies for enhanced deammonification performance and reduced nitrous oxide emissions. Bioresour. Technol. 236: 174-185.
Francis CA, Roberts KJ, Beman JM, Santoro AE, Oakley BB. 2005. Ubiquity and diversity of ammonia-oxidizing archaea in water columns and sediments of the ocean. Proc. Natl. Acad. Sci. USA 102: 14683-14688.
Tourna M, Freitag TE, Nicol GW, Prosser JI. 2008. Growth, activ- ity and temperature responses of ammonia oxidising archaea and bacteria in soil microcosms. Environ. Microbiol. 10: 1357-1364.
Bru D, Sarr A, Philippot L. 2007. Relative abundances of proteobacterial membrane-bound and periplasmic nitrate reductases in selected environments. Appl. Environ. Microbiol. 73: 5971-5974.
Throback IN, Enwall K, Jarvis A, Hallin S. 2004. Reassessing PCR primers targeting nirS, nirK and nosZ genes for community sur- veys of denitrifying bacteria with DGGE. FEMS Microbiol. Ecol. 49: 401-417.
Yu R, Kampschreur MJ, Loosdrecht MC, Chandran K. 2010. Mechanisms and specific directionality of autotrophic nitrous oxide and nitric oxide generation during transient anoxia. Environ. Sci. Technol. 44: 1313-1319.
Braker G, Fesefeldt A, Witzel KP. 1998. Development of PCR primer systems for amplification of nitrite reductase genes (nirK and nirS) to detect denitrifying bacteria in environmental samples. Appl. Environ. Microbiol. 64: 3769-3775.
Henry S, Baudoin E, Lopez-Gutierrez JC, Martin-Laurent F, Brauman A, Philippot L. 2004. Quantification of denitrifying bacteria in soils by nirK gene targeted real-time PCR. J. Microbiol. Methods 59: 327-335.
Yang Y, Huang S, Zhang Y, Xu F. 2014. Nitrogen removal by Chelatococcus daeguensis TAD1 and its denitrification gene identification. Appl. Biochem. Biotechnol.172: 829-839.
Zheng M, He D, Ma T, Chen Q, Liu S, Ahmad M, et al. 2014. Reducing NO and $N_2O$ emission during aerobic denitrification by newly isolated Pseudomonas stutzeri PCN-1, Bioresour. Technol. 162: 80-88.
Henry S, Bru D, Stres B, Hallet S, Philippot L. 2006. Quantitative detection of the nosZ gene, encoding nitrous oxide reductase, and comparison of the abundances of 16S rRNA, narG, nirK, and nosZ genes in soils. Appl. Environ. Microbiol. 72: 5181-5189.
Castellano-Hinojosa A, Maza-Marquez P, Melero-Rubio Y, Gonzalez-Lopez J, Rodelas B. 2018. Linking nitrous oxide emissions to population dynamics of nitrifying and denitrifying prokaryotes in four full-scale wastewater treatment plants. Chemosphere 200: 57-66.
Zheng M, Tian Y, Liu T, Ma T, Li L, Li C, et al. 2015. Minimization of nitrous oxide emission in a pilot-scale oxidation ditch: generation, spatial variation and microbial interpretation. Bioresour. Technol. 179: 510-517.
Song K, Suenaga T, Hamamoto A, Satou K, Riya S, Hosomi M, et al. 2014. Abundance, transcription levels and phylogeny of bacteria capable of nitrous oxide reduction in a municipal wastewater treatment plant. J. Biosci. Bioeng. 118: 289-297.
Erkus O, de Jager VCL, Spus M, van Alen-Boerrigter IJ, van Rijswijck IMH, Hazelwood L, et al. 2013. Multifactorial diversity sustains microbial community stability. ISME J. 7: 2126-2136.
Zumft WG, Kroneck PM. 2007. Respiratory transformation of nitrous oxide ( $N_2O$ ) to dinitrogen by Bacteria and Archaea. Adv. Microb. Physiol. 52: 107-227.
Viebrock A, Zumft WG. 1988. Molecular cloning, heterologous expression, and primary structure of the structural gene for the copper enzyme nitrous oxide reductase from denitrifying Pseudomonas stutzeri. J. Bacteriol. 170: 4658-4668.
Simon J, Einsle O, Kroneck PM, Zumft WG. 2004. The unprece-dented nos gene cluster of Wolinella succinogenes encodes a novel respiratory electron transfer pathway to cytochrome c nitrous oxide reductase. FEBS Lett. 569: 7-12.
Figueroa-Gonzalez I, Quijano G, Laguna I, Munoz R, Garcia-Encina PA. 2016. A fundamental study on biological removal of $N_2O$ in the presence of oxygen. Chemosphere 158: 9-16.
He Z, Feng Y, Zhang S, Wang X, Wu S, Pan X. 2018. Oxygenic denitrification for nitrogen removal with less greenhouse gas emissions: Microbiology and potential applications. Sci. Total Environ. 621: 453-464.
Zedelius J, Rabus R, Grundmann O, Werner I, Brodkorb D, Sch- reiber F, et al. 2011. Alkane degradation under anoxic condi-tions by a nitratereducing bacterium with possible involvement of the electron acceptor in substrate activation. Environ. Microbiol. Rep. 3: 125-135.
Coates JD, Chakraborty R, Lack JG, O'connor SM, Cole KA, Bender KS, et al. 2001. Anaerobic benzene oxidation coupled to nitrate reduction in pure culture by two strains of Dechloromonas. Nature 411: 1039-1043.
※ AI-Helper는 부적절한 답변을 할 수 있습니다.