郭凱成，劉文如，2，3，宋家俊，汪 倩，沈耀良，2，3

（1.蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇蘇州 215009；2.城市生活污水資源化利用技術(shù)國家地方聯(lián)合工程實驗室，江蘇蘇州 215009；3.江蘇省水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇蘇州 215009）

傳統(tǒng)的脫氮過程依賴于好氧與缺氧條件下分別進(jìn)行的硝化和反硝化。硝化過程中，氨氧化微生物將氨氮氧化為亞硝酸鹽，隨后亞硝酸鹽被微生物氧化為硝酸鹽。反硝化過程中，異養(yǎng)反硝化微生物以有機(jī)物為電子受體將硝酸鹽還原為氮氣，亞硝酸鹽、一氧化氮和一氧化二氮則以中間產(chǎn)物形式存在〔1〕。新型脫氮技術(shù)依賴于氨氧化為亞硝酸鹽（短程硝化），亞硝酸鹽通過反硝化或厭氧氨氧化進(jìn)一步還原為氮氣。此過程與傳統(tǒng)脫氮過程相比可降低40%的COD消耗，耗氧量降低25%，生物質(zhì)產(chǎn)量減少300%，后續(xù)反硝化階段的亞硝酸鹽的還原速率可提高1.5～2倍，CO2排放量減少20%〔2〕。因此，新型脫氮技術(shù)日益受到研究者的青睞。

筆者對近年來短程硝化的相關(guān)文獻(xiàn)進(jìn)行統(tǒng)計分析，得出維持短程硝化穩(wěn)定運(yùn)行的各種影響因素，如pH、游離氮（FA）與游離亞硝酸鹽（FNA）、溫度、溶解氧濃度和化學(xué)抑制劑等，并總結(jié)了可與短程硝化耦合的新型脫氮工藝：短程硝化耦合反硝化、短程反硝化耦合厭氧氨氧化、短程硝化耦合反硝化除磷等，為類似研究提供理論借鑒。

1 短程硝化原理及菌種分類

短程硝化并非簡單的氨氧化菌（AOB）將氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽的過程，而是伴有多種中間產(chǎn)物和酶促反應(yīng)的復(fù)雜電子傳遞與能量轉(zhuǎn)化過程。目前國內(nèi)外學(xué)者將氨為最主要基質(zhì)、羥氨為真正能源的假設(shè)作為生化反應(yīng)基礎(chǔ)，對短程硝化過程進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)其反應(yīng)過程主要分為2步：（1）基質(zhì)NH3（非NH4+）透過AOB細(xì)胞膜，與細(xì)胞質(zhì)膜中的氨單加氧酶（AMO）發(fā)生反應(yīng)形成羥胺NH2OH，放出120 kJ∕moL能量，反 應(yīng) 式 為NH2OH在羥胺氧化還原酶（HAO）的作用下氧化形成 亞 硝 態(tài) 氮，吸 收23 k J∕moL能 量〔3〕，反 應(yīng) 式 為

第1步反應(yīng)中NH3氧化所需的1個氧原子來自分子氧，第2步反應(yīng)中羥胺氧化所需的氧來自細(xì)胞質(zhì)內(nèi)的水分子，同時轉(zhuǎn)移出4個電子和4個H+，為第1步反應(yīng)另一氧原子還原為水分子提供條件。也有研究提出羥胺的氧化也可分為兩步進(jìn)行〔4〕，反應(yīng)中間產(chǎn)物也不止一種，因此對氨與羥胺耦合的機(jī)理還需深入探索。

目前已知的能將氨氮氧化為亞硝酸鹽的微生物主要有兩大類：氨氧化細(xì)菌（AOB）和氨氧化古生菌（AOA）?；贏OB與AOA基因的系統(tǒng)發(fā)育樹由圖1所示〔5〕。

圖1 基于AOB amo A（a）和AOA amo A（b）基因的系統(tǒng)發(fā)育樹Fig.1 Phylogenetic tree based on AOB amo A（a）and AOA amo A（b）genes

AOB被歸于γ-變形桿菌亞門（γ-Proteobacteria）和β-變形桿菌亞門（β-Proteobacteria）。γ-AOB包括Nitrosococcusoceani等菌種，β-AOB門下的菌屬有Nitrosospira、Nitrosomonas等，Nitrosomonas菌 屬 包 括Nitrosomonas europaea-Nitrosococcusmobilis菌種、Ni-trosomonas communis菌種、Nitrosomonas oligotropha菌種、Nitrosomonasmarina菌種、Nitrosomonascryotolerans菌種和NitrosomonasNm143菌種〔6〕。其中，Nitrosospira菌屬、Nitrosomonas europaea-Nitrosococcusmobilis菌種和Nitrosomonas oligotropha菌種在污水處理系統(tǒng)中較為常見〔6〕。有研究證實AOA在全球氮素循環(huán)中有氨氧化的潛在作用〔7〕，其也被歸入近期發(fā)現(xiàn)的Thaumarchaeota門〔8〕。該門下具有氨氧化功能的菌屬主要有Nitrosopumilus、Nitrososphaera、Nitrosocaldus、Nitrosotalea和Nitrososphaera姊妹菌屬〔9〕，其氨氧化原理現(xiàn)階段還不明確。在一些大型污水處理廠中，AOA被認(rèn)為是氨氧化的主要作用菌群〔10〕，但在大部分脫氮系統(tǒng)中AOB仍是主要氨氧化菌群〔11〕。

2 影響因素

AOB和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的生理特性不同，通過控制某些環(huán)境參數(shù)如溫度、p H、DO、FA和FNA等可促進(jìn)AOB的生長并抑制NOB活性，達(dá)到短程硝化的目的〔12〕。但在主流條件下NOB相比于AOB有更強(qiáng)的適應(yīng)性，在系統(tǒng)運(yùn)行一段時間后NOB活性得到恢復(fù)，使亞硝酸鹽的積累不穩(wěn)定，運(yùn)行中一旦條件發(fā)生變化硝酸鹽便會大量積累〔13〕。因此需尋找合適的操作條件抑制NOB的活性，最大限度地提高脫氮效能〔14〕。

2.1 溫度

在短程硝化系統(tǒng)中，溫度對氨的氧化有顯著影響。C.HELLINGA等〔15〕發(fā)現(xiàn)AOB的生長速率隨溫度升高而增大，在35℃左右達(dá)到峰值，且高溫時NOB的生長速率低于AOB。在氨氮負(fù)荷與DO濃度恒定的條件下，S.LóPEZ-PALAU等〔16〕觀察到短程硝化反應(yīng)器在33～37℃范圍內(nèi)的氨氧化速率達(dá)到最大。Yongzhen PENG等〔12〕認(rèn)為溫度＞25℃時NOB的停留時間低于AOB，系統(tǒng)可實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化，而低溫會導(dǎo)致NOB在系統(tǒng)中占主導(dǎo)地位。鞏有奎等〔17〕研究了溫度變化對短程硝化的影響，發(fā)現(xiàn)溫度≥20℃時NH4+去除率均＞95%，溫度降至15、10℃時，亞硝態(tài)氮積累率低至21.3%、26.7%。王麗媛等〔18〕在SBR反應(yīng)器中（25℃）成功實現(xiàn)了短程硝化，逐步降低反應(yīng)溫度至20、15℃后，MLSS總量大幅減少，污泥活性明顯降低，AOB與NOB的生長均受到抑制，體現(xiàn)出低溫條件下尋求穩(wěn)定短程硝化策略的重要性。通過p H在線監(jiān)測〔19〕或根據(jù)出水亞硝氮積累率〔18〕等控制SBR反應(yīng)器的曝氣時間，可強(qiáng)化AOB的硝化性能，防止NOB硝化過程產(chǎn)生，再通過不斷淘洗排泥使AOB逐步成為優(yōu)勢菌種，最終在低溫下實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化過程。M.PICULELL等〔20〕通過保持生物膜反應(yīng)器的生物膜厚度及交替使用合成廢水進(jìn)水，在15℃下實現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化。低溫時不同運(yùn)行方式下的短程硝化效果見表1。

表1 低溫下不同運(yùn)行方式的短程硝化效果Table 1 Partial nitrification effects of different operation modes at low temperature

2.2 p H、FA與FNA

pH可改變酶反應(yīng)機(jī)制，直接影響AOB和NOB的活性〔24〕，或通過改變FA和FNA的濃度間接影響AOB、NOB的 活 性〔25〕。Yuling HE等〔26〕認(rèn) 為p H在7.5～8.5條件下NOB活性會被抑制，pH在7.5～7.8有利于短程硝化作用。S.PARK等〔24〕報道AOB、NOB的最適pH分別為（8.2±0.3）、（7.9±0.4）。B.SINHA等〔27〕研究了pH對硝化作用的影響，發(fā)現(xiàn)pH較高時亞硝酸鹽的積累量增加。

高濃度的FA和FNA均能抑制AOB與NOB的活性，但與NOB相比，AOB對FA和FNA濃度的耐受性更強(qiáng)〔28〕。在懸浮污泥系統(tǒng)中，0.1～0.4 mg∕L FA和0.24 mg∕L FNA對亞硝酸鹽的氧化有抑制作用〔29〕，而氨氧化直至較高濃度時（10～150 mg∕L FA、1.35 mg∕L FNA）才被抑制〔30〕。因此，在適當(dāng)?shù)腇A或FNA濃度下，AOB活性不受影響而NOB活性會被抑制。處理含高濃度氨氮廢水如側(cè)流廢水、垃圾滲濾液、畜禽糞便發(fā)酵出水時，F(xiàn)A濃度可保持在較高水平以抑制NOB的活性。城市污水的游離氨濃度較低，一般采用FNA濃縮液即部分硝化側(cè)流處理單元的出水進(jìn)行在線污水處理，可有效提高FNA從而抑制NOB活性〔30〕。

2.3 DO

DO是AOB和NOB氧化還原鏈中的底物及末端電子受體。在低DO濃度下，AOB和NOB的生長速率均會降低〔31〕。NOB的氧半飽和系數(shù)（Ko）一般高于AOB〔32〕，因此AOB對氧的親和力高于NOB，競爭DO時NOB往往處于劣勢。有研究表明，DO＜1.0 mg∕L情況下，AOB的生長速率是NOB的2.6倍〔33〕。K.HANAKI等〔34〕研究表明DO為0.5 mg∕L（25℃）時，實驗室規(guī)模的混流反應(yīng)器可抑制亞硝酸鹽氧化而不會抑制氨氧化。維持限氧狀態(tài)無需額外的能量或化學(xué)物質(zhì)，被廣泛用于高、低氨氮含量廢水的處理〔35〕。

然而，以限氧為唯一控制策略往往不足以維持長期穩(wěn)定的短程硝化過程。Guoqiang LIU等〔36〕發(fā)現(xiàn)DO為0.16 mg∕L時，經(jīng)過長時間運(yùn)行亞硝態(tài)氮仍會被全部硝化，類Nitrobacter硝化菌群被類Nitrospira硝化菌群替代，進(jìn)行亞硝氮的氧化過程。同樣地，C.M.FITZGERALD等〔37〕研究發(fā)現(xiàn)DO＜0.3 mg∕L時2個短程硝化反應(yīng)器均實現(xiàn)完全硝化，分離出的微生物與任何已知的氨氧化原核微生物都無關(guān)聯(lián)。導(dǎo)致這一現(xiàn)象的原因可能為：（1）存在其他有利于NOB增殖的條件，如低FA、低溫等；（2）NOB具有適應(yīng)性，可在微氧環(huán)境下存活并生長；（3）NOB不同譜系中的微生物種群對氧的親和力不同，生長特性也不同。

硝化桿菌和硝酸螺旋菌是廢水處理中常見的2種亞硝氧化細(xì)菌。其氧親和力趨于不同，硝化桿菌的親和力較低，硝化螺旋菌的親和力較高〔38〕。Zhonghua HUANG等〔39〕發(fā)現(xiàn)低DO條件下（＜1.0 mg∕L）大型污水處理廠中的硝化螺旋菌數(shù)量高于硝化桿菌。硝化螺旋菌可被分為Ⅰ系與Ⅱ系。H.D.PARK等〔40〕報道硝化螺旋菌Ⅰ系在低DO條件下（0.12～0.24 mg∕L）存在，而硝化螺旋菌Ⅱ系在高DO條件下（8.5 mg∕L）被發(fā)現(xiàn)。表明一些NOB菌種可在限氧環(huán)境下存活并具有活性，可能導(dǎo)致短程硝化失敗，尤其是長期運(yùn)行時。但也有研究指出AOB與NOB對底物的親和力取決于其菌落大小或生物量，并非細(xì)胞自身的特性〔41〕。在給定環(huán)境基質(zhì)中，NOB的氧親和力會隨時間推移而發(fā)生較大變化，這取決于細(xì)胞環(huán)境和NOB在基質(zhì)中的適應(yīng)性。因此，僅以限氧作為短程硝化長期運(yùn)行的策略可能不適宜，應(yīng)考慮與其他控制條件聯(lián)合應(yīng)用以抑制NOB活性。

2.4 碳氮比

碳氮比是影響短程硝化性能的另一關(guān)鍵因素〔42〕。在高COD負(fù)荷下，具有較高生長速率和生物量的異養(yǎng)微生物會在營養(yǎng)底物和溶解氧的競爭中勝過AOB，可利用的氧電子受體下降將導(dǎo)致氨氧化細(xì)菌種群多樣性和生物量的減少〔42〕。F.IANNACONE等〔43〕發(fā)現(xiàn)過量有機(jī)碳會抑制氨氧化過程，因此有必要嚴(yán)格控制并選擇合適的進(jìn)水碳氮比。Jialin LI等〔44〕考察了碳氮比對單級短程硝化-厭氧氨氧化耦合工藝處理高氨氮廢水的影響，結(jié)果表明，碳氮比為0.4時脫氮效果穩(wěn)定，但COD去除不完全，導(dǎo)致脫氮效率不高。

也有研究發(fā)現(xiàn)，低溫下有機(jī)碳源的存在可改善硝化過程，異養(yǎng)菌可對氨氧化細(xì)菌起到保護(hù)作用〔45〕。孫藝齊等〔46〕考察了SBR反應(yīng)器中（15℃）碳氮比對短程硝化啟動和穩(wěn)定性的影響，發(fā)現(xiàn)60個周期（每周期12 h）內(nèi)，碳氮比為1.5時短程硝化的啟動十分迅速且成功，碳氮比為0或3時短程硝化啟動失敗。Fan DING等〔47〕也認(rèn)為碳氮比為1、2時對低溫下的短程硝化直接啟動有很大促進(jìn)作用。Li JIA等〔48〕以葡萄糖為碳源啟動短程硝化，當(dāng)進(jìn)水碳氮比為1.2時，脫氮效率可達(dá)84%～95%；當(dāng)碳氮比為2.7～2.9時AOB活性明顯下降〔49〕。

2.5 抑制性化合物

NOB抑制劑有硫化物、羥胺、鹽類等〔2〕。T.H.ERGUDER等〔50〕在初始硫化物質(zhì)量濃度為45 mg∕L、p H為7.5的條件下獲得75%的亞硝酸鹽積累率，而添加硫化物之前亞硝酸鹽積累率不到13%。D.I.B.ORTIZ等〔51〕觀察到硫化物對AOB和NOB均有抑制作用，其對亞硝酸鹽氧化的影響更大。常賾等〔52〕以硫化物為電子供體，在DO為（1.5±0.5）mg∕L、硫化物為50 mg∕L、溫度為25℃、水力停留時間為12 h的條件下啟動部分硝化-自養(yǎng)反硝化工藝，總氮去除率達(dá)到90%。

羥胺作為硝化的中間產(chǎn)物，對NOB的生長較AOB和厭氧氨氧化細(xì)菌有更明顯的不可逆抑制作用〔53〕。在好氧顆粒污泥反應(yīng)器、生物膜反應(yīng)器、一體式生物濾池系統(tǒng)中分別投加10、8.25、2.5～5 mg∕L羥胺，均能成功實現(xiàn)部分硝化。考慮到羥胺是AOB氨氧化的第一個產(chǎn)物，且并非亞硝化的限速步驟，上述抑制濃度不應(yīng)視作硝化系統(tǒng)中的一般積累水平，而應(yīng)解釋為抑制NOB的外部因素。

鹽度對硝化作用影響的研究結(jié)果并不一致〔54〕。有研究稱，與NOB相比，AOB對NaCl（10 g∕L）的短期和長期抑制更敏感〔55〕，但Y.W.CUI等〔56〕認(rèn)為在SBR反應(yīng)器中投加10 g∕L NaCl時短程硝化效果最好，NOB活性因NaCl的加入而受到抑制并被沖刷去除。

重金屬對硝化作用的抑制因素為：（1）污泥類型，即活性污泥或硝化富集污泥；（2）暴露方式、時間長短、劑量；（3）溫度。鎳抑制硝化作用的濃度范圍尚未明確。C.W.RANDALL等〔57〕研究發(fā)現(xiàn)，14℃時長期且大劑量加入鎳對NOB的毒性大于對AOB的毒性，而在17、30℃時對AOB和NOB的毒性相當(dāng)。Zhiqiang HU等〔58〕報道鎳達(dá)到58.5 mg∕L時對AOB有抑制作用，對NOB無抑制作用。Xiaoguang LIU等〔59〕研究了10、23、35℃下低氨合成廢水硝化過程中鎳的毒性抑制作用，結(jié)果表明：（1）鎳∕MLSS更能代表鎳的毒性范圍；（2）鎳對硝化菌的毒性受溫度影響較大。10℃時，鎳的毒性主要針對AOB，對NOB的抑制作用相當(dāng)或更小。23、35℃時，NOB受鎳毒性的抑制作用更強(qiáng)。在活性污泥中，銅對AOB的抑制作用比對NOB的更強(qiáng)〔60〕。

3 耦合工藝

相比于物理化學(xué)工藝，硝化反硝化生物脫氮技術(shù)具有更高的經(jīng)濟(jì)效益，但也存在硝化反應(yīng)緩慢、高氨氮和有機(jī)物負(fù)荷下硝化反應(yīng)活性下降、氧氣控制等缺點。由于硝化速率低，需要大型反應(yīng)器或更長的水力停留時間（HRT）以完成氨氮的去除〔61〕。將短程硝化與反硝化、厭氧氨氧化和反硝化除磷進(jìn)行耦合，不僅能進(jìn)一步提高效能與經(jīng)濟(jì)效益，還能為不同種類的含氮廢水提供更合適的處理方法。比較了各新型脫氮工藝處理廢水的控制參數(shù)與效能，如表2所示。

表2 各新型脫氮工藝處理不同種類廢水的控制參數(shù)與效果Table 2 Control parameters and treatment effects of new denitrification technologies for different types of wastewater

3.1 PND工藝

PND工藝是反硝化菌利用短程硝化產(chǎn)生的亞硝酸鹽作為電子受體進(jìn)行脫氮的耦合工藝，其流程如圖2所示。

圖2 PND工藝流程Fig.2 Technological process of PND

完全硝化需氧量為4.57 g∕g，而亞硝化只需3.43 g∕g，抑制硝化可節(jié)省約25%的曝氣成本。此外，短程反硝化速率比全程反硝化速率高出1.5～2倍，有機(jī)碳源需求量最高可降低40%，理論上短程硝化與短程反硝化的污泥產(chǎn)量分別減少33%、55%〔12〕。因此，該工藝被認(rèn)為是提高生活污水脫氮效果的有效解決方案之一。Cancan JIANG等〔62〕通過聯(lián)合控制DO與FNA成功建立了短程硝化反硝化工藝以處理低碳氮比生活污水，在連續(xù)流系統(tǒng)中，當(dāng)DO為1.5 mg∕L時實際污水的平均亞硝氮積累率為78%，平均總氮去除率為76%。Yuanyuan GUO等〔63〕通過pH與DO的聯(lián)合控制（即在p H銨谷點時停止曝氣）強(qiáng)化短程硝化，并在SBR反應(yīng)器中增加厭氧發(fā)酵過程，為反硝化提供優(yōu)質(zhì)碳源及減少剩余污泥產(chǎn)生，總氮去除率可達(dá)93.5%。

PND工藝在高氨氮、高鹽度的工業(yè)廢水處理方面具有廣闊的應(yīng)用前景。Jiayi LI等〔64〕采用PND工藝對垃圾滲濾液進(jìn)行處理，發(fā)現(xiàn)隨著進(jìn)水m（BOD）∶m（TN）的升高，污泥沉降性變好，原因可能在于類腐殖酸物質(zhì)在胞外聚合物（EPS）中的比例增加，從而提高系統(tǒng)性能；m（BOD）∶m（TN）為1.44時，總氮去除速率穩(wěn)定在226 mg∕（L?d）。Binbin SHENG等〔65〕對DO和外部碳源進(jìn)行優(yōu)化，促進(jìn)了系統(tǒng)內(nèi)亞硝化單胞菌的富集，優(yōu)勢反硝化菌Thauera的豐度也由0.60%顯著富集到5.52%，成功將大型垃圾滲濾液處理廠原有硝化反硝化工藝升級為PND工藝。Zonglian SHE等〔66〕在SBR反應(yīng)器內(nèi)啟動PND工藝，當(dāng)進(jìn)水鹽度為5～37.9 g∕L時，亞硝氮積累率＞92.6%，氨氮與總氮的去除率保持在98.5%以上；鹽度為9.0 g∕L時，活性污泥的氨氧化速率可達(dá)接種時的2倍。

3.2 PNA工藝

PNA工藝對短程硝化與厭氧氨氧化進(jìn)行耦合，是對PND工藝的進(jìn)一步改進(jìn)，其工藝流程如圖3所示。

圖3 PNA工藝流程Fig.3 Technological process of PNA

在PNA工藝中，進(jìn)水氨氮一半被AOB氧化產(chǎn)生亞硝酸鹽，一半被厭氧氨氧化菌（Anammox）以亞硝酸鹽為電子受體直接氧化為氮氣，達(dá)到高效脫氮的目的。與傳統(tǒng)脫氮工藝相比，PNA主要優(yōu)勢在于：（1）無需有機(jī)碳源；（2）曝氣能量減少約60%；（3）污泥產(chǎn)量減少約75%；（4）CO2和N2O排放量更低〔31〕。PNA工藝可設(shè)計為單級或二級反應(yīng)過程。單級反應(yīng)一般在移動床生物膜反應(yīng)器、顆粒污泥和旋轉(zhuǎn)生物接觸反應(yīng)器中運(yùn)行，通過曝氣在生物膜或顆粒污泥外層富集AOB將廢水中的氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽，內(nèi)層因傳質(zhì)效應(yīng)溶解氧較少，為厭氧氨氧化細(xì)菌的富集提供條件，利用亞硝酸鹽轉(zhuǎn)化氨氮。二級反應(yīng)即設(shè)置2個反應(yīng)器，通過參數(shù)控制設(shè)立短程硝化和厭氧氨氧化的適宜運(yùn)行條件，達(dá)到耦合脫氮目的〔15〕。

PNA工藝具有高效的脫氮性能，成功應(yīng)用于世界上200多家規(guī)模化污水處理廠，對低碳氮比消化出水進(jìn)行處理〔79〕。因此，PNA工藝用于主流處理受到極大關(guān)注。PNA工藝的理論最大脫氮效率為89%〔80〕，但存在異養(yǎng)反硝化菌（HDB）與外部有機(jī)碳源時，系統(tǒng)的最大脫氮效率可達(dá)90%以上〔81〕。一方面，Anammox和HDB會競爭亞硝酸鹽，降低系統(tǒng)的脫氮性能；另一方面，HDB可利用厭氧氨氧化產(chǎn)生的硝酸鹽，在某些情況下積累亞硝氮，表明2種菌群的相互作用能增強(qiáng)脫氮效果〔82〕。有研究發(fā)現(xiàn)，低碳氮比時PNA工藝的性能提高，而高碳氮比會增加HDB的活性，使厭氧氨氧化性能降低〔82〕。有機(jī)物濃度低時HDB出現(xiàn)在懸浮相，高濃度時主要存在于生物膜中〔83〕。因此可通過膜生物反應(yīng)器、顆粒污泥及生物膜系統(tǒng)保留生物量，以恢復(fù)與穩(wěn)定Anammox的活性〔22〕。

奧地利Strass污水廠和新加坡Changi污水廠成功應(yīng)用PNA工藝處理主流生活污水。Strass污水廠通過間歇曝氣及添加Anammox顆粒污泥以維持較高的生物量，但厭氧氨氧化對脫氮的貢獻(xiàn)率并未報道〔84〕。Changi污水廠采用分段式進(jìn)水及交替好氧、缺氧條件來抑制NOB，且由于工廠位于熱帶地區(qū)，進(jìn)水溫度基本保持30℃，厭氧氨氧化效果較穩(wěn)定，但只占總氮去除的37.5%〔85〕。這些案例都證明了主流PNA工藝的潛力，但均存在特殊情況，因此PNA工藝在廣泛應(yīng)用前還需進(jìn)一步研究。

3.3 PN-DPR

反硝化除磷工藝（DPR）是強(qiáng)化生物除磷（EBPR）的新型工藝。在缺氧狀態(tài)下，反硝化聚磷菌（DPAOs）利用細(xì)胞內(nèi)的PHA以NOx--N為電子受體超量吸收水中的磷，達(dá)到一碳兩用的效果〔86〕。對于短程硝化與反硝化除磷工藝耦合的可行性，有研究者認(rèn)為高硝態(tài)氮濃度下反硝化除磷性能會受到抑制〔87〕，或厭氧狀態(tài)下反硝化聚糖菌會與DPAOs競爭優(yōu)質(zhì)碳源（VFA）從而降低除磷性能〔88〕。但最近研究證明〔89〕，通過合理馴化反硝化聚磷菌在高濃度NO2--N下也能穩(wěn)定吸磷，且部分聚糖菌能利用VFA將硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為亞硝氮，為反硝化除磷提供電子受體，進(jìn)一步說明PN-DPR工藝具有穩(wěn)定脫氮除磷的能力。PN-DPR工藝流程如圖4所示。

圖4 PN-DPR工藝流程Fig.4 Technological process of PN-DPR

PN-DPR工藝可在單污泥系統(tǒng)和雙污泥系統(tǒng)中進(jìn)行。單污泥系統(tǒng)的特點在于不同時間與空間的微生物具有協(xié)同作用，達(dá)到脫氮除磷效果。該系統(tǒng)有利于顆粒污泥的形成，使微生物量得到保留。Jianhua ZHANG等〔73〕在SBR反應(yīng)器中接種富含聚磷菌的絮體污泥，采用較短的SRT、合理攪拌與曝氣等條件成功洗脫NOB，達(dá)到短程硝化耦合反硝化除磷的目的，并在第63天成功富集形成功能顆粒污泥。Chuansheng YUAN等〔74〕建立了PN-DPR單污泥系統(tǒng)對低碳氮比（3.4）的實際生活污水進(jìn)行研究，在266 d的穩(wěn)定運(yùn)行過程中總氮、磷的去除率分別達(dá)到81.4%、91%，顆粒污泥也在長期低DO和低負(fù)荷條件下逐漸形成，避免了污泥膨脹，證實了該工藝處理實際污水的可行性。

單污泥系統(tǒng)存在微生物間生境的矛盾〔90〕，而雙污泥系統(tǒng)在獨立格室中分別進(jìn)行短程硝化和反硝化除磷，提供適宜生長的條件，促進(jìn)微生物生長，形成高效穩(wěn)定的脫氮除磷系統(tǒng)〔91〕。常見的采用雙污泥系統(tǒng)運(yùn)行的PN-DPR裝置有A2N-SBR工藝、AAO工藝、A2O-MBBR工藝、MUCT工藝及ABR-MBR工藝等。Miao ZHANG等〔76〕研究了濃度與回流液NOx--N比例對反硝化除磷的影響，發(fā)現(xiàn)NO3--N、NO2--N溶液濃度較高時反硝化除磷菌會受到不同程度的抑制，但PN-DPR系統(tǒng)去除1 mg PO43--P消耗的碳源仍遠(yuǎn)低于常規(guī)EBPR系統(tǒng)，并節(jié)省16%碳源和15%氧耗。ABR-MBR工藝?yán)脜捬跽哿靼宸磻?yīng)器結(jié)構(gòu)簡單、整體推流單格完全混合的特點〔92〕，在前端格室對大分子有機(jī)物進(jìn)行降解，為后端反硝化除磷提供優(yōu)質(zhì)碳源；利用膜生物反應(yīng)器高效截留微生物〔93〕，為氨氧化細(xì)菌富集提供有利條件，形成高效穩(wěn)定的PN-DPR工藝。為避免污泥回流破壞ABR的相分離特點，繆新年等〔78〕探索了無污泥回流情況下ABRMBR工藝實現(xiàn)短程硝化耦合反硝化除磷的可能性，通過縮短HRT提升水力負(fù)荷〔0.48～1.2 kg∕（m3?d）〕，MBR回流液中ρ（NO2--N）∶ρ（NO3--N）逐漸升 高（0.029～1.68），ABR回流格室內(nèi)逐漸形成以亞硝氮為電子受體進(jìn)行缺氧吸磷的聚磷菌；回流比達(dá)到150%時，回流格室的PO43--P去除率可達(dá)64.94%，證明了該工藝的可行性。其反硝化除磷機(jī)理可能與回流格室內(nèi)的氧化還原電位分布及污泥顆?；纬傻膮捬跞毖踅惶姝h(huán)境有關(guān)〔94〕，該機(jī)理的準(zhǔn)確性有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)語與展望

（1）大部分短程硝化工藝的優(yōu)勢種群為AOB，但AOA在極端環(huán)境下（低溫低氧）的適應(yīng)性更強(qiáng)，使得短程硝化具有多環(huán)境適用的可能性。AOA對底物的反應(yīng)機(jī)理，AOA與環(huán)境微生物之間的競爭合作關(guān)系有待進(jìn)一步探索。

（2）抑制NOB活性的手段并不單一，單因素控制不一定會對NOB產(chǎn)生抑制作用，甚至?xí)绊慉OB的活性，需聯(lián)合其他因素控制達(dá)到長期穩(wěn)定運(yùn)行?；瘜W(xué)抑制劑的投加量需根據(jù)實際條件考量，并考慮其降解性以減少對環(huán)境的二次污染。

（3）短程硝化與各后端脫氮工藝耦合形成的新型生物脫氮工藝具有更高效、低耗的性能。其不同反應(yīng)機(jī)理增加了處理廢水種類的多樣性。通過分子生物學(xué)技術(shù)研究微生物內(nèi)部聚合物豐度變化以及種群間協(xié)同競爭機(jī)制，將成為新型脫氮技術(shù)處理實際污水的新方向。