茍梓希， 蘇建， 袁春芳， 張富勇， 劉莉， 陳仕江， 安明哲

（四川宜賓五糧液股份有限公司， 四川 宜賓 644000）

隨著我國經濟以及工農業(yè)的迅猛發(fā)展， 由氮素引起的水體富營養(yǎng)化問題日益嚴重。 隨著國家對排放水質標準的進一步提高， 對氨氮和總氮濃度的達標排放做了更高的要求［1-3］。 厭氧氨氧化（AMMON）作為近年來被廣泛研究的新型脫氮技術之一， 在處理高氨氮廢水方面與傳統生物脫氮工藝相比具有顯著的優(yōu)勢。 厭氧氨氧化是荷蘭Delft 技術大學Mulder 等提出的新型生物脫氮技術， 是指在厭氧或缺氧條件下， 厭氧氨氧化菌以NO2-為電子受體，NH4＋為電子供體， 將NO2-和NH4＋轉化為N2的生物過程［4］， 具有無需外加碳源、 脫氮負荷高、 占地面積小、 供氧量低、 運行費用低、 產生的污泥量少等優(yōu)點［5］。 厭氧氨氧化技術目前仍處于試驗研究階段， 大規(guī)模地推廣應用仍有許多問題需要解決［6-7］。保持進水穩(wěn)定的NO2-濃度是實現厭氧氨氧化工藝的關鍵。 短程反硝化是指通過控制溶解氧濃度抑制硝化細菌活性， 將傳統的反硝化控制在以NO2-為終產物， 而不進一步還原的過程。 短程反硝化與傳統生物脫氮工藝相比， 外碳源消耗量減少， 降低了N2O 等溫室氣體的排放， 反應速率較高。 短程反硝化產生的NO2-為厭氧氨氧化反應的電子受體NO2-提供一種新的獲取途徑， 短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝應用于廢水的深度脫氮處理， 且取得一定的效果。 本文分別介紹短程反硝化、 厭氧氨氧化的反應原理、 菌種分類、 影響因素及其在廢水處理中的研究進展， 并淺析短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝的應用進展， 為今后短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝在廢水深度脫氮處理中的推廣應用提供理論借鑒。

1 短程反硝化工藝的研究現狀

1.1 短程反硝化的反應原理

短程反硝化（PD）是指反硝化細菌將NO3-還原為NO2-， 而不進一步還原的過程。 反應化學方程式如下［8］：

1.32NO3-＋0.55CH3COO-＋0.088NH4＋→1.32NO2-＋0.088C2H5NO2＋0.66HCO3-＋0.198H＋＋0.264H2O （1）

短程反硝化過程NO2-的積累可能存在2 種途徑： ①反應器內NO3-還原速率大于NO2-還原速率，導致NO2-的積累； ②亞硝酸鹽還原酶受溶解氧、NO2-、 NO3-等抑制， 亞硝酸鹽還原酶活性低于硝酸鹽還原酶活性， 導致反應器內出現高NO3-還原速率和低NO2-還原速率， 進而導致NO2-的積累［8-9］。

1.2 短程反硝化菌屬分類

NO2-的積累與反硝化菌群結構有很大關系，研究表明， 與反硝化相關的菌屬主要包括索氏菌屬（Thauera）、 微球菌屬（Microcossus）、 芽孢桿菌屬（Bacillus）、 短桿菌屬（Brevibacterium）、 假單孢菌屬（Pseudomonas）、 腸桿菌屬（Enterbacter）。 根據反硝化菌對NO2-和NO3-還原能力的不同， 將反硝化菌分為3 類， 第1 類是兼性厭氧菌， 只含有硝酸鹽還原酶， 只能將NO3-還原為NO2-。 第2 類和第3類菌都能同時還原NO2-和NO3-， 第2 類菌對NO3-的還原速率遠小于NO2-的還原速率， 反應過程基本沒有中間產物NO2-的積累。 第3 類反硝化菌能同時還原NO2-和NO3-， 且在反應過程存在NO2-的短暫積累［2］。

1.3 實現短程反硝化NO2-穩(wěn)定積累的影響因素

反硝化過程NO2-積累的主要原因是NO2-的還原速率小于NO3-的還原速率， 反硝化過程NO2-的積累是實現短程反硝化的關鍵。 目前， 影響反硝化過程NO2-積累的因素主要有碳源類型、 溫度、 pH值、 NO3-濃度。

1.3.1 碳源類型

有研究表明， 不同的碳源類型會導致不同的NO2-和NO3-還原速率差， 不同的碳源類型對NO2-的 積 累 有 很 大 影 響［2，9］。 Yang 等［10］研 究 反 硝 化 菌Pseudomonas stutzeri D6 在葡萄糖、 乙酸鹽、 檸檬酸鹽3 種不同碳源條件下的NO2-積累情況， 結果表明以葡萄糖為碳源的反硝化系統NO2-積累量最大。 吳代順等［11］研究發(fā)現， 在最佳碳氮比條件下，乙酸鈉作為碳源的反硝化速率高于葡萄糖和乙醇作為碳源的反硝化速率。 Ge 等［12］研究乙酸鹽、 甲醇和葡萄糖等3 種碳源對反硝化過程NO2-積累的影響，分段進水A／O 反應器運行2 a， 發(fā)現葡萄糖作為碳源時NO2-的積累量最大。 碳源類型影響NO2-積累的原因是碳源對微生物的群落有選擇作用［8］， 同時不同結構的碳分子被微生物利用程度不同， 在乙酸鈉為碳源存在條件下反硝化菌Thauera 和Acidovoral生長更好［8］。

1.3.2 溫度

反硝化菌對溫度變化較敏感， 溫度對短程反硝化影響較大。 短程反硝化反應的適宜溫度為15 ～35 ℃， 在此最適宜溫度范圍內， 隨著溫度的升高，反硝化速率逐漸增加。 魏小涵等［13］研究發(fā)現在移動床生物膜反應器內， 溫度升高， 反應器內反硝化速率增加。 田建強［14］研究表明溫度對亞硝酸鹽還原酶和硝酸鹽還原酶的影響程度不同， 亞硝酸鹽還原酶受溫度的影響大于硝酸鹽還原酶， 當溫度發(fā)生變化時， NO2-的積累由于亞硝酸鹽還原酶受影響而發(fā)生變化。 探究最佳反應溫度可以為短程反硝化反應NO2-的積累提供更準確的參數［8］。

1.3.3 pH 值

短程反硝化過程涉及多種酶， 不同酶的最適pH 值不同， pH 值對亞硝酸鹽還原酶和硝酸鹽還原酶的影響程度不同， 進而影響NO2-的積累。 Glass等［15］在高NO3-濃度下研究pH 值對反硝化反應的影響， 發(fā)現在pH 值為7.8、 8.5 和9.0 條件下， 隨著pH 值的增加NO2-的積累量也隨之增加。 Si 等［16］在最佳碳氮比下啟動短程反硝化反應， 考察pH 值對反硝化反應的影響， 發(fā)現當pH 值為9.0 時， NO3-的還原速率和NO2-的積累速率最大。 在pH 值為中性或弱堿性條件下反硝化活性酶活性最好， 最適于NO2-的積累。

1.3.4 NO3-濃度

碳源為反硝化反應提供電子供體， 是維持反硝化菌生長繁殖的重要能量來源［14］， 反應體系中NO3-和NO2-對碳源形成競爭關系， 會影響NO2-的積累。有研究表明， 反硝化菌選擇NO3-作為電子受體優(yōu)先于NO2-， 系統內存在充分的NO3-將導致NO2-還原速率下降， 進而反硝化反應中NO2-的還原速率小于NO3-的還原速率， NO2-的積累率提高［9，14］。

1.4 短程反硝化工藝的研究現狀

短程反硝化作為一種為厭氧氨氧化提供NO2-的新型工藝， 受到國內外廣泛關注和研究。 畢春雪等［17］以乙酸鈉作為碳源， 以SBR 作為反應器， 歷時21 d 成功啟動短程反硝化反應且NO2-的積累率維持在79%左右， 氮去除率為89%左右。 牛萌等［18］研究以甲醇作為碳源成功啟動短程反硝化反應，NO2-最大積累率最高可達99.83%。 毛佩玥等［19］分別以厭氧、 好氧和交替厭氧／好氧活性污泥為種泥，分別在第15、 5 和4 天實現短程反硝化， NO2-的積累率分別達75.34%、 84.51%和86.23%。 Du 等［20］成功啟動低負荷下SBR 反應器內短程反硝化反應，培育出含55.4%豐度短程反硝化菌的污泥顆粒。Cui 等［21］在反硝化生物過濾器成功啟動短程反硝化反應， NO2-積累率達60%， 出水無NO3-， 且與NO2-積累相關的Thauera 菌屬成為反應器內的優(yōu)勢菌屬。Shi 等［22］在進水NO3-的質量濃度為30 mg／L、 pH 值為9、 碳氮比為5.9 的條件下歷時100 d 成功啟動短程反硝化反應， 且NO2-的積累量達25.2 mg／L。

短程反硝化的啟動及NO2-的積累已取得一定的研究進展， 選擇合適的碳源、 pH 值、 最佳反應溫度對提高短程反硝化反應速率和NO2-的積累速率具有重大意義。

2 厭氧氨氧化工藝的研究現狀

2.1 厭氧氨氧化的反應原理

20 世紀90 年代， Strous 等［23］在大量研究的基礎上提出了厭氧氨氧化脫氮的化學方程式如下：NH4＋＋1.32NO2-＋0.066HCO3-＋0.13H＋→1.02N2＋0.26NO3-＋0.066CH2O0.5N0.15＋2.03H2O （2）

上述反應是通過厭氧氨氧化菌催化實現的， 厭氧氨氧化菌是一種化能自養(yǎng)菌， 以CO2或H2CO3作為碳源［23］。 研究表明， 厭氧氨氧化反應存在2 種代謝途徑： ①NO2-的還原產物NH2OH 作為電子受體與NH4＋結合生成中間產物N2H4， 最后進一步反應被氧化成終產物N2， 完成脫氮過程［24］； ②NO2-被還原為中間產物NO， NO 與NH4＋結合生成N2H4，最后N2H4被氧化成N2完成脫氮過程［24］。

2.2 厭氧氨氧化菌的分類

根據16S rRNA 同源性分析， 厭氧氨氧化菌屬于分支較深的浮菌酶綱， 目前已發(fā)現的厭氧氨氧化菌共有6 個屬［25］， 如表1 所示。 除Scalindua 發(fā)現于海洋環(huán)境外， 其余5 個厭氧氨氧化菌屬首次發(fā)現于廢水處理系統。 由于厭氧氨氧化菌體內含有大量血紅素， 一般活性較高的厭氧氨氧化污泥呈現深紅色。

表1 厭氧氨氧化菌的分類Tab. 1 Classification of anammox bacteria

2.3 實現厭氧氨氧化穩(wěn)定處理的影響因素

厭氧氨氧化反應對環(huán)境和水質要求苛刻， 啟動時間緩慢， 限制了厭氧氨氧化工藝在廢水處理中的推廣應用。 目前， 影響厭氧氨氧化工藝啟動的影響因素主要有溫度、 pH 值、 溶解氧、 有機物、 污泥齡（SRT）。

2.3.1 溫度

厭氧氨氧化反應過程涉及到多種酶， 溫度可以促進生物酶的活性也可以抑制生物酶的活性， 過高或過低的溫度都會對厭氧氨氧化反應產生抑制作用［1-2］。 因此， 要保證厭氧氨氧化反應的正常運行， 必須將反應體系的溫度控制在適宜的范圍內。研究表明， 厭氧氨氧化反應的最適宜溫度范圍為30 ～37 ℃［2］。 楊洋等［26］研究表明， 反應溫度在30 ～35 ℃時， 厭氧氨氧化反應速率最高， 當溫度升至40℃時， 厭氧氨氧化污泥活性明顯下降， 可以看出溫度過高會抑制厭氧氨氧化菌的活性。 Dosta 等［27］研究表明， 溫度大于45 ℃時， 厭氧氨氧化菌受到不可逆的抑制作用， 主要原因是溫度超過45 ℃會導致厭氧氨氧化菌細胞色素的丟失， 細胞出現溶解。Isaka 等［28］研究發(fā)現， 當反應溫度為37 ℃時， 厭氧氨氧化反應的脫氮容積負荷可達11.5 kg［N］／（m3·d）， 當反應溫度降至20 ～22 ℃時， 脫氮容積負荷降低至8.1 kg［N］／（m3·d）， 當反應溫度進一步降低至6 ℃時， 脫氮容積負荷僅為0.36 kg［N］／（m3·d）， 由此可以看出， 溫度過低， 厭氧氨氧化的反應受到影響， 脫氮效果會降低。

2.3.2 pH 值

pH 值對厭氧氨氧化反應的影響主要表現在其對厭氧氨氧化菌的基質和微生物酶蛋白活性的影響［1］。 厭氧氨氧化反應的最適pH 值為7.5 ～8.0，低于或超過該范圍都會對厭氧氨氧化反應產生明顯抑制作用［1］。 pH 值還會影響反應溶液中NH4＋和NO2-的濃度， 過量的NH4＋和NO2-會對厭氧氨氧化菌產生毒害作用［1］。

2.3.3 溶解氧

厭氧氨氧化菌是嚴格厭氧的微生物， 對溶解氧敏感， 反應過程中微量的溶解氧就會對厭氧氨氧化菌產生抑制作用［1-2］。 由于厭氧氨氧化菌世代周期長， 需要較長時間才能成為優(yōu)勢菌屬， 當溶解氧濃度過高時， 硝酸菌等好氧菌大量繁殖， 與厭氧氨氧化菌競爭底物， 不利于厭氧氨氧化菌的生存和繁殖［1-2］。 但也有研究表明， 溶解氧對厭氧氨氧化反應的影響是可逆的［1，29］。 Strous 等［29］研究表明， 當反應系統中溶解氧去除后厭氧氨氧化菌的活性逐漸恢復， 溶解氧對厭氧氨氧化菌的抑制是可逆的。

2.3.4 有機物

厭氧氨氧化菌為化能自養(yǎng)菌， 以無機碳源為唯一碳源， 無需另外添加有機物， 反應系統內有機物含量過高， 會對其產生不利影響［1-2］。 有機物的存在會促進以有機物為碳源的反硝化菌等異養(yǎng)菌生長， 進而與厭氧氨氧化菌形成競爭作用， 由于異養(yǎng)菌世代周期短， 增長速率高， 進而威脅到厭氧氨氧化菌的生存空間成為優(yōu)勢菌屬［1-2］， 抑制厭氧氨氧化反應。 馬艷紅等［30］研究表明， 反應系統中COD濃度越高， 厭氧氨氧化菌的增長就越緩慢， 厭氧氨氧化工藝的啟動時間就越長， 由此可以看出， 反應系統中COD 濃度越高， 越不利于厭氧氨氧化反應的啟動。

2.3.5 污泥齡（SRT）

由于厭氧氨氧化菌世代時間長（11 ～29 d）、 生長緩慢、 細胞產率低， 使得其培養(yǎng)緩慢， 反應器啟動也較緩慢， 較短或較長的啟動時間都會對厭氧氨氧化菌產生影響［1］。 因此， SRT 是影響厭氧氨氧化反應的一個重要因素。 張杰等［24］研究表明， SBR反應器內， 污泥齡由21 d 梯度降低到12 d， 系統整體的脫氮性能有所下降， 但單位質量的厭氧氨氧化菌脫氮效率顯著提升， 因此， 適當降低SRT 可提高厭氧氨氧化菌的活性。

2.4 厭氧氨氧化工藝的研究現狀

國外對厭氧氨氧化處理的研究比較成熟， 也取得了一定的研究成果。 Hiroyuki 等［31］研究在不同體積下固定床厭氧氨氧化反應器的脫氮性能， 該研究以人工模擬酒廠濾液為反應進水， 當固定床容積為20 L， 水力停留時間為1 h 時， 氮去除速率可達8.78 kg［N］／（m3·d）。 Van Dongen 等［32］考察厭氧氨氧化工藝對污泥消化液的處理效果， 結果表明對NH4＋的去除率達80% 左右。 Fux 等［33］采用厭氧氨氧化工藝對2 個不同污水處理廠進水進行中試研究， 結果表明在進水氨氮的質量濃度為620 ～650 mg／L， 溫度為26 ～28 ℃， pH 值為7.3 ～7.5 條件下， 總氮的去除率達92%， 氮容積負荷率最高達0.65 kg［N］／（m3·d）。 Hui 等［34］考察Cu2＋、 Fe2＋、 Ni2＋等金屬離子對厭氧氨氧化脫氮性能的影響， 結果表明當Cu2＋、 Fe2＋、 Ni2＋質量濃度分別為1.18、 6.61、1.11 mg／L 時厭氧氨氧化活性得到顯著提高。

國內關于厭氧氨氧化工藝的研究雖然較國外起步晚， 但其應用研究相對成熟， 且取得了一定的研究成果。 劉雪嬌等［35］以上向流生物濾柱作為反應器， 反應溫度35 ℃， 歷時75 d 成功啟動厭氧氨氧化反應， NH4＋和NO2-的去除率分別達88%、 83%。楊志林等［36］以SBR 作為反應裝置， 進水NH4＋及NO2-的質量濃度均為90 ～100 mg／L， 接種反硝化污泥， 歷時70 d 成功啟動厭氧氨氧化反應， NH4＋及NO2-去除率均達90% 以上。 某垃圾填埋場采用厭氧氨氧化工藝處理垃圾滲濾液， 進水氨氮的質量濃度為1 000 ～1 200 mg／L， 處理規(guī)模為150 m3／d，經處理后出水氨氮的質量濃度低于10 mg／L， TN的質量濃度低于40 mg／L［37］。

此外， 也有研究學者利用厭氧氨氧化菌喜歡群聚生長、 極易形成顆粒和貼附反應器壁的特性， 在反應中投加生物填料， 利用生物填料的載體附著作用來富集厭氧氨氧化菌， 減少其功能菌的流失， 進而提高厭氧氨氧化反應的脫氮效果［2］。 賴瑋毅等［38］在厭氧氨氧化反應啟動過程投加活性炭顆粒， 利用活性炭的載體作用來富集厭氧氨氧化菌， 經85 d成功啟動厭氧氨氧化反應器。 劉杰等［39］研究采用BMTM生物膜載體經83 d 成功啟動厭氧氨氧化工藝， 氨氮和NO2-的去除率分別為83.6% 和89.4%，去除負荷達0.22 kg／（m3·d）， 而未加填料的對照組需167 d 才取得相當的氨氮和NO2-去除效果。

3 短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝的應用進展

北京工業(yè)大學彭永臻院士在2016 年4 月召開的“第六屆中國水業(yè)院士論壇暨安全科技創(chuàng)新高峰論壇”上首次披露了短程反硝化耦合厭氧氨氧化新技術， 短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝， 提高了厭氧氨氧化工藝的脫氮效率， 縮短反應時間、 減少有機碳源需求， 實現了城市污水的深度脫氮［40］。

短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝的實際應用從形式上分為兩類： 一體式工藝和分體式工藝［8］。 一體式工藝是指將短程反硝化（PD）與厭氧氨氧化（Anammox）耦合在1 個生物反應器內進行， 一體式短程反硝化耦合厭氧氨氧化在工程中應用的關鍵在于缺氧區(qū)厭氧氨氧化菌的活性， 接種載體填料可提高一體式工藝厭氧氨氧化菌的活性， 進而實現耦合工藝， 填料對微生物的截留作用極強， 填料作為載體富集厭氧氨氧化污泥中的功能菌， 維持反應系統內厭氧氨氧化菌的脫氮性能［1］。 分體式工藝是將短程反硝化與厭氧氨氧化分別在不同的生物反應器中進行NO2-的生成和脫氮過程的兩級裝置， 碳源在短程反硝化階段被有效利用， 減輕了它們對后續(xù)厭氧氨氧化反應的抑制［9］。 表2 總結了近年來一體式與分體式短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝的研究進展。

表2 短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝研究進展Tab. 2 Research progress of shortcut denitrification coupling anammox

短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝作為一種新型的高效節(jié)能廢水處理工藝， 受到國內外研究人員的廣 泛 關 注。 Ji 等［47］在 厭 氧／缺 氧／好 氧 活 性 污 泥 系統歷時200 d 實現了短程反硝化和厭氧氨氧化工藝的耦合， 短程反硝化階段實現NO2-積累率可達87%， 滿足厭氧氨氧化NO2-的穩(wěn)定供應， 經耦合工藝處理后的出水中NO2-和NO3-的質量濃度分別為1 mg／L 和35 mg／L， NH4＋去除率可達95%。 Ma 等［48］在厭氧／好氧生物膜系統（A／O）歷時400 d 實現短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝， 在進水碳氮比為2.6、 TN 質量濃度為60.5 mg／L 下， 系統的TN 去除率達80%左右， 且在缺氧生物膜中硝酸鹽還原酶豐度遠高于亞硝酸鹽還原酶。 Du 等［49］在低溫（12.9 ～15.1 ℃）條件下成功實現了短程反硝化與厭氧氨氧化工藝的耦合， 短程反硝化反應NO3-去除率為83.1%，出水混合城市污水后進入厭氧氨氧化反應器為厭氧氨氧化反應提供NO2-， 且經后續(xù)厭氧氨氧化反應后出水TN 質量濃度低于8 mg／L。 操沈彬［2］對短程反硝化耦合厭氧氨氧化分體式工藝進行深度研究，短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝可作為三級處理單元對低碳氮比城市污水進行深度脫氮， 經處理后系統出水TN 質量濃度低于5 mg／L， 遠低于國家一級A 類排放標準（ρ（TN） ≤15 mg／L）的要求。 西安第四污水處理廠一期升級改造工程是短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝在廢水處理中的首次應用， 在缺氧池以污水中的有機物作為電子供體， 通過短程反硝化反應將回流污泥中的NO3-還原為NO2-，同時利用過量存在的NH4＋， 完成部分厭氧氨氧化反應［50］。

4 結語

短程反硝化可將NO3-轉化為NO2-， 被認為是與厭氧氨氧化耦合提供穩(wěn)定NO2-供給的新型生物脫氮技術。 與傳統脫氮技術相比， 短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝具有節(jié)約有機物、 污泥產率低、較短的污泥適應期和極低量的溫室氣體N2O 排放等優(yōu)點， 為廢水脫氮、 高濃度硝酸鹽廢水及高氨氮廢水的深度脫氮處理提供新的解決思路。 由于影響短程反硝化、 厭氧氨氧化的因素較多， 耦合工藝難以穩(wěn)定運行， 其在廢水處理工程推廣運用方面還面臨問題和挑戰(zhàn)， 為促進耦合工藝在廢水脫氮處理上的推廣應用， 建議對短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝從以下方面開展進一步研究：

（1） 優(yōu)化影響短程反硝化反應的各項參數，如溫度、 碳源、 pH 值、 NO3-濃度等， 保證短程反硝化反應NO2-的穩(wěn)定積累， 為耦合工藝后續(xù)厭氧氨氧化提供穩(wěn)定的NO2-供給。

（2） 加強耦合工藝脫氮機理研究， 耦合工藝中短程反硝化反應機理、 亞硝酸鹽積累機理的研究， 厭氧氨氧化反應代謝途徑、 反應機理的研究。

（3） 提高缺氧區(qū)厭氧氨氧化菌活性， 可以從生物載體方面著手， 利用生物載體的附著作用來截留和富集厭氧氨氧化污泥的功能性菌種， 進而提高厭氧氨氧化菌的活性和脫氮性能。