朱雅新，王少坡，邱春生，王 棟

（天津城建大學a.環(huán)境與市政工程學院；b.天津市水質科學與技術重點實驗室，天津 300384）

近年來，對于以氨氮為主的污水脫氮，部分亞硝化（partial nitritation，PN）-厭氧氨氧化（anaerobic ammonia oxidation，A）工藝（PNA）逐漸成為研究熱點，該工藝可實現全自養(yǎng)生物脫氮，具有節(jié)約曝氣能耗、污泥產量低等明顯優(yōu)勢.PNA工藝反應過程由兩個階段組成，第一階段在有氧條件下，氨氧化細菌（ammonia oxidizing bacteria，AOB）將約50%的氨氮（NH4+-N）氧化為亞硝酸鹽（NO2--N）；第二階段，厭氧氨氧化細菌（anaerobic ammonia oxidizing bacteria，AnAOB）將殘留的NH4+-N和上一步產生的NO2--N反應.最終約90%的氨轉化為氮氣（N2），其余轉化為硝酸鹽（NO3--N）.

PNA工藝目前還面臨著許多挑戰(zhàn).第一，AnAOB生長速率低，倍增時間長，難以富集[1]，且應用于處理主流污水時，低溫和低氨氮濃度會降低其生長速率和活性[2].第二，亞硝酸鹽氧化菌（nitrite oxidizing bacteria，NOB）的活性抑制是主要挑戰(zhàn)，NOB活性過高會與AnAOB競爭亞硝酸鹽，并導致出水硝酸鹽積累[3].在側流污水中，可依靠高濃度的游離氨（free ammonia，FA）或游離亞硝酸（free nitrous acid，FNA）抑制NOB活性，但這一方法難以在主流污水中實現.第三，PNA工藝用于處理高C/N比污水時，異養(yǎng)細菌可能會取代AnAOB成為優(yōu)勢菌，使工藝失穩(wěn)[4].因此，為實現PNA工藝的穩(wěn)定運行，迫切需要新的控制策略.

本文先從工藝的影響因素出發(fā)，對利于實現PNA的條件進行總結.然后針對部分PNA工藝在穩(wěn)定運行方面面臨的挑戰(zhàn)，闡述了以下三個方面的控制策略：①生物量的保留；②抑制NOB活性，提高AnAOB的活性；③控制反硝化菌（heterotrophic denitrifying bacteria，HDB）和反硝化聚磷菌（denitrifying polyphosphate accumulating organisms，DPAOs）的生長，提高脫氮效率.以期為今后PNA工藝的優(yōu)化運行控制提供參考.

1 部分亞硝化-厭氧氨氧化工藝的類型

根據反應器的組成，PNA工藝主要有一段式和兩段式兩類，如圖1所示.兩段式將部分亞硝化和厭氧氨氧化反應分別置于兩個獨立的反應器內進行，可為各功能菌提供最佳條件，但需要更多的占地面積，更高的投資成本，甚至會產生更多的溫室氣體[5].一段式配置簡單，但由于功能菌之間復雜的相互作用，對控制過程要求較高[6].

圖1 PNA工藝形式[7]

從微生物聚集體形式角度，PNA工藝分為絮狀污泥、顆粒污泥、生物膜和復合式工藝.絮狀污泥的傳質效果好，硝化細菌活性高，可實現更高的亞硝化能力，但易于流失[8].顆粒污泥和生物膜工藝可有效保留生物質，為AnAOB的富集提供理想的生態(tài)位[9].復合式工藝是實現生物量控制的更好選擇，可通過控制絮狀污泥的SRT實現NOB的淘汰，且氧氣需求通常低于生物膜和顆粒污泥工藝[2].

2 部分亞硝化-厭氧氨氧化工藝的影響因素

2.1 溫度

在部分亞硝化過程中，用于選擇性抑制NOB并提高AOB活性的最佳溫度大于25℃.溫度升高有助于AOB與NOB競爭，確保亞硝酸鹽的積累[10].Kumar等[11]發(fā)現厭氧氨氧化反應的最適溫度為30～40℃，在低溫條件下，AnAOB的活性受到抑制，特別是當溫度低于10℃時，其活性完全消失.此外，Dosta等[12]發(fā)現低溫（15℃）對AnAOB活性的抑制作用是可逆的，而高溫（45℃）會導致AnAOB活性不可逆轉地下降.結果表明，將溫度控制在25～30℃有利于PNA工藝高效脫氮.

2.2 DO

PNA工藝的最佳DO濃度范圍一般在0.1～0.5 mg/L.這是由于AOB和NOB的氧飽和系數分別為0.2～0.4、1.2～1.5 mg/L，低DO可抑制NOB活性，維持穩(wěn)定的部分亞硝化過程[13].此外，低DO也利于維持AnAOB的高活性.研究表明，低水平（＜2%空氣飽和度）的DO會對厭氧氨氧化過程產生可逆的抑制作用，較高的DO濃度（＞18%空氣飽和度）對該過程有不可逆的抑制作用[14].例如，Chen等[15]通過將DO濃度控制在0.1～0.2 mg/L范圍內，成功抑制了NOB，使PNA工藝總氮去除效率達到了71.8±9.9%.

然而，近期研究表明低DO無法完全抑制NOB，作為NOB屬的Nitrospira可在低DO（0.17±0.08 mg/L）下富集，與AnAOB競爭底物[3].此外，Qian等[16]在PNA反應器中發(fā)現，達到最佳脫氮效率所對應的DO濃度為1.9 mg/L，遠高于其他反應器中的典型DO濃度.這表明用于抑制NOB的DO濃度并不統(tǒng)一，且需要與其他方法結合以保持NOB的長期抑制.

2.3 pH、FA和FNA

pH主要是通過改變FA、FNA濃度對PNA工藝產生影響，通常pH在7.5～8.5范圍有利于部分亞硝化過程[17].PNA工藝中AOB、NOB和AnAOB功能菌的FA、FNA抑制濃度范圍如表1所示.相比于AOB、AnAOB，NOB對FA濃度更為敏感，FA的存在可抑制PNA工藝中的NOB活性.

表1 PNA工藝中AOB、NOB和AnAOB功能菌的FA、FNA抑制濃度范圍

2.4 無機碳源

AOB、NOB和AnAOB均以CO2作為唯一的無機碳源.進水IC（inorganic carbon，簡稱無機碳源）濃度較低時，AOB和NOB活性都會受抑制，且對AOB的抑制大于NOB[22].此外，低進水IC濃度也會抑制AnAOB的活性.在一定范圍內，AnAOB活性隨進水IC濃度的增加而增強，但IC濃度過高，AnAOB活性也會受到抑制[23].Zhang等[24]將IC/N比從2.0降低至1.0，發(fā)現AOB和AnAOB的生物活性和多樣性降低，NOB活性呈現相反的趨勢，PNA工藝NRR從0.62下降至0.42 kg·m-3·d-1；而將IC/N比控制在1.5～2.0時，可確保高效脫氮.

2.5 有機物

PNA工藝是一個完全自養(yǎng)的反應，有機物的存在會對AnAOB活性產生影響.李聰等[25]發(fā)現低濃度（75 mg/L COD）的小分子有機物（乙酸鈉）可以促進AnAOB的有機營養(yǎng)特性.但是，COD濃度達到292 mg/L時會完全抑制厭氧氨氧化反應[26].研究表明，PNA工藝處理主流污水的最佳C/N比為1.2±0.2，為確保PNA工藝的穩(wěn)定運行，已將C/N比為2作為有機沖擊的閾值[27].

2.6 鹽 度

鹽度是影響PNA工藝脫氮性能的一個關鍵因素.Guo等[7]采用PNA工藝處理含鹽廢水中的氨氮，發(fā)現鹽度從0.25%增加到2.5%，脫氮性能均能保持穩(wěn)定，平均NRE為70.9±8.3%；當鹽度增加到3%時，AOB和AnAOB活性下降，平均NRE下降至36.6±21.9%.Ge等[28]也發(fā)現PNA工藝處理含鹽廢水的鹽度閾值為3%，并且發(fā)現當鹽度繼續(xù)增加到5%時，系統(tǒng)崩潰且脫氮性能不再恢復.Li等[29]采用PNA工藝處理高鹽含氮廢水時發(fā)現當鹽度在0.84%內逐漸增加時，NRR逐漸增加至1.3 kg·m-3·d-1；當鹽度達到1.38%時，反應器的最大NRR為1.1 kg·m-3·d-1；隨著鹽度的繼續(xù)增加，反應器的NRR開始逐漸降低.由此可見，各工藝的鹽度閾值存在較大差異.

綜合來說，中溫、高pH、低DO、高FA和FNA均可對NOB產生抑制，其中，高FA和低DO是最為快速有效的控制參數.以上參數對NOB的抑制作用是可逆的，且抑制的有效性存在不確定性，因此，抑制NOB通常需要聯(lián)合控制多種參數.AnAOB對生存環(huán)境要求較為苛刻，高溫、高DO、高有機物、高鹽、高FA和高FNA濃度均會對其產生不可逆的抑制作用，其中，AnAOB對FNA濃度最為敏感.

3 部分亞硝化-厭氧氨氧化工藝穩(wěn)定運行的控制策略

一般通過控制運行參數可使PNA工藝處于高效且穩(wěn)定的運行狀態(tài)，但在某些情況下，單一的控制影響因素不能確保系統(tǒng)穩(wěn)定運行.因此，需要結合一些其他策略聯(lián)合控制，優(yōu)化工藝運行.這些控制策略主要是針對以下三個方面：①生物質的保留；②抑制NOB活性，提高AnAOB的活性；③控制HDB和DPAOs的生長.

3.1 形成顆粒污泥、生物膜或通過固定化保留生物質

保留厭氧氨氧化生物質對PNA工藝的穩(wěn)定運行至關重要.厭氧氨氧化生物質的保留效果由生物質類型決定.生物質類型包括四種：絮狀污泥、顆粒污泥、生物膜、固定化生物質.除絮狀污泥外，其他三種在保留AnAOB方面均具有獨特的優(yōu)勢.

3.1.1 顆粒污泥

顆粒污泥結構致密，具有較好的沉降性能、抗沖擊能力和生物質保留能力，可實現高效脫氮.顆粒污泥的形成與NLR、接種污泥的性質、污泥停留時間（SRT）、污泥排放方式及顆粒污泥與絮狀污泥的比例等相關.例如，選擇合適的接種污泥并增加NLR有利于顆粒污泥的快速形成[30].此外，通過一次性排放大量絮狀污泥將其控制在較低的濃度，可以使AOB和AnAOB在顆粒中大量富集，提高脫氮效率[31].有關形成顆粒污泥的PNA工藝的脫氮效果如表2所示.

表2 形成顆粒污泥的PNA工藝的運行條件及脫氮效率

顆粒污泥在運行過程中也存有弊端.一方面，顆粒的尺寸過大或過小都會影響功能菌的活性和脫氮性能.顆粒過小，AnAOB活性區(qū)深度降低，AnAOB活性易受氧氣和亞硝酸鹽的抑制；顆粒過大，AOB活性區(qū)深度減小，AnAOB活性因缺乏底物而降低[34].目前，已提出了影響顆粒污泥尺寸變化的因素，包括溫度、水力剪切力和NLR等[35].但有關各因素如何影響顆粒變化的內在機理少有涉及.另一方面，高負荷下顆粒污泥容易失去穩(wěn)定性，發(fā)生漂浮.Qian等認為顆粒的漂浮與氮氣產量增加有關，高速機械離心是釋放氣態(tài)產物的有效方法[16].而Chen等認為顆粒的漂浮是由于顆粒內部形成氣穴，控制較大的剪切力可防止顆粒漂浮[36].因此，應深入了解顆粒漂浮的成因和抵抗顆粒漂浮的控制策略.

3.1.2 生物膜

相比于顆粒污泥，生物膜在保留生物質方面更具優(yōu)越性，其通過將AnAOB固定在載體表面來降低生物質沖刷的風險.根據各微區(qū)的DO濃度梯度，生物膜可分為好氧外層和缺氧內層.AOB主要生長于外層，消耗氧氣以促進內層AnAOB的富集.生物膜的生態(tài)位分化可為功能菌創(chuàng)造一個穩(wěn)定的環(huán)境.例如，楊慶等[37]報道由于厭氧氨氧化生物膜的存在，高濃度的DO（3～5 mg/L）未對系統(tǒng)產生影響.其他研究也表明，生物膜的形成有助于AnAOB抵抗低溫環(huán)境，為AnAOB在低溫下運行提供了可能[38].

多數學者著重于探討水環(huán)境中的基質濃度對系統(tǒng)性能的影響，但水環(huán)境中的基質濃度不等同于生物膜或顆粒內部的基質濃度，應深入研究基質濃度在顆?；蛏锬炔康奈⒎植记闆r，以提供更為精確的控制參數.

3.1.3 固定化生物質

固定化技術是啟動低厭氧氨氧化生物量PNA工藝的有效策略，可實現生物質的截留及高濃縮培養(yǎng)[39].固定化技術與形成天然生物膜或顆粒污泥相比，其耗時較短且可使生物質的空間分布更為合理.生物質的均勻分布有利于增強AOB和AnAOB的活性[40].基于固定化技術的優(yōu)勢，固定化生物質反應器可獲得較好的脫氮效果，但其在中試規(guī)模及實際應用中長期運行的耐久性和穩(wěn)定性有待驗證.

3.2 抑制NOB活性

由于主流污水的氨氮濃度（＜100 mg/L）和溫度較低，不足以確保使用FA、FNA和溫度抑制NOB活性.且低溫條件下NOB的氧親合力高于AOB，基于DO的控制策略也不適用于抑制NOB[41].這就需要采取一些其他控制策略，例如：在復合式工藝中控制絮狀污泥的SRT、采用間歇曝氣方式、添加羥胺（NH2OH）以及調節(jié)FA、FNA的濃度等.PNA工藝中有關NOB抑制策略的效果及系統(tǒng)脫氮性能如表3所示.

表3 PNA工藝中有關NOB抑制策略的效果及系統(tǒng)脫氮性能

3.2.1 間歇曝氣策略

間歇曝氣是一種平衡功能菌需求的控制策略，可有效抑制NOB，并保護AnAOB免受DO的長期沖擊[46].該策略的抑制原理有三種解釋：①NOB在缺氧后的好氧階段會表現出活性恢復滯后的特性[47]；②在長期缺氧條件下，NOB的衰減速率高于AOB[3]；③間歇曝氣會擾亂微生物代謝，產生一些抑制性產物，如NO[48].目前間歇曝氣已被廣泛應用于抑制主流污水中的NOB，且常與其他方法聯(lián)合控制.Wang等[49]借助溶解氧微電極為生物膜系統(tǒng)開發(fā)一種間歇曝氣方案，通過進行8 min好氧/32 min缺氧的循環(huán)，有效地抑制了NOB（相對豐度＜0.25%），確保系統(tǒng)在環(huán)境溫度（20～23℃）和低氨氮濃度（35.6±4.5 mg/L）下穩(wěn)定運行.

雖然多數研究證明間歇曝氣可選擇性抑制NOB，但也存在局限性.間歇曝氣的短曝氣時間會降低AOB活性，導致AnAOB所需底物產量減少，AnAOB活性受抑制[3，46].間歇曝氣也無法實現低溫條件下NOB活性的抑制[50].

3.2.2 主流污水中復制FA、FNA效應

PNA工藝應用于中性pH值的主流污水脫氮時，FA、FNA濃度難以達到NOB的抑制水平.通過應用pH值與FA濃度值的關系，調節(jié)pH值提高FA濃度是達到NOB抑制閾值的手段之一[51].該策略需實時監(jiān)測并連續(xù)調節(jié)，較為復雜，難以在實際中實施.

另一種方式是對污泥進行FA或FNA沖擊處理.通過間歇使用高氨氮濃度廢水對污泥整體進行FA沖擊處理可使NOB受到短暫性抑制.例如，Wang等[52]對載體生物膜進行了為期兩天的高FA（1 068 mg/L）處理，發(fā)現生物膜中殘留了較高水平的AOB，且當停止沖擊處理后，NOB活性被短暫性抑制.由于AnAOB對FNA濃度變化較為敏感，FNA沖擊處理的方法更適用于兩段式.Wang等[53]使用高濃度FNA短暫性處理絮凝污泥，使AOB和NOB活性被完全抑制，再通過控制曝氣量選擇性的恢復AOB活性，實現了穩(wěn)定的亞硝化過程.也有研究提出將活性污泥長期暴露于低濃度的亞硝酸鹽（＜30 mg/L）中，可直接選擇性的抑制NOB，引發(fā)部分亞硝化反應.該方法簡便易行，不需要調節(jié)pH和沖洗污泥[54].在長期FA、FNA抑制策略下，NOB可能會對抑制濃度表現出抵抗力，抑制濃度值對應的有效抑制時長有待驗證.

3.3 控制HDB和DPAOs的過度生長

在進水有機物濃度適當的條件下，異養(yǎng)細菌和AnAOB之間可能存在協(xié)同或合作關系.而有機物濃度過高會促使異養(yǎng)細菌快速生長，與AnAOB競爭底物，降低脫氮效率，甚至導致脫氮路線從部分亞硝化-厭氧氨氧化反應轉化為傳統(tǒng)硝化-反硝化反應.

低C/N是防止異養(yǎng)細菌過度生長的有效條件.生物預處理作為一種碳捕獲工藝，可降低PNA工藝進水段的C/N比，為異養(yǎng)細菌和AnAOB提供合適的共存條件.但預處理程度存在不確定性，難以維持穩(wěn)定的低進水C/N比，因此需要開發(fā)高C/N下控制異養(yǎng)細菌過度生長的策略.例如，學者們通過采用間歇曝氣和高溶解氧的運行方式，有效處理了C/N為2.5的主流污水，獲得77.3%的總氮去除率，間歇曝氣方式可將有機物轉化為內部碳源，減輕有機物對AnAOB的抑制作用[32].此外，Al-Hazmi等[55]在C/N為3的條件下，通過優(yōu)化間歇曝氣方式，將缺氧段時間由15 min縮短至3 min，使總氮去除率提高了63%.

碳源的種類也會影響AnAOB和HDB的優(yōu)勢生長.不同種類的碳源具有不同的代謝途徑，復雜的碳源代謝途徑會降低反硝化速率.Zheng等[4]發(fā)現在COD/NO2--N為5時，與甲酸鈉（或乙酸鈉）作為碳源相比，丙酸鈉（或葡萄糖）作為碳源時，AnAOB比HDB具有更強的亞硝酸鹽競爭力.這為在高C/N比下控制異養(yǎng)細菌生長，實現厭氧氨氧化的主導地位提供了思路.

然而，在AnAOB和HDB共存的PNA系統(tǒng)中，其出水中仍含有大量的硝酸鹽，并且最高的總氮去除率大多低于80%.因此，Xu等[56]提出在一段式序批式生物膜反應器（SBBR）中引入DPAOs，在DO=0.45 mg/L、C/N=4.0和C/P=20時，實現了AnAOB、DPAOs和HDB的共生，獲得了93.29±1.79%的總氮去除率.

4 結論

PNA自養(yǎng)脫氮工藝具有諸多優(yōu)勢，是今后污水脫氮工藝的發(fā)展趨勢，目前，生物量易流失、NOB難抑制和異養(yǎng)細菌難控制是影響該工藝穩(wěn)定性的主要因素.復合式工藝是實現生物量控制的最佳工藝，可實現更低的耗氧量、更為有效的NOB抑制，適用于處理主流污水.對于NOB的抑制，采取多種控制方法聯(lián)合應用的策略效果更好，其中，高FA濃度下控制DO的策略更為有效.另外，高C/N下控制異養(yǎng)細菌的生長，可提高系統(tǒng)脫氮效率.為加快實現PNA的應用和推廣，還需要研究以下幾個方面.

（1）主流條件下有效抑制NOB的策略仍有待研究，還應開發(fā)精確有效的實時監(jiān)測系統(tǒng)，為PNA工藝控制提供更為精確的參數.

（2）對于生物質的保留，需研發(fā)新型的生物質截留裝置及利于微生物附著生長的載體填料，還需驗證固定化生物質在中試規(guī)模及實際應用中長期運行的耐久性和穩(wěn)定性.

（3）厭氧氨氧化生物膜和顆粒污泥可有效保留生物質，但形成時間較長，阻礙了其大規(guī)模的應用，應研究促進生物膜和顆?？焖傩纬傻牟呗?

（4）實際污水成分復雜，關于污水中特定或幾種復合有毒有害物質對PNA功能菌影響的研究較少，今后應加強這方面研究，以利于PNA工藝的進一步推廣.