劉華光，董文藝,2,3，王宏杰,2,3*，戴仲怡，王雪，陳穎童，侯子瀧，謝晉，曾志偉

1.哈爾濱工業(yè)大學(xué)(深圳)土木與環(huán)境工程學(xué)院

2.深圳市水資源利用與環(huán)境污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室

3.哈爾濱工業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院, 城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室

4.中國市政工程中南設(shè)計(jì)研究總院有限公司

厭氧氨氧化 (anaerobic ammonium oxidation，Anammox)具有節(jié)省曝氣、低有機(jī)碳源消耗、低污染物排放等優(yōu)勢(shì)，是城市污水處理廠實(shí)現(xiàn)碳減排的首選技術(shù)[1]。從提出至今，Anammox已在養(yǎng)殖廢水[2]、工業(yè)廢水[3]、污泥消化液[4]和垃圾滲濾液[5]等高氨氮廢水處理領(lǐng)域得到廣泛推廣，但應(yīng)用規(guī)模通常較小，所帶來的環(huán)境效益和社會(huì)效益有限。隨著研究的深入，眾多學(xué)者致力于將Anammox推廣到氮素排量更大的城市污水處理體系中，其研究的2條技術(shù)路線聚焦于短程硝化耦合厭氧氨氧化(partial nitritation coupled Anammox，PN/A)和短程反硝化耦合厭氧氨氧化 (partial denitrification coupled Anammox，PD/A)。Ji等[6]通過PN/A協(xié)同部分內(nèi)源反硝化實(shí)現(xiàn)了對(duì)城市污水的高效脫氮，表明該工藝在城市污水處理的經(jīng)濟(jì)高效和節(jié)能方面具有很大潛力；Du等[7]構(gòu)建了PD/A系統(tǒng)處理城市污水，在低碳氮比條件下獲得了出水TN濃度小于5.0 mg/L的穩(wěn)定出水效果。目前，關(guān)于城市污水Anammox處理的研究雖然在小試規(guī)模層面取得了較多成果，但運(yùn)用到實(shí)際工程中的成功案例較為鮮見。

鑒于此，筆者從Anammox的生化機(jī)制出發(fā)，總結(jié)了將PN/A和PD/A應(yīng)用到城市污水脫氮處理的運(yùn)行調(diào)控措施，同時(shí)從工程化應(yīng)用角度歸納了城市污水實(shí)現(xiàn)Anammox處理的工藝模式和所面臨的瓶頸問題，對(duì)比分析了PN/A和PD/A在城市污水處理中的脫氮性能、降耗減排效果、工藝特征及應(yīng)用場(chǎng)景，最后討論并展望了Anammox在城市污水脫氮處理中的應(yīng)用研究方向，以期為推進(jìn)Anammox技術(shù)在城市污水體系的規(guī)?；瘧?yīng)用提供借鑒和參考。

1 Anammox生化機(jī)制

Anammox是指厭氧或缺氧條件下，厭氧氨氧化菌 (Anammox bacteria，AnAOB) 利用 NH4+和 NO2-作為底物生成氮?dú)獾倪^程[8]。目前普遍認(rèn)可的Anammox反應(yīng)化學(xué)計(jì)量方程如下所示[9]：

關(guān)于Anammox的脫氮機(jī)理現(xiàn)有2種主流觀點(diǎn)：1）Jetten等[10]提出的以羥胺(NH2OH)為中間產(chǎn)物的Anammox反應(yīng)機(jī)理模型〔圖1（a)〕，此觀點(diǎn)認(rèn)為NO2-首先吸收4個(gè)低能電子并被還原為NH2OH，隨后與NH3反應(yīng)生成聯(lián)氨(N2H4)，緊接著在釋放4個(gè)電子過程中分解為N2；2）Kuenen[11]提出的以NO為中間產(chǎn)物的Anammox反應(yīng)模型〔圖1（b)〕，此觀點(diǎn)認(rèn)為NO2-首先在NO2-還原酶(NIR)催化下獲得一個(gè)電子后生成NO，然后在N2H4水解酶(HH)催化下獲得3個(gè)電子并與NH4+結(jié)合生成N2H4，最后經(jīng)N2H4氧化還原酶(HAO)催化生成N2。

圖 1 Anammox反應(yīng)機(jī)理模型 [10-11]Fig.1 Model diagram of Anammox metabolism

上述2種機(jī)理闡述的氮轉(zhuǎn)化中間產(chǎn)物有所差別，但均表明Anammox反應(yīng)過程需要以NH4+和NO2-作為反應(yīng)底物，無需氧氣參與、不消耗有機(jī)碳源，具有經(jīng)濟(jì)環(huán)保的優(yōu)點(diǎn)。然而，城市污水中NO2-濃度不足，給Anammox在該領(lǐng)域的應(yīng)用帶來障礙，因而將此技術(shù)的優(yōu)勢(shì)發(fā)揮到城市污水脫氮處理的關(guān)鍵是解決NO2-的穩(wěn)定來源問題。目前能夠在城市污水中實(shí)現(xiàn)Anammox脫氮的2條可行路徑分別是PN/A和PD/A。

2 基于PN/A的城市污水脫氮路徑

城市污水處理向Anammox轉(zhuǎn)變的一條重要途徑是PN/A。圖2展示了基于PN/A的氮去除路線，在該耦合體系中，約57%的NH4+被氧化為NO2-后停止硝化，AnAOB利用剩余43%的NH4+與生成的NO2-直接反應(yīng)生成氮?dú)?，無需反硝化過程便可完成脫氮，PN/A自養(yǎng)脫氮反應(yīng)如下式所示：

圖 2 基于PN/A技術(shù)的氮去除路徑Fig.2 Nitrogen removal path based on PN/A technology

顯然，將PN/A運(yùn)用到城市污水處理中能夠極大地提高脫氮效率；同時(shí)，相比于傳統(tǒng)生物脫氮方式，PN/A不僅可以減少近60%的耗氧量和超過80%的污泥產(chǎn)量[12]；另外，AnAOB利用氨氮代替有機(jī)物作為電子供體，還可實(shí)現(xiàn)外部有機(jī)碳源零添加。

2.1 實(shí)現(xiàn)PN/A的調(diào)控措施

影響PN/A的內(nèi)核機(jī)制主要體現(xiàn)在AnAOB、好氧氨氧化菌(AOB)、亞硝酸鹽氧化菌(NOB)和常規(guī)異養(yǎng)菌 (ordinary heterotrophic organisms，OHOs)之間的協(xié)同競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系隨外界因素變化而作出的響應(yīng)。將PN技術(shù)與Anammox耦合的關(guān)鍵是對(duì)功能菌群進(jìn)行定向控制，即實(shí)現(xiàn)“NOB的有效抑制以及AOB的有效促進(jìn)”，從而達(dá)到亞硝酸鹽積累的目的，具體的控制策略如圖3所示。

圖 3 基于PN路線的亞硝酸鹽積累策略Fig.3 Nitrite accumulation strategy based on PN/A route

2.1.1 剝離有機(jī)物

削減進(jìn)水有機(jī)物是實(shí)現(xiàn)PN的重要手段。碳源充裕會(huì)促進(jìn)OHOs過快生長，導(dǎo)致AOB和AnAOB在獲得亞硝酸鹽和生長空間方面失去競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)[13]，因此原水進(jìn)入系統(tǒng)前需要進(jìn)行脫碳處理，削弱因COD過高給AOB和AnAOB帶來的不利影響。目前，厭氧預(yù)處理工藝[14]、高負(fù)荷活性污泥法[15]、氣浮法[16]、化學(xué)強(qiáng)化一級(jí)處理[17]等可實(shí)施性較高的碳源捕獲技術(shù)可以在原水匯入系統(tǒng)之前對(duì)有機(jī)物進(jìn)行有效剝離，從而降低對(duì)AOB和AnAOB的影響，有利于實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的穩(wěn)定積累，同時(shí)發(fā)揮AnAOB的高效脫氮特性。

2.1.2 控制曝氣

調(diào)控曝氣方式是實(shí)現(xiàn)PN的關(guān)鍵措施。AOB和NOB的氧半飽和常數(shù)分別為0.04～0.99和0.17～4.33 mg/L[18]，實(shí)際操作中采取低曝氣量運(yùn)行模式，將曝氣池DO控制在適宜水平能很好地利用AOB親氧性強(qiáng)于NOB這一特性，使AOB優(yōu)先獲得氧氣，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)對(duì)AOB的促進(jìn)和NOB的有效抑制。值得注意的是，某些NOB(如Nitrospira)在長期運(yùn)行中能夠適應(yīng)低DO環(huán)境[19]，從而導(dǎo)致亞硝酸鹽積累效果變差，因此靠低DO運(yùn)行這種單一控制措施很難實(shí)現(xiàn)PN的長期穩(wěn)定。Gilbert等[20]研究表明，AOB在缺氧處理+再次曝氣后的活性恢復(fù)速度快于NOB，為解決上述問題提供了新思路。實(shí)際運(yùn)行過程采取包括瞬時(shí)缺氧、間歇曝氣、好氧饑餓曝氣、基于“氨谷法”及“pH拐點(diǎn)”的實(shí)時(shí)控制曝氣等[21-22]多重手段能夠有效保證AOB在電子受體可獲得性方面占優(yōu)勢(shì)，從而提高亞硝酸鹽積累的可靠度。

2.1.3 控制污泥齡

控制短污泥齡(SRT)可以有效抑制NOB。NOB的世代周期比AOB長，在實(shí)際運(yùn)行過程中將SRT控制在AOB和NOB的世代周期之間，可以在不損失AOB的前提下很好地將NOB逐漸從系統(tǒng)中淘汰。新加坡Changi再生污水處理廠通過排泥措施將缺/厭氧區(qū)SRT控制在2.5 d左右[23]，取得了較為穩(wěn)定的短程硝化效果；荷蘭代爾夫特理工大學(xué)開發(fā)的Sharon工藝也采用短SRT(1.5 d)策略[24]，達(dá)到了定向淘汰NOB的目的，從而保持了AOB的優(yōu)勢(shì)地位，為后續(xù)Anammox段提供較為穩(wěn)定的亞硝氮來源。

2.1.4 控制污泥形態(tài)

顆粒污泥或生物膜能為抑制NOB創(chuàng)造有利條件。Soler-Jofra等[25]對(duì)短程硝化顆粒污泥的菌群分布情況進(jìn)行了分析，發(fā)現(xiàn)其呈現(xiàn)“AOB生長在外部，NOB生長在內(nèi)部”的空間分布特征，由此形成的傳質(zhì)阻力使膜體內(nèi)外層產(chǎn)生基質(zhì)濃度梯度和底物傳遞速率差異，為定向抑制NOB對(duì)底物的攝取提供前提條件。Bartrolí等[26]在顆粒污泥系統(tǒng)中采取降低氧與氨氮濃度比(DO/AN)的措施，削弱了內(nèi)層NOB對(duì)電子受體的獲取能力，最終在連續(xù)流條件下得到了良好的亞硝氮積累效果。Bian等[27]研究了限氧條件對(duì)移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(MBBR)短程硝化的作用，結(jié)果表明當(dāng)DO/AN＜0.17時(shí)，可以有效抑制生物膜中NOB的活性。但在實(shí)際污水處理系統(tǒng)中復(fù)雜多變的水質(zhì)條件下，該策略的工程應(yīng)用可行性還需更深入地研究。

2.1.5 保留出水氨氮濃度

系統(tǒng)出水含有一定濃度的氨氮有利于亞硝氮積累。莫諾動(dòng)力學(xué)方程表明，氨氮濃度是決定AOB生長速率的因素之一，出水中保留一定濃度的氨氮對(duì)AOB的生長具有促進(jìn)作用，還能抑制NOB活性。Poot等[28]評(píng)估了顆粒污泥系統(tǒng)出水中殘余氨氮濃度對(duì)NOB的影響，認(rèn)為系統(tǒng)出水氨氮維持在2.0～5.0 mg/L能引發(fā)NOB的活性抑制效應(yīng)，從而達(dá)到穩(wěn)定的短程硝化效果，其機(jī)制可能與出水殘余氨氮導(dǎo)致的顆粒污泥內(nèi)外層的pH梯度相關(guān)。Corbalá-Robles等[29]采用數(shù)學(xué)模型研究了顆粒污泥+絮凝污泥一體化反應(yīng)器中殘余氨氮濃度對(duì)短程硝化的影響，結(jié)果表明通過保留出水氨氮濃度可以維持PN/A系統(tǒng)的長期穩(wěn)定運(yùn)行。但排放氨氮濃度過高的尾水可能會(huì)帶來受納水體發(fā)生黑臭、富營養(yǎng)化等問題，因此該策略運(yùn)用在敏感水域范圍內(nèi)污水處理廠的可行性還有待進(jìn)一步考察。

2.1.6 投加抑制劑

特定抑制劑能定向淘汰NOB。據(jù)已有報(bào)道，NO、NO2等氮氧化物和NH2OH、N2H4等AnAOB代謝中間產(chǎn)物可作為NOB抑制劑，起到改善系統(tǒng)脫氮性能的作用。Yao等[30]研究表明，N2H4對(duì)NOB的抑制效應(yīng)強(qiáng)于AOB，投加3.99 mg/L的N2H4能有效降低一體式PN/A系統(tǒng)的硝酸鹽產(chǎn)量。Xu等[31]研究了NH2OH對(duì)好氧顆粒污泥實(shí)現(xiàn)PN的影響，發(fā)現(xiàn)NH2OH投加濃度為10 mg/L時(shí)對(duì)NOB的抑制作用最佳，此條件有利于維持低C/N污水系統(tǒng)的PN效果。然而，Wang等[32]研究認(rèn)為，NH2OH對(duì)NOB的抑制為可逆性抑制，當(dāng)NH2OH停止投加時(shí)會(huì)導(dǎo)致系統(tǒng)硝酸鹽的再次積累。目前，以上抑制劑投加策略均處于小試研究階段，相關(guān)工程化應(yīng)用案例鮮見報(bào)道。

2.2 城市污水PN/A工藝模式及面臨的困難

2.2.1 運(yùn)行穩(wěn)定性有待提高

城市污水溫度偏低給PN/A的運(yùn)行穩(wěn)定性帶來挑戰(zhàn)。AOB是一種“嗜溫菌”，其適宜溫度高于NOB，水溫在10～20 ℃時(shí)AOB的生長速率明顯小于NOB，城市污水主流系統(tǒng)的水溫往往低于AOB最適生長范圍，在此條件下難以保證AOB的優(yōu)勢(shì)地位，因此給PN的穩(wěn)定性帶來破壞?，F(xiàn)有工程案例表明，PN/A系統(tǒng)在處理實(shí)際生活污水低溫運(yùn)行過程中常常會(huì)出現(xiàn)效果惡化甚至系統(tǒng)崩潰的情況。

另外，城市污水氨氮濃度偏低給亞硝氮的穩(wěn)定積累帶來困難。游離氨(FA)對(duì)AOB和NOB的抑制閾值不同，其濃度為0.6 mg/L時(shí)NOB幾乎已經(jīng)失去活性，而AOB在其濃度為5.0 mg/L時(shí)才開始出現(xiàn)抑制效應(yīng)。然而，實(shí)際城市污水FA濃度遠(yuǎn)達(dá)不到NOB的耐受限值，因此在主流體系氨氮含量偏低的條件下難以通過PN路徑實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的亞硝氮積累，進(jìn)而帶來系統(tǒng)運(yùn)行易失穩(wěn)的問題，這也是該技術(shù)在主流污水中實(shí)現(xiàn)工程化應(yīng)用有待解決的難點(diǎn)。

2.2.2 系統(tǒng)運(yùn)行復(fù)雜

為克服城市污水溫度和氨氮濃度偏低帶來的不利影響，現(xiàn)有實(shí)際工程通常采取側(cè)流Anammox形式實(shí)現(xiàn)PN/A對(duì)城市污水的強(qiáng)化脫氮處理(圖4)。該側(cè)流工藝的PN/A系統(tǒng)設(shè)置在主流污水體系之外，以排除水質(zhì)水量波動(dòng)帶來的干擾，并利用溫度和氨氮濃度較高的污泥消化液或壓濾液作為PN系統(tǒng)進(jìn)水，從而創(chuàng)造AOB和AnAOB的適宜生境條件，同時(shí)需要將側(cè)流系統(tǒng)富集的AOB和AnAOB匯入到主流污水處理系統(tǒng)中發(fā)揮強(qiáng)化脫氮作用。

圖 4 基于PN路線的城市污水側(cè)流Anammox工藝模式Fig.4 Sidestream Anammox process model of urban sewage based on PN route

然而，這種通過“側(cè)流補(bǔ)充主流”實(shí)現(xiàn)對(duì)城市污水強(qiáng)化脫氮處理的運(yùn)行模式通常會(huì)帶來2個(gè)新問題：1）為避免功能菌的流失，側(cè)流系統(tǒng)需要配備水力旋流分離裝置對(duì)轉(zhuǎn)移到主流系統(tǒng)的AOB和AnAOB進(jìn)行回收，繁瑣的操作流程給運(yùn)行維護(hù)帶來困難；2）實(shí)現(xiàn)PN過程需要同時(shí)調(diào)節(jié)多方面運(yùn)行參數(shù)，實(shí)際運(yùn)行中難以達(dá)到近乎嚴(yán)苛的條件控制要求，不可避免地提高了PN/A在城市污水處理中的運(yùn)行復(fù)雜程度，進(jìn)而限制該技術(shù)在城市污水廠的規(guī)?；茝V。

3 基于PD/A的城市污水脫氮路徑

城市污水邁向Anammox主流處理的另一條重要途徑是PD/A。在該系統(tǒng)中，約50%的NH4+首先被完全轉(zhuǎn)化為NO3-，再在特定控制條件下發(fā)生PD反應(yīng)將硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為NO2-[33]，隨后在Anammox耦合體系與未被氧化的NH4+實(shí)現(xiàn)同步去除。其化學(xué)反應(yīng)式如下：

PD/A在城市污水中的具體脫氮過程如圖5所示?？梢姡琍D省去了反硝化過程中NO2-→N2這一步驟，使傳統(tǒng)硝化反硝化脫氮過程降低50.1%氧氣和63.3%有機(jī)碳源消耗量[34]，同時(shí)具有污泥產(chǎn)量低、CO2排放少等優(yōu)點(diǎn)。PD/A作為新型脫氮技術(shù)能夠?qū)崿F(xiàn)低碳源城市污水的深度脫氮[35]，為有效解決低碳氮比污水處理廠普遍存在的出水硝氮濃度偏高問題開辟了新路徑。

圖 5 基于PD/A技術(shù)的氮去除路徑Fig.5 Nitrogen removal path based on PD/A

3.1 實(shí)現(xiàn)PD/A的調(diào)控措施

PD發(fā)生的直接成因是NO3-還原速率快于NO2-，內(nèi)在本質(zhì)是NO3-還原酶(NAR)活性高于NO2-還原酶(NIR)，欲實(shí)現(xiàn)PD過程可以在以下2個(gè)方向作出努力：1）促進(jìn) NAR、抑制 NIR；2）提高以 NO2-為終產(chǎn)物的硝酸鹽呼吸菌(nitrate respiring bacteria，NRB)在反硝化系統(tǒng)的相對(duì)豐度。因此，實(shí)現(xiàn)完全反硝化向PD發(fā)生轉(zhuǎn)變的核心是圍繞抑制NIR、促進(jìn)NRB對(duì)外界因素進(jìn)行調(diào)控，具體的亞硝氮積累策略如圖6所示。

圖 6 基于PD路線的主流Anammox亞硝酸鹽積累策略Fig.6 Nitrite accumulation strategy based on PD route in mainstream Anammox

3.1.1 有機(jī)碳源控制

有機(jī)物是實(shí)現(xiàn)PD的重要調(diào)控因素。碳源類型對(duì)反硝化過程有明顯影響，現(xiàn)有研究表明，甲醇、乙醇、乙酸鈉等有機(jī)小分子碳源有利于亞硝酸鹽的累積，其中乙酸鈉作為碳源時(shí)獲得的亞硝氮積累效果最佳[36]。根據(jù)Gong等[37]的研究，當(dāng)體系中存在一定乙酸鈉時(shí)，基于PD的亞硝酸鹽積累率能夠達(dá)到70%，同時(shí)該過程的亞硝酸鹽積累特性能夠在系統(tǒng)內(nèi)保持長期穩(wěn)定，其作用機(jī)制可能與反硝化菌的代謝途徑相關(guān)[38]。

控制低COD/NO3--N(C/N)有利于實(shí)現(xiàn)PD。低C/N對(duì)亞硝酸鹽的積累有驅(qū)動(dòng)作用[39]，其本質(zhì)是NAR和NIR對(duì)獲得電子供體的競(jìng)爭(zhēng)力存在差異。當(dāng)NO3-和NO2-共存于同一體系中時(shí)，電子供體會(huì)傾向于優(yōu)先提供給硝酸鹽的還原過程，所以在碳源受限（低C/N）環(huán)境中有利于NO3-獲得電子供體。Cao等[40]研究顯示，進(jìn)水C/N降至1.7時(shí)可實(shí)現(xiàn)基于PD過程的NO2-高效累積，并維持近6個(gè)月的穩(wěn)定運(yùn)行。因此，實(shí)際運(yùn)行中采取減少碳源投加量或設(shè)置碳前捕捉單元的措施，將反硝化體系中的C/N降至2.0～3.5，使NAR在競(jìng)爭(zhēng)電子供體方面處于優(yōu)勢(shì)狀態(tài)[41]，最終獲得良好的亞硝氮積累特性。

3.1.2 高pH抑制

pH是影響反硝化進(jìn)程的關(guān)鍵因子。高pH有利于PD的形成，NIR對(duì)pH的敏感度高于NAR[42]，因而更容易受到抑制。操沈彬[43]研究發(fā)現(xiàn)，Cu-NIR對(duì)高pH敏感，當(dāng)pH＞9.2時(shí)其活性顯著降低，此時(shí)NAR并未受到抑制；Glass等[44]通過反硝化動(dòng)力學(xué)研究了pH對(duì)PD過程的影響，發(fā)現(xiàn)亞硝酸鹽積累率與pH(為7.5～9.0)成正比。

此外，pH能通過調(diào)整短程反硝化菌群結(jié)構(gòu)進(jìn)而影響亞硝酸鹽積累。以亞硝氮為終產(chǎn)物的NRB受pH影響大，Qian等[45]研究顯示，典型短程反硝化功能菌Thauera在pH=9.0時(shí)相對(duì)豐度為17.0%，明顯高于pH為7.0和5.0時(shí)的2.2%，表明高pH有利于反硝化功能菌的生長富集。因此，在耦合工藝中維持缺氧池的高pH有2點(diǎn)益處：1）可以增強(qiáng)NAR的相對(duì)活性；2）有助于達(dá)到定向富集NRB的目的，最終實(shí)現(xiàn)基于PD的亞硝氮積累。

3.1.3 高硝酸鹽抑制

提高硝氮濃度可促進(jìn)全程反硝化向PD轉(zhuǎn)變。硝酸鹽濃度可對(duì)亞硝氮還原酶編碼基因(nirS)的表達(dá)產(chǎn)生影響，Liu等[46]推測(cè)硝酸鹽與某種調(diào)控蛋白關(guān)聯(lián)的作用機(jī)制能調(diào)控nirS基因的轉(zhuǎn)錄。厲巍[47]研究表明，當(dāng)硝氮濃度超過30 mg/L時(shí)，典型功能反硝化菌 (Halomonas campisalis、Halomonas campaniensis)中nirS基因的轉(zhuǎn)錄活性處于明顯的受抑制狀態(tài)，由此實(shí)現(xiàn)NO2-的有效積累。因此，在傳統(tǒng)工藝(如A/A/O)中，可以通過采取加大硝化液回流比的措施來提高缺氧區(qū)的NO3-濃度，從而有利于驅(qū)動(dòng)基于“nirS轉(zhuǎn)錄抑制”的亞硝氮積累過程。

3.1.4 其他控制措施

除以上措施外，通過接種泥源優(yōu)選、生物強(qiáng)化等方法也能實(shí)現(xiàn)基于PD過程的NO2-積累。張星星等[48]對(duì)比了河涌底泥、污水廠剩余污泥、反硝化除磷系統(tǒng)排泥3類不同泥源的PD特性，發(fā)現(xiàn)反硝化除磷系統(tǒng)排泥作為接種污泥時(shí)，系統(tǒng)的NO3-→NO2-轉(zhuǎn)化率最高(75.92%)，因此通過優(yōu)選不同泥源可以獲得較佳的NO2-積累率。此外，生物強(qiáng)化手段也有利于提升NRB的豐度，具體措施可以結(jié)合不同反硝化工藝通過投加填料、污泥顆粒化等措施誘導(dǎo)實(shí)現(xiàn)PD功能菌的篩選富集，從而為主流Anammox系統(tǒng)提供更為可靠的亞硝酸鹽來源。

3.2 城市污水PD/A工藝模式及需要解決的問題

基于PD/A的主流城市污水處理工藝模式如圖7所示。缺氧區(qū)為該系統(tǒng)的核心單元，缺氧一區(qū)利用曝氣池回流的NO3-發(fā)生PD，為缺氧二區(qū)的Anammox反應(yīng)提供NO2-；另外，該工藝需要在缺氧區(qū)投加填料以生物膜的形式固定脫氮功能微生物，達(dá)到在主流污水中原位富集AnAOB的目的，實(shí)現(xiàn)真正意義上的城市污水主流Anammox強(qiáng)化脫氮處理。該運(yùn)行模式充分結(jié)合了Anammox和PD 2種新工藝的實(shí)現(xiàn)要素，同時(shí)在系統(tǒng)的整體布局形式上與傳統(tǒng)工藝沒有顯著差別，既適用于高排放標(biāo)準(zhǔn)污水處理廠的新建工程，也適用于傳統(tǒng)工藝基礎(chǔ)上進(jìn)行的提標(biāo)改造工程，實(shí)現(xiàn)對(duì)現(xiàn)有污水處理廠的強(qiáng)化脫氮處理。然而，PD/A技術(shù)在城市污水領(lǐng)域的規(guī)?；瘧?yīng)用尚面臨缺乏可復(fù)制性驗(yàn)證及Anammox脫氮貢獻(xiàn)率偏低等問題。

圖 7 基于PD路線的主流Anammox工藝模式Fig.7 Mainstream Anammox process model based on PD route

3.2.1 工程應(yīng)用可推廣性有待考證

近年來，由PD驅(qū)動(dòng)的部分主流Anammox脫氮路徑已經(jīng)在我國西北地區(qū)某污水廠厭/缺氧區(qū)得到驗(yàn)證[49]，但該案例是否具有可復(fù)制性還需要更多的工程實(shí)踐加以證實(shí)，有必要開展進(jìn)一步的規(guī)模化試驗(yàn)，這對(duì)將來PD/A工藝在主流城市污水處理中的應(yīng)用與推廣具有重要指導(dǎo)和示范意義。

3.2.2 Anammox脫氮貢獻(xiàn)率偏低

PD/A在主流城市污水中脫除的總氮比例有待提高。目前報(bào)道的PD/A工程案例實(shí)現(xiàn)的自養(yǎng)脫氮程度較低，缺氧池生物膜載體中AnAOB僅占全菌相對(duì)豐度的0.11%，通過Anammox路徑去除的氮素僅占系統(tǒng)總氮削減量的15.9%[49]，與Du等[50]在一體化PD/A(DEAMOX)小試反應(yīng)器中得到的95%以上的脫氮貢獻(xiàn)率存在較大差距。因此，PD/A在主流城市污水中的脫氮潛力有待挖掘，有必要厘清Anammox形成規(guī)?；?yīng)的發(fā)生機(jī)制，從而強(qiáng)化和保持AnAOB在主流城市污水系統(tǒng)中的活性，進(jìn)一步提高Anammox對(duì)系統(tǒng)的總氮去除貢獻(xiàn)率。

4 PN/A與PD/A綜合對(duì)比

基于PN/A和PD/A不同技術(shù)路徑的城市污水處理工藝在脫氮性能、降耗減排效果、工藝特征以及應(yīng)用場(chǎng)景等方面具有不同之處，下面針對(duì)上述內(nèi)容展開對(duì)比分析。

4.1 脫氮性能及降耗減排對(duì)比

表1展示了PN/A與PD/A在脫氮效能及降耗減排情況。由表1可以看到，二者均具有優(yōu)異的亞硝氮積累特性(＞90%)，但PN/A的理論氮去除率低于PD/A。這是由于PN/A無法對(duì)Anammox反應(yīng)產(chǎn)生的11%硝酸鹽進(jìn)行徹底去除，而PD可以利用這些硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為亞硝氮提供給AnAOB，從而實(shí)現(xiàn)100%的氮素去除率。在降耗方面，PN/A的碳源消耗量低于PD/A，能節(jié)省更多碳源，有利于從污水中回收更多的有機(jī)物。

關(guān)于耗氧量，現(xiàn)有2種不同觀點(diǎn)。以往研究認(rèn)為，PN/A和PD/A去除1 g NH4+所需的氧氣質(zhì)量分別為1.95和2.39 g，但最新數(shù)據(jù)表明，PD/A將相同水質(zhì)水量的城市污水中的氮素去除到理論極限值所消耗的O2質(zhì)量比PN/A減少4.3%，因此其在降低曝氣電耗方面更占優(yōu)勢(shì)。在減排方面，關(guān)于污泥排放，PN/A產(chǎn)泥量?jī)H為PD/A的48%，有助于減輕由大量剩余污泥帶來的后續(xù)處理壓力；關(guān)于溫室氣體排放，PD/A釋放的CO2量較高，但N2O釋放量低于PN，由于N2O的溫室效應(yīng)潛勢(shì)高于CO2，因此PD/A理論上產(chǎn)生的溫室效應(yīng)比PN/A弱，有助于緩解由此帶來的氣候變暖問題。綜上，PN/A在節(jié)省碳源和污泥減量方面比PD/A更占優(yōu)勢(shì)，PD/A則在氮去除率以及減輕溫室效應(yīng)方面占優(yōu)勢(shì)，對(duì)于二者的具體耗氧量則需要更多的研究進(jìn)行深入分析。

表 1 PN/A與PD/A的脫氮性能及降耗減排情況Table 1 Performance of nitrogen removal, consumption and discharge reduction of PN/A and PD/A

4.2 工藝特征對(duì)比

PN/A和PD/A具有不同的工藝特點(diǎn)。以“抑制NOB、促進(jìn)AOB”為核心的亞硝氮積累策略需要對(duì)溶解氧、進(jìn)水有機(jī)物、污泥齡、水溫等多種條件進(jìn)行精準(zhǔn)調(diào)控，決定了PN/A系統(tǒng)具有繁雜的工藝特征，由此提高了其運(yùn)行復(fù)雜程度。目前，已有眾多實(shí)驗(yàn)室研究表明，通過采取生物強(qiáng)化、溫度控制、曝氣調(diào)整等措施能實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的PN/A過程，但真正應(yīng)用在主流城市污水處理中的成功案例卻少有報(bào)道，可見PN/A在主流污水處理中的規(guī)?；瘧?yīng)用有著極高難度，造成這種情況的一大原因是實(shí)際工程中難以達(dá)到實(shí)驗(yàn)室所實(shí)現(xiàn)的運(yùn)行條件。因此，在解決該問題之前，PN/A并不是城市污水實(shí)現(xiàn)Anammox主流處理的最佳工藝。

相比于PN過程“抑制NOB、促進(jìn)AOB”路線，PD過程不需要通過控制過多嚴(yán)苛條件來營造特定的NOB抑制環(huán)境，只需通過調(diào)控碳源投加、生物載體形式等較少的關(guān)鍵因素便能夠在短程反硝化基礎(chǔ)上實(shí)現(xiàn)NO2-的有效積累，最終與Anammox耦合進(jìn)行高效脫氮。因此，相比于PN/A，PD/A在主流城市污水中實(shí)現(xiàn)規(guī)?；瘧?yīng)用的工藝復(fù)雜程度更低。

4.3 應(yīng)用場(chǎng)景對(duì)比

表2列舉了Anammox應(yīng)用于城市污水處理廠的實(shí)際工程案例?？梢钥吹?，Anammox在奧地利、荷蘭、美國、瑞士以及國內(nèi)的污水處理廠均得到一定應(yīng)用，以早期研究較多的PN/A為主，且大多數(shù)以側(cè)流方式實(shí)現(xiàn)對(duì)城市污水的強(qiáng)化脫氮處理。奧地利Strass污水處理廠是成功將污水資源充分利用的典范之一，該廠采用兩段式A-B法對(duì)污水進(jìn)行除碳脫氮處理，A段回收有機(jī)物用于厭氧消化產(chǎn)甲烷進(jìn)行發(fā)電，B段對(duì)氮、磷等污染物進(jìn)行高效去除，在保證出水水質(zhì)前提下達(dá)到電能自給自足的目標(biāo)。其實(shí)現(xiàn)核心是通過基于PN/A的側(cè)流DEMON工藝強(qiáng)化Anammox在B段的脫氮貢獻(xiàn)率，由此減少B段對(duì)碳源的需求量，從而提高A段的有機(jī)物回收率，進(jìn)而增加甲烷產(chǎn)量，最終以熱電聯(lián)產(chǎn)的形式實(shí)現(xiàn)全廠的電能中和。因此，PN/A應(yīng)用在高C/N污水處理廠有利于資源的充分回收利用，在碳中和背景下具有重要的環(huán)境效益，但多數(shù)案例的運(yùn)行需要在側(cè)流系統(tǒng)存在的場(chǎng)景中才能保證PN/A系統(tǒng)的效能發(fā)揮。

表 2 Anammox應(yīng)用在城市污水處理廠的代表性工程案例Table 2 Representative engineering cases of Anammox application in municipal wastewater treatment plants

對(duì)于主流Anammox，起步較晚的PD/A工藝表現(xiàn)出更強(qiáng)競(jìng)爭(zhēng)力。PN/A和PD/A處理主流城市污水的成功案例各有1例，但二者的實(shí)現(xiàn)條件不同。新加坡Chanqi再生污水處理廠通過采取低曝氣運(yùn)行(好氧段DO濃度為1.5 mg/L)、多級(jí)A/O模式(交替式曝氣)、控制短污泥齡(好氧SRT為2.5 d，缺氧SRT為2.5 d)等措施，成功地對(duì)主流污水中的NOB進(jìn)行了有效抑制，為Anammox提供可靠的亞硝氮來源(積累率為76%)，從而獲得TN濃度小于7.2 mg/L的良好出水效果，是全球首次實(shí)現(xiàn)真正意義主流PN/A的工程案例。

我國西安第四污水處理廠首次報(bào)道了主流PD/A在實(shí)際工程中的成功運(yùn)行。該廠自發(fā)產(chǎn)生Anammox的主要因素有以下幾點(diǎn)：1)投加填料。厭/缺氧區(qū)投加微生物載體帶來3個(gè)方面的優(yōu)勢(shì)，包括有利于AnAOB的富集，缺氧區(qū)載體生物膜的AnAOB豐度(0.11%)明顯高于絮凝污泥(0.04%)；有利于強(qiáng)化反硝化作用，生物膜的反硝化功能基因(narG、nirK、nirS、norB和nosZ)相對(duì)豐度高于硝化功能基因(amoA、hao)，且生物膜中narG的豐度遠(yuǎn)高于絮凝污泥；有利于形成混合SRT，投加填料為微生物的生長提供附著位點(diǎn)，從而在同一系統(tǒng)中形成生物膜和絮體污泥2種不同的SRT，使世代周期長的AnAOB保持長SRT，因此可在不影響正常排泥情況下有效防止其大量流失。2)低DO運(yùn)行。該廠好氧池DO濃度為1.5～3.4 mg/L，減少了回流液中的分子氧對(duì)AnAOB生長帶來的負(fù)面影響。3)低C/N水質(zhì)。該廠進(jìn)水C/N為1.2～7.9，在一定程度上防止了異養(yǎng)菌的大量繁殖，進(jìn)而減輕與AnAOB的競(jìng)爭(zhēng)作用。通過以上措施，該廠實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的主流PD/A，出水TN濃度保持在7.8 mg/L以內(nèi)。

以上2組案例均實(shí)現(xiàn)了主流Anammox，但運(yùn)行溫度存在較大區(qū)別。除外界調(diào)控措施外，新加坡Changi再生污水處理廠主流PN/A的穩(wěn)定運(yùn)行還受益于當(dāng)?shù)氐锰飒?dú)厚的水溫條件(28～32 ℃)，其運(yùn)行模式在低溫地區(qū)仍面臨系統(tǒng)易失穩(wěn)問題；西安第四污水處理廠的運(yùn)行溫度(11～25 ℃)低于新加坡Changi再生污水處理廠，表明PD/A能有效避免PN/A普遍存在的冬季水溫偏低而導(dǎo)致亞硝氮積累遭到破壞的情況發(fā)生，這無疑是PN/A難以實(shí)現(xiàn)的巨大優(yōu)勢(shì)。綜上，在現(xiàn)有技術(shù)成熟程度條件下，PN/A適合以側(cè)流形式運(yùn)用在城市污水處理廠，PD/A則在主流城市污水的深度脫氮處理領(lǐng)域更具發(fā)展?jié)摿Α?/p>

5 結(jié)語與展望

不論P(yáng)N/A還是PD/A途徑，由二者驅(qū)動(dòng)的新型脫氮工藝均對(duì)改善傳統(tǒng)城市污水處理廠目前所面臨的高能耗、高成本、高排放、脫氮不徹底等現(xiàn)狀具有顯著的理論優(yōu)勢(shì)和工程價(jià)值?，F(xiàn)階段，基于PN/A路線的自養(yǎng)脫氮模式在主流城市污水處理中尚不具備成熟的規(guī)?；茝V條件。一方面，復(fù)雜的工藝流程和嚴(yán)苛的運(yùn)行調(diào)控要求提高了該技術(shù)的應(yīng)用操作難度；另一方面，現(xiàn)有工程實(shí)例表明PN/A技術(shù)在低溫地區(qū)實(shí)現(xiàn)主流Anammox應(yīng)用尚面臨困難。相較而言，新發(fā)展的基于PD路線的NO2-積累技術(shù)能為主流系統(tǒng)提供更加可靠的底物來源，使其在推進(jìn)生產(chǎn)尺度上“部分自養(yǎng)捷徑氮去除技術(shù)”的規(guī)?；瘧?yīng)用層面占優(yōu)勢(shì)。

未來，在開發(fā)出能結(jié)合Anammox實(shí)現(xiàn)要素與能效發(fā)揮的工藝流程的基礎(chǔ)上，如何通過縮短Anammox形成規(guī)?；?yīng)的周期，加快系統(tǒng)的啟動(dòng)時(shí)間，同時(shí)在NO2-可控供給技術(shù)成熟的前提下對(duì)城市污水中的AnAOB進(jìn)行原位富集與有效持留，提升并保持其在系統(tǒng)中的脫氮貢獻(xiàn)率，將是下一步推進(jìn)PN/A、PD/A技術(shù)在城市污水處理中規(guī)?；瘧?yīng)用的關(guān)鍵研究?jī)?nèi)容。