朱雅新，王少坡，邱春生，王 棟

（天津城建大學(xué)a.環(huán)境與市政工程學(xué)院；b.天津市水質(zhì)科學(xué)與技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)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(diǎn)，該工藝可實(shí)現(xiàn)全自養(yǎng)生物脫氮，具有節(jié)約曝氣能耗、污泥產(chǎn)量低等明顯優(yōu)勢.PNA工藝反應(yīng)過程由兩個階段組成，第一階段在有氧條件下，氨氧化細(xì)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(xì)菌（anaerobic ammonia oxidizing bacteria，AnAOB）將殘留的NH4+-N和上一步產(chǎn)生的NO2--N反應(yīng).最終約90%的氨轉(zhuǎn)化為氮?dú)猓∟2），其余轉(zhuǎn)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(yīng)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(dǎo)致出水硝酸鹽積累[3].在側(cè)流污水中，可依靠高濃度的游離氨（free ammonia，F(xiàn)A）或游離亞硝酸（free nitrous acid，F(xiàn)NA）抑制NOB活性，但這一方法難以在主流污水中實(shí)現(xiàn).第三，PNA工藝用于處理高C/N比污水時，異養(yǎng)細(xì)菌可能會取代AnAOB成為優(yōu)勢菌，使工藝失穩(wěn)[4].因此，為實(shí)現(xiàn)PNA工藝的穩(wěn)定運(yùn)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(shí)現(xiàn)PNA的條件進(jìn)行總結(jié).然后針對部分PNA工藝在穩(wěn)定運(yùn)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(yùn)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(jù)反應(yīng)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(yīng)分別置于兩個獨(dú)立的反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)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?xí)a(chǎn)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(fù)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(fù)合式工藝.絮狀污泥的傳質(zhì)效果好，硝化細(xì)菌活性高，可實(shí)現(xiàn)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(zhì)，為AnAOB的富集提供理想的生態(tài)位[9].復(fù)合式工藝是實(shí)現(xiàn)生物量控制的更好選擇，可通過控制絮狀污泥的SRT實(shí)現(xiàn)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(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng)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(dāng)溫度低于10℃時，其活性完全消失.此外，Dosta等[12]發(fā)現(xiàn)低溫（15℃）對AnAOB活性的抑制作用是可逆的，而高溫（45℃）會導(dǎo)致AnAOB活性不可逆轉(zhuǎn)地下降.結(jié)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(shù)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(chǎn)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(nèi)，成功抑制了NOB，使PNA工藝總氮去除效率達(dá)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(yīng)器中發(fā)現(xiàn)，達(dá)到最佳脫氮效率所對應(yīng)的DO濃度為1.9 mg/L，遠(yuǎn)高于其他反應(yīng)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(jié)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(chǎn)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，F(xiàn)A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(jī)碳源

AOB、NOB和AnAOB均以CO2作為唯一的無機(jī)碳源.進(jìn)水IC（inorganic carbon，簡稱無機(jī)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(jìn)水IC濃度也會抑制AnAOB的活性.在一定范圍內(nèi)，AnAOB活性隨進(jìn)水IC濃度的增加而增強(qiáng)，但I(xiàn)C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(xiàn)AOB和AnAOB的生物活性和多樣性降低，NOB活性呈現(xiàn)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(jī)物

PNA工藝是一個完全自養(yǎng)的反應(yīng)，有機(jī)物的存在會對AnAOB活性產(chǎn)生影響.李聰?shù)萚25]發(fā)現(xiàn)低濃度（75 mg/L COD）的小分子有機(jī)物（乙酸鈉）可以促進(jìn)AnAOB的有機(jī)營養(yǎng)特性.但是，COD濃度達(dá)到292 mg/L時會完全抑制厭氧氨氧化反應(yīng)[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(yùn)行，已將C/N比為2作為有機(jī)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(guān)鍵因素.Guo等[7]采用PNA工藝處理含鹽廢水中的氨氮，發(fā)現(xiàn)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(dāng)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(xiàn)PNA工藝處理含鹽廢水的鹽度閾值為3%，并且發(fā)現(xiàn)當(dāng)鹽度繼續(xù)增加到5%時，系統(tǒng)崩潰且脫氮性能不再恢復(fù).Li等[29]采用PNA工藝處理高鹽含氮廢水時發(fā)現(xiàn)當(dāng)鹽度在0.84%內(nèi)逐漸增加時，NRR逐漸增加至1.3 kg·m-3·d-1；當(dāng)鹽度達(dá)到1.38%時，反應(yīng)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(yīng)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(chǎn)生抑制，其中，高FA和低DO是最為快速有效的控制參數(shù).以上參數(shù)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(shù).AnAOB對生存環(huán)境要求較為苛刻，高溫、高DO、高有機(jī)物、高鹽、高FA和高FNA濃度均會對其產(chǎn)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(yùn)行的控制策略

一般通過控制運(yùn)行參數(shù)可使PNA工藝處于高效且穩(wěn)定的運(yùn)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(yùn)行.因此，需要結(jié)合一些其他策略聯(lián)合控制，優(yōu)化工藝運(yùn)行.這些控制策略主要是針對以下三個方面：①生物質(zhì)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(zhì)

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

3.1.1 顆粒污泥

顆粒污泥結(jié)構(gòu)致密，具有較好的沉降性能、抗沖擊能力和生物質(zhì)保留能力，可實(shí)現(xiàn)高效脫氮.顆粒污泥的形成與NLR、接種污泥的性質(zhì)、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(guān).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(guān)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(yùn)行條件及脫氮效率

顆粒污泥在運(yùn)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(guān)各因素如何影響顆粒變化的內(nèi)在機(jī)理少有涉及.另一方面，高負(fù)荷下顆粒污泥容易失去穩(wěn)定性，發(fā)生漂浮.Qian等認(rèn)為顆粒的漂浮與氮?dú)猱a(chǎn)量增加有關(guān)，高速機(jī)械離心是釋放氣態(tài)產(chǎn)物的有效方法[16].而Chen等認(rèn)為顆粒的漂浮是由于顆粒內(nèi)部形成氣穴，控制較大的剪切力可防止顆粒漂浮[36].因此，應(yīng)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(zhì)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(zhì)沖刷的風(fēng)險(xiǎn).根據(jù)各微區(qū)的DO濃度梯度，生物膜可分為好氧外層和缺氧內(nèi)層.AOB主要生長于外層，消耗氧氣以促進(jìn)內(nèi)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(bào)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(chǎn)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(yùn)行提供了可能[38].

多數(shù)學(xué)者著重于探討水環(huán)境中的基質(zhì)濃度對系統(tǒng)性能的影響，但水環(huán)境中的基質(zhì)濃度不等同于生物膜或顆粒內(nèi)部的基質(zhì)濃度，應(yīng)深入研究基質(zhì)濃度在顆?；蛏锬?nèi)部的微分布情況，以提供更為精確的控制參數(shù).

3.1.3 固定化生物質(zhì)

固定化技術(shù)是啟動低厭氧氨氧化生物量PNA工藝的有效策略，可實(shí)現(xiàn)生物質(zhì)的截留及高濃縮培養(yǎng)[39].固定化技術(shù)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(zhì)的空間分布更為合理.生物質(zhì)的均勻分布有利于增強(qiáng)AOB和AnAOB的活性[40].基于固定化技術(shù)的優(yōu)勢，固定化生物質(zhì)反應(yīng)器可獲得較好的脫氮效果，但其在中試規(guī)模及實(shí)際應(yīng)用中長期運(yùn)行的耐久性和穩(wěn)定性有待驗(yàn)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(fù)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(diào)節(jié)FA、FNA的濃度等.PNA工藝中有關(guān)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(guān)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(hù)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(xiàn)出活性恢復(fù)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(chǎn)生一些抑制性產(chǎn)物，如NO[48].目前間歇曝氣已被廣泛應(yīng)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(jìn)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(yùn)行.

雖然多數(shù)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(dǎo)致AnAOB所需底物產(chǎn)量減少，AnAOB活性受抑制[3，46].間歇曝氣也無法實(shí)現(xiàn)低溫條件下NOB活性的抑制[50].

3.2.2 主流污水中復(fù)制FA、FNA效應(yīng)

PNA工藝應(yīng)用于中性pH值的主流污水脫氮時，F(xiàn)A、FNA濃度難以達(dá)到NOB的抑制水平.通過應(yīng)用pH值與FA濃度值的關(guān)系，調(diào)節(jié)pH值提高FA濃度是達(dá)到NOB抑制閾值的手段之一[51].該策略需實(shí)時監(jiān)測并連續(xù)調(diào)節(jié)，較為復(fù)雜，難以在實(shí)際中實(shí)施.

另一種方式是對污泥進(jìn)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(jìn)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(jìn)行了為期兩天的高FA（1 068 mg/L）處理，發(fā)現(xiàn)生物膜中殘留了較高水平的AOB，且當(dāng)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，F(xiàn)NA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(fù)AOB活性，實(shí)現(xiàn)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(yīng).該方法簡便易行，不需要調(diào)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(xiàn)出抵抗力，抑制濃度值對應(yīng)的有效抑制時長有待驗(yàn)證.

3.3 控制HDB和DPAOs的過度生長

在進(jìn)水有機(jī)物濃度適當(dāng)?shù)臈l件下，異養(yǎng)細(xì)菌和AnAOB之間可能存在協(xié)同或合作關(guān)系.而有機(jī)物濃度過高會促使異養(yǎng)細(xì)菌快速生長，與AnAOB競爭底物，降低脫氮效率，甚至導(dǎo)致脫氮路線從部分亞硝化-厭氧氨氧化反應(yīng)轉(zhuǎn)化為傳統(tǒng)硝化-反硝化反應(yīng).

低C/N是防止異養(yǎng)細(xì)菌過度生長的有效條件.生物預(yù)處理作為一種碳捕獲工藝，可降低PNA工藝進(jìn)水段的C/N比，為異養(yǎng)細(xì)菌和AnAOB提供合適的共存條件.但預(yù)處理程度存在不確定性，難以維持穩(wěn)定的低進(jìn)水C/N比，因此需要開發(fā)高C/N下控制異養(yǎng)細(xì)菌過度生長的策略.例如，學(xué)者們通過采用間歇曝氣和高溶解氧的運(yùn)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(jī)物轉(zhuǎn)化為內(nèi)部碳源，減輕有機(jī)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(fù)雜的碳源代謝途徑會降低反硝化速率.Zheng等[4]發(fā)現(xiàn)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(qiáng)的亞硝酸鹽競爭力.這為在高C/N比下控制異養(yǎng)細(xì)菌生長，實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化的主導(dǎo)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(yīng)器（SBBR）中引入DPAOs，在DO=0.45 mg/L、C/N=4.0和C/P=20時，實(shí)現(xiàn)了AnAOB、DPAOs和HDB的共生，獲得了93.29±1.79%的總氮去除率.

4 結(jié)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(xì)菌難控制是影響該工藝穩(wěn)定性的主要因素.復(fù)合式工藝是實(shí)現(xiàn)生物量控制的最佳工藝，可實(shí)現(xiàn)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(yīng)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(xì)菌的生長，可提高系統(tǒng)脫氮效率.為加快實(shí)現(xiàn)PNA的應(yīng)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(yīng)開發(fā)精確有效的實(shí)時監(jiān)測系統(tǒng)，為PNA工藝控制提供更為精確的參數(shù).

（2）對于生物質(zhì)的保留，需研發(fā)新型的生物質(zhì)截留裝置及利于微生物附著生長的載體填料，還需驗(yàn)證固定化生物質(zhì)在中試規(guī)模及實(shí)際應(yīng)用中長期運(yùn)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(zhì)，但形成時間較長，阻礙了其大規(guī)模的應(yīng)用，應(yīng)研究促進(jìn)生物膜和顆?？焖傩纬傻牟呗?

（4）實(shí)際污水成分復(fù)雜，關(guān)于污水中特定或幾種復(fù)合有毒有害物質(zhì)對PNA功能菌影響的研究較少，今后應(yīng)加強(qiáng)這方面研究，以利于PNA工藝的進(jìn)一步推廣.