厌氧氨氧化在城市污水脱氮处理中的研究与应用进展

刘华光，董文艺,2,3，王宏杰,2,3*，戴仲怡，王雪，陈颖童，侯子泷，谢晋，曾志伟

1.哈尔滨工业大学(深圳)土木与环境工程学院

2.深圳市水资源利用与环境污染控制重点实验室

3.哈尔滨工业大学环境学院, 城市水资源与水环境国家重点实验室

4.中国市政工程中南设计研究总院有限公司

厌氧氨氧化 (anaerobic ammonium oxidation，Anammox)具有节省曝气、低有机碳源消耗、低污染物排放等优势，是城市污水处理厂实现碳减排的首选技术[1]。从提出至今，Anammox已在养殖废水[2]、工业废水[3]、污泥消化液[4]和垃圾渗滤液[5]等高氨氮废水处理领域得到广泛推广，但应用规模通常较小，所带来的环境效益和社会效益有限。随着研究的深入，众多学者致力于将Anammox推广到氮素排量更大的城市污水处理体系中，其研究的2条技术路线聚焦于短程硝化耦合厌氧氨氧化(partial nitritation coupled Anammox，PN/A)和短程反硝化耦合厌氧氨氧化 (partial denitrification coupled Anammox，PD/A)。Ji等[6]通过PN/A协同部分内源反硝化实现了对城市污水的高效脱氮，表明该工艺在城市污水处理的经济高效和节能方面具有很大潜力；Du等[7]构建了PD/A系统处理城市污水，在低碳氮比条件下获得了出水TN浓度小于5.0 mg/L的稳定出水效果。目前，关于城市污水Anammox处理的研究虽然在小试规模层面取得了较多成果，但运用到实际工程中的成功案例较为鲜见。

鉴于此，笔者从Anammox的生化机制出发，总结了将PN/A和PD/A应用到城市污水脱氮处理的运行调控措施，同时从工程化应用角度归纳了城市污水实现Anammox处理的工艺模式和所面临的瓶颈问题，对比分析了PN/A和PD/A在城市污水处理中的脱氮性能、降耗减排效果、工艺特征及应用场景，最后讨论并展望了Anammox在城市污水脱氮处理中的应用研究方向，以期为推进Anammox技术在城市污水体系的规模化应用提供借鉴和参考。

1 Anammox生化机制

Anammox是指厌氧或缺氧条件下，厌氧氨氧化菌 (Anammox bacteria，AnAOB) 利用 NH4+和 NO2-作为底物生成氮气的过程[8]。目前普遍认可的Anammox反应化学计量方程如下所示[9]：

关于Anammox的脱氮机理现有2种主流观点：1）Jetten等[10]提出的以羟胺(NH2OH)为中间产物的Anammox反应机理模型〔图1（a)〕，此观点认为NO2-首先吸收4个低能电子并被还原为NH2OH，随后与NH3反应生成联氨(N2H4)，紧接着在释放4个电子过程中分解为N2；2）Kuenen[11]提出的以NO为中间产物的Anammox反应模型〔图1（b)〕，此观点认为NO2-首先在NO2-还原酶(NIR)催化下获得一个电子后生成NO，然后在N2H4水解酶(HH)催化下获得3个电子并与NH4+结合生成N2H4，最后经N2H4氧化还原酶(HAO)催化生成N2。

图 1 Anammox反应机理模型 [10-11]Fig.1 Model diagram of Anammox metabolism

上述2种机理阐述的氮转化中间产物有所差别，但均表明Anammox反应过程需要以NH4+和NO2-作为反应底物，无需氧气参与、不消耗有机碳源，具有经济环保的优点。然而，城市污水中NO2-浓度不足，给Anammox在该领域的应用带来障碍，因而将此技术的优势发挥到城市污水脱氮处理的关键是解决NO2-的稳定来源问题。目前能够在城市污水中实现Anammox脱氮的2条可行路径分别是PN/A和PD/A。

2 基于PN/A的城市污水脱氮路径

城市污水处理向Anammox转变的一条重要途径是PN/A。图2展示了基于PN/A的氮去除路线，在该耦合体系中，约57%的NH4+被氧化为NO2-后停止硝化，AnAOB利用剩余43%的NH4+与生成的NO2-直接反应生成氮气，无需反硝化过程便可完成脱氮，PN/A自养脱氮反应如下式所示：

图 2 基于PN/A技术的氮去除路径Fig.2 Nitrogen removal path based on PN/A technology

显然，将PN/A运用到城市污水处理中能够极大地提高脱氮效率；同时，相比于传统生物脱氮方式，PN/A不仅可以减少近60%的耗氧量和超过80%的污泥产量[12]；另外，AnAOB利用氨氮代替有机物作为电子供体，还可实现外部有机碳源零添加。

2.1 实现PN/A的调控措施

影响PN/A的内核机制主要体现在AnAOB、好氧氨氧化菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)和常规异养菌 (ordinary heterotrophic organisms，OHOs)之间的协同竞争关系随外界因素变化而作出的响应。将PN技术与Anammox耦合的关键是对功能菌群进行定向控制，即实现“NOB的有效抑制以及AOB的有效促进”，从而达到亚硝酸盐积累的目的，具体的控制策略如图3所示。

图 3 基于PN路线的亚硝酸盐积累策略Fig.3 Nitrite accumulation strategy based on PN/A route

2.1.1 剥离有机物

削减进水有机物是实现PN的重要手段。碳源充裕会促进OHOs过快生长，导致AOB和AnAOB在获得亚硝酸盐和生长空间方面失去竞争优势[13]，因此原水进入系统前需要进行脱碳处理，削弱因COD过高给AOB和AnAOB带来的不利影响。目前，厌氧预处理工艺[14]、高负荷活性污泥法[15]、气浮法[16]、化学强化一级处理[17]等可实施性较高的碳源捕获技术可以在原水汇入系统之前对有机物进行有效剥离，从而降低对AOB和AnAOB的影响，有利于实现亚硝酸盐的稳定积累，同时发挥AnAOB的高效脱氮特性。

2.1.2 控制曝气

调控曝气方式是实现PN的关键措施。AOB和NOB的氧半饱和常数分别为0.04～0.99和0.17～4.33 mg/L[18]，实际操作中采取低曝气量运行模式，将曝气池DO控制在适宜水平能很好地利用AOB亲氧性强于NOB这一特性，使AOB优先获得氧气，进而实现对AOB的促进和NOB的有效抑制。值得注意的是，某些NOB(如Nitrospira)在长期运行中能够适应低DO环境[19]，从而导致亚硝酸盐积累效果变差，因此靠低DO运行这种单一控制措施很难实现PN的长期稳定。Gilbert等[20]研究表明，AOB在缺氧处理+再次曝气后的活性恢复速度快于NOB，为解决上述问题提供了新思路。实际运行过程采取包括瞬时缺氧、间歇曝气、好氧饥饿曝气、基于“氨谷法”及“pH拐点”的实时控制曝气等[21-22]多重手段能够有效保证AOB在电子受体可获得性方面占优势，从而提高亚硝酸盐积累的可靠度。

2.1.3 控制污泥龄

控制短污泥龄(SRT)可以有效抑制NOB。NOB的世代周期比AOB长，在实际运行过程中将SRT控制在AOB和NOB的世代周期之间，可以在不损失AOB的前提下很好地将NOB逐渐从系统中淘汰。新加坡Changi再生污水处理厂通过排泥措施将缺/厌氧区SRT控制在2.5 d左右[23]，取得了较为稳定的短程硝化效果；荷兰代尔夫特理工大学开发的Sharon工艺也采用短SRT(1.5 d)策略[24]，达到了定向淘汰NOB的目的，从而保持了AOB的优势地位，为后续Anammox段提供较为稳定的亚硝氮来源。

2.1.4 控制污泥形态

颗粒污泥或生物膜能为抑制NOB创造有利条件。Soler-Jofra等[25]对短程硝化颗粒污泥的菌群分布情况进行了分析，发现其呈现“AOB生长在外部，NOB生长在内部”的空间分布特征，由此形成的传质阻力使膜体内外层产生基质浓度梯度和底物传递速率差异，为定向抑制NOB对底物的摄取提供前提条件。Bartrolí等[26]在颗粒污泥系统中采取降低氧与氨氮浓度比(DO/AN)的措施，削弱了内层NOB对电子受体的获取能力，最终在连续流条件下得到了良好的亚硝氮积累效果。Bian等[27]研究了限氧条件对移动床生物膜反应器(MBBR)短程硝化的作用，结果表明当DO/AN＜0.17时，可以有效抑制生物膜中NOB的活性。但在实际污水处理系统中复杂多变的水质条件下，该策略的工程应用可行性还需更深入地研究。

2.1.5 保留出水氨氮浓度

系统出水含有一定浓度的氨氮有利于亚硝氮积累。莫诺动力学方程表明，氨氮浓度是决定AOB生长速率的因素之一，出水中保留一定浓度的氨氮对AOB的生长具有促进作用，还能抑制NOB活性。Poot等[28]评估了颗粒污泥系统出水中残余氨氮浓度对NOB的影响，认为系统出水氨氮维持在2.0～5.0 mg/L能引发NOB的活性抑制效应，从而达到稳定的短程硝化效果，其机制可能与出水残余氨氮导致的颗粒污泥内外层的pH梯度相关。Corbalá-Robles等[29]采用数学模型研究了颗粒污泥+絮凝污泥一体化反应器中残余氨氮浓度对短程硝化的影响，结果表明通过保留出水氨氮浓度可以维持PN/A系统的长期稳定运行。但排放氨氮浓度过高的尾水可能会带来受纳水体发生黑臭、富营养化等问题，因此该策略运用在敏感水域范围内污水处理厂的可行性还有待进一步考察。

2.1.6 投加抑制剂

特定抑制剂能定向淘汰NOB。据已有报道，NO、NO2等氮氧化物和NH2OH、N2H4等AnAOB代谢中间产物可作为NOB抑制剂，起到改善系统脱氮性能的作用。Yao等[30]研究表明，N2H4对NOB的抑制效应强于AOB，投加3.99 mg/L的N2H4能有效降低一体式PN/A系统的硝酸盐产量。Xu等[31]研究了NH2OH对好氧颗粒污泥实现PN的影响，发现NH2OH投加浓度为10 mg/L时对NOB的抑制作用最佳，此条件有利于维持低C/N污水系统的PN效果。然而，Wang等[32]研究认为，NH2OH对NOB的抑制为可逆性抑制，当NH2OH停止投加时会导致系统硝酸盐的再次积累。目前，以上抑制剂投加策略均处于小试研究阶段，相关工程化应用案例鲜见报道。

2.2 城市污水PN/A工艺模式及面临的困难

2.2.1 运行稳定性有待提高

城市污水温度偏低给PN/A的运行稳定性带来挑战。AOB是一种“嗜温菌”，其适宜温度高于NOB，水温在10～20 ℃时AOB的生长速率明显小于NOB，城市污水主流系统的水温往往低于AOB最适生长范围，在此条件下难以保证AOB的优势地位，因此给PN的稳定性带来破坏。现有工程案例表明，PN/A系统在处理实际生活污水低温运行过程中常常会出现效果恶化甚至系统崩溃的情况。

另外，城市污水氨氮浓度偏低给亚硝氮的稳定积累带来困难。游离氨(FA)对AOB和NOB的抑制阈值不同，其浓度为0.6 mg/L时NOB几乎已经失去活性，而AOB在其浓度为5.0 mg/L时才开始出现抑制效应。然而，实际城市污水FA浓度远达不到NOB的耐受限值，因此在主流体系氨氮含量偏低的条件下难以通过PN路径实现稳定的亚硝氮积累，进而带来系统运行易失稳的问题，这也是该技术在主流污水中实现工程化应用有待解决的难点。

2.2.2 系统运行复杂

为克服城市污水温度和氨氮浓度偏低带来的不利影响，现有实际工程通常采取侧流Anammox形式实现PN/A对城市污水的强化脱氮处理(图4)。该侧流工艺的PN/A系统设置在主流污水体系之外，以排除水质水量波动带来的干扰，并利用温度和氨氮浓度较高的污泥消化液或压滤液作为PN系统进水，从而创造AOB和AnAOB的适宜生境条件，同时需要将侧流系统富集的AOB和AnAOB汇入到主流污水处理系统中发挥强化脱氮作用。

图 4 基于PN路线的城市污水侧流Anammox工艺模式Fig.4 Sidestream Anammox process model of urban sewage based on PN route

然而，这种通过“侧流补充主流”实现对城市污水强化脱氮处理的运行模式通常会带来2个新问题：1）为避免功能菌的流失，侧流系统需要配备水力旋流分离装置对转移到主流系统的AOB和AnAOB进行回收，繁琐的操作流程给运行维护带来困难；2）实现PN过程需要同时调节多方面运行参数，实际运行中难以达到近乎严苛的条件控制要求，不可避免地提高了PN/A在城市污水处理中的运行复杂程度，进而限制该技术在城市污水厂的规模化推广。

3 基于PD/A的城市污水脱氮路径

城市污水迈向Anammox主流处理的另一条重要途径是PD/A。在该系统中，约50%的NH4+首先被完全转化为NO3-，再在特定控制条件下发生PD反应将硝态氮转化为NO2-[33]，随后在Anammox耦合体系与未被氧化的NH4+实现同步去除。其化学反应式如下：

PD/A在城市污水中的具体脱氮过程如图5所示。可见，PD省去了反硝化过程中NO2-→N2这一步骤，使传统硝化反硝化脱氮过程降低50.1%氧气和63.3%有机碳源消耗量[34]，同时具有污泥产量低、CO2排放少等优点。PD/A作为新型脱氮技术能够实现低碳源城市污水的深度脱氮[35]，为有效解决低碳氮比污水处理厂普遍存在的出水硝氮浓度偏高问题开辟了新路径。

图 5 基于PD/A技术的氮去除路径Fig.5 Nitrogen removal path based on PD/A

3.1 实现PD/A的调控措施

PD发生的直接成因是NO3-还原速率快于NO2-，内在本质是NO3-还原酶(NAR)活性高于NO2-还原酶(NIR)，欲实现PD过程可以在以下2个方向作出努力：1）促进 NAR、抑制 NIR；2）提高以 NO2-为终产物的硝酸盐呼吸菌(nitrate respiring bacteria，NRB)在反硝化系统的相对丰度。因此，实现完全反硝化向PD发生转变的核心是围绕抑制NIR、促进NRB对外界因素进行调控，具体的亚硝氮积累策略如图6所示。

图 6 基于PD路线的主流Anammox亚硝酸盐积累策略Fig.6 Nitrite accumulation strategy based on PD route in mainstream Anammox

3.1.1 有机碳源控制

有机物是实现PD的重要调控因素。碳源类型对反硝化过程有明显影响，现有研究表明，甲醇、乙醇、乙酸钠等有机小分子碳源有利于亚硝酸盐的累积，其中乙酸钠作为碳源时获得的亚硝氮积累效果最佳[36]。根据Gong等[37]的研究，当体系中存在一定乙酸钠时，基于PD的亚硝酸盐积累率能够达到70%，同时该过程的亚硝酸盐积累特性能够在系统内保持长期稳定，其作用机制可能与反硝化菌的代谢途径相关[38]。

控制低COD/NO3--N(C/N)有利于实现PD。低C/N对亚硝酸盐的积累有驱动作用[39]，其本质是NAR和NIR对获得电子供体的竞争力存在差异。当NO3-和NO2-共存于同一体系中时，电子供体会倾向于优先提供给硝酸盐的还原过程，所以在碳源受限（低C/N）环境中有利于NO3-获得电子供体。Cao等[40]研究显示，进水C/N降至1.7时可实现基于PD过程的NO2-高效累积，并维持近6个月的稳定运行。因此，实际运行中采取减少碳源投加量或设置碳前捕捉单元的措施，将反硝化体系中的C/N降至2.0～3.5，使NAR在竞争电子供体方面处于优势状态[41]，最终获得良好的亚硝氮积累特性。

3.1.2 高pH抑制

pH是影响反硝化进程的关键因子。高pH有利于PD的形成，NIR对pH的敏感度高于NAR[42]，因而更容易受到抑制。操沈彬[43]研究发现，Cu-NIR对高pH敏感，当pH＞9.2时其活性显著降低，此时NAR并未受到抑制；Glass等[44]通过反硝化动力学研究了pH对PD过程的影响，发现亚硝酸盐积累率与pH(为7.5～9.0)成正比。

此外，pH能通过调整短程反硝化菌群结构进而影响亚硝酸盐积累。以亚硝氮为终产物的NRB受pH影响大，Qian等[45]研究显示，典型短程反硝化功能菌Thauera在pH=9.0时相对丰度为17.0%，明显高于pH为7.0和5.0时的2.2%，表明高pH有利于反硝化功能菌的生长富集。因此，在耦合工艺中维持缺氧池的高pH有2点益处：1）可以增强NAR的相对活性；2）有助于达到定向富集NRB的目的，最终实现基于PD的亚硝氮积累。

3.1.3 高硝酸盐抑制

提高硝氮浓度可促进全程反硝化向PD转变。硝酸盐浓度可对亚硝氮还原酶编码基因(nirS)的表达产生影响，Liu等[46]推测硝酸盐与某种调控蛋白关联的作用机制能调控nirS基因的转录。厉巍[47]研究表明，当硝氮浓度超过30 mg/L时，典型功能反硝化菌 (Halomonas campisalis、Halomonas campaniensis)中nirS基因的转录活性处于明显的受抑制状态，由此实现NO2-的有效积累。因此，在传统工艺(如A/A/O)中，可以通过采取加大硝化液回流比的措施来提高缺氧区的NO3-浓度，从而有利于驱动基于“nirS转录抑制”的亚硝氮积累过程。

3.1.4 其他控制措施

除以上措施外，通过接种泥源优选、生物强化等方法也能实现基于PD过程的NO2-积累。张星星等[48]对比了河涌底泥、污水厂剩余污泥、反硝化除磷系统排泥3类不同泥源的PD特性，发现反硝化除磷系统排泥作为接种污泥时，系统的NO3-→NO2-转化率最高(75.92%)，因此通过优选不同泥源可以获得较佳的NO2-积累率。此外，生物强化手段也有利于提升NRB的丰度，具体措施可以结合不同反硝化工艺通过投加填料、污泥颗粒化等措施诱导实现PD功能菌的筛选富集，从而为主流Anammox系统提供更为可靠的亚硝酸盐来源。

3.2 城市污水PD/A工艺模式及需要解决的问题

基于PD/A的主流城市污水处理工艺模式如图7所示。缺氧区为该系统的核心单元，缺氧一区利用曝气池回流的NO3-发生PD，为缺氧二区的Anammox反应提供NO2-；另外，该工艺需要在缺氧区投加填料以生物膜的形式固定脱氮功能微生物，达到在主流污水中原位富集AnAOB的目的，实现真正意义上的城市污水主流Anammox强化脱氮处理。该运行模式充分结合了Anammox和PD 2种新工艺的实现要素，同时在系统的整体布局形式上与传统工艺没有显著差别，既适用于高排放标准污水处理厂的新建工程，也适用于传统工艺基础上进行的提标改造工程，实现对现有污水处理厂的强化脱氮处理。然而，PD/A技术在城市污水领域的规模化应用尚面临缺乏可复制性验证及Anammox脱氮贡献率偏低等问题。

图 7 基于PD路线的主流Anammox工艺模式Fig.7 Mainstream Anammox process model based on PD route

3.2.1 工程应用可推广性有待考证

近年来，由PD驱动的部分主流Anammox脱氮路径已经在我国西北地区某污水厂厌/缺氧区得到验证[49]，但该案例是否具有可复制性还需要更多的工程实践加以证实，有必要开展进一步的规模化试验，这对将来PD/A工艺在主流城市污水处理中的应用与推广具有重要指导和示范意义。

3.2.2 Anammox脱氮贡献率偏低

PD/A在主流城市污水中脱除的总氮比例有待提高。目前报道的PD/A工程案例实现的自养脱氮程度较低，缺氧池生物膜载体中AnAOB仅占全菌相对丰度的0.11%，通过Anammox路径去除的氮素仅占系统总氮削减量的15.9%[49]，与Du等[50]在一体化PD/A(DEAMOX)小试反应器中得到的95%以上的脱氮贡献率存在较大差距。因此，PD/A在主流城市污水中的脱氮潜力有待挖掘，有必要厘清Anammox形成规模化效应的发生机制，从而强化和保持AnAOB在主流城市污水系统中的活性，进一步提高Anammox对系统的总氮去除贡献率。

4 PN/A与PD/A综合对比

基于PN/A和PD/A不同技术路径的城市污水处理工艺在脱氮性能、降耗减排效果、工艺特征以及应用场景等方面具有不同之处，下面针对上述内容展开对比分析。

4.1 脱氮性能及降耗减排对比

表1展示了PN/A与PD/A在脱氮效能及降耗减排情况。由表1可以看到，二者均具有优异的亚硝氮积累特性(＞90%)，但PN/A的理论氮去除率低于PD/A。这是由于PN/A无法对Anammox反应产生的11%硝酸盐进行彻底去除，而PD可以利用这些硝态氮转化为亚硝氮提供给AnAOB，从而实现100%的氮素去除率。在降耗方面，PN/A的碳源消耗量低于PD/A，能节省更多碳源，有利于从污水中回收更多的有机物。

关于耗氧量，现有2种不同观点。以往研究认为，PN/A和PD/A去除1 g NH4+所需的氧气质量分别为1.95和2.39 g，但最新数据表明，PD/A将相同水质水量的城市污水中的氮素去除到理论极限值所消耗的O2质量比PN/A减少4.3%，因此其在降低曝气电耗方面更占优势。在减排方面，关于污泥排放，PN/A产泥量仅为PD/A的48%，有助于减轻由大量剩余污泥带来的后续处理压力；关于温室气体排放，PD/A释放的CO2量较高，但N2O释放量低于PN，由于N2O的温室效应潜势高于CO2，因此PD/A理论上产生的温室效应比PN/A弱，有助于缓解由此带来的气候变暖问题。综上，PN/A在节省碳源和污泥减量方面比PD/A更占优势，PD/A则在氮去除率以及减轻温室效应方面占优势，对于二者的具体耗氧量则需要更多的研究进行深入分析。

表 1 PN/A与PD/A的脱氮性能及降耗减排情况Table 1 Performance of nitrogen removal, consumption and discharge reduction of PN/A and PD/A

4.2 工艺特征对比

PN/A和PD/A具有不同的工艺特点。以“抑制NOB、促进AOB”为核心的亚硝氮积累策略需要对溶解氧、进水有机物、污泥龄、水温等多种条件进行精准调控，决定了PN/A系统具有繁杂的工艺特征，由此提高了其运行复杂程度。目前，已有众多实验室研究表明，通过采取生物强化、温度控制、曝气调整等措施能实现稳定的PN/A过程，但真正应用在主流城市污水处理中的成功案例却少有报道，可见PN/A在主流污水处理中的规模化应用有着极高难度，造成这种情况的一大原因是实际工程中难以达到实验室所实现的运行条件。因此，在解决该问题之前，PN/A并不是城市污水实现Anammox主流处理的最佳工艺。

相比于PN过程“抑制NOB、促进AOB”路线，PD过程不需要通过控制过多严苛条件来营造特定的NOB抑制环境，只需通过调控碳源投加、生物载体形式等较少的关键因素便能够在短程反硝化基础上实现NO2-的有效积累，最终与Anammox耦合进行高效脱氮。因此，相比于PN/A，PD/A在主流城市污水中实现规模化应用的工艺复杂程度更低。

4.3 应用场景对比

表2列举了Anammox应用于城市污水处理厂的实际工程案例。可以看到，Anammox在奥地利、荷兰、美国、瑞士以及国内的污水处理厂均得到一定应用，以早期研究较多的PN/A为主，且大多数以侧流方式实现对城市污水的强化脱氮处理。奥地利Strass污水处理厂是成功将污水资源充分利用的典范之一，该厂采用两段式A-B法对污水进行除碳脱氮处理，A段回收有机物用于厌氧消化产甲烷进行发电，B段对氮、磷等污染物进行高效去除，在保证出水水质前提下达到电能自给自足的目标。其实现核心是通过基于PN/A的侧流DEMON工艺强化Anammox在B段的脱氮贡献率，由此减少B段对碳源的需求量，从而提高A段的有机物回收率，进而增加甲烷产量，最终以热电联产的形式实现全厂的电能中和。因此，PN/A应用在高C/N污水处理厂有利于资源的充分回收利用，在碳中和背景下具有重要的环境效益，但多数案例的运行需要在侧流系统存在的场景中才能保证PN/A系统的效能发挥。

表 2 Anammox应用在城市污水处理厂的代表性工程案例Table 2 Representative engineering cases of Anammox application in municipal wastewater treatment plants

对于主流Anammox，起步较晚的PD/A工艺表现出更强竞争力。PN/A和PD/A处理主流城市污水的成功案例各有1例，但二者的实现条件不同。新加坡Chanqi再生污水处理厂通过采取低曝气运行(好氧段DO浓度为1.5 mg/L)、多级A/O模式(交替式曝气)、控制短污泥龄(好氧SRT为2.5 d，缺氧SRT为2.5 d)等措施，成功地对主流污水中的NOB进行了有效抑制，为Anammox提供可靠的亚硝氮来源(积累率为76%)，从而获得TN浓度小于7.2 mg/L的良好出水效果，是全球首次实现真正意义主流PN/A的工程案例。

我国西安第四污水处理厂首次报道了主流PD/A在实际工程中的成功运行。该厂自发产生Anammox的主要因素有以下几点：1)投加填料。厌/缺氧区投加微生物载体带来3个方面的优势，包括有利于AnAOB的富集，缺氧区载体生物膜的AnAOB丰度(0.11%)明显高于絮凝污泥(0.04%)；有利于强化反硝化作用，生物膜的反硝化功能基因(narG、nirK、nirS、norB和nosZ)相对丰度高于硝化功能基因(amoA、hao)，且生物膜中narG的丰度远高于絮凝污泥；有利于形成混合SRT，投加填料为微生物的生长提供附着位点，从而在同一系统中形成生物膜和絮体污泥2种不同的SRT，使世代周期长的AnAOB保持长SRT，因此可在不影响正常排泥情况下有效防止其大量流失。2)低DO运行。该厂好氧池DO浓度为1.5～3.4 mg/L，减少了回流液中的分子氧对AnAOB生长带来的负面影响。3)低C/N水质。该厂进水C/N为1.2～7.9，在一定程度上防止了异养菌的大量繁殖，进而减轻与AnAOB的竞争作用。通过以上措施，该厂实现了稳定的主流PD/A，出水TN浓度保持在7.8 mg/L以内。

以上2组案例均实现了主流Anammox，但运行温度存在较大区别。除外界调控措施外，新加坡Changi再生污水处理厂主流PN/A的稳定运行还受益于当地得天独厚的水温条件(28～32 ℃)，其运行模式在低温地区仍面临系统易失稳问题；西安第四污水处理厂的运行温度(11～25 ℃)低于新加坡Changi再生污水处理厂，表明PD/A能有效避免PN/A普遍存在的冬季水温偏低而导致亚硝氮积累遭到破坏的情况发生，这无疑是PN/A难以实现的巨大优势。综上，在现有技术成熟程度条件下，PN/A适合以侧流形式运用在城市污水处理厂，PD/A则在主流城市污水的深度脱氮处理领域更具发展潜力。

5 结语与展望

不论PN/A还是PD/A途径，由二者驱动的新型脱氮工艺均对改善传统城市污水处理厂目前所面临的高能耗、高成本、高排放、脱氮不彻底等现状具有显著的理论优势和工程价值。现阶段，基于PN/A路线的自养脱氮模式在主流城市污水处理中尚不具备成熟的规模化推广条件。一方面，复杂的工艺流程和严苛的运行调控要求提高了该技术的应用操作难度；另一方面，现有工程实例表明PN/A技术在低温地区实现主流Anammox应用尚面临困难。相较而言，新发展的基于PD路线的NO2-积累技术能为主流系统提供更加可靠的底物来源，使其在推进生产尺度上“部分自养捷径氮去除技术”的规模化应用层面占优势。

未来，在开发出能结合Anammox实现要素与能效发挥的工艺流程的基础上，如何通过缩短Anammox形成规模化效应的周期，加快系统的启动时间，同时在NO2-可控供给技术成熟的前提下对城市污水中的AnAOB进行原位富集与有效持留，提升并保持其在系统中的脱氮贡献率，将是下一步推进PN/A、PD/A技术在城市污水处理中规模化应用的关键研究内容。