短程反硝化耦合厌氧氨氧化强化脱氮工艺研究与应用进展

常根旺，杨津津，李绍康，罗景文，杨一飞，李翔*

1.环境基准与风险评估国家重点实验室, 中国环境科学研究院

2.国家环境保护地下水污染模拟与控制重点实验室, 中国环境科学研究院

氨氮是我国污染物减排的一项约束性指标，“十四五”规划要求氨氮排放总量下降8%[1]。现有污水处理厂基本上采用传统的硝化-反硝化技术脱氮，这种传统的工艺通常需要较高的污水处理成本，且反硝化过程中间体N2O会排放到大气中。N2O是全球第三大温室气体，增温潜势为CO2的298倍[2]。研究表明，城市污水处理厂的温室气体排放以N2O直接排放为主[3]。新兴的厌氧氨氧化技术（anaerobic ammonia oxidation，anammox）具有节省曝气量与外加碳源、污泥产量低和减少温室气体N2O排放量的特点[4-5]，既节约了成本，又符合我国“双碳”目标的要求。

厌氧氨氧化反应是在厌氧的条件下，厌氧氨氧化菌（anammox bacteria，AnAOB）直接以 NO2-为电子受体、NH4+为电子供体，反应生成氮气的过程，其反应方程如下[6]：

厌氧氨氧化反应需要NH4+和NO2-作为反应底物，而常规废水中缺少NO2-，因此NO2-的稳定生成成为厌氧氨氧化技术的关键步骤[7-8]。目前，产生NO2-的途径主要有短程硝化（PN）和短程反硝化（PD）2种。短程硝化耦合厌氧氨氧化（PN-A）工艺在实际运行过程中容易受到DO、亚硝酸盐氧化菌（NOB）等因素的影响[9-11]。Lackner等[12]的研究表明，50%以上运行异常的PN-A工艺都是由于NOB过量繁殖引起的。此外NOB的过量繁殖容易导致出水NO3-浓度较高，影响总氮去除（去除率理论上最高为89%）。而短程反硝化耦合厌氧氨氧化（PD-A）工艺可以弥补这些不足。短程反硝化通过控制反应条件将反硝化反应控制在NO2-阶段，为厌氧氨氧化反应提供底物。由于短程反硝化可以稳定高效产生NO2-，且可以减少N2O中间体的产生[13]，因此PDA工艺越来越受到研究者的青睐。笔者通过介绍PD-A工艺的机制与特性，对比核心功能菌的生长条件，并结合现有研究综述了PD-A工艺稳定运行的优化策略，分析其在实际废水中成功应用的案例，以期为后续PD-A工艺高效应用于实际废水处理提供思路。

1 PD-A机制与特点

PD-A工艺结合了硝化、短程反硝化和厌氧氨氧化反应。理论上，55%的NH4+在硝化细菌的作用下氧化为NO3-，NO3-在反硝化菌的作用下发生短程反硝化反应生成NO2-，NO2-不继续还原为N2，而是与原水中剩余的NH4+一起作为厌氧氨氧化菌的底物，反应生成N2。

PD-A工艺运行成本较传统硝化-反硝化工艺低。理论上去除1 mol的NH4+，传统硝化反硝化工艺需要消耗2 mol的O2和5 mol的电子供体，而PD-A工艺仅需消耗1.1 mol的O2和1.1 mol的电子供体。因此，PD-A工艺相较于传统的硝化-反硝化工艺可以减少45%的耗氧量和78%的碳源需求。传统硝化-反硝化工艺及PD-A工艺脱氮过程所需氧气及碳源量如图1所示。

图 1 传统硝化-反硝化工艺与PD-A工艺对比Fig.1 Comparison between traditional nitrification-denitrification and PD-A processes

PD-A工艺中，NO2-产生过程稳定高效。短程反硝化过程容易出现NO2-的积累，这与硝酸盐还原酶（NaR）和亚硝酸盐还原酶（NiR）的活性有关，NiR的电子竞争能力低于NaR，且更容易受到环境条件（温度、pH、DO 浓度等）的影响[14-15]。在 NO3-和 NO2-同时存在的情况下，反硝化细菌更易以NO3-作为电子受体[16]。因此，在工艺运行过程中，通过控制反应条件，易实现短程反硝化过程NO2-的积累，从而保证PD-A工艺的稳定高效运行。

PD-A工艺运行稳定，总氮去除率理论上可达100%，且可以减少温室气体N2O的产生[13,17]。短程反硝化以有机物作为碳源，实现了有机物的去除，当进水水质波动时，系统可通过反硝化作用协同厌氧氨氧化从而保持系统的稳定。厌氧氨氧化反应产生的少量NO3-进一步通过短程反硝化还原为NO2-，为厌氧氨氧化反应提供基质，这提高了系统的总氮去除率。此外，传统的反硝化过程中，NO3-还原为NO2-会产生N2O副产物，而PD-A过程可以削减N2O的产生。

2 核心功能菌生长条件

2.1 反硝化菌

反硝化菌种类繁多，被广泛发现于古菌与细菌中。污水处理系统中较为常见的反硝化菌有假单胞菌属(Pseudomonaceae)、产碱杆菌属(Al-caligenes)等[18]。在NaR、NiR及NO还原酶（NoR）、N2O还原酶（Nos）的驱动下，反硝化菌将NO3-还原为N2，过程如图2所示[19]。

图 2 反硝化反应及酶的参与过程Fig.2 Process of denitrification reaction and enzyme participation

反硝化过程不同酶的表达条件有所差异。在PD-A工艺中，通过提升缺乏NiR的反硝化菌的丰度[20]或通过酶促调节抑制NiR的活性[21]，可促进NaR丰度高的反硝化菌占据反硝化反应的主导地位，实现NO2-的积累，从而将反硝化反应控制在NO2-阶段，即短程反硝化反应。反硝化过程酶的类型、表达条件及编码基因见表1[22]。

表 1 反硝化过程酶的类型、表达条件及编码基因Table 1 Type, expression conditions and coding genes of denitrifying enzymes

DO浓度和pH对反硝化菌影响较大，缺氧、pH为9的条件有利于NaR丰度高的反硝化菌生长，从而产生NO2-的积累[21]。除此之外，碳源、C/N等均可不同程度地影响反硝化菌的生长。当碳源类型为乙酸、甘油和甲醇等易降解小分子有机物[23]且C/N较低（2～3）[24-25]时，NaR丰度高的反硝化菌可能占据反硝化反应的主导地位。

2.2 厌氧氨氧化菌

厌氧氨氧化菌属于浮霉菌门，是自养型细菌。在厌氧条件下，厌氧氨氧化菌以NO2-为电子受体，NH4+为电子供体，直接反应生成N2和副产物NO3-[6]。厌氧氨氧化菌分布广泛，包括污水处理厂、海底沉积物和湖泊岸边带等[26-28]。现已发现的厌氧氨氧化菌共计6个属27种。其中Candidatus Brocadia、Candidatus Jettenia与Candidatus Kuenenia3个属在污水处理厂中的丰度较高，它们多生活在20～45 ℃、微碱性的环境中[29]。这也说明了利用厌氧氨氧化菌处理污水的可能性。

厌氧氨氧化菌生长速度缓慢、倍增周期长（10～12 d），易受到温度、pH及DO、有机物和基质浓度等因素的影响[30]。大量研究表明：1）温度在30 ℃左右[31-32]、pH为7.5～8.0[33]、DO浓度低于0.6 mg/L时[34-36]，最适合厌氧氨氧化菌的生长。2）有机物浓度过高会抑制厌氧氨氧化反应，因为厌氧氨氧化菌是自养型细菌，有机物会滋生异养菌（HB）与厌氧氨氧化菌形成竞争关系[32]。3）低C/N有利于厌氧氨氧化反应的进行，当C/N增加到阈值，HB会大量增殖而抑制厌氧氨氧化菌的活性[37]。4）氨氮和亚硝态氮作为厌氧氨氧化反应的基质，在浓度过高时，反而会对厌氧氨氧化菌产生毒害作用，Jin等[38]认为这种毒害作用是由游离氨（FA）和游离亚硝酸（FNA）引起的，其中FNA的毒性大于FA。有研究指出，FA的最低抑制浓度为2 mg/L，FNA的抑制浓度为1.5～213 μg/L[39]。

2.3 短程反硝化菌和厌氧氨氧化菌协同作用

短程反硝化菌和厌氧氨氧化菌是PD-A反应的核心功能菌，其最佳生长条件对比见表2。

表 2 短程反硝化菌与厌氧氨氧化菌最佳生长条件Table 2 The best growth conditions for partial denitrification bacteria and anammox bacteria

反硝化菌与厌氧氨氧化菌的产率差异大，反硝化菌的生长速率（0.35 h-1）远大于厌氧氨氧化菌（0.003 h-1）[41]，因此之前的研究多认为存在有机物的条件下，反硝化细菌会与厌氧氨氧化菌竞争NO2-底物，抑制厌氧氨氧化菌的生长[39]。随着研究的不断深入，研究者发现在PD-A工艺中，可以实现反硝化菌和厌氧氨氧化菌的共生，厌氧氨氧化菌的丰度通常不超过5%，反硝化优势菌的丰度可达67%，但厌氧氨氧化菌对脱氮的贡献率可以达到95%[42]。这就说明在PD-A工艺中容易实现反硝化菌与厌氧氨氧化菌协同代谢。短程反硝化菌与厌氧氨氧化菌最佳生长条件存在差异，在工艺运行时，维持适宜的C/N、保持温度在30 ℃左右、微碱性条件和缺氧环境有利于核心菌群的共生[43]。

3 PD-A工艺稳定运行的优化策略

PD-A工艺稳定运行的关键是要实现NO2-的稳定生成和厌氧氨氧化菌的稳定增殖。在满足适宜核心菌群生长的条件外，以下运行策略有利于PD-A工艺的稳定运行。

3.1 维持适宜的COD/NO3-

短程反硝化过程中反硝化细菌消耗一定的碳源产生NO2-，为厌氧氨氧化反应提供底物。有机物需要在NO3-完全转化为NO2-时被消耗掉，以避免NO2-被进一步还原成N2，因此PD-A反应过程中COD/NO3-应控制在适合的范围。完全反硝化过程所需COD/NO3-理论值为4.1，而在PD-A工艺中，随着COD/NO3-的降低，反硝化过程会产生NO2-的积累[25,44]。这种观点已经得到许多研究者的证实，如Cao等[45]构建了UASB-SBR工艺同步进行高浓度废水和生活污水脱氮，在长期运行前，通过批量试验确定了短程反硝化过程最佳COD/NO3-为2.0，此时可以实现最大的亚硝酸盐积累量和硝酸盐完全还原，而在COD/NO3-低于2.0的情况下，会出现NO3-的残留，NO2-积累量减少。Shi等[46]通过批次试验确定COD/NO3-为3.0时短程反硝化过程可实现NO2-最大积累量，继而运行PD-A工艺108 d，实现了80%的总氮去除率。然而这些研究的最适COD/NO3-存在微小差异，这可能与污泥中微生物群落结构有关。

为进一步节省碳源，Ji等[47]尝试运行内源短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺（EPD-A），NO2-由内源短程反硝化（EPD）产生，在没有额外投加碳源的情况下，实现了90%的总氮去除率，其中厌氧氨氧化反应贡献了49.8%，证明了在低C/N废水中实现主流EPD-A的可能性。

3.2 投加合适的碳源类型

碳源类型的不同，亦会影响NO2-的积累。Du等[13]分别以乙酸盐和乙醇作为有机碳源探究不同碳源类型对PD-A系统的影响，且系统随环境温度从29.2℃降至12.7 ℃运行180 d。结果表明，以乙酸盐为碳源的反应器运行稳定，总氮去除率达93.6%，硝酸盐转化率达95.8%；而以乙醇为碳源的反应器更易受到温度变化的影响，随着温度的降低，二者均有所降低，但总体上总氮去除率仍能达到90%。推测造成这种结果的原因可能是反应器内的优势菌群有差异，并通过高通量测序等方法证实了这种推测。也有研究表明：与醋酸盐或甲醇相比，葡萄糖在反硝化过程中会导致更多的NO2-积累[25]。因此，NO2-的积累量受碳源类型的影响，这种影响与系统内细菌群落有关。总体来讲，糖类比酸类和醇类更容易产生NO2-积累，小分子有机物比大分子有机物更容易出现NO2-积累。

3.3 接种不同类型的污泥

接种不同类型的污泥有利于不同功能菌之间的协作，可以提高厌氧氨氧化系统的脱氮效率[48]。一方面，厌氧氨氧化菌更容易在颗粒污泥或生物膜中富集，而以反硝化细菌为主导的絮状污泥中，硝酸盐还原率远高于亚硝酸盐的还原率[43,49]。接种短程反硝化污泥有利于增强亚硝酸盐的积累[50]，为厌氧氨氧化菌提供底物。另一方面，不同空间结构更有利于菌群与基质的充分接触，从而提高脱氮效率[51]。表3列举了接种不同类型污泥的反应器在最佳运行条件下的运行效果。

从整体脱氮效果来看，接种不同类型污泥的反应器优于接种单一种类污泥的反应器。Chen等[53]通过对比试验进一步说明同时接种反硝化污泥和厌氧氨氧化污泥时，系统的总氮去除率明显高于只接种反硝化污泥时。颗粒污泥和生物膜更有利于厌氧氨氧化菌的富集，但絮状污泥对系统也具有至关重要的作用。程军等[57]研究表明，絮状污泥占混合液的比例不宜低于30%。

3.4 添加生物膜载体

厌氧氨氧化菌易附着在载体上形成生物膜。在污水处理中，常见的载体形式有悬浮载体和固定载体2种，常用的载体类型有天然物质（石头、砂砾等）、塑料（聚乙烯、聚丙烯等）、活性炭、金属、织物、玻璃、陶瓷、泡沫和化学改性聚合物（如可生物降解的聚己内酯载体等)[58-59]。在PD-A反应器内添加载体有助于提升厌氧氨氧化菌的丰度和厌氧氨氧化污泥的耐冲击负荷[60]。一方面，生物载体可以减少厌氧氨氧化污泥的水力流失，从而增加污泥停留时间（SRT）；另一方面，生物膜内氧传质困难会形成DO浓度差，反硝化菌附着在生物膜表层将NO3-还原为NO2-，为生物膜内的厌氧氨氧化菌提供底物促进其生长。厌氧氨氧化生物膜形成最核心的机制是由微生物产生的胞外聚合物（EPS）固定或黏附在惰性载体表面，EPS有助于保证生物膜结构的完整性[61]。Li等[43]在某污水处理厂MBBR反应器中投加聚丙烯环悬浮载体形成生物膜以促进PD-A反应，运行111 d后总氮去除率高于理论值，缺氧生物膜中厌氧氨氧化菌的丰度显著高于絮状污泥。Ma等[49]的研究也表明，以聚乙烯作为载体构建的缺氧生物膜可以以NO2-为电子受体氧化NH4+，并且其 NO3-还原率高于NO2-还原率，从而为厌氧氨氧化反应提供NO2-底物。Lu等[62]发现在UASB反应器中添加铁改性颗粒活性炭（FeGAC）可以加快厌氧氨氧化反应器启动时间，并促进厌氧氨氧化菌的生长和富集。生物膜载体有助于反应器的快速启动和高效运行，然而针对不同类型载体挂脱膜平衡、微生物分布特征的研究还有待深入。

表 3 PD-A工艺运行参数及运行状况Table 3 Operating parameters and operating conditions of PD-A process

4 PD-A工艺在实际废水中的应用

PD-A工艺有一体式和分体式2种[63-64]，短程反硝化与厌氧氨氧化反应在同一反应器内为一体式，短程反硝化和厌氧氨氧化反应在不同的反应器内进行为分体式，如图3所示。

图 3 一体式和分体式PD-A工艺流程Fig.3 Schematic diagram of integrated PD-A reactor and two-stage PD-A reactor

由于厌氧氨氧化菌的特性，PD-A工艺更适合处理C/N较低的废水[65-66]，目前，国内外已有一些PD-A工艺处理低C/N实际废水的实践，包括城市生活污水、养殖废水、高硝酸盐废水等。

4.1 城市生活污水

城市生活污水氨氮含量较低、C/N比偏高且温度随季节变化大[67]。Li等[43]成功将PD-A工艺应用于城市生活污水强化脱氮。其改造了原有AAO工艺的缺氧段，在缺氧段添加厌氧生物膜载体，并设置潜水搅拌器、导流壁和拦截筛网，形成MBBR反应器，缺氧区的DO浓度控制在0.03 mg/L以下，以建立厌氧氨氧化菌和反硝化细菌生长的缺氧环境。经过600 d的运行，出水TN浓度保持在8 mg/L左右，实现了强化脱氮，并且缺氧区厌氧氨氧化菌的丰度明显高于常规污水处理厂，实现了厌氧氨氧化菌的原位富集。15N稳定同位素标记显示，亚硝酸盐来源于硝酸盐还原，继而被厌氧氨氧化菌利用产生N2，这一过程对总氮去除的贡献率为43.1%。

这种实践的成功得益于缺氧区的改造，生物膜载体和拦截筛网的添加有效避免了污泥损失，增加了污泥停留时间，配合缺氧环境可以促进厌氧氨氧化菌的生长和富集，潜水搅拌器和导流壁的设置确保了载体和水流的充分接触。缺氧区内厌氧氨氧化菌耦合反硝化细菌协同脱氮，既提高了脱氮效率，也增加了系统稳定性。这证明了PD-A工艺处理生活污水的可行性和高效性。

4.2 养殖废水

Ishimoto等[68]对某含有天然富集厌氧氨氧化菌生物膜的全规模养猪废水处理厂进行了为期2年的研究。该系统中的红色生物膜包含了62.5%的浮游菌，包括厌氧氨氧化菌Candidatus Jettenia和Candidatus Brocadia。PD-A系统进水BOD/N为1.78±0.58。结果表明，尽管进水浓度波动较大，BOD去除率稳定在95%±4%，但TN去除率在75%±14%波动，DO 浓度（0.06～2.0 mg/L）极大地影响了脱氮效率。DO浓度低于0.3 mg/L时的脱氮效率明显高于DO浓度大于0.3 mg/L时。DO浓度影响脱氮效率的原因可能有2个方面：1）DO浓度高会抑制厌氧氨氧化反应的进行；2）厌氧氨氧化菌偏向于微碱性生长环境，DO浓度高会增强NH4+的氧化，产生H+，导致系统内pH降低，进一步抑制厌氧氨氧化反应的进行。在Ishimoto等[68]的研究中，保持DO浓度低于0.3 mg/L，无机氮去除率高于80%，最高达98.5%。

Ishimoto等[68]的研究中，养殖废水进水水质波动较大，易受到环境条件的影响，但通过控制DO浓度在缺氧水平，成功实现了脱氮。这得益于缺氧条件下，反硝化菌和厌氧氨氧化菌的协同作用：一方面，短程反硝化作用产生NO2-为厌氧氨氧化提供反应基质；另一方面，在进水水质变化的情况下，反硝化菌亦可消耗碳源实现脱氮，保持系统的稳定。

4.3 高硝酸盐废水

Cao等[69]采用分体式PD-A工艺处理高硝酸盐废水。PD系统进水由硝酸盐废水、生活污水及外加碳源组成，保证进水各组分的比例是系统稳定运行的关键。SBR反应器运行了173 d，期间不断调整硝酸盐废水、生活污水进水量以及外加碳源投加量，使PD系统出水适合厌氧氨氧化反应，实现了平均90%的硝酸盐转化率，获得了较理想的短程反硝化效果。但是出水仍会有NO3-残留，造成这种现象的原因可能与碳源类型有关，实际生活污水中有机成分相对复杂，部分有机物难以被生物降解，反硝化细菌实际可利用的有机物不足。

PD-SBR系统实现了很高的硝酸盐转化率，为后续厌氧氨氧化反应提供了条件。尽管PD出水仍含有部分NO3-，但后续厌氧氨氧化段也会有反硝化反应的协同作用，这时可进一步去除剩余的NO3-，强化总氮的去除。此研究证明了PD-A工艺适合处理实际硝酸盐废水，可实现较高的脱氮率。

4.4 技术难题

（1）低温抑制厌氧氨氧化菌活性

厌氧氨氧化菌的最适温度在30 ℃左右[31-32]，在温度低于15 ℃时，厌氧氨氧化菌活性会急剧下降，工艺长期低温运行可能会导致厌氧氨氧化菌的活性受到显著抑制[70]。现有研究通过提高缺氧生物膜载体的SRT提升厌氧氨氧化菌的生物量或者通过降低总氮容积负荷，来维持PD-A工艺在低温条件下的稳定，但并未从根本上解决厌氧氨氧化菌在低温下活性下降的难题[71-72]。如何在冬季低温条件下驯化适应低温条件的厌氧氨氧化菌株是PD-A工艺实际应用面临的一大挑战。

（2）PD-A系统内核心功能菌协作机制尚不明晰

PD-A系统内菌群结构复杂，一方面，短程反硝化反应为厌氧氨氧化反应提供NO2-底物，反硝化菌与厌氧氨氧化菌相互协作；另一方面，反硝化菌也可还原NO2-，与厌氧氨氧化菌竞争底物。进一步研究反硝化菌和厌氧氨氧化菌的协作机制，促进二者在系统内的协同作用，是提升系统内厌氧氨氧化菌脱氮贡献率的关键。

5 结语与展望

PD-A工艺运行成本低、反应条件易于控制、NO2-产生效率稳定、总氮去除率高，为厌氧氨氧化技术的实际应用提供了新方向。目前，关于PD-A工艺的研究还集中在实验室小试阶段，系统进水多为人工模拟废水，外部碳源以甲醇、乙酸钠为主。实际废水的进水水质波动幅度大，有机物组分相对复杂，针对实际废水处理和工程应用的案例尚不足，对PD-A工艺的实际应用还需不断深入研究。对此，提出以下展望：

（1）以实际废水为进水，探究PD-A工艺在复杂进水水质(进水浓度变化、含有毒有害物质、水温变化等)下的运行条件，研究系统协同处理碳氮的效率。

（2）深入研究厌氧氨氧化反应器内的微生态，进一步研究菌群的协同作用机制，探究反硝化细菌和厌氧氨氧化细菌的共生条件等。

（3）以NO3-调控为核心进行混合生物脱氮，根据PD-A系统进水NO3-浓度的不同，实时调控系统脱氮方式，从而保证系统的高效稳定。