部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺影响因素及控制策略

朱雅新，王少坡，邱春生，王 栋

（天津城建大学a.环境与市政工程学院；b.天津市水质科学与技术重点实验室，天津 300384）

近年来，对于以氨氮为主的污水脱氮，部分亚硝化（partial nitritation，PN）-厌氧氨氧化（anaerobic ammonia oxidation，A）工艺（PNA）逐渐成为研究热点，该工艺可实现全自养生物脱氮，具有节约曝气能耗、污泥产量低等明显优势.PNA工艺反应过程由两个阶段组成，第一阶段在有氧条件下，氨氧化细菌（ammonia oxidizing bacteria，AOB）将约50%的氨氮（NH4+-N）氧化为亚硝酸盐（NO2--N）；第二阶段，厌氧氨氧化细菌（anaerobic ammonia oxidizing bacteria，AnAOB）将残留的NH4+-N和上一步产生的NO2--N反应.最终约90%的氨转化为氮气（N2），其余转化为硝酸盐（NO3--N）.

PNA工艺目前还面临着许多挑战.第一，AnAOB生长速率低，倍增时间长，难以富集[1]，且应用于处理主流污水时，低温和低氨氮浓度会降低其生长速率和活性[2].第二，亚硝酸盐氧化菌（nitrite oxidizing bacteria，NOB）的活性抑制是主要挑战，NOB活性过高会与AnAOB竞争亚硝酸盐，并导致出水硝酸盐积累[3].在侧流污水中，可依靠高浓度的游离氨（free ammonia，FA）或游离亚硝酸（free nitrous acid，FNA）抑制NOB活性，但这一方法难以在主流污水中实现.第三，PNA工艺用于处理高C/N比污水时，异养细菌可能会取代AnAOB成为优势菌，使工艺失稳[4].因此，为实现PNA工艺的稳定运行，迫切需要新的控制策略.

本文先从工艺的影响因素出发，对利于实现PNA的条件进行总结.然后针对部分PNA工艺在稳定运行方面面临的挑战，阐述了以下三个方面的控制策略：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）的生长，提高脱氮效率.以期为今后PNA工艺的优化运行控制提供参考.

1 部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺的类型

根据反应器的组成，PNA工艺主要有一段式和两段式两类，如图1所示.两段式将部分亚硝化和厌氧氨氧化反应分别置于两个独立的反应器内进行，可为各功能菌提供最佳条件，但需要更多的占地面积，更高的投资成本，甚至会产生更多的温室气体[5].一段式配置简单，但由于功能菌之间复杂的相互作用，对控制过程要求较高[6].

图1 PNA工艺形式[7]

从微生物聚集体形式角度，PNA工艺分为絮状污泥、颗粒污泥、生物膜和复合式工艺.絮状污泥的传质效果好，硝化细菌活性高，可实现更高的亚硝化能力，但易于流失[8].颗粒污泥和生物膜工艺可有效保留生物质，为AnAOB的富集提供理想的生态位[9].复合式工艺是实现生物量控制的更好选择，可通过控制絮状污泥的SRT实现NOB的淘汰，且氧气需求通常低于生物膜和颗粒污泥工艺[2].

2 部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺的影响因素

2.1 温度

在部分亚硝化过程中，用于选择性抑制NOB并提高AOB活性的最佳温度大于25℃.温度升高有助于AOB与NOB竞争，确保亚硝酸盐的积累[10].Kumar等[11]发现厌氧氨氧化反应的最适温度为30～40℃，在低温条件下，AnAOB的活性受到抑制，特别是当温度低于10℃时，其活性完全消失.此外，Dosta等[12]发现低温（15℃）对AnAOB活性的抑制作用是可逆的，而高温（45℃）会导致AnAOB活性不可逆转地下降.结果表明，将温度控制在25～30℃有利于PNA工艺高效脱氮.

2.2 DO

PNA工艺的最佳DO浓度范围一般在0.1～0.5 mg/L.这是由于AOB和NOB的氧饱和系数分别为0.2～0.4、1.2～1.5 mg/L，低DO可抑制NOB活性，维持稳定的部分亚硝化过程[13].此外，低DO也利于维持AnAOB的高活性.研究表明，低水平（＜2%空气饱和度）的DO会对厌氧氨氧化过程产生可逆的抑制作用，较高的DO浓度（＞18%空气饱和度）对该过程有不可逆的抑制作用[14].例如，Chen等[15]通过将DO浓度控制在0.1～0.2 mg/L范围内，成功抑制了NOB，使PNA工艺总氮去除效率达到了71.8±9.9%.

然而，近期研究表明低DO无法完全抑制NOB，作为NOB属的Nitrospira可在低DO（0.17±0.08 mg/L）下富集，与AnAOB竞争底物[3].此外，Qian等[16]在PNA反应器中发现，达到最佳脱氮效率所对应的DO浓度为1.9 mg/L，远高于其他反应器中的典型DO浓度.这表明用于抑制NOB的DO浓度并不统一，且需要与其他方法结合以保持NOB的长期抑制.

2.3 pH、FA和FNA

pH主要是通过改变FA、FNA浓度对PNA工艺产生影响，通常pH在7.5～8.5范围有利于部分亚硝化过程[17].PNA工艺中AOB、NOB和AnAOB功能菌的FA、FNA抑制浓度范围如表1所示.相比于AOB、AnAOB，NOB对FA浓度更为敏感，FA的存在可抑制PNA工艺中的NOB活性.

表1 PNA工艺中AOB、NOB和AnAOB功能菌的FA、FNA抑制浓度范围

2.4 无机碳源

AOB、NOB和AnAOB均以CO2作为唯一的无机碳源.进水IC（inorganic carbon，简称无机碳源）浓度较低时，AOB和NOB活性都会受抑制，且对AOB的抑制大于NOB[22].此外，低进水IC浓度也会抑制AnAOB的活性.在一定范围内，AnAOB活性随进水IC浓度的增加而增强，但IC浓度过高，AnAOB活性也会受到抑制[23].Zhang等[24]将IC/N比从2.0降低至1.0，发现AOB和AnAOB的生物活性和多样性降低，NOB活性呈现相反的趋势，PNA工艺NRR从0.62下降至0.42 kg·m-3·d-1；而将IC/N比控制在1.5～2.0时，可确保高效脱氮.

2.5 有机物

PNA工艺是一个完全自养的反应，有机物的存在会对AnAOB活性产生影响.李聪等[25]发现低浓度（75 mg/L COD）的小分子有机物（乙酸钠）可以促进AnAOB的有机营养特性.但是，COD浓度达到292 mg/L时会完全抑制厌氧氨氧化反应[26].研究表明，PNA工艺处理主流污水的最佳C/N比为1.2±0.2，为确保PNA工艺的稳定运行，已将C/N比为2作为有机冲击的阈值[27].

2.6 盐 度

盐度是影响PNA工艺脱氮性能的一个关键因素.Guo等[7]采用PNA工艺处理含盐废水中的氨氮，发现盐度从0.25%增加到2.5%，脱氮性能均能保持稳定，平均NRE为70.9±8.3%；当盐度增加到3%时，AOB和AnAOB活性下降，平均NRE下降至36.6±21.9%.Ge等[28]也发现PNA工艺处理含盐废水的盐度阈值为3%，并且发现当盐度继续增加到5%时，系统崩溃且脱氮性能不再恢复.Li等[29]采用PNA工艺处理高盐含氮废水时发现当盐度在0.84%内逐渐增加时，NRR逐渐增加至1.3 kg·m-3·d-1；当盐度达到1.38%时，反应器的最大NRR为1.1 kg·m-3·d-1；随着盐度的继续增加，反应器的NRR开始逐渐降低.由此可见，各工艺的盐度阈值存在较大差异.

综合来说，中温、高pH、低DO、高FA和FNA均可对NOB产生抑制，其中，高FA和低DO是最为快速有效的控制参数.以上参数对NOB的抑制作用是可逆的，且抑制的有效性存在不确定性，因此，抑制NOB通常需要联合控制多种参数.AnAOB对生存环境要求较为苛刻，高温、高DO、高有机物、高盐、高FA和高FNA浓度均会对其产生不可逆的抑制作用，其中，AnAOB对FNA浓度最为敏感.

3 部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺稳定运行的控制策略

一般通过控制运行参数可使PNA工艺处于高效且稳定的运行状态，但在某些情况下，单一的控制影响因素不能确保系统稳定运行.因此，需要结合一些其他策略联合控制，优化工艺运行.这些控制策略主要是针对以下三个方面：①生物质的保留；②抑制NOB活性，提高AnAOB的活性；③控制HDB和DPAOs的生长.

3.1 形成颗粒污泥、生物膜或通过固定化保留生物质

保留厌氧氨氧化生物质对PNA工艺的稳定运行至关重要.厌氧氨氧化生物质的保留效果由生物质类型决定.生物质类型包括四种：絮状污泥、颗粒污泥、生物膜、固定化生物质.除絮状污泥外，其他三种在保留AnAOB方面均具有独特的优势.

3.1.1 颗粒污泥

颗粒污泥结构致密，具有较好的沉降性能、抗冲击能力和生物质保留能力，可实现高效脱氮.颗粒污泥的形成与NLR、接种污泥的性质、污泥停留时间（SRT）、污泥排放方式及颗粒污泥与絮状污泥的比例等相关.例如，选择合适的接种污泥并增加NLR有利于颗粒污泥的快速形成[30].此外，通过一次性排放大量絮状污泥将其控制在较低的浓度，可以使AOB和AnAOB在颗粒中大量富集，提高脱氮效率[31].有关形成颗粒污泥的PNA工艺的脱氮效果如表2所示.

表2 形成颗粒污泥的PNA工艺的运行条件及脱氮效率

颗粒污泥在运行过程中也存有弊端.一方面，颗粒的尺寸过大或过小都会影响功能菌的活性和脱氮性能.颗粒过小，AnAOB活性区深度降低，AnAOB活性易受氧气和亚硝酸盐的抑制；颗粒过大，AOB活性区深度减小，AnAOB活性因缺乏底物而降低[34].目前，已提出了影响颗粒污泥尺寸变化的因素，包括温度、水力剪切力和NLR等[35].但有关各因素如何影响颗粒变化的内在机理少有涉及.另一方面，高负荷下颗粒污泥容易失去稳定性，发生漂浮.Qian等认为颗粒的漂浮与氮气产量增加有关，高速机械离心是释放气态产物的有效方法[16].而Chen等认为颗粒的漂浮是由于颗粒内部形成气穴，控制较大的剪切力可防止颗粒漂浮[36].因此，应深入了解颗粒漂浮的成因和抵抗颗粒漂浮的控制策略.

3.1.2 生物膜

相比于颗粒污泥，生物膜在保留生物质方面更具优越性，其通过将AnAOB固定在载体表面来降低生物质冲刷的风险.根据各微区的DO浓度梯度，生物膜可分为好氧外层和缺氧内层.AOB主要生长于外层，消耗氧气以促进内层AnAOB的富集.生物膜的生态位分化可为功能菌创造一个稳定的环境.例如，杨庆等[37]报道由于厌氧氨氧化生物膜的存在，高浓度的DO（3～5 mg/L）未对系统产生影响.其他研究也表明，生物膜的形成有助于AnAOB抵抗低温环境，为AnAOB在低温下运行提供了可能[38].

多数学者着重于探讨水环境中的基质浓度对系统性能的影响，但水环境中的基质浓度不等同于生物膜或颗粒内部的基质浓度，应深入研究基质浓度在颗粒或生物膜内部的微分布情况，以提供更为精确的控制参数.

3.1.3 固定化生物质

固定化技术是启动低厌氧氨氧化生物量PNA工艺的有效策略，可实现生物质的截留及高浓缩培养[39].固定化技术与形成天然生物膜或颗粒污泥相比，其耗时较短且可使生物质的空间分布更为合理.生物质的均匀分布有利于增强AOB和AnAOB的活性[40].基于固定化技术的优势，固定化生物质反应器可获得较好的脱氮效果，但其在中试规模及实际应用中长期运行的耐久性和稳定性有待验证.

3.2 抑制NOB活性

由于主流污水的氨氮浓度（＜100 mg/L）和温度较低，不足以确保使用FA、FNA和温度抑制NOB活性.且低温条件下NOB的氧亲合力高于AOB，基于DO的控制策略也不适用于抑制NOB[41].这就需要采取一些其他控制策略，例如：在复合式工艺中控制絮状污泥的SRT、采用间歇曝气方式、添加羟胺（NH2OH）以及调节FA、FNA的浓度等.PNA工艺中有关NOB抑制策略的效果及系统脱氮性能如表3所示.

表3 PNA工艺中有关NOB抑制策略的效果及系统脱氮性能

3.2.1 间歇曝气策略

间歇曝气是一种平衡功能菌需求的控制策略，可有效抑制NOB，并保护AnAOB免受DO的长期冲击[46].该策略的抑制原理有三种解释：①NOB在缺氧后的好氧阶段会表现出活性恢复滞后的特性[47]；②在长期缺氧条件下，NOB的衰减速率高于AOB[3]；③间歇曝气会扰乱微生物代谢，产生一些抑制性产物，如NO[48].目前间歇曝气已被广泛应用于抑制主流污水中的NOB，且常与其他方法联合控制.Wang等[49]借助溶解氧微电极为生物膜系统开发一种间歇曝气方案，通过进行8 min好氧/32 min缺氧的循环，有效地抑制了NOB（相对丰度＜0.25%），确保系统在环境温度（20～23℃）和低氨氮浓度（35.6±4.5 mg/L）下稳定运行.

虽然多数研究证明间歇曝气可选择性抑制NOB，但也存在局限性.间歇曝气的短曝气时间会降低AOB活性，导致AnAOB所需底物产量减少，AnAOB活性受抑制[3，46].间歇曝气也无法实现低温条件下NOB活性的抑制[50].

3.2.2 主流污水中复制FA、FNA效应

PNA工艺应用于中性pH值的主流污水脱氮时，FA、FNA浓度难以达到NOB的抑制水平.通过应用pH值与FA浓度值的关系，调节pH值提高FA浓度是达到NOB抑制阈值的手段之一[51].该策略需实时监测并连续调节，较为复杂，难以在实际中实施.

另一种方式是对污泥进行FA或FNA冲击处理.通过间歇使用高氨氮浓度废水对污泥整体进行FA冲击处理可使NOB受到短暂性抑制.例如，Wang等[52]对载体生物膜进行了为期两天的高FA（1 068 mg/L）处理，发现生物膜中残留了较高水平的AOB，且当停止冲击处理后，NOB活性被短暂性抑制.由于AnAOB对FNA浓度变化较为敏感，FNA冲击处理的方法更适用于两段式.Wang等[53]使用高浓度FNA短暂性处理絮凝污泥，使AOB和NOB活性被完全抑制，再通过控制曝气量选择性的恢复AOB活性，实现了稳定的亚硝化过程.也有研究提出将活性污泥长期暴露于低浓度的亚硝酸盐（＜30 mg/L）中，可直接选择性的抑制NOB，引发部分亚硝化反应.该方法简便易行，不需要调节pH和冲洗污泥[54].在长期FA、FNA抑制策略下，NOB可能会对抑制浓度表现出抵抗力，抑制浓度值对应的有效抑制时长有待验证.

3.3 控制HDB和DPAOs的过度生长

在进水有机物浓度适当的条件下，异养细菌和AnAOB之间可能存在协同或合作关系.而有机物浓度过高会促使异养细菌快速生长，与AnAOB竞争底物，降低脱氮效率，甚至导致脱氮路线从部分亚硝化-厌氧氨氧化反应转化为传统硝化-反硝化反应.

低C/N是防止异养细菌过度生长的有效条件.生物预处理作为一种碳捕获工艺，可降低PNA工艺进水段的C/N比，为异养细菌和AnAOB提供合适的共存条件.但预处理程度存在不确定性，难以维持稳定的低进水C/N比，因此需要开发高C/N下控制异养细菌过度生长的策略.例如，学者们通过采用间歇曝气和高溶解氧的运行方式，有效处理了C/N为2.5的主流污水，获得77.3%的总氮去除率，间歇曝气方式可将有机物转化为内部碳源，减轻有机物对AnAOB的抑制作用[32].此外，Al-Hazmi等[55]在C/N为3的条件下，通过优化间歇曝气方式，将缺氧段时间由15 min缩短至3 min，使总氮去除率提高了63%.

碳源的种类也会影响AnAOB和HDB的优势生长.不同种类的碳源具有不同的代谢途径，复杂的碳源代谢途径会降低反硝化速率.Zheng等[4]发现在COD/NO2--N为5时，与甲酸钠（或乙酸钠）作为碳源相比，丙酸钠（或葡萄糖）作为碳源时，AnAOB比HDB具有更强的亚硝酸盐竞争力.这为在高C/N比下控制异养细菌生长，实现厌氧氨氧化的主导地位提供了思路.

然而，在AnAOB和HDB共存的PNA系统中，其出水中仍含有大量的硝酸盐，并且最高的总氮去除率大多低于80%.因此，Xu等[56]提出在一段式序批式生物膜反应器（SBBR）中引入DPAOs，在DO=0.45 mg/L、C/N=4.0和C/P=20时，实现了AnAOB、DPAOs和HDB的共生，获得了93.29±1.79%的总氮去除率.

4 结论

PNA自养脱氮工艺具有诸多优势，是今后污水脱氮工艺的发展趋势，目前，生物量易流失、NOB难抑制和异养细菌难控制是影响该工艺稳定性的主要因素.复合式工艺是实现生物量控制的最佳工艺，可实现更低的耗氧量、更为有效的NOB抑制，适用于处理主流污水.对于NOB的抑制，采取多种控制方法联合应用的策略效果更好，其中，高FA浓度下控制DO的策略更为有效.另外，高C/N下控制异养细菌的生长，可提高系统脱氮效率.为加快实现PNA的应用和推广，还需要研究以下几个方面.

（1）主流条件下有效抑制NOB的策略仍有待研究，还应开发精确有效的实时监测系统，为PNA工艺控制提供更为精确的参数.

（2）对于生物质的保留，需研发新型的生物质截留装置及利于微生物附着生长的载体填料，还需验证固定化生物质在中试规模及实际应用中长期运行的耐久性和稳定性.

（3）厌氧氨氧化生物膜和颗粒污泥可有效保留生物质，但形成时间较长，阻碍了其大规模的应用，应研究促进生物膜和颗粒快速形成的策略.

（4）实际污水成分复杂，关于污水中特定或几种复合有毒有害物质对PNA功能菌影响的研究较少，今后应加强这方面研究，以利于PNA工艺的进一步推广.