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(深圳)土木與環(huán)境工程學院

2.深圳市水資源利用與環(huán)境污染控制重點實驗室

3.哈爾濱工業(yè)大學環(huán)境學院, 城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室

4.中國市政工程中南設計研究總院有限公司

厭氧氨氧化 (anaerobic ammonium oxidation，Anammox)具有節(jié)省曝氣、低有機碳源消耗、低污染物排放等優(yōu)勢，是城市污水處理廠實現(xiàn)碳減排的首選技術[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域得到廣泛推廣，但應用規(guī)模通常較小，所帶來的環(huán)境效益和社會效益有限。隨著研究的深入，眾多學者致力于將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)同部分內源反硝化實現(xiàn)了對城市污水的高效脫氮，表明該工藝在城市污水處理的經(jīng)濟高效和節(jié)能方面具有很大潛力；Du等[7]構建了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，但運用到實際工程中的成功案例較為鮮見。

鑒于此，筆者從Anammox的生化機制出發(fā)，總結了將PN/A和PD/A應用到城市污水脫氮處理的運行調控措施，同時從工程化應用角度歸納了城市污水實現(xiàn)Anammox處理的工藝模式和所面臨的瓶頸問題，對比分析了PN/A和PD/A在城市污水處理中的脫氮性能、降耗減排效果、工藝特征及應用場景，最后討論并展望了Anammox在城市污水脫氮處理中的應用研究方向，以期為推進Anammox技術在城市污水體系的規(guī)?；瘧锰峁┙梃b和參考。

1 Anammox生化機制

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-作為底物生成氮氣的過程[8]。目前普遍認可的Anammox反應化學計量方程如下所示[9]：

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

圖 1 Anammox反應機理模型 [10-11]Fig.1 Model diagram of Anammox metabolism

上述2種機理闡述的氮轉化中間產(chǎn)物有所差別，但均表明Anammox反應過程需要以NH4+和NO2-作為反應底物，無需氧氣參與、不消耗有機碳源，具有經(jīng)濟環(huán)保的優(yōu)點。然而，城市污水中NO2-濃度不足，給Anammox在該領域的應用帶來障礙，因而將此技術的優(yōu)勢發(fā)揮到城市污水脫氮處理的關鍵是解決NO2-的穩(wěn)定來源問題。目前能夠在城市污水中實現(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-直接反應生成氮氣，無需反硝化過程便可完成脫氮，PN/A自養(yǎng)脫氮反應如下式所示：

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

顯然，將PN/A運用到城市污水處理中能夠極大地提高脫氮效率；同時，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利用氨氮代替有機物作為電子供體，還可實現(xiàn)外部有機碳源零添加。

2.1 實現(xiàn)PN/A的調控措施

影響PN/A的內核機制主要體現(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)同競爭關系隨外界因素變化而作出的響應。將PN技術與Anammox耦合的關鍵是對功能菌群進行定向控制，即實現(xiàn)“NOB的有效抑制以及AOB的有效促進”，從而達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 剝離有機物

削減進水有機物是實現(xiàn)PN的重要手段。碳源充裕會促進OHOs過快生長，導致AOB和AnAOB在獲得亞硝酸鹽和生長空間方面失去競爭優(yōu)勢[13]，因此原水進入系統(tǒng)前需要進行脫碳處理，削弱因COD過高給AOB和AnAOB帶來的不利影響。目前，厭氧預處理工藝[14]、高負荷活性污泥法[15]、氣浮法[16]、化學強化一級處理[17]等可實施性較高的碳源捕獲技術可以在原水匯入系統(tǒng)之前對有機物進行有效剝離，從而降低對AOB和AnAOB的影響，有利于實現(xiàn)亞硝酸鹽的穩(wěn)定積累，同時發(fā)揮AnAOB的高效脫氮特性。

2.1.2 控制曝氣

調控曝氣方式是實現(xiàn)PN的關鍵措施。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]，實際操作中采取低曝氣量運行模式，將曝氣池DO控制在適宜水平能很好地利用AOB親氧性強于NOB這一特性，使AOB優(yōu)先獲得氧氣，進而實現(xiàn)對AOB的促進和NOB的有效抑制。值得注意的是，某些NOB(如Nitrospira)在長期運行中能夠適應低DO環(huán)境[19]，從而導致亞硝酸鹽積累效果變差，因此靠低DO運行這種單一控制措施很難實現(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速度快于NOB，為解決上述問題提供了新思路。實際運行過程采取包括瞬時缺氧、間歇曝氣、好氧饑餓曝氣、基于“氨谷法”及“pH拐點”的實時控制曝氣等[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，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，在實際運行過程中將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開發(fā)的Sharon工藝也采用短SRT(1.5 d)策略[24]，達到了定向淘汰NOB的目的，從而保持了AOB的優(yōu)勢地位，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]對短程硝化顆粒污泥的菌群分布情況進行了分析，發(fā)現(xiàn)其呈現(xiàn)“AOB生長在外部，NOB生長在內部”的空間分布特征，由此形成的傳質阻力使膜體內外層產(chǎn)生基質濃度梯度和底物傳遞速率差異，為定向抑制NOB對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，削弱了內層NOB對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]研究了限氧條件對移動床生物膜反應器(MBBR)短程硝化的作用，結果表明當DO/AN＜0.17時，可以有效抑制生物膜中NOB的活性。但在實際污水處理系統(tǒng)中復雜多變的水質條件下，該策略的工程應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。莫諾動力學方程表明，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AOB的生長具有促進作用，還能抑制NOB活性。Poot等[28]評估了顆粒污泥系統(tǒng)出水中殘余氨氮濃度對NOB的影響，認為系統(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，從而達到穩(wěn)定的短程硝化效果，其機制可能與出水殘余氨氮導致的顆粒污泥內外層的pH梯度相關。Corbalá-Robles等[29]采用數(shù)學模型研究了顆粒污泥+絮凝污泥一體化反應器中殘余氨氮濃度對短程硝化的影響，結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)定運行。但排放氨氮濃度過高的尾水可能會帶來受納水體發(fā)生黑臭、富營養(yǎng)化等問題，因此該策略運用在敏感水域范圍內污水處理廠的可行性還有待進一步考察。

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NOB的抑制效應強于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對好氧顆粒污泥實現(xiàn)PN的影響，發(fā)現(xiàn)NH2OH投加濃度為10 mg/L時對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]研究認為，NH2OH對NOB的抑制為可逆性抑制，當NH2OH停止投加時會導致系統(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，相關工程化應用案例鮮見報道。

2.2 城市污水PN/A工藝模式及面臨的困難

2.2.1 運行穩(wěn)定性有待提高

城市污水溫度偏低給PN/A的運行穩(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)勢地位，因此給PN的穩(wěn)定性帶來破壞。現(xiàn)有工程案例表明，PN/A系統(tǒng)在處理實際生活污水低溫運行過程中常常會出現(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AOB和NOB的抑制閾值不同，其濃度為0.6 mg/L時NOB幾乎已經(jīng)失去活性，而AOB在其濃度為5.0 mg/L時才開始出現(xiàn)抑制效應。然而，實際城市污水FA濃度遠達不到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路徑實現(xiàn)穩(wěn)定的亞硝氮積累，進而帶來系統(tǒng)運行易失穩(wěn)的問題，這也是該技術在主流污水中實現(xiàn)工程化應用有待解決的難點。

2.2.2 系統(tǒng)運行復雜

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)有實際工程通常采取側流Anammox形式實現(xiàn)PN/A對城市污水的強化脫氮處理(圖4)。該側流工藝的PN/A系統(tǒng)設置在主流污水體系之外，以排除水質水量波動帶來的干擾，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)進水，從而創(chuàng)造AOB和AnAOB的適宜生境條件，同時需要將側流系統(tǒng)富集的AOB和AnAOB匯入到主流污水處理系統(tǒng)中發(fā)揮強化脫氮作用。

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

然而，這種通過“側流補充主流”實現(xiàn)對城市污水強化脫氮處理的運行模式通常會帶來2個新問題：1）為避免功能菌的流失，側流系統(tǒng)需要配備水力旋流分離裝置對轉移到主流系統(tǒng)的AOB和AnAOB進行回收，繁瑣的操作流程給運行維護帶來困難；2）實現(xiàn)PN過程需要同時調節(jié)多方面運行參數(shù)，實際運行中難以達到近乎嚴苛的條件控制要求，不可避免地提高了PN/A在城市污水處理中的運行復雜程度，進而限制該技術在城市污水廠的規(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+首先被完全轉化為NO3-，再在特定控制條件下發(fā)生PD反應將硝態(tài)氮轉化為NO2-[33]，隨后在Anammox耦合體系與未被氧化的NH4+實現(xiàn)同步去除。其化學反應式如下：

PD/A在城市污水中的具體脫氮過程如圖5所示?？梢?，PD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%有機碳源消耗量[34]，同時具有污泥產(chǎn)量低、CO2排放少等優(yōu)點。PD/A作為新型脫氮技術能夠實現(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技術的氮去除路徑Fig.5 Nitrogen removal path based on PD/A

3.1 實現(xiàn)PD/A的調控措施

PD發(fā)生的直接成因是NO3-還原速率快于NO2-，內在本質是NO3-還原酶(NAR)活性高于NO2-還原酶(NIR)，欲實現(xiàn)PD過程可以在以下2個方向作出努力：1）促進 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)的相對豐度。因此，實現(xiàn)完全反硝化向PD發(fā)生轉變的核心是圍繞抑制NIR、促進NRB對外界因素進行調控，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 有機碳源控制

有機物是實現(xiàn)PD的重要調控因素。碳源類型對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獲得的亞硝氮積累效果最佳[36]。根據(jù)Gong等[37]的研究，當體系中存在一定乙酸鈉時，基于PD的亞硝酸鹽積累率能夠達到70%，同時該過程的亞硝酸鹽積累特性能夠在系統(tǒng)內保持長期穩(wěn)定，其作用機制可能與反硝化菌的代謝途徑相關[38]。

控制低COD/NO3--N(C/N)有利于實現(xiàn)PD。低C/N對亞硝酸鹽的積累有驅動作用[39]，其本質是NAR和NIR對獲得電子供體的競爭力存在差異。當NO3-和NO2-共存于同一體系中時，電子供體會傾向于優(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，進水C/N降至1.7時可實現(xiàn)基于PD過程的NO2-高效累積，并維持近6個月的穩(wěn)定運行。因此，實際運行中采取減少碳源投加量或設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在競爭電子供體方面處于優(yōu)勢狀態(tài)[41]，最終獲得良好的亞硝氮積累特性。

3.1.2 高pH抑制

pH是影響反硝化進程的關鍵因子。高pH有利于PD的形成，NIR對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對高pH敏感，當pH＞9.2時其活性顯著降低，此時NAR并未受到抑制；Glass等[44]通過反硝化動力學研究了pH對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能通過調整短程反硝化菌群結構進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時相對豐度為17.0%，明顯高于pH為7.0和5.0時的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點益處：1）可以增強NAR的相對活性；2）有助于達到定向富集NRB的目的，最終實現(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全程反硝化向PD轉變。硝酸鹽濃度可對亞硝氮還原酶編碼基因(nirS)的表達產(chǎn)生影響，Liu等[46]推測硝酸鹽與某種調控蛋白關聯(lián)的作用機制能調控nirS基因的轉錄。厲巍[47]研究表明，當硝氮濃度超過30 mg/L時，典型功能反硝化菌 (Halomonas campisalis、Halomonas campaniensis)中nirS基因的轉錄活性處于明顯的受抑制狀態(tài)，由此實現(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，從而有利于驅動基于“nirS轉錄抑制”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、生物強化等方法也能實現(xiàn)基于PD過程的NO2-積累。張星星等[48]對比了河涌底泥、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，系統(tǒng)的NO3-→NO2-轉化率最高(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，生物強化手段也有利于提升NRB的豐度，具體措施可以結合不同反硝化工藝通過投加填料、污泥顆?；却胧┱T導實現(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，達到在主流污水中原位富集AnAOB的目的，實現(xiàn)真正意義上的城市污水主流Anammox強化脫氮處理。該運行模式充分結合了Anammox和PD 2種新工藝的實現(xiàn)要素，同時在系統(tǒng)的整體布局形式上與傳統(tǒng)工藝沒有顯著差別，既適用于高排放標準污水處理廠的新建工程，也適用于傳統(tǒng)工藝基礎上進行的提標改造工程，實現(xiàn)對現(xiàn)有污水處理廠的強化脫氮處理。然而，PD/A技術在城市污水領域的規(guī)模化應用尚面臨缺乏可復制性驗證及Anammox脫氮貢獻率偏低等問題。

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 工程應用可推廣性有待考證

近年來，由PD驅動的部分主流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)得到驗證[49]，但該案例是否具有可復制性還需要更多的工程實踐加以證實，有必要開展進一步的規(guī)?；囼灒@對將來PD/A工藝在主流城市污水處理中的應用與推廣具有重要指導和示范意義。

3.2.2 Anammox脫氮貢獻率偏低

PD/A在主流城市污水中脫除的總氮比例有待提高。目前報道的PD/A工程案例實現(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)小試反應器中得到的95%以上的脫氮貢獻率存在較大差距。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)模化效應的發(fā)生機制，從而強化和保持AnAOB在主流城市污水系統(tǒng)中的活性，進一步提高Anammox對系統(tǒng)的總氮去除貢獻率。

4 PN/A與PD/A綜合對比

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

4.1 脫氮性能及降耗減排對比

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Anammox反應產(chǎn)生的11%硝酸鹽進行徹底去除，而PD可以利用這些硝態(tài)氮轉化為亞硝氮提供給AnAOB，從而實現(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物。

關于耗氧量，現(xiàn)有2種不同觀點。以往研究認為，PN/A和PD/A去除1 g NH4+所需的氧氣質量分別為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。在減排方面，關于污泥排放，PN/A產(chǎn)泥量僅為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的溫室效應潛勢高于CO2，因此PD/A理論上產(chǎn)生的溫室效應比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，PD/A則在氮去除率以及減輕溫室效應方面占優(yōu)勢，對于二者的具體耗氧量則需要更多的研究進行深入分析。

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 工藝特征對比

PN/A和PD/A具有不同的工藝特點。以“抑制NOB、促進AOB”為核心的亞硝氮積累策略需要對溶解氧、進水有機物、污泥齡、水溫等多種條件進行精準調控，決定了PN/A系統(tǒng)具有繁雜的工藝特征，由此提高了其運行復雜程度。目前，已有眾多實驗室研究表明，通過采取生物強化、溫度控制、曝氣調整等措施能實現(xiàn)穩(wěn)定的PN/A過程，但真正應用在主流城市污水處理中的成功案例卻少有報道，可見PN/A在主流污水處理中的規(guī)模化應用有著極高難度，造成這種情況的一大原因是實際工程中難以達到實驗室所實現(xiàn)的運行條件。因此，在解決該問題之前，PN/A并不是城市污水實現(xiàn)Anammox主流處理的最佳工藝。

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

4.3 應用場景對比

表2列舉了Anammox應用于城市污水處理廠的實際工程案例。可以看到，Anammox在奧地利、荷蘭、美國、瑞士以及國內的污水處理廠均得到一定應用，以早期研究較多的PN/A為主，且大多數(shù)以側流方式實現(xiàn)對城市污水的強化脫氮處理。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法對污水進行除碳脫氮處理，A段回收有機物用于厭氧消化產(chǎn)甲烷進行發(fā)電，B段對氮、磷等污染物進行高效去除，在保證出水水質前提下達到電能自給自足的目標。其實現(xiàn)核心是通過基于PN/A的側流DEMON工藝強化Anammox在B段的脫氮貢獻率，由此減少B段對碳源的需求量，從而提高A段的有機物回收率，進而增加甲烷產(chǎn)量，最終以熱電聯(lián)產(chǎn)的形式實現(xiàn)全廠的電能中和。因此，PN/A應用在高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)案例的運行需要在側流系統(tǒng)存在的場景中才能保證PN/A系統(tǒng)的效能發(fā)揮。

表 2 Anammox應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

對于主流Anammox，起步較晚的PD/A工藝表現(xiàn)出更強競爭力。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行(好氧段DO濃度為1.5 mg/L)、多級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，成功地對主流污水中的NOB進行了有效抑制，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道了主流PD/A在實際工程中的成功運行。該廠自發(fā)產(chǎn)生Anammox的主要因素有以下幾點：1)投加填料。厭/缺氧區(qū)投加微生物載體帶來3個方面的優(yōu)勢，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)相對豐度高于硝化功能基因(amoA、hao)，且生物膜中narG的豐度遠高于絮凝污泥；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，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AnAOB生長帶來的負面影響。3)低C/N水質。該廠進水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，進而減輕與AnAOB的競爭作用。通過以上措施，該廠實現(xiàn)了穩(wěn)定的主流PD/A，出水TN濃度保持在7.8 mg/L以內。

以上2組案例均實現(xiàn)了主流Anammox，但運行溫度存在較大區(qū)別。除外界調控措施外，新加坡Changi再生污水處理廠主流PN/A的穩(wěn)定運行還受益于當?shù)氐锰飒毢竦乃疁貤l件(28～32 ℃)，其運行模式在低溫地區(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難以實現(xiàn)的巨大優(yōu)勢。綜上，在現(xiàn)有技術成熟程度條件下，PN/A適合以側流形式運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域更具發(fā)展?jié)摿Α?/p>

5 結語與展望

不論PN/A還是PD/A途徑，由二者驅動的新型脫氮工藝均對改善傳統(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)勢和工程價值?，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，復雜的工藝流程和嚴苛的運行調控要求提高了該技術的應用操作難度；另一方面，現(xiàn)有工程實例表明PN/A技術在低溫地區(qū)實現(xiàn)主流Anammox應用尚面臨困難。相較而言，新發(fā)展的基于PD路線的NO2-積累技術能為主流系統(tǒng)提供更加可靠的底物來源，使其在推進生產(chǎn)尺度上“部分自養(yǎng)捷徑氮去除技術”的規(guī)?；瘧脤用嬲純?yōu)勢。

未來，在開發(fā)出能結合Anammox實現(xiàn)要素與能效發(fā)揮的工藝流程的基礎上，如何通過縮短Anammox形成規(guī)模化效應的周期，加快系統(tǒng)的啟動時間，同時在NO2-可控供給技術成熟的前提下對城市污水中的AnAOB進行原位富集與有效持留，提升并保持其在系統(tǒng)中的脫氮貢獻率，將是下一步推進PN/A、PD/A技術在城市污水處理中規(guī)?；瘧玫年P鍵研究內容。