常根旺，楊津津，李紹康，羅景文，楊一飛，李翔*

1.環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室, 中國環(huán)境科學研究院

2.國家環(huán)境保護地下水污染模擬與控制重點實驗室, 中國環(huán)境科學研究院

氨氮是我國污染物減排的一項約束性指標，“十四五”規(guī)劃要求氨氮排放總量下降8%[1]。現(xiàn)有污水處理廠基本上采用傳統(tǒng)的硝化-反硝化技術脫氮，這種傳統(tǒng)的工藝通常需要較高的污水處理成本，且反硝化過程中間體N2O會排放到大氣中。N2O是全球第三大溫室氣體，增溫潛勢為CO2的298倍[2]。研究表明，城市污水處理廠的溫室氣體排放以N2O直接排放為主[3]。新興的厭氧氨氧化技術（anaerobic ammonia oxidation，anammox）具有節(jié)省曝氣量與外加碳源、污泥產(chǎn)量低和減少溫室氣體N2O排放量的特點[4-5]，既節(jié)約了成本，又符合我國“雙碳”目標的要求。

厭氧氨氧化反應是在厭氧的條件下，厭氧氨氧化菌（anammox bacteria，AnAOB）直接以 NO2-為電子受體、NH4+為電子供體，反應生成氮氣的過程，其反應方程如下[6]：

厭氧氨氧化反應需要NH4+和NO2-作為反應底物，而常規(guī)廢水中缺少NO2-，因此NO2-的穩(wěn)定生成成為厭氧氨氧化技術的關鍵步驟[7-8]。目前，產(chǎn)生NO2-的途徑主要有短程硝化（PN）和短程反硝化（PD）2種。短程硝化耦合厭氧氨氧化（PN-A）工藝在實際運行過程中容易受到DO、亞硝酸鹽氧化菌（NOB）等因素的影響[9-11]。Lackner等[12]的研究表明，50%以上運行異常的PN-A工藝都是由于NOB過量繁殖引起的。此外NOB的過量繁殖容易導致出水NO3-濃度較高，影響總氮去除（去除率理論上最高為89%）。而短程反硝化耦合厭氧氨氧化（PD-A）工藝可以彌補這些不足。短程反硝化通過控制反應條件將反硝化反應控制在NO2-階段，為厭氧氨氧化反應提供底物。由于短程反硝化可以穩(wěn)定高效產(chǎn)生NO2-，且可以減少N2O中間體的產(chǎn)生[13]，因此PDA工藝越來越受到研究者的青睞。筆者通過介紹PD-A工藝的機制與特性，對比核心功能菌的生長條件，并結合現(xiàn)有研究綜述了PD-A工藝穩(wěn)定運行的優(yōu)化策略，分析其在實際廢水中成功應用的案例，以期為后續(xù)PD-A工藝高效應用于實際廢水處理提供思路。

1 PD-A機制與特點

PD-A工藝結合了硝化、短程反硝化和厭氧氨氧化反應。理論上，55%的NH4+在硝化細菌的作用下氧化為NO3-，NO3-在反硝化菌的作用下發(fā)生短程反硝化反應生成NO2-，NO2-不繼續(xù)還原為N2，而是與原水中剩余的NH4+一起作為厭氧氨氧化菌的底物，反應生成N2。

PD-A工藝運行成本較傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝低。理論上去除1 mol的NH4+，傳統(tǒng)硝化反硝化工藝需要消耗2 mol的O2和5 mol的電子供體，而PD-A工藝僅需消耗1.1 mol的O2和1.1 mol的電子供體。因此，PD-A工藝相較于傳統(tǒng)的硝化-反硝化工藝可以減少45%的耗氧量和78%的碳源需求。傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝及PD-A工藝脫氮過程所需氧氣及碳源量如圖1所示。

圖 1 傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝與PD-A工藝對比Fig.1 Comparison between traditional nitrification-denitrification and PD-A processes

PD-A工藝中，NO2-產(chǎn)生過程穩(wěn)定高效。短程反硝化過程容易出現(xiàn)NO2-的積累，這與硝酸鹽還原酶（NaR）和亞硝酸鹽還原酶（NiR）的活性有關，NiR的電子競爭能力低于NaR，且更容易受到環(huán)境條件（溫度、pH、DO 濃度等）的影響[14-15]。在 NO3-和 NO2-同時存在的情況下，反硝化細菌更易以NO3-作為電子受體[16]。因此，在工藝運行過程中，通過控制反應條件，易實現(xiàn)短程反硝化過程NO2-的積累，從而保證PD-A工藝的穩(wěn)定高效運行。

PD-A工藝運行穩(wěn)定，總氮去除率理論上可達100%，且可以減少溫室氣體N2O的產(chǎn)生[13,17]。短程反硝化以有機物作為碳源，實現(xiàn)了有機物的去除，當進水水質波動時，系統(tǒng)可通過反硝化作用協(xié)同厭氧氨氧化從而保持系統(tǒng)的穩(wěn)定。厭氧氨氧化反應產(chǎn)生的少量NO3-進一步通過短程反硝化還原為NO2-，為厭氧氨氧化反應提供基質，這提高了系統(tǒng)的總氮去除率。此外，傳統(tǒng)的反硝化過程中，NO3-還原為NO2-會產(chǎn)生N2O副產(chǎn)物，而PD-A過程可以削減N2O的產(chǎn)生。

2 核心功能菌生長條件

2.1 反硝化菌

反硝化菌種類繁多，被廣泛發(fā)現(xiàn)于古菌與細菌中。污水處理系統(tǒng)中較為常見的反硝化菌有假單胞菌屬(Pseudomonaceae)、產(chǎn)堿桿菌屬(Al-caligenes)等[18]。在NaR、NiR及NO還原酶（NoR）、N2O還原酶（Nos）的驅動下，反硝化菌將NO3-還原為N2，過程如圖2所示[19]。

圖 2 反硝化反應及酶的參與過程Fig.2 Process of denitrification reaction and enzyme participation

反硝化過程不同酶的表達條件有所差異。在PD-A工藝中，通過提升缺乏NiR的反硝化菌的豐度[20]或通過酶促調節(jié)抑制NiR的活性[21]，可促進NaR豐度高的反硝化菌占據(jù)反硝化反應的主導地位，實現(xiàn)NO2-的積累，從而將反硝化反應控制在NO2-階段，即短程反硝化反應。反硝化過程酶的類型、表達條件及編碼基因見表1[22]。

表 1 反硝化過程酶的類型、表達條件及編碼基因Table 1 Type, expression conditions and coding genes of denitrifying enzymes

DO濃度和pH對反硝化菌影響較大，缺氧、pH為9的條件有利于NaR豐度高的反硝化菌生長，從而產(chǎn)生NO2-的積累[21]。除此之外，碳源、C/N等均可不同程度地影響反硝化菌的生長。當碳源類型為乙酸、甘油和甲醇等易降解小分子有機物[23]且C/N較低（2～3）[24-25]時，NaR豐度高的反硝化菌可能占據(jù)反硝化反應的主導地位。

2.2 厭氧氨氧化菌

厭氧氨氧化菌屬于浮霉菌門，是自養(yǎng)型細菌。在厭氧條件下，厭氧氨氧化菌以NO2-為電子受體，NH4+為電子供體，直接反應生成N2和副產(chǎn)物NO3-[6]。厭氧氨氧化菌分布廣泛，包括污水處理廠、海底沉積物和湖泊岸邊帶等[26-28]。現(xiàn)已發(fā)現(xiàn)的厭氧氨氧化菌共計6個屬27種。其中Candidatus Brocadia、Candidatus Jettenia與Candidatus Kuenenia3個屬在污水處理廠中的豐度較高，它們多生活在20～45 ℃、微堿性的環(huán)境中[29]。這也說明了利用厭氧氨氧化菌處理污水的可能性。

厭氧氨氧化菌生長速度緩慢、倍增周期長（10～12 d），易受到溫度、pH及DO、有機物和基質濃度等因素的影響[30]。大量研究表明：1）溫度在30 ℃左右[31-32]、pH為7.5～8.0[33]、DO濃度低于0.6 mg/L時[34-36]，最適合厭氧氨氧化菌的生長。2）有機物濃度過高會抑制厭氧氨氧化反應，因為厭氧氨氧化菌是自養(yǎng)型細菌，有機物會滋生異養(yǎng)菌（HB）與厭氧氨氧化菌形成競爭關系[32]。3）低C/N有利于厭氧氨氧化反應的進行，當C/N增加到閾值，HB會大量增殖而抑制厭氧氨氧化菌的活性[37]。4）氨氮和亞硝態(tài)氮作為厭氧氨氧化反應的基質，在濃度過高時，反而會對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生毒害作用，Jin等[38]認為這種毒害作用是由游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）引起的，其中FNA的毒性大于FA。有研究指出，F(xiàn)A的最低抑制濃度為2 mg/L，F(xiàn)NA的抑制濃度為1.5～213 μg/L[39]。

2.3 短程反硝化菌和厭氧氨氧化菌協(xié)同作用

短程反硝化菌和厭氧氨氧化菌是PD-A反應的核心功能菌，其最佳生長條件對比見表2。

表 2 短程反硝化菌與厭氧氨氧化菌最佳生長條件Table 2 The best growth conditions for partial denitrification bacteria and anammox bacteria

反硝化菌與厭氧氨氧化菌的產(chǎn)率差異大，反硝化菌的生長速率（0.35 h-1）遠大于厭氧氨氧化菌（0.003 h-1）[41]，因此之前的研究多認為存在有機物的條件下，反硝化細菌會與厭氧氨氧化菌競爭NO2-底物，抑制厭氧氨氧化菌的生長[39]。隨著研究的不斷深入，研究者發(fā)現(xiàn)在PD-A工藝中，可以實現(xiàn)反硝化菌和厭氧氨氧化菌的共生，厭氧氨氧化菌的豐度通常不超過5%，反硝化優(yōu)勢菌的豐度可達67%，但厭氧氨氧化菌對脫氮的貢獻率可以達到95%[42]。這就說明在PD-A工藝中容易實現(xiàn)反硝化菌與厭氧氨氧化菌協(xié)同代謝。短程反硝化菌與厭氧氨氧化菌最佳生長條件存在差異，在工藝運行時，維持適宜的C/N、保持溫度在30 ℃左右、微堿性條件和缺氧環(huán)境有利于核心菌群的共生[43]。

3 PD-A工藝穩(wěn)定運行的優(yōu)化策略

PD-A工藝穩(wěn)定運行的關鍵是要實現(xiàn)NO2-的穩(wěn)定生成和厭氧氨氧化菌的穩(wěn)定增殖。在滿足適宜核心菌群生長的條件外，以下運行策略有利于PD-A工藝的穩(wěn)定運行。

3.1 維持適宜的COD/NO3-

短程反硝化過程中反硝化細菌消耗一定的碳源產(chǎn)生NO2-，為厭氧氨氧化反應提供底物。有機物需要在NO3-完全轉化為NO2-時被消耗掉，以避免NO2-被進一步還原成N2，因此PD-A反應過程中COD/NO3-應控制在適合的范圍。完全反硝化過程所需COD/NO3-理論值為4.1，而在PD-A工藝中，隨著COD/NO3-的降低，反硝化過程會產(chǎn)生NO2-的積累[25,44]。這種觀點已經(jīng)得到許多研究者的證實，如Cao等[45]構建了UASB-SBR工藝同步進行高濃度廢水和生活污水脫氮，在長期運行前，通過批量試驗確定了短程反硝化過程最佳COD/NO3-為2.0，此時可以實現(xiàn)最大的亞硝酸鹽積累量和硝酸鹽完全還原，而在COD/NO3-低于2.0的情況下，會出現(xiàn)NO3-的殘留，NO2-積累量減少。Shi等[46]通過批次試驗確定COD/NO3-為3.0時短程反硝化過程可實現(xiàn)NO2-最大積累量，繼而運行PD-A工藝108 d，實現(xiàn)了80%的總氮去除率。然而這些研究的最適COD/NO3-存在微小差異，這可能與污泥中微生物群落結構有關。

為進一步節(jié)省碳源，Ji等[47]嘗試運行內(nèi)源短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝（EPD-A），NO2-由內(nèi)源短程反硝化（EPD）產(chǎn)生，在沒有額外投加碳源的情況下，實現(xiàn)了90%的總氮去除率，其中厭氧氨氧化反應貢獻了49.8%，證明了在低C/N廢水中實現(xiàn)主流EPD-A的可能性。

3.2 投加合適的碳源類型

碳源類型的不同，亦會影響NO2-的積累。Du等[13]分別以乙酸鹽和乙醇作為有機碳源探究不同碳源類型對PD-A系統(tǒng)的影響，且系統(tǒng)隨環(huán)境溫度從29.2℃降至12.7 ℃運行180 d。結果表明，以乙酸鹽為碳源的反應器運行穩(wěn)定，總氮去除率達93.6%，硝酸鹽轉化率達95.8%；而以乙醇為碳源的反應器更易受到溫度變化的影響，隨著溫度的降低，二者均有所降低，但總體上總氮去除率仍能達到90%。推測造成這種結果的原因可能是反應器內(nèi)的優(yōu)勢菌群有差異，并通過高通量測序等方法證實了這種推測。也有研究表明：與醋酸鹽或甲醇相比，葡萄糖在反硝化過程中會導致更多的NO2-積累[25]。因此，NO2-的積累量受碳源類型的影響，這種影響與系統(tǒng)內(nèi)細菌群落有關?？傮w來講，糖類比酸類和醇類更容易產(chǎn)生NO2-積累，小分子有機物比大分子有機物更容易出現(xiàn)NO2-積累。

3.3 接種不同類型的污泥

接種不同類型的污泥有利于不同功能菌之間的協(xié)作，可以提高厭氧氨氧化系統(tǒng)的脫氮效率[48]。一方面，厭氧氨氧化菌更容易在顆粒污泥或生物膜中富集，而以反硝化細菌為主導的絮狀污泥中，硝酸鹽還原率遠高于亞硝酸鹽的還原率[43,49]。接種短程反硝化污泥有利于增強亞硝酸鹽的積累[50]，為厭氧氨氧化菌提供底物。另一方面，不同空間結構更有利于菌群與基質的充分接觸，從而提高脫氮效率[51]。表3列舉了接種不同類型污泥的反應器在最佳運行條件下的運行效果。

從整體脫氮效果來看，接種不同類型污泥的反應器優(yōu)于接種單一種類污泥的反應器。Chen等[53]通過對比試驗進一步說明同時接種反硝化污泥和厭氧氨氧化污泥時，系統(tǒng)的總氮去除率明顯高于只接種反硝化污泥時。顆粒污泥和生物膜更有利于厭氧氨氧化菌的富集，但絮狀污泥對系統(tǒng)也具有至關重要的作用。程軍等[57]研究表明，絮狀污泥占混合液的比例不宜低于30%。

3.4 添加生物膜載體

厭氧氨氧化菌易附著在載體上形成生物膜。在污水處理中，常見的載體形式有懸浮載體和固定載體2種，常用的載體類型有天然物質（石頭、砂礫等）、塑料（聚乙烯、聚丙烯等）、活性炭、金屬、織物、玻璃、陶瓷、泡沫和化學改性聚合物（如可生物降解的聚己內(nèi)酯載體等)[58-59]。在PD-A反應器內(nèi)添加載體有助于提升厭氧氨氧化菌的豐度和厭氧氨氧化污泥的耐沖擊負荷[60]。一方面，生物載體可以減少厭氧氨氧化污泥的水力流失，從而增加污泥停留時間（SRT）；另一方面，生物膜內(nèi)氧傳質困難會形成DO濃度差，反硝化菌附著在生物膜表層將NO3-還原為NO2-，為生物膜內(nèi)的厭氧氨氧化菌提供底物促進其生長。厭氧氨氧化生物膜形成最核心的機制是由微生物產(chǎn)生的胞外聚合物（EPS）固定或黏附在惰性載體表面，EPS有助于保證生物膜結構的完整性[61]。Li等[43]在某污水處理廠MBBR反應器中投加聚丙烯環(huán)懸浮載體形成生物膜以促進PD-A反應，運行111 d后總氮去除率高于理論值，缺氧生物膜中厭氧氨氧化菌的豐度顯著高于絮狀污泥。Ma等[49]的研究也表明，以聚乙烯作為載體構建的缺氧生物膜可以以NO2-為電子受體氧化NH4+，并且其 NO3-還原率高于NO2-還原率，從而為厭氧氨氧化反應提供NO2-底物。Lu等[62]發(fā)現(xiàn)在UASB反應器中添加鐵改性顆?；钚蕴浚‵eGAC）可以加快厭氧氨氧化反應器啟動時間，并促進厭氧氨氧化菌的生長和富集。生物膜載體有助于反應器的快速啟動和高效運行，然而針對不同類型載體掛脫膜平衡、微生物分布特征的研究還有待深入。

表 3 PD-A工藝運行參數(shù)及運行狀況Table 3 Operating parameters and operating conditions of PD-A process

4 PD-A工藝在實際廢水中的應用

PD-A工藝有一體式和分體式2種[63-64]，短程反硝化與厭氧氨氧化反應在同一反應器內(nèi)為一體式，短程反硝化和厭氧氨氧化反應在不同的反應器內(nèi)進行為分體式，如圖3所示。

圖 3 一體式和分體式PD-A工藝流程Fig.3 Schematic diagram of integrated PD-A reactor and two-stage PD-A reactor

由于厭氧氨氧化菌的特性，PD-A工藝更適合處理C/N較低的廢水[65-66]，目前，國內(nèi)外已有一些PD-A工藝處理低C/N實際廢水的實踐，包括城市生活污水、養(yǎng)殖廢水、高硝酸鹽廢水等。

4.1 城市生活污水

城市生活污水氨氮含量較低、C/N比偏高且溫度隨季節(jié)變化大[67]。Li等[43]成功將PD-A工藝應用于城市生活污水強化脫氮。其改造了原有AAO工藝的缺氧段，在缺氧段添加厭氧生物膜載體，并設置潛水攪拌器、導流壁和攔截篩網(wǎng)，形成MBBR反應器，缺氧區(qū)的DO濃度控制在0.03 mg/L以下，以建立厭氧氨氧化菌和反硝化細菌生長的缺氧環(huán)境。經(jīng)過600 d的運行，出水TN濃度保持在8 mg/L左右，實現(xiàn)了強化脫氮，并且缺氧區(qū)厭氧氨氧化菌的豐度明顯高于常規(guī)污水處理廠，實現(xiàn)了厭氧氨氧化菌的原位富集。15N穩(wěn)定同位素標記顯示，亞硝酸鹽來源于硝酸鹽還原，繼而被厭氧氨氧化菌利用產(chǎn)生N2，這一過程對總氮去除的貢獻率為43.1%。

這種實踐的成功得益于缺氧區(qū)的改造，生物膜載體和攔截篩網(wǎng)的添加有效避免了污泥損失，增加了污泥停留時間，配合缺氧環(huán)境可以促進厭氧氨氧化菌的生長和富集，潛水攪拌器和導流壁的設置確保了載體和水流的充分接觸。缺氧區(qū)內(nèi)厭氧氨氧化菌耦合反硝化細菌協(xié)同脫氮，既提高了脫氮效率，也增加了系統(tǒng)穩(wěn)定性。這證明了PD-A工藝處理生活污水的可行性和高效性。

4.2 養(yǎng)殖廢水

Ishimoto等[68]對某含有天然富集厭氧氨氧化菌生物膜的全規(guī)模養(yǎng)豬廢水處理廠進行了為期2年的研究。該系統(tǒng)中的紅色生物膜包含了62.5%的浮游菌，包括厭氧氨氧化菌Candidatus Jettenia和Candidatus Brocadia。PD-A系統(tǒng)進水BOD/N為1.78±0.58。結果表明，盡管進水濃度波動較大，BOD去除率穩(wěn)定在95%±4%，但TN去除率在75%±14%波動，DO 濃度（0.06～2.0 mg/L）極大地影響了脫氮效率。DO濃度低于0.3 mg/L時的脫氮效率明顯高于DO濃度大于0.3 mg/L時。DO濃度影響脫氮效率的原因可能有2個方面：1）DO濃度高會抑制厭氧氨氧化反應的進行；2）厭氧氨氧化菌偏向于微堿性生長環(huán)境，DO濃度高會增強NH4+的氧化，產(chǎn)生H+，導致系統(tǒng)內(nèi)pH降低，進一步抑制厭氧氨氧化反應的進行。在Ishimoto等[68]的研究中，保持DO濃度低于0.3 mg/L，無機氮去除率高于80%，最高達98.5%。

Ishimoto等[68]的研究中，養(yǎng)殖廢水進水水質波動較大，易受到環(huán)境條件的影響，但通過控制DO濃度在缺氧水平，成功實現(xiàn)了脫氮。這得益于缺氧條件下，反硝化菌和厭氧氨氧化菌的協(xié)同作用：一方面，短程反硝化作用產(chǎn)生NO2-為厭氧氨氧化提供反應基質；另一方面，在進水水質變化的情況下，反硝化菌亦可消耗碳源實現(xiàn)脫氮，保持系統(tǒng)的穩(wěn)定。

4.3 高硝酸鹽廢水

Cao等[69]采用分體式PD-A工藝處理高硝酸鹽廢水。PD系統(tǒng)進水由硝酸鹽廢水、生活污水及外加碳源組成，保證進水各組分的比例是系統(tǒng)穩(wěn)定運行的關鍵。SBR反應器運行了173 d，期間不斷調整硝酸鹽廢水、生活污水進水量以及外加碳源投加量，使PD系統(tǒng)出水適合厭氧氨氧化反應，實現(xiàn)了平均90%的硝酸鹽轉化率，獲得了較理想的短程反硝化效果。但是出水仍會有NO3-殘留，造成這種現(xiàn)象的原因可能與碳源類型有關，實際生活污水中有機成分相對復雜，部分有機物難以被生物降解，反硝化細菌實際可利用的有機物不足。

PD-SBR系統(tǒng)實現(xiàn)了很高的硝酸鹽轉化率，為后續(xù)厭氧氨氧化反應提供了條件。盡管PD出水仍含有部分NO3-，但后續(xù)厭氧氨氧化段也會有反硝化反應的協(xié)同作用，這時可進一步去除剩余的NO3-，強化總氮的去除。此研究證明了PD-A工藝適合處理實際硝酸鹽廢水，可實現(xiàn)較高的脫氮率。

4.4 技術難題

（1）低溫抑制厭氧氨氧化菌活性

厭氧氨氧化菌的最適溫度在30 ℃左右[31-32]，在溫度低于15 ℃時，厭氧氨氧化菌活性會急劇下降，工藝長期低溫運行可能會導致厭氧氨氧化菌的活性受到顯著抑制[70]?，F(xiàn)有研究通過提高缺氧生物膜載體的SRT提升厭氧氨氧化菌的生物量或者通過降低總氮容積負荷，來維持PD-A工藝在低溫條件下的穩(wěn)定，但并未從根本上解決厭氧氨氧化菌在低溫下活性下降的難題[71-72]。如何在冬季低溫條件下馴化適應低溫條件的厭氧氨氧化菌株是PD-A工藝實際應用面臨的一大挑戰(zhàn)。

（2）PD-A系統(tǒng)內(nèi)核心功能菌協(xié)作機制尚不明晰

PD-A系統(tǒng)內(nèi)菌群結構復雜，一方面，短程反硝化反應為厭氧氨氧化反應提供NO2-底物，反硝化菌與厭氧氨氧化菌相互協(xié)作；另一方面，反硝化菌也可還原NO2-，與厭氧氨氧化菌競爭底物。進一步研究反硝化菌和厭氧氨氧化菌的協(xié)作機制，促進二者在系統(tǒng)內(nèi)的協(xié)同作用，是提升系統(tǒng)內(nèi)厭氧氨氧化菌脫氮貢獻率的關鍵。

5 結語與展望

PD-A工藝運行成本低、反應條件易于控制、NO2-產(chǎn)生效率穩(wěn)定、總氮去除率高，為厭氧氨氧化技術的實際應用提供了新方向。目前，關于PD-A工藝的研究還集中在實驗室小試階段，系統(tǒng)進水多為人工模擬廢水，外部碳源以甲醇、乙酸鈉為主。實際廢水的進水水質波動幅度大，有機物組分相對復雜，針對實際廢水處理和工程應用的案例尚不足，對PD-A工藝的實際應用還需不斷深入研究。對此，提出以下展望：

（1）以實際廢水為進水，探究PD-A工藝在復雜進水水質(進水濃度變化、含有毒有害物質、水溫變化等)下的運行條件，研究系統(tǒng)協(xié)同處理碳氮的效率。

（2）深入研究厭氧氨氧化反應器內(nèi)的微生態(tài)，進一步研究菌群的協(xié)同作用機制，探究反硝化細菌和厭氧氨氧化細菌的共生條件等。

（3）以NO3-調控為核心進行混合生物脫氮，根據(jù)PD-A系統(tǒng)進水NO3-濃度的不同，實時調控系統(tǒng)脫氮方式，從而保證系統(tǒng)的高效穩(wěn)定。