苟梓希， 苏建， 袁春芳， 张富勇， 刘莉， 陈仕江， 安明哲

（四川宜宾五粮液股份有限公司， 四川 宜宾 644000）

随着我国经济以及工农业的迅猛发展， 由氮素引起的水体富营养化问题日益严重。 随着国家对排放水质标准的进一步提高， 对氨氮和总氮浓度的达标排放做了更高的要求［1-3］。 厌氧氨氧化（AMMON）作为近年来被广泛研究的新型脱氮技术之一， 在处理高氨氮废水方面与传统生物脱氮工艺相比具有显著的优势。 厌氧氨氧化是荷兰Delft 技术大学Mulder 等提出的新型生物脱氮技术， 是指在厌氧或缺氧条件下， 厌氧氨氧化菌以NO2-为电子受体，NH4＋为电子供体， 将NO2-和NH4＋转化为N2的生物过程［4］， 具有无需外加碳源、 脱氮负荷高、 占地面积小、 供氧量低、 运行费用低、 产生的污泥量少等优点［5］。 厌氧氨氧化技术目前仍处于试验研究阶段， 大规模地推广应用仍有许多问题需要解决［6-7］。保持进水稳定的NO2-浓度是实现厌氧氨氧化工艺的关键。 短程反硝化是指通过控制溶解氧浓度抑制硝化细菌活性， 将传统的反硝化控制在以NO2-为终产物， 而不进一步还原的过程。 短程反硝化与传统生物脱氮工艺相比， 外碳源消耗量减少， 降低了N2O 等温室气体的排放， 反应速率较高。 短程反硝化产生的NO2-为厌氧氨氧化反应的电子受体NO2-提供一种新的获取途径， 短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺应用于废水的深度脱氮处理， 且取得一定的效果。 本文分别介绍短程反硝化、 厌氧氨氧化的反应原理、 菌种分类、 影响因素及其在废水处理中的研究进展， 并浅析短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺的应用进展， 为今后短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺在废水深度脱氮处理中的推广应用提供理论借鉴。

1 短程反硝化工艺的研究现状

1.1 短程反硝化的反应原理

短程反硝化（PD）是指反硝化细菌将NO3-还原为NO2-， 而不进一步还原的过程。 反应化学方程式如下［8］：

1.32NO3-＋0.55CH3COO-＋0.088NH4＋→1.32NO2-＋0.088C2H5NO2＋0.66HCO3-＋0.198H＋＋0.264H2O （1）

短程反硝化过程NO2-的积累可能存在2 种途径： ①反应器内NO3-还原速率大于NO2-还原速率，导致NO2-的积累； ②亚硝酸盐还原酶受溶解氧、NO2-、 NO3-等抑制， 亚硝酸盐还原酶活性低于硝酸盐还原酶活性， 导致反应器内出现高NO3-还原速率和低NO2-还原速率， 进而导致NO2-的积累［8-9］。

1.2 短程反硝化菌属分类

NO2-的积累与反硝化菌群结构有很大关系，研究表明， 与反硝化相关的菌属主要包括索氏菌属（Thauera）、 微球菌属（Microcossus）、 芽孢杆菌属（Bacillus）、 短杆菌属（Brevibacterium）、 假单孢菌属（Pseudomonas）、 肠杆菌属（Enterbacter）。 根据反硝化菌对NO2-和NO3-还原能力的不同， 将反硝化菌分为3 类， 第1 类是兼性厌氧菌， 只含有硝酸盐还原酶， 只能将NO3-还原为NO2-。 第2 类和第3类菌都能同时还原NO2-和NO3-， 第2 类菌对NO3-的还原速率远小于NO2-的还原速率， 反应过程基本没有中间产物NO2-的积累。 第3 类反硝化菌能同时还原NO2-和NO3-， 且在反应过程存在NO2-的短暂积累［2］。

1.3 实现短程反硝化NO2-稳定积累的影响因素

反硝化过程NO2-积累的主要原因是NO2-的还原速率小于NO3-的还原速率， 反硝化过程NO2-的积累是实现短程反硝化的关键。 目前， 影响反硝化过程NO2-积累的因素主要有碳源类型、 温度、 pH值、 NO3-浓度。

1.3.1 碳源类型

有研究表明， 不同的碳源类型会导致不同的NO2-和NO3-还原速率差， 不同的碳源类型对NO2-的 积 累 有 很 大 影 响［2，9］。 Yang 等［10］研 究 反 硝 化 菌Pseudomonas stutzeri D6 在葡萄糖、 乙酸盐、 柠檬酸盐3 种不同碳源条件下的NO2-积累情况， 结果表明以葡萄糖为碳源的反硝化系统NO2-积累量最大。 吴代顺等［11］研究发现， 在最佳碳氮比条件下，乙酸钠作为碳源的反硝化速率高于葡萄糖和乙醇作为碳源的反硝化速率。 Ge 等［12］研究乙酸盐、 甲醇和葡萄糖等3 种碳源对反硝化过程NO2-积累的影响，分段进水A／O 反应器运行2 a， 发现葡萄糖作为碳源时NO2-的积累量最大。 碳源类型影响NO2-积累的原因是碳源对微生物的群落有选择作用［8］， 同时不同结构的碳分子被微生物利用程度不同， 在乙酸钠为碳源存在条件下反硝化菌Thauera 和Acidovoral生长更好［8］。

1.3.2 温度

反硝化菌对温度变化较敏感， 温度对短程反硝化影响较大。 短程反硝化反应的适宜温度为15 ～35 ℃， 在此最适宜温度范围内， 随着温度的升高，反硝化速率逐渐增加。 魏小涵等［13］研究发现在移动床生物膜反应器内， 温度升高， 反应器内反硝化速率增加。 田建强［14］研究表明温度对亚硝酸盐还原酶和硝酸盐还原酶的影响程度不同， 亚硝酸盐还原酶受温度的影响大于硝酸盐还原酶， 当温度发生变化时， NO2-的积累由于亚硝酸盐还原酶受影响而发生变化。 探究最佳反应温度可以为短程反硝化反应NO2-的积累提供更准确的参数［8］。

1.3.3 pH 值

短程反硝化过程涉及多种酶， 不同酶的最适pH 值不同， pH 值对亚硝酸盐还原酶和硝酸盐还原酶的影响程度不同， 进而影响NO2-的积累。 Glass等［15］在高NO3-浓度下研究pH 值对反硝化反应的影响， 发现在pH 值为7.8、 8.5 和9.0 条件下， 随着pH 值的增加NO2-的积累量也随之增加。 Si 等［16］在最佳碳氮比下启动短程反硝化反应， 考察pH 值对反硝化反应的影响， 发现当pH 值为9.0 时， NO3-的还原速率和NO2-的积累速率最大。 在pH 值为中性或弱碱性条件下反硝化活性酶活性最好， 最适于NO2-的积累。

1.3.4 NO3-浓度

碳源为反硝化反应提供电子供体， 是维持反硝化菌生长繁殖的重要能量来源［14］， 反应体系中NO3-和NO2-对碳源形成竞争关系， 会影响NO2-的积累。有研究表明， 反硝化菌选择NO3-作为电子受体优先于NO2-， 系统内存在充分的NO3-将导致NO2-还原速率下降， 进而反硝化反应中NO2-的还原速率小于NO3-的还原速率， NO2-的积累率提高［9，14］。

1.4 短程反硝化工艺的研究现状

短程反硝化作为一种为厌氧氨氧化提供NO2-的新型工艺， 受到国内外广泛关注和研究。 毕春雪等［17］以乙酸钠作为碳源， 以SBR 作为反应器， 历时21 d 成功启动短程反硝化反应且NO2-的积累率维持在79%左右， 氮去除率为89%左右。 牛萌等［18］研究以甲醇作为碳源成功启动短程反硝化反应，NO2-最大积累率最高可达99.83%。 毛佩玥等［19］分别以厌氧、 好氧和交替厌氧／好氧活性污泥为种泥，分别在第15、 5 和4 天实现短程反硝化， NO2-的积累率分别达75.34%、 84.51%和86.23%。 Du 等［20］成功启动低负荷下SBR 反应器内短程反硝化反应，培育出含55.4%丰度短程反硝化菌的污泥颗粒。Cui 等［21］在反硝化生物过滤器成功启动短程反硝化反应， NO2-积累率达60%， 出水无NO3-， 且与NO2-积累相关的Thauera 菌属成为反应器内的优势菌属。Shi 等［22］在进水NO3-的质量浓度为30 mg／L、 pH 值为9、 碳氮比为5.9 的条件下历时100 d 成功启动短程反硝化反应， 且NO2-的积累量达25.2 mg／L。

短程反硝化的启动及NO2-的积累已取得一定的研究进展， 选择合适的碳源、 pH 值、 最佳反应温度对提高短程反硝化反应速率和NO2-的积累速率具有重大意义。

2 厌氧氨氧化工艺的研究现状

2.1 厌氧氨氧化的反应原理

20 世纪90 年代， Strous 等［23］在大量研究的基础上提出了厌氧氨氧化脱氮的化学方程式如下：NH4＋＋1.32NO2-＋0.066HCO3-＋0.13H＋→1.02N2＋0.26NO3-＋0.066CH2O0.5N0.15＋2.03H2O （2）

上述反应是通过厌氧氨氧化菌催化实现的， 厌氧氨氧化菌是一种化能自养菌， 以CO2或H2CO3作为碳源［23］。 研究表明， 厌氧氨氧化反应存在2 种代谢途径： ①NO2-的还原产物NH2OH 作为电子受体与NH4＋结合生成中间产物N2H4， 最后进一步反应被氧化成终产物N2， 完成脱氮过程［24］； ②NO2-被还原为中间产物NO， NO 与NH4＋结合生成N2H4，最后N2H4被氧化成N2完成脱氮过程［24］。

2.2 厌氧氨氧化菌的分类

根据16S rRNA 同源性分析， 厌氧氨氧化菌属于分支较深的浮菌酶纲， 目前已发现的厌氧氨氧化菌共有6 个属［25］， 如表1 所示。 除Scalindua 发现于海洋环境外， 其余5 个厌氧氨氧化菌属首次发现于废水处理系统。 由于厌氧氨氧化菌体内含有大量血红素， 一般活性较高的厌氧氨氧化污泥呈现深红色。

表1 厌氧氨氧化菌的分类Tab. 1 Classification of anammox bacteria

2.3 实现厌氧氨氧化稳定处理的影响因素

厌氧氨氧化反应对环境和水质要求苛刻， 启动时间缓慢， 限制了厌氧氨氧化工艺在废水处理中的推广应用。 目前， 影响厌氧氨氧化工艺启动的影响因素主要有温度、 pH 值、 溶解氧、 有机物、 污泥龄（SRT）。

2.3.1 温度

厌氧氨氧化反应过程涉及到多种酶， 温度可以促进生物酶的活性也可以抑制生物酶的活性， 过高或过低的温度都会对厌氧氨氧化反应产生抑制作用［1-2］。 因此， 要保证厌氧氨氧化反应的正常运行， 必须将反应体系的温度控制在适宜的范围内。研究表明， 厌氧氨氧化反应的最适宜温度范围为30 ～37 ℃［2］。 杨洋等［26］研究表明， 反应温度在30 ～35 ℃时， 厌氧氨氧化反应速率最高， 当温度升至40℃时， 厌氧氨氧化污泥活性明显下降， 可以看出温度过高会抑制厌氧氨氧化菌的活性。 Dosta 等［27］研究表明， 温度大于45 ℃时， 厌氧氨氧化菌受到不可逆的抑制作用， 主要原因是温度超过45 ℃会导致厌氧氨氧化菌细胞色素的丢失， 细胞出现溶解。Isaka 等［28］研究发现， 当反应温度为37 ℃时， 厌氧氨氧化反应的脱氮容积负荷可达11.5 kg［N］／（m3·d）， 当反应温度降至20 ～22 ℃时， 脱氮容积负荷降低至8.1 kg［N］／（m3·d）， 当反应温度进一步降低至6 ℃时， 脱氮容积负荷仅为0.36 kg［N］／（m3·d）， 由此可以看出， 温度过低， 厌氧氨氧化的反应受到影响， 脱氮效果会降低。

2.3.2 pH 值

pH 值对厌氧氨氧化反应的影响主要表现在其对厌氧氨氧化菌的基质和微生物酶蛋白活性的影响［1］。 厌氧氨氧化反应的最适pH 值为7.5 ～8.0，低于或超过该范围都会对厌氧氨氧化反应产生明显抑制作用［1］。 pH 值还会影响反应溶液中NH4＋和NO2-的浓度， 过量的NH4＋和NO2-会对厌氧氨氧化菌产生毒害作用［1］。

2.3.3 溶解氧

厌氧氨氧化菌是严格厌氧的微生物， 对溶解氧敏感， 反应过程中微量的溶解氧就会对厌氧氨氧化菌产生抑制作用［1-2］。 由于厌氧氨氧化菌世代周期长， 需要较长时间才能成为优势菌属， 当溶解氧浓度过高时， 硝酸菌等好氧菌大量繁殖， 与厌氧氨氧化菌竞争底物， 不利于厌氧氨氧化菌的生存和繁殖［1-2］。 但也有研究表明， 溶解氧对厌氧氨氧化反应的影响是可逆的［1，29］。 Strous 等［29］研究表明， 当反应系统中溶解氧去除后厌氧氨氧化菌的活性逐渐恢复， 溶解氧对厌氧氨氧化菌的抑制是可逆的。

2.3.4 有机物

厌氧氨氧化菌为化能自养菌， 以无机碳源为唯一碳源， 无需另外添加有机物， 反应系统内有机物含量过高， 会对其产生不利影响［1-2］。 有机物的存在会促进以有机物为碳源的反硝化菌等异养菌生长， 进而与厌氧氨氧化菌形成竞争作用， 由于异养菌世代周期短， 增长速率高， 进而威胁到厌氧氨氧化菌的生存空间成为优势菌属［1-2］， 抑制厌氧氨氧化反应。 马艳红等［30］研究表明， 反应系统中COD浓度越高， 厌氧氨氧化菌的增长就越缓慢， 厌氧氨氧化工艺的启动时间就越长， 由此可以看出， 反应系统中COD 浓度越高， 越不利于厌氧氨氧化反应的启动。

2.3.5 污泥龄（SRT）

由于厌氧氨氧化菌世代时间长（11 ～29 d）、 生长缓慢、 细胞产率低， 使得其培养缓慢， 反应器启动也较缓慢， 较短或较长的启动时间都会对厌氧氨氧化菌产生影响［1］。 因此， SRT 是影响厌氧氨氧化反应的一个重要因素。 张杰等［24］研究表明， SBR反应器内， 污泥龄由21 d 梯度降低到12 d， 系统整体的脱氮性能有所下降， 但单位质量的厌氧氨氧化菌脱氮效率显著提升， 因此， 适当降低SRT 可提高厌氧氨氧化菌的活性。

2.4 厌氧氨氧化工艺的研究现状

国外对厌氧氨氧化处理的研究比较成熟， 也取得了一定的研究成果。 Hiroyuki 等［31］研究在不同体积下固定床厌氧氨氧化反应器的脱氮性能， 该研究以人工模拟酒厂滤液为反应进水， 当固定床容积为20 L， 水力停留时间为1 h 时， 氮去除速率可达8.78 kg［N］／（m3·d）。 Van Dongen 等［32］考察厌氧氨氧化工艺对污泥消化液的处理效果， 结果表明对NH4＋的去除率达80% 左右。 Fux 等［33］采用厌氧氨氧化工艺对2 个不同污水处理厂进水进行中试研究， 结果表明在进水氨氮的质量浓度为620 ～650 mg／L， 温度为26 ～28 ℃， pH 值为7.3 ～7.5 条件下， 总氮的去除率达92%， 氮容积负荷率最高达0.65 kg［N］／（m3·d）。 Hui 等［34］考察Cu2＋、 Fe2＋、 Ni2＋等金属离子对厌氧氨氧化脱氮性能的影响， 结果表明当Cu2＋、 Fe2＋、 Ni2＋质量浓度分别为1.18、 6.61、1.11 mg／L 时厌氧氨氧化活性得到显著提高。

国内关于厌氧氨氧化工艺的研究虽然较国外起步晚， 但其应用研究相对成熟， 且取得了一定的研究成果。 刘雪娇等［35］以上向流生物滤柱作为反应器， 反应温度35 ℃， 历时75 d 成功启动厌氧氨氧化反应， NH4＋和NO2-的去除率分别达88%、 83%。杨志林等［36］以SBR 作为反应装置， 进水NH4＋及NO2-的质量浓度均为90 ～100 mg／L， 接种反硝化污泥， 历时70 d 成功启动厌氧氨氧化反应， NH4＋及NO2-去除率均达90% 以上。 某垃圾填埋场采用厌氧氨氧化工艺处理垃圾渗滤液， 进水氨氮的质量浓度为1 000 ～1 200 mg／L， 处理规模为150 m3／d，经处理后出水氨氮的质量浓度低于10 mg／L， TN的质量浓度低于40 mg／L［37］。

此外， 也有研究学者利用厌氧氨氧化菌喜欢群聚生长、 极易形成颗粒和贴附反应器壁的特性， 在反应中投加生物填料， 利用生物填料的载体附着作用来富集厌氧氨氧化菌， 减少其功能菌的流失， 进而提高厌氧氨氧化反应的脱氮效果［2］。 赖玮毅等［38］在厌氧氨氧化反应启动过程投加活性炭颗粒， 利用活性炭的载体作用来富集厌氧氨氧化菌， 经85 d成功启动厌氧氨氧化反应器。 刘杰等［39］研究采用BMTM生物膜载体经83 d 成功启动厌氧氨氧化工艺， 氨氮和NO2-的去除率分别为83.6% 和89.4%，去除负荷达0.22 kg／（m3·d）， 而未加填料的对照组需167 d 才取得相当的氨氮和NO2-去除效果。

3 短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺的应用进展

北京工业大学彭永臻院士在2016 年4 月召开的“第六届中国水业院士论坛暨安全科技创新高峰论坛”上首次披露了短程反硝化耦合厌氧氨氧化新技术， 短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺， 提高了厌氧氨氧化工艺的脱氮效率， 缩短反应时间、 减少有机碳源需求， 实现了城市污水的深度脱氮［40］。

短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺的实际应用从形式上分为两类： 一体式工艺和分体式工艺［8］。 一体式工艺是指将短程反硝化（PD）与厌氧氨氧化（Anammox）耦合在1 个生物反应器内进行， 一体式短程反硝化耦合厌氧氨氧化在工程中应用的关键在于缺氧区厌氧氨氧化菌的活性， 接种载体填料可提高一体式工艺厌氧氨氧化菌的活性， 进而实现耦合工艺， 填料对微生物的截留作用极强， 填料作为载体富集厌氧氨氧化污泥中的功能菌， 维持反应系统内厌氧氨氧化菌的脱氮性能［1］。 分体式工艺是将短程反硝化与厌氧氨氧化分别在不同的生物反应器中进行NO2-的生成和脱氮过程的两级装置， 碳源在短程反硝化阶段被有效利用， 减轻了它们对后续厌氧氨氧化反应的抑制［9］。 表2 总结了近年来一体式与分体式短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺的研究进展。

表2 短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺研究进展Tab. 2 Research progress of shortcut denitrification coupling anammox

短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺作为一种新型的高效节能废水处理工艺， 受到国内外研究人员的广 泛 关 注。 Ji 等［47］在 厌 氧／缺 氧／好 氧 活 性 污 泥 系统历时200 d 实现了短程反硝化和厌氧氨氧化工艺的耦合， 短程反硝化阶段实现NO2-积累率可达87%， 满足厌氧氨氧化NO2-的稳定供应， 经耦合工艺处理后的出水中NO2-和NO3-的质量浓度分别为1 mg／L 和35 mg／L， NH4＋去除率可达95%。 Ma 等［48］在厌氧／好氧生物膜系统（A／O）历时400 d 实现短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺， 在进水碳氮比为2.6、 TN 质量浓度为60.5 mg／L 下， 系统的TN 去除率达80%左右， 且在缺氧生物膜中硝酸盐还原酶丰度远高于亚硝酸盐还原酶。 Du 等［49］在低温（12.9 ～15.1 ℃）条件下成功实现了短程反硝化与厌氧氨氧化工艺的耦合， 短程反硝化反应NO3-去除率为83.1%，出水混合城市污水后进入厌氧氨氧化反应器为厌氧氨氧化反应提供NO2-， 且经后续厌氧氨氧化反应后出水TN 质量浓度低于8 mg／L。 操沈彬［2］对短程反硝化耦合厌氧氨氧化分体式工艺进行深度研究，短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺可作为三级处理单元对低碳氮比城市污水进行深度脱氮， 经处理后系统出水TN 质量浓度低于5 mg／L， 远低于国家一级A 类排放标准（ρ（TN） ≤15 mg／L）的要求。 西安第四污水处理厂一期升级改造工程是短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺在废水处理中的首次应用， 在缺氧池以污水中的有机物作为电子供体， 通过短程反硝化反应将回流污泥中的NO3-还原为NO2-，同时利用过量存在的NH4＋， 完成部分厌氧氨氧化反应［50］。

4 结语

短程反硝化可将NO3-转化为NO2-， 被认为是与厌氧氨氧化耦合提供稳定NO2-供给的新型生物脱氮技术。 与传统脱氮技术相比， 短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺具有节约有机物、 污泥产率低、较短的污泥适应期和极低量的温室气体N2O 排放等优点， 为废水脱氮、 高浓度硝酸盐废水及高氨氮废水的深度脱氮处理提供新的解决思路。 由于影响短程反硝化、 厌氧氨氧化的因素较多， 耦合工艺难以稳定运行， 其在废水处理工程推广运用方面还面临问题和挑战， 为促进耦合工艺在废水脱氮处理上的推广应用， 建议对短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺从以下方面开展进一步研究：

（1） 优化影响短程反硝化反应的各项参数，如温度、 碳源、 pH 值、 NO3-浓度等， 保证短程反硝化反应NO2-的稳定积累， 为耦合工艺后续厌氧氨氧化提供稳定的NO2-供给。

（2） 加强耦合工艺脱氮机理研究， 耦合工艺中短程反硝化反应机理、 亚硝酸盐积累机理的研究， 厌氧氨氧化反应代谢途径、 反应机理的研究。

（3） 提高缺氧区厌氧氨氧化菌活性， 可以从生物载体方面着手， 利用生物载体的附着作用来截留和富集厌氧氨氧化污泥的功能性菌种， 进而提高厌氧氨氧化菌的活性和脱氮性能。