反硝化除磷的影響因素及聚磷菌與聚糖菌耦合新工藝的研究進展

韋佳敏，劉文如，程潔紅，沈耀良

（1 江蘇理工學院化學與環境工程學院，江蘇常州213001；2 蘇州科技大學環境科學與工程學院，江蘇蘇州215009）

人類已就水體富營養化的根本原因達成共識，即氮、磷等營養物質的過量排放是最關鍵因素，且水生生物對磷更為敏感，80%的湖泊富營養化是受到磷的影響。與生物除磷相比，化學除磷不僅增加了經濟成本也增加了大量的化學污泥。而目前對生物除磷理論的內部機理仍然存在一定的爭議，但是普遍接受的是聚磷菌的釋磷-吸磷理論，在厭氧/好氧交替的環境下，馴化出一類具有超量吸磷能力的微生物作為優勢菌群。20 世紀90 年代，Kuba 等[1]發現了反硝化除磷菌（DPAOs），DPAOs 與傳統聚磷菌具有相似的代謝機制，DPAOs 將NO-x-N（NO-2-N/NO-3-N）代替O2作為電子受體的同時實現氮、磷高效去除，克服了傳統脫氮除磷工藝聚磷菌和硝化菌的污泥齡矛盾以及聚磷菌和異養反硝化菌對碳源競爭的矛盾，節省了30%的曝氣能耗、50%的碳源需求及污泥產量[2-5]。因此反硝化除磷（DPR）工藝被視為一種可持續工藝，近年來成為脫氮除磷研究的熱點。

維持反硝化除磷的穩定運行需要控制較多的運行參數，本文通過對大量的實驗結果進行分析，歸納了碳源種類、pH、亞硝酸鹽濃度及游離亞硝酸（FNA）、污泥齡（SRT）、C/P比及mgNO-x-N/mgPO34--P、聚糖菌（GAOs）等因素對反硝化除磷的影響，并從GAOs與聚磷菌（PAOs）之間競爭與合作的關系總結了耦合SNAD、Anammox、內碳源部分反硝化（EPD）的新型反硝化除磷工藝，對反硝化除磷工藝的持續發展進行了深入探討。

1 反硝化除磷原理及菌種分類

在厭氧條件下DPAOs 通過多聚磷酸鹽（polyphosphate，Poly-P）的分解及糖原（glycogen，Gly）的酵解獲得能量，在質子推動力的作用下，通過主動運輸的方式吸收揮發性脂肪酸（volatile fatty acid，VFA），產生的還原力（NADH2）將其合成以聚-β-羥基鏈烷酸（poly-β-hydroxyalkanoate，PHA） 的形式存儲在胞內[6-7]。在缺氧條件下，DPAOs 利用NO-x-N 作為電子受體將厭氧段合成的PHA 氧化，產生的能量實現磷的過量吸收，并伴隨著糖原的再生及細胞的增殖，通過將富磷污泥排除，達到除磷的目的。

近期的研究對反硝化除磷菌屬仍有異議，目前諸多研究者[8-9]通過PCR 擴增序列及FISH-MAR 等分子生物學技術證明主要的聚磷菌為Candidatus accumulibacters，但是其研究結果未曾對PAOs的內部菌群結構有更加細致的觀察。

Hu等[10]通過A/A/O SBR對三種不同電子受體除磷的研究，在2 類PAOs 的基礎上（PO，只能利用O2；PON，利 用O2、NO-3-N），定義了第三類PAOs（PONn，能夠利用O2、NO-2-N 及NO-3-N）。有研究表明，通過比較計量學和動力學特征認為DPAOs 與PAOs 是同一種微生物，只是可能在不同電子受體下 有 不 同 的 誘 導 酶[11]。Jabari 等[12]及Oehmen 等[13]認為缺氧條件下硝酸鹽通過某種未知的菌種可以還原為亞硝酸鹽，DPAOs進而利用亞硝酸鹽作為電子受體。因此，在硝酸鹽和亞硝酸鹽共同存在作為基質的條件下，可能是同樣的DPAOs主導了缺氧磷的吸收。也有報道指出，存在不能利用硝酸鹽作為電子受體的DPAOs[14-15]。Carvalho等[15]采用乙酸和丙酸為唯一碳源富集DPAOs，結果表明，以丙酸為碳源的SBR經馴化后仍能維持反硝化除磷系統運行，而以乙酸為碳源的反應器在去除好氧階段后出現了崩潰現象。其認為以乙酸型SBR內球菌為主的DPAOs無法使用硝酸鹽作為電子受體，而以丙酸型SBR 桿菌為主的DPAOs則可以利用O2、NO-2-N及NO-3-N。

Rubio-Rincón 等[16]使用16SrRNA 基因擴增子測序和多聚磷酸鹽激酶基因(ppk1)作為遺傳標記，研究結果表明，“Candidatus accumulibacters”分為兩個主要的支系，即PAO Ⅰ、PAO Ⅱ。同時，通過宏基因組分析表明，PAO Ⅱ的宏基因組缺乏呼吸硝酸鹽還原酶（nar），但具有利用亞硝酸鹽還原為氮氣的能力，表明PAOⅡ不能利用硝酸鹽進行除磷，而PAO Ⅰ則能夠利用O2、NO-2-N 及NO-3-N。該 結 果 與Martin 等[17]、He 等[18]、Peterson 等[19]、Oehmen等[20]對PAOs分類的研究一致。根據這些研究結果，Camejo 等[21]也報道稱PAO I 具有利用硝酸鹽反硝化所需的酶，PAO Ⅰ相對于所有微生物群落的生物豐度為15%～20%。

基于 ppk1 的分析手段，Candidatus accumulibacters主要分為兩種類型，即PAO I 和PAO Ⅱ。每種類型分為不同的分支，即ⅠA、ⅠB、ⅠC、ⅠD、ⅠE、ⅡA、ⅡB、ⅡC、ⅡD、ⅡE、ⅡF、ⅡG、ⅡH 和ⅡⅠ[18-22]。Oehmen 等[23]證明Candidatus Accumulibacters分支IA 可以使用硝酸鹽作為電子受體，而其分支ⅡA則不行。Zeng等[24]在連續流反應器中， 考察了Candidatus Accumulibacters與AOB 共同作用的亞硝化-反硝化除磷，結果表明，分支ⅡC、ⅡD 占菌種的主導地位，占細菌總數的3.1%和11.9%。然而，Saad等[25]報道在厭氧-缺氧條件下培養的高濃度PAO Ⅰ（＞95%）在硝酸鹽環境下時未能表現出缺氧吸磷的活性。

盡管關于DPAOs 對電子受體NO-3-N、NO-2-N的利用未獲得統一的認識，但由于NO-2-N 作為電子的優勢性，近期的研究更加趨向于短程反硝化除磷，以亞硝酸鹽為電子受體的同步反硝化除磷工藝可能是一個更可持續的過程：①減少碳源消耗；②減少污水處理廠的需氧量；③由于生長率較低，導致污泥產量較低。

2 反硝化除磷影響因素

2.1 碳源種類

有機底物是DPAOs 生長和代謝所必需的，而DPAOs 可吸收的碳源只有VFA，其他形式的碳源必須經水解酸化成VFA 后才能用于DPAOs。乙酸是污水廠中最常見的VFA，而丙酸也常大量存在[26]，丁酸、戊酸和其他VFA也可能存在，但通常數量較少。Zhang 等[27]采用以NO-2-N 為電子受體的DPAOs 為研究對象，分別以乙酸、丁酸、葡萄糖為碳源進行考察，發現厭氧釋磷速率分別為8.6mgP/(gMLSS·h)、 4.1mgP/(gMLSS·h) 和 1.3mgP/(gMLSS·h)，碳源消耗量分別為80.7%、66.5%和34.4%。Carvalho等[15]分別采用乙酸和丙酸為唯一碳源富集DPAOs，結果表明，丙酸型SBR 經馴化后仍能維持反硝化除磷，而乙酸型SBR 中的生物除磷活性在去除好氧階段后出現了崩潰現象。吳昌永等[28]研究乙酸和丙酸為獨立碳源對除磷過程的影響時發現，乙酸為碳源時厭氧末端合成的PHA 主要為PHB 和PHV，丙酸為碳源時合成的PHA 則主要為PHV，而PHV 代謝所需的還原力小于PHB，并且丙酸為碳源時污泥中Gly 的含量和變化較為平穩，除磷效果更為穩定。Yun等[29]采用丙酸為唯一碳源，在A/A和A/O條件下，分別富集了DPAOs和PAOs，通過FISH （熒光原位雜交） 技術發現DPAOs 污泥含有大量的桿狀菌，其可以利用O2及NO-3-N，而PAOs含有大量的球菌。

GAOs 在厭氧條件下也會與PAOs 競爭VFA 的吸收，但是其不能實現磷的去除，因此一直被認為GAOs 過多會導致除磷效果變差。Pijuan 等[30]采用FISH 技術表明，丙酸可能是比乙酸更有利于淘汰CompetibacterGAOs 的 底 物 ， 這 是 因 為CompetibacterGAOs 對丙酸的吸收速率很慢。但是Meyer 等[31]及 Oehmen 等[32]研 究 發 現 ，AlphaproteobacteriaGAOs 能夠以丙酸為基質，并有能力與PAOs 競爭丙酸，導致磷去除性能惡化。同時Tayà 等[33]探討亞硝酸鹽為電子受體對PAOs/GAOs 的影響因素時，使用丙酸為碳源運行90 天，成功富集了GAOs （70%DefluviicoccusⅠ, 18%DefluviicoccusⅡ，10% PAOs）。因為PAOs 都能利用乙酸或丙酸為碳源進行代謝，而CompetibacterGAOs和DefluviicoccusGAOs則分別傾向于乙酸和丙酸為基質。因此，乙酸和丙酸同時存在可能更有利于PAOs。Lu 等[34]猜測定期切換碳源是一種可行的方法，并通過這種方法完全淘洗了Competibacter及DefluviicoccusGAOs，獲得了較高的除磷效率。Lopez 等[35]在中等溫度（20℃）下，以乙酸和丙酸同時作為碳源時（乙酸/丙酸比值為75%～25%和50%～50%），PAOs 在競爭中處于優勢地位。然而，20℃，使用乙酸或丙酸作為唯一碳源都對PAOs 不利，除非pH高于7.5。

2.2 pH

pH 也是反硝化除磷過程中的重要控制參數，因為pH 變化與細胞膜電荷變化相關，從而影響DPAOs 代謝過程中酶的活性。在厭氧反應過程中伴隨著質子的轉移會引起pH 變化，厭氧過程是一個pH 降低的反應過程。Wang 等[36]通過在線pH 儀發現在厭氧階段的最初15min，pH 從7.06 上升至7.21，這是由DPAOs 快速攝取VFA 引起的。然后，pH 繼續下降，主要是由于PO34--P 離子的釋放所致。在隨后的缺氧過程中，由于缺氧磷吸收和反硝化的結果，隨著時間的延長而觀察到pH 的急劇增加。

在一定的范圍內釋磷量及速率都隨著pH 升高而升高。這可以從除磷生化代謝模型來解釋：VFA通過主動運輸進入細胞膜，該過程需要消耗細菌質子移動力（PMF），其主要作用是通過膜結合酶復合體合成ATP 并運輸基質到胞內。在聚磷細胞體內，為了重建或者恢復PMF，細胞需要分解體內儲存的Poly-P，其宏觀表現為液相中磷濃度的升高，因為pH 的升高將進一步減小PMF，為了維持PMF的恒定則細胞需要分解更多的Poly-P，故升高pH能使更多的磷被釋放出來[37]。

胡筱敏等[38]考察了pH 對以NO-2-N 為電子受體的DPAOs 除磷速率的影響。結果表明，pH 在6～8之間與除磷效果呈正相關；pH 為8 時，最大比釋磷速率及吸磷速率分別為20.95mgP/(gMLSS·h)和23.29mgP/(gMLSS·h)；pH 大于8 則易出現磷沉淀，影響除磷效果。該結果與Li等[39]和韋佳敏等[40]等的研究結果一致。Zhang 等[27]對DPAOs 的研究結果說明厭氧磷酸鹽釋放和缺氧磷酸鹽吸收的適宜pH 分別為7.0 和8.0。Filipe 等[41]研究發現，厭氧pH 為7.25 是一個臨界點，在此臨界點下，GAOs 厭氧吸收VFA 的速度比pH 為7.25 以下的PAOs 快，而高于此臨界點后，PAOs吸收乙酸的速度更快。當pH過高時，則可能導致磷沉淀發生，影響除磷效率。Oehmen 等[42]分別以乙酸和丙酸為碳源，發現維持較高的pH （pH=8） 有利于抑制GAOs 的生長。Rubio-Rincón 等[16]在 研 究CompetibacterGAOs 和PAO Ⅰ之間的關系時，分別培養了PAOs 和PAOs-GAOs 共存的環境，將pH 控制在7.6±0.1，使PAOs優于GAOs 占主導地位；將pH 控制在7.0±0.1，則培養了PAOs-GAOs混合群落。

2.3 NO-2-N及FNA

通過DPAOs 菌種的分類理論可知，NO-2-N 可以作為電子受體進行反硝化除磷。如果將反硝化除磷與亞硝化作用結合起來，則可進一步降低對碳源的需求和曝氣成本。但是對NO-2-N 濃度的抑制閾值一直存在著爭論。

Meinhold 等[43]發現在亞硝酸鹽濃度為8mg/L時，缺氧磷酸鹽吸收被完全抑制，而有研究表明[44]，在一定的亞硝酸鹽濃度范圍內（20～40mg/L），磷酸鹽缺氧吸收活性保持不變。王愛杰等[45]采用SBR 反應器探討了A/A 條件下反硝化除磷工藝的可行性，并考察了NO-2-N 濃度的影響。結果表明，NO-2-N 濃度在35mg/L±5mg/L 時，除磷效果良好。Zhang 等[27]以NO-2-N 為電子受體馴化180 天的污泥為研究對象，NO-2-N 濃度為5mg/L、15mg/L、25mg/L、35mg/L 和45mg/L 時缺氧前30min 的吸磷速率分別為6.43mgP/(gMLSS·h)、8.61mgP/(gMLSS·h)、12.26mgP/(gMLSS·h)、 14.26mgP/(gMLSS·h) 和14.43mgP/(gMLSS·h)，DPAOs 未表現對NO-2-N 有排斥 現 象。Zhou 等[46]以 經NO-2-N 馴 化過的DPAOs 污泥為研究對象，發現在NO-2-N濃度高達80mg/L時，DPAOs 仍具有吸磷能力和活性。Zeng 等[24]采用16s RNA 及ppk1 等表征手段證明，在低NO-2-N 濃度時（NO-2-N＜8mg/L），Candidatus Accumulibacter分支ⅡC對缺氧除磷占主要貢獻，而在較高NO-2-N濃度的 環 境 下 （NO-2-N＞16mg/L） ，Candidatus Accumulibacter分支ⅡD 則表現出了很強的耐受性。綜上，NO-2-N 抑制閾值濃度不一主要取決于活性污泥的特性和操作條件。但是，對DPAOs 污泥進行NO-2-N 的馴化，可以顯著提高其對NO-2-N 的適應性。

大多數研究者[47]認為亞硝酸質子化產物——FNA 是缺氧吸磷真正的抑制劑，而并非是亞硝酸鹽的作用。Zhou 等[48]的研究結果表明，在0.002mgHNO2-N/L及以上時對缺氧吸磷產生抑制作用，在0.02mgHNO2-N/L 及以上時，則完全阻止缺氧磷吸收。FNA的計算公式如式(1)、式(2)所示。

式中，Ka為亞硝酸鹽電離平衡常數；t為該系統的溫度，℃。

目前的研究發現FNA 對反硝化除磷的影響主要包括以下幾種因素。①Zhou等[49]研究發現，FNA的毒性機制與它對細胞膜和細胞內能量產生的影響有關，它能夠穿過細胞膜，降低胞內的pH，影響ATP 的合成，而通常的聚磷合成路徑是通過ATP/ADP 來反映的，FNA 限制了ATP 的合成，從而導致ATP/ADP 低下，影響聚磷的合成。Zhou 等[50]發現細胞內ATP 在FNA 加入的過程中急劇降低，且降低率與FNA 濃度升高呈正相關，并且DPAOs 的電子傳遞活性也表現出類似的趨勢。②據Wang等[51]報道，FNA的積累抑制了磷的攝取，導致反硝化效率低下，且產生大量N2O，這是因為FNA抑制反硝化酶活性和磷的吸收。Zhou 等[48]同樣表明，FNA抑制了聚磷酸酶（ppk）和缺氧段對PHA的氧化利用。Zeng等[52]表明，FNA完全抑制時，PHA的降解主要用于使亞硝酸鹽還原從而解除抑制，而不是用于磷的吸收。同時，Candidatus Accumulibacter分支ⅡF對FNA較為敏感，而ⅡD在FNA的影響下百分比卻在上升，意味著其對FNA 具有較強的耐受性。③此外，Pijuan 等[53]研究發現，FNA 對合成代謝（細胞生長、磷攝取和糖原生成）和分解代謝（PHA氧化）過程均有不同程度的負作用。

Zhou 等[54]報 道FNA 在0.005mg HNO2-N/L 時，缺氧磷吸收完全抑制且出現磷反釋的現象，缺氧吸磷對FNA的敏感度是好氧吸磷的1～6倍。Zhou等[50]對DPAOs的研究發現，FNA達到0.037mg HNO2-N/L 時，對缺氧吸磷、Gly 的再生完全抑制。由于接種污泥、操作方式、反應器結構和廢水組成成分等因素不同，FNA抑制程度差異較大。

2.4 污泥齡

SRT能直接影響系統中的微生物種群結構以及污泥的生化、理化特性,所以成為生化系統處理效能的一個重要的控制性因素。Belli 等[55]研究表明，長SRT導致除磷效率降低，主要是因為長SRT條件下混合液揮發性懸浮固體濃度（MLVSS）逐漸增長，使得內源代謝的比例增高，活性細胞衰減比例增大，在厭氧環境時污泥負荷（F/M）較低[56]，導致胞內存儲物PHA、Gly 的減少，影響釋磷及吸磷速率。

在相同的條件下，控制過長的SRT 將使GAOs在與DPAOs的競爭中更占有優勢[57]。而如果SRT過低，DPAOs 將被清除出系統，微生物群落將以異養菌為主，從而破壞系統的脫氮除磷效率。Wang等[36]采用A2N-SBR富集了DPAOs，該系統將SRT控制在18～20天，表明較長的SRT有利于DPAOs的積累。Merzouki 等[58]通過A2SBR 研究SRT 對缺氧磷去除率影響時發現，在SRT 從15 天降低至7.5 天后，除磷率驟降至14%，而SRT 恢復至15 天后，除磷率逐漸恢復。王朝朝[59]等采用UCT-MBR工藝發現，SRT 從15 天延長至25 天后，污泥的比缺氧吸磷速率從1.86mgP/(gMLSS·h)提升至6.17mgP/(gMLSS·h)，缺氧除磷率由39%提升至88%，而SRT 從25 天提升至40 天，由于SRT 過長，系統污泥負荷過低，DPAOs 呈現出較高的內源衰減速率，比缺氧吸磷速率降低至4.19mg/(g·h)，缺氧除磷率也降低至75%。因此，SRT的選擇成為反硝化除磷工藝能否高效持續運行的關鍵因素之一。

2.5 C/P、mgNO-x-N/mgPO34 --P

碳源在反硝化除磷過程中承擔重要的作用，然而初始COD 濃度過高或過低都會對反硝化除磷產生不利影響。初始COD 負荷越高，厭氧階段末的外部有機碳殘留量越高，外源有機碳與NO-x-N 的共存使普通異養反硝化菌（OHOs）在與DPAOs 的競爭中占優勢，結果使得電子受體被完全消耗，除磷效率很低。初始COD 負荷較低時，DPAOs 內部PHA合成和儲存不足以供缺氧磷吸收，與此同時，反硝化除磷脫氮的效率也將下降。因此，除磷和脫氮效率都受較大影響。

Mino 等[60]報道稱高C/P 值（＞50）的廢水有利于GAOs 的生長，而不利于PAOs 的生長，因此，較低的C/P 值（10～20） 更有利于系統的除磷。Wang等[61]在A2N-SBR系統中，在C/P值和C/N值分別為20.6 和6.9 時，系統厭氧攝取單位乙酸釋磷量最高，證實了生物量中DPAOs 的豐度很高。Wang等[36]研究結果表明，進水C/P 和C/N 比值分別為19.9 和9.9 時氮磷的去除率最佳，分別為94%和91%，進水TN/P 比值與除磷效率呈線性正相關。此外，研究還發現，NO-3-N濃度接近0mg/L，內源性釋磷達到3.4mg/L。

Wang等[62]的研究表明，在反硝化除磷體系中，OHOs 可以與DPAOs 共存，而且OHOs 的增殖速率快于DPAOs。當NO-3-N負荷超過OHOs的反硝化能力時，DPAOs 將與OHOs 競爭過量的NO-3-N。因此，如果限制NO-3-N的負荷，則不利于磷的去除。然而，過高的NO-3-N 負荷將會進入厭氧區，這將不可避免地惡化氮磷的去除。因此，闡明NOx-N/PO34-P比值對氮磷同時去除至關重要。缺氧段平均吸收1mgPO34--P 與所需NO-x-N 的值之間的數值關系如表1 所示。通過表1 發現，缺氧段平均吸收1mgPO34--P 所需的NO-3-N 約在0.33～1.23mg，平均吸收1mgPO34--P所需的NO-2-N在0.6～1.22mg，這主要與污泥濃度、運行方式有關，同時這也與污泥DPAOs菌種的性質和試驗條件有關。

2.6 GAOs

GAOs 與PAOs 具有相似的代謝機制，GAOs 在厭氧條件下水解Gly，獲得能量以供VFA 吸收和PHA 儲存。在有氧條件下，GAOs 氧化其體內的PHA 以促進細胞生長和補充糖原，而對除磷沒有貢獻。同時在反硝化除磷過程中，GAOs 的增殖始終伴隨著PAOs 的富集[16]。然而大多數發表的研究只關注了PAOs 和GAOs 之間的競爭關系，因此在除磷過程中一直通過抑制GAOs 來提高除磷的效率。而近期已有研究表明，通過GAOs作用的內碳源部分反硝化，能夠將NO-3-N 轉化為NO-2-N，可以與PAOs 反硝化除磷的作用協同，將進一步降低同步脫氮除磷對碳源的需求。

表1 缺氧段平均吸收單位PO34 --P所需的NO-x-N

Ribera等[68]報道在缺氧條件下，DGAOs可以進行與有氧條件下相同的代謝，但也可以通過反硝化過程去除氮。已有研究表明[69-70]，DGAOs在厭氧環境下形成的PHAs，在缺氧中利用其完成糖原的再生以及脫氮的作用，在脫氮過程中發揮了重要作用，Oehmen 等[20]通過分子技術發現CompetibacterGAOs 能夠還原硝酸鹽和亞硝酸鹽， 而DefluviicoccusGAOs 只能還原硝酸鹽。此外，Wang等[71]在DGAOs 反硝化脫氮的過程中還發現其具有將NO-3-N 轉化為NO-2-N 的性能，其亞硝酸鹽轉化率（NTR）穩定在53%～67%，這證實了將GAOs主導的EPD和DPR工藝結合（EPDPR），使同步積累亞硝酸鹽和反硝化除磷的實現具有一定的可行性。

Rubio-Rincón等[16]發現在高度富集的PAO Ⅰ培養基中，可以觀察到少量的缺氧磷吸收和硝酸鹽的減少，而PAO Ⅰ-GAO混合培養基則表現出較高的缺氧磷吸收活性。并且兩種培養物對亞硝酸鹽均表現出良好的缺氧吸磷活性[在PAO Ⅰ和PAO Ⅰ-GAO 培 養 物 中 分 別 為(8.7±0.3)mgP/(gMLSS·h)和(9.6±1.8)mgP/(gMLSS·h)]。GAOs 在該系統中將硝酸鹽還原到亞硝酸鹽，而PAO I利用EPD作用產生的亞硝酸鹽缺氧吸磷。同時，Wang 等[72]對EPDPR 協同作用的研究發現，在低C/N值中A/A/O SBR 系統運行138 天后，缺氧段中DGAONO-3-NO-2（NO-3-N→NO-2-N）比DGAONO3（NO-3-N→N2）活性高（77.2%＞5.7%），且NTR 高達75.3%，促進了NO-2-N 的積累和磷的吸收。通過微生物群落分析，表明高NTR由DefluviicoccusGAOs主導。

Fan等[73]對活性微生物群落的鑒定表明，GAOs內源部分反硝化和PAOs 反硝化除磷的協同充分利用了內源碳源，有效解決了城市污水處理中碳源不足的問題。對于內源部分反硝化，為了充分利用進水COD，要求厭氧區有較長的水力停留時間，并且由于其反應速率慢，還需要較長的缺氧區水力停留時間。

3 反硝化除磷新工藝

反硝化除磷工藝具有“一碳兩用”的優點，理論上可降低對碳源的需求，但在處理實際廢水的時候，仍需與常規反硝化菌競爭碳源協同脫氮，因此需要額外補充碳源。而將反硝化除磷與EPD 和Anammox、SNAD 等新型脫氮工藝耦合，則能進一步降低脫氮除磷對碳源的需求。表2為SNADPR工藝和Anammox-EPDPR 工藝的運行條件以及對氮、磷的處理效能。從表中可知，在C/N比僅為3左右時，脫氮除磷效果良好，表現出耦合新工藝具有廣泛的應用前景，為實現污水高效節能的同步脫氮除磷提供了新的研究方向。

3.1 SNADPR工藝

SNADPR （simultaneous partial nitrification,anammox, denitrification, and denitrifying phosphorus removal）工藝是一種同步部分硝化、厭氧氨氧化、反硝化與反硝化除磷相結合的先進脫氮除磷工藝。

厭氧氨氧化（anammox）工藝是指在厭氧狀態下，微生物以NO-2-N 為電子受體，NH+4為電子供體，直接將氮轉化成氮氣和少量的NO3--N。該工藝具有需氧量低、無外部碳源要求、污泥產量低、溫室氣體排放少等優點[79]，從污水中去除的過程，最早由荷蘭Delf工業大學發現并命名，式(3)為生化反應方程式。

從式中可以看出，TN 去除效率理論上可以達到89%的最大值。如果進水中亞硝酸鹽/氨的比例為1.32，則厭氧氨氧化工藝可產生11%的進水TN硝酸鹽[77]。實際運行中由anammox菌或亞硝酸鹽氧化菌（NOB）產生的出水NO-3-N 一 般 在10mg/L 以上[80]，達不到嚴格的污水排放標準。而通過反硝化與全過程自養脫氮（CANON）工藝結合的SNAD工藝，耦合了亞硝化、厭氧氨氧化和同步反硝化，具有高效去脫氮和除碳的潛力。SNAD在城市主流污水處理中的潛在應用引起了研究者的廣泛關注[81]，但其應用面臨著生活污水中氨氮濃度低（＜100mg/L）、C/N值高（C/N≥2）兩大問題，容易造成硝酸鹽積累，導致出水水質惡化，這可能是由于反應器內OHOs和NOB的過度繁殖[82]造成的。此外，SNAD工藝處理城市污水時，不僅要考慮脫氮和除碳，還要考慮磷的去除。因此，在SNAD過程中加入除磷能力是十分必要的。反硝化除磷可以利用NO-x-N 為電子受體達到除磷的目的，通過結合反硝化聚磷工藝，能夠在不增加外部碳源的情況下降低出水硝酸鹽濃度，不僅保證了高效的脫氮效率，同時也能滿足除磷的效能。

SNADPR工藝的流程圖及其功能微生物的作用如圖1所示。

圖1 SNADPR工藝流程及功能微生物的作用

階段一：污水進入厭氧環境在DPAOs及OHOs作用下實現COD去除和厭氧磷釋放。

階段二：低COD 的出水進入含有anammox、AOB及OHOs的環境，進行部分亞硝化、厭氧氨氧化和反硝化。

階段三：厭氧氨氧化產生的硝酸鹽在缺氧環境下被DPAOs利用將氮、磷進一步去除。

3.2 Anammox-EPDPR工藝

Anammox-EPDPR（anammox,endogenous partial denitrification and phosphorus removal）工藝將厭氧氨氧化、內源性部分反硝化和反硝化除磷相結合，充分利用了GAOs對碳源的代謝作用，以產生亞硝酸鹽，減輕DPAOs和anammox對電子受體的競爭。

厭氧氨氧化的實現主要通過部分亞硝化提供穩定的亞硝酸鹽。然而，在目前主流的亞硝化-厭氧氨氧化工藝中，NOB 的過度生長導致了NO-2-N 與NH+4-N 的比例波動，很難達到理想的比例，降低了脫氮效率[83]。一種通過部分反硝化為anammox獲取亞硝酸鹽形式的途徑得到了關注。部分反硝化法（PD）是由OHOs 作用將NO-3-N 轉化為NO-2-N 的工藝。據報道，與亞硝化反應相比，部分反硝化的亞硝酸鹽產生相對穩定[84]，并且部分亞硝化-厭氧氨氧化可以減少由NOB 或者anammox 產生的NO-3-N。但是目前的研究主要集中在缺氧環境下外碳源性部分反硝化的過程，不利于DPAOs 的活性。值得注意的是，部分反硝化法同樣也可以由內碳源來驅動[75]，由GAOs 主導的內源性部分反硝化，是另一種為anammox 體系提供NO-2-N的途徑。Ji等[85]最近的研究報告顯示，GAOs 驅動的內源性部分反硝化可以為anammox 提供穩定的NO-2-N，其NTR 高達87%，并且EPD 具有節省COD 以及曝氣能耗的作用。與硝化或外源性部分反硝化過程相比，EPDPR 方法不僅可以為去除磷的anammox 提供穩定的亞硝酸鹽來源，還可以避免生物可降解的COD殘留對anammox的影響。

表2 反硝化除磷新工藝的運行條件及其處理效能

Ji 等[74]將內源性部分反硝化、anammox 和反硝化除磷作用在SBR中耦合，連續運行200天，獲得了高效的氮磷同步去除，通過16S rRNA 基因擴增子測序分析，發現anammox 菌（8.4%）、GAOs（1.5%）和DPAOs（1.1%）在該體系中共存。

Anammox-EPDPR 工藝的流程圖及其功能微生物的作用如圖2所示。

圖2 Anammox-EPDPR工藝流程及功能微生物的作用

階段一：廢水進入含有anammox、DGAOs 及DPAOs 的厭氧環境，在這一階段中，COD 被DGAOs 及DPAOs 轉化為內碳源，并伴隨著釋磷的發生。

階段二：好氧條件下，將NH+4-N 轉化為NO-3-N后再進入缺氧環境。

階段三：在缺氧條件下，由GAOs作用的內源反硝化為anammox 提供穩定的NO-2-N，同時由DPAOs將NO-x-N與PO34--P去除。

4 結語與展望

國內外學者已對反硝化除磷的影響因素進行了綜合全面的研究，保障了維持穩定高效的反硝化除磷工藝。前人已將聚磷菌進行了詳細的分類，且張立成[86]采用生理生化菌株分離鑒定技術和分子生物學基因測序技術相結合，分離出了亞硝化反硝化除磷的菌種分別屬于克雷伯氏菌屬(Klebsiella)、芽孢桿菌屬(Bacillus)、腸桿菌屬(Enterobacter)、莫拉氏菌屬(Moraxella)、葡萄球菌屬(Staphylococcus)、副球菌屬(Paracoccus)和泛菌屬(Pantoea)。然而諸多研究者對硝酸鹽直接作為PAOs 的基質代謝還是通過其他未知菌種轉化為亞硝酸鹽進行代謝暫未有定論，因此關于PAOs 對基質類型的代謝途徑仍需進一步探索。同時，於蒙等[87]研究發現，除了Candidatus Accumulibacters，還存在其他種屬的PAOs，其數量及代謝途徑還不清楚，仍需要進一步深入鑒定和分析。

大多數研究只關注了PAOs 和GAOs 之間的競爭關系，通過GAOs使用內碳源部分反硝化，能夠將NO-3-N轉化為NO-2-N，與PAOs 反硝化除磷的作用協同，將進一步降低同步脫氮除磷對碳源的需求。而通過合理利用酶學、分子生物學等技術考察DPAOs與GAOs功能菌種的分類以及各影響因素對DPAOs與GAOs菌種的篩選與適應關系，以深度揭示其菌群結構、空間分布，從而獲得應用該因素進行調控的最佳手段。

將內碳源部分反硝化與以NO-2-N 為電子受體的短程反硝化除磷的結合的研究將成為耦合新型脫氮工藝的基礎，仍需進行深入探討研究，而如何更好地協調主要功能菌種對不同基質的親和度、不同微生物之間的競爭與協同等問題將是進一步高效節能的同步脫氮除磷研究的重點。