一段式厭氧氨氧化工藝亞硝酸鹽氧化菌抑制方法研究進(jìn)展

謝　麗，殷　紫，尹志軒，王悅超，周　琪

?

一段式厭氧氨氧化工藝亞硝酸鹽氧化菌抑制方法研究進(jìn)展

謝麗，殷紫，尹志軒，王悅超，周琪

（同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092）

摘要:近年來，厭氧氨氧化工藝（anaerobic ammonium oxidation, Anammox）作為一種新型的脫氮技術(shù)，由于其耗能少、效率高而被應(yīng)用于高氨氮廢水的處理中。然而，實(shí)際運(yùn)行的厭氧氨氧化工程中有時(shí)會(huì)出現(xiàn)亞硝酸鹽氧化菌（nitrite oxidizing bacteria, NOB）大量繁殖的情況，導(dǎo)致硝酸鹽積累，脫氮效率下降。在一段式Anammox反應(yīng)器中，通過控制某些影響因素，如調(diào)節(jié)體系中的溶解氧，控制游離氨和游離亞硝酸的濃度，調(diào)控碳源濃度以及外加中間產(chǎn)物（N2H4、NO和NH2OH）等方式，能夠在維持Anammox工藝脫氮效率的同時(shí)有效抑制NOB。除了系統(tǒng)地綜述一段式Anammox工藝中NOB抑制手段以外，將進(jìn)一步討論實(shí)際Anammox工程應(yīng)用中抑制NOB大量繁殖行之有效的手段。

關(guān)鍵詞:一段式厭氧氨氧化；亞硝酸鹽氧化菌抑制；溶解氧；游離氨和游離亞硝酸；碳源；中間產(chǎn)物

引 言

20世紀(jì)90年代，一種新型的脫氮微生物厭氧氨氧化菌（anaerobic ammonium oxidation bacteria, AnAOB）被發(fā)現(xiàn)，從而產(chǎn)生了新型的脫氮技術(shù)——厭氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，Anammox)[1]。如式(1)所示，Anammox過程中AnAOB在嚴(yán)格厭氧的條件下，以無機(jī)碳為碳源，以亞硝氮作為電子受體將氨氮氧化為氮?dú)?，從而?shí)現(xiàn)自養(yǎng)脫氮[2]

與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比，Anammox技術(shù)在理論上可以節(jié)省60%的曝氣能耗，減少90%的污泥產(chǎn)量，且無須外加有機(jī)碳源，在降低脫氮成本的基礎(chǔ)上仍可以維持較高的脫氮效率，尤其適用于多種高濃度氨氮廢水的脫氮處理[3]。

在Anammox的實(shí)際應(yīng)用過程中，短程硝化常常和厭氧氨氧化耦合在一起。短程硝化將高氨氮廢水中約一半的氧化為，從而滿足厭氧氨氧化工藝的進(jìn)水要求。基于此原理的工藝形式有一段式（one-stage）和兩段式（two-stage）兩種，兩者區(qū)別在于短程硝化與厭氧氨氧化反應(yīng)是否在同一反應(yīng)器中發(fā)生。一段式工藝也可以被稱作CANON (completely autotrophic nitrogen removal over nitrite)[4]、DEMON (DEamMONification)[5]或 OLAND (oxygen limited autotrophic nitrification and denitrification)[6]，它們的區(qū)別在于起初命名時(shí)對在厭氧條件下氧化氨氮的菌種的認(rèn)知不同。DEMON和OLAND認(rèn)為微好氧條件下氧化氨氮的是硝化菌，而CANON則已經(jīng)確認(rèn)了AnAOB菌的存在并明確了其厭氧氨氧化的作用[7]；兩段工藝包括SHARON (single high activity ammonium removal over nitrite)-ANAMMOX[8]、NAS?[3]等。在荷蘭鹿特丹污水廠、奧地利斯特拉斯污水廠等均有Anammox工藝的工程化應(yīng)用[3]。據(jù)報(bào)道Anammox工程在長期運(yùn)行過程中常出現(xiàn)亞硝酸鹽氧化菌（nitrite oxidation bacteria, NOB）大量繁殖的現(xiàn)象，導(dǎo)致脫氮效果惡化，硝態(tài)氮濃度升高，甚至最終反應(yīng)系統(tǒng)崩潰[3]。例如，由于曝氣過度等因素，在兩段式工藝的短程硝化階段NOB容易大量繁殖，導(dǎo)致短程硝化變?yōu)橥耆趸?，從而無法達(dá)到Anammox工藝對進(jìn)水基質(zhì)的要求[3]。而過量曝氣也會(huì)對一段式Anammox過程產(chǎn)生抑制，如圖1所示[9]。

雖然有國外學(xué)者指出，解決NOB大量繁殖的唯一途徑是對反應(yīng)器進(jìn)行重新接種不含 NOB的污泥[9]，但也有實(shí)例表明再次接種后，NOB仍然會(huì)在系統(tǒng)中大量繁殖，導(dǎo)致脫氮系統(tǒng)再次崩潰[10]。鑒于在兩段式反應(yīng)器中，Anammox與短程硝化分別在兩個(gè)反應(yīng)器中運(yùn)行，而短程硝化作為獨(dú)立的工藝階段，其NOB生長控制方法已有很多報(bào)道(如控制溫度、溶解氧、pH等)[7]，因此本文將著重綜述一段式Anammox工藝中NOB抑制手段。

圖1　過量曝氣導(dǎo)致NOB積聚破壞Anammox系統(tǒng)[9]Fig. 1 Anammox system deterioration caused from NOB accumulation by excess oxygen[9]

1　一段式Anammox脫氮工藝中可能存在的共生菌種

一段式 Anammox脫氮工藝中可能同時(shí)存在AnAOB、好氧氨氧化細(xì)菌（ammonium oxidation bacteria, AOB）、NOB以及反硝化菌等。AnAOB是嚴(yán)格厭氧菌，其倍增時(shí)間長達(dá)11 d[11]，0.5%空氣飽和度的溶解氧[12]就可以對其產(chǎn)生可逆抑制。反硝化菌是兼性異養(yǎng)菌，它能夠利用有機(jī)碳源實(shí)現(xiàn)反硝化脫氮，在一段式Anammox反應(yīng)器中將與AnAOB競爭基質(zhì)。但在主流Anammox工藝中，由于進(jìn)水中仍然含有大量的有機(jī)碳，反硝化菌的存在反而可以解除有機(jī)碳源對 AnAOB的抑制，實(shí)現(xiàn)SNAD (simultaneous nitrification, Anammox and denitrification processes)[13]過程。

AOB和NOB統(tǒng)稱為硝化細(xì)菌，是一類具有硝化功能的革蘭陰性菌，屬于好氧自養(yǎng)型菌。兩者以CO2作為唯一碳源，分別以和作為唯一能源。如圖2所示，Anammox脫氮工藝中的AnAOB通常需要與AOB協(xié)同作用，首先依賴AOB將廢水中約一半的短程硝化為，以滿足AnAOB特定的基質(zhì)比例要求。雖然AOB會(huì)與AnAOB爭奪共同的底物，但AOB也給AnAOB提供了必要的反應(yīng)基質(zhì)。此外，AOB的代謝過程消耗了體系中的溶解氧，從而在一定程度上緩解了氧氣對AnAOB的抑制。

圖2　Anammox脫氮系統(tǒng)中的菌種關(guān)系[14]Fig. 2 Relationship between different functional bacteria in Anammox system[14]

2　一段式Anammox工藝中NOB的影響因素及抑制方法

影響NOB生長的因素有很多，如溫度、溶解氧、pH、游離氨（free ammonia, FA）和游離亞硝酸（free nitrous acid, FNA）、碳源濃度等。而控制一段式Anammox體系中的NOB，必須以Anammox系統(tǒng)和脫氮效果的穩(wěn)定以及功能菌之間的平衡為前提。例如，已有研究表明，升高溫度不僅能加快AOB的生長速率，也能擴(kuò)大AOB和NOB在生長速率上的差距，可以同時(shí)維持AnAOB和AOB的生長活性。因此本文主要從溶解氧、FA/FNA濃度、碳源以及中間產(chǎn)物等方面綜述其對一段式Anammox中NOB的抑制作用。

2.1 溶解氧

溶解氧的控制是保證Anammox工藝穩(wěn)定運(yùn)行的重要因素。在一段式工藝中溶解氧會(huì)抑制AnAOB的活性，無法消耗的和溶解氧的存在會(huì)給NOB的生長提供有利條件。Hunik等[17]研究發(fā)現(xiàn)，Nitrosomonas(AOB)的耗氧速率為10.5 μg·g-1·s-1，溶解氧的半飽和速率 Ks(O2)為 0.16 mg·L-1；Nitrobacter(NOB)的耗氧速率為 1.2 μg·g-1·s-1，Ks(O2)為 0.54 mg·L-1。說明在低溶解氧狀態(tài)下，AOB對氧氣的親和力和耗氧速率高于NOB。因此控制體系中溶解氧濃度在較低水平能夠使 AOB比NOB生長更占優(yōu)勢。此外，由于是AOB的產(chǎn)物，也是NOB生長的基質(zhì)，氧化總是滯后于氧化過程[18]。因此，可以通過控制曝氣時(shí)間，當(dāng)系統(tǒng)中開始積累時(shí)停止曝氣，使環(huán)境趨于厭氧條件，此時(shí)生成的更容易被AnAOB菌利用。也有研究表明，在間歇曝氣體系中，AOB受好氧模式和厭氧模式不斷切換的負(fù)面影響比NOB要小[19]。通過控制溶解氧濃度、調(diào)節(jié)曝氣時(shí)間以及改變曝氣方式（如間歇曝氣）等方法能夠有效地控制體系中的溶解氧[20]，達(dá)到抑制 NOB生長的目的。

表1總結(jié)了不同曝氣策略下一段式Anammox反應(yīng)器運(yùn)行效果。與連續(xù)曝氣相比，間歇曝氣能夠降低NOB的生長速率，從而使AOB成為優(yōu)勢菌群，實(shí)現(xiàn)短程硝化[18]。Carles等[21]采用曝氣膜生物反應(yīng)器作為一段式 Anammox反應(yīng)器，發(fā)現(xiàn)反應(yīng)器中NOB大量繁殖。為了抑制NOB生長，Carles等將連續(xù)曝氣改為間歇曝氣，并優(yōu)化氧氣負(fù)荷與氨氮負(fù)荷的比例，以提高Anammox工藝的脫氮效果。Hyungseok等[24]也發(fā)現(xiàn)間歇曝氣能夠抑制 NOB的生長，阻止生成。

間歇曝氣除了能有效抑制NOB生長，提高總氮去除率外，還可以減少工藝所需曝氣量，從而節(jié)省能耗以及工藝運(yùn)行成本。但也有報(bào)道稱，間歇曝氣雖然具有以上優(yōu)點(diǎn)，但實(shí)現(xiàn)NOB的穩(wěn)定抑制至少要6個(gè)月[10]。綜上所述，在低溶解氧濃度的體系中，通過控制曝氣時(shí)間實(shí)現(xiàn)間歇曝氣能夠抑制NOB的生長。在實(shí)際的Anammox工藝過程中，研究者需要不斷調(diào)試并優(yōu)化曝氣時(shí)間及曝氣量等參數(shù)，實(shí)現(xiàn)Anammox工藝穩(wěn)定、高效且經(jīng)濟(jì)的運(yùn)行。

2.2 游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）

少量濃度的FA和FNA即對AOB和NOB產(chǎn)生抑制作用，對 AnAOB也有一定的抑制作用。Fernandez等[25]發(fā)現(xiàn)38 mg NH3-N·L-1的FA能夠使比厭氧氨氧化活性（specific Anammox activity, SAA）降低一半，100 mg NH3-N·L-1的FA則能降低 80%的 SAA；當(dāng) FNA 濃度小于 6.6 μg HNO2-N·L-1時(shí)，SAA不受影響，而將FNA濃度提高到11 μg HNO2-N·L-1時(shí)，SAA將降低50%。表2總結(jié)了不同文獻(xiàn)中FA及FNA對AOB、NOB及AnAOB的抑制濃度閾值。從表中可以看出，F(xiàn)A 及FNA對NOB的抑制作用要強(qiáng)于AOB和AnAOB。

影響FA/FNA濃度的因素主要有pH、溫度和基質(zhì)濃度，如式(2)、式(3)所示[30]。3個(gè)因素對FA濃度影響的程度為pH>溫度>基質(zhì)濃度，其中pH的影響遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其他兩個(gè)因素[31]。由于一段式Anammox工藝主要在中溫下運(yùn)行，此處主要討論基質(zhì)濃度和pH的影響。pH的大小和基質(zhì)濃度的高低除了直接影響NOB的生長外，還能夠通過引起FA/FNA變化，間接影響 NOB的生長。因此，本文分別討論pH和基質(zhì)濃度與FA/FNA的關(guān)系，以及在抑制過程中起主導(dǎo)作用的因素。另外，反應(yīng)器類型也可能對FA/FNA造成影響。

表3　FA和FNA對AOB、NOB和AnAOB的抑制濃度Table 2 Inhibitary concentrations against AOB,NOB and AnAOB by FA and FNA

然而據(jù)報(bào)道，在高基質(zhì)濃度條件下，真正起抑制作用的可能是基質(zhì)解離產(chǎn)生的 FA和 FNA[28]。Liang等[15]在一段式 CANON 反應(yīng)器中發(fā)現(xiàn)為6.7，小于理論值8（據(jù)Anammox反應(yīng)方程式計(jì)算可得），推測可能發(fā)生了NOB的積聚現(xiàn)象。投加后，F(xiàn)A濃度從7 mg·L-1增大到85.7 mg·L-1增大到了11.3，總氮去除率緩慢上升，反應(yīng)器中Nitrobacter及Nitrospira種群數(shù)量明顯減少，NOB的生物多樣性減小。但不管FA濃度多高，脫氮系統(tǒng)中都能檢測到Nitrobacter 及Nitrospira的存在，這說明NOB不能被完全去除，但NOB的生長能被FA有效地抑制。然而，隨著運(yùn)行時(shí)間的延長，當(dāng)NOB逐漸適應(yīng)FA毒性，NOB會(huì)重新占優(yōu)勢。委燕等[36]考察缺氧條件下 FNA對NOB的抑制作用時(shí)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)投加高濃度（340 mg·L-1）的時(shí)，F(xiàn)NA濃度達(dá)到0.27mg，此時(shí)NOB的活性降低了83.57%，而 AOB的活性卻僅下降 22.34%，表明高濃度的FNA成功抑制了NOB的生長。因此，改變基質(zhì)濃度能夠影響FA及FNA濃度，達(dá)到選擇性抑制NOB的目的。

（2）pH

適合AnAOB生長的最適pH為7.5～8.3[37]，AOB生長的最適宜pH為7.0～8.5，而NOB的最適生長pH稍低一些（6.0～7.5）[38]。因此，當(dāng)pH大于7.0時(shí)，AOB的生長速率顯著高于NOB。另一方面，當(dāng)系統(tǒng)pH改變時(shí)，和解離產(chǎn)生FA及FNA的量也會(huì)發(fā)生相應(yīng)變化[39]。如式(2)、式(3)所示，系統(tǒng)pH高時(shí)FA濃度增加，pH低時(shí)FNA的濃度增加。由于pH和FA/FNA兩者相互關(guān)聯(lián)，大多數(shù)研究者認(rèn)為FA/FNA起到更主要的NOB抑制作用，然而也有研究表明在弱堿性條件下，pH對Anammox工藝的影響相比于FA/FNA而言更大[40]。關(guān)于pH和FA/FNA兩者對NOB抑制作用的主次問題至今還未有定論，需要進(jìn)一步的研究和探討。

（3）其他

另外，反應(yīng)器類型也可能對反應(yīng)器中的FA及FNA濃度造成影響。在序批式間歇反應(yīng)器（sequencing batch reactor，SBR）中，反應(yīng)初期的基質(zhì)濃度等于進(jìn)水濃度，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，基質(zhì)濃度逐漸降低；而在完全混合反應(yīng)器如 CSTR （continuous stirred tank reactor）中，進(jìn)水濃度被反應(yīng)器中原有的廢水稀釋，從而使實(shí)際反應(yīng)初始濃度降低。Fux等[41]認(rèn)為SBR比CSTR更易實(shí)現(xiàn)NOB的選擇性抑制。Svehla等[42]發(fā)現(xiàn)由于SBR采用間歇進(jìn)水方式，隨著部分硝化反應(yīng)的進(jìn)行，體系中的pH不斷減小，F(xiàn)A和FNA濃度也隨之變化:每個(gè)反應(yīng)期開始時(shí)的FA（濃度約為38 mg·L-1）和反應(yīng)結(jié)束后的FNA[(5.6±2.7) mg·L-1]都會(huì)對NOB產(chǎn)生抑制效果；而連續(xù)進(jìn)水的CSTR使進(jìn)水FA和FNA濃度得到稀釋，減輕了其對 NOB的抑制，同時(shí)，CSTR穩(wěn)定的操作參數(shù)則為NOB提供了充足的毒性適應(yīng)時(shí)間。當(dāng)Svehla等將運(yùn)行方式由CSTR改變?yōu)镾BR后，NOB受到明顯抑制。

以上研究都表明，高濃度的 FA/FNA對Anammox體系中的NOB有抑制作用。通過調(diào)節(jié)基質(zhì)濃度，控制pH以及改變反應(yīng)器類型等都能影響FA/FNA的濃度。因此，在最優(yōu)pH條件下，應(yīng)該適當(dāng)提高基質(zhì)濃度，在盡量保持Anammox脫氮效率的同時(shí)抑制NOB的生長。

2.3 碳源

（1）有機(jī)碳源

AOB、NOB和AnAOB 3種菌種均為自養(yǎng)菌，有機(jī)碳的存在會(huì)抑制其活性。Joss等[9]在SBR反應(yīng)器中監(jiān)測到消耗速率突降，濃度大大升高。通過研究發(fā)現(xiàn)，造成這一現(xiàn)象的原因是進(jìn)水中含有的有機(jī)物烯丙基硫脲抑制了AOB的活性，導(dǎo)致對及DO消耗速率降低。過量的溶解氧抑制AnAOB活性使積累，從而為NOB的生長提供了有利的條件。此外，有機(jī)物的引入也會(huì)促進(jìn)反硝化菌和好氧異養(yǎng)菌等雜菌的生長。異養(yǎng)型細(xì)菌的生長速率比自養(yǎng)型細(xì)菌更快，也能在一定程度上實(shí)現(xiàn)對NOB的抑制。Liang等[15]在CANON反應(yīng)器中外加葡萄糖以考察有機(jī)物對NOB的影響，發(fā)現(xiàn)投加葡萄糖后，變性梯度凝膠電泳圖譜中Nitrobacter和 Nitrospira的條帶數(shù)（種群數(shù)量）均有減少，同時(shí)多樣性也有所降低。這一研究結(jié)果表明，由于葡萄糖的引入，反硝化菌和好氧異養(yǎng)菌生長得到促進(jìn)，從而與NOB競爭及DO，使得 NOB生長受到抑制。但值得注意的是，有機(jī)物引入帶來的異氧菌的生長同樣也會(huì)對AnAOB產(chǎn)生不利影響。有學(xué)者認(rèn)為低濃度有機(jī)物存在時(shí)AnAOB和反硝化菌能共存并相互促進(jìn)，但有機(jī)物濃度高時(shí)，厭氧氨氧化菌活性大大降低[43]；另外一種觀點(diǎn)認(rèn)為，有機(jī)物存在下，厭氧氨氧化菌仍然占據(jù)主導(dǎo)地位，與反硝化菌競爭并優(yōu)先利用有機(jī)碳源，代謝途徑表現(xiàn)多樣化[44]。

因此，有機(jī)物雖然能夠抑制Anammox體系中NOB的生長，但同時(shí)也會(huì)引起反硝化菌和好氧異養(yǎng)菌等雜菌的繁殖。這些雜菌對Anammox體系的影響值得進(jìn)一步探討。

（2）無機(jī)碳源

重慶市2009—2015年共規(guī)劃治理148條中小河流中的345個(gè)重點(diǎn)河段，規(guī)劃治理河長1 737km，治理任務(wù)很重。重慶市“三江”的河道管理工作體制及日常管理基本理順，但中小河流中還存在4種河道違法違規(guī)現(xiàn)象，即采砂業(yè)主夜間作業(yè)，噪音擾民；部分建設(shè)單位超審批規(guī)模違規(guī)建設(shè)；部分沿河居民或其他建設(shè)單位對河道管理法規(guī)認(rèn)識(shí)不足，擅自臨河建房，不履行河道管理審批手續(xù)。

AOB、NOB和AnAOB 3種菌種都以無機(jī)碳為同化碳源。當(dāng)體系中無機(jī)碳濃度較低時(shí)，3種菌群會(huì)產(chǎn)生競爭。據(jù)報(bào)道，在無機(jī)碳濃度低時(shí)，AOB和AnAOB的生長都受到限制，但卻對NOB影響不大[45]。Guisasola等[46]發(fā)現(xiàn)當(dāng)無機(jī)碳濃度低于36 mg C·L-1時(shí)AOB生長受到抑制，而NOB抑制在無機(jī)碳濃度小于1.2 mg C·L-1才會(huì)發(fā)生。Ma等[47]減少了短程硝化-厭氧氨氧化體系中約 90%的無機(jī)碳[從(90±3.4) mg C·L-1降低至(9.6±5) mg C·L-1]，發(fā)現(xiàn)總氮去除率從78%±2%下降至46%±2.9%，此時(shí)AnAOB活性降低，而AOB活性基本不變，NOB活性卻呈現(xiàn)上升趨勢，從而導(dǎo)致累積，分子生物學(xué)結(jié)果表明Nitrospira量升高，AOB和AnAOB量均減少；當(dāng)恢復(fù)無機(jī)碳濃度到初始水平后，總氮去除率恢復(fù)至71%±2.6%，AnAOB活性也明顯恢復(fù)，但NOB活性僅略有下降。此時(shí)，AOB和AnAOB的量得到了回升，NOB量雖略有下降，但仍高于初始水平。這表明了無機(jī)碳濃度不能過低，否則將影響體系中AOB和AnAOB的活性，使得NOB成為優(yōu)勢菌種。Tokutomi等[48]利用氣提流化床反應(yīng)器運(yùn)行一段式Anammox工藝時(shí)，采用NaOH作為堿源，無機(jī)碳濃度低于5 mg·L-1。一段時(shí)間后發(fā)現(xiàn)NOB大量繁殖，出水中濃度逐漸升高；用NaHCO3替代NaOH作為堿源，提高無機(jī)碳濃度至50～150 mg·L-1，發(fā)現(xiàn)重新開始累積，(生成)/(減少)達(dá)到90%，說明高濃度無機(jī)碳存在的情況下更易實(shí)現(xiàn)短程硝化過程。為了進(jìn)一步驗(yàn)證無機(jī)碳濃度對 NOB的抑制作用，再次將堿源更換為NaOH后，濃度重新升高，AOB的氨氧化率減小。這表明當(dāng)無機(jī)碳濃度不足時(shí)，NOB的生長速率高于AOB，而高濃度時(shí)AOB占優(yōu)勢，在供氧有限的條件下可以達(dá)到選擇性抑制NOB的目的。由此可見，為了維持短程硝化-厭氧氨氧化體系的穩(wěn)定運(yùn)行，必須滿足AOB和AnAOB對無機(jī)碳的需求。

2.4 中間產(chǎn)物抑制

Anammox反應(yīng)的機(jī)理用方程式表示如下[49]

其中，式(4)～式(6)為分步反應(yīng)方程式，式(7)為總反應(yīng)。在Anammox脫氮反應(yīng)過程中，會(huì)生成中間產(chǎn)物NO和N2H4。據(jù)報(bào)道，向Anammox體系中投加這兩種中間產(chǎn)物可以抑制NOB的生長[50-51]。此外，Anammox過程產(chǎn)生的N2H4能夠發(fā)生歧化反應(yīng)生成NH2OH[52]，而AnAOB中的羥銨氧化還原酶（hydroxylamine oxidoreductase）又能夠?qū)H2OH轉(zhuǎn)化為 N2H4，因此，研究者也考察了 NH2OH對Anammox體系中NOB的抑制作用，具體分析如下。

2.4.1 N2H4抑制 N2H4是一種有毒的強(qiáng)還原劑，它對AOB和NOB都有毒害作用，但它也能強(qiáng)化Anammox過程，提高總氮去除率[50]。Yao等[53]向SBR-CANON反應(yīng)器進(jìn)水中投加14.77 mg·L-1的N2H4時(shí)，TN去除速率和去除效率均有提高（分別從0.188升高到0.214 kg N·m-3·d-1，從51.6%升高到 67.3%），(生成)/(減少)也從 0.2下降到0.12（接近理論值0.11），表明N2H4能夠有效抑制NOB的生長。

Xiao等[54]在SBR中接種成熟的CANON工藝的污泥，不投加 N2H4時(shí)，脫氮速率較低為(0.108±0.054) kg N·L-1·d-1，總氮去除率為43%±13%；當(dāng)向反應(yīng)器中加入4 mg·L-1N2H4后，盡管進(jìn)水氨氮濃度從150 mg N·L-1升高至240 mg N·L-1，脫氮速率和總氮去除率卻分別提升到70%±7%和(0.33±0.06) kg N·L-1·d-1；持續(xù)投加4 mg·L-1N2H4，馴化形成了Anammox顆粒污泥，脫氮速率和總氮去除率皆趨于穩(wěn)定。通過分子生物學(xué)手段檢測發(fā)現(xiàn)，異養(yǎng)菌和NOB受到N2H4的抑制比功能菌（AOB和AnAOB）更大。從反應(yīng)機(jī)理角度考察，外部投加的少量N2H4在抑制NOB的生長速率的同時(shí)，經(jīng)聯(lián)氨氧還酶（hydrazine oxidoreductase）催化氧化變成N2，釋放出的電子更容易被 AnAOB合成代謝利用，因此能夠替代被氧化為途徑對電子進(jìn)行補(bǔ)充，因此可減少的產(chǎn)生，降低NOB的生長速率[53]。

2.4.2 NO抑制 NO是 Anammox反應(yīng)的中間產(chǎn)物，同時(shí)也是硝化及反硝化過程的中間產(chǎn)物。NO對細(xì)菌具有普遍的毒性抑制。在好氧條件下，NO 對AOB的毒害作用與生境中的氨濃度有關(guān):缺氨時(shí)NO對AOB產(chǎn)生毒害；富氨時(shí)，NO不但不會(huì)毒害AOB，反而會(huì)刺激AOB的生長[55]。

NO能夠抑制NOB的生長，微克級別的NO就能對Nitrobacter spp.產(chǎn)生抑制作用[51]。Courtens等[56]采用4種不同類型的硝化污泥，其Nitrobacter/Nitrospira濃度比及半飽和常數(shù)各不相同（由Nitrospira主導(dǎo)的硝化污泥Ks較小，對親和力強(qiáng)）。對于Ks為1.50 mg的硝化污泥，Nitrobacter量高于 Nitrospira，2 μg N·L-1的NO就能使其中NOB活性降低24%；另外 3種污泥都是接種于實(shí)際脫氮過程，Nitrospira的量遠(yuǎn)高于Nitrobacter，其半飽和常數(shù)Ks分別為0.70,0.36和0.06 mg，而NO對其抑制程度分別為0%、30%～50%和60%～80%。表明當(dāng)體系中Nitrospira為NOB主要菌種時(shí)，NO對其抑制作用與污泥的Ks密切相關(guān)，Ks越小，NO的抑制作用越明顯。

筆者認(rèn)為，外部添加N2H4、NO及NH2OH等中間產(chǎn)物能夠?qū)崿F(xiàn)對NOB的原位（in-situ）抑制，是一種方便快捷的抑制手段。但這些中間產(chǎn)物試劑價(jià)格高，故此類抑制手段多在實(shí)驗(yàn)室中使用，工程應(yīng)用未見報(bào)道。另外，這些中間產(chǎn)物大多對生命體具有極強(qiáng)的毒性，在使用過程中必須嚴(yán)格控制規(guī)范操作，保證人員安全。

3　結(jié) 論

NOB的大量繁殖致使Anammox反應(yīng)系統(tǒng)崩潰的現(xiàn)象已經(jīng)引發(fā)研究者及工程師愈來愈多的關(guān)注。通過調(diào)節(jié)溶解氧、提高FA/FNA濃度、調(diào)控碳源濃度以及外加中間產(chǎn)物等方式，能夠在維持Anammox工藝脫氮效率的同時(shí)有效抑制NOB。在文中提到的幾種 NOB抑制手段中，調(diào)節(jié)溶解氧的間歇曝氣法能夠減少工藝所需曝氣量，節(jié)省能耗以降低工藝運(yùn)行成本，是實(shí)際工程應(yīng)用中經(jīng)濟(jì)且行之有效的方法；通過提高FA、FNA濃度和碳源濃度的調(diào)控手段與工藝進(jìn)水水質(zhì)關(guān)系密切，需要根據(jù)實(shí)際進(jìn)水情況考慮是否可行；外加中間產(chǎn)物的調(diào)控方式方便快捷，但由于藥劑的使用成本較高、藥劑毒性大，目前大多在實(shí)驗(yàn)室小試規(guī)模使用。

另一方面，抑制手段并不是單一化的，實(shí)際運(yùn)行過程中常?？梢圆扇《喾N手段聯(lián)用的方法。比如: FA抑制手段聯(lián)合基質(zhì)濃度調(diào)控和pH調(diào)控手段，三者相互關(guān)聯(lián)，彼此影響[26, 40]；同時(shí)采取FA抑制（抑制NOB生長）與增大無機(jī)碳濃度（促進(jìn)AOB生長）的方法，能優(yōu)化NOB抑制效果[48]；在常規(guī)抑制方法的基礎(chǔ)上聯(lián)合其他方法如污泥淘洗，調(diào)整SRT以實(shí)現(xiàn) NOB不可逆抑制[59]；向兩段式反應(yīng)器的部分硝化階段補(bǔ)充AOB占優(yōu)勢的硝化污泥[60]，或直接在一段式反應(yīng)器中接種不含NOB的Anammox污泥[9]，實(shí)現(xiàn)生物強(qiáng)化。然而，隨著 Anammox工藝在國內(nèi)外的廣泛應(yīng)用，其運(yùn)行工況各不相同，一旦發(fā)生 NOB大量繁殖的情況，則需根據(jù)具體工況選擇經(jīng)濟(jì)高效的 NOB抑制方式。例如，寒冷地區(qū)的溫度控制比熱帶地區(qū)耗費(fèi)更多的能量，則采用外加中間產(chǎn)物的原位抑制更加高效；又如，進(jìn)水水質(zhì)常常影響著基質(zhì)濃度，當(dāng)進(jìn)水水質(zhì)波動(dòng)引起氮源或無機(jī)碳源不足時(shí)，需要人為補(bǔ)充基質(zhì)。

總之，當(dāng)Anammox工藝中NOB大量繁殖時(shí)，必須結(jié)合具體工況，在考慮體系的穩(wěn)定性、氨氮去除率及功能菌的生長情況的基礎(chǔ)上，靈活地選擇最佳的NOB抑制方案。

References

[1] MULDER A, VANDEGRAAF A A, ROBERTSON L A, et al. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized-bed reactor [J]. FEMS Microbiol. Ecol., 1995, 16(3): 177-183.

[2] HU Z, LOTTI T, VAN LOOSDRECHT M, et al. Nitrogen removal with the anaerobic ammonium oxidation process [J]. Biotechnology Letters, 2013, 35(8): 1145-1154.

[3] LACKNER S, GILBERT E M, VLAEMINCK S E, et al. Full-scale partial nitritation/Anammox experiences--an application survey [J]. Water Research, 2014, 55: 292-303.

[4] THIRD K A, SLIEKERS A O, KUENEN J G, et al. The CANONsystem (completely autotrophic nitrogen-removal over nitrite) under ammonium limitation: interaction and competition between three groups of bacteria [J]. Syst. Appl. Microbiol., 2001, 24(4): 588-596.

[5] WETT B. Solved upscaling problems for implementing deammonification of rejection water [J]. Water Science & Technology, 2006, 53(12): 121-128.

[6] VLAEMINCK S E, TERADA A, SMETS B F, et al. Nitrogen removal from digested black water by one-stage partial nitritation and Anammox [J]. Environ. Sci. Technol., 2009, 43(13): 5035-5041.

[7] VAN HULLE S W H, VANDEWEYER H J P, MEESSCHAERT B D, et al. Engineering aspects and practical application of autotrophic nitrogen removal from nitrogen rich streams [J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 162(1): 1-20.

[8] ABMA W R, SCHULTZ C E, MULDER J W, et al. Full-scale granular sludge Anammox process [J]. Water Science & Technology, 2007, 55(8/9): 27-33.

[9] JOSS A, DERLON N, CYPRIEN C, et al. Combined nitritation-Anammox: advances in understanding process stability [J]. Environ. Sci. Technol., 2011, 45(22): 9735-9742.

[10] JARDIN N, HENNERKES J. Full-scale experience with the deammonification process to treat high strength sludge water - a case study [J]. Water Science and Technology, 2012, 65(3): 447-455.

[11] STROUS M, HEIJNEN J J, KUENEN J G, et al. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms [J]. Appl. Microbiol. Biot., 1998, 50(5): 589-596.

[12] STROUS M, VANGERVEN E, KUENEN J G, et al. Effects of aerobic and microaerobic conditions on anaerobic ammonium-oxidizing (Anammox) sludge [J]. Appl. Environ. Microbiol., 1997, 63(6): 2446-2448.

[13] WANG H L, JI G D, BAI X Y. Enhanced long-term ammonium removal and its ranked contribution of microbial genes associated with nitrogen cycling in a lab-scale multimedia biofilter [J]. Bioresource Technol., 2015, 196: 57-64.

[14] NI S Q, ZHANG J. Anaerobic ammonium oxidation: from laboratory to full-scale application [J]. Biomed. Res. Int., 2013, 2013(2): 469360.

[15] LIANG Y, LI D, ZHANG X, et al. Stability and nitrite-oxidizing bacteria community structure in different high-rate CANON reactors [J]. Bioresource Technol., 2014, 175: 189-194.

[16] ISANTA E, REINO C, CARRERA J, et al. Stable partial nitritation for low-strength wastewater at low temperature in an aerobic granular reactor [J]. Water Res., 2015, 80: 149-158.

[17] HUNIK J H, TRAMPER J, WIJFFELS R H. A strategy to scale-up nitrification processes with immobilized cells of Nitrosomonas europaea and Nitrobacter agilis [J]. Bioprocess Engineering, 1994, 11(2): 73-82.

[18] MA B, BAO P, WEI Y, et al. Suppressing nitrite-oxidizing bacteria growth to achieve nitrogen removal from domestic wastewater via Anammox using intermittent aeration with low dissolved oxygen [J]. Sci. Rep., 2015, 5. doi:10.1038/srep13048.

[19] PELLICER-NACHER C, FRANCK S, GULAY A, et al. Sequentially aerated membrane biofilm reactors for autotrophic nitrogen removal: microbial community composition and dynamics [J]. Microb. Biotechnol., 2014, 7(1): 32-43.

[20] MA B, WANG S, CAO S, et al. Biological nitrogen removal from sewage via Anammox: recent advances [J]. Bioresource Technol., 2016, 200: 981-990.

[21] PELLICER-NACHER C, SUN S, LACKNER S, et al. Sequential aeration of membrane-aerated biofilm reactors for high-rate autotrophic nitrogen removal: experimental demonstration [J]. Environ. Sci. Technol., 2010, 44(19): 7628-7634.

[22] SOBOTKA D, CZERWIONKA K, MAKINIA J. The effects of different aeration modes on ammonia removal from sludge digester liquors in the nitritation-Anammox process [J]. Water Sci. Technol., 2015, 71(7): 986-995.

[23] YANG J, TRELA J, ZUBROWSKA-SUDOL M, et al. Intermittent aeration in one-stage partial nitritation/Anammox process [J]. Ecol. Eng., 2015, 75: 413-420.

[24] YOO H, AHN K H, LEE H J, et al. Nitrogen removal from synthetic wastewater by simultaneous nitrification and denitrification (SND) via nitrite in an intermittently-aerated reactor [J]. Water Res., 1999, 33(1): 145-154.

[25] FERNANDEZ I, DOSTA J, FAJARDO C, et al. Short- and long-term effects of ammonium and nitrite on the Anammox process [J]. J. Environ. Manage., 2012, 95 (Suppl): 170-174.

[26] ANTHONISEN A C, LOEHR R C, PRAKASAM T B, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid [J]. Water Pollution Control Federation, 1976, 48(5): 835-852.

[27] VADIVELU V M, KELLER J, YUAN Z. Effect of free ammonia on the respiration and growth processes of an enriched Nitrobacter culture [J]. Water Res., 2007, 41(4): 826 - 834.

[28] STUVEN R, BOCK E. Nitrification and denitrification as a source for NO and NO2production in high-strength wastewater [J]. Water Res., 2001, 35(8): 1905-1914.

[29] LI S, CHEN Y P, LI C, et al. Influence of free ammonia on completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process [J]. Appl. Biochem. Biotechnol., 2012, 167(4): 694-704.

[30] PARK S, BAE W. Modeling kinetics of ammonium oxidation and nitrite oxidation under simultaneous inhibition by free ammonia and free nitrous acid [J]. Process Biochemistry, 2009, 44(6): 631-640.

[31] 鄭平, 胡寶蘭, 徐向陽. 新型生物脫氮理論與技術(shù)[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2004.

ZHENG P, HU B L, XU X Y. Novel Biological Nitrogen Removal: Theory and Technology[M]. Beijing: Science Press,2004.

[32] ZHANG X, LI D, LIANG Y, et al. Performance and microbial community of completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process in two membrane bioreactors (MBR) fed with different substrate levels [J]. Bioresource Technol., 2014, 152: 185-191.

[33] 王亞宜, 黎力, 馬驍, 等. 厭氧氨氧化菌的生物特性及CANON厭氧氨氧化工藝[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 34(6): 1362-1374.

WANG Y Y, LI L, MA X, et al. Biocharacteristics of Anammox bacterai and CANON Anammox process[J]. Acta Scientiae Circumstantaie, 2014, 34(6): 1362-1374.

[34] DAPENA-MORA A, FERNANDEZ I, CAMPOS J L, et al. Evaluation of activity and inhibition effects on Anammox process by batch tests based on the nitrogen gas production [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007, 40(4): 859-865.

[35] STROUS M, KUENEN J G, JETTEN M S M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(7): 3248-3250.

[36] 委燕, 王淑瑩, 馬斌, 等. 缺氧 FNA對氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的選擇性抑菌效應(yīng)[J]. 化工學(xué)報(bào), 2014, 65(10): 4145-4149.

WEI Y, WANG S Y, MA B, et al. Selective inhibition effect of free nitrous acid on ammonium oxidizing bacteria and nitrite oxidizing bacteria under anoxic condition[J]. CIESC Journal, 2014, 65(10): 4145-4149.

[37] 楊洋, 左劍惡, 沈平,等. 溫度、pH值和有機(jī)物對厭氧氨氧化污泥活性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2006, 27(4): 692-695.

YANG Y, ZUO J E, SHEN P, et al. Influence of temperature, pH value and organic substance on activity of ANAMMOX sludge[J]. Environmental Science, 2006, 27(4): 692-695.

[38] 高大文, 彭永臻, 王淑瑩. 控制pH實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化生物脫氮技術(shù)[J]. 哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2005, 37(12): 1664-1666.

GAO D W, PENG Y Z, WANG S Y. Nitrogen removal from wastewater via shortcut nitrification – denitrification achieved by controlling pH[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2005, 37(12): 1664-1666.

[39] LANGONE M, YAN J, HAAIJER S C, et al. Coexistence of nitrifying, Anammox and denitrifying bacteria in a sequencing batch reactor [J]. Frontiers in Microbiology, 2014, 5: 28.

[40] PUYOL D, CARVAJAL-ARROYO J M, LI G B, et al. High pH (and not free ammonia) is responsible for Anammox inhibition in mildly alkaline solutions with excess of ammonium [J]. Biotechnology Letters, 2014, 36(10): 1981-1986.

[41] FUX C, BOEHLER M, HUBER P, et al. Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (Anammox) in a pilot plant [J]. Journal of Biotechnology, 2002, 99(3): 295-306.

[42] SVEHLA P, BARTACEK J, PACEK L, et al. Inhibition effect of free ammonia and free nitrous acid on nitrite-oxidising bacteria during sludge liquor treatment: influence of feeding strategy [J]. Chemical Papers, 2014, 68(7): 871-878.

[43] 胡勇有, 梁輝強(qiáng), 朱靜平, 等. 有機(jī)碳源環(huán)境下的厭氧氨氧化批式實(shí)驗(yàn)[J]. 華南理工大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2007, 35(6): 116-119.

HU Y Y, LIANG H Q, ZHU J P, et al. Batch expermients of anaerobic ammonium oxidation process with organic carbon[J]. Journal of South China University of Technology (Natural Science Edition), 2007, 35(6): 116-119.

[44] 操沈彬, 王淑瑩, 吳程程, 等. 有機(jī)物對厭氧氨氧化系統(tǒng)的沖擊影響[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013, 33(12): 2164-2169.

CAO S B, WANG S Y, WU C C, et al. Shock effect of organic matters on anaerobic ammonia oxidation system[J]. China Environmental Science, 2013, 33(12): 2164-2169.

[45] DENECKE M, LIEBIG T. Effect of carbon dioxide on nitrification rates [J]. Bioprocess and Biosystems Engineering, 2003, 25(4): 249-253.

[46] GUISASOLA A, PETZET S, BAEZA J A, et al. Inorganic carbon limitations on nitrification: experimental assessment and modelling [J]. Water Res., 2007, 41(2): 277- 286.

[47] MA Y, SUNDAR S, PARK H, et al. The effect of inorganic carbon on microbial interactions in a biofilm nitritation-Anammox process [J]. Water Res., 2015, 70: 246-254.

[48] TOKUTOMI T, SHIBAYAMA C, SODA S, et al. A novel control method for nitritation: the domination of ammonia-oxidizing bacteria by high concentrations of inorganic carbon in an airlift-fluidized bed reactor [J]. Water Res., 2010, 44(14): 4195-4203.

[49] KARTAL B, MAALCKE W J, DE ALMEIDA N M, et al. Molecular mechanism of anaerobic ammonium oxidation [J]. Nature, 2011, 479(7371): 127-130.

[50] 蔡慶, 丁佳佳. N2H4強(qiáng)化厭氧氨氧化機(jī)理及動(dòng)力學(xué)特性[J]. 水處理技術(shù), 2015, 41(5): 73-77.

CAI Q, DING J J. The mechanism and dynamic characteristic of enhancing anaerobic ammonium oxidation (Anammox) process[J]. Technology of Water Treatment, 2015, 41(5): 73-77.

[51] STARKENBURG S R, ARP D J, BOTTOMLEY P J. Expression of a putative nitrite reductase and the reversible inhibition of nitrite-dependent respiration by nitric oxide in Nitrobacter winogradskyi Nb-255 [J]. Environmental Microbiology, 2008, 10(11): 3036-3042.

[52] ZEKKER I, KROON K, RIKMANN E, et al. Accelerating effect of hydroxylamine and hydrazine on nitrogen removal rate in moving bed biofilm reactor [J]. Biodegradation, 2012, 23(5): 739-749.

[53] YAO Z B, CAI Q, ZHANG D J, et al. The enhancement of completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) by N2H4addition [J]. Bioresource Technol., 2013, 146: 591-596.

[54] XIAO P, LU P, ZHANG D, et al. Effect of trace hydrazine addition on the functional bacterial community of a sequencing batch reactor performing completely autotrophic nitrogen removal over nitrite [J]. Bioresource Technol., 2014, 175: 216-223.

[55] DIRK ZART I S E B. Significance of gaseous NO for ammonia oxidation by Nitrosomonas eutropha [J]. International Journal of General and Molecular Microbiology, 2000, 77(1): 49-55.

[56] COURTENS E N, DE CLIPPELEIR H, VLAEMINCK S E, et al. Nitric oxide preferentially inhibits nitrite oxidizing communities with high affinity for nitrite [J]. J. Biotechnol., 2015, 193: 120-122.

[57] HAO O J, CHEN J M. Factors affecting nitrite buildup in submerged filter system [J]. Journal of Environmental Engineering-ASCE, 1994, 120(5): 1298-1307.

[58] KINDAICHI T, OKABE S, SATOH H, et al. Effects of hydroxylamine on microbial community structure and function of autotrophic nitrifying biofilms determined by in situ hybridization and the use of microelectrodes [J]. Water Science and Technology, 2004, 49(11/12): 61-68.

[59] WANG Y, WANG Y, WEI Y, et al. In-situ restoring nitrogen removal for the combined partial nitritation-Anammox process deteriorated by nitrate build-up [J]. Biochemical Engineering Journal, 2015, 98: 127-136.

[60] WETT B, OMARI A, PODMIRSEG S, et al. Going for mainstream deammonification from bench to full scale for maximized resource efficiency [J]. Water Sci. Technol., 2013, 68(2): 283-289.

2016-03-14收到初稿，2016-04-22收到修改稿。

聯(lián)系人及第一作者:謝麗（1976—），女，教授。

Received date: 2016-03-14.

中圖分類號(hào):X 703.1

文獻(xiàn)標(biāo)志碼:A

文章編號(hào):0438—1157（2016）07—2647—09

DOI:10.11949/j.issn.0438-1157.20160294

基金項(xiàng)目:國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（51378373,51178326）。

Corresponding author:Prof. XIE Li, sally.xieli@#edu.cn supported by the National Natural Science Foundation of China (51378373,51178326).

A review on regulation methods of nitrite oxidizing bacteria in one-stage anaerobic ammonia oxidation process

XIE Li, YIN Zi, YIN Zhixuan, WANG Yuechao, ZHOU Qi
(College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China)

Abstract:In recent years，anaerobic ammonium oxidation (Anammox), a new technology for nitrogen removal, has been used in the treatment of high-strength ammonia wastewater due to its low energy consumption and high treatment efficiency. Whereas, the accumulation of nitrite oxidizing bacteria (NOB) often occurs in full-scale Anammox process, leading to the accumulation of nitrate and deterioration of nitrogen removal effectiveness. In two-stage Anammox processes, NOB accumulation often occurs in partial nitritation stage, the inhibition of which has been discussed in details. While in one-stage Anammox process, NOB accumulation is more common and fatal due to the complexity brought by the coexistence of functional bacteria like ammonium oxidizing bacteria (AOB), NOB, anaerobic ammonia oxidizing bacteria (AnAOB) and denitrifiers. It has been reported that NOB could be effectively suppressed in the one-stage Anammox process by some methods, e.g. regulating dissolved oxygen, altering the free ammonia and free nitrous acid concentration, adjusting carbon source and adding externally intermediate products (N2H4, NO, NH2OH), etc. The regulation methods mentioned above are systematically introduced on the basis of previous reports. Moreover, in practical Anammox crafts, the inhibitory methods should be conducted according to the specific operational conditions, and thus the available methods are further discussed.

Key words:one-stage Anammox; inhibition on NOB; dissolved oxygen; free ammonia and free nitrous acid;carbon source; intermediate products