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(jìn)展

韋佳敏，劉文如，程潔紅，沈耀良

（1 江蘇理工學(xué)院化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，江蘇常州213001；2 蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇蘇州215009）

人類已就水體富營養(yǎng)化的根本原因達(dá)成共識，即氮、磷等營養(yǎng)物質(zhì)的過量排放是最關(guān)鍵因素，且水生生物對磷更為敏感，80%的湖泊富營養(yǎng)化是受到磷的影響。與生物除磷相比，化學(xué)除磷不僅增加了經(jīng)濟成本也增加了大量的化學(xué)污泥。而目前對生物除磷理論的內(nèi)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(huán)境下，馴化出一類具有超量吸磷能力的微生物作為優(yōu)勢菌群。20 世紀(jì)90 年代，Kuba 等[1]發(fā)現(xiàn)了反硝化除磷菌（DPAOs），DPAOs 與傳統(tǒng)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(xiàn)氮、磷高效去除，克服了傳統(tǒng)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(yǎng)反硝化菌對碳源競爭的矛盾，節(jié)省了30%的曝氣能耗、50%的碳源需求及污泥產(chǎn)量[2-5]。因此反硝化除磷（DPR）工藝被視為一種可持續(xù)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(wěn)定運行需要控制較多的運行參數(shù)，本文通過對大量的實驗結(jié)果進(jìn)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(guān)系總結(jié)了耦合SNAD、Anammox、內(nèi)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(xù)發(fā)展進(jìn)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(zhì)子推動力的作用下，通過主動運輸?shù)姆绞轿論]發(fā)性脂肪酸（volatile fatty acid，VFA），產(chǎn)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(nèi)[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(chǎn)生的能量實現(xiàn)磷的過量吸收，并伴隨著糖原的再生及細(xì)胞的增殖，通過將富磷污泥排除，達(dá)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(xué)技術(shù)證明主要的聚磷菌為Candidatus accumulibacters，但是其研究結(jié)果未曾對PAOs的內(nèi)部菌群結(jié)構(gòu)有更加細(xì)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(chǔ)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(xué)和動力學(xué)特征認(rèn)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(dǎo) 酶[11]。Jabari 等[12]及Oehmen 等[13]認(rèn)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(jìn)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(zhì)的條件下，可能是同樣的DPAOs主導(dǎo)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(jié)果表明，以丙酸為碳源的SBR經(jīng)馴化后仍能維持反硝化除磷系統(tǒng)運行，而以乙酸為碳源的反應(yīng)器在去除好氧階段后出現(xiàn)了崩潰現(xiàn)象。其認(rèn)為以乙酸型SBR內(nèi)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(biāo)記，研究結(jié)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(jìn)行除磷，而PAO Ⅰ則能夠利用O2、NO-2-N 及NO-3-N。該 結(jié) 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(jù)這些研究結(jié)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(xù)流反應(yīng)器中， 考察了Candidatus Accumulibacters與AOB 共同作用的亞硝化-反硝化除磷，結(jié)果表明，分支ⅡC、ⅡD 占菌種的主導(dǎo)地位，占細(xì)菌總數(shù)的3.1%和11.9%。然而，Saad等[25]報道在厭氧-缺氧條件下培養(yǎng)的高濃度PAO Ⅰ（＞95%）在硝酸鹽環(huán)境下時未能表現(xiàn)出缺氧吸磷的活性。

盡管關(guān)于DPAOs 對電子受體NO-3-N、NO-2-N的利用未獲得統(tǒng)一的認(rèn)識，但由于NO-2-N 作為電子的優(yōu)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(xù)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(dǎo)致污泥產(chǎn)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(jīng)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(shù)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(jìn)行考察，發(fā)現(xiàn)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(jié)果表明，丙酸型SBR 經(jīng)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(xiàn)了崩潰現(xiàn)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(fā)現(xiàn)，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(wěn)，除磷效果更為穩(wěn)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(shù)發(fā)現(xiàn)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(xiàn)磷的去除，因此一直被認(rèn)為GAOs 過多會導(dǎo)致除磷效果變差。Pijuan 等[30]采用FISH 技術(shù)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(fā) 現(xiàn) ，AlphaproteobacteriaGAOs 能夠以丙酸為基質(zhì)，并有能力與PAOs 競爭丙酸，導(dǎo)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(jìn)行代謝，而CompetibacterGAOs和DefluviicoccusGAOs則分別傾向于乙酸和丙酸為基質(zhì)。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(yōu)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(shù)，因為pH 變化與細(xì)胞膜電荷變化相關(guān)，從而影響DPAOs 代謝過程中酶的活性。在厭氧反應(yīng)過程中伴隨著質(zhì)子的轉(zhuǎn)移會引起pH 變化，厭氧過程是一個pH 降低的反應(yīng)過程。Wang 等[36]通過在線pH 儀發(fā)現(xiàn)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(xù)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(jié)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(nèi)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(jìn)入細(xì)胞膜，該過程需要消耗細(xì)菌質(zhì)子移動力（PMF），其主要作用是通過膜結(jié)合酶復(fù)合體合成ATP 并運輸基質(zhì)到胞內(nèi)。在聚磷細(xì)胞體內(nèi)，為了重建或者恢復(fù)PMF，細(xì)胞需要分解體內(nèi)儲存的Poly-P，其宏觀表現(xiàn)為液相中磷濃度的升高，因為pH 的升高將進(jìn)一步減小PMF，為了維持PMF的恒定則細(xì)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(jié)果表明，pH 在6～8之間與除磷效果呈正相關(guān)；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(xiàn)磷沉淀，影響除磷效果。該結(jié)果與Li等[39]和韋佳敏等[40]等的研究結(jié)果一致。Zhang 等[27]對DPAOs 的研究結(jié)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(fā)現(xiàn)，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(dāng)pH過高時，則可能導(dǎo)致磷沉淀發(fā)生，影響除磷效率。Oehmen 等[42]分別以乙酸和丙酸為碳源，發(fā)現(xiàn)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(guān)系時，分別培養(yǎng)了PAOs 和PAOs-GAOs 共存的環(huán)境，將pH 控制在7.6±0.1，使PAOs優(yōu)于GAOs 占主導(dǎo)地位；將pH 控制在7.0±0.1，則培養(yǎng)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(jìn)行反硝化除磷。如果將反硝化除磷與亞硝化作用結(jié)合起來，則可進(jìn)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(fā)現(xiàn)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(nèi)（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(yīng)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(jié)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(xiàn)對NO-2-N 有排斥 現(xiàn) 象。Zhou 等[46]以 經(jīng)NO-2-N 馴 化過的DPAOs 污泥為研究對象，發(fā)現(xiàn)在NO-2-N濃度高達(dá)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(xiàn)，而在較高NO-2-N濃度的 環(huán) 境 下 （NO-2-N＞16mg/L） ，Candidatus Accumulibacter分支ⅡD 則表現(xiàn)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(jìn)行NO-2-N 的馴化，可以顯著提高其對NO-2-N 的適應(yīng)性。

大多數(shù)研究者[47]認(rèn)為亞硝酸質(zhì)子化產(chǎn)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(jié)果表明，在0.002mgHNO2-N/L及以上時對缺氧吸磷產(chǎn)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(shù)；t為該系統(tǒng)的溫度，℃。

目前的研究發(fā)現(xiàn)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(fā)現(xiàn)，F(xiàn)NA的毒性機制與它對細(xì)胞膜和細(xì)胞內(nèi)能量產(chǎn)生的影響有關(guān)，它能夠穿過細(xì)胞膜，降低胞內(nèi)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，F(xiàn)NA 限制了ATP 的合成，從而導(dǎo)致ATP/ADP 低下，影響聚磷的合成。Zhou 等[50]發(fā)現(xiàn)細(xì)胞內(nèi)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(guān)，并且DPAOs 的電子傳遞活性也表現(xiàn)出類似的趨勢。②據(jù)Wang等[51]報道，F(xiàn)NA的積累抑制了磷的攝取，導(dǎo)致反硝化效率低下，且產(chǎn)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，F(xiàn)NA抑制了聚磷酸酶（ppk）和缺氧段對PHA的氧化利用。Zeng等[52]表明，F(xiàn)NA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(fā)現(xiàn)，F(xiàn)NA 對合成代謝（細(xì)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(fù)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(xiàn)磷反釋的現(xiàn)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(fā)現(xiàn)，F(xiàn)NA達(dá)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(yīng)器結(jié)構(gòu)和廢水組成成分等因素不同，F(xiàn)NA抑制程度差異較大。

2.4 污泥齡

SRT能直接影響系統(tǒng)中的微生物種群結(jié)構(gòu)以及污泥的生化、理化特性,所以成為生化系統(tǒng)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(dǎo)致除磷效率降低，主要是因為長SRT條件下混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLVSS）逐漸增長，使得內(nèi)源代謝的比例增高，活性細(xì)胞衰減比例增大，在厭氧環(huán)境時污泥負(fù)荷（F/M）較低[56]，導(dǎo)致胞內(nèi)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(yōu)勢[57]。而如果SRT過低，DPAOs 將被清除出系統(tǒng)，微生物群落將以異養(yǎng)菌為主，從而破壞系統(tǒng)的脫氮除磷效率。Wang等[36]采用A2N-SBR富集了DPAOs，該系統(tǒng)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(fā)現(xiàn)，在SRT 從15 天降低至7.5 天后，除磷率驟降至14%，而SRT 恢復(fù)至15 天后，除磷率逐漸恢復(fù)。王朝朝[59]等采用UCT-MBR工藝發(fā)現(xiàn)，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(tǒng)污泥負(fù)荷過低，DPAOs 呈現(xiàn)出較高的內(nèi)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(xù)運行的關(guān)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(dān)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(chǎn)生不利影響。初始COD 負(fù)荷越高，厭氧階段末的外部有機碳?xì)埩袅吭礁?，外源有機碳與NO-x-N 的共存使普通異養(yǎng)反硝化菌（OHOs）在與DPAOs 的競爭中占優(yōu)勢，結(jié)果使得電子受體被完全消耗，除磷效率很低。初始COD 負(fù)荷較低時，DPAOs 內(nèi)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(tǒng)的除磷。Wang等[61]在A2N-SBR系統(tǒng)中，在C/P值和C/N值分別為20.6 和6.9 時，系統(tǒng)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(jié)果表明，進(jìn)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(jìn)水TN/P 比值與除磷效率呈線性正相關(guān)。此外，研究還發(fā)現(xiàn)，NO-3-N濃度接近0mg/L，內(nèi)源性釋磷達(dá)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(dāng)NO-3-N負(fù)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(fù)荷，則不利于磷的去除。然而，過高的NO-3-N 負(fù)荷將會進(jìn)入?yún)捬鯀^(qū)，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(guān)重要。缺氧段平均吸收1mgPO34--P 與所需NO-x-N 的值之間的數(shù)值關(guān)系如表1 所示。通過表1 發(fā)現(xiàn)，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(guān)，同時這也與污泥DPAOs菌種的性質(zhì)和試驗條件有關(guān)。

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(nèi)的PHA 以促進(jìn)細(xì)胞生長和補充糖原，而對除磷沒有貢獻(xiàn)。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(shù)發(fā)表的研究只關(guān)注了PAOs 和GAOs 之間的競爭關(guān)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(nèi)碳源部分反硝化，能夠?qū)O-3-N 轉(zhuǎn)化為NO-2-N，可以與PAOs 反硝化除磷的作用協(xié)同，將進(jìn)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(jìn)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(huán)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(fā)揮了重要作用，Oehmen 等[20]通過分子技術(shù)發(fā)現(xiàn)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(fā)現(xiàn)其具有將NO-3-N 轉(zhuǎn)化為NO-2-N 的性能，其亞硝酸鹽轉(zhuǎn)化率（NTR）穩(wěn)定在53%～67%，這證實了將GAOs主導(dǎo)的EPD和DPR工藝結(jié)合（EPDPR），使同步積累亞硝酸鹽和反硝化除磷的實現(xiàn)具有一定的可行性。

Rubio-Rincón等[16]發(fā)現(xiàn)在高度富集的PAO Ⅰ培養(yǎng)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(yǎng)基則表現(xiàn)出較高的缺氧磷吸收活性。并且兩種培養(yǎng)物對亞硝酸鹽均表現(xiàn)出良好的缺氧吸磷活性[在PAO Ⅰ和PAO Ⅰ-GAO 培 養(yǎng) 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(tǒng)中將硝酸鹽還原到亞硝酸鹽，而PAO I利用EPD作用產(chǎn)生的亞硝酸鹽缺氧吸磷。同時，Wang 等[72]對EPDPR 協(xié)同作用的研究發(fā)現(xiàn)，在低C/N值中A/A/O SBR 系統(tǒng)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(dá)75.3%，促進(jìn)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(dǎo)。

Fan等[73]對活性微生物群落的鑒定表明，GAOs內(nèi)源部分反硝化和PAOs 反硝化除磷的協(xié)同充分利用了內(nèi)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(nèi)源部分反硝化，為了充分利用進(jìn)水COD，要求厭氧區(qū)有較長的水力停留時間，并且由于其反應(yīng)速率慢，還需要較長的缺氧區(qū)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(yōu)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(guī)反硝化菌競爭碳源協(xié)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(jìn)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(xiàn)出耦合新工藝具有廣泛的應(yīng)用前景，為實現(xiàn)污水高效節(jié)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(jié)合的先進(jìn)脫氮除磷工藝。

厭氧氨氧化（anammox）工藝是指在厭氧狀態(tài)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(zhuǎn)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(chǎn)量低、溫室氣體排放少等優(yōu)點[79]，從污水中去除的過程，最早由荷蘭Delf工業(yè)大學(xué)發(fā)現(xiàn)并命名，式(3)為生化反應(yīng)方程式。

從式中可以看出，TN 去除效率理論上可以達(dá)到89%的最大值。如果進(jìn)水中亞硝酸鹽/氨的比例為1.32，則厭氧氨氧化工藝可產(chǎn)生11%的進(jìn)水TN硝酸鹽[77]。實際運行中由anammox菌或亞硝酸鹽氧化菌（NOB）產(chǎn)生的出水NO-3-N 一 般 在10mg/L 以上[80]，達(dá)不到嚴(yán)格的污水排放標(biāo)準(zhǔn)。而通過反硝化與全過程自養(yǎng)脫氮（CANON）工藝結(jié)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(yīng)用引起了研究者的廣泛關(guān)注[81]，但其應(yīng)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(dǎo)致出水水質(zhì)惡化，這可能是由于反應(yīng)器內(nèi)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(dá)到除磷的目的，通過結(jié)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(jìn)入?yún)捬醐h(huán)境在DPAOs及OHOs作用下實現(xiàn)COD去除和厭氧磷釋放。

階段二：低COD 的出水進(jìn)入含有anammox、AOB及OHOs的環(huán)境，進(jìn)行部分亞硝化、厭氧氨氧化和反硝化。

階段三：厭氧氨氧化產(chǎn)生的硝酸鹽在缺氧環(huán)境下被DPAOs利用將氮、磷進(jìn)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(nèi)源性部分反硝化和反硝化除磷相結(jié)合，充分利用了GAOs對碳源的代謝作用，以產(chǎn)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(xiàn)主要通過部分亞硝化提供穩(wěn)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(dǎo)致了NO-2-N 與NH+4-N 的比例波動，很難達(dá)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(guān)注。部分反硝化法（PD）是由OHOs 作用將NO-3-N 轉(zhuǎn)化為NO-2-N 的工藝。據(jù)報道，與亞硝化反應(yīng)相比，部分反硝化的亞硝酸鹽產(chǎn)生相對穩(wěn)定[84]，并且部分亞硝化-厭氧氨氧化可以減少由NOB 或者anammox 產(chǎn)生的NO-3-N。但是目前的研究主要集中在缺氧環(huán)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(nèi)碳源來驅(qū)動[75]，由GAOs 主導(dǎo)的內(nèi)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(qū)動的內(nèi)源性部分反硝化可以為anammox 提供穩(wěn)定的NO-2-N，其NTR 高達(dá)87%，并且EPD 具有節(jié)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(wěn)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(nèi)源性部分反硝化、anammox 和反硝化除磷作用在SBR中耦合，連續(xù)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(fā)現(xiàn)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(jìn)入含有anammox、DGAOs 及DPAOs 的厭氧環(huán)境，在這一階段中，COD 被DGAOs 及DPAOs 轉(zhuǎn)化為內(nèi)碳源，并伴隨著釋磷的發(fā)生。

階段二：好氧條件下，將NH+4-N 轉(zhuǎn)化為NO-3-N后再進(jìn)入缺氧環(huán)境。

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

4 結(jié)語與展望

國內(nèi)外學(xué)者已對反硝化除磷的影響因素進(jìn)行了綜合全面的研究，保障了維持穩(wěn)定高效的反硝化除磷工藝。前人已將聚磷菌進(jìn)行了詳細(xì)的分類，且張立成[86]采用生理生化菌株分離鑒定技術(shù)和分子生物學(xué)基因測序技術(shù)相結(jié)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(zhì)代謝還是通過其他未知菌種轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽進(jìn)行代謝暫未有定論，因此關(guān)于PAOs 對基質(zhì)類型的代謝途徑仍需進(jìn)一步探索。同時，於蒙等[87]研究發(fā)現(xiàn)，除了Candidatus Accumulibacters，還存在其他種屬的PAOs，其數(shù)量及代謝途徑還不清楚，仍需要進(jìn)一步深入鑒定和分析。

大多數(shù)研究只關(guān)注了PAOs 和GAOs 之間的競爭關(guān)系，通過GAOs使用內(nèi)碳源部分反硝化，能夠?qū)O-3-N轉(zhuǎn)化為NO-2-N，與PAOs 反硝化除磷的作用協(xié)同，將進(jìn)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(xué)、分子生物學(xué)等技術(shù)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(yīng)關(guān)系，以深度揭示其菌群結(jié)構(gòu)、空間分布，從而獲得應(yīng)用該因素進(jìn)行調(diào)控的最佳手段。

將內(nèi)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(jié)合的研究將成為耦合新型脫氮工藝的基礎(chǔ)，仍需進(jìn)行深入探討研究，而如何更好地協(xié)調(diào)主要功能菌種對不同基質(zhì)的親和度、不同微生物之間的競爭與協(xié)同等問題將是進(jìn)一步高效節(jié)能的同步脫氮除磷研究的重點。