PNA工艺（Partial Nitritation+Anammox）已广泛应用于侧流脱氮，但是至今，主流厌氧氨氧化（Anammox）的应用案例还是屈指可数。进水氨氮浓度低、进水负荷和温度不稳定等因素给主流短程脱氮工艺中抑制亚硝酸盐氧化细菌（NOB）带来了巨大的挑战。此外，很多研究表明，维持系统内一定浓度的氨氮（悬浮体系为1-2 mg N/L，颗粒污泥系统为5 mg N/L）有利于抑制NOB，同时也能够提高氨氧化细菌（AOB）和厌氧氨氧化细菌（AnAOB）的反应速率（反应动力学角度）。但同时也受制于严格的出水总氮要求。
为了加速主流短程脱氮的实际应用，并且满足对出水总氮（主要是氨氮和硝酸盐氮）的严格要求，稳定有效且节能的深度氮处理（polishing）十分有必要。传统的生物脱氮工艺（硝化-反硝化）需要添加额外的碳源来满足出水总氮要求。很多污水厂选择甲醇（methanol）作为碳源主要是因为经济便宜。但同时也有其他的弊端，例如低温条件下异养菌利用甲醇生长速度慢、表现不稳定，且甲醇易燃储存十分危险。所以很多研究人员也在寻求可替代的有机碳源。尽管乙醇（ethanol）、乙酸盐（acetate）以及丙三醇（glycerol）均被报道过在低温条件下可以实现较高的反硝化速率，但是这些碳源价格高，而且容易产生中间产物亚硝酸盐（NO2-），这是传统生物脱氮工艺所不喜的。
然而，随着主流短程脱氮工艺的深入研究，人们产生了新的思路：反硝化过程中产生的亚硝酸盐可以协同厌氧氨氧化工艺实现脱氮，不用拘泥于主流PNA工艺。PdN-AnAOB工艺，即2018年NRR报告中提到的PdA，是目前大热的主流脱氮工艺的研究方向。虽不及PNA的节能效率（主流PNA实现颇有难度，只能退而求其次），但是相较于传统的生物脱氮，PdN-AnAOB（这么表示更明确）路径理论上也可以节省约50%的曝气和80%的碳源投加，仍具有相当的可比性。PdN-AnAOB最初是在侧流（sidestream）处理中以DEAMOX（DEnitrifying AMmonium OXidation）概念提出，主要是通过利用硫化物、乙酸盐以及丙三醇作为电子供体，实现厌氧氨氧化反应和部分反硝化的耦合。最近主流PdN-AnAOB却得到越来越多的关注（Cao, Peng, Du, & Wang, 2016; Du et al., 2017; Ma, Qian, Yuan, & Peng, 2017; Niemiec, Sharp, & Duer, 2018)。
当亚硝酸盐存在的时候，厌氧氨氧化过程是相对比较容易调控的。所以部分反硝化路径选择（PdN selection）是PdN-AnAOB路径的关键所在。很多研究表明，亚硝酸的积累能够指示PdN的发生，特别是在投加能快速利用的碳源情况下，如乙酸盐或丙三醇。还有一些研究表明，碳氮比、pH、溶解氧以及SRT都会影响PdN的转化。各种范围的碳氮比（0.6-15）对PdN的影响研究都可以在文献中找到，因此碳氮比对PdN路径选择的重要性尚无定论。此外，如果系统一直在进行PdN而非FdN（完全反硝化），我们尚不清楚该系统内的微生物群落在不断适应系统条件下朝着怎样的方向发展——是筛选出了能特定进行PdN却失去FdN能力的专有菌群，还是能够维持在必要时向FdN转化能力的通才菌群？我们当然是希望是后者，这给实际应用带来了更多的灵活性，以满足出水需求，但是这方面的研究甚少。DC Water和HRSD就针对PdN-AnAOB协同FdN做了专门的研究，Haydee和Charles也在2019年NRR大会上向大家分享了研究成果，非常值得借鉴和讨论。
DC Water的需求
Blue Plains深度污水处理厂是隶属于DC Water的美国最大的深度污水处理厂，日处理量为140万吨。目前主流深度脱氮工艺仍为传统的硝化-反硝化，共有12个生物脱氮池。2018年已全面启动侧流DEMON工艺，氨氮设计负荷为10000kg/d。每年碳源（甲醇）投加产生的费用高达800万美金，成本之大让DC Water不得不寻求更加节能降本的处理工艺。此外，日趋严格的排放标准（总氮低于3.8mg N/L，总磷低于0.18mg P/L）以及有限的场地也迫使DC Water寻求新的出路。由于大部分磷已经在初沉池投加药剂的过程中得以去除，因此DC Water目前最大的挑战就是主流脱氮工艺的改进和升级以满足严格的排放标准。
Blue Plains实现能源自足的路径
前面提到，要实现能源自足，无非是提高能源回收和缩减能源开支。在DC Water的案例中，主要是通过：（1）通过A-Stage高速活性污泥法捕捉进水更多的碳源进入污泥通过厌氧消化产甲烷实现能源补给；（2）减少脱氮环节外加碳源的投入和曝气能耗。
DC Water脱氮工艺升级的方向
在PdN-AnAOB研究之前，DC Water也做了大量主流厌氧氨氧化工艺（PNA）的研究，虽然通过维持系统内DO浓度（1.5mg O2/L）和氨氮浓度（1-2mg N/L）、SRT调控、间歇性曝气等手段能够有效抑制系统内的NOB，但是调控过程难以把握，对操作人员要求极高，出水也难以保证稳定达标。因此DC Water不再拘泥主流PNA，而是将更多的精力转移至PdN-AnAOB的研究，通过部分反硝化过程产生亚硝酸盐，再耦合厌氧氨氧化过程实现主流的短程脱氮工艺，以保证后续出水深度处理后能够达标。
与主流PNA相比， PdN-AnAOB处理更易实现。主要体现在：（1）PdN在特定条件下的高效转化率和可靠性；以及（2）AnAOB更适合在该系统中生存（不用与NOB竞争亚硝酸盐）。而PdN-AnAOB最大的缺点在于仍然需要特定外加碳源（例如乙酸盐、丙三醇等快速碳源而非甲醇）的投加，成本增加，因此后续还会有针对可替代碳源投加的研究（详见研究三）。
PdN路径选择机理
要实现PdN路径，必须使用适宜的碳源（例如甘油或乙酸盐而非甲醇），主要基于两个原因。查阅文献可知，乙酸盐和甘油可转化为聚3-羟基丁酸酯（poly‐3‐hydroxybutyrate），可作为反硝化的有效电子供体储存在细胞内。胞内碳存储意味着会在细胞内会产生大量电子，这可能优先选择PdN路径的原因，因为硝酸还原酶（nitrate reductase）比亚硝酸还原酶（nitrite reductase）具有更高的电子容量，每还原1摩尔硝酸盐需转移2个电子，而每还原1摩尔亚硝酸盐仅需转移1个电子。在厌氧条件下，大多数硝酸盐还原酶的活性是由膜结合的硝酸盐还原酶所体现，通过碳存储或电子存储，硝酸盐还原酶可以吸收更多的电子，导致硝酸盐还原和亚硝酸盐还原之间存在较大的反应速率差异。
图3. 反硝化过程电子传递示意图（Van Rijn et al., 1996）
另一个使用乙酸盐或甘油作为碳源比使用甲醇更能有效进行PdN路径的原因可能和电子供给的方式和地点有关。硝酸还原酶在电子传递链上游段接受通过泛醌（ubiquinone）或细胞色素b（cytochrome b）传递的电子，而亚硝酸盐还原酶是在更下游段接受来自细胞色素c（cytochrome c）的电子。某些碳源可以在包括细胞色素c在内的整个电子传递链中提供电子；而有些碳源则优先在电子链上端（不包括细胞色素c）提供电子，那么硝酸盐就会被还原，产生的亚硝酸盐则会积累。乙酸盐确实体现了这一特质，优先在电子传递链上游段中提供电子给近处的硝酸盐还原酶，从而导致更快的硝酸盐还原速率，从而提高了亚硝酸盐的利用率。同样，甘油也是将电子提供给上游段的细胞色素b。但是，甲醇则是将其电子提供给靠近下游段的细胞色素c，因此无法实现有效的PdN路径。其实，这一原因也很好地解释了PdN路径选择与系统内硝酸盐水平（nitrate residue level）有关的事实：当硝酸盐浓度受限时，细胞色素b对电子需求降低，可能会导致电子从细胞色素b向细胞色素c进行传递，从而转向FdN。
这些研究表明，碳氮比（COD/NO3--N）并非直接控制PdN路径，系统内的硝酸盐浓度才是控制PdN路径的关键所在（DC Water有实验证明，详见图7）。此外，如果提高系统运行负荷，硝酸盐还原反应会快于亚硝酸盐还原反应，有利于PdN路径从而积累亚硝酸盐，这一点所有的碳源都适用。另，如果系统内有足够的AnAOB，能够通过竞争亚硝酸盐帮助实现PdN。有些文献认为FNA（free nitrous acid）浓度高于2 mg HNO2-N/L会对亚硝酸还原产生抑制作用，但是PdN耦合AnAOB的实验证明（详见图7d），亚硝酸盐浓度，即FNA浓度并不会影响PdN路径选择。
综上， PdN路径选择机理及可能的调控总结如下：
（1）硝酸盐还原酶（nitrate reductase）和亚硝酸盐还原酶（nitrite reductase）之间存在电子竞争：
只要系统内有足够的硝酸盐残留（DC Water研究中为>2 mg N/L），PdN转化率能达到近100%;
电子主要由碳源提供，碳源种类会影响不同还原酶之间的电子竞争；
（2）硝酸盐还原和亚硝酸盐还原反应速率存在差异：
适用于所有碳源；
提高运行负荷有助于提高PdN转化率；
（3）厌氧氨氧化菌对亚硝酸盐的竞争：
系统内大量的AnAOB会竞争PdN产生的亚硝酸盐，有利于PdN路径选择；
（4）碳源限制：
碳氮比并非影响PdN路径选择的因素（DC Water）；
如果能够将上述机理灵活运用，有效结合，其实并不需要通过SRT调控来实现PdN路径。
DC Water对PdN-AnAOB路径的研究
DC Water在Blue Plains深度污水处理厂里搭建了一个主流脱氮中试系统（悬浮污泥），如下图所示。整个中试装置体积为360L，由18个反应池组成，每个反应池体积为20L。该系统可分为两段：（1）前10个反应池（200L）为AvN控制段，主要通过在线AvN控制，间歇曝气（intermittent aeration）调节出水氨氮与硝酸盐的比例：（2）后8个反应池（160L）为深度处理（final polishing）缺氧段，主要进行PdN-AnAOB协同FdN过程。如有需要，启用后置曝气池。
系统进水来自Blue Plains深度污水处理厂的二沉池出水，采用多级进水（step feed）的方式，三个进水点分别相当于0、40、60分钟的反应时间。进水总无机氮（TIN）负荷约为165 mg N/L/d，氨氮负荷为88±37mg N/L/d，碳氮比（sCOD/N）为2.3±0.5。总水力停留时间（total HRT）为5.7小时（340min）。该中试系统的两部分有效结合需要一个有效的控制系统来支撑，所以首先要明确影响中试系统性能的因素，其次要能协同AvN调控以及Final Polishing调控来满足低碳氮比下的出水要求。
图4. DC Water主流中试装置图
图5. DC Water主流中试控制系统流程示意图
中试系统最初接种的是Blue Plains深度污水处理厂生物脱氮池（SRT=25d）里的硝化-反硝化污泥（one suspended growth system），已经适应了长期的甲醇投加用于反硝化。
研究初期，系统内并无接种AnAOB。中试系统第一部分AvN段主要依靠PID在线曝气控制来调节该部分出水的氨氮和硝酸盐浓度。调控的主要参数为出水氨氮与硝酸盐氮浓度比α=[NH4+-N]/[NOx--N]。曝气时，反应池内的溶解氧水平在1-1.5mg DO/L。PdN控制可以通过固定输入碳氮比（COD / NO3--N）（阶段I）来前馈控制乙酸盐投加或通过池内硝酸盐浓度设定来反馈控制乙酸盐的投加（阶段II-IV）。
1. 阶段I (0-89天)：无AnAOB；无FdN；α=1；基于COD/N的 PdN调控
在阶段I，中试系统为单一悬浮活性污泥系统，仅含有接种的硝化-反硝化污泥。此阶段，AvN段调控该部分出水氨氮与硝酸盐浓度相当，即α=1。PdN段调控基于碳氮比为3（根据之前文献，低碳氮比可能会影响完全反硝化的进行）。在系统的运行的前40天内，由于AvN PID调控参数未能优化，导致AvN段出水很不稳定，无法实现相同浓度的氨氮和硝酸盐。受前置段影响，尽管PdN段能够维持较好的碳氮比，但PdN转化率也十分不稳定，在5%-100%范围内波动。经过调整，AvN段最终能保持较为稳定的出水，出水氨氮浓度为13±2 mg N/L，硝酸盐浓度为12±2 mg N/L。PdN转化率也趋于稳定（88±14%），出水硝酸盐浓度为5.6±1.4 mg N/L（图9右A）。由于该阶段系统内没有AnAOB，所以PdN段除了部分氨氮用于同化作用外并无减少。
阶段I虽然证明了基于低碳氮比的设定可以成功实现PdN路径，但是AvN段的不稳定（0-40天）严重了影响PdN转化率。所以明确PdN路径选择的动力学机理和探索其他更好的PdN调控手段十分重要。在此基础上，DC Water研究人员在阶段I期间还做了一些批量实验（batch test），测试了低碳氮比（COD / NO3--N =3）以及高碳氮比（COD / NO3--N =10）条件下的PdN转化率。实验结果表明，两种条件下均可以实现接近100%的PdN转化率（图7a和b）。但是在FdN反应进行到150分钟后，均开始切换至FdN；且发生反应切换时，系统内硝酸盐浓度均为2mg N/L左右（图7a和b）。两组实验也表明，尽管高效PdN转化可以实现，但是系统仍保持向FdN转化的能力。为了验证这种转化是否可逆，研究人员还在低碳氮比条件下进行了另一项实验：在FdN进行至75分钟时添加额外的硝酸盐，使系统内的硝酸盐浓度由0.86 mg N/L 升至15.95 mg N/L，之后反应又切换回FdN（图7c）。种种迹象表明，相较于碳氮比，系统内硝酸盐浓度反而更能够有效调控PdN路径的选择。
2. 阶段II (90-165天): 无AnAOB; 无FdN; α=1; 基于NO3-N的PdN调控
在阶段II，FdN系统内硝酸盐浓度作为FdN调控的主要参数。碳源采用分步投加——分别在相当于停留时间为220、260和300分钟时的位置进行。通过较为稳定的PdN调控，PdN段的出水硝酸盐浓度维持7.3±1.9 mg N/L，PdN转化率高达97±7%。同时，通过分步投加碳源可以看到非常友好的亚硝酸盐响应（图9右B）。所以，实际应用中可能并不需要推流反应器来实现高效的PdN转化率，分步投加碳源也同样可以实现。
3. 阶段III (166-219天): 无AnAOB; 有FdN; α=1; 基于NO3-N的PdN调控
在这一阶段，DC Water测试了中试系统中PdN向FdN切换的可能性，因为必要时FdN能够满足严格的出水总氮要求。通过在FdN段投加额外碳源使硝酸盐浓度降低至2 mg N/L以下来出发FdN路径。在此阶段，PdN段亚硝酸盐浓度仍成上升趋势（图9右C），出水硝酸盐浓度维持在6.6±1 mg N/L，PdN转化率为88±16%；在FdN段，硝酸盐和亚硝酸盐浓度均呈下降趋势。投加的COD与去除的总无机氮的比（CODadded/TINREM）为4.7±2.7（表1 III），接近完全反硝化反应的化学计量。从而证实通过调控，可以实现PdN向FdN的路径转化，既可以积累亚硝酸盐也可以在必要时去除。
4. 阶段IV (220-254天): 有AnAOB; 有FdN; α=1; 基于NO3-N的PdN调控
为了研究PdN段内亚硝酸盐浓度对PdN路径选择的潜在影响以及探索耦合厌氧氨氧化的PdN过程，中试系统在运行至222天的时候，接种了来自污水厂侧流DEMON反应池里的AnAOB，目的是为了消耗PdN过程产生的亚硝酸盐。运行期间，剩余污泥中的AnAOB通过筛分被保留回流至系统内。图8右D显示，AvN段出水仍保持相同浓度的氨氮和硝酸盐（α=1）；PdN段的硝酸盐浓度降低但仍保持在2-3 mg N/L以上（基于硝酸盐浓度的PdN调控）氨氮浓度也在下降而亚硝酸盐浓度没有积累是因为AnAOB起了作用；FdN段因投加额外的碳源使硝酸盐浓度降低至2 mg N/L以下，触发了FdN路径，而AnAOB竞争不过异养反硝化细菌，氨氮浓度维持不变（稍许下降可能是因为吸收同化）。如果出水氨氮浓度偏高可以再后置一个曝气池来去除氨氮。此外，由于该阶段AnAOB对总无机氮（TIN）去除率的贡献使得碳源的投加得以减少。
通过以上四个阶段的中试运行，DC Water探索出了简单的PdN路径选择机制，为主流短程脱氮提供了新的思路：PdN完全受系统内硝酸盐浓度控制，有无亚硝酸盐竞争管理对于PdN转化率来说并不重要，也就是说系统内有无AnAOB对于亚硝酸盐的产生并无影响，这为主流AnAOB的富集与生长提供了非常好的环境。通过合理的调控手段，是可以建立并管理系统的灵活性，适应不同的情景来满足出水水质要求。（未完待续）
图10. PdN以及FdN转化率计算公式
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