Nitrification and Me：一个瑞士教授眼中的硝化演变史 (下)
在上一篇微信《Nitrification and Me：一个瑞士教授眼中的硝化演变史（上）》中我们提到，第一代硝化反应的动力学模型始于上世纪70年代。南非开普敦大学的Gerrit Marais带领的团队对此作出了重要贡献。他们先从CSTR反应器开始，考虑的变量包括可溶性物质、胶体、颗粒、硝化反硝化、耗氧量、污泥产量，最先他们先做静态模型，之后再开发动态模式。
1982年，当时IAWPR（国际水协IWA的前身）的副主席Poul Harremoes组建了IAWPR生物污水处理设计和运行数学建模专家任务组。在南非开普敦大学团队已取得的前沿成果基础上，这个任务组开发出了一系列活性污泥模型，也就是如今大家熟知的ASM1-ASM3。这个任务组的主要贡献之一是矩阵符号，它将本来相当复杂的整合数学模型，凝练成有序的形式对外传播沟通，这其中Gujer教授做出了大量工作。
如今这ASM系列被广泛接受为活性污泥工艺的最先进模型。而这些模型当初能获得初步认可，很大程度因为其在预测氮转化（硝化反硝化作用）方面取得的成功。同时这些模型（尤其是ASM2d）已经发展到相当的复杂度，虽然确实有助于改善污水厂的设计，但一般的咨询工程师并不会用，相关应用和调整的任务依然要由少数经验丰富的工程师操作。
ASM的校准很繁琐，而且往往需要临时调整程序完成。 Brun等人开发了一种系统性的方法，可找到最重要的模型参数及其相互关系。然而在一些讲求实用的工程师们看来这样的程序并不好用——他们没有充足的时间、软件培训以及理论背景来解释模拟结果，因此目前这些软件技术主要还只用于研究和开发环境当中。
虽然还有这样那样的问题，但总的来说活性污泥法硝化动力学模型的使用体验还是很正面的，这给予了研究人员充分开发强化综合模型的动力。目前IWA国际水协的GMP建模实践工作组正在着手编写《活性污泥模型使用指南》，希望其能够在促进和改善复杂数据的应用方面有所帮助。
Gujer教授和他的EAWAG团队开发的活性污泥模拟系统软件ASIM操作界面
上世纪70年代中期，Williamson和McCarty以及Harremoës等人相继推出了最早的一批生物膜传质模型。这一批模型已经考虑了电子供体和受体的情况，但无法处理微生物间的竞争关系，包括硝化过程的表现。生物膜必须结合物质的转化和传质工艺，比假设完全混合的悬浮生长模式复杂很多。Mueller等人率先发表了基于生物转盘(RBC)的包括了BOD去除和硝化作用的模型，6年之后于1984年Gujer和Wanner在此基础上开发了能描述异养和自养微生物在生物膜内的竞争情况的静态模型，并在90年代得到良好的应用，它能帮助我们了解微生物竞争中的控制因素。
但是Gujer教授也承认，虽然这个模型一方面对开发新工艺技术很有帮助，但是他们当时也意识到模型的局限性——在缩减的空间和时间里，它并不能将实际工程应用的方方面面都成功模拟。例如下图，中试实验显示经过无硝化高效生物处理后的生物滤池三级处理的硝化情况显示过滤截留了二级处理出水中的悬浮固体，但是在实际应用中却不是这样。
对于三级处理中的硝化作用，Gujer教授说对于研究者来说，当初这个方向是很合理的，因为当时的污水厂只是为去除BOD设计的，所以在出水端进行硝化是很正路的。然而随后90年代脱氮除磷技术的迅猛发展使得三级硝化处理显得如此过时。这让Gujer教授非常感慨: “从那我们领悟了预测未来终究是件非常难的事。”
Gujer教授强调，仅仅能够预测污水的硝化表现是不够的，更重要的是要弄清出水中氮的最终去向。下图展示的是某富营养化湖泊的厌氧出水排入一条小溪后，其中的氮转化达到接近静态的所需距离。我们需要充足的空间才能发现自然净化的数据。
又如下图所示，在距离某部分硝化的污水厂出水口1.5km的某河里的氨氮浓度昼夜差异。温度、pH和氨氮负荷受到阳光的同步作用导致了这里的有毒物质浓度的极端变化。
通过以上例子，Gujer教授想说明受纳水体的水质究竟如何。其实除了看污水厂的出水指标之外，其实了解水体中的自净过程也非常重要，这才构成完整的环境保护的成功基础。Gujer教授从1976年就对此开始了模型研究，例如下图小型河流的硝态氮等温工作曲线:
Gujer教授认为受纳水体水质标准的制定不应该只是环境工程师的任务，他希望生态学家和毒理学专家也能加入进来。
从Nitrobacter到AOB/NOB
在过去，环境工程师都以为Nitrosomonas和Nitrobacter是负责硝化作用的微生物。而且他们当中大部分人还觉得只要给予这些微生物正确的底物，它们就会长得很好。通过FISH等分子学技术，Wagner等人在1996年第一次展示了Nitrobacter spp.不是污水厂完成亚硝态氮到硝态氮转化的主要微生物。随着对硝化作用认识的加深，研究者发现谨慎的工程师已经不再指出具体细菌种属的名字，而是改用AOB(氨氧化微生物)和NOB(亚硝化氧化微生物)来描述完成硝化作用的微生物。
Gujer教授认为随着分子微生物技术变得越来越可量化和快速可行，这些技术将部分取代硝化反应，作为分析底物和微生物之间相互作用的工具。不过在此之前，硝化反应由于其简单易懂又方便管理，依然会是以后几代工程师的重要教育工具。
硝化作用可以作为微量污染物的指示因子
Clara等人2005年的报告显示包含脱氮工艺的污水厂中微污染物降解情况相当有效。这意味着硝化效率可以作为微量污染物去除情况的参照指标。甚至硝化污染物自己就能降解部分微量污染物(例如EE2)。硝化过程在过去很长一段时间里都充当着二级处理的指示因子。随着微量污染物日益受到重视，它的指示功能或许能得以重新挖掘。
传统活性污泥 vs MBR
我们可能假设活性污泥和MBR工艺的微生物种群和属性大不相同。但是Manser等人运用FISH技术的分析结果发现两种系统的AOB和NOB微生物只有很少的区别。动力学参数方面两套系统还是有明显区别的。
活性污泥工艺的硝化菌表面莫诺饱和系数大于MBR系统。但是Manser等人认为对于这个差别可以由传质作用解释：活性污泥的絮体要比MBR的大，更长的扩散路径导致更大的表面饱和值，因此这些动力学参数跟系统特性相关的。
亚硝酸根是污染物控制重点之一，如何有效预测亚硝酸根排放依然是个未知数：在污水厂经常遇到高浓度的亚硝态氮排放。所以问题不是开发一个模型结构，而是理解动力学参数的变化。活性污泥工艺要达到（0.2 mg N/L）的氨氮出水有时是相当困难的，尤其是昼夜变化比较大的时候。我们还没有完全搞懂所有的问题，例如我们可能需要将细胞内部结构也考虑在内来解释一些现象，又例如加深不同氧化还原条件下的捕食、腐蚀和溶解工艺的理解。
另一方面，在某个程度来说，如果硝化反应能停留在亚硝化态，污水处理能变得更经济。这也就是我们经常谈论的短程硝化反硝化反应，不过在低温温度很难让硝化反应停留在亚硝化态。另外，一氧化二氮的产生也是个问题。
传感器技术在过去已经取得了长足的发展。结合先进的控制策略，传感技术的应用将给不同的处理技术更大的发展潜力，这部分潜力让有待开发。
Gujer教授还在综述中提到了厌氧氨氧化。他ren厌氧氨氧化在自然环境中也扮演着重要作用，包括了河流和海洋。而主流厌氧氨氧化是一个有趣但仍有待探索的领域。
对于污水处理的主干部分，例如TSS、COD、氮磷等宏观营养物，我们已经有了相当扎实的理解。在未来这部分当然还会有各种有价值的发展，但是Gujer教授认为发展空间不会像上世纪后半叶那么迅猛了。他认为发展突破点会落在特定化学品（例如微量污染物）、特殊种群（丝状菌、厌氧氨氧化菌）、新的处理技术（膜工艺、厌氧工艺和颗粒污泥等）和具体的工程方法(计算流体动力学CFD)。Gujer教授也提到分散式污水处理会吸引越来越多的兴趣。
但同时他说我们也要承认在工程设计方面仍有许多不确定性，好消息是越来越多工具能量化这些不确定性，并将它纳入决策过程中。总之随着污水处理的研究内容的细化，我们需要新的方法和工具来解决新出现的问题。Gujer教授认为硝化过程作为许多工艺处理好坏的代替指示物的好日子已经过去了，而新的变革是否已经出现仍不明朗。
Gujer教授最后总结说硝化过程依旧是现代污水处理的重要组成。如今城市污水的硝化菌已经得到驯化，而且有很多技术可以实现高效应用。另外他认为数学模型已经得到相当好的开发，并且能在各种规模条件下得以应用，因此他觉得未来这方面最多有一些小改进，但没必要对整个架构做大的改动。尽管有许多开放问题的答案有待揭晓，Gujer教授相信关于硝化过程在环境工程领域的研究将一直继续下去。
全文完
参考资料
Nitrification and me – A subjective review, Willi Gujer, Water Research, Volume 44, Issue 1, January 2010, Pages 1-19, doi.org/10.1016/j.watres.2009.08.038
国际水协会（IWA）官网 www.iwa-network.org