通过间歇曝气可控制DO发生交替变化，可对NOB参与的亚硝酸盐氧化反应进行抑制。该过程的停曝缺氧阶段DO较低可抑制AOB和NOB的活性、降低其反应速率；进入曝气阶段后，AOB恢复反应速率所需时间较NOB更短，故NOB来不及从缺氧环境中恢复，从而抑制了${\rm{NO}}_2^{-} $-N向${\rm{NO}}_3^{-} $-N的转化、实现短程硝化。

有研究将微生物由缺氧环境转向好氧环境的活性恢复机理描述为“饱食饥饿”特性(feast-famine)。CHEN等^[11]考察了微生物在经历“饥饿”环境后进入“饱食”状态时ATP含量和碳水化合物储存率的变化。结果表明：在DO较低和无底物的“饥饿”条件下，碳水化合物储存量减少了20%，但ATP含量的变化不大；微生物在进入“饱食”状态后并没有储存食物，ATP含量反而降低了52%~62%；相比之下，一直处于“饱食”状态的微生物贮藏食物量明显较多。这是由于经历了“饥饿”条件的微生物进入“饱食”状态后，需要大量ATP形式的能量来调节紧张的代谢或修复受损的代谢系统，故所有的食物都被迅速氧化。尽管通过“饱食”获取的ATP含量升高，但这些能量尚不足以弥补因“饥饿”而增多的能量消耗。因此，在进入“饱食”状态后并未观察到ATP的积累。此外，实验中观察到污泥浓度(mixed liquor suspended solids, MLSS)的升高表明了在经历“饥饿”后的“饱食”阶段中，生物量增长速率上升。由此可推断，以ATP形式的能量可用于生物合成。由“饥饿”进入“饱食”状态时，微生物比耗氧速率(specific oxygen uptake rates, SOUR)和化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)的数值变化可用来表征微生物活性及其对底物氧化能力的变化。结果表明，SOUR升高了约20%、COD降低了约25%。这说明在进入“饱食”状态时，微生物的活性及底物氧化能力均获得了提升。

由于AOB独特的“饱食饥饿”特性，在缺氧且营养物质不足的环境下、ATP或其他食物储存形式的细胞能量逐渐被耗尽后，AOB的活性受到抑制、NH₄⁺-N被氧化为NO₂⁻-N的过程受阻。而当微生物返回营养物质或氧气充足的环境中，经历长期“饥饿”的AOB“食欲”受到刺激后需氧量显著增加，可更多地利用氨产能，从而使得AOB出现大量增殖、活性迅速得以恢复^[12]。然而，NOB不具有“饱食饥饿”特性，在缺氧环境下其活性被抑制，故在重新进入好氧环境后，其活性恢复时间较AOB滞后。

AOB和NOB在经历DO扰动时的活性差异也反映在AOB和NOB的动力学常数上，其动力学模型公式为式(1)~(2)。

式中：θ为污泥龄，d；μ为比增长速率，d⁻¹；b为衰减速率，d⁻¹；μ_m为最大比增长速率，d⁻¹；Y为产率系数；S为底物质量浓度，mg·L⁻¹；K为底物半饱和常数，mg·L⁻¹；q为表观比底物利用速率，d⁻¹。

蒋轶锋等^[13]在测定并比较间歇曝气与连续曝气策略下的硝化菌动力学参数时发现：在间歇曝气策略下，AOB产率系数Y增大，而NOB产率系数Y不受影响；AOB在间歇曝气系统中具有更低的衰减速率b。根据式(2)可推断，衰减速率降低是间歇曝气系统中AOB产率升高的原因之一，而NOB的衰减速率与在连续曝气系统中的相当，表明其在间歇曝气策略下的衰减速率与连续曝气策略下几乎没有差别。根据式(1)推断，在间歇曝气策略下，NOB的最大比增长速率μ_m会有一定程度的降低。在间歇曝气系统中，尽管一定时长的低DO环境会引起AOB活性降低，导致其氨氧化速率下降，但另一方面，AOB通过产率系数Y的升高增加了其在反应器中的生物数量，弥补了氨氧化速率的下降。这种对AOB正反两方面的作用，使得间歇曝气策略在总体上并没有影响${\rm{NH}}_4^{+} $-N的转换速率，而且该补偿特性也使得在间歇曝气策略条件下AOB的最大比增长速率μ_m没有受到明显影响，与其在连续曝气策略条件下的μ_m相当^[14-15]。与AOB相反，NOB并不能通过在间歇曝气策略下增加自身产率系数Y的方法来补偿其在缺氧时段亚硝酸盐氧化速率的下降，从而造成显著的${\rm{NO}}_2^{-} $-N积累。KORNAROS等^[16]通过模型验证，将NOB在经历DO转变时的恢复机制描述为：NOB生长的一种关键酶在缺氧时段失活，在好氧时段重新激活，且NOB的最大比生长率μ_m与该关键酶的活性成正比；酶失活导致的最大比增长速率μ_m降低还取决于缺氧时长。类似地，Ge等^[17]通过测定氨氧化速率(ammonium oxidation rate, AOR) 和亚硝酸盐氧化速率(nitrite oxidation rate，NOR)来分别表征间歇曝气策略下AOB和NOB的活性时发现，AOB活性明显较NOB更高，并认为μ_AOB和μ_NOB是影响二者反应速率的主要因素。

间歇曝气策略除在单独短程硝化工艺中的应用外，也在多种微生物协同脱氮的复杂系统中得到应用。如在PN/D工艺中，AOB和反硝化菌是起主要脱氮作用的功能菌；又如在PN/A工艺中，AOB和anammox菌是主要脱氮功能菌，因此，间歇曝气策略中的各运行参数在影响AOB与NOB的同时，也影响着其他功能微生物。通过查阅间歇曝气策略应用的相关文献获得间歇曝气策略中的主要运行参数：缺好氧时长、曝气阶段的DO、进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度及${\rm{NO}}_2^{-} $-N积累率(nitrite accumulation rate, NAR)或总氮去除效率(total nitrogen removal efficiency, TNRE)，并按照工艺类型分为单独短程硝化工艺和基于短程硝化的脱氮工艺。其中，根据对短程硝化产生的${\rm{NO}}_2^{-} $-N的利用方式，又将脱氮工艺分为两大类，一类是利用${\rm{NO}}_2^{-} $-N通过反硝化脱氮，如短程硝化-反硝化(partial nitrification and denitrification, PN/D)工艺^[18]，在间歇曝气策略下的PN/D工艺中，好氧阶段AOB氧化${\rm{NH}}_4^{+} $-N为${\rm{NO}}_2^{-} $-N，缺氧阶段${\rm{NO}}_2^{-} $-N通过反硝化细菌转化为N₂，而在缺氧阶段，反硝化生成碱度及${\rm{NO}}_2^{-} $-N的及时消耗，降低了NOB的底物供应，均有利于后续好氧阶段的短程硝化反应^[20]；另一类是利用${\rm{NO}}_2^{-} $-N通过厌氧氨氧化脱氮或厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮，如全程自养脱氮工艺(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)^[19]、短程硝化-厌氧氨氧化耦合反硝化工艺(simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification, SNAD)^[20]等。本文将此类工艺统称为短程硝化-厌氧氨氧化工艺(partial nitrification and anammox, PN/A)。

通过控制不同运行参数条件，采用间歇曝气策略可均获得不同程度的短程硝化效果。现有研究已验证了间歇曝气实现短程硝化的有效性。通过表1可知，应用间歇曝气策略的短程硝化相关工艺大多数采用的反应器类型为SBR反应器，约占选取实例的75%。这是由于间歇流反应器与连续流反应器相比运行方式灵活，控制难度低很多^[46]，并且通过合理改变其缺氧和好氧的时长分布，可有效实现短程硝化，另外，对于其他类型的反应器，不同存在形式的污泥受运行参数的影响途径和程度也有所不同。例如，在生物膜反应器中，运行参数的调控还涉及到氧传质阻力、生物膜厚度等因素。从缺好氧时长来看，不同研究者采用的缺好氧时长存在较大差异。大多数研究采用缺好氧时长比为1∶1，然而由于时长范围较广（0.7~180 min），多数文献中缺乏确切的设定依据。从曝气阶段的DO来看，单独短程硝化工艺的DO为0.08~6.0 mg·L⁻¹，其设定范围较广，PN/D工艺的DO则普遍较高，均大于1.0 mg·L⁻¹。相反，PN/A工艺的DO较低，多数低于1.0 mg·L⁻¹，这与各脱氮工艺中DO对脱氮功能菌的影响程度有密切关系。从进水水质条件来看，由于城市污水中${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度一般低于100 mg·L^−1[49]，因此大多数研究中的进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度选用符合城市污水的特点，对实际运行参数调控具有参考价值，个别研究中的进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度较高，在运行参数的选择上可能具有一定的特殊性。通过总结间歇曝气中关键运行参数可知，各运行参数的调控与系统短程硝化及脱氮效率间的作用联系仍较模糊，因此下文主要针对缺氧时长及DO这两项重要参数，对各脱氮工艺中功能菌的影响途径与规律进行梳理，以期进一步丰富间歇曝气运行模式中的参数调控，为城市污水处理的实际运行提供理论支持。

在间歇曝气策略的单独短程硝化工艺中，停曝时的缺氧时长及曝气时(好氧阶段)的DO水平共同决定了系统是否能很好地实现DO的交替变化，并以此形成对NOB的抑制。若曝气阶段DO较高，则需要较长的缺氧时长把氧气消耗完；若曝气阶段DO较低，虽能在较短时间内进入缺氧状态，但形成的DO差异较小，相当于系统长期低DO连续曝气、缺好氧条件区分不明显，而NOB很容易适应这样低扰动环境，故依旧不能受到抑制^[24]。然而，尽管在某些应用间歇曝气策略的研究中，曝气阶段DO较高，但其所设定缺氧时长也并没有因此而延长。如表1所示，MA等^[36]和李亚峰等^[26]同样采用15 min的缺氧时长，但前者采用的曝气阶段DO为6 mg·L⁻¹，远高于后者采用的1 mg·L⁻¹的DO，二者均实现了较高的${\rm{NO}}_2^{-} $-N积累率；又如蒋轶锋等^[15]和李亚峰等^[26]均将曝气阶段DO确定为约1 mg·L⁻¹，且NAR均达到95%左右，但二者设定的好氧时长相差较大。因此，间歇曝气策略中DO、缺好氧时长的长短关系与选择依据仍不明确。

在间歇曝气策略中，DO这一影响因素对单独短程硝化工艺中主要微生物AOB和NOB的影响主要表现在不同菌种类别的生长特性差异上。

BAO等^[25]在由低DO(0.3±0.14 mg·L⁻¹) 间歇曝气策略切换为高DO(1.8±0.32 mg·L⁻¹) 间歇曝气策略后，系统中Candidatus Nitrospira defluvii-like的数量从2.64$ \times $10⁶ mL⁻¹逐渐减至8.85$ \times $10⁵ mL⁻¹，同时活性受到了抑制、系统实现了${\rm{NO}}_2^{-} $-N积累，而反应器性能和批次实验结果表明，偏好低DO环境的Nitrospira类细菌对突然转向的高DO环境适应性较差；与此同时，在转入高DO环境后，系统中Nitrobacter的数量逐渐增加。这是由于其作为r-策略NOB菌种更适应高DO的条件。由此可见，高DO下的间歇曝气策略对以Nitrospira类菌种为主的NOB形成了抑制^[10]。考虑到另一类Nitrobacter菌种对这样的DO变化偏好程度，这一策略可能会在后续过程中导致Nitrobacter的适应生长。因此，应随着系统内不同优势菌种的更替、根据其不同的偏好条件，通过DO的变化抑制特定种类的NOB菌种。同时，GILBERT等^[47]探究了DO对AOB和NOB的恢复时间的影响，结果表明，AOB的恢复时间不受DO的影响，但是，提高DO会明显缩短NOB的恢复时间；此外，长期适应了较高DO (1.0 mg·L⁻¹)环境的NOB恢复时间要比长期适应低DO (0.5 mg·L⁻¹)环境的NOB恢复时间更长。类似地，MALOVANYY等^[44]观察到来自高DO系统中的NOB在经历缺氧环境后，需要长达13 min的恢复时间；然而，在低DO系统中的NOB即使在经历长达60 min的缺氧时长后，也仅能观察到6 min的恢复时间。这是由于不同NOB种群对DO水平的适应性不同，导致其对缺氧干扰的反应不同。

结合各类文献中曝气阶段的DO水平，对于不同种类的NOB菌种，所需恢复时间也是不同的。例如，对于一些氧亲和能力较强的Nitrospira类菌种来说，若曝气阶段的DO较低，尽管这延长了其恢复时间，但由于缺好氧交替的环境条件较差，NOB很容易适应从而失去抑制效果；若曝气阶段的DO较高，尽管实现了较好的缺好氧环境交替变化条件，但这又会缩短NOB的活性恢复时间，因此，相比Nitrobacter类菌种，利用间歇曝气来实现DO差异对Nitrospira类菌种进行抑制可能会更加困难^[48]。

由于NOB从缺氧阶段过渡到有氧阶段后需要较长的滞后时间，以恢复其与有氧条件下的同等活性，因此，保证NOB的活性恢复时间大于AOB是调控间歇曝气策略中各运行参数的重要依据。

一些研究认为，缺氧时长对二者的活性恢复时间有着重要的影响，表1中汇总了多项研究中对间歇曝气策略下的缺氧时长参数设定，其中缺氧时长最短的仅0.7 min，最长的达到240 min，但这些研究中并没有明确抑制NOB活性以达到一定恢复滞后时间所需的最小缺氧时长。一些污水处理厂成功实施了缺氧和好氧周期均小于0.3 h的间歇曝气策略，并证明了，将好氧周期从0.17 h缩短至0.1 h，缺氧周期从0.2 h延长至0.3 h，可在6个月内成功抑制NOB^[49]；KORNAROS等^[19]通过在1.5~12 h不等的缺氧时长条件下培养AOB和NOB，并在转入好氧环境后观察其恢复反应速率所需时间，根据试验结果显示，AOB在经历缺氧干扰后没有表现出任何影响，而NOB受到严重抑制，且受抑制时间与缺氧时长成正比；MOTA等^[34]发现，当缺氧时长低于2 h时，NOB和AOB均能很好地适应不同的曝气DO水平，NOB在经历3 h和4 h的缺氧时长后才受到抑制，并导致NOB在生物量中占比较低，故形成了${\rm{NO}}_2^{-} $-N积累；而GILBERT等^[50]通过测定不同缺氧时长下NOB活性恢复时间发现，NOB在经历至少5 min的缺氧时长后就能受到显著抑制，且在5~20 min的缺氧时长内，NOB的恢复时间延长最明显，继续增加缺氧时长并不会再显著延长NOB的恢复时间，因此，实验再次将所需最小缺氧时长范围缩小至5到20 min，结果显示，NOB较AOB恢复时间的显著延后主要发生在10~15 min的缺氧时长范围内。

综上所述，不同系统中的AOB和NOB在经历缺氧时段后所需的恢复时间并不完全一致，在对系统缺氧时长进行设定时，应依据该系统中AOB和NOB所需恢复时间而定。

DO和缺氧时长对间歇曝气策略下短程硝化的影响取决于系统中既存的特定菌种，不同种类的菌种在生理机制及动力学特征上存在固有的差异，导致某些影响因素对其存在的抑制作用程度不同。如前节所述，AOB与NOB在面临不同缺氧时长及曝气阶段DO时所需活性恢复时间上的区别。因此，由于不同系统中的微生物特性差异，在运行参数选定前，可通过活性恢复时间测定与分子生物学技术对菌种进行鉴定，以确定AOB与NOB对不同缺氧抑制时长及DO变化的响应程度。如将AOB和NOB活性恢复时间产生显著差异所需缺氧时长设置为停曝时长，以及依据NOB特定菌种对DO的亲和能力来选择曝气阶段的DO；如对于DO亲和能力强的NOB菌种，就不宜设置与其DO亲和系数相近的DO，并应适当地延长缺氧时长来保证对NOB活性的抑制效果，而对于DO亲和能力较弱的NOB菌种，则可选用曝气阶段较高的DO；如选用与AOB的DO亲和系数相近或以上的DO，在保证AOB活性优势的同时，也能实现对NOB活性的抑制。

在单独短程硝化工艺中，由于生成的${\rm{NO}}_2^{-} $-N积累后很容易被NOB利用，从而导致短程硝化的破坏，而在短程硝化联合脱氮工艺中，${\rm{NO}}_2^{-} $-N的及时消耗，有利于短程硝化稳定维持^[49]。在PN/D工艺中，反硝化过程消耗生成的${\rm{NO}}_2^{-} $-N；而在PN/A工艺中，anammox反应消耗生成的${\rm{NO}}_2^{-} $-N。二者均缓解了短程硝化的压力，故后文分别从PN/D与PN/A两个工艺进行综述。

PN/D工艺即在实现短程硝化抑制${\rm{NO}}_3^{-} $-N生成的同时，保证${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化率来实现高效率脱氮^[33]。一些通过低DO促进${\rm{NO}}_2^{-} $-N积累的研究未能实现较理想的总氮去除效率，出水也未能满足严格的标准^[50-51]。这是由于好氧阶段的低DO条件会限制${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化率，导致出水中剩余${\rm{NH}}_4^{+} $-N过高。因此，为保证PN/D工艺的脱氮效率，在间歇曝气策略下该工艺一般会选择稍高的曝气阶段DO。

GARRIDO等^[52]发现，当反应器中DO超过2.5 mg·L⁻¹时，${\rm{NH}}_4^{+} $-N完全转化为${\rm{NO}}_3^{-} $-N时，${\rm{NH}}_4^{+} $-N的转化率仅受进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N负荷的限制；而当DO为1~2 mg·L⁻¹时，${\rm{NO}}_2^{-} $-N积累达到最大值，此时约50%的${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化为${\rm{NO}}_2^{-} $-N；当DO低于1 mg·L⁻¹时，由于${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化率降低，出水中的${\rm{NO}}_2^{-} $-N有所下降。YOO等^[32]通过建立DO水平曲线，分别从曝气阶段平均DO和开始曝气后DO的增长速率两个方面，对短程硝化和反硝化脱氮过程的影响程度进行研究，并通过实验模拟验证了当曝气阶段平均DO为1.3 mg·L⁻¹，且最大DO为2.0~2.5 mg·L⁻¹时，系统的短程硝化和反硝化脱氮效果最为理想。

然而，也有研究认为，曝气阶段较高DO水平不仅容易失去对NOB的抑制，还会对后续缺氧阶段反硝化菌的必要酶系统形成抑制^[32]。YAN等^[53]通过测定不同DO下${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化速率和反硝化速率表明，随着DO降低，虽然${\rm{NH}}_4^{+} $-N去除能力降低，但TNRE提高；而在高DO条件下，尽管由于AOB活性增强，${\rm{NH}}_4^{+} $-N去除能力提高，但反硝化所需的缺氧环境被破坏，导致脱氮效果受到负面影响；同时考察了曝气阶段DO对PN/D工艺中主要功能菌群落结构变化的影响表明，当DO降低时，反硝化菌群相对含量由11.22%增加到26.09%。这表明反硝化菌群数量上的优势对系统脱氮效率的提高起了主要作用。

在间歇曝气策略下的PN/D工艺中，曝气阶段的DO选择主要考虑的因素为进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度，适当较高的DO有利于${\rm{NH}}_4^{+} $-N的转化，从而保证后续缺氧阶段的脱氮效率。

在缺氧阶段中，反硝化菌利用好氧阶段生成的${\rm{NO}}_2^{-} $-N进行脱氮。当${\rm{NO}}_2^{-} $-N的去除程度使其剩余浓度显著低于NOB的底物半饱和浓度时，在后续的好氧阶段中，NOB就会由于底物限制而被抑制，系统中短程硝化的效果得以保证，从而有利于整体的脱氮效果。因此，缺氧时长的选择应基于去除${\rm{NO}}_2^{-} $-N降至较低水平所需反应时长。

另外，有研究认为，氨氧化只会发生在有机物被异养生物氧化之后^[54]，且PN/D中有机物的存在可能导致AOB与异养反硝化菌争夺O₂，因此需要更长的好氧时长来满足氨氧化反应的发生，而更长的好氧时长意味着可能产生更多的${\rm{NO}}_2^{-} $-N。为避免${\rm{NO}}_2^{-} $-N残余导致在后续缺氧阶段被NOB利用，故需要更长缺氧时长来保证${\rm{NO}}_2^{-} $-N的去除。ZHENG等^[23]采用了好氧时长分别为60和180 min、缺氧时长均为20 min的2种运行条件，发现在相同的缺氧时长、好氧时长更短的运行条件下，总无机氮去除效率更高且反硝化菌活性较强。尽管好氧时长缩短导致AOB活性有所降低，但反硝化菌的活性升高被认为是脱氮效果更好的主要原因。这一结论进一步印证了保证缺氧阶段反硝化反应的彻底进行与脱氮效率提升有着紧密联系。

综上所述，在进行PN/D脱氮工艺时，控制DO和缺氧时长是平衡短程硝化和反硝化程度及出水氮质量浓度的关键，即DO决定了对进水中NH₄⁺-N转化率进而影响着短程硝化过程，缺氧时长则决定了反硝化反应对${\rm{NO}}_2^{-} $-N的去除程度进而影响总体脱氮效果。因此，为平衡短程硝化过程与反硝化脱氮过程的效果，宜在曝气阶段采用稍高的DO。DO的选择同样以前文所述AOB与NOB对DO亲和能力的差异为依据，并结合系统中亚硝化速率和对DO的利用程度，保证AOB对${\rm{NH}}_4^{+} $-N的转化，可通过曝气阶段末的${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化率、曝气阶段的DO消耗速率作为最佳控制条件的设置依据，如选择使${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化率达到最大，同时DO消耗速率恰能使AOB在最大反应速率下进行的DO作为最佳控制点。此后，为保证反硝化菌在缺氧阶段充分利用${\rm{NO}}_2^{-} $-N进行脱氮，可采用较长的缺氧时长使反硝化菌在曝气阶段受DO的负面影响得到充分恢复，如将${\rm{NO}}_2^{-} $-N去除率达到最高点所需反应时间设置为缺氧时长。

间歇曝气策略中DO在时间和空间上的变化，使得PN/A工艺在一体式的反应器中得以实现，如SNAD工艺^[55]和CANON工艺。通过间歇曝气策略，曝气阶段的高DO使AOB有机会产生更多的${\rm{NO}}_2^{-}$-N；缺氧阶段可缓解O₂对anammox菌的抑制，并且anammox菌可以在此阶段及时消耗${\rm{NO}}_2^{-}$-N，实现高效率脱氮^[37,52,56]。NI等^[57]比较了连续曝气和间歇曝气策略下PN/A工艺的脱氮效率，结果表明，间歇曝气策略下的TNRE明显提高，且在控制曝气阶段DO为0.3 mg·L⁻¹、缺氧和好氧时长均为4 h的条件下，TNRE达到了90%以上。

AOB在将${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化为${\rm{NO}}_2^{-} $-N时需要O₂，而anammox菌对O₂较为敏感^[58]。当DO较高时，在AOB活性被增强的同时，anammox菌活性受到抑制，故${\rm{NO}}_2^{-} $-N出现积累；而当DO较低时，AOB活性受到抑制，故${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化速率下降，使得anammox菌可能无法获得充足基质、活性也会受到抑制，最终导致脱氮效率低^[59-61]。因此，DO作为关键参数直接决定了系统的脱氮效率。

由于在低进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度的主流废水中应用PN/A工艺的主要挑战是强化anammox菌活性的同时抑制NOB活性，在${\rm{NO}}_2^{-} $-N和DO都受限时，NOB对${\rm{NO}}_2^{-} $-N的亲和力低于anammox菌^[62]，因此低 DO(<1.0 mg·L⁻¹)联合间歇曝气策略被普遍用于该工艺^[40,[63]。

SOBOTKA等^[37]采用间歇曝气方式运行 PN/A 活性污泥工艺，曝气阶段反应器内的DO为0.8~1.0 mg·L⁻¹，此时反应器的总无机氮去除效率为72%~89%。然而，在MALOVANYY等^[44]发现，尽管采用了低DO和不同运行参数的间歇曝气策略，但依然在PN/A生物膜反应器中观察到了NOB的生长。通过比较悬浮絮状污泥和生物膜污泥中AOB和NOB的活性比，观察到悬浮污泥中AOB和NOB的活性比始终高于生物膜中的活性比，又由于悬浮絮状污泥中的生物量主要来源于生物膜的剥离，因此推断AOB生长在生物膜的外层，而NOB生长位置更深层，这导致AOB受系统的冲刷作用影响较强而与生物膜分离，很难与NOB竞争。由于低DO条件，生物膜载体可能不能很好地混合，将导致底物转运能力较低^[23]。在DO受限的条件下，Nitrobacter在生物反应器中具有很好的持留性^[64]，同时，尽管受NO₂⁻-N底物的限制，Nitrospira仍能达到较高的种群密度^[65]，并在PN/A系统中占据较高的种群丰度^[39]。

与此同时，即便在曝气阶段较高DO(>1.0 mg·L⁻¹)条件下，许多研究也完成了PN/A工艺的探索^{[38,45,62,66]}。其中，多数反应器形式为颗粒污泥或生物膜反应器，这是由于利用颗粒^[67]、凝胶^[68]和生物膜^[58]等生物质载体可很好地帮助anammox菌在低进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N负荷条件下持留。同时，由于DO的传质效果受到阻碍作用^[69]，生物膜或颗粒内形成的DO梯度导致了AOB倾向于生长在载体的外表面，故anammox菌倾向于生长在载体的内部^[70]。因此，载体外部的AOB和异养菌对于DO的消耗有助于维持系统内部较低的DO^[70]，从而缓解曝气时较高DO对anammox菌的抑制。MORALES等^[71]分别在低DO(0.4 mg·L⁻¹)和高DO(3.0 mg·L⁻¹)工况下运行颗粒污泥PN/A工艺时发现，低DO条件下运行的颗粒污泥(直径1.1 mm)仅占总生物量的一小部分，而在高DO下运行的颗粒污泥(直径3.2 mm)构成了大部分的生物量。微电极分析结果表明，粒径较大的颗粒仅在DO为8 mg·L⁻¹时才会被完全渗透，而粒径较小的颗粒在DO为1 mg·L⁻¹时就会被完全渗透。因此，DO对anammox菌的活性抑制程度还与污泥颗粒粒径有关：颗粒粒径越大，O₂越不容易进入颗粒内部，anammox菌的活性越高；颗粒粒径越小，O₂进入颗粒内部的可能性越大，anammox菌受抑制越明显，活性亦可能越低^[72]。有证据表明，在颗粒污泥和生物膜系统中，DO对脱氮效率的影响主要归因于DO的扩散作用^[44]。HAO等^[73]通过数学模型模拟发现，较厚的生物膜需要较高的DO才可获得较大TNRE。付昆明等^[74]通过实验研究也发现，DO对anammox菌的影响与填料形式有关，不论何种填料，都存在一个极限DO饱和浓度。例如，当采用海绵块填料时，即使超过极限DO，反应器的脱氮效果几乎不会受到负面影响；而采用改性乙烯填料时，超过极限DO后，脱氮性能会急剧下降。

以上研究结果表明，在此类反应器形式的PN/A工艺中，曝气阶段的DO选择需要依据系统中颗粒污泥的粒径或生物膜的厚度，以保证anammox菌必要的活性条件。同时，对于颗粒污泥和生物膜系统，当采用曝气阶段DO较高的间歇曝气策略时，若DO向内层的扩散速度大于位于外层的AOB的消耗速率时，会使过多的DO进入内层对anammox菌产生干扰，影响脱氮效率^[66]。

而在以絮状污泥为主要存在形式的一体式短程硝化-厌氧氨氧化联合工艺中，由于絮凝体在系统中随机生长，絮凝体中的生物量被认为是均匀分布的^[75]，因此，对各功能菌活性影响效果不因氧扩散作用不同，而是由于间歇曝气策略中的运行参数，如DO、进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N负荷、C/N比等。

在间歇曝气策略下PN/A工艺中的缺氧阶段，anammox菌利用好氧阶段生成的${\rm{NO}}_2^{-} $-N进行脱氮，因此，缺氧时长的设定关系到anammox菌能否完全消耗${\rm{NO}}_2^{-} $-N，从而有利于anammox菌的富集和活性提升。

NI等^[60]发现，与1 h的缺氧时长运行条件相比，anammox菌在2 h的缺氧时长运行条件下活性和种群数量优势更明显，且anammox菌的增长是维持系统中高TNRE的关键，因此，在较短的缺氧时长条件下，anammox菌不能充分消耗${\rm{NO}}_2^{-} $-N进行持续生长，这也是脱氮效果的主要限制因素。同时，MALOVANYY等^[44]发现，anammox菌对${\rm{NO}}_2^{-} $-N的转化在15 min的缺氧时长内就足以完成，并且在随后更长的缺氧时长中也并未观察到氮素转化。上述研究中对anammox菌完全反应所需的缺氧时长差异是由于不同的进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度所导致：前者采用的进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度较高，约200 mg·L⁻¹，而后者采用的进水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度较低，约40 mg·L⁻¹。因此，当好氧阶段生成${\rm{NO}}_2^{-} $-N更多时，则需要更长的缺氧时长供anammox菌反应。但对于城市污水的水质条件来说，较低的${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度转化而来的${\rm{NO}}_2^{-} $-N质量浓度不高。同时，anammox菌、反硝化菌和NOB对${\rm{NO}}_2^{-} $-N的半饱和常数分别为0.2~5 μmol·L⁻¹、4~25 μmol·L⁻¹和12~955 μmol·L^−1[76]，anammox菌对${\rm{NO}}_2^{-} $-N的亲和能力比反硝化菌更强。因此，与PN/D工艺中反硝化菌充分消耗${\rm{NO}}_2^{-} $-N所需的缺氧时长相比，PN/A工艺中的缺氧时长设置相对较短，缺氧时长的选择应当以抑制NOB为主要依据。

在PN/A工艺中，DO与缺氧时长的协同影响主要表现在对NOB的活性抑制及AOB和anammox菌的活性提升方面。其中，曝气阶段的DO是影响功能菌活性的重要因素，其对系统中功能菌的影响途径取决于反应器中的污泥存在形式。例如，在以生物膜或颗粒污泥为存在形式的PN/A系统中，DO的选择应以在生物质间的扩散传递速率为依据，不论DO高低，都应保证形成一定的DO梯度，避免DO过高渗透进入内部破坏厌氧层中anammox菌的生存环境；又如在以絮状污泥为存在形式的PN/A系统中，DO与缺氧时长的协同影响则回归到对单独短程硝化工艺中AOB和NOB的选择性抑制。此外，PN/A工艺中缺氧时长的选择主要取决于anammox菌对${\rm{NO}}_2^{-} $-N的反应速率及对NOB形成活性抑制所需缺氧段时长，可通过测定系统中的厌氧氨氧化速率或${\rm{NO}}_2^{-} $-N质量浓度的变化来选择anammox菌所需的缺氧反应时长，但考虑到anammox菌对${\rm{NO}}_2^{-} $-N有较强的亲和能力，即所需反应时长相对较短，因此，缺氧时长的控制依然根据具体NOB菌种对缺氧抑制的响应程度进行调节。

1)在单独短程硝化工艺中，间歇曝气策略中缺氧时长及曝气阶段的DO应根据AOB和NOB的种群构成和生理特性来设置。可通过活性恢复时间测定或结合分子生物学技术对菌种进行鉴定，以确定其对不同缺氧抑制时长及DO变化的响应程度，从而保证AOB和NOB在经历缺氧抑制后的活性恢复时间差异。

2)在PN/D工艺中，控制DO水平和缺氧时长是平衡短程硝化和反硝化程度及出水氮质量浓度的关键，可将曝气阶段的DO消耗速率或${\rm{NH}}_4^{+} $-N转化率作为最佳DO的设置依据。适宜且较高的DO有利于对进水中${\rm{NH}}_4^{+} $-N的充分转化从而提升短程硝化效果。缺氧时长则可以${\rm{NO}}_2^{-} $-N去除率达到最高点所需反应时间为设置依据。足够的缺氧时长有助于提高反硝化反应对${\rm{NO}}_2^{-} $-N的去除程度从而提升总体的脱氮效果。

3)在PN/A工艺中，应结合不同反应器形式中DO对功能微生物的影响途径来确定DO设置，以保证AOB和anammox菌的活性。相较PN/D工艺的所需缺氧时长，PN/A工艺所需缺氧时长较短。缺氧时长的选择应以抑制NOB为主要依据。