基于短程反硝化的城市污水厭氧氨氧化脫氮技術(shù)分析

蒙小俊

（安康學(xué)院 旅游與資源環(huán)境學(xué)院， 陜西 安康 725000）

城市污水處理實(shí)現(xiàn)提質(zhì)增效和節(jié)能降耗是“雙碳目標(biāo)”的重要組成部分。 然而， 我國70% 以上城市污水呈低碳氮比特征［1］， 在污水處理排放標(biāo)準(zhǔn)日趨嚴(yán)格的形勢下， 傳統(tǒng)污水處理廠（WWTPs）脫氮需投加大量碳源， 且曝氣和污泥處理所需能耗占整個WWTPs 運(yùn)行能耗的60%～80%［1］。 污水處理行業(yè)能源消耗占我國社會消耗能量的1%， 碳排放量約占社會總碳排放的1%～2%［2］。 隨著污水排放標(biāo)準(zhǔn)的提高， 出現(xiàn)“以高能耗換取高水質(zhì)”的現(xiàn)象， 導(dǎo)致碳排放量和能源消耗進(jìn)一步增高［3］。 “雙碳目標(biāo)”下傳統(tǒng)WWTPs 走上節(jié)能降耗之路、 尋求可持續(xù)發(fā)展的城市污水脫氮技術(shù)成為必然， 厭氧氨氧化（Anammox）工藝作為目前最簡捷和經(jīng)濟(jì)的脫氮技術(shù)有望為WWTPs 帶來工藝變革。

結(jié)合資源回收技術(shù)， Anammox 應(yīng)用于處理城市污水可實(shí)現(xiàn)有機(jī)碳源和氮素的同步去除以解決污水處理碳源不足的難題［4-5］， 同步大幅度減排CO2和N2O 并降低能源需求［6］。 我國城市污水TN 的質(zhì)量濃度在20 ～75 mg／L 范圍內(nèi)， 運(yùn)行溫度冬季10 ～16 ℃， 夏季24 ～30 ℃， 主流城市污水處理中短程硝化（PN）工藝提供NO2--N 的效率和穩(wěn)定性仍有待提升， 而短程反硝化（PD）可以為主流Anammox更為高效和穩(wěn)定的提供NO2--N［7］， 實(shí)現(xiàn)我國城市污水Anammox 更適用PD 途徑提供NO2--N［8］。 研究表明， 我國北方某污水處理廠采用 厭氧／缺氧／好氧（A2／O）工藝改造后缺氧池中存在穩(wěn)定的PD 過程［9］。 部分WWTPs 改造后出現(xiàn)了PD／A 現(xiàn)象， 如西安市第四污水處理廠A2／O 工藝改造后缺氧池生物膜出現(xiàn)PD／A 脫氮， 且Anammox 脫氮貢獻(xiàn)率達(dá)15.9%［10］； 青島市城陽污水處理廠生化池改造后PD／A 深度脫氮節(jié)省約30% 的曝氣量， 出水TN 質(zhì)量濃度削減至10 mg／L 以下。 城市WWTPs 改造中PD／A 現(xiàn)象的出現(xiàn)， 為原位啟動主流PD／A 及其工程推廣提供了思路和方向。 明晰PD／A 協(xié)同機(jī)制并進(jìn)行調(diào)控， 在此基礎(chǔ)上弄清PD／A 技術(shù)層面的控制策略及過程控制， 探明PD／A 工程應(yīng)用的可行性，對“雙碳目標(biāo)”戰(zhàn)略下城市WWTPs 原位實(shí)現(xiàn)PD／A及工程推廣意義重大。

本文對PD／A 處理城市污水的研究進(jìn)行梳理和分析， 以期揭示PD／A 菌群間相互協(xié)作的機(jī)制， 建立功能菌群協(xié)同的調(diào)控方法； 從技術(shù)層面（水質(zhì)和關(guān)鍵工藝參數(shù)）提出實(shí)現(xiàn)PD／A 穩(wěn)定運(yùn)行的控制策略； 從工程層面評估PD／A 工藝的可行性， 以期為實(shí)現(xiàn)PD／A 工程應(yīng)用提供指導(dǎo)。

1 PD／A 協(xié)同機(jī)制及調(diào)控

生物脫氮本質(zhì)上是在多種生物酶催化作用下發(fā)生的化學(xué)反應(yīng)， 作為生物酶載體的功能微生物間的協(xié)同作用至關(guān)重要。 主流PD／A 中涉及的功能微生物主要包括氨氧化菌（AOB）、 亞硝酸鹽氧化菌（NOB）、 反硝化菌（DB）和厭氧氨氧化菌（AAOB），各菌株協(xié)同脫氮機(jī)制見圖1［11］。 在AOB、 NOB 和DB 菌株共同作用下將污水中部分NH4+-N 轉(zhuǎn)化為NO2--N， 剩余的NH4+-N 與產(chǎn)生的NO2--N 在AAOB作用下生成N2和NO3--N。 因此， 相比較傳統(tǒng)脫氮，PD／A 耗氧可減少50%， 溫室氣體CO2和N2O 分別減少80%和50%［12］。

圖1 PD／A 脫氮機(jī)制Fig.1 Nitrogen removal mechanism of PD／A

傳統(tǒng)生物脫氮技術(shù)已非常成熟， AAOB 和DB均嗜低氧環(huán)境并結(jié)合圖1 協(xié)同脫氮機(jī)制， 城市污水PD／A 工藝如圖2 所示可分兩類： ①前置硝化-PD／A： 部分生活污水經(jīng)硝化后與剩余原污水混合后在缺氧池發(fā)生PD／A 反應(yīng)（圖2（a））； ②后置硝化-PD／A： 生活污水直接與回流的硝化液按一定比例混合后在缺氧池發(fā)生PD／A 脫氮（圖2（b））。 實(shí)現(xiàn)PD／A 脫氮的關(guān)鍵是對功能菌AAOB 和DB 在同一反應(yīng)器系統(tǒng)中的協(xié)同作用進(jìn)行調(diào)控。 因城市WWTPs 水量大， 采用Anammox 污泥作為接種污泥啟動PD／A 脫氮不現(xiàn)實(shí)， 原位投加載體啟動可作為WWTPs 升級和提高污水脫氮效果有前景的替代方案［13］。 Ma 等［14］添加純海綿載體在（25±2）℃條件下利用序批式反應(yīng)器（SBR） + 上流式厭氧污泥床（USAB）工藝原位啟動主流PD／A 處理人工合成廢水， 在進(jìn)水COD 質(zhì)量濃度為200 mg／L， NH4+-N 質(zhì)量濃度為50 mg／L 條件下， 系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定后， 出水TN 的質(zhì)量濃度為4.7 mg／L， 脫氮效率為90.5%，達(dá)到了深度脫氮效果； AAOB 菌Ca.Brocadia 從低于檢測限分別富集至SBR 生物膜中的0.4% 和UASB 生物膜中的2.2%， 而SBR 和UASB 懸浮污泥中分別為0.2% 和1.3%， 低于生物膜中的豐度，DB 菌Thauera 則主要在懸浮污泥中被富集。 Zhao等［15］通過在A2／O 工藝缺氧區(qū)原位添加K3 型載體，PD／A 系統(tǒng)在60 d 內(nèi)快速啟動， 90 d 內(nèi)穩(wěn)定運(yùn)行，Anammox 脫氮負(fù)荷達(dá)到（1.0 ± 0.1） mg［NH4+-N］／（L·h）， 氮去除率占TN 去除率的（37.9 ± 6.2）%，生物膜上唯一的AAOB 為Ca.Brocadia sp.40。 比生長速率較快的DB 傾向于在懸浮污泥中生長， 而生長緩慢的AAOB 更傾向于聚集生長且易在載體上形成生物膜； 生物膜形成過程中具有較高的AAOB活性和豐度， 而懸浮污泥中AAOB 的豐度較低［16-17］。Zhao 等［18］進(jìn) 一 步 揭 示hzsB 主 要 富 集 在 生 物 膜 中，而負(fù)責(zé)級聯(lián)反硝化的功能基因（narG、 napA、 nirS、nirK 和nosZ）富集在懸浮污泥中， 可見調(diào)控AAOB和DB 在單級系統(tǒng)中形成生物膜+ 懸浮污泥復(fù)合系統(tǒng)能使菌株充分協(xié)同， 實(shí)現(xiàn)PD／A 脫氮。

圖2 城市污水PD／A 工藝路線Fig.2 Road map of municipal sewage treatment by PD／A

在生物膜+懸浮污泥的共存體系中， 生物膜可強(qiáng)化AAOB 持留， 懸浮污泥中的DB 充分利用污水有機(jī)碳源為AAOB 提供NO2--N， 減少外加碳源，同步減少曝氣量、 剩余污泥產(chǎn)量和N2O 等溫室氣體排放。 此外， DB 降低有機(jī)物的濃度可緩解其對AAOB 的抑制， 利用AAOB 產(chǎn)生的NO3--N 為其穩(wěn)定提供電子受體且提高TN 的去除效率。 傳統(tǒng)WWTPs 缺氧池／厭氧池中原位添加載體升級改造后形成的生物膜+懸浮污泥復(fù)合系統(tǒng)證實(shí)主流污水出現(xiàn)PD／A 現(xiàn)象， 這是實(shí)現(xiàn)提質(zhì)增效和節(jié)能降耗的原因所在。 盡管原位添加載體調(diào)控形成生物膜+懸浮污泥系統(tǒng)能實(shí)現(xiàn)PD／A 深度脫氮， 但NO2--N 的持續(xù)積累和AAOB 活性正常是實(shí)現(xiàn)PD／A 脫氮的前提條件。 水質(zhì)和工藝參數(shù)對PD／A 工藝中NO2--N 的穩(wěn)定產(chǎn)生和AAOB 活性有重要影響， 而穩(wěn)定的NO2--N積累和AAOB 富集決定了PD／A 主流工藝的實(shí)現(xiàn)。

值得注意的是， PD／A 中AAOB 與DB 存在競爭NO2--N 的情況下往往處于劣勢； 當(dāng)AAOB 同步將NO3--N 轉(zhuǎn)化為NO2--N 時應(yīng)及時排出懸浮污泥以降低DB 對AAOB 的不利競爭， 當(dāng)排出大量的懸浮污泥時， Ca.Brocadia 在缺氧載體上被高度富集，是將NO3--N 轉(zhuǎn)化NO2--N 最重要的narG 貢獻(xiàn)者，NH4+-N 質(zhì)量濃度為30 ～ 50 mg／L 的進(jìn)水經(jīng)PA／D脫氮后出水TN 的質(zhì)量濃度為（8.9 ± 1.0） mg／L［17］，完全排出懸浮污泥后， DB 和AAOB 共存的生物膜中AAOB 豐度的提高使DB 豐度明顯降低， 缺氧純生物膜載體上Ca.Brocadia 豐度達(dá)到5.99%， PA／D脫氮貢獻(xiàn)率為（67.1±8.3）%［1，8］。

2 實(shí)現(xiàn)主流PD／A 穩(wěn)定運(yùn)行的控制策略

2.1 水質(zhì)組成

城市WWTPs 進(jìn)水中除生活污水外， 還含有以醫(yī)療、 食品加工和印染等為主的工業(yè)廢水， 多種工業(yè)廢水和生活污水混合造成城市污水水質(zhì)復(fù)雜， 除COD、 NH4+-N 和磷外， 還包括抗生素、 重金屬（Zn、 Cu、 Fe 和Hg 等）和納米材料等［19-22］， 水質(zhì)組成影響主流PD／A 工藝的實(shí)現(xiàn)和穩(wěn)定運(yùn)行。

COD 是PD／A 工藝最重要的控制因素之一。 城市污水中COD 的質(zhì)量濃度低于300 mg／L 時， DB和AAOB 協(xié)同共存于同一反應(yīng)體系內(nèi)且為優(yōu)勢屬，易于生物降解的COD（Ss）使DB 的Nar 相比Nir 更具競爭優(yōu)勢， Ss 能實(shí)現(xiàn)更多的NO2--N 積累［7，23］。 當(dāng)城市污水中Ss 不足時應(yīng)額外補(bǔ)充小分子碳源， 使得Ss 與NO3--N 質(zhì)量比為2～3.5， 以滿足PD／A 中NO2--N 的持續(xù)穩(wěn)定， 工程應(yīng)用中常補(bǔ)充乙酸鈉作為外加碳源［18］。 研究表明， 某城市污水處理廠A2／O 工藝缺氧池添加乙酸鈉， NO2--N 積累率（NTR）最高可達(dá)88.4%［9］； 在處理實(shí)際生活污水的過程中， 通過額外投加乙酸鈉， PD／A 工藝對NTR 和TN 的去除率分別為95.8% 和93.6%［24］。 然而， 額外添加乙酸鈉會加重污水處理運(yùn)營成本， 發(fā)酵能夠?qū)⑽鬯械奶妓衔锖偷鞍踪|(zhì)水解、 發(fā)酵成有機(jī)酸， 可以補(bǔ)充原廢水中Ss 的不足［25］。

在污水同步脫氮除磷方面， PD／A 如何進(jìn)行同步脫氮除磷尤為重要。 反硝化除磷（DPR）過程中聚糖菌（DGAOs）的增殖總伴隨著聚磷菌（PAOs）的富集， DGAOs 發(fā)生內(nèi)源部分反硝化（EPD）為Anammox提供NO2--N， PAOs 在厭氧條件下釋磷并在缺氧條件下將PO43--P 和NOx--N 去除［26］， Anammox、 DPR和EPD 耦合為PD／A 同步脫氮除磷提供了新思路，但調(diào)控策略極為繁瑣， 長期穩(wěn)定運(yùn)行機(jī)制仍有待分析。 此外， 已有研究開發(fā)EPD、 Anammox 和DPR工藝處理非實(shí)際的城市污水， 實(shí)際應(yīng)用價值有限［27］。當(dāng)前條件下仍需通過厭氧-好氧交替運(yùn)行實(shí)現(xiàn)高效除磷和PD／A 脫氮相結(jié)合才能同步脫氮除磷， 可輔以化學(xué)除磷， 即傳統(tǒng)生物除磷+PD／A+化學(xué)除磷。

抗生素和重金屬等影響PD／A 工藝中DB 和AAOB 功能菌的酶活性和菌株豐度， 從而影響脫氮效率。 當(dāng)四環(huán)素含量為130 μg／g［細(xì)胞］時， DB 過程中Nar 和Nir 活性分別下降到29.1%和68.0%［28］； 紅霉素質(zhì)量濃度為0.001 mg／L 條件下AAOB 就會受抑制， 隨著紅霉素濃度的持續(xù)升高， 惡化會持續(xù)，但各階段惡化速度趨于緩和， 推測AAOB 通過基因突變或分泌更多的EPS 在一定程度上抵抗紅霉素的生物毒性［29］； 長期暴露在質(zhì)量濃度為1 mg／L的水平條件下， Cu2+和Zn2+使AAOB 活性分別降低57.3%和37.8%， 而Fe2+使其 活性增加15.3%［30］。 不同納米金屬與抗生素共存時可對AAOB 產(chǎn)生聯(lián)合抑制作用， 文獻(xiàn)［31］研究結(jié)果表明， 暴露于抗生素中的AAOB（R1）比對照組的AAOB（C1）更易受5.0 mg／L 銅納米粒子的抑制， R1 和C1 中Ca.Kuenenia 豐度分別減少了36.02%和27.65%。

綜合以上分析， PD／A 主流應(yīng)用中碳源不足應(yīng)先通過發(fā)酵充分利用WWTPs 中的內(nèi)碳源， 然后利用外加碳源乙酸鈉， COD 質(zhì)量濃度應(yīng)低于300 mg／L， Ss 與NO3--N 的質(zhì)量比應(yīng)控制在2 ～3.5； 除磷應(yīng)將PD／A 工藝與傳統(tǒng)生物除磷相結(jié)合； 為減少抗生素和重金屬等對PD／A 工藝的不利影響可通過過濾、 混凝和沉淀等方法對抗生素和重金屬加以去除。

2.2 工藝參數(shù)

工藝的實(shí)現(xiàn)和穩(wěn)定運(yùn)行與工藝參數(shù)的合適配置密不可分， DO、 HRT、 pH 值和溫度等是影響實(shí)現(xiàn)PD／A 應(yīng)用的關(guān)鍵參數(shù)。 DB 和AAOB 均在缺氧／厭氧條件下具有較高的生物活性， DO 濃度過高對PD／A工藝產(chǎn)生抑制作用。 研究表明， 反應(yīng)器中空氣的滲透可能導(dǎo)致硝化的發(fā)生， NO2--N 氧化成NO3--N 導(dǎo)致NO3--N 與NH4+-N 濃度比高于PD／A 的理論值1.06［14］， 當(dāng) 進(jìn) 水DO 的 質(zhì) 量 濃 度 低 于0.1 mg／L 時NO2--N 的 持 續(xù) 氧 化 過 程 會 被 有 效 遏 制［32］。 因 此，PD／A 中應(yīng)控制DO 的質(zhì)量濃度低于0.1 mg／L。 在PD／A 中 通 過 控 制HRT， 能 將NO3--N 僅 還 原 至NO2--N， 從而實(shí)現(xiàn)NO2--N 的穩(wěn)定積累。 Shi 等［23］采用序批式膜生物反應(yīng)器， 在進(jìn)水NO3--N 的質(zhì)量濃度為30mg／L， COD 與NO3--N 的質(zhì)量比為5.9 的條件下， 將進(jìn)水pH 值從7.0 ～7.5 調(diào)控為9.0， 控制缺氧HRT 不變（5 h）， 平均NTR 從18.6%增加到28.0%；缺氧HRT 縮短至3 h， 平均NTR 從28.0% 增加到75.6%； 進(jìn)一步減少至1 h， NTR 從75.6% 提高到86.6%。 此外， 縮短HRT 有利于原位不斷富集AAOB， 在PD／A 工藝中控制適宜的HRT 為1 ～2 h， 不宜超過3 h。

較高的pH 值有利于PD／A 中NO2--N 的高效積累［23］。 Qian 等［33］考察了反硝化系統(tǒng)在pH 值為5.0 ～9.0 條件下NO2--N 的積累情況， 發(fā)現(xiàn)隨著pH 值的升高PD 效果逐漸增強(qiáng)， DB 菌株Thauera 在pH 值為9.0 時的豐度明顯高于pH 值為7.0 和5.0 時的豐度。 堿性環(huán)境中AAOB 具有較高的活性， 7.5 ～8.5的pH 值利于AAOB 細(xì)菌增殖。 WWTPs 運(yùn)行的pH值范圍大致為6.5 ～8.5， 缺氧池中pH 值在7.8 ～8.3 的范圍內(nèi)， 較高的pH 值可促進(jìn)缺氧池中發(fā)生PD／A 反應(yīng)［9］。 同時， 較高的pH 值能夠有效控制游離氨和游離亞硝酸的生成， 降低二者對菌株的抑制， 有利于NO2--N 的穩(wěn)定生成與去除［34］。 作為控制參數(shù)可選擇pH 值和氧化還原電位（ORP）來確定PD／A 過程中何時添加碳源， 終點(diǎn)可以通過監(jiān)測pH 值和ORP 的轉(zhuǎn)折點(diǎn)來控制， 無需任何其他化學(xué)分析［35-36］， PD／A 工藝適宜的pH 值為7 ～9。

PD／A 應(yīng)用中受溫度的影響不大， 采用兩級SBR 工藝處理實(shí)際生活污水， 在進(jìn)水NH4+-N 質(zhì)量濃度為57.87 mg／L， COD 的質(zhì)量濃度為176.02 mg／L 條件下， 當(dāng)溫度在16.3 ～25.7 ℃波動時， 試驗(yàn)結(jié)果表明NO2--N 積累與溫度無關(guān)， PD／A 系統(tǒng)出水TN 的質(zhì)量濃度小于5 mg／L［12］。 中試研究進(jìn)一步表明， 低溫10.3 ～26.5 ℃主流城市污水條件下， PD能夠?yàn)锳nammox 穩(wěn)定提供底物NO2--N［37］。

綜上所述， 結(jié)合PD／A 協(xié)同機(jī)制及調(diào)控和工藝控制策略， 提出實(shí)現(xiàn)PD／A 主流應(yīng)用的工藝流程如圖3 所示， 工業(yè)廢水經(jīng)預(yù)處理（過濾、 混凝和沉淀等）去除重金屬和抗生素后與生活污水形成混合污水（城市污水）； 城市污水經(jīng)初沉池后進(jìn)入?yún)捬醢l(fā)酵池， 厭氧發(fā)酵池為缺氧池PD／A 反應(yīng)提供小分子有機(jī)物并同步釋磷； 缺氧池中在生物膜+懸浮污泥復(fù)合系統(tǒng)條件下實(shí)現(xiàn)PD／A 脫氮； 硝化池發(fā)生完全硝化并吸磷， 同時硝化液經(jīng)二沉池回流至缺氧池， 磷隨外排污泥而去除。

圖3 城市污水PD／A 工藝流程Fig.3 Process flow of municipal sewage treatment by PD／A

3 PD／A 工程應(yīng)用的可行性

我國已建成數(shù)以萬計的城市WWTPs， 這些WWTPs 都依據(jù)傳統(tǒng)生物脫氮除磷原理建設(shè)和運(yùn)營，PD／A 的工程推廣應(yīng)用主要面臨3 個問題： 其一低基質(zhì)（低氮素濃度）污水PD 是否可行， 其二污水中AAOB 是否易富集， 其三現(xiàn)行WWTPs 是否易改造。 對傳統(tǒng)A2／O、 SBR 和氧化溝（OD）等工藝進(jìn)行升級或改造應(yīng)因地制宜， 充分利用現(xiàn)有處理設(shè)施，盡量減少新增設(shè)施［8］。 城市污水PD／A 工藝模式和傳統(tǒng)污水處理工藝相似， 為傳統(tǒng)工藝升級或改造提供了支持， 植入先進(jìn)的PD／A 工藝無需改變WWTPs的現(xiàn)有配置［38］， 如將反硝化濾池改造成PD／A， 或在缺氧池添加生物載體， 不改變現(xiàn)有污水處理設(shè)施，西安市第四污水處理廠在A2／O 工藝缺氧池中原位投加載體， 實(shí)現(xiàn)了PD／A 脫氮［10］。

原位投加載體在已運(yùn)行的污水處理工藝中能原地原位實(shí)施， 簡單便捷且能富集AAOB。 有研究表明， 利用載體對某CAST 污水處理工藝進(jìn)行改造后，系統(tǒng)中富集了AAOB［39］； 我國中部某污水處理廠在原倒置A2／O 工藝的基礎(chǔ)上向缺氧池和厭氧池中投加填料進(jìn)行提標(biāo)改造， 厭氧池和缺氧池填料上均出現(xiàn)了紅色生物膜［40］， 紅色是AAOB 最顯著的特征。此外， 中試試驗(yàn)和實(shí)際運(yùn)行的WWTPs 都表明低基質(zhì)污水PD 能為AAOB 提供穩(wěn)定的NO2--N［9，37］。 原位添加載體形成的生物膜+懸浮污泥復(fù)合系統(tǒng)使得AAOB 可以富集， 并在適宜條件下通過PD 為AAOB提供穩(wěn)定的NO2--N［41］。 需注意的是， 不同類型的載體會導(dǎo)致生物膜形態(tài)和微生物群落組成存在顯著差異［42］， 具有更大內(nèi)部表面積的填料啟動會更快且具有更多的生物量［43］， 原位投加載體需要關(guān)注載體的特性， 如材質(zhì)、 形狀和比表面積等。 綜上所述，PD／A 在實(shí)際工程中具有應(yīng)用的可行性。

4 結(jié)論與展望

“雙碳目標(biāo)”戰(zhàn)略下城市WWTPs 實(shí)現(xiàn)提質(zhì)增效和節(jié)能降耗勢在必行， PD／A 的實(shí)施將為傳統(tǒng)WWTPs 帶來技術(shù)變革。 PD／A 工藝中AAOB 和DB功能菌相互協(xié)作的機(jī)制可通過生物膜+懸浮污泥復(fù)合系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)， 對低基質(zhì)城市污水水質(zhì)和工藝關(guān)鍵參數(shù)進(jìn)行調(diào)控可穩(wěn)定積累NO2--N 并保持AAOB 活性以實(shí)現(xiàn)PD／A。 添加載體能原地原位使傳統(tǒng)工藝快速富集AAOB， PD／A 應(yīng)用從工程角度分析具有可行性。 通過分析已有PD／A 應(yīng)用的工程案例， 建議未來研究方向從以下幾方面開展： ①復(fù)合污染物條件下PD／A 的響應(yīng)機(jī)制； ②載體特性對AAOB 原位富集及菌群結(jié)構(gòu)的影響； ③PD／A 應(yīng)用的長期穩(wěn)定性分析。