0 引言
厌氧氨氧化反应（anammox）是在缺氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，将氨氮转化为氮气的生物反应过程。与传统的硝化反硝化过程相比，厌氧氨氧化工艺无需外源有机物，供氧能耗、污泥产生量和 co2 排放量大为减少，降低了运行费用，并具有可持续发展意义。本文对厌氧氨氧化的工艺原理、工艺形式、影响因素和应用情况进行总结与讨论。
1 工艺原理
broda 根据热力学计算，在 20 世纪 70 年代提出了厌氧氨氧化的存在，认为它是自然氮循环中的一个缺失的部分。mulder 和 van de graaf在 20 世纪 90 年代中期首先对此进行了实验证明，此后人们对该过程产生了极大的兴趣。厌氧氨氧化的反应方程式为：
该反应合成细胞生物量的唯一碳源是碳酸氢盐，表明这些细菌为化学自养细菌。亚硝酸盐氧化为硝酸盐的过程中产生的还原当量（能源）用于碳的固定。厌氧氨氧化细菌对底物有很高的亲和力，可以将氨氮和亚硝酸盐的含量降至较低的水平。上述反应式中的 no2-来自于亚硝化反应。传统硝化反应包括 2 个基本过程：氨氧化菌 （aob）将nh4 氧化为 no2-；亚硝酸盐氧化菌（nob）将no2-氧化为no3-。亚硝化反应是通过调控，富集 aob，抑制或淘洗 nob，将硝化反应控制在第 1 步，保持no2-的累积率并使出水 ρ(no2--n)/ρ(nh4 -n)=1～1.3。
2 工艺形式
厌氧氨氧化的工艺形式可以分为两段式和一体式。两段式系统的亚硝化和厌氧氨氧化过程分别在2 个反应器中进行，一体式则在同 1 个反应器中进行。一体式的工艺有 demon（deammonification）、oland（oxygen-limited autotrophic nitrificationand denitrification）、canon（completely autotrophicnitrogen removal over nitrite）、snap（single stage nitrogen removal using anammox and partial nitritation） 等。两段式工艺通常有 partial nitrification- anammox和 sharon-anammox（single reactor high activityammonia removal over nitrite-anaerobic ammonium oxidation）等。
一体式工艺占地小，反应器结构简单，由于短程硝化和厌氧氨氧化反应在同一反应器中进行，基质含量较低，因此出现游离氨（fa）、游离亚硝酸（fna）毒害抑制的可能性稍低一些。但是一体化工艺生物组成更复杂，nob 在系统中不容易淘汰或抑制，工艺对 ph、水温更为敏感，系统的控制难度更大，出现问题后要很长时间才能恢复。
两段式工艺亚硝化和厌氧氨氧化反应容易实现优化控制，亚硝化反应器中的异养微生物能够降解污水中的有机物及其他有毒有害物质，降低对厌氧氨氧化反应的不利影响，因此系统运行崩溃后容易恢复。但是亚硝化段中亚硝酸盐累积易产生 fna 抑制，且由于要将亚硝化速率和厌氧氨氧化速率进行匹配，所以系统的设计较为复杂。
3 影响因素
3.1 温 度
生物硝化反应在 5～40 ℃均可进行，但 15 ℃为分界点。温度高于 15 ℃时，aob 的生长速度高于nob，aob 的最小泥龄小于 nob 的最小泥龄，并且随着温度的升高，二者的差值将增加，所以高温有利于 aob 的生长。在 25 ℃以上控制泥龄，可以有效地选择 nob。目前的工程实例通常将亚硝化过程的温度控制在 30～35 ℃。
多数研究认为，aaob 的理想温度条件为 30～40 ℃，但是自然条件下在温度较低时也可以进行稳定的厌氧氨氧化反应，rysgaard 等指出在 -1.3 ℃时，北极海底沉积物中的 aaob 菌仍具有活性[2]。低温条件下反应器中的 aaob 菌的活性一直受到关注，一些研究结果表明，在亚硝化 - 厌氧氨氧化工艺系统中，温度降到 20 ℃以下后都测定发现了 aaob菌的活性，有些研究显示，在 10 ℃甚至更低温度都有可能存在稳定的厌氧氨氧化反应[3-4]。但是也有研究指出，当温度降低到 15 ℃时，生物膜反应器内开始积累no2-，表明 aaob 菌的活性受到了抑制[5]。
3.2 基质含量和 ph
厌氧氨氧化反应的基质为氨和亚硝酸，二者含量过高均会对微生物产生抑制作用。
基质氨对 aaob 的影响较小，只有氨的质量浓度超过 1 g/l 才能抑制[6]。基质氨的抑制主要由 fa产生。fa 对 aob 和 nob 均有抑制，但抑制的含量范围不同。anthonisen 等报道了质量浓度 0.1～1.0 mg/l 的 fa 对亚硝化单胞菌属（nitrosomonas）有抑制作用，而质量浓度 10～150 mg/l 的 fa 对硝化杆菌属（nitrobacter）有抑制作用[7]。在亚硝化工艺中将 fa 的质量浓度控制上述 2 个范围之间，nob 就会被抑制而产生no2-积累。
基质中的 fna 对 aob 和 nob 均有抑制，而离子态亚硝酸盐no2-的影响较小。fna 对 aob 和nob 的抑制质量浓度为 0.01～1 mg/l，哪种细菌对fna 具有更高的耐受性，目前的研究结果仍相互矛盾[8-9]。no2-对 aaob 的影响较大，当no2-的质量浓度高于 100 mg/l 时，aaob 活性被完全抑制[6]。
ph 一方面影响了 aob、nob、aaob 等微生物的生长活性，另一方面影响了nh4 和 fa 以及no2-和 fna 之间的化学平衡。一般而言，在中性偏碱性条件下，aob 和 aaob 才能表现出相对较高的生长活性。aob 适宜生长的 ph 是 7.0～8.6，aaob 适宜生长的 ph 为 6.5～8.8[10]。ph 较高时，化学平衡向生成 fa 方向进行；ph 较低时，化学平衡向生成 fna方向进行。当 ph 分别大于 8.0 和低于 6.0 时，fa 和fna 在体系内所占比例迅速增大。经计算，35 ℃水溶液中总no2--n 的质量浓度为 500 mg/l、ph 为 7时，fna 的质量浓度只有 0.1 mg/l。所以当 ph 大于7 时，fna 对 aob 和 nob 的抑制作用较为有限。
3.3 do 含量
aaob 为严格厌氧菌，strous 等指出，在 do含量为 0.5%～2.0%空气饱和度时，aaob 活性被完全抑制[6]。但该抑制是可逆的，do 消除后，aaob 的活性可以恢复。aob 和 nob 都是严格好氧菌，当aaob 和 aob 共存在系统中时，aob 消耗了 do，所以即使 do 的质量浓度在高于 0.2 mg/l 的条件下，aaob 也可以保持正常活性，这使得亚硝化结合厌氧氨氧化工艺的一段式系统成为可能。实际工艺中还利用颗粒污泥和填料富集微生物，形成 do 内外不同的微环境，为 aaob 和 aob 在系统中共生创造条件。
好氧菌 aob 和 nob 对 do 有竞争作用，二者的 do 半饱和系数分别为 0.74～0.99 mg/l 和 1.4～1.75 mg/l，所以 aob 具有更好的氧亲和力。在实际工艺中，通常将 do 含量控制在较低的水平，可以使aob 优先获得有限的氧，抑制 nob 的活性。文献中报道的抑制 nob，维持 aob 活性的临界 do 含量各不相同。ruiz 等指出，临界 do 的质量浓度宜控制在 1.7 mg/l 以下[11]；而 hanaki 等认为，在 25 ℃时将 do 的质量浓度降至 0.5 mg/l，aob 没有受到明显影响，而 nob 活性下降[12]。除了直接控制 do含量，也可以利用生物膜和颗粒污泥内存在传质阻力，间接限制 do 含量，抑制 nob。
3.4 有机物
可生物降解有机物不直接影响 aaob，但能诱导反应器内普通异养菌（oho）的生长。由于 aaob的生长速率比 oho 低得多，当存在过量的有机碳时，异养细菌将占据反应器的主导地位，因而限制了aaob 生长的空间和底物。通常，在一体式厌氧氨氧化工艺中，进水可降解 cod 和总nh4 -n 的质量浓度比需要低于 0.5。另一方面，如果进水中含有一定含量的可降解有机物，那么出水中的硝酸盐可以被去除，所以 tn 去除率是提高的。
veuillet 等发现，当进水中慢速降解 cod:ρ (nh4 -n)低于 0.5 时，出水 ρ (no3--n)/ρ (nh4 -n)约4%；当 cod:ρ(nh4 -n)在 1:1～1.5:1 时，出水 ρ(no3--n)/ρ(nh4 -n)约 1%[13]。一些研究指出，当进水中含有醋酸盐、甲醇等其他有机物时，cod:ρ(tn)达到 2 左右时，aaob 菌的活性受到抑制[14]。lackner 对 14 个生产性反应器测试后指出，进水 cod:ρ(tn)从 1 提高至 1.5 后，生物膜系统对 tn 的去除率没有降低[15]。
jenni 等指出，在悬浮生长系统中，只要泥龄足够，进水 cod:ρ(tn)提高至 1.5 时，aaob 可以与 oho共存。但进水 cod:ρ(tn)最好低于 1:1[16]。
3.5 金属离子
铁是细胞血红素的合成元素，对 aaob 的影响较大，相对 fe3 ，fe2 更容易促进 aaob 的生长，提高其活性。fe2 还可以替代氨作为电子供体，fe3 、锰离子也被用作厌氧氨氧化代谢中的电子受体[17]。在多种电子受体和电子供体存在的代谢体系下，aaob 菌面临的竞争压力较小，厌氧氨氧化过程也更具稳定性。ca2 和 mg2 是微生物的细胞组分，mg2 、cu2 、zn2 是酶的激活剂，能够提高酶活性来促进微生物的代谢。目前的研究皆证明少量的金属离子对 aaob菌有积极影响，但是金属离子含量过高则会对 aaob菌产生毒性作用。
4 微生物特征
aob 可分为 5 个属，即 nitrosomonas、nitrosospira、nitrosococcus、nitrosolobus、nitrosovibrio，nob 则主要包括 nitrobacter、nitrospina、nitrospira 和 nitrococcus4 个属。aob 和 nob 广泛分布于土壤、淡水、海洋及其他环境中[18]。多数 aob 和 nob 为化能自养型微生物，分别以氧化氨和亚硝酸盐释放的化学能为能源，以 co2为唯一碳源，少数为兼性自养型，可同化有机物。aob 和 nob 形态各异，均为无芽孢的革兰氏阴性菌，有复杂的细胞膜结构，有些借助鞭毛运动，如 nitrosolobus，有些无鞭毛不能运动，如 nitrospira。一般认为 aob 与 nob 之间存在共生关系。aaob 菌是一类功能菌种，都属于浮霉菌门，目前发现有 5 属 17 种，全部为自养菌。其中，brocadia、kuenenia、jettenia 和 anammoxoglobus 4 个属由污水处理系统中获得，scalindua 发现于自然生态系统中。aaob 为革兰氏阴性菌，呈不规则球形、卵形等，直径 0.8～1.2 μm。aaob 细胞壁表面有火山口状结构，少数有菌毛。aaob 的细胞被厌氧氨氧化体膜（anammoxosome membrane）、细胞质膜（cytoplasmic membrane）、胞浆内膜（intracytoplasmic membrane）分隔成 3 个部分，分别为核糖细胞质（riboplasm）、厌氧氨氧化体（anammoxosome），以及外室细胞质（paryphoplasm）[19]。2 类硝化细菌和厌氧氨氧化菌生长习性见表 1。
5 工程化应用
在厌氧氨氧化工艺的实际应用方面，2002 年，帕克公司在鹿特丹 dokhaven 污水处理厂建造了世界第 1 座生产性厌氧氨氧化反应器，采用 sharonanammox 系统处理污泥脱水液。此后，荷兰、德国、日本、澳大利亚、瑞士和英国等地也相继建立了共100 多座厌氧氨氧化废水处理厂，除了污泥消化液，处理的废水还包括垃圾渗滤液、养殖场废水、食品废水等。目前，实际工程应用的厌氧氨氧化技术可以分为悬浮污泥统、颗粒污泥和生物膜系统。
5.1 悬浮污泥系统
aob 和 aaob 生长缓慢，世代周期长，在普通悬浮污泥系统中容易流失，所以悬浮污泥工艺常采用序批式活性污泥法反应器（sbr）形式截留微生物。
在所有的 sbr 厌氧氨氧化技术中，80%为 demon工艺。该工艺首先是在奥地利的 strass 污水处理厂得到应用，其核心是通过监测 ph 的变化，来调整曝气时间，进而调整短程硝化和厌氧氨氧化的平衡；另一方面，该工艺利用水力旋流器调节 aaob 和 aob的泥龄，微生物在离心力的作用下会被分为 2 部分，较轻质的 aob 从顶部溢流，较重的 aaob 聚集在底部回流至反应器。strass 污水处理厂实现了 85%以上的自养脱氮效率。
采用 demon 工艺的污水处理厂还包括瑞士的glarnerland 和 thun 污水处理厂、德国的 heidelberg和 plettenberg 污水处理厂。目前，华盛顿 blue plains污水处理厂正在建设的 demon 工艺是全球最大的厌氧氨氧化工程，设计氮负荷为 9.072 t/d。
5.2 颗粒污泥系统
颗粒污泥系统的一个典型案例是帕克公司在鹿特丹建立的 anammox 反应器，早期的测流工艺倾向于采用两段式系统，所以实际运行时该 anammox反应器与之前建好的亚硝化 sharon 反应器进行耦合，形成了 sharon-anammox 反应系统，该系统的启动经历了 3.5 年。随后帕克公司又开发了一体式anammox 反应器。两段式系统中的厌氧氨氧化反应器和一体式反应器均采用上向流连续式运行，内置斜板沉淀池，实现了对污泥颗粒的截留。
目前，一体式反应器的应用较为普遍，反应器内do 的质量浓度控制在 1 mg/l 左右，颗粒污泥内外形成了 do 含量梯度，外表适宜生长 aob，内部生长 aaob，密度较小的异养菌絮体则排到系统外。稳定运行时，tn 负荷可达 4.8 kg/(m3·d)。
5.3 生物膜系统
目前，生物膜形式的厌氧氨氧化工艺主要有deammon 和 anitatmmox 等。其中，deammon 工艺于 2001 年由 purac 公司和 hannover 大学联合开发，在德国 haittingen 污水处理厂首先得到应用。工艺由 3 个 mbbr 反应池和1 个脱气池组成，3 个反应池可以根据需要以串联或者并联的方式连接，mbbr 的填充率为 40%～50%。
反应池的每个分区都设置间歇曝气，曝气段和非曝气段的时间分别为 20～50 min 和 10～20 min，具体时间通过监测在线电导率实施调整。工艺对 tn 的去除率达 70%～80%，实际运行 tn 负荷为 180 kg/d。
anitatmmox 是 veolia 开发的厌氧氨氧化工艺，该工艺于 2011 年首先在瑞典的 sj觟lunda 污水厂得到应用，在测流系统中主要采用一体化的 mbbr反应池。anitatmmox 可以采用纯 mbbr 生物膜或者泥膜混合的 ifas 形式。纯生物膜工艺 aaob菌在填料的最内层，aob 在外层；ifas 工艺 aaob主要在填料上，aob 在悬浮污泥中。anitatmmox主要控制的参数是 do 含量，可以简单的将 do 含量控制在一定范围，或者通过氨氮去除率、硝酸盐生成量和氨氮去除量的比来实时控制 do 含量。纯mbbr 系统 do 的质量浓度控制在 0.5～1.5 mg/l，ifas 系统 do 的质量浓度控制在 0.3～0.8 mg/l。
6 主流工程化应用
目前，厌氧氨氧化技术研究与工程应用主要集中在工业废水和污泥脱水液、垃圾渗滤液等领域，对于城市污水的应用研究还非常有限。城镇污水处理量大、但是氨氮含量和水温相对较低、成分也更为复杂，开发适合城镇污水的主流工艺具有重要的现实意义，同时也面临着更大的挑战。厌氧氨氧化技术用于城市污水仍具有许多较为突出的问题有待解决。例如，nob 的有效抑制和 aaob 的有效截留等。
strass 污水处理厂最先开启了向主流厌氧氨氧化方向的迈进。该厂将测流厌氧氨氧化系统剩余的aaob 和 aob 补充到主流，虽然实现了 aaob 菌的富集，但是该厂的主流厌氧氨氧化效果仍不理想，主要是亚硝化过程不稳定。实验显示，nob 菌能适应低氧环境，因此低氧运行并不成功，而间歇曝气等相关抑制 nob 的技术方法仍在探索中。
新加坡的樟宜污水厂率先在主流工艺中成功实现了稳定的厌氧氨氧化，经过核算，该厂主流自养脱氮过程对 tn 的去除贡献了 62%。该厂采用分段进水多级 a/o 工艺，系统 hrt 为 5.8 h，污泥停留时间（srt）为 5 d，缺氧区和好氧区各占 2.5 d，污水温度全年保持在 28～32 ℃。该厂好氧区短程硝化作用很明显，曝气池亚硝酸盐累积率为 76%，缺氧区内氨氮和亚硝酸盐氮也得到了同步去除。该厂较高的水温是实现稳定亚硝化的先天优势，缺氧、好氧交替运行和短泥龄的工艺特征是实现稳定亚硝化的关键原因。
另外，针对厌氧氨氧化反应，研究人员提出了繁殖快、生长周期短的 aaob 也可以存在于泥龄较短的污水处理系统，已有相关的试验证明了该结论。
7 结语
脱氮和能量自给已成为污水处理的 2 大目标。传统的生物脱氮过程在曝气和混合过程中消耗了能量，在反硝化和 ph 控制过程中消耗了化学药剂。而短程脱氮（包括短程硝化和厌氧氨氧化）在能耗和药耗方面均具有较大的优势。经过 20 多年的发展，短程脱氮已成功应用于测流等高氨氮废水的处理工程中。
但是作为一项新技术，短程脱氮仍有许多问题尚未解决：
1）aaob 菌生长缓慢，需要研究反应器的快速启动方法，实现 aaob 的快速有效富集，缩短反应器的启动时间；
2）aaob 对环境比较敏感，需确定厌氧氨氧化工程对不同成分废水处理的适宜性，并提出避免有毒物质对 aaob 产生抑制和毒害的方法；
3）主流厌氧氨氧化方面，需要研究提高工艺运行的稳定性，特别是提高亚硝化过程中亚硝酸盐的累积率和 aaob 在低温条件下的活性等。
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