城镇生活污水厌氧氨氧化处理的研究进展

谢军祥，姜滢，常尧枫，谢嘉玮，郭萌蕾，陈重军，2，3

（1 苏州科技大学环境科学与工程学院，江苏苏州215009；2 江苏省环境科学与工程重点实验室，江苏苏州215009；3 江苏水处理技术与材料协同创新中心，江苏苏州215009）

城镇生活污水的深度脱氮，成为遏制水体富营养化的重要途径之一[1]。采用传统硝化反硝化脱氮，需经历曝气硝化和缺氧反硝化前后两个过程，在硝化过程中大部分有机物被好氧去除，导致反硝化过程缺乏有机碳源。同时，传统脱氮的污水处理工艺需要大量曝气，能耗高，运行过程中释放大量的温室气体，且剩余污泥量大，与当今绿色节能可持续发展经济模式主题相悖。厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，Anammox）是指在厌氧或者缺氧条件下，厌氧氨氧化菌（Anammox bacteria，AnAOB）以亚硝态氮N） 为电子受体，氧化氨氮为氮气（N2）的生物过程。其优势在于：①需氧量与传统相比减少62.5%，可有效降低充氧电耗；②无需有机碳源，运行费用降低；③不涉及异养型的反硝化菌，可大幅度降低剩余污泥产量。另外，Anammox 工艺具有很高的容积效能（以N 计），最高可达125kg/(m3·d)，能够大大降低反应器的体积，显著降低投资费用[2]。因此，若Anammox 技术可应用于城镇污水处理厂脱氮，可显著降低硝化过程曝气量，并降低脱氮有机碳源的外加量，从而降低处理费用。目前，针对城镇生活污水处理厂采用Anammox 的处理工艺，主要包括两种：①侧流工艺，即污泥消化液、压滤液等部分污水的处理，水量仅占污水厂总进水的2%左右，通常水质具有高温高氨氮的特点；②主流工艺，即在城镇污水处理工艺的主线应用Anammox 工艺，处理水量含污水厂全部进水流量。

近年来，研究者对Anammox 应用于城镇生活污水处理的影响因素、工艺适用性、工艺开发和现场应用等方面进行了多方位研究。本文对相关研究进行综述，以期为城镇生活污水Anammox 处理提供借鉴和参考，并对未来研究方向提出展望。

1 稳定实现城镇生活污水Anammox处理的影响因素

Anammox 对水质和反应条件等影响因素要求较为苛刻，能否在城镇生活污水中实现技术的适用性是前提。厌氧氨氧化工艺过程包含短程硝化和Anammox 两个过程，而环境因素在两个阶段均会造成影响。研究者普遍认为，城镇生活污水实现Anammox 过程的难点首要是稳定的短程硝化，即在Anammox 前端需要提供适合比例的和。其次，在Anammox 阶段，AnAOB 对 条件控制的要求非常严格，有机物[5-6]、污泥龄（sludge retention time，SRT）[7]、溶解氧（dissolved oxygen，DO）[8-9]、温度[10-11]、污泥截留[12-14]等都会影响Anammox过程的稳定运行。

1.1 有机物

在亚硝化过程中，当进水有机物浓度较高，具体体现为化学需氧量（chemical oxygen demand，COD）较高时，会促进异养菌的生长，使其与亚硝化细菌（ammonia-oxidizing bacteria，AOB）竞争DO和空间，抑制AOB的活性[7,15]。因此众多学者基于COD合适的浓度范围进行了研究。付巢等[16]研究发现，亚硝化速率随着COD 浓度的增加而降低。当COD 浓度为60～120mg/L 时，AOB 能够维持优势地位，形成稳定的部分亚硝化[17]。因Anammox反应以无机碳为碳源，当有机物存在时，会对Anammox 反应产生负面影响，促进异养反硝化反应，同时抑制Anammox过程[18]。马艳红等[19]在研究COD 浓度对Anammox 启动的影响的实验中发现，COD 浓度越高，反硝化菌的活性越高，进而AnAOB 的增长活性越小，延长Anammox 的启动时间。李田等[20]通过实验，得出结论：COD 浓度在120mg/L 时，AnAOB 不受影响。付昆明等[3]认为，Anammox 段易于降解的COD 浓度不宜超过150mg/L。而城镇生活污水COD 浓度一般在100～300mg/L，可以通过曝气前处理使COD降至合适的范围之内[21]。因此，COD 浓度对Anammox 工艺的抑制可通过强化预处理解决。

1.2 SRT

SRT 是Anammox 工艺中的重要影响因素。在亚硝化过程中，当温度控制在20～35℃，AOB 的生长速率高于亚硝酸盐氧化菌（nitrite oxidizing bacteria，NOB），可通过控制系统SRT大于AOB的世代时间而小于NOB 的世代时间，使NOB 排出系统而AOB 保持较高的浓度，从而实现NO2--N 的稳定积累[22]。众多研究表明，不同学者为实现较稳定的亚硝化所采用的SRT不同。如新加坡樟宜回用水处理厂的阶段进水活性污泥法（step-feed activated sludge，SFAS）工艺实现稳定的亚硝化就是采用了较短的SRT（约2.5 天）[23]。而Wu 等[24]认为SRT 保持在10～20 天更为合适。SRT 对AnAOB 的影响颇多，是种群结构的变化的重要参数。沈明玉等[25]认为，采用较短的SRT，利于Anammox 反应进行，实现高效脱氮。张杰等[26]采用一组SBR反应器研究梯度降低SRT 过程中对去除负荷（Nr）和污泥负荷（Ns）的影响情况，结果表明，SRT 从21 天梯度降低到12 天，系统整体的脱氮性能下降16.4%，但单位质量的AnAOB 脱氮效率提升了66.8%。而新加坡樟宜回用水处理厂采用了较短的SRT（约3天）便实现了缺氧区的Anammox作用[23]。研究表明，采用较短的SRT是实现城镇生活污水主流Anammox技术的思路之一。

1.3 DO

DO是亚硝化段的重要影响因子，其中AOB对氧的半饱和系数高于NOB，NOB在较低的DO条件下对竞争氧的能力较弱，控制DO的浓度以及调节曝气模式是实现短程硝化的控制手段之一。DC Water 研究发现，瞬时缺氧可有效抑制NOB[7]。从Wang 等[27]的研究发现，在DO 浓度从1.4mg/L 降至0.7mg/L 时，观察到积累率逐渐升高。张杰等[28]基于SBR反应器采用4min曝气、2min停曝的曝气模式以及DO 限制策略（1.3～1.7mg/L），积累率达到92%，成功实现亚硝化。究其原因是AOB在缺氧干扰后比NOB恢复快得多，间歇曝气可实现部分亚硝化。DO 浓度也会抑制Anammox 活性[17]，控制DO 浓度，是城镇污水应用Anammox 技术的前提条件。Strous等[29]通过SBR反应器研究DO对Anammox 的影响时发现，在0.5%、1.0%、2.0%的空气饱和度下，AnAOB的活性完全被抑制，但完全厌氧（0%O2）后，被抑制的AnAOB活性能够恢复，说明DO对于AnAOB的抑制是可逆的。而在传统城镇生活污水处理中，采用的DO一般为2mg/L，通过调控DO并结合生物载体的作用，城镇污水中DO对于AnAOB的抑制作用是可以克服的[3]。众多学者对此进行了研究。从夏琼琼等[30]的研究中发现，当AOB 和AnAOB 在系统里共存时，AnAOB 在DO高于0.2mg/L 的条件下也可保持正常活性。而在一体化Anammox 反应器中，在生物膜较厚的条件下，AnAOB能够在较高的DO（5～6mg/L）条件下存活，并具有稳定、较高的脱氮性能[8]。因此，间歇曝气以及DO限制策略可能是易于实现城镇生活污水主流Anammox的调控策略之一[31]。

1.4 温度

温度对亚硝化段的影响作用是显著的。较高的温度不仅可以提高AOB 的活性、促进AOB 的生长速率，还可以进一步扩大AOB与NOB之间的活性、生长速率的差异[3]。李亚峰等[32]实验表明，高于30℃时，亚硝酸盐积累量增加，这是由于温度较高时，NOB 活性受到抑制，而AOB 活性增强并处于优势地位。荷兰Delft 技术大学开发的SHARON（single reactor for high ammonium removal over nitrite）工艺即是基于这一原理在中温（30～40℃）条件下实现了稳定的短程硝化，且该工艺已得到工程化应用[33]。城镇生活污水温度一般冬季保持10～16℃，夏季保持在24～30℃，如何在低温条件下实现亚硝化是重要的研究内容。付昆明等[11]在研究中发现，当温度由35℃骤降到21℃时，AOB 的活性仅降低8%，当骤降至15℃时，AOB 的活性仍能保持最佳时的75%，说明了亚硝化可在常温下实现的可能。在Anammox 段，AnAOB 的适宜生长温度为30～37℃。Laureni 等[34]的研究发现，在市政污水Anammox处理反应器中，AnAOB的活性（以N计）会 从29℃时 的0.465kg/(m3·d) 降 低 到12.5℃的0.046kg/(m3·d)。如何实现常温下Anammox 的稳定运行，成为研究的热点。Li 等[35]利用UASB 在4 个季节即9～28℃的自然周期温度变化中进行Anammox 运行研究，发现反应器在中低温条件下（11～25℃）具有较高的脱氮能力，UASB颗粒污泥中AnAOB 的富集率达到53.8%，同时优势菌由Candidatus Brocadia 转 变 为Candidatus Kuenenia。Wang等[36]在13℃条件下采用EGSB反应器成功运行Anammox，研究发现，Candidatus Kuenenia 为优势菌种，相对丰度达到了57.0%。付昆明等[3]也发现在较低温度及负荷下，AnAOB 仍然具有活性，且认为在城镇生活污水温度条件下，温度对AnAOB的影响不大，可采用降低进水氮负荷的方法保证运行效果。研究均表明，通过微生物强化、氮负荷调控等措施，可以有效缓解中低温对AnAOB 的活性的抑制。

1.5 污泥截留

AOB、AnAOB 均为自养细菌，世代周期长，必须保证足够的微生物量才能保障良好的脱氮性能。AOB 的污泥截留主要有两种方法，一种是利用城镇污水处理工艺侧流段高氨氮、高温水质特点，促进AOB 生长，侧流补充主流工艺的方式补充微生物；另一种方法是以生物膜的方式或颗粒污泥的形式持留，这种方式主要是依靠AnAOB 附着在填料的最内层，AOB 附着在填料的外层[7]。王嗣禹等[37]通过对比悬浮污泥和生物膜系统，发现DO为3.0mg/L 时，生物膜上的AOB 丰度高于悬浮污泥，达到了20.43%。吴蕾等[38]对颗粒污泥的培养，结果表明亚硝化特性非常稳定且AOB 的相对数量占到了17.8%，而NOB 则低于0.6%。而对于AnAOB 的生物强化是通过侧流的生物强化补充，主要是采用水力旋流器分离AnAOB 与AOB，使侧流中的AnAOB 通过旋流器补充至主流工艺中，同时富含AOB 的溢流也进入主流工艺[7]。奥地利Strass 污水处理厂的运行经验表明采用水力旋流器这一技术从侧流工艺向主流工艺补充了AOB 和AnAOB 后，不仅没有降低AOB、AnAOB 在侧流工艺中的活性，主流工艺中AnAOB 的丰度、颗粒的尺寸还显著提高，研究发现通过水力旋流器的循环运行还能阻止微生物在AnAOB 表面富集，利于降低基质扩散阻力，维持微生物较高的活性。此外，侧流补充主流还可以解决AnAOB 对亲和力比NOB低的问题，使AnAOB较容易获得。此外，采用生物膜及颗粒污泥以提高AnAOB 生物量也成为研究热点。卢欣欣等[39]分析微生物群落发现，移动床生物膜反应器（MBBR） 中的主要AnAOB分别占生物膜中总菌的4.53%、活性污泥中总菌的0.75%，说明生物膜上的AnAOB 丰度高于活性污泥。Wang 等[36]在中低温条件下运行Anammox 时发现，污泥的颗粒强度与AnAOB 呈正相关。实现城镇污水主流Anammox 技术，污泥截留具有积极意义。

综上所述，城镇污水应用Anammox 技术，目前仍面临一系列困难，但保持COD 浓度低于150mg/L、通过实现稳定的短程硝化以提供适合比例的和、在保持合适的DO的同时进行间歇曝气、采用微生物强化、氮负荷调控等措施缓解中低温对Anammox 的抑制，Anammox 反应可稳定运行，同时可通过侧流补充主流或生物膜或颗粒污泥的形式持留污泥以保证良好的脱氮性能。

2 城镇生活污水Anammox处理工艺

目前，针对城镇生活污水处理厂采用Anammox 的处理工艺，主要包括两种：①侧流工艺，即污泥消化液、压滤液等部分污水的处理，水量仅占污水厂总进水的2%左右，通常水质具有高温高氨氮的特点，如图1所示；②主流工艺，即在城镇污水处理工艺的主线应用Anammox 工艺，如图2所示。

2.1 城镇生活污水侧流Anammox工艺

图1 城镇生活污水侧流Anammox工艺

图2 新加坡樟宜回用水厂分段进水反应器（主流Anammox）工艺［23］

污泥消化液和污泥压滤液的水质pH 一般为7.0～8.5，温度在30～37℃，浓度可达500～1300mg/L，碳氮比在1 左右，属于典型的高氨氮、低碳氮比废水[40]。传统污泥消化液和压滤液的处理一般是回流至格栅，与原水混合后处理，这将加大整体工艺的氮负荷，最终导致出水总氮（total nitrogen，TN）偏高。然而，由于AOB与NOB的竞争机制和AnAOB 的存活习性，污泥消化液和污泥压滤液的中高温、高氨氮的水质条件能够保障AOB 优势种群地位并抑制NOB 活性，为Anammox的应用提供了条件。

2002 年，荷兰鹿特丹Dokhaven 污水处理厂率先实现城镇生活污水侧流Anammox 工艺的应用。其建造的生产性Anammox 反应器采用了Sharon-Anammox系统，用于处理污泥消化液。van der Star的研究表明，Anammox 反应是该反应器内的主导反应[41]。

到目前为止，全球约75%的Anammox 工程装置主要用于处理污泥消化液和压滤液[42]，常采用的工艺包括一体化的DEMON（deammonification，好氧 反 氨 化）、 CANON （completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，完全自养脱氮）工艺等，分体式的SHARON-Anammox 工艺等；生物膜工艺ANITA Mox （MBBR 自养脱氮工艺）、TERRANA 等，以及普通活性污泥工艺等。具体工艺形式、反应器体积、污泥浓度、水力停留时间、污泥氮负荷、TN去除率以及能耗见表1。

表1 污泥消化液Anammox工程应用实例

表1列举了11座处理城镇生活污水处理厂污泥厌氧消化液的Anammox 工程应用的运行效能，发现SBR 是侧流Anammox 工艺中最常用的反应器系统，而DEMON又是SBR系统里最常用的配置。分析发现，DEMON采用了水力旋流器调节AnAOB与AOB 的SRT，可有效分离出生长缓慢的AnAOB，使Anammox反应有效运行。

城镇生活污水侧流Anammox 的大规模工程应用也暴露出启动时间长、AnAOB生物量少等问题，相关优化的实验室研究、工程探索也在进行。徐浩然[43]在其实验中采用了投加电气石强化Anammox工艺的手段，对比未投加电气石的Anammox 系统，启动时间减少了11%，氮去除率达到85.5%，投加电气石具有优异效果。究其原因，本文作者认为，一是电气石由于其电极性和自发极化效应，增强了AnAOB 的新陈代谢能力，提高AnAOB 的活性，二是电气石充当填料的作用，这也促进了AnAOB 的生长。卢欣欣等[39]采用MBBR处理污泥消化液，成功实现了短程硝化-Anammox 过程的耦合，去除率最大可达96%。分析微生物群落，发现AOB在MBBR生物膜、活性污泥中占总菌数的比例分别为10.46%和21.46%，AnAOB 则为4.13%和0.71%，说明主要的亚硝化、Anammox 分别在活性污泥和生物膜中完成；结果表明一体式反应器应用Anammox 技术处理污泥消化液具有可行性，为工程化应用提供重要依据。实际工程探索方面，Han等[44]在北京高碑店污水处理厂采用全尺寸短程硝化/厌氧氨氧化（partial nitritation/anammox，PN/A）工艺处理污泥消化液，采用固定式生物膜活性污泥法（integrated fixed-biofilm activated sludge，IFAS）反应器成功启动PN/A 且稳定运行，处理量达到2500m3/d，脱氮效率在85%以上，每年可节省运营成本350万美元，分析微生物群落发现，AOB在絮凝污泥中的丰度（1.2%）高于生物膜（0.2%），相比之下，生物膜中的AnAOB 丰度显着更高，为17.9%，而絮凝污泥中的为0.02%，AOB 与AnAOB共存于反应体系，共同完成自养脱氮。

2.2 城镇污水主流Anammox处理工艺

Anammox 应用于污泥消化液的侧流处理工艺，虽对处理厂TN 的深度处理有一定的促进作用，但贡献率较低，如何实现主流处理工艺中Anammox的应用，将对城镇生活污水处理厂的工艺革新产生重要影响。目前，城镇生活污水主流Anammox 的处理工艺已在实验室得到稳定的运行效果，同时在实际城镇生活污水处理工程中也得到成功应用。

（1）实验室稳定性

城镇生活污水含氮量较低，TN在20～75mg/L，且运行温度低，冬季保持10～16℃，夏季保持在24～30℃[6]。在快速启动Anammox 方面存在限制。已有研究者采用城市生活污水，采用不同工艺形式、接种不同污泥和调控运行条件成功启动Anammox。具体内容见表2。

表2 主流Anammox实验室研究实例

表2列举了7种城市污水主流Anammox实验室研究成功启动实例。较多研究者采用SBR 作为Anammox 的启动工艺，在处理城市污水前，先对AnAOB 进行培养富集使其稳定。研究发现，温度等因素对Anammox 的抑制可以设法消除，城市污水主流Anammox 在实验室得到稳定的运行效果。李田等[20]采用ABR 前端除碳，耦合亚硝化、Anammox 的工艺处理城镇污水，使ABR 出水COD浓度保持120mg/L，避免对后续耦合系统产生不利影响，同时控制亚硝化系统出水和ABR 出水比例满足于Anammox 进水要求，结果显示，TN 去除率高于86%，COD去除率大于85%。采用前端除碳的方法，为工程化应用提供了一个可行的思路。Xu等[52]认为部分反硝化/厌氧氨氧化工艺（partial denitrification/anammox，PD/A）在实现城镇污水主流Anammox 工艺方面具有广阔前景，实验中采用颗粒污泥的方式实现成功运行，在进水TN 浓度42.56mg/L、C/N 为1.48 的情况下，平均出水TN 为8.74mg/L，氮去除率达80%。对反应器中的微生物群落进行分析发现，颗粒中AnAOB 占总菌数的7.79%，表现出优异的生物截留能力，从菌属上分析， Thauera （17.46%） 和Candidatus Brocadia（6.24%）丰度最高，Thauera 还具有短程反硝化（partial denitrification， PD） 功 能， 共 同 促 进Anammox反应，90%的脱氮贡献率由AnAOB产生。PDA工艺对比传统的硝化反硝化工艺，可节省45%的曝气量和79%的碳源。近年来关于主流工艺的研究，工艺组合、反应器设计、调控手段优化等均为Anammox主流工艺的应用提供了参考和借鉴。

（2）现场应用

城镇生活污水主流Anammox 工艺的实际应用工程还较少，目前最为成功的是新加坡樟宜回用水厂、奥地利的Strass 污水处理厂以及中国西安第四污水处理厂，这3座污水厂主流Anammox工艺的实际应用为该工艺的大规模推广提供了较好的支撑作用。

新加坡樟宜回用水厂首先实现了主流Anammox 工艺的工程应用，采用五点分段进水活性污泥工艺（SFAS），水力停留时间为5.6h，总SRT为5天。由于地理位置和气候的原因，水温能保持在30℃左右，有利于自养细菌的生存和繁殖。通过缺氧好氧交换进行、短SRT和在线控制，保证AOB 为优势菌群，分析发现亚硝酸盐积累率可达76%，实现了稳定的短程硝化。反应器中AnAOB含量可达到105～106copies/mL，优势菌种为AOB以及悬浮的游离AnAOB。其自养脱氮过程的贡献率为37.5%，出水水质良好，TN＜5mg/L，NH4+-N＜3mg/L。此外，与新加坡其他回用水处理厂相比，樟宜回用水处理厂SFAS 工艺能耗降低了10%～30%[23,25]。

奥地利的Strass 污水处理厂[7,53]采用AB 工艺，其能源自给率可达108%，于2004年首先在侧流中采用了DEMON 工艺，DEMON 单元的设计进水氮负荷为300kg/(m3·d)、容积负荷为0.6kg/(m3·d)，DO为0.3mg/L。在侧流的基础上，该厂于2011年开始探索主流Anammox 工艺的应用，其具体的措施是在主流工艺上安装了水力旋流器，利用水力旋流器调节AnAOB 和AOB 的SRT，较轻的AOB 从顶部溢流，较重的AnAOB 聚集在底部回流至反应器，AnAOB 不断回流到主流工艺中[6,38]。在曝气控制方面，通过灵活的曝气控制方式即根据进水瞬时负荷自动调整曝气量和曝气频率，来实现良好的硝化和反硝化反应[7]，从而实现主流Anammox 的稳定运行。Strass 污水处理厂实现了85%以上的自养脱氮效率[30]。

西安第四污水处理厂是世界范围内、温带气候条件下、大型污水处理厂（25 万吨/天） 实现Anammox 的首例，填补了国际上常温生产性装置研究的空白。Anammox 主要在一期25 万吨/天工程改造中实现，主体工艺为正置A2/O+MBBR（移动床生物膜反应器）。厌氧段水力停留时间（hydraulic retention time，HRT） 为1h、缺 氧 段HRT为3.6h，并在厌氧、缺氧段投加填料。西安第四污水处理厂一期工程自2012 年11 月开始改造，2013 年8 月起出水水质稳定并达到一级A 标准[54]，其中出水TN达到10mg/L。对填料和悬浮污泥，厌氧区和缺氧区的微生物进高通量分析，载体具有较高的Anammox 活性，达到了52mg/(L·d)。主导的AnAOB 是Ca. Kuenenia（K 型AnAOB），高度浓缩在缺氧区的载体上。2018 年，采用同位素示踪法进一步证实了在缺氧环境下Anammox 反应，证实了在缺氧区Anammox 是一个非常重要的途径，并且定量测定的结果显示Anammox 过程占脱氮的比例达到30% 左右。通过对2015—2018 年载体AnAOB 的丰度测定分析表明，缺氧区填料上AnAOB的丰度逐渐升高，在2017年已经接近10%。主流Anammox稳定运行。

对以上3座污水厂主流Anammox工艺分析，发现填料中K 型AnAOB 和B 型AnAOB（Ca.Brocadia sp.40）的丰度有很大差别，新加坡樟宜污水厂中占主导的AnAOB 是B 型AnAOB，而西安第四污水处理厂发现的是K 型AnAOB 占主导，认为可能主要是温度所致，新加坡樟宜污水厂的水温是30°C，而西安第四污水处理厂水温为11～20°C。以上进一步说明常温条件下可实现主流Anammox技术。

3 结语

Anammox 技术是一新型生物脱氮技术，在城镇污水处理的脱氮领域具有广阔应用前景。在调控有机物、SRT、DO、温度及污泥截留等因素的基础上，城镇污水适宜采用Anammox工艺进行处理。该工艺目前已在城镇污水侧流工艺中稳定运行且凸显出脱氮优势，城镇污水主流工艺已在实验室稳定运行，现场应用主要受限于低温、低氨氮、稳定的短程硝化以及AOB、AnAOB 的富集等因素，但西安第四污水处理厂主流Anammox 的成功运行，填补了常温条件下城镇污水主流Anammox 工艺稳定运行的空白，极大促进了城镇污水主流工艺Anammox 技术的应用。在低氨氮浓度下保证稳定的NO2--N 积累、低温条件下Anammox 稳定、AnAOB 的快速富集以及主流工艺的推广应用等方面，是城镇生活污水Anammox 处理大规模应用的首要解决的问题。