很長一段時間以來，城市污水中氮素污染物的高效、經濟去除成為困擾人們的一大難題。目前，比較普遍采用以硝化- 反硝化為基礎的異養生物脫氮技術處理，但是該過程若要達到較高的水質排放標準往往需要消耗大量的能源。2008 年，全球水研究大會提出了未來主流污水處理廠的發展目標，即將污水處理廠建成集水資源再生、能源回用及資源回收的多功能可持續水廠。在此號召之下，“能源中和”污水處理技術(energy-neutral，即污水處理所消耗的能源和產生的能源能夠相互抵消，這是一個比 “節能”更嚴格的概念)的研究與發展成為近年來的前沿問題和關注熱點。近二十年新興的厭氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox)工藝因其耗能低、產生的污泥少，并且不需要添加有機碳源，逐漸得到人們的青睞，越來越多地應用于城市污水處理領域。
1 Anammox 菌的特性及Th化機制
1.1 Anammox 菌的發現及反應原理
在厭氧環境下，Anammox 菌能夠以NO --N 為電子受體，以NH +-N 為電子供體，使二者反應生成N 。Anammox 工藝是在已有理論的基礎上發展起來的。奧地利化學家 Broda 在1977 年發表了“自然界中遺失的兩種自養微生物”的文章，根據化學熱力學的相關理論推斷存在某種微生物可催化如下反應[ 式(1)]。
NH +-N + NO --N → N + H O (1)
1995 年，荷蘭科學家Mulder 等在食品廢水的處理以及Siegrist 等對垃圾滲濾液的處理中均證實了這一反應的發生。20 世紀90 年代，Strous 等[6] 在大量實驗研究的基礎上，提出了Anammox 脫氮的化學反應方程式[ 式(2)]。
以上反應是通過anammox 菌催化實現的，這是一種化能自養型細菌，以CO2 或HCO3 為碳源，并從反應過程中獲得能量。Anammox 菌的中心代謝途徑是由Strous 等通過采用雙向測序技術建立 Kuenenia stuttgartiensis 的BAC 文 庫、Fosmid 文庫 和DNA 質粒文庫，并對基因組序列進行分析后提出的。表1 提供了這幾個基本的反應過程。
Anammox 菌的主要代謝途徑為 ：首先，Cyt cd1型亞硝酸還原酶(Nir)將NO - 還原成 NO ;隨后，在聯氨水解酶(HH)的作用下，NO 和NH + 縮合成為N2H4 ;聯氨氧還酶(HZO)將生成的N2H4 氧化為 N ;與此同時，亞硝酸氧化酶(Nar)將NO - 氧化成NO -(表1、圖1)。
以上代謝過程在細菌內部完成，由N2H4 作為供體所釋放的4 個電子，通過細胞色素C、輔酶Q等進行傳遞，最終抵達受體Nir 和HH(4 個電子中1 個電子交給Nir，3個電子交給 HH)。隨著電子的傳遞，質子被排至anammoxosome膜的外側，并在膜兩側形成質子梯度，從而驅動ATP 和NADPH 的合成。
此外，同位素示蹤實驗以及基因組學研究結果表
明 ：Anammox 菌可能會通過卡爾文循環(Calvin cycle)或乙酰- 輔酶 A 途徑(acetyl-CoA)這兩個途徑對CO2 進行同化。
1.1 Anammox 菌分類及特性
Anammox 菌屬于分支很深的浮霉菌綱，已發現并鑒定的Anammox 菌共有6 屬18 種(表2)，構成了獨立的Anammox 菌科(Anammoxaceae)。 其中，大多數細菌從污水廠或是實驗室反應器內得到，也有少數來自于海水樣品。Anammox 菌倍增時間很長(11d)，并且迄今為止仍未獲得其純培養物。正因如此，基于純培養物分離所開展的形態、代謝、生化和遺傳等方面的傳統分析方法，在應用于Anammox 反應器中微生物的種類、豐度及相互之間的關系的研究時受到了很大的限制。具體聯系污水寶或參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。
2 Anammox 城市污水脫氮工藝的研究及進展
2.1 基于不同 NO --N 獲取來源的 Anammox 組合工藝
大部分城市污水中的氮元素以有機或氨態氮的形式存在，前者通過曝氣生物處理后能夠在短時間內通過氨化作用轉變為后者。由式(1)和(2)可知，Anammox 菌的代謝基質為NH4 和NO2 ，NH4直接存在于城市污水中， 而NO2 則需要經過反應產生。因此，如何高效和穩定地獲取NO -，為Anammox 反應營造條件，就成了其應用于主流城市污水脫氮過程中首要解決的問題。現階段最常見并較為成熟的NO - 累積方式是通過氨氧化菌(AOB)的生化反應制取NO --N。近年來，也有一些學者提出了基于短程反硝化的NO - 累積技術。
2.1.1 短程硝化-Anammox耦合(PN/A)
PN/A 是近些年興起的一種生物脫氮工藝。首先，在AOB 的代謝作用下，污水中約一半的氨氮發生氧化轉變成了NO2 ，隨后剩余的NH4 和生成的NO2 一起作為Anammox 菌的基質。以上反應過程[38-40] 可以表示如下[ 式(3)]。
NH4 + 1.5O2 →NO2 + H2O + 2H
Van Dongen 等 通過小試裝置，對Anammox菌處理污泥消化液中高濃度氨氮的可行性展開了分析和探討。結果表明，該工藝具有良好的脫氮效果，約80%的NH +-N 被成功轉化成了N 。隨后，Fux 等又在兩個不同的污水處理廠內對該工藝進行中試研究，結果顯示：在1600 L的序批式反應器中，進水氨氮620 ～ 650 mg/L、pH 7.3 ～7.5、溫度26 ～28 ℃的條件下，氮容積負荷率(nitrogen loading rate， NLR)最高可達0.65kg N/(m3 · d)，總氮去除率達92%。與此同時，該工藝實現了較低的污泥產量。由于結果非常理想，該試驗完成后，Dokhaven 污水處理廠直接對反應器進行了放大，建成了世界上首座生產性規模的基于PN/A 的裝置。該裝置的有效體積為70m3，處理規模為750kg N/d，取得了不錯的效果。
在主流城市污水脫氮處理的研究中，PN/A 系統也獲得了滿意的效果。實驗室規模下，當溫度分別為18℃和15℃時，在顆粒污泥反應器與移動床生物膜反應器內，PN/A 系統的氮去除率均達到了70% 以上。在中試規模的研究 中，Hoekstra等采用PN/A 顆粒污泥反應器評估了其處理城市污水的效能，三年多的運行結果表明 ：夏季氣溫
(23.2±1.3)℃和冬季氣溫(13.4±1.1)℃下，系統的總氮去除率分別達到了(0.023±0.029)kg N/(m3 · d)和(0.097±0.016)kg N/(m3 · d)。這一裝置的脫氮效果顯著優于Pronk 等運行的好氧顆粒污泥系統 [0.17kg N/(m3 · d)]，同時也比普通活性污泥系統的脫氮能力[0.1kg N/(m3 · d)] 要高。目前，從世界范圍來看，已先后有兩家污水處理廠宣布成功實現了主流PN/A 脫氮，一家位于澳大利亞，另一家則位于新加坡。澳大利亞的污水處理廠主要利用側流裝置為主流過程不間斷地添加AOB 和Anammox菌，來保證Anammox 工藝穩定運行。Cao 等對新加坡Changi 水再生廠的跟蹤研究發現，在當地熱帶氣候(水溫28 ～ 32℃)條件下，出水總氮去除率維持在5 ～ 7mg/L，去除率達到了88.3%。各個好氧池終端亞硝態氮的濃度大大超出硝態氮，這說明短程硝化趨于穩定。經分析測試發現，該水廠內短程硝化率為72%，亞硝酸氧化菌的生物活性受到抑制。
2.1.2 短程反硝化-Anammox耦合
Ma 等 利用厭氧/ 好氧生物膜系統，對短程反硝化-Anammox 耦合工藝進行了為期408d 的研究，在進水總氮(TN) 為(60.5±5.7)mg/L、碳氮比(C/N)為(2.6±0.5)的條件下，系統TN 去除效率為(80±4)%，并且70% 的氮素是在缺氧環境下通過生化反應轉變成N2 從而被消除。Ji 等 通過研究指出，穩定階段硝酸鹽和亞硝酸鹽之間轉化率可達到87%，基本能夠滿足Anammox 的穩定供應之需。該系統經過≥ 200d 后，逐漸趨于穩定，在模擬廢水[ 化學需氧量(COD)為220 mg/L，NH4 為60 mg/L]條件下，氨氮去除率高達95%，經過處理后的出水中亞硝態氮和硝態氮的濃度分別為1mg/L 和35mg/L。
近年來，西安第四污水處理廠升級改造后的新工藝的應用效果在行業內受到廣泛關注。首期厭氧- 缺 氧- 好 氧(A-A-O)工藝(規模為 2.5×105m3/d)的改造，通過向缺氧池與厭氧池投放填料，在不需要額外添加碳源的條件下，處理后的水體中TN 濃度可基本保持在10mg/L 以下，甚至可以穩定在5mg/L。通過一年多時間的運行，填料表面生物膜的顏色出現一定變化，逐漸呈微紅色(這是Anammox 菌的重要特征)。隨后的跟蹤研究和監測表明，在缺氧條件下實現了Anammox 反應。盡管該現象背后蘊藏的機理以及這一現象是否可重復的問題尚需后續研究進行論證，但這是世界范圍內首次在11 ～20℃的中低水溫條件下于生產性規模裝置內實現了Anammox 反應，具有重要的意義。
亞硝酸鹽作為Anammox 生長的關鍵底物，不僅可以通過短程硝化(NH4 → NO2 )產生，還可以通過短程反硝化(NO3 → NO2 )產生 ，并且通過反硝化生產NO2 的過程更為穩定和可控。最近的研究表明，在反硝化污泥床中，亞硝酸鹽的富集率可穩定達到80%，從而保證了Anammox 細菌代謝所需的電子受體。此外，短程反硝化將硝酸鹽還原為亞硝酸鹽過程中N2O 的產生量較低，可以有效降低溫室氣體排放。
1.1 針對出水穩定達標的 Anammox 耦合工藝
目前，PN/A 工藝在主流城市污水處理中的推廣應用尚存在著諸多制約因素。首先，由于NOB 會與AOB 和Anammox 菌競爭底 物(O2 和NO2 )， 并且有可能導致出水硝酸鹽的大量累積。因此，高效地抑制NOB 活性是保證PN/A 穩定運行的前提。此外，城市污水中含有的COD 會在一定程度上抑制AOB 和Anammox 菌的活性。與此同時，NOB 和Anammox 菌代謝產生的NO3 -N 極有可能導致出水TN 不達標，對氮減排管控造成較大的壓力。
現階段的研究表明，當有機碳含量較低時，Anammox 菌自身仍能夠維持足夠的活性。對此，一些學者嘗試將幾種工藝結合在一起，提出了Anammox 耦合短程硝化和反硝化的脫氮工藝(SNAD)。通過耦合，短程硝化保證了NO - 的穩定供給，Anammox 菌生化反應得到的NO - 則在 反硝化的作用下被異養反硝化菌去除，不僅可以有效提高TN 去除率，而且能夠顯著降低COD 對Anammox 菌造成的負面影響。
顆粒污泥是進行SNAD 的最佳體系之一。Liu等通過對實驗數據進行挖掘和研究，建立數學模型并提取關鍵因子，找到該過程脫氮效率最高的實驗條件。隨后，他們通過顆粒污泥反應器對該模擬結果進行了驗證。在C/N 比和溶解氧濃度分別為0.2 ～1.0 和0.2 ～ 0.4mg/L 的條件下，SNAD 實現了>90% 的TN 去除效果。
生物膜反應器同樣是實現SNAD 的良好場所。Wang 等采用實驗室規模的固定生物膜- 活性污泥反應器組合工藝處理城市污水，并對其脫氮效果進行了考察。在溫度為(25±2)℃，HRT 為0.75d，進水TN 為(49.5±0.9)mg/L，COD/N 為(1.2±0.2)的條件下，裝置出水中的NH +、NO -、NO - 以及COD 的濃度分別為0.4mg/L、1.1mg/L、13.4mg/L 和7.8mg/L，其中，COD 去除效率為88%，達到了理想的處理效果。
除了SNAD 之外，Zhang 等提出了一種在上流式厭氧污泥反應器中實現完全厭氧氨氧化脫氮(CAARON)的工藝。CAARON 工藝是在C/N(NO --N)配比0.6 下通過在反應器中部進水口處添加乙酸鹽，實現不同部位反應器進行不同反應的目的 ：下部更多的是Anammox 反應，上部則是以反硝化過程為主，其分界點為乙酸鹽的流加進口。研究表明，CAARON 工藝在高TN 負荷率[9.0kg N/(m3 · d)] 的條件下，仍然可以將出水TN維持在(9.3±0.9 )mg/L，氮去除率達到(96.2±0.4)%。CAARON 為有效避免有機碳對Anammox 的抑制以及深度脫氮提供了一種新思路。
雖然上述關于Anammox 的各種耦合工藝的研究
取得了階段性的進展，但是仍然缺乏更大規模裝置的驗證。此外，城市污水的成分復雜，水質波動較大，若進水中存在過量的COD 極有可能會加速異養菌的大量增殖，進一步造成菌群失衡，大大降低脫氮效率。
2.3 針對能源回收的 Anammox 耦合工藝
為了盡可能排除水體中的有機物對Anammox 產生的負面影響，并對其中的有機碳能源加以回收，一些學者提出了A-2B 主流污水處理工藝。這一工藝的基本流程如下 ：A 段(厭氧固定床反應器)捕獲水體中的有機碳并將其轉變成甲烷實現能源回收 ;B1 段(序批式生物反應器)接收A 段出水以及一部分原水，在曝氣條件下其內部發生短程硝化和反硝化過程 ;來自B1 段和A 段的出水最后進入B2段(移動床生物膜反應器)，前者含有亞硝酸鹽，后者含有氨氮，發生Anammox 反應，使氮素污染物被順利去除。
Gu 等對A-2B 工藝處理城市污水的研究結果表明，在(30±1)℃、進水COD 和NH +-N 的濃度分別為400mg/L 和45mg/L 的運行條件下，出水的COD濃度僅為6.5mg/L，約58% 的COD 被轉化成為CH4。系統中總無機氮的去除效率為87%。其中，B1 段中的傳統硝化反硝化對系統總無機氮去除的貢獻率約為33%，B2 段中的Anammox 對無機氮去除的貢獻率為34%。與傳統脫氮過程相比，A-2B 工藝的剩余污泥產量可減少75%，并且由于可節省因COD 氧化所需的曝氣相關能耗，它的總能耗可降低47%。A-2B工藝為實現“能源中和”的城市污水處理系統提供了一個途徑。
3 Anammox 應用于主流城市污水處理的挑戰
3.1 競爭細菌對 Anammox 的抑制作用
主流Anammox 工藝中微生物種群較為豐富，Anammox 菌的豐度和活性會受到NOB 和反硝化菌的影響。通過對NOB 純培養物的研究發現，在低氨氮、低亞硝態氮濃度的情況下，NOB 對亞硝酸鹽具有更高的親和力。所以，應用Anammox 工藝時，必須在主流條件下盡可能降低NOB 活性，這是確保Anammox 過程正常進行的基礎并直接關系到其處理效果。上述目標可以通過游離氨的控制來實現。因此，在具體操作時，可使出水的氨氮濃度保持在不低于2mg/L 的水平。此外，溶解氧濃度對于NOB的活性也具有很大影響。在具體應用中，可考慮采取持續低強度或間歇曝氣的方式來控制溶解氧在較低水平，從而抑制NOB 的活性。
污水中含有的COD 有助于異養反硝化菌的生長并對Anammox 過程形成抑制，只有當COD 被前者消耗至較低水平時Anammox 過程才有可能占主導。這一問題在高強度城市污水的處理中尤為突出。
Winkler等通過研究指出，在25℃環境下，如果原水的C/N < 0.5，則Anammox 與異養反硝化過程可以和諧共存，不會導致脫氮效果下降。為了減少有機物的不利影響，可以通過短時曝氣的方式利用好氧異養菌將COD 的濃度降至Anammox 菌所適應的范圍之內。
3.2 低溫對 Anammox 工藝運行效果及穩定性的影響
微生物的代謝活性很大程度上受到溫度的影響。前期的研究結果表明，35℃是Anammox 菌生物代謝最快，并且繁殖周期最短的最適溫度。然而，大多數實際城市污水的水溫較低(10 ～ 25℃)，尤其是一些高緯度如我國北方地區，廢水溫度常低于10℃。Anammox 在這些地區的應用效果及穩定性是一個巨大的挑戰。Ma 等 的研究表明，在溫度逐漸降低的過程中，Anammox 的氮去除率逐漸下降， 16℃時的氮去除率僅為2.28kg N/(m3 · d)。在6℃的運行條件下，Isaka 等研究發現Anammox 的氮去除效率僅為50%。因此，開發Anammox 低溫脫氮工藝一直是近年來的研究重點和難點。提升Anammox 工藝在低溫下的運行效果可以通過菌種馴化和生物固定化兩種方式來實現。對于前者，在低溫環境下馴化培養Anammox 菌，使其體內的生物酶、細胞膜等仍保持較高活性，從而提升整體的脫氮效果。生物固定化處理可以顯著提升Anammox 菌的抗低溫性能。Hu 等[75] 通過菌種馴化并在12℃下連續運行≥ 300d，觀察短程硝化耦合Anammox 處理模擬污水(水體中NH4 -N 的含量為70mg/L)的效果，結果顯示氮去除率可以達到90%。
Pathak 等通過在20℃下接種固定化Anammox 微生物處理低含氮廢水，成功啟動Anammox 反應器，總氮去除率> 92%。Quan 等選擇聚乙烯醇與海藻酸鈉凝膠作為載體，對Anammox 菌進行培養。在室溫條件下，Anammox 工藝的氮去除速率達到了8.0kg N/(m3 · d)。
3.3 Anammox 菌在反應器內的高效截留
在傳統的污水處理過程中，沉淀池是使用最為廣泛的泥水分離裝置。然而，少量懸浮微生物仍然會隨著出水從反應器內流失。當溫度較低時，Anammox 菌的繁殖速度非常慢，倍增時間通常要長達1 ～ 2 周，所以在主流工藝中維持細菌濃度在較高水平將直接關系到系統的脫氮效率。通過將側流高溫、高基質濃度條件下培養得到的高活性Anammox 菌流加到主流工藝，可以保證主流反應器的高生物量。不僅如此，還可以通過培養生物膜、顆粒污泥等提高反應器中的生物量、減緩細菌的流失。近幾年，隨著膜材料的發展，膜生物反應器得到了廣泛應用，借助于多孔膜良好的截留效率，理想情況下可以實現Anammox 菌的零流失。
4 總結與展望
Anammox 工藝因其具有高效、低碳、節能的特點，在生物脫氮領域擁有廣闊的發展空間。在全球范圍內，有200 多座Anammox 工程已經或者正在投入應用，而且這個數字還在迅速增長。然而，這些工程主要是針對高氨氮廢水的處理處置，關于Anammox 應用于主流城市污水的處理鮮有報道。伴隨著可持續城市污水處理理念的深入，Anammox 工藝在主流城市污水處理中的突破和應用仍然是業界不斷努力的方向。接下來仍需要在以下幾方面進行深入地研究。
(1)主流Anammox 工藝中微生物群落結構相對復雜，Anammox 菌與其他功能菌群之間的協同競爭機制有待進一步被解析，從而為發展高效的反應器控制策略提供指導。
(2)實際廢水成分復雜，存在一定的水質波動，由于菌種或實驗條件等不同，廢水成分中對Anammox 產生影響的關鍵因子的控制閾值不統一，多因素的聯合作用影響有待進一步探明，且應提高對緩解控制調控策略的關注和重視。
(3)目前關于Anammox 處理主流城市污水的研究大多停留在小試層面，仍然缺乏中試及更大規模的工程性研究。雖然目前偶有關于實際城市污水處理廠中實現Anammox 的報道，但對于Anammox 菌在其中的作用機理仍不清晰，還需要更多的工程化案例來考察其可重復性效果。(來源：杭州師范大學生命與環境科學學院)
