很长一段时间以来，城市污水中氮素污染物的高效、经济去除成为困扰人们的一大难题。目前，比较普遍采用以硝化- 反硝化为基础的异养生物脱氮技术处理，但是该过程若要达到较高的水质排放标准往往需要消耗大量的能源。2008 年，全球水研究大会提出了未来主流污水处理厂的发展目标，即将污水处理厂建成集水资源再生、能源回用及资源回收的多功能可持续水厂。在此号召之下，“能源中和”污水处理技术(energy-neutral，即污水处理所消耗的能源和产生的能源能够相互抵消，这是一个比 “节能”更严格的概念)的研究与发展成为近年来的前沿问题和关注热点。近二十年新兴的厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox)工艺因其耗能低、产生的污泥少，并且不需要添加有机碳源，逐渐得到人们的青睐，越来越多地应用于城市污水处理领域。
1 Anammox 菌的特性及Th化机制
1.1 Anammox 菌的发现及反应原理
在厌氧环境下，Anammox 菌能够以NO --N 为电子受体，以NH +-N 为电子供体，使二者反应生成N 。Anammox 工艺是在已有理论的基础上发展起来的。奥地利化学家 Broda 在1977 年发表了“自然界中遗失的两种自养微生物”的文章，根据化学热力学的相关理论推断存在某种微生物可催化如下反应[ 式(1)]。
NH +-N + NO --N → N + H O (1)
1995 年，荷兰科学家Mulder 等在食品废水的处理以及Siegrist 等对垃圾渗滤液的处理中均证实了这一反应的发生。20 世纪90 年代，Strous 等[6] 在大量实验研究的基础上，提出了Anammox 脱氮的化学反应方程式[ 式(2)]。
以上反应是通过anammox 菌催化实现的，这是一种化能自养型细菌，以CO2 或HCO3 为碳源，并从反应过程中获得能量。Anammox 菌的中心代谢途径是由Strous 等通过采用双向测序技术建立 Kuenenia stuttgartiensis 的BAC 文 库、Fosmid 文库 和DNA 质粒文库，并对基因组序列进行分析后提出的。表1 提供了这几个基本的反应过程。
Anammox 菌的主要代谢途径为 ：首先，Cyt cd1型亚硝酸还原酶(Nir)将NO - 还原成 NO ;随后，在联氨水解酶(HH)的作用下，NO 和NH + 缩合成为N2H4 ;联氨氧还酶(HZO)将生成的N2H4 氧化为 N ;与此同时，亚硝酸氧化酶(Nar)将NO - 氧化成NO -(表1、图1)。
以上代谢过程在细菌内部完成，由N2H4 作为供体所释放的4 个电子，通过细胞色素C、辅酶Q等进行传递，最终抵达受体Nir 和HH(4 个电子中1 个电子交给Nir，3个电子交给 HH)。随着电子的传递，质子被排至anammoxosome膜的外侧，并在膜两侧形成质子梯度，从而驱动ATP 和NADPH 的合成。
此外，同位素示踪实验以及基因组学研究结果表
明 ：Anammox 菌可能会通过卡尔文循环(Calvin cycle)或乙酰- 辅酶 A 途径(acetyl-CoA)这两个途径对CO2 进行同化。
1.1 Anammox 菌分类及特性
Anammox 菌属于分支很深的浮霉菌纲，已发现并鉴定的Anammox 菌共有6 属18 种(表2)，构成了独立的Anammox 菌科(Anammoxaceae)。 其中，大多数细菌从污水厂或是实验室反应器内得到，也有少数来自于海水样品。Anammox 菌倍增时间很长(11d)，并且迄今为止仍未获得其纯培养物。正因如此，基于纯培养物分离所开展的形态、代谢、生化和遗传等方面的传统分析方法，在应用于Anammox 反应器中微生物的种类、丰度及相互之间的关系的研究时受到了很大的限制。具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。
2 Anammox 城市污水脱氮工艺的研究及进展
2.1 基于不同 NO --N 获取来源的 Anammox 组合工艺
大部分城市污水中的氮元素以有机或氨态氮的形式存在，前者通过曝气生物处理后能够在短时间内通过氨化作用转变为后者。由式(1)和(2)可知，Anammox 菌的代谢基质为NH4 和NO2 ，NH4直接存在于城市污水中， 而NO2 则需要经过反应产生。因此，如何高效和稳定地获取NO -，为Anammox 反应营造条件，就成了其应用于主流城市污水脱氮过程中首要解决的问题。现阶段最常见并较为成熟的NO - 累积方式是通过氨氧化菌(AOB)的生化反应制取NO --N。近年来，也有一些学者提出了基于短程反硝化的NO - 累积技术。
2.1.1 短程硝化-Anammox耦合(PN/A)
PN/A 是近些年兴起的一种生物脱氮工艺。首先，在AOB 的代谢作用下，污水中约一半的氨氮发生氧化转变成了NO2 ，随后剩余的NH4 和生成的NO2 一起作为Anammox 菌的基质。以上反应过程[38-40] 可以表示如下[ 式(3)]。
NH4 + 1.5O2 →NO2 + H2O + 2H
Van Dongen 等 通过小试装置，对Anammox菌处理污泥消化液中高浓度氨氮的可行性展开了分析和探讨。结果表明，该工艺具有良好的脱氮效果，约80%的NH +-N 被成功转化成了N 。随后，Fux 等又在两个不同的污水处理厂内对该工艺进行中试研究，结果显示：在1600 L的序批式反应器中，进水氨氮620 ～ 650 mg/L、pH 7.3 ～7.5、温度26 ～28 ℃的条件下，氮容积负荷率(nitrogen loading rate， NLR)最高可达0.65kg N/(m3 · d)，总氮去除率达92%。与此同时，该工艺实现了较低的污泥产量。由于结果非常理想，该试验完成后，Dokhaven 污水处理厂直接对反应器进行了放大，建成了世界上首座生产性规模的基于PN/A 的装置。该装置的有效体积为70m3，处理规模为750kg N/d，取得了不错的效果。
在主流城市污水脱氮处理的研究中，PN/A 系统也获得了满意的效果。实验室规模下，当温度分别为18℃和15℃时，在颗粒污泥反应器与移动床生物膜反应器内，PN/A 系统的氮去除率均达到了70% 以上。在中试规模的研究 中，Hoekstra等采用PN/A 颗粒污泥反应器评估了其处理城市污水的效能，三年多的运行结果表明 ：夏季气温
(23.2±1.3)℃和冬季气温(13.4±1.1)℃下，系统的总氮去除率分别达到了(0.023±0.029)kg N/(m3 · d)和(0.097±0.016)kg N/(m3 · d)。这一装置的脱氮效果显著优于Pronk 等运行的好氧颗粒污泥系统 [0.17kg N/(m3 · d)]，同时也比普通活性污泥系统的脱氮能力[0.1kg N/(m3 · d)] 要高。目前，从世界范围来看，已先后有两家污水处理厂宣布成功实现了主流PN/A 脱氮，一家位于澳大利亚，另一家则位于新加坡。澳大利亚的污水处理厂主要利用侧流装置为主流过程不间断地添加AOB 和Anammox菌，来保证Anammox 工艺稳定运行。Cao 等对新加坡Changi 水再生厂的跟踪研究发现，在当地热带气候(水温28 ～ 32℃)条件下，出水总氮去除率维持在5 ～ 7mg/L，去除率达到了88.3%。各个好氧池终端亚硝态氮的浓度大大超出硝态氮，这说明短程硝化趋于稳定。经分析测试发现，该水厂内短程硝化率为72%，亚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 利用厌氧/ 好氧生物膜系统，对短程反硝化-Anammox 耦合工艺进行了为期408d 的研究，在进水总氮(TN) 为(60.5±5.7)mg/L、碳氮比(C/N)为(2.6±0.5)的条件下，系统TN 去除效率为(80±4)%，并且70% 的氮素是在缺氧环境下通过生化反应转变成N2 从而被消除。Ji 等 通过研究指出，稳定阶段硝酸盐和亚硝酸盐之间转化率可达到87%，基本能够满足Anammox 的稳定供应之需。该系统经过≥ 200d 后，逐渐趋于稳定，在模拟废水[ 化学需氧量(COD)为220 mg/L，NH4 为60 mg/L]条件下，氨氮去除率高达95%，经过处理后的出水中亚硝态氮和硝态氮的浓度分别为1mg/L 和35mg/L。
近年来，西安第四污水处理厂升级改造后的新工艺的应用效果在行业内受到广泛关注。首期厌氧- 缺 氧- 好 氧(A-A-O)工艺(规模为 2.5×105m3/d)的改造，通过向缺氧池与厌氧池投放填料，在不需要额外添加碳源的条件下，处理后的水体中TN 浓度可基本保持在10mg/L 以下，甚至可以稳定在5mg/L。通过一年多时间的运行，填料表面生物膜的颜色出现一定变化，逐渐呈微红色(这是Anammox 菌的重要特征)。随后的跟踪研究和监测表明，在缺氧条件下实现了Anammox 反应。尽管该现象背后蕴藏的机理以及这一现象是否可重复的问题尚需后续研究进行论证，但这是世界范围内首次在11 ～20℃的中低水温条件下于生产性规模装置内实现了Anammox 反应，具有重要的意义。
亚硝酸盐作为Anammox 生长的关键底物，不仅可以通过短程硝化(NH4 → NO2 )产生，还可以通过短程反硝化(NO3 → NO2 )产生 ，并且通过反硝化生产NO2 的过程更为稳定和可控。最近的研究表明，在反硝化污泥床中，亚硝酸盐的富集率可稳定达到80%，从而保证了Anammox 细菌代谢所需的电子受体。此外，短程反硝化将硝酸盐还原为亚硝酸盐过程中N2O 的产生量较低，可以有效降低温室气体排放。
1.1 针对出水稳定达标的 Anammox 耦合工艺
目前，PN/A 工艺在主流城市污水处理中的推广应用尚存在着诸多制约因素。首先，由于NOB 会与AOB 和Anammox 菌竞争底 物(O2 和NO2 )， 并且有可能导致出水硝酸盐的大量累积。因此，高效地抑制NOB 活性是保证PN/A 稳定运行的前提。此外，城市污水中含有的COD 会在一定程度上抑制AOB 和Anammox 菌的活性。与此同时，NOB 和Anammox 菌代谢产生的NO3 -N 极有可能导致出水TN 不达标，对氮减排管控造成较大的压力。
现阶段的研究表明，当有机碳含量较低时，Anammox 菌自身仍能够维持足够的活性。对此，一些学者尝试将几种工艺结合在一起，提出了Anammox 耦合短程硝化和反硝化的脱氮工艺(SNAD)。通过耦合，短程硝化保证了NO - 的稳定供给，Anammox 菌生化反应得到的NO - 则在 反硝化的作用下被异养反硝化菌去除，不仅可以有效提高TN 去除率，而且能够显著降低COD 对Anammox 菌造成的负面影响。
颗粒污泥是进行SNAD 的最佳体系之一。Liu等通过对实验数据进行挖掘和研究，建立数学模型并提取关键因子，找到该过程脱氮效率最高的实验条件。随后，他们通过颗粒污泥反应器对该模拟结果进行了验证。在C/N 比和溶解氧浓度分别为0.2 ～1.0 和0.2 ～ 0.4mg/L 的条件下，SNAD 实现了>90% 的TN 去除效果。
生物膜反应器同样是实现SNAD 的良好场所。Wang 等采用实验室规模的固定生物膜- 活性污泥反应器组合工艺处理城市污水，并对其脱氮效果进行了考察。在温度为(25±2)℃，HRT 为0.75d，进水TN 为(49.5±0.9)mg/L，COD/N 为(1.2±0.2)的条件下，装置出水中的NH +、NO -、NO - 以及COD 的浓度分别为0.4mg/L、1.1mg/L、13.4mg/L 和7.8mg/L，其中，COD 去除效率为88%，达到了理想的处理效果。
除了SNAD 之外，Zhang 等提出了一种在上流式厌氧污泥反应器中实现完全厌氧氨氧化脱氮(CAARON)的工艺。CAARON 工艺是在C/N(NO --N)配比0.6 下通过在反应器中部进水口处添加乙酸盐，实现不同部位反应器进行不同反应的目的 ：下部更多的是Anammox 反应，上部则是以反硝化过程为主，其分界点为乙酸盐的流加进口。研究表明，CAARON 工艺在高TN 负荷率[9.0kg N/(m3 · d)] 的条件下，仍然可以将出水TN维持在(9.3±0.9 )mg/L，氮去除率达到(96.2±0.4)%。CAARON 为有效避免有机碳对Anammox 的抑制以及深度脱氮提供了一种新思路。
虽然上述关于Anammox 的各种耦合工艺的研究
取得了阶段性的进展，但是仍然缺乏更大规模装置的验证。此外，城市污水的成分复杂，水质波动较大，若进水中存在过量的COD 极有可能会加速异养菌的大量增殖，进一步造成菌群失衡，大大降低脱氮效率。
2.3 针对能源回收的 Anammox 耦合工艺
为了尽可能排除水体中的有机物对Anammox 产生的负面影响，并对其中的有机碳能源加以回收，一些学者提出了A-2B 主流污水处理工艺。这一工艺的基本流程如下 ：A 段(厌氧固定床反应器)捕获水体中的有机碳并将其转变成甲烷实现能源回收 ;B1 段(序批式生物反应器)接收A 段出水以及一部分原水，在曝气条件下其内部发生短程硝化和反硝化过程 ;来自B1 段和A 段的出水最后进入B2段(移动床生物膜反应器)，前者含有亚硝酸盐，后者含有氨氮，发生Anammox 反应，使氮素污染物被顺利去除。
Gu 等对A-2B 工艺处理城市污水的研究结果表明，在(30±1)℃、进水COD 和NH +-N 的浓度分别为400mg/L 和45mg/L 的运行条件下，出水的COD浓度仅为6.5mg/L，约58% 的COD 被转化成为CH4。系统中总无机氮的去除效率为87%。其中，B1 段中的传统硝化反硝化对系统总无机氮去除的贡献率约为33%，B2 段中的Anammox 对无机氮去除的贡献率为34%。与传统脱氮过程相比，A-2B 工艺的剩余污泥产量可减少75%，并且由于可节省因COD 氧化所需的曝气相关能耗，它的总能耗可降低47%。A-2B工艺为实现“能源中和”的城市污水处理系统提供了一个途径。
3 Anammox 应用于主流城市污水处理的挑战
3.1 竞争细菌对 Anammox 的抑制作用
主流Anammox 工艺中微生物种群较为丰富，Anammox 菌的丰度和活性会受到NOB 和反硝化菌的影响。通过对NOB 纯培养物的研究发现，在低氨氮、低亚硝态氮浓度的情况下，NOB 对亚硝酸盐具有更高的亲和力。所以，应用Anammox 工艺时，必须在主流条件下尽可能降低NOB 活性，这是确保Anammox 过程正常进行的基础并直接关系到其处理效果。上述目标可以通过游离氨的控制来实现。因此，在具体操作时，可使出水的氨氮浓度保持在不低于2mg/L 的水平。此外，溶解氧浓度对于NOB的活性也具有很大影响。在具体应用中，可考虑采取持续低强度或间歇曝气的方式来控制溶解氧在较低水平，从而抑制NOB 的活性。
污水中含有的COD 有助于异养反硝化菌的生长并对Anammox 过程形成抑制，只有当COD 被前者消耗至较低水平时Anammox 过程才有可能占主导。这一问题在高强度城市污水的处理中尤为突出。
Winkler等通过研究指出，在25℃环境下，如果原水的C/N < 0.5，则Anammox 与异养反硝化过程可以和谐共存，不会导致脱氮效果下降。为了减少有机物的不利影响，可以通过短时曝气的方式利用好氧异养菌将COD 的浓度降至Anammox 菌所适应的范围之内。
3.2 低温对 Anammox 工艺运行效果及稳定性的影响
微生物的代谢活性很大程度上受到温度的影响。前期的研究结果表明，35℃是Anammox 菌生物代谢最快，并且繁殖周期最短的最适温度。然而，大多数实际城市污水的水温较低(10 ～ 25℃)，尤其是一些高纬度如我国北方地区，废水温度常低于10℃。Anammox 在这些地区的应用效果及稳定性是一个巨大的挑战。Ma 等 的研究表明，在温度逐渐降低的过程中，Anammox 的氮去除率逐渐下降， 16℃时的氮去除率仅为2.28kg N/(m3 · d)。在6℃的运行条件下，Isaka 等研究发现Anammox 的氮去除效率仅为50%。因此，开发Anammox 低温脱氮工艺一直是近年来的研究重点和难点。提升Anammox 工艺在低温下的运行效果可以通过菌种驯化和生物固定化两种方式来实现。对于前者，在低温环境下驯化培养Anammox 菌，使其体内的生物酶、细胞膜等仍保持较高活性，从而提升整体的脱氮效果。生物固定化处理可以显著提升Anammox 菌的抗低温性能。Hu 等[75] 通过菌种驯化并在12℃下连续运行≥ 300d，观察短程硝化耦合Anammox 处理模拟污水(水体中NH4 -N 的含量为70mg/L)的效果，结果显示氮去除率可以达到90%。
Pathak 等通过在20℃下接种固定化Anammox 微生物处理低含氮废水，成功启动Anammox 反应器，总氮去除率> 92%。Quan 等选择聚乙烯醇与海藻酸钠凝胶作为载体，对Anammox 菌进行培养。在室温条件下，Anammox 工艺的氮去除速率达到了8.0kg N/(m3 · d)。
3.3 Anammox 菌在反应器内的高效截留
在传统的污水处理过程中，沉淀池是使用最为广泛的泥水分离装置。然而，少量悬浮微生物仍然会随着出水从反应器内流失。当温度较低时，Anammox 菌的繁殖速度非常慢，倍增时间通常要长达1 ～ 2 周，所以在主流工艺中维持细菌浓度在较高水平将直接关系到系统的脱氮效率。通过将侧流高温、高基质浓度条件下培养得到的高活性Anammox 菌流加到主流工艺，可以保证主流反应器的高生物量。不仅如此，还可以通过培养生物膜、颗粒污泥等提高反应器中的生物量、减缓细菌的流失。近几年，随着膜材料的发展，膜生物反应器得到了广泛应用，借助于多孔膜良好的截留效率，理想情况下可以实现Anammox 菌的零流失。
4 总结与展望
Anammox 工艺因其具有高效、低碳、节能的特点，在生物脱氮领域拥有广阔的发展空间。在全球范围内，有200 多座Anammox 工程已经或者正在投入应用，而且这个数字还在迅速增长。然而，这些工程主要是针对高氨氮废水的处理处置，关于Anammox 应用于主流城市污水的处理鲜有报道。伴随着可持续城市污水处理理念的深入，Anammox 工艺在主流城市污水处理中的突破和应用仍然是业界不断努力的方向。接下来仍需要在以下几方面进行深入地研究。
(1)主流Anammox 工艺中微生物群落结构相对复杂，Anammox 菌与其他功能菌群之间的协同竞争机制有待进一步被解析，从而为发展高效的反应器控制策略提供指导。
(2)实际废水成分复杂，存在一定的水质波动，由于菌种或实验条件等不同，废水成分中对Anammox 产生影响的关键因子的控制阈值不统一，多因素的联合作用影响有待进一步探明，且应提高对缓解控制调控策略的关注和重视。
(3)目前关于Anammox 处理主流城市污水的研究大多停留在小试层面，仍然缺乏中试及更大规模的工程性研究。虽然目前偶有关于实际城市污水处理厂中实现Anammox 的报道，但对于Anammox 菌在其中的作用机理仍不清晰，还需要更多的工程化案例来考察其可重复性效果。(来源：杭州师范大学生命与环境科学学院)
