工业水处理, 2021, 41(7): 56-63 doi: 10.19965/j.cnki.iwt.2021-0658

• 专论与综述 •

Anammox脱氮工艺应用限制因素的调控策略

蒙小俊,1, 郭楠楠2, 黄志贵1

Regulatory strategies of limiting factors for Anammox process application

Meng Xiaojun,1, Guo Nannan2, Huang Zhigui1

收稿日期: 2021-05-1  

基金资助: 安康学院高层次人才科研专项经费.  2016AYQDZR09

Received: 2021-05-1  

作者简介 About authors

蒙小俊(1981-),博士,讲师电话:0915-3358176,E-mail:yanjiushengmengjun@163.com , E-mail：yanjiushengmengjun@163.com

Abstract

Compared with the traditional denitrification process, Anammox is favored for its low consumption, high efficiency and environmental friendliness, and has broad development prospects. The limiting factors including difficult to obtain NO2--N, the reactor start-up very difficult because of slow growth of AAOB sensitive to the environment, and incomplete nitrogen removal, hinder the engineering application of Anammox process. This article addressed the limiting factors for the application of the Anammox nitrogen removal. The regulation of NO2--N obtained by partial nitrification(PN) and partial denitrification(PD) was analyzed, the environmental factors, commonly used reactors and highly activated sludge which determined the rapid start-up of the reactor were discussed, and the regulatory strategies of three integrated Anammox processes including PN+Anammox, PN+Anammox+denitrification(SNAD) and PD+Anammox were introduced.

Keywords： Anammox ; partial nitrification ; partial denitrification ; rapid start-up ; integrated process

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蒙小俊, 郭楠楠, 黄志贵. Anammox脱氮工艺应用限制因素的调控策略. 工业水处理[J], 2021, 41(7): 56-63 doi:10.19965/j.cnki.iwt.2021-0658

Meng Xiaojun. Regulatory strategies of limiting factors for Anammox process application. Industrial Water Treatment[J], 2021, 41(7): 56-63 doi:10.19965/j.cnki.iwt.2021-0658

大量氮素通过城市污水、工业废水以及农业废水途径排入水体，会引起水体富营养化，严重时可造成水体变黑发臭。废水中氮素小于5 g/L时，生物脱氮更经济，而城市污水处理厂化合态氮质量浓度一般在30~200 mg/L范围内〔1-2〕，生物脱氮成为主流。传统生物脱氮去除1 g NH4+-N和1 g NO3--N，理论上需4.57 g O2、5.70 g COD并产生1.25 g污泥、7.86 g CO2，过程存在相对复杂、耗能高、碳源需求量大、污泥产量大等缺点〔3-4〕。而短程硝化反硝化较全程硝化反硝化可节省O2 25%，碳源40%，削减污泥74%~88%；PN-Anammox可节省O2 60%，碳源100%，减排CO2 100%；PD-Anammox可节省O2 100%，碳源80%，削减污泥64.8%，减排CO2 80%〔5-7〕。以Anammox为核心工艺的新型脱氮以其低耗、高效、污泥产量低、温室气体排放少等优点受到水环境领域的青睐〔8〕。

Anammox以NO2--N为电子受体，NH4+-N为电子供体发生反应，理论上满足ΔNH4+-N/ΔNO2--N(NH4+-N和NO2--N质量浓度变化量的比)为1:1.32(NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+→1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O)才能保证Anammox反应的基质需求〔6, 9〕。废水中氮素主要以有机氮、NH4+-N和NO3--N形式出现，NO2--N浓度很低，构建1.32的比例在实际工程中面临诸多挑战。以甲醇、乙醇、醋酸、葡萄糖和乙酸盐等作为碳源和电子供体的异养反硝化过程，以无机碳(CO32-和HCO3-)为碳源并以无机物(H2、S2-、S2O32-、Fe、Fe2+和NH4+等)为电子供体的自养反硝化过程，中间的代谢均会产生NO2--N。若分别将硝化和反硝化控制在NO2--N阶段，则可积累NO2--N为Anammox反应提供基质需求，PN和PD是获得NO2--N的两种途径。然而，Anammox反应过程中总氮的11.2%以NO3--N形式存在导致出水总氮无法彻底去除给工业化推广应用带来双重压力。

在无微生物参与的条件下，NO2--N和NH4+-N构成的混合体系很难发生Anammox反应，反应涉及AAOB、氨氧化菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)和反硝化菌(DNF)等的参与，AAOB、AOB、NOB和DNF各菌株特性不同。AAOB是Anammox反应的驱动者，该菌为化能自养的专性厌氧菌且生长缓慢，世界上首座工程化应用的Anammox反应器用时3.5 a才启动成功〔10-11〕。如何获得足够量的AAOB，将其有效地持留在反应器内并保持其丰度和活性以发挥AAOB效能，加快反应器启动是Anammox反应需解决的另一大课题。同时，Anammox脱氮工艺应用正是依据AAOB、AOB、NOB和DNF的生物特性进行有效调控才有效解决了基质NO2--N累积，Anammox反应器快速启动，Anammox工艺完全脱氮的问题。研究表明，环境改变使接种的Anammox污泥微生物生长受到抑制发生细胞自溶而释放大量的NH4+-N〔12〕，为避免AAOB生长抑制，往往待自溶结束再接种Anammox污泥；通过增大曝气分区比例、降低好氧区DO浓度和SRT等参数可实现A2/O系统中NOB的淘洗，AOB和AAOB的富集，构建PN-Anammox系统〔13〕。

笔者概述了AAOB、AOB、NOB和DNF的生物特性及表征的分子生态学方法，提出了获取NO2--N途径的PN和PD的调控策略，解析了反应器快速启动的环境因素、常用反应器和高活性污泥，并对三种一体化Anammox工艺——PN+Anammox、PN+Anammox+反硝化(SNAD)和PD+Anammox的调控进行了分析，以期为Anammox工艺推广应用提供参考。

1 Anammox功能菌特性及表征

1.1 AAOB生物学特性

AAOB形态多样，呈球形、卵形等，直径0.8~1.1 μm〔14〕，属化能自养专性厌氧菌，无法纯培养，菌体呈现红色，属革兰氏阴性菌，生物分类归浮霉菌门(Planctomycetes)，已发现的6个属分别为Ca. Brocadia、Ca. Kuenenia、Ca. Jettenia、Ca. Anammoxoglobus、Ca. Scalindua与Ca. Anammoximicrobium，生存环境要求严苛，对光敏感，比增长速率0.002 7 h-1，世代周期较长(11~21 d)，实际工程中倍增时间15~30 d〔6, 15〕。活性最适温度30~35 ℃〔16-17〕，pH 6.7~8.3〔7, 18〕。游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)既是AAOB的反应基质，也是其生长和代谢的抑制剂，Anammox反应需亚硝酸还原酶(NIR)、联胺合成酶(HZS)和联胺脱氢酶(HDH)参与〔19〕。AAOB代谢底物具多样性，可以利用Fe3+、Mn4+、NO3-、NO、SO42-等电子受体氧化NH4+，又能利用Fe0、Fe2+、小分子有机酸等电子供体还原NO2-/NO3-〔20〕。

1.2 AOB生物学特性

AOB是一种化能自养细菌，大部分不可培养，严格好氧，属革兰氏阴性菌，生物学分类归变形菌门(Proteobacteria)，β-Proteobacteria纲几乎涵盖了所有类型的AOB〔21〕，5个属分别为亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)、亚硝化螺菌属(Nitrosopira)、亚硝化球菌属(Nitrosococcus)、亚硝化叶菌属(Nitrosolobus)和Nitrosovibrio，比增长速率(0.006±0.002) h-1，世代周期8~36 h〔22-23〕。O2饱和常数0.2~0.4 mg/L〔24〕，以O2为电子受体将NH4+-N氧化为NO2--N，过程需氨单加氧酶(AMO)和羟胺氧化还原酶(HAO)参与；15~35 ℃显示出较好的活性，12~40 ℃时，AOB最大比生长速率大于NOB，30~35 ℃条件下维持亚硝化效果更好〔25-26〕；适宜生长pH 7.0~8.5，FA抑制AOB生长的质量浓度为10~150 mg/L，而FNA完全抑制AOB生长的质量浓度为0.4 mg/L〔26-28〕。

1.3 NOB生物学特性

NOB为化能自养型细菌，严格好氧，硝化螺菌属不可培养，属革兰氏阴性菌，生物学分类归Proteo-bacteria和硝化螺菌门(Nitrospira)，7个属分别为硝化杆菌属(Nitrobacter)、硝化刺菌属(Nitroospina)、硝化球菌属(Nitrococcus)、硝化螺菌属(Nitrospira)、Nitrotoga、Ca. Nitromaritima和Nitrolancea。比增长速率范围(0.004±0.002) h-1，世代周期12~59 h〔23〕。O2饱和常数1.2~1.5 mg/L〔24〕，以O2为电子受体，将NO2--N氧化为NO3--N从中获取能量供自身代谢生长，过程需亚硝酸氧化酶(Nar)参与；适宜生长pH 6.0~7.5〔29〕，pH可间接影响FA及FNA浓度，从而影响NOB的活性；FA抑制NOB生长的质量浓度为0.1~1.0 mg/L，而FNA完全抑制NOB生长的质量浓度为0.02 mg/L〔27-28〕。

1.4 DNF生物学特性

多分离的DNF菌株生物学归类Proteobacteria的Hyphomicrobium、Paracoccus、Pseudomonas和Co-mamonas，脱氮最适pH 7~9，温度20~30 ℃〔30-31〕，O2的存在会阻碍NO3-/NO2-作为电子受体，最终产物通常是N2O而不是N2〔32-33〕。根据还原NO3-和NO2-的能力，将DNF分为3类〔34〕，A类为兼性厌氧菌只能将NO3-还原为NO2-；B类能同时还原NO3-和NO2-，无中间产物NO2-积累；C类能同时还原NO3-和NO2-，但伴随NO2-的短暂积累。自养/异养DNF将NO3-转化N2的过程需硝酸还原酶(Nar/Nap)、亚硝酸还原酶(Nir)、一氧化氮还原酶(Nor)和氧化二氮还原酶(Nos)参与。

1.5 生态学表征方法

研究表明，PN-Anammox系统中Nitrosomonas和Nitrosospira两类AOB的富集和Nitrospira、Nitrococcus和Nitrobacter三类NOB淘洗是系统发生PN的主要原因，Ca. Kuenenia和Ca.Jettenia两类AAOB的富集是系统发生Anammox的关键所在，寻求复杂群落功能的规划或调控，可以设计出更加合理的废水处理工艺〔13, 35〕。Anammox反应体系中存在生物学特性差异较大的多种功能菌，调控并揭示其协作关系，脱氮性能与脱氮途径结合功能菌解析脱氮机制均需生态学表征方法。

分离培养技术、16S r RNA基因序列、高通量测序和宏基因组学和实时定量PCR是较常用的生态学表征方法，各方法选择及优缺点见表 1〔36〕。

表1   生态学表征方法

Table 1  Ecological characterization methods

表征方法简要介绍优点缺点
分离培养法采用接种及菌落计数的方法，通过观察微生物的生理特性及形态构造等进行分类鉴定要求简单，适合分离特定功能的微生物局限性大，不能单独分离共生细菌
16S r RNA基因序列通过比较分析16S r RNA基因序列，从而在微生物系统发育上进行分类能动态观察群落变化需要与已有的序列比对
高通量测序将DNA(c DNA)随机片段化、加接头，制备测序文库，对文库中数以万计的克隆进行延伸反应，检测对应的信号，最终获取序列信息快捷，处理量大，一次可对几百万条DNA分子进行分析信息的分析和解读能力不足
宏基因组学对环境样品中全部微生物的总DNA(宏基因组)进行克隆，并通过构建宏基因组文库和对比筛选等手段获得该环境中微生物的遗传多样性和分子生态学信息可发现难培养或不可培养微生物以及相关的功能基因文库所包含的微生物基因不全面
实时定量PCR测量和鉴别非常微量的特异性DNA片段，通过监测CT值而实现对原始目标基因的含量定量高效快速、操作简便、高度敏感非特异性扩增和扩增偏差

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分离培养技术适用于分离特定功能的微生物，如环境中苯酚、PAHs降解菌和DNF菌的分离等；高通量测序、宏基因组学和实时定量PCR均可定量对菌株进行分析；各种生态学表征方法可以依据研究和工程运用的实际结合使用。Anammox反应器中细菌以混合菌群形式存在，菌群的构成可采用高通量进行分析(引物341F：CCTACGGGNGGCWGCAG和805R：GACTACHVGGGTATCTAATCC，扩增区域为V3-V4〔37〕)，AAOB、AOB和NOB菌株及功能酶的活性可用实时定量PCR检测其合成基因的拷贝数来表征，拷贝数越大，表明酶活受抑制较低或菌株丰度较高。定量PCR分析表明，高pH样品nirS基因拷贝数约为低pH样品的1/2，相应的nirK基因拷贝数却高达2倍，低pH环境可抑制菌株nirK活性而导致NO2--N积累〔31〕。利用生态学表征方法全面认识功能菌群的微观变化，生态学特性，解析微生物学机理，结合废水处理有利于构建优化控制的高效脱氮工艺并确保其长期高效稳定运行。

2 NO2--N积累调控

2.1 PN途径

PN需驯化特定的AOB，AOB和NOB普遍共存，实现PN主要通过工程手段，控制NOB生长和繁殖的同时实现AOB的快速生长和富集。AOB和NOB在DO、温度、pH、FA、FNA、泥龄和抑制剂等方面因生物特性不同而存在差异，实际操作调控策略为改变上述环境参数可实现PN。PN比较适合的环境条件为温度30 ℃左右，pH 7.5~8.5，DO 1.0 mg/L以下，FA 5~10 mg/L，泥龄介于AOB和NOB最小停留时间，DO是调控的关键；抑制剂可加入N2H4、丙烯基硫脲和氯酸盐(NaClO3、NaClO2和KClO3)等。研究表明，不限制DO较长的泥龄更利于NOB生长，泥龄从40 d降到10 d时SBR反应器可实现稳定的亚硝化，但DO才是实现亚硝化的主要控制参数〔38〕；采取低DO运行与利用KClO3和N2H4作抑制剂策略，可成功启动亚硝化，N2H4提升亚硝化的效果优于KClO3〔39〕。不同水质适合不同的运行参数，单一控制参数时常调控效果有限，考虑参数的综合作用更具有实际指导意义，依据实际水质对工艺参数进行优化，特别是低温条件下的PN调控需重点研究。

2.2 PD途径

适宜的反硝化环境因素应调控温度30 ℃左右，pH 7~9，DO < 0.1 mg/L，实现PD，还需控制异养/自养反硝化过程电子供体量和电子类型〔3, 31, 40〕，电子供体不足，NO3--N倾向于被Nar还原为NO2--N，从而为AAOB提供代谢底物。碳源有限条件下容易发生Nir和Nar竞争电子，Nir往往处于劣势，NO2--N积累现象常发生〔41〕。研究表明，乙酸所引发的PD效能显著优于葡萄糖；以乙酸盐为碳源的反硝化过程，在C/N为2.0~3.0时无NO2--N积累，当C/N降低至1.0时，50%以上的NO3--N被转化为NO2--N〔42〕；而Lingxiao Gong等〔43〕以乙酸盐控制C/N=2.5时可实现NO2--N积累率达71.7%，这可能与DNF有关。C/N控制对于异养反硝化是一个不小的挑战，同时污泥产率高给污水企业带来经济压力。因经济性、环境友好性和污泥产率低等优点，自养反硝化被认为是比异养反硝化更好的NO3--N脱氮技术〔44〕。当前，自养反硝化电子供体的选择集中于H2和还原性单质硫，如何实现自养PD的调控有待结合废水物理和化学特性进行分析。

3 反应器快速启动

AAOB倍增缓慢，对环境和抑制物敏感，Anammox快速启动并稳定运行的关键就是实现AAOB在反应器系统内的富集和有效持留，保证AAOB功能的高效发挥。控制合理的环境因素、选择合适的反应器和接种高活性污泥，对Anammox的快速启动具有决定作用。

3.1 调控环境因素

依据AAOB生物特性，调控影响AAOB生理活动的环境温度30~35 ℃，pH 6.7~8.3，严格厌氧、避光和控制有机物质量浓度 < 200 mg/L，可以维持反应所需最优的运行条件，通过提高进水基质NO2--N和NH4+-N浓度或提高进水流量(缩短HRT)两种方式提高进水氮负荷不断培养和富集AAOB，反应器启动成功且保持相对稳定的运行标志是污泥呈红色，且氮素去除率稳定在一定范围。研究表明，在UASB反应器中，将污水处理厂好氧污泥与冷藏的Anammox污泥以1:1体积比混合，采用药剂还原法快速去除水中DO，以AAOB最适条件运行13 d，Anammox现象明显，逐步提升进水负荷并稳定运行4个多月，进水氮负荷率达到1.65 g/(L·d)，基质去除率均达到95%左右，污泥性状逐渐由黑色糊状转变为砖红色颗粒〔45〕。为维持Anammox反应器稳定运行，FA质量浓度应低于20~25 mg/L(NH4+-N < 600 mg/L)，相比NH4+-N，AAOB对NO2--N更加敏感〔46-47〕。不同Anammox系统对底物浓度的承受能力有所不同，这与系统内AAOB菌的种类、生物量的丰度和系统的环境因素等有关〔48〕。

在启动Anammox UASB反应器时，温度设置为35 ℃，最高容积氮去除负荷达到74.3 kg/(m3·d)，比Anammox活性(以单位VSS去除氮量计)达到5.6 g/(g·d)〔49〕，温度从29 ℃降到12.5 ℃的过程中，AAOB脱氮活性下降了近10倍，倍增时间长达79 d〔50〕。采用阶梯式降温策略，即通过高温向低温的驯化过程，可以在低温下取得更好的脱氮效果。当可控因素全部加以控制应投加磁场、氧化石墨烯、电场、超声、金属离子(Fe2+、Fe3+、Cu2+、Mn2+和Zn2+等)和中间代谢产物N2H4等加快反应器启动。研究表明，60 mT条件下长期运行的磁场对Anammox反应器NH4+-N去除负荷可提高30%，反应器启动时间缩短25%〔51〕；外加N2H4选择性地抑制Nxr的活性，降低NO3--N的生成速率，比Anammox活性可提高42%〔52〕。

3.2 选择高效反应器

AAOB细胞密度达到1010~1011 mL-1时，可显示代谢活性，将富集培养的AAOB进行有效持留并发挥作用，反应器的选取至关重要。反应器的结构和类型影响Anammox系统AAOB的富集、截留效率和处理效果，适宜的反应装置需满足有效持留污泥、具有良好的传质导气性能、反应条件易于控制以及消除基质自抑制作用的特征。因操作简单、混合效果好、运行稳定和持留污泥能力强，工程中实际常用的反应器是SBR，其次是颗粒污泥反应器和MBBR，其中SBR约占50%〔53〕。研究表明，在ASBR中接种硝化污泥历经123 d启动Anammox反应，NH4+-N和NO2--N去除率均达到99%以上〔54〕。通过向反应器中投加填料可有效增大比表面积，提高截留效率，增加生物数量。投加沸石填料SBR反应器能够截留约90%的微生物比无填料的SBR反应器多17%〔55〕。填料的材质、类型和结构对于增大AAOB和AOB数量有重要影响。李鸿江等〔10〕针对Anammox工艺运行过程中污泥流失严重与启动时间长等问题，通过对6种市售生物填料的挂膜实验，筛选适合AOB与AAOB挂膜的生物填料，发现当活性污泥中的AOB菌属为Nitrosomonas 时，AQ1聚氨酯立方体填料最适合其挂膜，而更适合Ca. Kuenenia挂膜的生物填料为K3环形填料，材质为聚乙烯或者聚丙烯，AAOB在K3型填料上的挂膜要优于AOB。为提高菌株数量，开发价格低廉、轻质稳定、比表面积大和环境友好的新型生物填料需继续进行研究。MBR具有高效的固液分离截留性能、污泥产量低、抗负荷能力强、脱氮效果好、出水水质高、自动化程度高和操作简便等优点，很适合快速启动Anammox反应器，但膜成本高、能耗高及容易造成膜污染是MBR工艺难以避免的缺点。另一种很适合启动Anammox反应的为UASB反应器，其显著优点为结构紧凑、容积负荷率高、抗冲击能力强、密闭性好、HRT短且能耗低，加上特殊的三相分离器，能有效截留污泥，但传质效果不佳，内部污泥床易形成死区、短流及沟流现象。

3.3 接种高活性污泥

不同泥源中微生物的种类、丰度、所需的适宜环境不同，选取接种高活性污泥能缩短反应器启动时间并提高脱氮效果。好氧污泥、硝化污泥、反硝化污泥、厌氧消化污泥、厌氧颗粒污泥、甲烷颗粒污泥、Anammox絮状污泥、Anammox颗粒污泥、河流底泥及其不同的组合形式等，通过不同的驯化手段及不同的驯化周期均可启动Anammox工艺〔56〕，在相近的时间内，直接接种高活性Anammox污泥可以获得更快的启动速度以及容积负荷。研究表明，厌氧产甲烷污泥(AMS)、新鲜Anammox污泥(FAS)和储藏Anammox污泥(SAS)启动Anammox-EGSB反应器的有效性为：FAS > SAS > AMS，直接接种成熟的Anammox颗粒污泥，26 d实现厌氧氨氧化工艺的启动，氮去除负荷达到2.96 kg/(m3·d)〔57〕。试验室直接接种成熟的Anammox污泥比较容易实现，只需从实验室稳定运行的Anammox反应器中取种泥添加即可，而实际工程应用中直接添加高活性的Anammox污泥难于实现，开发保藏高活性的Anammox污泥方法就显得相当重要。含AAOB的Anammox颗粒污泥保藏技术将是未来Anammox研究的热点之一。

4 一体化Anammox工艺调控

NO2--N在废水中的浓度很低，主要考虑氮素在废水中的存在形式、浓度、处理效率和排放标准等，可将Anammox组合工艺大致分三种形式：(1)氮素主要以NH4+-N形式存在且浓度较低，可将Anammox与PN进行组合，即PN+Anammox；(2)氮素主要以NH4+-N形式存在且浓度较高，可将Anammox与PN耦合后再与反硝化组合，即SNAD；(3)氮素主要以NH4+-N和NO3--N同时存在，可将Anammox与PD组合，即PD+Anammox。基于Anammox的工艺形式多样，但一体式因投资、运行费用及占地面积少而成为Anammox工艺的发展趋势。目前已建Anammox工程中88%采用一体式工艺〔58〕，但一体式受环境条件影响大，启动时间较长，功能微生物间的生态关系复杂，经受负荷冲击易失稳。对一体式Anammox工艺进行有效调控是NO2--N积累、工艺快速启动和功能高效发挥的关键。

PN+Anammox一体式涉及的主要功能菌株为AOB和AAOB，依据菌株的生物特性进行有效调控可以在同一反应器中的不同隔室或同一隔室中发生Anammox反应。调控策略要兼顾两种菌株均发挥最大性能的共存环境条件，比较合适的温度为30 ℃左右，pH 7.5~8.3，采用颗粒污泥-絮体污泥或者膜污泥-絮体污泥以满足不同的DO和SRT需求且能提高AAOB数量。一体式Anammox反应器中，可以通过控制合理的污泥形态和DO浓度，在颗粒或生物膜的内部营造厌氧的微环境，为AAOB提供生存空间，从而实现AAOB与AOB的共存，其运行DO质量浓度可达1.5 mg/L以上〔53〕。颗粒污泥-絮体污泥共存体系可以为AAOB、AOB和NOB提供不同的污泥龄，降低絮体污泥龄可有效淘洗NOB，间歇曝气可以选择性抑制NOB活性。最具代表性的是全程自养脱氮工艺(CANON)，其启动大多采用生物膜法和颗粒污泥技术，生物膜表面或者颗粒污泥表面形成好氧区以实现亚硝化，膜内或者颗粒污泥内形成厌氧区以实现Anammox，利用厌氧污泥或Anammox污泥先启动Anammox，后向反应器内添加亚硝化污泥并在限氧条件下运行；或利用普通活性污泥或者好氧污泥启动部分亚硝化反应，使得出水中质量浓度变化量的比接近于1:1后向反应器内添加Anammox污泥均可实现PN+Anammox顺利耦合〔59〕。生物膜污泥/颗粒污泥的培养是前提，需深入研究污泥的形成机理。

SNAD一体化工艺可有效解决Anammox对NO3--N去除率不高的问题，该工艺多是接种AAOB后，在启动CANON的基础上添加有机物实现，但启动初期的原水中不能含有机物。启动时若存在有机物，因DNF的生长速率远大于AAOB，会使DNF出现大量增殖，AAOB很难与之竞争NO2--N〔60〕，最终导致自养脱氮体系崩溃。COD超过300 mg/L时AAOB会从系统淘洗出来〔61〕，低浓度有机物不会抑制AAOB活性，AAOB和DNF能共存并协同脱氮，反硝化可以去除Anammox过程产生的NO3--N，提高Anammox系统总氮去除率。研究表明，以可溶性淀粉和蛋白胨为碳源的Anammox SBR系统进水COD/NO2--N小于2时，Anammox反应与反硝化反应共存并协同去除总氮，去除率高达97.5%〔62〕。在SBR反应器中通过改变曝气方式，采用间歇曝气，同时延长静置期，强化内源反硝化作用，提高NO3--N去除率。

PD+Anammox工艺中，AAOB利用反硝化产生的中间产物NO2--N作为电子受体，反硝化产生的CO2可为Anammox提供无机碳源，同时减轻了温室气体的排放。控制策略为PD+Anammox工艺优先加入Anammox污泥，启动成功后再添加有机物(如乙酸钠)，若在同一反应器的不同隔室则可添加Anammox颗粒污泥和富含短程反硝化菌株的絮体污泥进行启动；温度30 ℃左右，pH 7~8.3，DO < 0.1 mg/L。研究表明，在pH 7.4~7.8通过外加有机碳源的方式使Anammox拥有PD功能，C/N为3.2时NO2--N累积率达84%〔63〕。PD系统内NO3--N被耗尽时，产生的NO2--N开始被进一步还原成N2〔64〕，为保证良好的PD效果，系统内残留少量NO3--N；同时DNF生长较AAOB快，倍增时间短具有较强的NO2--N竞争力，控制重点是C/N。C/N为2.3~2.5时，电子供体相对不足，有利于NO2--N积累〔43〕。同时，不同种类污泥的NO2--N积累情况差异较大，这可能与反应器里污泥特定功能菌的驯化方式以及菌群的驯化程度有关〔65〕。PD+Anammox工艺为城镇污水深度脱氮带来了新思路，在利用原水中有机物的同时去除硝化液回流的NO3--N。

已建75%的Anammox工艺用于处理污泥消化液〔58〕，其余为工业废水和垃圾渗滤液，工业废水多为味精、氨基酸生产废水和屠宰废水。城镇污水含NH4+-N、磷和含碳化合物外，还含一些难降解微量污染物，如个人护理品、抗生素、微塑料以及内分泌干扰物等，如何将Anammox工艺应用于污染浓度多变、水质成分复杂的城镇污水处理中将是一个巨大挑战，同时还需克服城镇污水低基质和低温的难题。推广Anammox处理其他废水如炼焦煤气废水、冶金废水和纺织印染废水等也面临诸多挑战。

5 总结与展望

NO2--N积累难实现，Anammox反应器难启动，不完全脱氮是Anammox工艺发展和工程化应用的限制因素，本研究重点提出了NO2--N积累和工艺快速启动的调控策略，调控环境因素的同时若考虑施加强化手段，可能会更有利于AAOB的培养和富集，进一步加快反应器启动。低温条件下AAOB活性大幅度降低，尽管通过降温策略可以进行改善，若培育耐低温的AAOB结合强化手段进行调控效果可能会更好。通过有效调控使菌株相互协作可提高Anammox反应对总氮的去除效率，实际污水远比人工配水复杂得多，如何结合实际构建多菌株协作的系统应多开展中试实验。以下问题有待深入研究：(1)功能菌最大性能的适宜温度基本在30 ℃左右，低温如何保持较高的性能并协同发挥作用；(2)PN和PD是实现NO2--N积累的两种途径，但大多研究集中在PN途径，自养PD途径及其影响因素还未完全清楚；(3)获取高活性污泥缩短Anammox反应器启动时间的关键是开发高效AAOB保藏技术，AAOB保藏技术的研发迫在眉睫；(4)生物膜污泥/颗粒污泥在Anammox反应器启动和菌株协同方面发挥关键作用，形成机理和作用机制缺乏；(5) MBR和UASB反应器是Anammox反应的关键，但需分别解决膜污染和传质效果问题；(6)结合污水/废水实际情况，加快以Anammox为核心工艺应用的可行性分析和中试研究。

参考文献

Garrido-Baserba M , Reif R , Molinos-Senante M , et al.

Application of a multi-criteria decision model to select of design choices for WWTPs

[J]. Clean Technologies and Environmental Policy, 2016, 18 (4): 1097- 1109.

DOI:10.1007/s10098-016-1099-x      [本文引用: 1]

Czerwionka K , Makinia J , Pagilla K R , et al.

Characteristics and fate of organic nitrogen in municipal biological nutrient removal wastewater treatment plants

[J]. Water Research, 2012, 46 (7): 2057- 2066.

DOI:10.1016/j.watres.2012.01.020      [本文引用: 1]

操沈彬. 基于短程反硝化的厌氧氨氧化脱氮工艺与菌群特性[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2018.

[本文引用: 2]

Bagchi S , Biswas R , Nandy T .

Autotrophic ammonia removal processes: Ecology to technology

[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2012, 42 (13): 1353- 1418.

DOI:10.1080/10643389.2011.556885      [本文引用: 1]

Rittmann B , McCarty P . Environmental Biotechnology: Principles and Applications[M]. New York: McGrawHill, 2001: 13- 17.

[本文引用: 1]

Strous M , Heijnen J J , Kuenen J G , et al.

The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms

[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1998, 50 (5): 589- 596.

DOI:10.1007/s002530051340      [本文引用: 2]

Ma Bin , Wang Shanyun , Cao Shenbin , et al.

Biological nitrogen removal from sewage via anammox: Recent advances

[J]. Bioresource Technology, 2016, 200, 981- 990.

DOI:10.1016/j.biortech.2015.10.074      [本文引用: 2]

Nsenga K M , Lotti T , Senel E , et al.

Anammox-based processes: How far have we come and what work remains?A review by bibliometric analysis

[J]. Chemosphere, 2020, 238, 124627.

DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.124627      [本文引用: 1]

Van de Graaf A A , De Bruijin P , Robertron L A , et al.

Metabolic pathway of anaerobic ammonium oxidation on the basis of N-15 studies in a fluidized bed reactor

[J]. Microbiology, 1997, 143 (7): 2415- 2421.

DOI:10.1099/00221287-143-7-2415      [本文引用: 1]

李鸿江, 王超, 徐晓晨, 等.

AOB与AnAOB在不同生物填料上挂膜效果的研究

[J]. 中国环境科学, 2019, 39 (10): 4141- 4149.

DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2019.10.013      [本文引用: 2]

Van der Star W R L , Abma W R , Blommers D , et al.

Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation experiences from the first fullscale anammox reactor in Rotterdam

[J]. Water Research, 2007, 41 (18): 4149- 4163.

DOI:10.1016/j.watres.2007.03.044      [本文引用: 1]

Vadivelu V M , Yuan Zhiguo , Fux C , et al.

The inhibitory effects of free nitrous acid on the energy generation and growth processes of an enriched nitrobacter culture

[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40 (14): 4442- 4448.

URL     [本文引用: 1]

刘小钗, 荣懿, 汶丽杰, 等.

A2/O短程硝化耦合厌氧氨氧化系统构建与脱氮特性

[J]. 环境科学, 2020, 41 (4): 1779- 1786.

URL     [本文引用: 2]

Van Niflrik L , van Helden M , Kirchen S , et al.

Intracellular localization of membrane-bound ATPases in the compartmentalized anammox bacterium Candidatus Kuenenia stuttgartiensis

[J]. Molecular Microbiology, 2010, 77 (3): 701- 715.

DOI:10.1111/j.1365-2958.2010.07242.x      [本文引用: 1]

Lotti T , Kleerebezem R , Abelleira-Pereira J M , et al.

Faster through training: The anammox case

[J]. Water Research, 2015, 81, 26l- 268.

URL     [本文引用: 1]

Morales N , Val D R á , Vázquezpadín J R , et al.

Integration of the Anammox process to the rejection water and main stream lines of WWTPs

[J]. Chemosphere, 2015, 140, 99- 105.

DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.03.058      [本文引用: 1]

Xing Baoshan , Guo Qiong , Yang Guangfeng , et al.

The influences of temperature, salt and calcium concentration on the performance of anaerobic ammonium oxidation(anammox) process

[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 265, 58- 66.

DOI:10.1016/j.cej.2014.12.007      [本文引用: 1]

Strous M K J G , Jetten M S M .

Key physiology of anaerobic ammonium oxidation

[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65 (7): 3248- 3250.

DOI:10.1128/AEM.65.7.3248-3250.1999      [本文引用: 1]

Kartal B , Maalcke W J , de Almeida N M , et al.

Molecular mechanism of anaerobic ammonium oxidation

[J]. Nature, 2011, 479 (7371): 127- 130.

DOI:10.1038/nature10453      [本文引用: 1]

完颜德卿. Anammox培养物对氨与硫酸盐同步转化机制的研究[D]. 苏州: 苏州科技大学, 2017.

[本文引用: 1]

Wan Chunli , Zhang Qinlan , Lee D J , et al.

Long-term storage of aerobic granules in liquid media: viable but non-culturable status

[J]. Bioresource Technology, 2014, 166 (8): 464- 470.

URL     [本文引用: 1]

姚丽. 一体式部分亚硝化-厌氧氨氧化SBR工艺中关键菌群的优化研究[D]. 合肥: 中国科学技术大学, 2017.

[本文引用: 1]

王博. 高氨氮废水亚硝化控制策略及运行特性[D]. 西安: 西安建筑科技大学, 2016.

[本文引用: 2]

Balmelle B , Nguyen K M , Capdeville B , et a1 .

Study of factors controlling nitrite build-up in biological processes for water nitrification

[J]. Water Science & Technology, 1992, 26 (6): 1017- 1025.

URL     [本文引用: 2]

A Galf , Dosta J , Loosdrecht M C M V , et al.

Two ways to achieve an anammox influent from real reject water treatment at 1ab scale partial SBR nitification and SHARON process

[J]. Process Biochemistry, 2007, 42 (4): 715- 720.

DOI:10.1016/j.procbio.2006.12.002      [本文引用: 1]

Hellinga C , Schellen A , Mulder J W , et al.

The SHARON process: An innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich waste water

[J]. Water Science and Technology, 1998, 37 (9): 135- 142.

DOI:10.2166/wst.1998.0350      [本文引用: 2]

Anthonisen A C , Loehr R C , Prakasam T , et al.

Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid

[J]. Journal Water Pollution Control Federation, 1976, 48 (5): 835- 852.

URL     [本文引用: 1]

韩晓宇, 张树军, 甘一萍, 等.

以FA与FNA为控制因子的短程硝化启动与维持

[J]. 环境科学, 2009, 30 (3): 809- 814.

DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2009.03.031      [本文引用: 2]

Gernaey K , Verschuere L , Luyten L , et al.

Fast and sensitive acute toxicity detection with an enrichment nitrifying culture

[J]. Water Environment Research, 1997, 69 (6): 1163- 1169.

DOI:10.2175/106143097X125911      [本文引用: 1]

闫苗苗, 张海涵, 钊珍芳, 等.

生物脱氮技术中好氧反硝化细菌的代谢及应用研究进展

[J]. 环境科学研究, 2020, 33 (3): 668- 676.

URL     [本文引用: 1]

厉巍. 高效短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2017.

[本文引用: 3]

Frette L , Gejlsbjerg B , Westermann P .

Aerobic denitrifiers isolated from an alternating activated sludge system

[J]. FEMS Microbiology Ecology, 1997, 24 (4): 363- 370.

DOI:10.1111/j.1574-6941.1997.tb00453.x      [本文引用: 1]

Lu Huijie , Chandran K , Stensel D .

Microbial ecology of denitrification in biological wastewater treatment

[J]. Water Research, 2014, 64, 237- 254.

DOI:10.1016/j.watres.2014.06.042      [本文引用: 1]

Martienssen M , Schops R .

Biological treatment of leachate from solid waste landfill sites-Alterations in the bacterial community during the denitrification process

[J]. Water Research, 1997, 31 (5): 1164- 1170.

DOI:10.1016/S0043-1354(96)00364-8      [本文引用: 1]

马景德, 潘建新, 李泽敏, 等.

FeS自养反硝化与厌氧氨氧化的耦合脱氮机制

[J]. 环境科学, 2019, 40 (8): 3683- 3690.

URL     [本文引用: 1]

李炳堂, 胡智泉, 刘冬啟, 等.

活性污泥中菌群多样性及其功能调控研究进展

[J]. 微生物学通报, 2019, 46 (8): 2009- 2019.

URL     [本文引用: 1]

Zheng Zhaoming , Huang Shan , Bian Wei , et al.

Enhanced nitrogen removal of the simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification(SNAD) biofilm reactor for treating mainstream wastewater under low dissolved oxygen(DO) concentration

[J]. Bioresource Technology, 2019, 283, 213- 220.

DOI:10.1016/j.biortech.2019.01.148      [本文引用: 1]

Pollice A , Tandoi V , Lestingi C .

Influence of aeration and sludge retention time on ammonium oxidation to nitrite and nitrate

[J]. Water Research, 2002, 36 (10): 2541- 2546.

DOI:10.1016/S0043-1354(01)00468-7      [本文引用: 1]

王宇佳. 亚硝化过程控制与厌氧氨氧化工艺运行及其微生物特性[D]. 沈阳: 东北大学, 2017.

[本文引用: 1]

马景德. FeS自养反硝化与厌氧氨氧化耦合总氮去除及微生物特征[D]. 广州: 华南理工大学, 2019.

[本文引用: 1]

Yang Xinping , Wang Shimei , Zhou Lixiang .

Effect of carbon source, C/N ratio, nitrate and dissolved oxygen concentration on nitrite and ammonium production from denitrification process by Pseudomonas stutzeri D6

[J]. Bioresource Technology, 2012, 104, 65- 72.

DOI:10.1016/j.biortech.2011.10.026      [本文引用: 1]

Oh J , Silverstein J .

Acetate limitation and nitrite accumulation during denitrification

[J]. Journal of Environmental Engineering ASCE, 1999, 125 (3): 234- 242.

DOI:10.1061/(ASCE)0733-9372(1999)125:3(234)      [本文引用: 1]

Gong Lingxiao , Huo Mingxin , Yang Qing , et al.

Performance of heterotrophic partial denitication under feast-famine condition of electron donor A case study using acetate as external carbon source

[J]. Bioresource Technology, 2013, 133, 263- 269.

DOI:10.1016/j.biortech.2012.12.108      [本文引用: 2]

Wang Zheng , Fei Xiang , He Shengbing , et al.

Comparison of hetero-trophic and autotrophic denitrification processes for treating nitrate-contaminated surface water

[J]. Science of the Total Environment, 2017, 579, 1706- 1714.

DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.11.194      [本文引用: 1]

杜帅, 李凤娟, 李南锟, 等.

厌氧氨氧化系统的快速启动及其脱氮性能研究

[J]. 环境科学与技术, 2019, 42 (5): 101- 108.

URL     [本文引用: 1]

Fernandez I , Dosta J , Fajardo C , et al.

Short and long-term effects of ammonium and nitrite on the Anammox process

[J]. Journal of Environmental Management, 2012, 95 (2): S170- S174.

URL     [本文引用: 1]

Rosenthal A , Ramalingam K , Beckmann K , et al.

Experimental evaluation of the nitrite sensitivity coefficient in granular anammox biomass

[J]. Water Science Technology, 2013, 68 (9): 2103- 2110.

DOI:10.2166/wst.2013.472      [本文引用: 1]

Carvajal-Arroyo J M , Puyol D , Li Guangbin , et al.

Starved Anammox cells are less resistant to NO2- inhibition

[J]. Water Research, 2014, 65, 170- 176.

DOI:10.1016/j.watres.2014.07.023      [本文引用: 1]

Tang Chongjian , Zheng Ping , Wang Caihua , et al.

Performance of high-loaded ANAMMOX UASB reactors containing granular sludge

[J]. Water Research, 2011, 45 (1): 135- 144.

DOI:10.1016/j.watres.2010.08.018      [本文引用: 1]

Laureni M , Weissbrodt D G , Szivak I , et al.

Activity and growth of anammox biomass on aerobically pre-treated municipal wastewater

[J]. Water Research, 2015, 80, 325- 336.

DOI:10.1016/j.watres.2015.04.026      [本文引用: 1]

Liu Sitong , Yang Fenglin , Meng Fangang , et al.

Enhanced anammox consortium activity for nitrogen removal: Impacts of static magnetic field

[J]. Journal of Biotechnology, 2008, 138 (4): 96- 102.

URL     [本文引用: 1]

Ma Jinyuan , Yao Hong , Yu Haiqin , et al.

Hydrazine addition enhances the nitrogen removal capacity in an anaerobic ammonium oxidation system through accelerating ammonium and nitrite degradation and reducing nitrate production

[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 335, 401- 408.

DOI:10.1016/j.cej.2017.10.132      [本文引用: 1]

Lackner S , Gilbert E M , Vlaeminck S E , et al.

Full-scale partial nitritation/Anammox experiences an application survey

[J]. Water Research, 2014, 55 (10): 292- 303.

URL     [本文引用: 2]

李惠娟, 彭党聪, 陈国燕, 等.

ANAMMOX的快速启动及EPS在ANAMMOX颗粒污泥中的空间分布

[J]. 环境科学, 2017, 38 (7): 2931- 2940.

URL     [本文引用: 1]

Fernandez l , Vazquez-Padin J R , Mosquera-Corral A , et al.

Biofilm and granular systems to improve Anammox biomass retention

[J]. Biochemical Engineering Joumal, 2008, 42 (3): 308- 313.

DOI:10.1016/j.bej.2008.07.011      [本文引用: 1]

陈文静, 陈圣东, 梁佳茵, 等.

ANAMMOX脱氮工艺启动研究进展

[J]. 环境科学与技术, 2019, 42 (11): 136- 147.

URL     [本文引用: 1]

丁爽, 郑平, 唐崇俭, 等.

不同接种物启动Anammox-EGSB反应器的污泥性能

[J]. 化工学报, 2011, 62 (5): 1395- 1401.

DOI:10.3969/j.issn.0438-1157.2011.05.032      [本文引用: 1]

杨延栋. 一段式厌氧氨氧化工艺处理城市污水的效能研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2017.

[本文引用: 2]

Gong Zheng , Yang Fenglin , Liu Sitong , et al.

Feasibility of a membrane-aerated biofilm reactor to achieve single-stage autotrophic nitrogen removal based on anammox

[J]. Chemosphere, 2007, 69, 776- 784.

DOI:10.1016/j.chemosphere.2007.05.023      [本文引用: 1]

Tang Chongjian , Zheng Ping , Wang Caihua , et al.

Suppression of anaerobic ammonium oxidizers under high organic content in high rate Anammox UASB reactor

[J]. Bioresource Technology, 2010, 101 (6): 1762- 1768.

DOI:10.1016/j.biortech.2009.10.032      [本文引用: 1]

Chamchoi N , Nitisoravut S , Schmidt J E .

Inactivation of ANAMMOX communities under concurrent operation of anaerobic ammonium oxidation(ANAMMOX) and denitrification

[J]. Bioresource Technology, 2008, 99 (9): 3331- 3336.

DOI:10.1016/j.biortech.2007.08.029      [本文引用: 1]

Du Rui , Peng Yongzhen , Cao Shenbin , et al.

Advanced nitrogen removal with simultaneous Anammox and denitrification in sequencing batch reactor

[J]. Bioresource Technology, 2014, 162, 316- 322.

DOI:10.1016/j.biortech.2014.03.041      [本文引用: 1]

吕振, 李燕.

pH和C: N对厌氧氨氧化耦合短程反硝化脱氮性能的影响

[J]. 环境污染与防治, 2018, 40 (10): 1106- 1111.

URL     [本文引用: 1]

Cao Shengbin , Wang Shuying , Peng Yongzhen , et al.

Achieving partial denitrification with sludge fermentation liquid as carbon source: The effect of seeding sludge

[J]. Bioresource Technology, 2013, 149, 570- 574.

DOI:10.1016/j.biortech.2013.09.072      [本文引用: 1]

吕振. 厌氧氨氧化耦合短程反硝化试验研究[D]. 徐州: 中国矿业大学, 2019.

[本文引用: 1]

/

〈 〉

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