謝軍祥，姜瀅，常堯楓，謝嘉瑋，郭萌蕾，陳重軍，2，3

（1 蘇州科技大學環(huán)境科學與工程學院，江蘇蘇州215009；2 江蘇省環(huán)境科學與工程重點實驗室，江蘇蘇州215009；3 江蘇水處理技術與材料協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇蘇州215009）

城鎮(zhèn)生活污水的深度脫氮，成為遏制水體富營養(yǎng)化的重要途徑之一[1]。采用傳統(tǒng)硝化反硝化脫氮，需經(jīng)歷曝氣硝化和缺氧反硝化前后兩個過程，在硝化過程中大部分有機物被好氧去除，導致反硝化過程缺乏有機碳源。同時，傳統(tǒng)脫氮的污水處理工藝需要大量曝氣，能耗高，運行過程中釋放大量的溫室氣體，且剩余污泥量大，與當今綠色節(jié)能可持續(xù)發(fā)展經(jīng)濟模式主題相悖。厭氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，Anammox）是指在厭氧或者缺氧條件下，厭氧氨氧化菌（Anammox bacteria，AnAOB）以亞硝態(tài)氮N） 為電子受體，氧化氨氮為氮氣（N2）的生物過程。其優(yōu)勢在于：①需氧量與傳統(tǒng)相比減少62.5%，可有效降低充氧電耗；②無需有機碳源，運行費用降低；③不涉及異養(yǎng)型的反硝化菌，可大幅度降低剩余污泥產(chǎn)量。另外，Anammox 工藝具有很高的容積效能（以N 計），最高可達125kg/(m3·d)，能夠大大降低反應器的體積，顯著降低投資費用[2]。因此，若Anammox 技術可應用于城鎮(zhèn)污水處理廠脫氮，可顯著降低硝化過程曝氣量，并降低脫氮有機碳源的外加量，從而降低處理費用。目前，針對城鎮(zhèn)生活污水處理廠采用Anammox 的處理工藝，主要包括兩種：①側(cè)流工藝，即污泥消化液、壓濾液等部分污水的處理，水量僅占污水廠總進水的2%左右，通常水質(zhì)具有高溫高氨氮的特點；②主流工藝，即在城鎮(zhèn)污水處理工藝的主線應用Anammox 工藝，處理水量含污水廠全部進水流量。

近年來，研究者對Anammox 應用于城鎮(zhèn)生活污水處理的影響因素、工藝適用性、工藝開發(fā)和現(xiàn)場應用等方面進行了多方位研究。本文對相關研究進行綜述，以期為城鎮(zhèn)生活污水Anammox 處理提供借鑒和參考，并對未來研究方向提出展望。

1 穩(wěn)定實現(xiàn)城鎮(zhèn)生活污水Anammox處理的影響因素

Anammox 對水質(zhì)和反應條件等影響因素要求較為苛刻，能否在城鎮(zhèn)生活污水中實現(xiàn)技術的適用性是前提。厭氧氨氧化工藝過程包含短程硝化和Anammox 兩個過程，而環(huán)境因素在兩個階段均會造成影響。研究者普遍認為，城鎮(zhèn)生活污水實現(xiàn)Anammox 過程的難點首要是穩(wěn)定的短程硝化，即在Anammox 前端需要提供適合比例的和。其次，在Anammox 階段，AnAOB 對 條件控制的要求非常嚴格，有機物[5-6]、污泥齡（sludge retention time，SRT）[7]、溶解氧（dissolved oxygen，DO）[8-9]、溫度[10-11]、污泥截留[12-14]等都會影響Anammox過程的穩(wěn)定運行。

1.1 有機物

在亞硝化過程中，當進水有機物濃度較高，具體體現(xiàn)為化學需氧量（chemical oxygen demand，COD）較高時，會促進異養(yǎng)菌的生長，使其與亞硝化細菌（ammonia-oxidizing bacteria，AOB）競爭DO和空間，抑制AOB的活性[7,15]。因此眾多學者基于COD合適的濃度范圍進行了研究。付巢等[16]研究發(fā)現(xiàn)，亞硝化速率隨著COD 濃度的增加而降低。當COD 濃度為60～120mg/L 時，AOB 能夠維持優(yōu)勢地位，形成穩(wěn)定的部分亞硝化[17]。因Anammox反應以無機碳為碳源，當有機物存在時，會對Anammox 反應產(chǎn)生負面影響，促進異養(yǎng)反硝化反應，同時抑制Anammox過程[18]。馬艷紅等[19]在研究COD 濃度對Anammox 啟動的影響的實驗中發(fā)現(xiàn)，COD 濃度越高，反硝化菌的活性越高，進而AnAOB 的增長活性越小，延長Anammox 的啟動時間。李田等[20]通過實驗，得出結(jié)論：COD 濃度在120mg/L 時，AnAOB 不受影響。付昆明等[3]認為，Anammox 段易于降解的COD 濃度不宜超過150mg/L。而城鎮(zhèn)生活污水COD 濃度一般在100～300mg/L，可以通過曝氣前處理使COD降至合適的范圍之內(nèi)[21]。因此，COD 濃度對Anammox 工藝的抑制可通過強化預處理解決。

1.2 SRT

SRT 是Anammox 工藝中的重要影響因素。在亞硝化過程中，當溫度控制在20～35℃，AOB 的生長速率高于亞硝酸鹽氧化菌（nitrite oxidizing bacteria，NOB），可通過控制系統(tǒng)SRT大于AOB的世代時間而小于NOB 的世代時間，使NOB 排出系統(tǒng)而AOB 保持較高的濃度，從而實現(xiàn)NO2--N 的穩(wěn)定積累[22]。眾多研究表明，不同學者為實現(xiàn)較穩(wěn)定的亞硝化所采用的SRT不同。如新加坡樟宜回用水處理廠的階段進水活性污泥法（step-feed activated sludge，SFAS）工藝實現(xiàn)穩(wěn)定的亞硝化就是采用了較短的SRT（約2.5 天）[23]。而Wu 等[24]認為SRT 保持在10～20 天更為合適。SRT 對AnAOB 的影響頗多，是種群結(jié)構(gòu)的變化的重要參數(shù)。沈明玉等[25]認為，采用較短的SRT，利于Anammox 反應進行，實現(xiàn)高效脫氮。張杰等[26]采用一組SBR反應器研究梯度降低SRT 過程中對去除負荷（Nr）和污泥負荷（Ns）的影響情況，結(jié)果表明，SRT 從21 天梯度降低到12 天，系統(tǒng)整體的脫氮性能下降16.4%，但單位質(zhì)量的AnAOB 脫氮效率提升了66.8%。而新加坡樟宜回用水處理廠采用了較短的SRT（約3天）便實現(xiàn)了缺氧區(qū)的Anammox作用[23]。研究表明，采用較短的SRT是實現(xiàn)城鎮(zhèn)生活污水主流Anammox技術的思路之一。

1.3 DO

DO是亞硝化段的重要影響因子，其中AOB對氧的半飽和系數(shù)高于NOB，NOB在較低的DO條件下對競爭氧的能力較弱，控制DO的濃度以及調(diào)節(jié)曝氣模式是實現(xiàn)短程硝化的控制手段之一。DC Water 研究發(fā)現(xiàn)，瞬時缺氧可有效抑制NOB[7]。從Wang 等[27]的研究發(fā)現(xiàn)，在DO 濃度從1.4mg/L 降至0.7mg/L 時，觀察到積累率逐漸升高。張杰等[28]基于SBR反應器采用4min曝氣、2min停曝的曝氣模式以及DO 限制策略（1.3～1.7mg/L），積累率達到92%，成功實現(xiàn)亞硝化。究其原因是AOB在缺氧干擾后比NOB恢復快得多，間歇曝氣可實現(xiàn)部分亞硝化。DO 濃度也會抑制Anammox 活性[17]，控制DO 濃度，是城鎮(zhèn)污水應用Anammox 技術的前提條件。Strous等[29]通過SBR反應器研究DO對Anammox 的影響時發(fā)現(xiàn)，在0.5%、1.0%、2.0%的空氣飽和度下，AnAOB的活性完全被抑制，但完全厭氧（0%O2）后，被抑制的AnAOB活性能夠恢復，說明DO對于AnAOB的抑制是可逆的。而在傳統(tǒng)城鎮(zhèn)生活污水處理中，采用的DO一般為2mg/L，通過調(diào)控DO并結(jié)合生物載體的作用，城鎮(zhèn)污水中DO對于AnAOB的抑制作用是可以克服的[3]。眾多學者對此進行了研究。從夏瓊瓊等[30]的研究中發(fā)現(xiàn)，當AOB 和AnAOB 在系統(tǒng)里共存時，AnAOB 在DO高于0.2mg/L 的條件下也可保持正?；钚浴６谝惑w化Anammox 反應器中，在生物膜較厚的條件下，AnAOB能夠在較高的DO（5～6mg/L）條件下存活，并具有穩(wěn)定、較高的脫氮性能[8]。因此，間歇曝氣以及DO限制策略可能是易于實現(xiàn)城鎮(zhèn)生活污水主流Anammox的調(diào)控策略之一[31]。

1.4 溫度

溫度對亞硝化段的影響作用是顯著的。較高的溫度不僅可以提高AOB 的活性、促進AOB 的生長速率，還可以進一步擴大AOB與NOB之間的活性、生長速率的差異[3]。李亞峰等[32]實驗表明，高于30℃時，亞硝酸鹽積累量增加，這是由于溫度較高時，NOB 活性受到抑制，而AOB 活性增強并處于優(yōu)勢地位。荷蘭Delft 技術大學開發(fā)的SHARON（single reactor for high ammonium removal over nitrite）工藝即是基于這一原理在中溫（30～40℃）條件下實現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化，且該工藝已得到工程化應用[33]。城鎮(zhèn)生活污水溫度一般冬季保持10～16℃，夏季保持在24～30℃，如何在低溫條件下實現(xiàn)亞硝化是重要的研究內(nèi)容。付昆明等[11]在研究中發(fā)現(xiàn)，當溫度由35℃驟降到21℃時，AOB 的活性僅降低8%，當驟降至15℃時，AOB 的活性仍能保持最佳時的75%，說明了亞硝化可在常溫下實現(xiàn)的可能。在Anammox 段，AnAOB 的適宜生長溫度為30～37℃。Laureni 等[34]的研究發(fā)現(xiàn)，在市政污水Anammox處理反應器中，AnAOB的活性（以N計）會 從29℃時 的0.465kg/(m3·d) 降 低 到12.5℃的0.046kg/(m3·d)。如何實現(xiàn)常溫下Anammox 的穩(wěn)定運行，成為研究的熱點。Li 等[35]利用UASB 在4 個季節(jié)即9～28℃的自然周期溫度變化中進行Anammox 運行研究，發(fā)現(xiàn)反應器在中低溫條件下（11～25℃）具有較高的脫氮能力，UASB顆粒污泥中AnAOB 的富集率達到53.8%，同時優(yōu)勢菌由Candidatus Brocadia 轉(zhuǎn) 變 為Candidatus Kuenenia。Wang等[36]在13℃條件下采用EGSB反應器成功運行Anammox，研究發(fā)現(xiàn)，Candidatus Kuenenia 為優(yōu)勢菌種，相對豐度達到了57.0%。付昆明等[3]也發(fā)現(xiàn)在較低溫度及負荷下，AnAOB 仍然具有活性，且認為在城鎮(zhèn)生活污水溫度條件下，溫度對AnAOB的影響不大，可采用降低進水氮負荷的方法保證運行效果。研究均表明，通過微生物強化、氮負荷調(diào)控等措施，可以有效緩解中低溫對AnAOB 的活性的抑制。

1.5 污泥截留

AOB、AnAOB 均為自養(yǎng)細菌，世代周期長，必須保證足夠的微生物量才能保障良好的脫氮性能。AOB 的污泥截留主要有兩種方法，一種是利用城鎮(zhèn)污水處理工藝側(cè)流段高氨氮、高溫水質(zhì)特點，促進AOB 生長，側(cè)流補充主流工藝的方式補充微生物；另一種方法是以生物膜的方式或顆粒污泥的形式持留，這種方式主要是依靠AnAOB 附著在填料的最內(nèi)層，AOB 附著在填料的外層[7]。王嗣禹等[37]通過對比懸浮污泥和生物膜系統(tǒng)，發(fā)現(xiàn)DO為3.0mg/L 時，生物膜上的AOB 豐度高于懸浮污泥，達到了20.43%。吳蕾等[38]對顆粒污泥的培養(yǎng)，結(jié)果表明亞硝化特性非常穩(wěn)定且AOB 的相對數(shù)量占到了17.8%，而NOB 則低于0.6%。而對于AnAOB 的生物強化是通過側(cè)流的生物強化補充，主要是采用水力旋流器分離AnAOB 與AOB，使側(cè)流中的AnAOB 通過旋流器補充至主流工藝中，同時富含AOB 的溢流也進入主流工藝[7]。奧地利Strass 污水處理廠的運行經(jīng)驗表明采用水力旋流器這一技術從側(cè)流工藝向主流工藝補充了AOB 和AnAOB 后，不僅沒有降低AOB、AnAOB 在側(cè)流工藝中的活性，主流工藝中AnAOB 的豐度、顆粒的尺寸還顯著提高，研究發(fā)現(xiàn)通過水力旋流器的循環(huán)運行還能阻止微生物在AnAOB 表面富集，利于降低基質(zhì)擴散阻力，維持微生物較高的活性。此外，側(cè)流補充主流還可以解決AnAOB 對親和力比NOB低的問題，使AnAOB較容易獲得。此外，采用生物膜及顆粒污泥以提高AnAOB 生物量也成為研究熱點。盧欣欣等[39]分析微生物群落發(fā)現(xiàn)，移動床生物膜反應器（MBBR） 中的主要AnAOB分別占生物膜中總菌的4.53%、活性污泥中總菌的0.75%，說明生物膜上的AnAOB 豐度高于活性污泥。Wang 等[36]在中低溫條件下運行Anammox 時發(fā)現(xiàn)，污泥的顆粒強度與AnAOB 呈正相關。實現(xiàn)城鎮(zhèn)污水主流Anammox 技術，污泥截留具有積極意義。

綜上所述，城鎮(zhèn)污水應用Anammox 技術，目前仍面臨一系列困難，但保持COD 濃度低于150mg/L、通過實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化以提供適合比例的和、在保持合適的DO的同時進行間歇曝氣、采用微生物強化、氮負荷調(diào)控等措施緩解中低溫對Anammox 的抑制，Anammox 反應可穩(wěn)定運行，同時可通過側(cè)流補充主流或生物膜或顆粒污泥的形式持留污泥以保證良好的脫氮性能。

2 城鎮(zhèn)生活污水Anammox處理工藝

目前，針對城鎮(zhèn)生活污水處理廠采用Anammox 的處理工藝，主要包括兩種：①側(cè)流工藝，即污泥消化液、壓濾液等部分污水的處理，水量僅占污水廠總進水的2%左右，通常水質(zhì)具有高溫高氨氮的特點，如圖1所示；②主流工藝，即在城鎮(zhèn)污水處理工藝的主線應用Anammox 工藝，如圖2所示。

2.1 城鎮(zhèn)生活污水側(cè)流Anammox工藝

圖1 城鎮(zhèn)生活污水側(cè)流Anammox工藝

圖2 新加坡樟宜回用水廠分段進水反應器（主流Anammox）工藝［23］

污泥消化液和污泥壓濾液的水質(zhì)pH 一般為7.0～8.5，溫度在30～37℃，濃度可達500～1300mg/L，碳氮比在1 左右，屬于典型的高氨氮、低碳氮比廢水[40]。傳統(tǒng)污泥消化液和壓濾液的處理一般是回流至格柵，與原水混合后處理，這將加大整體工藝的氮負荷，最終導致出水總氮（total nitrogen，TN）偏高。然而，由于AOB與NOB的競爭機制和AnAOB 的存活習性，污泥消化液和污泥壓濾液的中高溫、高氨氮的水質(zhì)條件能夠保障AOB 優(yōu)勢種群地位并抑制NOB 活性，為Anammox的應用提供了條件。

2002 年，荷蘭鹿特丹Dokhaven 污水處理廠率先實現(xiàn)城鎮(zhèn)生活污水側(cè)流Anammox 工藝的應用。其建造的生產(chǎn)性Anammox 反應器采用了Sharon-Anammox系統(tǒng)，用于處理污泥消化液。van der Star的研究表明，Anammox 反應是該反應器內(nèi)的主導反應[41]。

到目前為止，全球約75%的Anammox 工程裝置主要用于處理污泥消化液和壓濾液[42]，常采用的工藝包括一體化的DEMON（deammonification，好氧 反 氨 化）、 CANON （completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，完全自養(yǎng)脫氮）工藝等，分體式的SHARON-Anammox 工藝等；生物膜工藝ANITA Mox （MBBR 自養(yǎng)脫氮工藝）、TERRANA 等，以及普通活性污泥工藝等。具體工藝形式、反應器體積、污泥濃度、水力停留時間、污泥氮負荷、TN去除率以及能耗見表1。

表1 污泥消化液Anammox工程應用實例

表1列舉了11座處理城鎮(zhèn)生活污水處理廠污泥厭氧消化液的Anammox 工程應用的運行效能，發(fā)現(xiàn)SBR 是側(cè)流Anammox 工藝中最常用的反應器系統(tǒng)，而DEMON又是SBR系統(tǒng)里最常用的配置。分析發(fā)現(xiàn)，DEMON采用了水力旋流器調(diào)節(jié)AnAOB與AOB 的SRT，可有效分離出生長緩慢的AnAOB，使Anammox反應有效運行。

城鎮(zhèn)生活污水側(cè)流Anammox 的大規(guī)模工程應用也暴露出啟動時間長、AnAOB生物量少等問題，相關優(yōu)化的實驗室研究、工程探索也在進行。徐浩然[43]在其實驗中采用了投加電氣石強化Anammox工藝的手段，對比未投加電氣石的Anammox 系統(tǒng)，啟動時間減少了11%，氮去除率達到85.5%，投加電氣石具有優(yōu)異效果。究其原因，本文作者認為，一是電氣石由于其電極性和自發(fā)極化效應，增強了AnAOB 的新陳代謝能力，提高AnAOB 的活性，二是電氣石充當填料的作用，這也促進了AnAOB 的生長。盧欣欣等[39]采用MBBR處理污泥消化液，成功實現(xiàn)了短程硝化-Anammox 過程的耦合，去除率最大可達96%。分析微生物群落，發(fā)現(xiàn)AOB在MBBR生物膜、活性污泥中占總菌數(shù)的比例分別為10.46%和21.46%，AnAOB 則為4.13%和0.71%，說明主要的亞硝化、Anammox 分別在活性污泥和生物膜中完成；結(jié)果表明一體式反應器應用Anammox 技術處理污泥消化液具有可行性，為工程化應用提供重要依據(jù)。實際工程探索方面，Han等[44]在北京高碑店污水處理廠采用全尺寸短程硝化/厭氧氨氧化（partial nitritation/anammox，PN/A）工藝處理污泥消化液，采用固定式生物膜活性污泥法（integrated fixed-biofilm activated sludge，IFAS）反應器成功啟動PN/A 且穩(wěn)定運行，處理量達到2500m3/d，脫氮效率在85%以上，每年可節(jié)省運營成本350萬美元，分析微生物群落發(fā)現(xiàn)，AOB在絮凝污泥中的豐度（1.2%）高于生物膜（0.2%），相比之下，生物膜中的AnAOB 豐度顯著更高，為17.9%，而絮凝污泥中的為0.02%，AOB 與AnAOB共存于反應體系，共同完成自養(yǎng)脫氮。

2.2 城鎮(zhèn)污水主流Anammox處理工藝

Anammox 應用于污泥消化液的側(cè)流處理工藝，雖對處理廠TN 的深度處理有一定的促進作用，但貢獻率較低，如何實現(xiàn)主流處理工藝中Anammox的應用，將對城鎮(zhèn)生活污水處理廠的工藝革新產(chǎn)生重要影響。目前，城鎮(zhèn)生活污水主流Anammox 的處理工藝已在實驗室得到穩(wěn)定的運行效果，同時在實際城鎮(zhèn)生活污水處理工程中也得到成功應用。

（1）實驗室穩(wěn)定性

城鎮(zhèn)生活污水含氮量較低，TN在20～75mg/L，且運行溫度低，冬季保持10～16℃，夏季保持在24～30℃[6]。在快速啟動Anammox 方面存在限制。已有研究者采用城市生活污水，采用不同工藝形式、接種不同污泥和調(diào)控運行條件成功啟動Anammox。具體內(nèi)容見表2。

表2 主流Anammox實驗室研究實例

表2列舉了7種城市污水主流Anammox實驗室研究成功啟動實例。較多研究者采用SBR 作為Anammox 的啟動工藝，在處理城市污水前，先對AnAOB 進行培養(yǎng)富集使其穩(wěn)定。研究發(fā)現(xiàn)，溫度等因素對Anammox 的抑制可以設法消除，城市污水主流Anammox 在實驗室得到穩(wěn)定的運行效果。李田等[20]采用ABR 前端除碳，耦合亞硝化、Anammox 的工藝處理城鎮(zhèn)污水，使ABR 出水COD濃度保持120mg/L，避免對后續(xù)耦合系統(tǒng)產(chǎn)生不利影響，同時控制亞硝化系統(tǒng)出水和ABR 出水比例滿足于Anammox 進水要求，結(jié)果顯示，TN 去除率高于86%，COD去除率大于85%。采用前端除碳的方法，為工程化應用提供了一個可行的思路。Xu等[52]認為部分反硝化/厭氧氨氧化工藝（partial denitrification/anammox，PD/A）在實現(xiàn)城鎮(zhèn)污水主流Anammox 工藝方面具有廣闊前景，實驗中采用顆粒污泥的方式實現(xiàn)成功運行，在進水TN 濃度42.56mg/L、C/N 為1.48 的情況下，平均出水TN 為8.74mg/L，氮去除率達80%。對反應器中的微生物群落進行分析發(fā)現(xiàn)，顆粒中AnAOB 占總菌數(shù)的7.79%，表現(xiàn)出優(yōu)異的生物截留能力，從菌屬上分析， Thauera （17.46%） 和Candidatus Brocadia（6.24%）豐度最高，Thauera 還具有短程反硝化（partial denitrification， PD） 功 能， 共 同 促 進Anammox反應，90%的脫氮貢獻率由AnAOB產(chǎn)生。PDA工藝對比傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝，可節(jié)省45%的曝氣量和79%的碳源。近年來關于主流工藝的研究，工藝組合、反應器設計、調(diào)控手段優(yōu)化等均為Anammox主流工藝的應用提供了參考和借鑒。

（2）現(xiàn)場應用

城鎮(zhèn)生活污水主流Anammox 工藝的實際應用工程還較少，目前最為成功的是新加坡樟宜回用水廠、奧地利的Strass 污水處理廠以及中國西安第四污水處理廠，這3座污水廠主流Anammox工藝的實際應用為該工藝的大規(guī)模推廣提供了較好的支撐作用。

新加坡樟宜回用水廠首先實現(xiàn)了主流Anammox 工藝的工程應用，采用五點分段進水活性污泥工藝（SFAS），水力停留時間為5.6h，總SRT為5天。由于地理位置和氣候的原因，水溫能保持在30℃左右，有利于自養(yǎng)細菌的生存和繁殖。通過缺氧好氧交換進行、短SRT和在線控制，保證AOB 為優(yōu)勢菌群，分析發(fā)現(xiàn)亞硝酸鹽積累率可達76%，實現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化。反應器中AnAOB含量可達到105～106copies/mL，優(yōu)勢菌種為AOB以及懸浮的游離AnAOB。其自養(yǎng)脫氮過程的貢獻率為37.5%，出水水質(zhì)良好，TN＜5mg/L，NH4+-N＜3mg/L。此外，與新加坡其他回用水處理廠相比，樟宜回用水處理廠SFAS 工藝能耗降低了10%～30%[23,25]。

奧地利的Strass 污水處理廠[7,53]采用AB 工藝，其能源自給率可達108%，于2004年首先在側(cè)流中采用了DEMON 工藝，DEMON 單元的設計進水氮負荷為300kg/(m3·d)、容積負荷為0.6kg/(m3·d)，DO為0.3mg/L。在側(cè)流的基礎上，該廠于2011年開始探索主流Anammox 工藝的應用，其具體的措施是在主流工藝上安裝了水力旋流器，利用水力旋流器調(diào)節(jié)AnAOB 和AOB 的SRT，較輕的AOB 從頂部溢流，較重的AnAOB 聚集在底部回流至反應器，AnAOB 不斷回流到主流工藝中[6,38]。在曝氣控制方面，通過靈活的曝氣控制方式即根據(jù)進水瞬時負荷自動調(diào)整曝氣量和曝氣頻率，來實現(xiàn)良好的硝化和反硝化反應[7]，從而實現(xiàn)主流Anammox 的穩(wěn)定運行。Strass 污水處理廠實現(xiàn)了85%以上的自養(yǎng)脫氮效率[30]。

西安第四污水處理廠是世界范圍內(nèi)、溫帶氣候條件下、大型污水處理廠（25 萬噸/天） 實現(xiàn)Anammox 的首例，填補了國際上常溫生產(chǎn)性裝置研究的空白。Anammox 主要在一期25 萬噸/天工程改造中實現(xiàn)，主體工藝為正置A2/O+MBBR（移動床生物膜反應器）。厭氧段水力停留時間（hydraulic retention time，HRT） 為1h、缺 氧 段HRT為3.6h，并在厭氧、缺氧段投加填料。西安第四污水處理廠一期工程自2012 年11 月開始改造，2013 年8 月起出水水質(zhì)穩(wěn)定并達到一級A 標準[54]，其中出水TN達到10mg/L。對填料和懸浮污泥，厭氧區(qū)和缺氧區(qū)的微生物進高通量分析，載體具有較高的Anammox 活性，達到了52mg/(L·d)。主導的AnAOB 是Ca. Kuenenia（K 型AnAOB），高度濃縮在缺氧區(qū)的載體上。2018 年，采用同位素示蹤法進一步證實了在缺氧環(huán)境下Anammox 反應，證實了在缺氧區(qū)Anammox 是一個非常重要的途徑，并且定量測定的結(jié)果顯示Anammox 過程占脫氮的比例達到30% 左右。通過對2015—2018 年載體AnAOB 的豐度測定分析表明，缺氧區(qū)填料上AnAOB的豐度逐漸升高，在2017年已經(jīng)接近10%。主流Anammox穩(wěn)定運行。

對以上3座污水廠主流Anammox工藝分析，發(fā)現(xiàn)填料中K 型AnAOB 和B 型AnAOB（Ca.Brocadia sp.40）的豐度有很大差別，新加坡樟宜污水廠中占主導的AnAOB 是B 型AnAOB，而西安第四污水處理廠發(fā)現(xiàn)的是K 型AnAOB 占主導，認為可能主要是溫度所致，新加坡樟宜污水廠的水溫是30°C，而西安第四污水處理廠水溫為11～20°C。以上進一步說明常溫條件下可實現(xiàn)主流Anammox技術。

3 結(jié)語

Anammox 技術是一新型生物脫氮技術，在城鎮(zhèn)污水處理的脫氮領域具有廣闊應用前景。在調(diào)控有機物、SRT、DO、溫度及污泥截留等因素的基礎上，城鎮(zhèn)污水適宜采用Anammox工藝進行處理。該工藝目前已在城鎮(zhèn)污水側(cè)流工藝中穩(wěn)定運行且凸顯出脫氮優(yōu)勢，城鎮(zhèn)污水主流工藝已在實驗室穩(wěn)定運行，現(xiàn)場應用主要受限于低溫、低氨氮、穩(wěn)定的短程硝化以及AOB、AnAOB 的富集等因素，但西安第四污水處理廠主流Anammox 的成功運行，填補了常溫條件下城鎮(zhèn)污水主流Anammox 工藝穩(wěn)定運行的空白，極大促進了城鎮(zhèn)污水主流工藝Anammox 技術的應用。在低氨氮濃度下保證穩(wěn)定的NO2--N 積累、低溫條件下Anammox 穩(wěn)定、AnAOB 的快速富集以及主流工藝的推廣應用等方面，是城鎮(zhèn)生活污水Anammox 處理大規(guī)模應用的首要解決的問題。