基于厌氧氨氧化技术处理市政污水的研究进展

2020-05-14张星星王昕竹徐乐中盛铭军郭永福

工业水处理 2020年1期

张星星，王昕竹，印雯，陈亚，徐乐中，2，盛铭军，郭永福，2，吴鹏，2

（1.苏州科技大学环境科学与工程学院，江苏苏州215009；2.城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室，江苏苏州215009；3.苏州市供排水管理处，江苏苏州215004）

随着我国城市化的快速推进，产生了大量低氨氮、低碳源的市政污水，目前常规的生物脱氮工艺很难满足氮排放标准。这类工艺由于缺少易生物降解的碳源而需设法人为投加，增加了运行费用和碳排放量，为此研究者不断探究合适的新工艺。厌氧氨氧化（Anammox）工艺可以节省100%的有机碳源，在厌氧或缺氧的条件下能够实现氨氮的高效去除。相比传统的生物脱氮，Anammox工艺可以减少64%的氧气需求量、100%的外源电子供体和80%~90%的污泥产量〔1〕，极具经济价值和环境意义。

Anammox反应是在缺乏碳源和氧气的条件下，Anammox菌以NO2--N为电子受体，直接将NH4+-N还原成N2的生物脱氮过程〔2〕。目前世界上投入规模化应用的Anammox反应器已超过120座，但大部分仍受制于低碳氮比、高温的氨氮废水［3〕。另外，Anammox菌细胞还具有产率低（0.11 gVSS/gNH4+-N）、世代周期长（可达32 d）、对底物依赖性强、环境抗逆性弱及基因扩增困难导致反应启动耗时过长的特点〔4-5〕。为解决上述工程应用缺陷，适应市政污水的水质特性，当前国内外在Anammox应用方面的研究热点主要集中在：（1）Anammox菌体数量与活性较高的接种污泥源；（2）具有良好生物富集作用的反应器；（3）稳定高效供给NO2--N的工艺；（4）影响Anammox活性的环境因素〔6〕。本研究以上述四点的最新研究进展进行综述，以期为Anammox污水处理提供参考与借鉴。

1 污泥源对Anammox工艺启动的影响

通过接种成熟Anammox污泥，可以快速启动Anammox反应器，但由于Anammox菌基因转录所需活化能较高，细胞质内室ATP合成速率缓慢，而且工程应用所需的成熟Anammox污泥供应有限，因此，研究常见污泥源对Anammox菌的富集意义重大。

1.1 好氧污泥源

好氧活性污泥中微生物种类丰富多样，污泥表面积大且含有大量多糖类黏性物质，可以为Anammox菌的栖息与停留提供有利的微生长环境。当城市污水氨氮含量丰富，氧气不足时好氧污泥会发生好氧短程硝化反应，产生大量亚硝酸盐，从而诱导Anammox反应的进行。

王衫允等〔7〕在研究 A/A/O曝气池中 Anammox菌的活性时发现，好氧硝化产物是Anammox反应的主要基质来源，好氧污泥特定发生的短程硝化具有为Anammox提供底物的潜势。新加坡Jianzhong He团队将改进引物组引入到污水处理厂，检测到引物组富集超过47.3%的Anammox菌〔8〕，证实了好氧短程硝化具有去除氨氮的功能。

短程硝化（NH4+→NO2-）、硝酸盐异化还原（NO3-→NO2-→NH4+）与短程反硝化（NO3-→NO2-）是维持Anammox过程的重要条件，短程硝化作用发生于环境氧浓度较低的情况，过高的氧浓度会导致全程硝化，并造成硝化杆菌与Anammox菌对底物的竞争，从而影响Anammox菌的活性。

好氧污泥由于长期处于氧浓度充足的环境中，其中的微生物以好氧菌为主，伴有少量兼性菌。在培养富集Anammox菌的过程中，大量好氧菌会因不适应缺氧条件而裂解死亡，并释放出毒害Anammox菌的高浓度游离氨（FA）、游离亚硝酸氨（FNA），不但会抑制Anammox反应的进程，也延长了Anammox菌培养经历的活性迟滞、活性提升阶段〔9-10〕。T.Wang等〔9〕利用厌氧折流板生物膜反应器（ABBR）接种好氧污泥，在运行161 d后，最高容积氮去除负荷达到了0.90 kgN/（m3·d），稳定运行时间超过常规水平。D.Wang等〔11〕利用好氧活性污泥启动 Anammox反应器，运行260 d才获得接近90%的总氮去除率。

好氧污泥表面及内部含氧量较高，不利于Anammox菌及Anammox伴生菌的生存。此外，好氧污泥内厌氧菌相比好氧菌活性不足，自身细胞产率低，丰度偏低，对Anammox反应所需厌氧环境的调控作用偏弱。

综上所述，好氧污泥富集培养Anammox菌的实际效果不够理想，原因可归纳为以下四点：（1）好氧污泥短程硝化难以调控，硝化杆菌增殖易过量；（2）氧浓度过高会直接抑制Anammox菌的活性；（3）好氧污泥中Anammox功能菌的基因数偏低；（4）厌氧菌数量不足，由好氧过渡到厌氧需要一定时间。

1.2 厌氧污泥源

据报道，厌氧污泥更易富集培养Anammox菌，加速Anammox反应器的启动。一方面，此类污泥含有丰富的可与Anammox菌共生的微生物。这些微生物长期处于厌氧环境，与Anammox污泥生境相同，有利于Anammox菌的生长；另一方面，厌氧的无机生境，使得污泥源中Anammox菌的DNA含量偏高，对提升Anammox菌的活性具有辅助作用。

但关于最适厌氧污泥性质形态的研究结果有所不同。吴鹏等〔12〕通过比较好氧硝化污泥、厌氧亚硝化污泥、厌氧亚硝化污泥和反硝化污泥启动MBR反应器发现，厌氧亚硝化污泥在快速启动及氨氮去除负荷中表现最佳，表明厌氧亚硝化污泥最适宜作为污泥接种源。也有学者研究了低温状态（13℃）下接种絮状硝化污泥、厌氧颗粒污泥及絮状反硝化污泥的CAMBR反应器，结果表明：厌氧颗粒污泥在45 d后即表现出明显的Anammox活性，用于增强主流污水的Anammox应用具有一定的可行性〔13〕。并且颗粒污泥相比絮状污泥具有更多样的微生物群落，其中所含的Ca.Brocadia、Ca.Jettenia等生长速率极大的Anammox菌属能促进Anammox的快速启动，非常适用于城市污水的处理。

1.3 混合污泥源

据报道，接种混合污泥启动Anammox比单一污泥源更有优势，原因是混合污泥源中一部分含有同步硝化反硝化功能，加速了Anammox的启动。Yifeng Lu等〔14〕接种混合污泥启动上流柱反应器，105 d内最高总氮去除负荷为 191.5 gN/（m3·d），Anammox 反应启动成功，并具有高效稳定的脱氮性能。S.Tomar等〔15〕运行Anammox混合反应器80 d后剩余NH4+-N质量浓度低于2.1 mg/L，能在短时间内实现总氮出水达标，此外，借助皮尔逊曲线还观察到氮去除率与HRT和SRT有很强的正相关性。

混合接种成熟Anammox污泥在极短时间内即可启动反应器，这是由于初始Anammox菌基因丰度较高，成熟Anammox污泥中原优势Anammox菌属始终在微生物竞争中占据主导地位直接影响Anammox反应特性，反应器可在短时间内启动。HuiChen等〔16〕按体积比 3∶1混合培养反硝化污泥和Anammox颗粒污泥，40 d获得极佳的Anammox活性，Anammox反应器启动成功。这依赖于Anammox菌协同反硝化菌富集培养时有更好的生物多样性，Anammox菌与反硝化菌共生能力强〔17〕，Anammox活性表达迅速。Qintong Wang等〔18〕对比了普通活性污泥与厌氧颗粒污泥分别混合接种低浓度Anammox污泥快速启动的可行性，5 d后仅普通活性污泥反应器观察到Anammox菌的富集，表明普通活性污泥与Anammox菌在低负荷下协同共生性较好。

总之，处理市政污水的Anammox反应启动阶段，含成熟Anammox污泥的混合污泥启动反应器可以在极短时间内取得可观的脱氮效果；普通混合活性污泥中厌氧消化污泥存在时明显缩短了反应器启动时间；采用混合活性污泥培养Anammox污泥优于单一接种污泥源〔14-15〕，厌氧（颗粒）污泥是最佳的单一接种污泥源。

对上述污泥源启动Anammox及运行特性优缺点进行比较，结果见表1。

表1 不同污泥源对Anammox过程的启动与运行特性比较

2 反应器对Anammox处理市政污水的影响

采用Anammox技术处理市政污水，往往面临进水有机物浓度变化大、启动时间长、处理温度低、长期稳定运行困难等障碍。但有关研究发现，Anammox菌在生物量足够的条件下可有效抵抗不利环境，截留污泥和维持Anammox菌的丰度成为Anammox技术开发的热点〔19〕。作为微生物生长繁殖的场所——反应器应具有以下特征〔5〕：（1）生物截留性能好；（2）运行稳定；（3）无死角区或无局部高底物浓度区；（4）维持厌氧环境和密封性能强；（5）具有较高的固液传质效率。由于Anammox反应器不能满足全部的理想条件，从而衍生出调控运行策略〔20〕、改良反应器〔21〕以及固定化微生物〔22〕等应对手段。

2.1 上流式厌氧污泥床反应器（UASB）

与其他类型的反应器相比，UASB借助独特的气液固三相分离装置，能形成具有良好沉降性能的颗粒污泥，大大提高了反应器中的生物量，从而促使Anammox快速启动。李媛等〔23〕通过UASB反应器培养Anammox颗粒污泥，历时68 d获得具有对总氮去除率在90%以上能力的颗粒污泥。UASB良好的密闭性有利于营造厌氧环境，加速Anammox颗粒污泥培养。 Z.Shi等〔24〕借助 UASB 反向启动 Anammox，历时80 d观察到Ca.Kuenenia生物量占比为16.1%，Anammox菌在UASB反应器内短时间大量富集。S.Cao等〔25〕采用以Anammox颗粒污泥为核心的UASB处理低温污水，反应器在26 d启动后进入稳定状态，系统内反硝化细菌活性大大提高，促进了Anammox菌的生化反应。

2.2 序批式反应器（SBR）

SBR反应器主要特征是间歇操作，而主流市政污水大多连续排放且流量波动大，故间歇反应器至少为2个或3个以上为宜。SBR既可作为Anammox前处理工艺，又可作为Anammox脱氮反应器。P.Jin等〔26〕研究了两级式PN/A工艺处理市政污水，鉴于进水水质波动（NH4+-N质量浓度为32～79 mg/L），连接两平行SBR反应器去除有机物和获取稳定的亚硝酸盐积累（＞93%氨氮去除率）。 Y.Miao 等〔27〕采用SBR反应器处理学校生活污水，发现调控C/N增加了1.1～2.5，Anammox菌的丰度和活性也随之提升。C/N适量的增加促进了Anammox的活性表达，但C/N过高时Anammox菌会被反硝化菌替代。

由于SBR反应器抗冲击负荷能力弱，对难降解有机物的去除率偏低。E.Rikmann等〔28〕运行SBR处理TN为601～835 mg/L的污泥上清液2 a后，最高总氮去除负荷为 0.30 kgN/（m3·d），表明 SBR 对高氨氮废水为低效率氮降解和弱水力负荷冲击。内置填料生物膜，可吸附大量有机物及高负荷运行的序批式生物膜反应器（SBBR）可克服以上不足。研究结果表明，在低温，NH4+-N为2 000 mg/L的条件下，CANON-SBBR工艺对TN的去除率可达88.1%〔20〕，SBBR在低温高氨氮的污水处理中具有良好的应用前景。

2.3 膜生物反应器（MBR）

MBR特有的膜分离设备能有效阻止Anammox菌的流失，提升其耐冲击负荷的能力与污泥的沉降性能。高浓度的Anammox菌能抵抗外部不良环境，加速Anammox反应器的启动，显著提高污水中氮的去除率。闾刚等〔29〕比较了MBR和ABR通过接种同种污泥对Anammox快速启动的影响，发现MBR比ABR提前20 d启动，稳定运行后MBR总氮去除负荷也高于ABR。MBR还能有效阻止菌种直径极小（＜1μm）的Anammox菌的流失。Y.Tao等〔30〕报道了MBR反应器启动178 d时，Ca.Brocadia、Ca.Kuenenia菌的活性增加了19倍，Anammox菌的活性得到显著提升。

城市污水进水有机物浓度较大时，生物膜增长过快且会发生堵塞，易造成反应器阻力损失大、运行成本提高的不良后果；同时COD浓度过高，不仅会抑制Anammox活性，异养菌将在生物膜上过量繁殖竞争污水中存在的亚硝酸盐和抑制Anammox菌的生存空间〔31〕。常需在MBR前对城市污水进行除碳处理，以降低进水COD浓度。李田等〔32〕构建了ABR除碳-亚硝化-MBRAnammox工艺用于处理城市污水，其中，ABR除碳系统去除了70%的COD，MBR系统出水TN低于10 mg/L。刘春等〔33〕采用微气泡曝气的MBR反应器，对有机物的去除负荷达到1.08 kg/（m3·d），对总氮去除率为 86.0%。

2.4 膨胀颗粒污泥床（EGSB）

EGSB实质上是改进的UASB反应器，EGSB反应器上升流速高（是UASB的4倍）颗粒污泥床处于部分或全部膨化状态，再加上产气的搅拌作用，使污水与颗粒充分接触，固液传质效果更好，可消除死区。Y.Wu 等〔34〕运行改良 EGSB 反应器（CEGSB）40 d 即可启动Anammox反应，相比普通EGSB 22%的Anammox菌丰度，CEGSB富集了49%Anammox生物量。房安然〔35〕证实了EGSB反应器在启动Anammox工艺方面具有优势，利用EGSB反应器富集培养出的污泥Anammox活性提高了约7倍。EGSB较强的Anammox菌富集和污泥截留能力，对于Anammox应用于主流污水的快速启动和稳定运行具有实践价值。

2.5 厌氧折流板反应器（ABR）

ABR具有污泥持留能力强，微生物相有效分离，各格室污泥混合程度低，且不同格室可以控制差异化反应体系，降低传统混合体系中有机物对Anammox的直接抑制等特点，处理城市主流污水时脱氮效果较理想〔36〕。吴鹏等〔37〕研究了 ABR 处理城市污水的Anammox反应特性，结果表明，ABR除碳单元满足Anammox系统的进水基质要求，ABR Anammox单元的TN平均去除率可达84%。曾国驱等〔38〕的研究表明，在ABR中接种厌氧污泥与河涌底泥混合污泥培养Anammox菌，运行100 d后出水几乎无氨氮，扫描电镜观察到红棕色颗粒污泥。ABR反应器高效的污泥截留能力促进了污泥颗粒化，提升了污泥的沉降和泥水分离性能。

Anammox反应器实际应用运行效果比较见表2。

表2 Anammox反应器实际应用运行效果比较

3 底物供给方式对Anammox处理市政污水的影响

NO2--N供给不足是污水厂应用Anammox的瓶颈之一，污水主流线路应用Anammox必须解决底物限制问题。考虑到减少NO2--N转化时间、降低污泥产量、提升操作方便性，底物的供给途径研究热点为亚硝化（短程硝化）和短程反硝化过程。

3.1 亚硝化（短程硝化）

市政污水进行亚硝化前处理时，最重要的是控制亚硝化反应进程，匹配两段反应器使出水满足Anammox进水基质比。有研究表明，控制亚硝化出水 NO2--N/NH4+-N 为 1.2~1.5，COD 为 60~70 mg/L，Anammox脱氮性能良好。实际污水处理时，最适短程硝化出水的基质比却说法不一。林皓〔41〕认为短程硝化出水NO2--N/NH4+-N为1.3~1.8，COD为60~120 mg/L较为适宜。蒋杭城等〔42〕研究了主流短程硝化—Anammox系统，通过控制短程硝化出水NO2--N/NH4+-N为0.78~1.14，COD为40~50 mg/L，系统获得了较高的脱氮效果。

稳定的亚硝化反应需要维持AOB优势菌属地位，同时降低NOB菌活性。据参考文献〔43〕报道，AOB菌对曝气方式的变化适应性强，NOB菌则活性恢复较慢。Songkai Qiu等〔44〕通过控制曝气频率的递减，AOB优势Nitrosomonas菌属丰度达46.2%，AOB菌在限氧和间歇曝气状态对氧气的高亲和力能够抑制NOB菌的增殖。污水中电子供体不足，氨氮浓度下降会直接导致AOB菌丰度和活性减弱。城市污水氨氮浓度偏低对亚硝化的稳定不利，亚硝化系统本身存在自养、异养，好氧、厌氧等AOB菌伴生微生物，最大限度发挥AOB伴生菌的功效来稳定亚硝化反应值得进一步探索。

3.2 短程反硝化

城市污水厂含过量NO3--N的二级出水，可以与少量原水（主要含NH4+-N与有机物）混合引入短程反硝化（PD）工艺，仅实现NO3--N→NO2--N的短程转化，后亚硝酸盐和氨氮作为Anammox底物进行深度脱氮〔2，45〕。

短程反硝化的实质是降低全程反硝化菌活性，抑制其功能性酶基因转录过程；同时抑制短程反硝化功能菌的亚硝还原酶基因表达。厉巍〔46〕开发了“高碱度抑制”和“硝氮抑制”型短程反硝化工艺，总结了“先种类转换、后数量控制”的短程反硝化功能菌富集方法，提出乙酸是实现短程反硝化的最优碳源。S.Ding等〔47〕基于悬浮Anammox污泥处理市政污水，经历基线（好氧）和过渡（厌氧/好氧）两阶段，调控厌氧/缺氧与好氧时间比为1∶3，发现SBR内Thauera（一种短程反硝化菌）成为主导反硝化菌。S.Cao等〔45〕报道了两段式PD/A处理市政污水的长期稳定性，有机物存在时反硝化菌会优先利用硝酸盐作为电子供体，投加额外COD/NO3--N为3的碳源运行224 d发现短程反硝化菌占比可达9.5%。

4 环境因素对Anammox处理市政污水的影响

4.1 温度和底物

市政污水的常温低底物浓度特性会延长Anammox启动时间，使得系统生物质含量偏低。这是由于：（1）传质效能差，低温水具有的高黏性和高稠度性质易淘洗Anammox污泥；（2）低温会抑制Anammox菌酶活性，不利于Anammox菌与其他细菌（如反硝化菌）竞争生存；（3）底物浓度偏低减弱了FA、FNA对NOB的抑制。李冬等〔48〕报道了10~12℃Anammox处理生活污水效果不佳，依据进水无机碳质量浓度大于50 mg/L时可提高Anammox菌的活性〔49〕，投加125 mg/L碳酸氢钠溶液，获得了总氮去除负荷提升40%的效果。低温投加无机碳可以提高Anammox的性能，强化氮素的去除效果。C.J.Tang等〔50〕认为pH在8.1~9.05时，Anammox系统会产生较高质量浓度的 FA（57~178 mg/L），而 0.1~3 mg/L的 FA 可抑制NOB活性，进水基质不足时NOB菌倍增速度高于AOB和Anammox菌，导致后两者活性表达弱，适当地提高pH可抑制NOB菌的不利影响。

4.2 pH

市政污水水力负荷通常较大，有研究表明〔51〕，ΔpH与水力负荷负线性相关，即水力负荷较高时，相应Anammox菌数量会减少，H+消耗与ΔpH也会同时降低，导致Anammox处理城市污水脱氮效果恶化。因此，主流污水进水应采用阶梯式增大氮容积负荷的方式，逐渐驯化Anammox菌对负荷冲击的耐受性，提升Anammox的活性同时增加了系统碱度，来维持反应处于最优pH范围，实现Anammox菌活性表达的最大化。

4.3 溶解氧（DO）

市政污水中DO浓度相对较高，DO大于2.5mg/L时Anammox活性会受到严重抑制〔52〕。一般来说，城市污水DO有抑制Anammox活性的作用。市政污水中CO2的脱气会增加DO溶解量，导致Anammox脱氮效果恶化和出水氨氮增加〔53〕。营造进水处于隔离空气的密闭环境，可阻止CO2的脱气和氧气的溶解，培养Anammox菌的活性和厌氧环境。

此外，主流污水中C/N、盐度、磷酸盐浓度、有机物、金属离子等都会对Anammox菌活性产生影响，工程应用时应注意分析环境因素的可控程度。