城市污水厌氧氨氧化生物脱氮研究进展

城市污水城市污水厌氧氨氧化厌氧氨氧化厌氧氨氧化生物脱氮研究进展生物脱氮研究进展

唐崇俭，郑 平

(浙江大学 环境工程系，浙江 杭州 310029)

摘 要：厌氧氨氧化菌可在厌氧条件下以亚硝酸盐为电子受体将氨氧化为氮气，是目前废水生物脱氮的研究热

点之一。小试的研究表明，该工艺的容积负荷可高达125kg N/(m 3

·d)。城市污水处理厂污泥厌氧消化液以及城市

生活垃圾填埋场渗滤液都含有高氨氮浓度以及低有机物浓度，十分适合采用厌氧氨氧化工艺进行处理。目前，生

产性厌氧氨氧化工艺已在荷兰、丹麦和日本等国成功应用于这两类废水的脱氮处理，最大容积氮去除速率高达

9.5kg N/(m 3·d)，显示了该工艺诱人的工程应用前景。本文分析了世界上第一个生产性厌氧氨氧化工艺处理城市

污水厂污泥厌氧消化液的运行情况，论述了厌氧氨氧化工艺在城市污水处理中面临的问题。结合课题组内的研究

结果，提出了一种新型的菌种流加式厌氧氨氧化工艺，并探讨了其在城市污水处理中的作用。

关键关键词词：厌氧氨氧化；城市污水；生物脱氮；工程应用 Application of Anammox Process in Municipal Wastewater Treatment

Tang Chongjian, Zheng Ping

（Department of Environmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310029, China ）

Abstract : Under anoxic condition, anaerobic ammonium-oxidizing (Anammox) bacteria can

oxidize ammonium to nitrogen gas using nitrite as electron acceptor. It becomes a topic issue on

biological nitrogen removal from ammonium-rich wastewater due to some promising advantages such as

low operational cost and super high volumetric loading rate. As reported, the nitrogen loading rate

reached up to 125 kg N/(m 3·d). Characterized by high ammonium concentration and relatively low

biodegradable organic content, the sludge digester liquor from the municipal wastewater treatment plant

and the landfill leachate are demonstrated to be very suitable for application of Anammox process to

realize high-rate nitrogen removal. The full-scale application of Anammox process has already been

applied for nitrogen removal from sludge digester liquor and landfill leachate in The Netherlands, Japan

and Denmark with the maximum nitrogen removal rate as high as 9.5 kg N/(m 3·d). Thus, the operation

of the first full-scale Anammox reactor treating municipal sludge digester liquor was introduced, and the

problems during the application of Anammox process in municipal wastewater treatment were discussed.

An innovative Anammox process with sequential biocatalyst addition (SBA-Anammox process) was

proposed to overcome the drawbacks and accelerate the application of Anammox process in municipal

wastewater nitrogen removal.

Key words: Anammox; municipal wastewater; biological nitrogen removal; application

“十一五”期间，化学需氧量(COD)排放得到有效控制，氨氮已上升为影响地表水质的首要指标。根据分析，氨氮有望在“十二五”被纳入全国主要水污染物排放约束性控制指标，以便有效控制氨氮排放总量，改善目前水质氨氮普遍超标的情况，缓解氮素污染。

我国氨氮排放量远远超出受纳水体的环境容量。据估算，2007年，我国氨氮排放总量约相当于环境容量的4倍左右，所致的环境污染十分严重。2007年，氨氮是长江、黄河、海河和辽河的首要污染物，同时也是珠江和淮河的主要污染物。2008年重点流域水污染防治专项规划考核结果表明，重点流域氨氮污染严重，其中海河、辽河、三峡库区及其上游、黄河中上游等流域大部分断面氨氮超标，太湖、巢湖、滇池等流域氨氮达标率也偏低。2008年全国地表水河流国控断面中氨氮劣Ⅴ类断面占19.2%，全部断面氨氮平均浓度为1.9mg/L，仅达Ⅴ类标准水平[1]。

我国城市污水脱氮处理有待加强。第一次全国污染源普查公报显示，我国氨氮的年总排放量为172.91万吨，其中生活污水年氨氮排放量为148.93万吨，占氨氮总排放量的86.1%。我国污水处理厂污水年实际处理量为210.31亿吨，其中城镇污水处理厂处理194.41亿吨，占92.5%。但城市污水厂对氨氮的消减量仅为37.62万吨，氨氮消减率只有25%。另外，全国每年城市生活垃圾产生量（以清运量计）达1.521亿吨，共有垃圾无害处理设施460座，生活垃圾集中处理率为80.92%，无害化处理率为62.03%，垃圾渗滤液所致的氨氮污染负荷不断增大[2]。我国城市污水脱氮形势十分严峻。

在城市生活污水中，氨氮通过微生物的同化作用被用于合成细胞，最终汇入到污水厂剩余污泥中。由于城市污水厂剩余污泥的处理与处置一直是个难题，往往先采用厌氧消化进行污泥减量处理。污泥的厌氧消化会将氨氮重新释放，导致消化液中含有高浓度的氨氮，并且有机物浓度较低[3-4]，采用传统的硝化-反硝化工艺处理时，不仅运行费用高，脱氮效率也不甚理想。此外，城市垃圾渗滤液不仅具有高氨氮和低有机物浓度，并且成分较为复杂，往往含有毒性物质[5]，采用生物处理时也面临技术上的难题。

厌氧氨氧化工艺是近20年来开发成功的新型生物脱氮技术。在缺氧条件下，厌氧氨氧化菌以亚硝酸盐为电子受体将氨氧化为氮气[6]。在处理高氨氮废水时，通过前置短程硝化工艺将大约一半的氨转化为亚硝酸盐，在后置厌氧氨氧化工艺中，产生的亚硝酸盐与剩余的氨反应生成氮气。相对于传统的硝化-反硝化工艺，短程硝化-厌氧氨氧化工艺具有许多优势[7]：

①需氧量减少62.5%，可有效降低充氧电耗；

②无需补充有机碳源，运行费用降低；

Ｏ５Ｏ１Ｏ１５Ｏ２０２５０３Ｏ３５Ｏ４０４５０③不涉及异养型的反硝化菌，可大大降低剩余污泥产量。其中，由于催化厌氧氨氧化反应的

厌氧氨氧化菌为严格的化能自养型细菌，生长速度十分缓慢，细胞产率很低，使得厌氧氨氧

化往往成为该组合工艺的限制步骤。

另一方面，厌氧氨氧化工艺具有很高的容积效能。实验室小试的研究表明，该工艺最高容积

负荷率可高达125 kg-N/(m 3·d)[8]，因而可大大减少反应器的占地面积，显著降低处理费用。在工

程应用方面，世界上第一个生产性Anammox 反应器已于2002年在荷兰鹿特丹市城市污水处理厂

投入运行，用于处理厌氧污泥消化液，其容积氮去除速率高达9.5kg/(m 3·d)[3]，对于一个62万人口

的城市，其污泥消化液处理仅用了70m 3的装置，显示出诱人的工程应用价值。

本文拟就城市污水厌氧氨氧化生物脱氮的现状、工程应用中的问题以及强化技术做一综述。 1 厌氧氨氧化工艺的高效性厌氧氨氧化工艺的高效性能能

1.1 .1 实验室实验室实验室小试小试小试

本课题组采用模拟含氮废水试验了厌氧氨氧工艺的潜能[8]。在反应器完成启动后，控制进水亚硝

酸盐氮浓度为360 mg/L ，回流比为0.5，逐步缩短HRT ，并维持氨氮浓度相对过量，经过450 d

的运行，逐步将HRT 由6.90 h 缩短为0.16 h ，反应器的容积氮负荷由2.3 kg N /(m 3·d) 提升为125.0

kg N /(m 3·d)，获得反应器的容积基质氮去除速率可高达74.3±6.7 kg N /(m 3·d)（图1）[8]。

图1厌氧氨氧化反应器的脱氮效能

Fig.1 Performance of Anammox process under high loading rate

反应器内的厌氧氨氧化颗粒污泥呈鲜红色，显现优良性能（见图2）。

露１

蘸 全国城镇污水处理厂除磷脱氮及深度处理技术交流大会 论文集 图2 高效厌氧氨氧化反应器及其颗粒污泥 Fig. 2 Images of carmine Anammox granules 各研究者所得厌氧氨氧化工艺的高效性能列于表1。 表1 厌氧氨氧化工艺的高效性 Tab. 1 Overview of high-rate Anammox process 废水

反应器类型 容积/ L NRR/ kg/(m 3·d) 参考文献 UASB 1.1 45.2 [11] 生物膜

0.8 26.0 [10] UASB

1.1 11.7 [12] ABF

0.2 11.5 [13] 模拟废水 气升式反应器 1.8 8.9 [14]

总结来看，厌氧氨氧化工艺获得高效性的主要原因大致有二： 其一，采取低基质浓度（尤其是低亚硝酸盐浓度）大流量（低HRT ）的运行模式运行厌氧氨氧化反应器，注意避免基质（亚硝酸盐）的自抑制作用[8-10]。 其二，形成颗粒污泥。颗粒污泥沉降性能好，易于通过沉降而持留在反应器内，可增加反应器内生物量的浓度[8]，因而容易获得高效性能。 本课题组的研究表明[8]，在逐步提高进水流量的工况下，反应器内的水力负荷逐渐升高，反应

器内的厌氧氨氧化污泥逐步颗粒化，至HRT 为0.16h ，反应器内厌氧氨氧化颗粒污泥的平均粒径

为2.5±0.9mm ，其中粒径为1.5~3.7mm 的颗粒污泥占污泥总数的82.7%；粒径小于1mm 的污泥几

乎没有，表明反应器内的生物污泥全部颗粒化，反应器内的污泥浓度高达42gVSS/L 。其三，在高

容积基质氮去除速率下富集培养获得的厌氧氨氧化污泥具有很高的比厌氧氨氧化活性[5.6 kg

N/(kg VSS·d)][8]，因而可有效地将系统内的基质快速转化，同时也在一定程度上缓解了基质的自抑

制作用。

1.2 生产性装置生产性装置

城市污水处理厂厌氧污泥消化液含有较高的氨氮浓度（~1200 mg N/L ）和较低的有机物浓度

（100-300 mg COD/L ），并且水温可维持在30℃左右[3,15]，

适合采用厌氧氨氧化工艺进行脱氮处理。目前，厌氧氨氧化工艺广泛应用于污水厂污泥消化液的脱氮处理。城市垃圾渗滤液也具有氨氮浓

度高（1500 mg N/L ）和有机物浓度低（500 mg BOD 5/L ）的特点[16]，目前，也已有生产性厌氧氨

氧化及其组合工艺应用于垃圾渗滤液的脱氮处理[3,17]。表2列出了厌氧氨氧化工艺在城市污水中的

应用情况。

2002年在荷兰鹿特丹市建成了世界上第一个生产性Anammox 反应器，有效容积为70m 3，用

于处理经短程硝化后的厌氧消化污泥压滤液[3]。该Anammox 反应器于2002年7月开始启动，在

前800d ，反应器的亚硝酸盐氮去除速率为0.025 kg N/(m 3·d)，但没能检测到氨氮的去除和硝酸盐

氮的产生（即没有检测到厌氧氨氧化活性），定量PCR 的分析结果表明污泥中的厌氧氨氧化菌确

有增加。第800-1250d 为厌氧氨氧化效能提高阶段，此时通过测定进出水浓度可以明显的检测到

氨氮的减少，但直到第925d 才检测到硝酸盐氮的产生，表明Anammox 反应逐渐成为反应器内的

主导反应。在稳定运行阶段，反应器的容积负荷稳步提升，至1359d ，反应器的容积基质氮去除

速率达到设计值500kgN/d [7.2kg N/(m 3·d)]，后续运行的最高值为9.5kg N/(m 3·d)，并仍有提高的余

地，容积产气速率达10m 3/(m 3·d)[3]。

厌氧氨氧化工艺实现了城市生活污水的高效生物脱氮，增强了城市污水处理厂的脱氮能力，

并大大减少了反应器的容积，降低了脱氮处理的费用。据报道，采用厌氧氨氧化及其组合工艺，

其处理费用仅为0.75欧元/kg N ，远远低于传统生物脱氮工艺（2-5欧元/kg N ）[4]，显示了诱人的

工程应用前景。

表2 厌氧氨氧化工艺在城市污水处理中的应用

Tab. 2 Overview of application of Anammox process in municipal wastewater treatment

工艺

废水种类 容积/ m NRR/ kg N/(m ·d) 位置 参考文献 污泥消化液 70 9.5 荷兰 [3] 污泥消化液

100 1.0 荷兰 [3] 污泥消化液

58 3.0 日本 [3] Anammox

工艺 污泥消化液 0.2 6.4 日本 [18]

污泥消化液

2.1 0.1 瑞典 [3] 污泥消化液

2.5 0.7 瑞士 [7] 污泥消化液 500 0.7 奥地利 [3] 垃圾渗滤液 384 0.3 中国台湾 [17] 污泥消化液 67 1.0 丹麦 [3] 垃圾渗滤液

240 1.7 英国 [3] 污泥消化液

102 1 丹麦 [3] 垃圾渗滤液

33 0.4 瑞士 [3] one reactor

Nitritation-

Anamamox

工艺 污泥消化液 4 0.5 瑞典 [3]

2 厌氧氨氧化工艺厌氧氨氧化工艺工程工程工程应用的难题应用的难题应用的难题

厌氧氨氧化菌为自养型细菌，其生长缓慢，倍增时间长，细胞产率低[6]，且对环境条件敏感

[19-20]，导致厌氧氨氧化工艺推广应用缓慢[3]。在我国，对厌氧氨氧化技术的研发大多处于实验室

小试阶段，中试及以上规模的工程很少[20]。综合来看，应用厌氧氨氧化工艺处理城市生活污水时，

主要存在以下几个方面的难题：

2.1 .1 接种污泥接种污泥接种污泥与菌种扩增与菌种扩增与菌种扩增

在自然界以及废水生物处理系统中，厌氧氨氧化菌丰度很低（表3）[10]。对接种污泥进行直接

测定，几乎不能检到厌氧氨氧化活性[10]，获取高质量的菌种(接种物)是厌氧氨氧化工艺工程应用

所面临的重大挑战。另外，厌氧氨氧化菌生长缓慢，细胞产率低，其富集培养较为困难，大量扩

增高活性的厌氧氨氧化菌也是厌氧氨氧化工艺工程应用必须攻克的难题。

表3 不同废水处理站污泥中Anammox 菌的16S rDNA 定量分析[10]

Tab. 3 Anammox bacterial 16S rDNA copy numbers in sludges taken from different wastewater treatment plants

污泥来源

废水种类 含量/ 拷贝/mg 干污

泥 C/N/ g/g 时间/d a MNRR b / kg/(m 3·d) 反硝化池

市政污水 3.0×107 4.0 143 0.044 反硝化池

市政污水 3.1×107 5.1 223 0.032 反硝化池

市政污水 1.6×108 0.9 37 0.083 反硝化池

粪污 1.1×107 12.4 69 0.048 硝化池

填埋场滤液 1.7×106 2.0 171 0.004 氧化沟

市政污水 5.0×107 0.9 203 0.026 厌氧消化池

市政污水 1.9×107 1.5 107 0.039 曝气池

粪污 2.4×107 3.0 54 0.058 氧化沟 市政污水 1.1×108 1.1 64 0.054

a: 30mg/LNH 4+-N 和NO 2--N 被完全去除的时间; b:最大厌氧氨氧化速率。

７

８０

～３严５０９０７ 全国城镇污水处理厂除磷脱氮及深度处理技术交流大会 论文集

2.2 .2 加快加快加快启动启动启动与稳定运行与稳定运行与稳定运行

厌氧氨氧化菌生长速度缓慢，导致厌氧氨氧化工艺启动缓慢。世界上第一个生产性装置的启

动时间长达3.5年[3]，加快厌氧氨氧化工艺的启动过程是其工程应用面临的巨大挑战。

厌氧氨氧化的基质为氨和亚硝酸盐，均具毒性，尤以亚硝酸盐毒性更大[9-11,13]（图3）。在厌

氧氨氧化工艺的运行过程中，当基质浓度较高时，容易出现基质的自抑制而导致反应器运行失稳。

厌氧氨氧化工艺的运行稳定性是工程应用必须解决的难题。 图3 基质浓度对厌氧氨氧化脱氮性能的影响

Fig. 3 Effect of substrate concentration on the nitrogen removal performance

2.3 有机物影响有机物影响 城市生活污水中往往存在有机物。有机物会对厌氧氨氧化产生不良影响。 从分子水平看，亚硝酸是厌氧氨氧化和反硝化的共同反应物，两者的化学反应式分别为（1）和（2）（其中有机物以葡萄糖表示）[21]。在缺氧以及同时存在氨、亚硝酸盐和有机物的条件下，因反硝化的吉布斯自由能（-472 kJ/mol ）低于厌氧氨氧化（-335 kJ/mol ）的吉布斯自由能，反硝化更易发生，因此反应物亚硝酸被优先用于反硝化，导致厌氧氨氧化因缺乏反应物亚硝酸而难以进行。 O 2H N NH NO 224-2+→++

(1)

2226126-

2CO 4

3O H 45N 21H O H C 81NO ++→+++ (2) 从细胞水平看，反硝化菌的倍增时间一般以小时计，而厌氧氨氧化菌的倍增时间则一般以天

计，前者远远短于后者。由于反硝化先于厌氧氨氧化发生，因此体系内的营养物质（包括亚硝酸）

也先满足反硝化菌的细胞合成之需。在实际废水中，一些营养成分（如微量元素和生长因子）的

含量较低，易成为限制性因子，有异养菌生长时，这些限制性因子供求关系更加紧张，对厌氧氨

氧化菌的生存和发展是一个严峻挑战。

从生态水平看，反硝化菌为异养型细菌，可利用有机物作为碳源，其细胞产率（细胞产率系

数Y=0.3）远远高于厌氧氨氧化菌（Y=0.066）[21]，因而在生存空间（颗粒污泥空间、反应器有效

空间）的竞争中也处于优势。若长期在高有机物浓度下运行，反硝化菌可逐渐占据颗粒污泥和反

应器的有效空间，并将厌氧氨氧化菌排挤出反应器系统[21]。

2.4 毒物影响毒物影响

垃圾渗滤液往往含有毒性物质，如重金属等[5]。毒物会影响厌氧氨氧化。

从分子水平看，毒性物质对厌氧氨氧化的影响主要有两个方面：一是与厌氧氨氧化竞争反应

物氨或亚硝酸，如在脱氮硫杆菌的作用下废水中的硫化物可将亚硝酸还原为氮气[22]；又如在硝化

细菌的作用下氧可将氨氧化成亚硝酸而造成氨缺乏，也可将亚硝酸氧化成硝酸而造成亚硝酸缺乏。

二是导致催化厌氧氨氧化反应的酶失活，如羟胺氧还酶中含有大量细胞色素，CN －

可与细胞色素

中的铁结合而使之失活。

从细胞水平看，毒物会破坏厌氧氨氧化菌的细胞结构或抑制厌氧氨氧化菌的代谢活动。

从生态水平看，厌氧氨氧化菌生长速度慢，细胞产率低，对毒性物质抗性弱；而异养菌生长

速度快，细胞产率高，对毒性物质抗性强。当废水中存在毒性物质时，厌氧氨氧化菌所受的抑制

更严重，更易被淘汰出局。 3 菌种流加式厌氧氨氧化工艺菌种流加式厌氧氨氧化工艺

菌种扩大培养是发酵工业中广泛采用的一种菌种应用技术[23]。在批次发酵中，一般通过“试管

→三角瓶→种子罐→发酵罐”的多级扩增，使菌量满足生产需要。而在连续发酵中，菌种扩增与发

酵生产往往同时进行。在厌氧氨氧化工艺的启动过程中，除装置内菌种自身增殖外，外加菌种无

疑有利于加快菌体积累。在厌氧氨氧化工艺用于处理有机含氨废水或者毒性含氨污（废）水时，

外加菌种则无疑有助于保持功能菌数量及其在混合菌群（污泥）中的比例，从而增强对有机物和

毒物的抗性。采用新型菌种流加技术可望进一步加快厌氧氨氧化工艺在城市生活污水中的应用。

3.1 .1 加快加快加快启动启动启动过程过程过程

厌氧氨氧化反应器的启动缓慢，这一缺陷严重制约了该工艺的工程化应用。采用菌种流加技

术可大大缩短厌氧氨氧化工艺的启动时间[20]。

在本课题组所做的厌氧氨氧化反应器启动研究中，中试厌氧氨氧化反应器采用上流式滤器（2.5

m3），接种污泥为普通活性污泥（短程硝化污泥、厌氧颗粒污泥，反硝化污泥以及厌氧絮体污泥），由于在常温下启动，反应器运行200 d后仍未见氨氮去除现象。为了缩短启动时间，于第214 天向反应器内投加了20 L高效厌氧氨氧化污泥[VSS为14.2 g/L，比污泥活性为1.68 g N/(g VSS·d)]，中试反应器立即呈现厌氧氨氧化功能，之后氨氮去除率逐渐上升，厌氧氨氧化功能逐渐增强。至第255 天，反应器容积总氮去除速率升高为1.11 kg N/(m3·d)，达到设计指标值，反应器启动成功[20]。后续运行结果表明，该中试厌氧氨氧化反应器的容积脱氮效能可达3.5 kg/(m3·d)。

就污泥投加量而论，相对于中试装置内的污泥量，所投加的厌氧氨氧化污泥并不多（污泥投加比约为2%）[20]，理论上不足以产生如此显著的功效。这个现象表明，经过200多天的运行，中试反应器内已积累一定数量的厌氧氨氧化菌，只是由于某些因素的限制而不能显现厌氧氨氧化功能。

试验证明，厌氧氨氧化菌富集培养物只有在细胞密度高达1010个/mL以上时，才能显现出厌氧氨氧化活性[24]。在该中试反应器的启动过程中（2007年10月至2008年5月），水温维持在较低水平（5~20 ℃），在此温度下，厌氧氨氧化的活化能高达93~94 kJ/mol[25]，反应较难进行(在废水生物处理中，活化能的取值范围通常为8.37~83.68 kJ/mol[24])，故厌氧氨氧化菌的细胞密度难以提高。通过向该中试反应器补充高活性厌氧氨氧化菌种，可在中试反应器的局部空间内提高厌氧氨氧化菌的细胞密度，从而显现出厌氧氨氧化活性，进而带动了中试反应器内其他厌氧氨氧化菌的代谢作用，最终得以在较短时间内完成启动，菌种流加效应显著[20]。

3.2

加速失稳恢复

.2 加速失稳恢复

加速失稳恢复

厌氧氨氧化菌的基质为氨和亚硝酸盐，均具毒性，其中尤以亚硝酸盐毒性更大。在反应器运行过程中，当基质浓度较高时，容易出现基质的自抑制而导致反应器运行失稳。厌氧氨氧化反应器基质抑制后的性能恢复是工艺稳定运行的重要内容。

Strous等[6]研究表明，亚硝酸盐浓度达98 mg/L即可完全抑制厌氧氨氧化菌的活性。Kimura 等[26]研究了亚硝酸盐冲击对厌氧氨氧化反应器性能的影响，发现当进水亚硝酸盐浓度突然提高至750 mg/L，并在此浓度下维持7d，反应器内厌氧氨氧化菌活性降低为原来的10%。此外，研究还表明游离氨浓度达80~104 mg/L时，也能导致厌氧氨氧化反应器运行性能的恶化[11]。本课题组研究表明，当厌氧氨氧化反应器的进水NO2--N浓度提升为1100 mg/L（进水氨氮为1000 mg/L）时，反应器出水NO2--N浓度逐渐升高为703 mg/L，出水NH4+-N浓度升高为716 mg/L；NH4+-N和NO2--N去除率分别仅为28%和36%，反应器性能严重恶化。将基质浓度降低后进行恢复试验，运行39d后反应器的进水亚硝酸盐浓度仅能恢复至800 mg/L，恢复程度只有89%。笔者在后续研究中，当反应器发生基质自抑制时，通过向反应器内流加少量高效厌氧氨氧化菌种，即可有效缓解基质的自抑制作用，快速恢复厌氧氨氧化反应器的脱氮性能。

１３５１４０１４５１５Ｏ１５１６０１６５3.3 .3 克服有机物影响克服有机物影响克服有机物影响

本课题组研究了菌种流加式厌氧氨氧化工艺处理有机含氨废水的运行性能，实验结果如图4

所示。两个平行运行的序批式反应器（分别记为R1和R2），其中R1不流加菌种，作为对照；

R2每日定时流加菌种[比厌氧氨氧化活性为1.9 g N/(gVSS·d)]，流加速率为0.097gVSS/(L 废水·L

反应器·d)，进水氨氮、亚硝酸盐浓度为350mg/L 和400mg/L ，有机物浓度为500mgCOD/L ，

COD/NO 2--N 为1.25，HRT 为24 h 。在前15 d ，由于未对反应器内的pH 值进行控制，体系内pH

值高达9.0~9.3（主要由反硝化所致）。与此对应，两个反应器的氨氮去除率较低，但R2反应器

的氨氮、亚硝酸盐氮的去除率均高于R1。适时调控pH 值后，两个反应器内的pH 值稳定在7.5~8.0，

R2反应器的氨氮去除率上升至70%~80%，厌氧氨氧化功能显著增强；而R1的氨氮去除率仍维持

在20%以下，厌氧氨氧化功能较弱。

以上结果表明，采用菌种流加技术，可有效克服有机物对厌氧氨氧化的负面影响。

图4存在有机物时厌氧氨氧化SBR 的运行性能

Fig. 4 Performance of Anammox SBR under the presence of organic content. R1: without biocatalyst addition; R2: with

biocatalyst addition.

3.4 .4 缓解毒物抑制缓解毒物抑制缓解毒物抑制

本课题组试验了菌种流加式厌氧氨氧化工艺处理毒性含氨废水的性能[19]。

图5为对照UASB 反应器（未采用菌种流加技术）的运行性能。

由图5可见，在氨氮和亚硝酸盐浓度分别为120~200 mg/L 和160~240 mg/L ，HRT 设置为16 h

时，反应器的出水氨氮和亚硝酸盐浓度均高达150~200 mg/L ，氨氮去除率甚至低于20%，容积氮

去除速率仅为0.1 kg N/(m 3·d)。而采用菌种流加技术[菌种流加速率为0.028 g VSS/(L 废水· L 反应

器·d)]，厌氧氨氧化反应器的HRT 可逐渐缩短为1.11 h ，反应器出水氨氮浓度低于50 mg/L （图6a ），

氨氮去除率稳定在80%左右；出水亚硝酸盐浓度基本稳定在20 mg/L以下(图6a)，亚硝酸盐去除率为90%；反应器的容积负荷高达8.0~9.4 kg N/(m3·d)，容积去除速率达7.9 kg/(m3·d)（图6b）[19]。

上述结果表明，采用菌种流加式厌氧氨氧化工艺，可实现毒性含氨废水的高效生物脱氮。

图5 厌氧氨氧化工艺直接处理毒性含氨废水的性能

Fig. 5 Performance of conventional Anammox process treating toxic wastewater

４０５Ｏ６Ｏ７０８Ｏ９０１Ｏ１Ｏ１２Ｏ１３Ｏ１４０

图6 菌种流加式厌氧氨氧化工艺的运行性能

Fig. 6 Performance of Anammox process with sequential biocatalyst addition

综合来看，基质、有机物和毒性物质都会对厌氧氨氧化菌产生抑制，导致厌氧氨氧化反应器的脱氮性能失稳。如前所述，作为毒物，这些物质均可从分子水平、细胞水平和生态水平影响厌氧氨氧化，其中尤以直接破坏厌氧氨氧化菌的细胞更为强烈。在处理毒性含氨废水的过程中，经41 d 的连续运行，UASB 反应器内的厌氧氨氧化颗粒污泥逐渐解体，颗粒粒径由2.51 mm 降低为

1.49 mm ，污泥颜色由鲜红色转变为浅黄色；通过透射电镜观察，发现污泥中厌氧氨氧化菌的细胞数量锐减。同样，高浓度的亚硝酸盐也会对厌氧氨氧化菌产生强烈的毒害作用，由于厌氧氨氧化性能的恢复往往是通过厌氧氨氧化菌数量增多来实现，而在基质抑制条件下，厌氧氨氧化菌难以增长，导致反应器性能失稳后的恢复过程十分缓慢。存在有机物的工况下，由于反硝化作用以及反硝化菌的特性，厌氧氨氧化菌在基质（分子水平）、营养（细胞水平）以及生存空间（生态水平）的竞争中都处于绝对劣势[21]，长期在高有机物浓度下运行，厌氧氨氧化菌容易被淘汰出反应器系统[21]。可见，无论是发生基质自抑制，还是因毒物和有机物存在而致的性能恶化，都使得厌氧氨氧化菌的数量不能满足需求。通过流加高活性厌氧氨氧化菌种，可人为增加反应器内厌氧氨氧化菌的数量，强化脱氮功能。另外，厌氧氨氧化菌可分泌大量的胞外多聚物[19]，可使厌氧氨氧化菌大量聚集，容易形成沉淀性能优良的厌氧氨氧化颗粒污泥[8]，并具有较高活性[1.9 g N/(g VSS·d)][11]，同时也具有较强抵抗外界不利因素影响的能力[21]。因此，通过流加高活性、沉淀性能优良的厌氧氨氧化颗粒污泥，可增加体系中厌氧氨氧化菌的数量，实现厌氧氨氧化菌的有效持留，并能增强其抵抗外界不利因素影响的能力，最终发挥出菌种流加的效应。 4 结论结论

厌氧氨氧化工艺可实现对废水中氨氮和亚硝氮的同时去除，具有很高的工程应用价值。实验室小试研究证明，该工艺的容积负荷率可高达125 kg N/(m 3·d)，具有十分诱人的工程应用价值。

城市污水厂污泥厌氧消化液以及城市生活垃圾填埋场渗滤液都含有高氨氮和低有机物浓度，适合采用厌氧氨氧化工艺进行处理。目前，厌氧氨氧化工艺已在荷兰、丹麦、日本等国成功应用于消化污泥压滤液和垃圾渗滤液的脱氮处理，最高容积氮去除速率达9.5kg N/(m 3·d)，显示了高效生物脱氮技术的巨大优势。但是，厌氧氨氧化菌生长缓慢，细胞产率低，对环境条件敏感，厌氧氨氧化工艺的工程应用存在诸如启动过程缓慢，运行容易失稳，以及存在有机物和毒物的不利影响等难题。基于菌种流加技术的菌种流加式厌氧氨氧化工艺不仅可加快厌氧氨氧化工艺的启动和失稳后的恢复，而且可克服有机物和毒物所致的负面影响，有助于加快厌氧氨氧化工艺在城市污水脱氮处理中的工程应用。

参考文献参考文献：：

[1] 中华人民共和国环境保护部.2008年环境状况公报[R].2009-6-4.

[2] 第一次全国污染源普查公报[R].2010-2-9.

[3] van der Star W R L, Abma W R, Bolmmers D, et a l. Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation: Experiences

from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam [J]. Water Res, 2007, 41(18): 4149-4163.

[4] Jetten M S M, Cirpus I, Kartal B, et al . 1994-2004: 10 years of research on the anaerobic oxidation of ammonium [J].

Biochem Soc Trans, 2005, 33(1): 119-123.

[5] Kjeldsen P, Barlaz M A, Rooker A P, et al. Present and long-term composition of MSW landfill leachate: a review [J].

Crit Rev Environ Sci Technol, 2002, 32(4):297-336.

[6] 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]. Appl. Microbiol. Biotechnol., 1998, 50(5):589-596.

[7] Fux C, Boehler M, Huber P, et al . Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and

subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant [J]. J Biotechnol, 2002, 99(3): 295-306.

[8] Tang C J, Zheng P, Wang C H, et al. Performance of high-loaded ANAMMOX UASB reactors containing granular

sludge [J]. Water Res, 2010.

[9] 唐崇俭，郑平，陈建伟，等. 基于基质浓度的厌氧氨氧化工艺运行策略[J]. 化工学报，2009, 60(3):718-725.

[10] Tsushima I, Ogasawara Y, Kindaichi T, et al . Development of high-rate anaerobic ammonium-oxidizing (anammox)

biofilm reactors [J]. Water Res ., 2007, 41(8): 1623-1634.

[11] Tang C J ，Zheng P ， Hu B L ，et al . Influence of substrates on nitrogen removal performance and microbiology of

anaerobic ammonium oxidation by operating two UASB reactors fed with different substrate levels [J]. J Hazard Mater, 2010, doi:10.1016/j.jhazmat.2010.04.015.

[12] Tang C J，Zheng P，Zhang L，et al. Enrichment features of anammox consortia from methanogenic granules loaded

with high organic and methanol contents [J]. Chemosphere, 2010, 79(6):613-619.

[13] Isaka K，Sumino T，Tsuneda S. High nitrogen removal performance at moderately low temperature utilizing

anaerobic ammonium oxidation reactions [J]. J Biosci Bioeng, 2007, 103: 486-490.

[14] Sliekers A O，Third K A，Abma W，et al. CANON and anammox in a gas-lift reactor [J]. FEMS Microbiol Lett,

2003, 218: 339-344.

[15] Joss A, Salzgeber D，Eugster J，et al. Full-scale nitrogen removal from digester liquid with partial nitritation and

Anammox in one SBR [J]. Environ Sci Technol，2009，43: 5301-5306.

[16] Xu Z Y，Zeng G M，Yang Z H，et al. Biological treatment of landfill leachate with the integration of partial

nitrification, anaerobic ammonium oxidation and heterotrophic denitrification [J]. Bioresour Technol, 2010, 101: 79-86.

[17] Wang C C，Lee P H，Kumar M，et al. Simultaneous partial nitrification, anaerboic ammonium oxidation and

denitrification (SNAD) in a full-scale landfill-leachate treatment plant [J]. J Hazard Mater，2010，175：622-628.

[18] Imajo U，Tokutomi T，Furukawa K. Granulation of Anammox microorganisms in up-flow reactors [J]. Water Sci.

Technol., 2004, 49(5-6):155-163.

[19] Tang C J，Zheng P, Chen T T，et al. Enhanced nitrogen removal from pharmaceutical wastewater using

SBA-ANAMMOX process [J]. Water Res，2010.

[20] 唐崇俭，郑平，陈建伟，等. 中试厌氧氨氧化反应器的启动与调控[J]. 生物工程学报，2009, 25(3)：406-412.

[21] Tang C J, Zheng P, Wang C H, et al. Suppression of anaerobic ammonium oxidizers under high organic content in

high-rate UASB reactor [J]. Bioresour Technol, 2010, 101: 1762-1768.

[22] Cai J, Zheng P, Mahmood Q. Influence of various nitrogenous electron acceptors on the anaerobic sulfide oxidation

[J]. Bioresour Technol, 2010, 101(9): 2931-2937.

[23] 叶勤. 发酵过程原理.北京：化学工业出版社, 2004.

[24] 郑平，徐向阳，胡宝兰.新型生物脱氮理论与技术[M].北京:科学出版社，2004.

[25] Isaka K，Date Y，Kimura Y，et al. Nitrogen removal performance using anaerobic ammonium oxidation at low

temperatures [J]. FEMS Microbiol Lett, 2008, 282(1):32-38.

[26] Kimura Y，Isaka K，Kazama F，et al. Effects of nitrite inhibition on anaerobic ammonium oxidation [J]. Appl

Microbiol Biotechnol，2010, 86:359-365.

城市污水厌氧氨氧化生物脱氮研究进展

作者：唐崇俭， 郑平

作者单位：浙江大学 环境工程系,浙江 杭州 310029

本文链接：https://www.360docs.net/doc/a13176330.html,/Conference_7557782.aspx