厌氧氨氧化

厌氧氨氧化作用即在厌氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，将氨氮氧化为氮气的生物反应过程。这种反应通常对外界条件（pH值、温度、溶解氧等）的要求比较苛刻，但这种反应由于不需要氧气和有机物的参与，因此对其研究和工艺的开发具有可持续发展的意义。

厌氧氨氮化一般前置短程硝化工艺，将废水中的一部分氨氮转化成亚硝酸盐。目前在处理焦化废水、垃圾渗滤液等废水方面已经有成功的运用实例。

厌氧氨氧化是一个微生物反应，反应产物为氮气。具有一些优点：由于氨直接作反硝化反应的电子供体，可免去外源有机物(甲醇)，既可节约运行费用，也可防止二次污染；由于氧得到有效利用，供氧能耗下降；由于部分氨没有经过硝化作用而直接参与厌氧氨氧化反应，产酸量下降，产碱量为零，这样可以减少中和所需的化学试剂，降低运行费用，也可以减轻二次污染。 厌氧氨氧化（Anammox) 厌氧氨氧化的发现 Broda的预言

1977年，奥地利理论化学家Broda根据化学反应热力学，预言自然界存在以硝酸盐或亚硝酸盐为氧化剂的氨氧化反应，因为与以氧为氧化剂的氨氧化反应相比，它们释放出的自由能一点也不逊色。

序号 电子受体 化学反应 ΔG/（KJ/mol) 1 氧 2NH4++3O2→2NO2-+2H2O+4H+ -241 2 亚硝酸盐 NH4++NO2-→N2+2H2O -335 3 硝酸盐 5NH4++3NO3-→4N2+9H2O+2H+ -278 既然自然界存在自养型亚硝化细菌，能够催化反应1，那么理论上也应该存在另一种自养型细菌，能够催化反应2和反应3。由于当时这种细菌还没有被发现，所以，Broda 认为它们是隐藏于自然界的自养型细菌。 Mulder的发现

20世纪80年代末，荷兰Delft工业大学开始研究三级生物处理系统。在试运期间，Mulder等人发现，生物脱氮流化床反应器除了进行人们所熟知的反硝化外，还进行着人们未知的某个反应使氨消失了。进一步观察发现，除了氨不明去向外，硝酸盐和亚硝酸盐也有一半以上不明去向。

而且伴随着氨与硝酸盐（亚硝酸盐）的消失，产气率大幅度提高，气体中的最主要的成分为N2。

对生物脱氮流化床反应器所做的氮素和氧化还原平衡发现，氨与硝酸盐之间的反应基本上按照反应3所预期方式进行。理论值与实测值非常接近。

为了对这一反应结果进行确认，Mulder等人进一步做了分批培养实验。实验证明，氨确实与硝酸盐同步转化；硝酸盐耗尽时，氨转化也停止；添加硝酸盐后，氨转化继续进行。伴随氨和硝酸盐的转化，累

计产气量增加；转化停止时，累计产气量不变。气体的主要成分是N2。

至此，Mulder等人认为，生物脱氮流化床反应器中的氨和硝酸盐转化是按Broda所预言的方式进行的，并将其称为厌氧氨氧化。 厌氧氨氧化的反应机理

Graff等采用15N的示踪实验研究表明，Anammox是通过生物氧化的途径实现的，过程中最可能的电子受体是羟胺（NH2OH），并推测出其代谢途径：

厌氧氨氧化菌首先将NO2-转化成NH2OH，再以NH2OH为电子受体将NH4+氧化生成N2H4；N2H4转化成N2，并为NO2-还原成NH2OH提供电子；实验中有少量NO2-被氧化成NO3-。 厌氧氨氧化涉及的化学反应为： NH2OH + NH3 → N2H4 + H2O N2H4 → N2 + 4[H]

HNO2 + 4[H] → NH2OH + H2O 厌氧氨氧化工艺的技术要点

Anammox工艺的关键是获得足量的厌氧氨氧化菌，并将其有效地保持在装置内，使反应器达到设计的厌氧氨氧化效能。在实施上，不仅要优化营养条件和环境条件，促进厌氧氨氧化菌的生长，同时要设法改善菌体的沉降性能并改进反应器的结构，促使功能菌有效持留。此工艺的技术要点主要包括以下几个方面： 温度控制

温度是影响细菌生长和代谢的重要环境条件。随着温度的升高，细胞内的生化反应加快，细菌生长加速；超过上限温度后，对温度敏感的细胞组分（如蛋白质和核酸）变性加剧，细菌生长停止，甚至死亡。如果其他条件不变，细菌有一个最适生长温度。

郑平的研究表明，当温度从15℃上升到30℃时，厌氧氨氧化速率随之增大，但上升到35℃时反应速率下降，最适温度在30℃左右。Jetten等认为，厌氧氨氧化的温度范围为20--43℃，最适温度为40℃。 pH控制

在厌氧氨氧化过程中，pH是一个非常重要的环境条件。它对厌氧氨氧化的影响主要来自它对细菌和基质的影响。

郑平通过研究发现，当pH从升至时，厌氧氨氧化速率提高；但当pH继续由升至时，厌氧氨氧化速率下降；由此判定，最适pH在到附近。据Strous等人报道，厌氧氨氧化的适宜pH 范围为—，最大反应速率出现在左右。 溶解氧浓度控制

Strous等人采用序批式反应器试验了氧对厌氧氨氧化的影响。该反应器以厌氧和好氧交替进行，在充氧期间，没有厌氧氨氧化反应；只有在停止供氧后，才发生厌氧氨氧化反应。试验证明，氧能够抑制厌氧氨氧化活性，但除氧后厌氧氨氧化活性能够恢复。

Strous等人进一步考察了氧对厌氧氨氧化的活性抑制浓度。他们发现，在氧浓度为—%空气饱和度的条件下，厌氧氨氧化活性被完全抑制；氧对厌氧氨氧化活性的抑制浓度低于%空气饱和度

基质浓度控制

基质氨和产物硝酸盐对厌氧氨氧化的活性影响较小，只要氨浓度和硝酸盐浓度低于1000mg/l，就不会对厌氧氨氧化活性产生抑制作用。但是，基质亚硝酸盐对厌氧氨氧化活性影响较大，一旦亚硝酸盐浓度超过100mg/l，就会对厌氧氨氧化活性产生明显的抑制作用。 在基质浓度控制中，应重点控制亚硝酸盐浓度，使之低于5mmol/l. 负荷控制

在反应器容积负荷设定以后，其工作性能有赖于污泥负荷作保障。如果污泥负荷很高，接近或超过最大污泥活性，多余基质将不被转化，如果该基质是氨，则会影响出水水质，如果该基质是亚硝酸盐，甚至会导致反应器失控。

防止污泥超负荷的措施是提高污泥浓度。Anammox工艺常见的污泥氨负荷为—(kg•d). 泥龄控制

由于厌氧氨氧化菌生长缓慢，细胞产率低，维持长泥龄对Anammox工艺具有至关重要的作用。厌氧氨氧化菌的倍增时间长达11d，因此Anammox工艺的泥龄越长越好 厌氧氨氧化工艺的先进性

与传统的硝化反硝化技术相比，厌氧氨氧化工艺具有很多优点： （1）由于氨可以直接用作反硝化反应的电子供体，因此，不需要外加有机物做电子供体，既可节省费用，又可防止二次污染。 （2）硝化反应每氧化1molNH4+耗氧2mol,而在厌氧氨氧化反应中，

每氧化1molNH4+只需要氧气，耗氧减少%，从而使供氧耗能大幅度下降。

（3）传统的硝化反应氧化1molNH4+可产生2molH+，反硝化反应还原1molNO3-或NO2-将产生1molOH-，而厌氧氨氧化反应产酸量大幅度下降，产碱量降至为零，可以节省数量客观的中和试剂，同时防止可能出现的二次污染。

厌氧氨氧化工艺存在的主要问题有：

（1）在Anammox反应器中，生物产率极低，几乎观察不到厌氧氨氧化菌的生长繁殖，系统必须有相应的生物补给，否则反应器处理能力将下降甚至丧失功能。

（2）系统中的生物产率很低，致使水力停留时间比较长，所需的反应器容积很大，废水处理工程的一次投资比较大。

（3）系统反应所需要的温度较高，实际中必须考虑环境条件和所需的能耗

（4）厌氧氨氧化菌对光和氧十分敏感，整个反应要在黑暗中进行，且不得有空气进入。有空气进入时，出水NO2--N浓度急剧升高，甚至会超过进水NO2--N浓度。因此，厌氧氨氧化工艺需要有很高的技术要求，设备和人员素质都必须满足其要求，难度较大

（5）高浓度的氨氮和硝态氮的存在对厌氧氨氧化反应也有抑制作用，因此，该工艺不适用于高浓度含氮废水。 改进的途径及建议

（1）在厌氧氨氧化的深入研究中，建立相应的自动化监控系统。对

Anammox反应器中的溶解氧和生物相进行适时监控，防止不利因素的产生，保证系统在最佳状态下运行。

（2）实际应用中，因地制宜，扬长避短，充分利用现场条件及厌氧氨氧化工艺的优越性。如在将渗滤液回灌的垃圾填埋场，厌氧填埋单元就是一个可以利用的大容积厌氧生物反应器，可将其作为Anammox反应器，对垃圾渗滤液中的氨氮进行处理。

（3）对厌氧氨氧化的微生物相进行深入研究，确定该类微生物生长代谢的最佳条件及其生长缓慢的原因，为Anammox菌的培养提供理论依据。

（4）对厌氧氨氧化反应机理进行深入研究，探讨如何克服高浓度氨氮和硝态氮对反应的抑制作用，拓宽本工艺的适用范围 厌氧氨氧化工艺技术---------- SHARON-ANAMMOX工艺

SHARON工艺就是短程硝化反硝化，在高温和极短的污泥龄条件下，将氨的氧化过程控制在亚硝化阶段，在缺氧条件下进行反硝化。 SHARON-ANAMMOX联合工艺是由SHARON和ANAMMOX组成的新型生物脱氮工艺，即在有氧条件下将SHARON反应控制在氨氧化反应的亚硝化阶段，其出水作为ANAMMOX反应器的进水。此联合工艺是迄今为止最简洁的生物脱氮工艺，具有不需要外加碳源及碱度、氧耗小、污泥产量少等优点，对中等及较低浓度的氨氮废水脱氮处理具有极大的实际应用价值

厌氧氨氧化的发现使人类对微生物氮循环有了更深入的了解，丰富了微生物学知识。厌氧氨氧化的作用机理已获得了初步认识，但迄今为

止仍未分离出纯种的厌氧氨氧化菌，这对微生物学研究方法提出了更高的要求。为早期将其应用于日益严重的氮素污染问题，应加强以下研究：1.改进微生物学研究方法，深入研究厌氧氨氧化菌酶学；2.通过研究厌氧氨氧化菌生长的微生态环境，探讨提高其增殖速度的途径；3.设计合理的反应器，改善厌氧氨氧化污泥持留率。 BUYO废水生物脱氮新技术 ———厌氧氨氧化工艺的研究 1厌氧氨氧化的发现及特点 厌氧氨氧化的发现

厌氧氨氧化（ANAMMOX）是指在厌氧条件下，以亚硝酸盐为电子受体，把氨氮直接氧化成氮气的生物脱氮过程[1]。利用特殊微生物的能力来降解环境中的污染物，可以推进水处理技术的发展。最早的科学预示是在1932年美国Mendota湖沉积物进行发酵试验时，发现通过不明途径产生氮气。日本学者也报道，Kizakiko湖沉积物可直接把氨转化成氮气[2]。1977年，奥地利理论化学家Broda就预言自然界存在反硝化氨氧化的反应[3]。1994年，荷兰Delft大学的Mulder和Van de graaf 等用流化床反应器研究生物反硝化时发现了在反硝化过程中氨氮和硝酸盐成比例的去除并且伴随着氮气生成的现象，他们命名此现象为厌氧氨氧化[4]，从而证实了Broda的预言，1995年van de Graaf等用实验进一步证明厌氧氨氧化是一个厌氧生物反应而非化学反应[5]。

厌氧氨氧化的特点

厌氧氨氧化工艺的主要特点是以无机物氨代替传统反硝化过程中的有机物为电子供体的新工艺，从而解决了高氨低碳废水中因有机物不足导致的反硝化脱氮效率低的问题；或者看成是以亚硝酸盐代替分子氧作电子受体的硝化过程，比较（1）（2）两式可以看出，厌氧氨氧化工艺的耗氧量比传统的硝化工艺的耗氧量大幅度降低，从而降低了能耗。将厌氧氨氧化反应与硝化反应结合，可望产生新的生物脱氮技术，并具有一些优点：①由于氨直接作反硝化反应的电子供体，可免去外源有机物（甲醇），既节约了运行费用，也防止了二次污染；②由于氧得到了有效利用，供氧能耗下降；③由于部分氨没有经过硝化作用而直接参与了厌氧氨氧化反应，产酸量下降，产碱量为零，这样可以减少中和所需的化学试剂，又降低了运行费用和防止了二次污染。

2厌氧氨氧化的反应机理 厌氧氨氧化的生化反应方程式

NH+4+2O2→NO-3+H2O+2H+ △G0'=-349kJ (传统硝化反应）（1）

NH+4+NO-2→N2+2H2O △G0'=-358kJ （厌氧氨氧化反应）（2）

方程（1）是好氧条件下传统硝化反应方程式，（2）是厌氧条件下Mulder等人推测的厌氧氨氧化的反应方程式。根据化学热力学理论，△G＜0说明反应产能，可以自发进行，△G越小说明反应越容

易发生；因此比较（1）（2）两式可以清楚地发现，厌氧氨氧化反应是一个产生能量的过程，理论上比传统的好氧硝化反应更容易发生。 厌氧氨氧化的生物代谢途径

厌氧氨氧化有多种可能的代谢途径，典型的有以下三种：①氨被氧化成羟氨，羟氨和亚硝酸盐生成N2O，N2O进一步转化为氮气[6]。②氨和羟氨反应生成联氨，联氨被转化成氮气并生成4个还原态[H]，还原态[H]被传递到亚硝酸还原系统形成羟氨[7]。③NH+4被氧化为羟氨，羟氨经N2H4、N2H2被转化成氮气[8]。van de Graaf等人利用流化床反应器分别添加硝酸盐、亚硝酸盐、NH2OH、NO和N2O作氧化剂进行了一系列同位素标记试验[9]，发现在厌氧氨氧化过程中产生的一分子N2中，一个氮原子来自NO-2，另一个氮原子来自NH+4，羟胺和联胺是反应的中间产物，羟胺是最可能的电子受体，而羟胺本身是由亚硝酸盐产生。他们推测可能的代谢途径如图1[10]，即电子受体亚硝酸盐在亚硝酸盐还原酶的催化作用下产生羟胺，按着羟胺把氨氧化成联氨，然后在羟胺氧还酶的作用下，联胺被转化成氮气，副产物硝酸盐是在ANAMMOX菌同化合成细胞过程中产生的。

图1厌氧氨氧化菌的代谢途径

3厌氧氨氧化的微生物特性

厌氧氨氧化菌是ANAMMOX工艺的基石，其生长能力和代谢能力是ANAMMOX工艺的灵魂。厌氧氨氧化菌属于分支很深的浮霉状菌（Planctomycetes），是自养型细菌，具有世代周期长、外形不规则等特点[11，12]。到目前为止已鉴定了三种厌氧氨氧化菌：Brocadia属包括和；Kuenenia[13]属包括；Scalindua属包括，sibrodae和。但均未得到纯菌株，其中前两种是在污水处理系统中分离鉴定的，后一种是在海洋系统中发现的[14]。细胞大致呈球状，细胞壁表面有火山口状结构[15]，细胞可分为内室和外室，内室中间有一个厌氧氨氧化体细胞器（Anammoxo-some），厌氧氨氧化体内含有羟胺氧还酶（Hydroxylamine oxidoreductase.简称HAO），是厌氧氨氧化主要关键的酶之一[16]，内室中还含有拟核和核糖体等成分，外室包围着内室，外室与内室之间由细胞内膜隔开，在外室的外围有细胞膜和细胞壁[17]。随着这类特殊细菌的发现，许多新的污水脱氮工艺孕育而生。

4厌氧氨氧化工艺的特征 厌氧氨氧化工艺

目前开发的主要有两种厌氧氨氧化工艺，即单相的基于亚硝酸盐的全程自养型生物脱氮（Comlpetely Autotrophic Nitrogen removal Over

Nitrite，简称CANNON）工艺和两相短程硝化-厌氧氨氧化

（SHARON-ANAMMOX）工艺。单相CANNON工艺是在一个反应器中通过控制溶解氧的浓度利用亚硝酸细菌把部分氨氧化成亚硝酸盐，接着在无氧的条件下利用厌氧氨氧化细菌把氨和亚硝酸盐转化成氮气，即在一个反应器中通过利用亚硝酸细菌和厌氧氨氧化细菌的协同作用，同时进行短程硝化和厌氧氨氧化从而达到除氮的目的。此工艺的关键是控制溶解氧的浓度，由于液相溶解氧浓度与生物膜溶解氧浓度受到的影响因素较多，要想实现完全脱氮，需要在低氮负荷和低溶解氧浓度下进行。两相的SHARON-ANAMMOX工艺是在两个反应器中分别实现短程硝化和厌氧氨氧化。在SHARON反应器中只需将50%的氨转化成亚硝酸盐，这个过程可以通过控制pH值来得到一个理想的亚硝化率；接着再进入ANAMMOX反应器中实现完全脱氮的，因此它完全适合处理高浓度氨氮废水。上述两种工艺中最难实现的是ANAMMOX过程。故多数学者集中对直接添加亚硝酸盐来进行ANAMMOX工艺的研究，结果表明基质、温度、pH值等对其影响较大。

厌氧氨氧化的影响因素 基质的影响

van de Graaf等在连续培养实验中证明，添加有机电子供体（葡萄糖，乙酸盐等）可降低厌氧氨氧化菌的活性；基质亚硝酸盐浓度过高也对其产生抑制，但是亚硝酸盐的抑制浓度报道不一，van de Graaf认为亚硝酸盐浓度超过20mmol/L将产生抑制作用，当超过

50mmol/L，若维持时间较长（12h），厌氧氨氧化菌将失去活性[18]，还有报道说亚硝酸盐浓度超过100mg/L时，厌氧氨氧化被完全抑制，不过这种抑制可以通过添加少量中间产物（联氨，羟胺等）来解除[19]；磷酸盐也可影响厌氧氨氧化菌的活性，Thamdrup认为超过2mmol/L将造成活性失去[20]，van de Graaf等实验证明，厌氧氨氧化菌富集培养物只能耐受1mmol/L磷酸盐，当浓度达5mmol/L时，活性可完全丧失[18]。

温度和pH值的影响

Jetten等人为厌氧氨氧化工艺的温度范围为20℃~43℃，最佳为40℃；pH范围为~，最佳为[6]。Thamdrup认为有活性的温度范围为6~43℃[20]。Straous等试验研究了SBR反应器中厌氧氨氧化的生理学参数，其适宜的温度和pH值范围与Jetten等的研究一致[21]。Egli等发现在生物转盘中厌氧氨氧化菌存在活性的温度和pH范围是11℃~45℃和~9，最佳条件是温度为37℃，pH为8[22]。 其他因素的影响

厌氧氨氧化菌对光敏感，光线可降低其活性（30%~50%）；厌氧氨氧化菌受氧抑制[6]。

5厌氧氨氧化工艺的应用

ANAMMOX菌对基质的特殊要求，决定了它的主要废水处理对象是高氨低碳废水，如垃圾渗滤液，污泥硝化液等高浓度含氮废水。 四川大学的郭勇等利用生物流化床反应器处理垃圾渗滤液成功

启动了厌氧氨氧化反应，并在氨氮浓度高达350mg/L时，获得了%的去除率[23]。Straous等分别用固定床和流化床反应器来处理来自污水处理厂的消化液，得到了理想的去除效果。经过150d的驯化培养，固定床氨氮的平均去除率高达88%；流化反应器氨氮和亚硝氮的去除率分别高达82%和99%，对氨氮的去除能力达到了+4-Nremoval/（m3·d）和（m3·d）。Fux等人利用SHARON-ANAMMOX工艺对来自两个污水处理厂的硝化液出水进行中等规模（）调试处理，经过半年硝化液中氮元素的去除率达到了90%之多[24]。在荷兰，一个1898m3的SHARON-ANAMMOX系统已经付诸应用[16]。 6、国内外研究概述与展望 国外研究概况

荷兰Delft大学的学者对ANAMMOX作了较多的研究。1996年Straous M等人用生物固定床和流化床反应器研究了厌氧氨氧化污泥特性，并分别得到了氨氮82%和99%的较高去除率，氨氮和总氮最大去除能力分别达到和。1998年Straous M等人利用SBR反应器对细菌特性进行研究结果表明，SBR是对厌氧氨氧化菌研究较理想的反应器，并且获得了富集此菌种的浓度高达74%。同年Jetten等人对厌氧氨氧化的进一步研究表明：在缺氧条件下，厌氧氨氧化菌可以利用氨氮或羟氨作电子供体将亚硝酸盐或二氧化氮还原， NH2OH和NH2HN2等为重要的中间产物，并提出可能的两种酶系反应途径。最近等人研究发现，ANAMMOX菌比人们想象中更普遍的存在于自然水体中，在海洋沉积物、海冰及一些缺氧水柱中都发现了此菌，他们

在自然水体中的固氮作用中扮演重要角色。 国内研究概况

近年来ANAMMOX也成为国内研究的热点之一。许多学者已经利用普通污泥成功启动了厌氧氨氧化反应，并获得了较好的去除效果。浙江大学的郑平等利用气升式反应器，通过挂膜系统经过220d的研究成功启动了反应；清华大学的左剑恶等人UASB反应器，分别接种普通厌氧和好养污泥各自经过320d和264d培养，成功启动了反应；北京环境科学研究院的杜兵等利用推流式絮体生物反应器经4个月成功启动了试验；华南理工大学的周少奇等接种处理垃圾填埋场渗滤液SBR工艺中的活性污泥，经过56d的驯化，成功启动了实验，使启动反应的时间大大缩短；郑平等对厌氧氨氧化反应器的快速启动方法做了研究，表明接种颗粒污泥有利于厌氧氨氧化颗粒污泥的形成，可以缩短启动时间。我国的学者还在其它方面做了一些研究，浙江大学的郑平、冯孝善等人对厌氧氨氧化菌的基质特性、电子受体及流化床反应器的性能等作了较深层次的研究；北京工业大学的张树德等人对电子受体亚硝酸盐对厌氧氨氧化的影响做了研究；华南理工大学的周少奇等对厌氧氨氧化的微生物反应机理作了深入的研究。 展望

国内学者通过接种合适的污泥加速厌氧氨氧化的启动方面的研究已经取得了很大进展，但是此工艺在实际工程中的应用实例还是很少，主要因为此菌种活性最高的时候要求温度较高（37℃~43℃），由于生物产率极低，因此需要较大的反应器来延长水力停留时间，再加

上在有效富集厌氧氨氧化菌以便更稳定的运行此工艺方面还存在一定的问题，希望学者们在这些方面能做进一步深入的研究。 结语

厌氧氨氧化工艺，尤其是与短程硝化工艺结合解决了传统的脱氮工艺中许多问题，该工艺在不需添加有机质和酸碱中和剂，而且在减少氧气消耗的情况下实现了废水的生物脱氮，前景喜人。但是此生物反应过程中的一些机理还不清楚，一些操作运行条件还需进一步优化，而且实际废水的基质成分复杂，在较为复杂的基质中厌氧氨氧化菌能否很好的发挥作用对我们来说还是一个问号，因此对此工艺还需要进一步深入的研究，以便更好的应用于废水的生物脱氮处理中。 厌氧氨氧化研究进展及应用

目前，随着工农业生产的发展和人民生活水平的提高，含氮化合物的排放量急剧增加，引起了严重的水体环境污染和水质量富营养化问题，许多湖泊水体已不能发挥其正常功能而影响了工农业和渔业生产[1,2]，如近期的太湖、巢湖由于氮污染而大面机爆发蓝藻导致湖泊水质严重下降。传统的脱氮广泛采用硝化和反硝化技术来处理，但用它来处理高氨氮、低C/N比的废水时，耗能大（硝化曝气）且需要外加有机碳源和投加碱中和硝化过程产生的酸，使投资和运行费用大大增加[3]。因此, 研究人员长期以来一直在积极探索和开发新型的生物脱氮工艺, 以便能快速、高效去除废水中的氨氮。其中厌氧氨氧化

由于是自养的微生物过程、不需要外加碳源以及反硝化、污泥产率低等特点正成为国内外学者研究的热点问题[4]。 1 厌氧氨氧化反应机理

1977 年，Broda[5]根据热力学反应自由能计算，推测自然界中可能存在两种自养微生物将NH4+氧化成N2。1994年，Mulder等[6]发现荷兰Delft大学一个污水脱氮流化床反应器存在NH4+消失，且随NH4+和NO3-的消耗，有N2生成。随后的实验通过氮平衡和氧化还原平衡证实发生了以NH4+作电子供体、NO3-为电子受体的氧化还原反应 3NO3- + 5NH4+ —— N2 + 9H2O + 2H+ ΔG0 = —297 kJ ·mol–1

从而证实了Broda的推测。1997年, vande Graaf等[7]通过15N标记实验发现，厌氧氨氧化是以NO2-而不是NO3-为电子受体，ANAMMOX反应式应为

NO2- + NH4+ —— N2 + 2H2O ΔG0 = —358 kJ ·mol-1

15

N 标记实验还显示羟胺和联氨ANAMMOX反应的重要代谢中间产

物，而且有少量的NO2-转化为NO3-。羟胺可能来自NO2-，联氨转化为N2的过程被假定为给NO2-还原成羟胺提供电子。由NO2- 生成NO3-可能是为了给厌氧氨化菌固定碳提供电子[7]。转化过程中，通过氮平衡计算出NH4+和NO2-的去除，并且产生部分NO3-的比率为NH4+∶NO2 -∶NO3- = 1∶∶[8]。同位素13 C研究表明，ANAMMOX

菌利用相同的途径来固定碳，可能是卡尔文循环和乙酰辅酶A 途径

[9]

。

厌氧氨氧化可能的代谢途径如图1

Fig 1 Possible metabolic pathway for ANAMMOX 2 ANAMMOX菌特性

微传感器研究显示，自然界和人工生态系统的许多缺氧、好氧界面上，如土壤干湿界面[10]、海底缺氧环境[11,12]、海湾[13]都有ANAMMOX发生。而且，有关废水处理系统中大量氮素损失的报道也在不断增加，都说明ANAMMOX 菌大量存在[14]。

厌氧氨氧化反应的优势菌种是革兰氏阴性光损性球状菌，专性厌氧，与pH为的20mmol/L的K2HPO4/KH2PO4缓冲剂和%的戊二醛混合后，在电子显微镜下呈不规则形态，与浮霉状菌（Planctomycetals）序列的成员有3点共性：内部细胞区域化；细胞壁上存在漏斗状结构；膜上有不同寻常的脂质。16SRNA的分析说明，厌氧氨氧化反应的代表微生物最可能为Brocadia Anammoxidan并确认是Planctomycetals序列中自养菌的一个新成员[15]。由于厌氧氨氧化菌增长速度非常慢(倍增时间为11d) ,厌氧氨氧化菌的培养需要非常有效的生物质停留[16,17 ]。通过优化的Percoll密度梯度离心可以得到厌氧氨氧化菌的富集物

[18,19]

。目前已经发现5个属的厌氧氨氧化菌，最早发现的厌氧氨氧化

菌被临时定名为Candidatus“Brocadia anammoxidans”[20,21]，后来发现了另外四个种：Candidatus“Kuenenia stuttgartiensis”[22]、

Candidatus“Scalindua sorokiinii”[19,23]、Candidatus“Scalindua brodae”[24]、Candidatus“Scalindua wagneri”[24]。

现已从厌氧氨氧化菌细胞质内分离出某种可能是厌氧氨氧化发生场所的细胞器，并定名为厌氧氨氧化体（anammoxosome）[2]。有观点认为，厌氧氨氧化体的功能是处置厌氧氨氧化的中间产物—联氨[25]。Jetten等认为厌氧氨氧化体是一个多功能的细胞器，可能与细胞分裂、DNA复制以及其他生理活动有关[26]。

目前为止，国际上厌氧氨氧化菌主要出自Delft大学微生物技术实验室。厌氧氨氧化菌的培养需在无光、无氧条件下进行。根据厌氧氨氧化过程的特点，实际工程中的接种来源主要有厌氧消化污泥和好氧硝化污泥。赵宗升等认为工程中的厌氧氨氧化过程以接种好氧硝化污泥更为有利[27]。

3 ANAMMOX研究现状及应用

基于ANAMMOX原理，目前已开发的工艺主要有3种：SHARON ( single reactor for high activity ammonia removal over nitrite )ANAMMOX工艺[28] 、OLAND（限氧自养硝化-反硝化，oxygen limited autotrophic nitrification and denitrification）工艺[29]、单相CANON工艺[30] (基于亚硝酸盐的完全自养脱氮， completely autotrophic nitrogen removal over nitrite)。这几个新工艺的研究目前主要还处于实验室研究阶段[14]，少量应用到了实际中。

两相SHARON-ANAMMOX工艺

SHARON-ANAMMOX工艺是荷兰Delft大学2001年开发的一种新型的脱氮工艺。基本原理是在两个反应器内，先在一个反应器内有氧条件下，利用氨氧化细菌将氨氧化生成NO2-；然后在另一个反应器缺氧条件下，以NH4+为电子供体，将NO2-反硝化，即ANAMMOX 工艺[14]。SHARRON 和ANAMMOX连用，仅需将50%的氨转化为NO2-，不仅不需要投加NO2-，而且由于大多数厌氧出水中含有以重碳酸盐存在的碱度可以补偿硝化所造成的碱度消耗，因而无需投加碱度物质。荷兰Delft大学采用SHANRON- ANAMMOX工艺处理污泥消化液上清液的研究表明：在不控制SHANRON反应器pH值、进水总氮负荷为 kg/(m3·d)的条件下，上清液中的氨被转化为NO2-产生的NO3-占总硝态氮的11%。所产生的氨和NO2-混合液适合于ANAMMOX工艺的脱氮处理, 氮的总去除率达到83%[4]。 世界上第一座生产性Sharon反应器已于1998年10月开始在荷兰DOKHAVEN 污水处理厂运行，世界上第一座Anammox反应塔也于2002年6月在该厂投入使用，主要用于处理污泥硝化液[31]。 OLAND工艺

OLAND工艺是1998年由比利时根特大学微生物生态实验室开发研制的，是部分硝化与厌氧氨氧化相耦联的生物脱氮反应系统。该工艺通过限氧调控(溶解氧～ mg·L -1 )实现了硝化阶段亚硝酸盐的稳定积累，并实现了生物脱氮在较低温度(22～30℃)下的稳定运行[14]。该工艺氧耗量小，比传统的硝化/反硝化工艺节省供氧%，不需外加碳源，对总氮的去除效率相当高[50mg TN/(L·d)] [15]。

张丹等[32]采用两阶段OLAND处理高氨氮、低COD的废水，应用内浸式多聚醚砜中空膜，实现了污泥的完全截留，阻止了生物量的大量洗脱，并通过控制溶解氧在～ mg·L -1之间，实现了硝化阶段出水中氨氮与亚硝态氮浓度的比例达到最适值，从而为第二阶段的厌氧氨氧化提供理想的进水，进而获得较高的脱氮率。限氧自养硝化-反硝化生物脱氮系统的一体化生物膜RBC反应系统已经在比利时安特卫普污水处理厂进行中试，运行效果比较理想[31]。 CANON工艺

CANON工艺首先由于荷兰Delft大学提出。基本原理是在亚硝酸盐和氨氮同时存在的条件下，通过控制溶解氧,利用自养型的

ANAMMOX细菌将氨和亚硝酸盐同时去除，产物为氮气，另外还伴随产生少量硝酸盐，由于参与反应的微生物属于自养型微生物，因此CANON工艺不需要碳源。另外由于CANON工艺只需要硝化50%的氨氮，硝化步骤只需要控制到亚硝化阶段，因此可以节约碱度50%。CANON工艺在限氧条件下进行，因此可以节约供氧量，理论上可节约供氧%。

深圳市下坪固体废弃物填埋场渗滤液处理厂通过SBR反应器实现CANON工艺，发现溶解氧控制在1mg/L左右，进水氨氮<800mg/L，氨氮负荷< kg NH4+/ (m3·d)的条件下，氨氮的去除率>95%，总氮的去除率>90%[33]。

4 结语

与其他脱氮工艺相比较，厌氧氨氧化实现了氨氮的短途径转化，具有不需要外加电子供体、大幅度减少供氧能耗及运行中产酸少，产碱量可降至为零，产泥少等优点，具有极大的优越性。但目前ANAMMOX工艺的研究大部分停留在实验室小试阶段，缺乏大规模的实际工程的实践检验。此外厌氧氨氧化对与生活污水的研究尚未深入，接种污泥来源与缩短反应器启动时间、工艺参数和运行的边界条件的控制问题有待进一步探讨和研究。

厌氧氨氧化工艺处理高盐含氮废水的研究

沿海地带是每个国家的主要工业基地。使用海水作为工业水源或天然气开采废水以及城市垃圾渗滤液中,含氮废水含有高浓度盐分。厌氧氨氧化是除去 氮的关键技术之一,因为厌氧氨氧化细菌繁殖周期长,细菌量倍增速度慢,在不适宜的条件下,细菌的死 亡率高于生长率。如何在高盐分下保持细菌活性的同时,具有高的除氮效率,是目前生物工程领域中重要的研究课题。试验采用复合材料无纺布作为颗粒污泥的载体,研究了在高盐浓度条件下,细菌保持较高的活性并且具有理想的总氮负荷除去率。 1 试验废水、材料及设备

本试验研究用水取自日本千叶县天然气生产公司。 废水中盐度、氨氮和pH值的平均值分别为:30 g/L、 210 mg/L和。该废水经过部分亚硝化处理后的出 水作为本试验的进水,试验用水水质见表1。本试

验装置 采用上流式固定床反应器,总高度60 cm,内径18 cm,有 效容积 L,内填充无纺布填料(日本Vilene,US专利5,185,415;1993),形状见图1。反应器通过外层水套的加热设施来调节温度在27℃~33℃之间。如图2 所示。接种污泥初始MLVSS为 g/L。试验过程中以盐度划分为7个阶段(表2)。整个实验过程中,保持水力停留时间 h不变,通过增加进水总氮浓度来提高负荷。在不同实验阶段盐度的变化通过加入自来水稀释进行调整。

氨氮的检测,采用石炭酸盐分析方法(2-羟基联 苯作为取代品,标准为Kanda,1995)。亚氮的检测,采 用N-(1-萘基)乙二胺光度法;硝氮的检测采用紫外分 光光度法(标准为APHA, 1995)。分析仪器为UV型号的紫外分光光度仪。DO分析仪为D-55, Horiba,光 学显微镜型号为Nikon ECLIPSE E600 JAPAN,立体显微镜型号为Nikon SMZ1500, JAPAN,电子显微镜型号为Nikon SMZ1500, JAPAN。

2 反应器的启动

试验反应器启动时的总负荷 kg-N/m3/d, 水力停留时间(HRT) h,盐度15 g/L。系统在启 动时期的一个月中,共经历了15 g/L、20 g/L和23 g/ L 3个盐度的变化。由于原水盐度为30 g/L,启动初 期,把原水稀释成15 g/L,而由于原水总氮浓度平均 为 mg/L,因此稀释后,进水盐度为15 g/L时, 稀释后总氮浓度只有 mg/L左右,而此时氨氮、 亚硝酸氮和硝酸氮的平均浓度分别是 mg/L、 mg/L和 mg/L。总氮负荷随时间的延长而 逐渐增长,除去率整体上也处于上升趋势。在把盐度 增加到23 g/L后,系统运行仍较为稳定。第31天时氨 氮去除率达到 %,亚硝酸氮去除率达到 %, 之后能一直保持较好处理效果,此时认为系统启动完成。 3 反应器运行结果

系统运行时的氨氮浓度和去除效果见图3。在第Ⅰ阶段,盐度15 g/L,进水氨氮浓度平均只有 mg/L,较低的浓度利于细菌的培养驯化期。第Ⅲ阶段,进水氨氮浓度逐渐增加~ mg/L);出 水氨氮浓度平均 mg/L;去除率平均%。到 第Ⅳ阶段,盐度达到25 g/L,进水氨氮浓度平均 mg/L;出水氨氮浓度平均 mg/L;去除率平均 %,最高时达到%。因系统运行良好,在第Ⅴ 阶段,盐度为30 g/L,进水氨氮浓度平均值为 mg/L,出水氨氮浓度平均 mg/L,去除率平均 79%,效果良好。但在第Ⅴ阶段末期,水浴加热设施突然 损坏,pH值出水小于进水。第Ⅵ阶段盐度为15 g/L,进水氨氮浓度平均 mg/L,经过7天系统活性恢复, 反应器进水盐度为30 g/L,进水氨氮浓度平均 mg/L,出水氨氮浓度平均 mg/L,去除率平均 %,效果良好,且运行稳定。

亚硝酸氮浓度和去除效果见图4所示。进水氨氮与亚硝酸氮浓度比值控制在1∶左右,系统进水亚硝酸氮浓度平均 mg/L,出水亚硝酸氮浓度平 均 mg/L,去除率平均%。在第Ⅶ阶段,盐度 30 g/L,进水亚硝酸氮浓度平均 mg/L,出水亚硝酸氮浓度平均 mg/L,去除率平均%。在 第114 d亚硝酸氮去除率陡然下降,氨氮浓度与亚硝酸氮浓度比值为1∶,严重偏离1∶。在进水氨 氮恢复正常水平后,污泥活性逐渐恢复,达到稳定。总氮浓度和总氮去除效果见图5,类似于氨氮和亚硝酸 氮去除率;硝酸氮不参与反应,硝酸氮的不规律性对总氮浓度的影响也很小。在盐度30 g/L时,总氮最大值为 mg/L,平均 mg/L,出水浓度平均值 mg/L,平均去除率%。

总氮去除负荷见图6。进水中的盐度逐渐提高,在进水盐度为30g/L,总氮负荷平均值为 N/m3·d;总氮去除负荷平均值为 kg N/m3·d。实验证明,淡水性厌氧氨氧化污泥经过培养驯化,可以处理高含盐废水(盐度30g/L)。另有研究表明,在盐度高于45g/L时,污泥活性就会丧失[1]。

厌氧氨氧化反应速率见图7。氨氮去除负荷与亚 硝酸氮去除负荷的比值为1∶,而与厌氧氨氧化 工艺处理淡水时的理论值1∶相差较大。Dapena- Mora等用厌氧氨氧化工艺处理含盐10 g/L的鱼罐 头生产废水时,该值为1∶[2],Ahn等用厌氧氨氧 化工艺处理养猪废水时氨氮去除负荷与亚硝酸氮去 除负荷比值为1∶,而硝酸氮生成量几乎为零[3]。 本试验中亚硝酸氮消耗量少的原因可能是由于过高 的盐度抑制了厌氧氨氧化菌的活性[4],并导致了细菌 的变异,培养出了能够抗盐的厌氧氨氧化菌,但不符合厌氧氨氧化反应规律,需进一步的探讨研究。表3列出了几个不同反应器处理高含盐废水的结果。

本试验所采用的是固定床反应器,其温度控制在27℃~33℃,进实际废水,自然溶解氧,在严酷的条件下,取得了较高的总氮去除负荷。 4 污泥性状

无纺布为白色,经过130多天驯化培养后,变成浅红色,启动时所用的接种污泥中红色颗粒和黄褐色颗粒相间,有少部分好氧菌[7],导致污泥不是全部的红色,正是这些好氧菌消耗了反应器中的溶解氧,防止了过高的溶解氧对厌氧氨氧化菌的抑制作用。污泥颗粒粒径分布反映了污泥颗粒的大 小,进而说明了污泥的密实度,是污泥颗粒的一个重要待征。

污泥颗粒分布图见图9。中位粒径为601μm,并且分布较均匀。van der Star等研究实际运行的厌氧氨氧化处理设施时,检测到污泥颗粒粒径为1000 μm[8]。这是由于本实验的水力停留时间较短(3 h), 对污泥颗粒的剪切力较大,形成的颗粒较为密实。在试验后期,取出生物膜用光学显微镜观察(图10)。无纺布分散着大量的成块状聚集的细菌(图 10A),细菌之间分散有大量的小膜填料结晶体(图 10B);厌氧氨氧化菌以无纺布为载体,聚合在周围 ,而无纺布独特的性质使得细菌更有利于保持反应器中足够的生物量[9]。

第120 d,用扫描电子显微镜观察污泥颗粒的形态和内部结构。细菌通过胞外聚合酶的作用,形成团 状结构(图11 C、D),紧密地附着在无纺布上(图11 A、B)。有研究认为,部分反硝化菌,硝化反应、反硝化 反应和厌氧氨氧化反应的协同作用,完成污染物降解 过程[10]。 5 结论

试验过程中,温度为(30±3)℃,pH值为~ ,HRT为,溶解氧浓度为5~8 mg/L,盐度为 30 g/L时,进水氨氮浓度平均为 mgN/L,出水 氨氮浓度平均 mgN/L,去除率平均 %;进 水亚硝酸氮浓度平均 mgN/L,出水亚硝酸氮平 均浓度为 mgN/L,除去率平均为 %;总氮 进水浓度平均 mgN/L,出水浓度平均 mgN/L,除去率平均 %。试验过程中,获得的总 氮负荷范围在~ kg-N/m3/d之间,平均 kg-N/m3/d;总氮去除负荷~ kg-N/ m3/d,平均 kg-N/m3/d,效果良好,运行稳定。通 过一定的方法逐渐提高废水含盐浓度,驯化厌氧氨氧 化污泥成处理高含盐废水污泥,并能得到良好的效果。直接从正在运行的反应器取泥接种,能过缩短启 动时间,减少培养周期;进水不除氧气,保持废水中原 有的溶解氧

浓度,培养出能够消耗溶解氧的细菌,使之在反应器中与厌氧氨氧化细菌共生,发生协同作用,降低了运行成本,向厌氧氨氧化工艺的推广应用迈进了一步。温度对于厌氧氨氧化反应器的运行起着非常重要的作用,在温度陡降时会使污泥活性降低, 出水水质变差。为此,需要保证反应器处于合适的温度范围。才能取得长期的良好的运营效果。通过对生 物膜进行光学显微镜和扫描电子显微镜观察可以看 出,细菌以无纺布纤维为中心,紧密地附着,并通过胞外聚合酶的作用,形成团状结构,有效地保证了反应器中足够的生物量。

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