引言“双碳”目标下，污水处理行业由碳去除进入总氮去除阶段，既要节能降耗，减少碳排放，又要降低水中的总氮含量，提升水质。因此，污水处理减污降碳协同增效技术受到重点关注。传统生物脱氮工艺（硝化和反硝化工艺）的污水处理成本高，硝化反应在好氧条件下进行，需要大量曝气，会产生大量的污泥；反硝化反应需要添加碳源，易产生温室气体N2O。而厌氧氨氧化技术作为低碳、高效的生物脱氮新型技术，曝气量少，不需要有机碳源，脱氮效率高，成为现阶段污水处理的研究热点[1]。结合厌氧氨氧化技术的反应机理、发展历程、工程应用和影响因素，对厌氧氨氧化技术的发展前景进行展望。1厌氧氨氧化反应机理厌氧氨氧化技术是指在缺氧条件下，厌氧氨氧化菌以NO2--N为电子受体，NH4+-N为电子供体，将NO2--N和NH4+-N同时转化为N2的自养反应过程。厌氧氨氧化代谢过程中，NO2--N被亚硝酸盐还原酶(NIR)还原，得电子转化为中间体NO，NO与氨共同在联氨水解酶(HH)的作用下转化为联氨(N2H2)，联氨经联氨氧化酶(HZO)或羟胺氧化还原酶(HAO)催化转化为氮气，同时释放的电子通过传递链交给亚硝酸盐还原酶。2厌氧氨氧化发展历程厌氧氨氧化技术发展历程如表1所示。10.3969/j.issn.1004-7948.2023.03.025.T001表1厌氧氨氧化技术发展历程时间阶段技术核心内容1977年预测自然界存在能以NO2-为电子受体进行氨氧化反应。1995年反硝化流化床反应器中出现NH4+-N随NO3--N的减少而减少的现象，发现Anammox菌，命名为厌氧氨氧化。1997年首次提出厌氧氨氧化反应可能的代谢途径，推测NH2OH和N2H4可能是Anammox反应的中间产物，证明Anammox反应是一个生物过程。1998年提出了可能的Anammox反应方程式。2001年发现了厌氧氨氧化体、Anammox反应发生的场所，发现NH2OH是厌氧氨氧化的代谢中间产物，并提出第二种代谢途径。2006年NO而非NH2OH是厌氧氨氧化的代谢中间产物，并提出第三种的代谢途径。2011年对Strous等的厌氧氨氧化反应代谢途径进行验证，并解释N2H4存在的现象。由表1可知，研究者最初根据热力学计算预测自然界中存在以NO2-N为电子受体的微生物，很长一段时间内，研究人员并未证实这种菌群的存在，直到人们在反硝化流化床反应器中发现奇怪现象，并通过传统的硝化反硝化无法解释，由此证实厌氧氨氧化。研究者们不断挖掘厌氧氨氧化反应的机理，并最终证实了厌氧氨氧化的反应过程。厌氧氨氧化工艺开发过程如表2所示。10.3969/j.issn.1004-7948.2023.03.025.T002表2厌氧氨氧化工艺开发过程时间工艺开发内容1998年氧限制型自养硝化反硝化工艺(OLAND)2001年基于亚硝酸盐的完全自养脱氮的一体式工艺(CANON)2005年一体式部分亚硝化-厌氧氨氧化脱氮工艺(SNAP)2008 年同步部分亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化工艺(SNAD)2013年利用甲烷型反硝化耦合厌氧氨氧化工艺2013年部分反硝化耦合厌氧氨氧化工艺2018年同步脱氮回收磷型颗粒污泥工艺2018年反硝化聚磷酸微生物耦合厌氧氨氧化工艺厌氧氨氧化工艺不断取得显著性的突破和成果，越来越多的厌氧氨氧化工艺成功应用于处理高氨氮废水、垃圾渗滤液废水、城市生活污水等。废水中大多数含有NH4+-N和NO3--N，NO2-N较少，需要将废水中的NH4+-N和NO3--N转化为NO2-N，产生短程硝化和短程反硝化工艺与厌氧氨氧化工艺的组合。按照组合形式分为一体式和分体式两种，一体式指所有的反应集成于一个反应器中，分体式指分别在两个反应器中进行硝化（反硝化）和厌氧氨氧化过程。按照不同的亚硝氮来源，分为短程硝化-厌氧氨氧化工艺、短程反硝化-厌氧氨氧化工艺。一体式厌氧氨氧化工艺具有结构简单、占地面积小，但系统控制复杂等特点；分体式厌氧氨氧化工艺可以有效避免不同微生物群落之间的竞争，系统具有出现异常易恢复等优点，但却存在系统设计复杂、投资高等缺点。3工程应用厌氧氨氧化工程应用如表3所示。厌氧氨氧化反应过程以NO2--N和NH4+-N作为反应底物，而废水中的NH4+-N较多，NO2--N较少，稳定的NO2--N积累是实现厌氧氨氧化反应的关键。短程硝化和短程反硝化过程可以将废水中的NH4+-N和NO3--N转化为NO2--N，实现NO2--N的积累。短程硝化耦合厌氧氨氧化工艺将NH4+-N氧化成NO2--N，产生的NO2--N与剩余的NH4+-N生成N2的反应过程。短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺是指将NO3--N转化为NO2--N，再与NH4+-N进行Anammox的脱氮过程，该工艺可将NH4+-N和NO3--N同时去除。10.3969/j.issn.1004-7948.2023.03.025.T003表3厌氧氨氧化工程应用序号采用工艺废水类别规模实施效果参考文献1短程硝化耦合厌氧氨氧化工艺奶牛养殖场废水40 m3/dNH4+-N和TN的平均去除率分别达到88.4%和85.5%，能耗低，运行费用降低。吴芳芳[2]等2泥膜共生一体式厌氧氨氧化工艺（IFAS-CANON）污水厂污泥滤液2 500 m3/d脱氮率维持在85%以上Han[3]等3SNAD-MBBR工艺污泥消化液MBBR反应器832 m3TN去除率达到70%Xu[4]等4短程硝化耦合厌氧氨氧化工艺污泥消化液厌氧氨氧化反应器70 m3TN去除负荷达到10 kg/(m3·d)郝晓地[5]等5同步部分亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化工艺（SNAD）高氨氮废水SBR反应器1 400 m3TN去除率达到94.6%Langone[6]等6同步部分亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化工艺（SNAD）垃圾渗滤液曝气池384 m3TN去除率达到76%Wang[7]等7短程硝化耦合厌氧氨氧化工艺垃圾渗滤液200 m3/dTN去除率达到80%初永宝[8]等8短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺城市污水5万m3/d出水TN浓度基本保持在10 mg/L以下Li[9]等9短程硝化耦合厌氧氨氧化工艺城市污水处理后的回用水20万m3/d好氧区实现76%的亚硝酸盐积累，缺氧区实现了37.5%的脱氮贡献率Cao[10]等4厌氧氨氧化工艺影响因素4.1DO浓度Anammox菌作用在厌氧或缺氧条件下进行，因此DO浓度过高会使Anammox菌的活性受到抑制，但这种抑制是可逆的。狄斐[11]等以磁混凝预处理后的生活污水为处理对象，构建连续流部分亚硝化-厌氧氨氧化分体式反应器，系统成功启动后，实现了稳定的亚硝酸盐氮积累，原因是较低的DO浓度在一定程度上抑制了亚硝酸盐氧化菌的活性，氨氧化细菌受到的影响不明显。较低的DO浓度(1.0 mg/L)有利于系统的稳定运行。Kornaros[12]等在间歇曝气的条件下，将系统由缺氧条件调整至好氧后，氨氧化菌快速恢复活性，并能够持续增长，而亚硝酸盐氧化菌却需要一段时间才能实现活性恢复，造成在低DO浓度条件下，氨氧化菌比亚硝酸盐氧化菌更易成为优势菌。卢欣欣[13]等以实际污泥水为研究对象，在MBBR中实现短程硝化-厌氧氨氧化一体式耦合，系统对氨氮和总无机氮的去除率分别达到96%和79.7%，但反应器受DO浓度的影响较大，DO下降直接影响氮去除率降低，DO浓度恢复后，氮的去除率并未得到提高。因此，保持稳定的DO浓度是短程硝化-厌氧氨氧化系统稳定运行的必要条件。DO浓度高使反应器内硝化细菌成为优势菌，发生硝化反应，将NH4+-N氧化为NO2--N，再氧化为NO3--N，抑制了厌氧氨氧化反应的进行，但在短时间内降低DO浓度，Anammox菌恢复活性，表明这种抑制是可逆的。控制DO浓度小于0.5 mg/L，利于厌氧氨氧化反应的进行[14]，但要实现短程硝化耦合厌氧氨氧化反应的稳定运行，DO浓度宜控制在1.0 mg/L以下[15]。DO浓度变化对短程硝化-厌氧氨氧化反应器的影响很大，短程硝化需要在好氧条件下进行，而厌氧氨氧化反应在缺氧甚至在厌氧环境中，会使一体式系统受DO浓度的影响较大，分体式系统易通过调节不同反应器的DO浓度达到系统协同脱氮的作用。4.2温度温度影响酶的活性，而厌氧氨氧化反应过程有多种微生物存在，反应过程会受到温度影响。微生物有其适宜的生长温度，Anammox菌最适生长温度为30~35 ℃[16]。杨庆[17]等采用分体式短程硝化SBR-厌氧氨氧化生物滤池处理低C/N比生活污水，研究表明，温度对NH4+-N、NO2--N去除情况和Anammox菌菌群数量变化均有影响，温度为25~27 ℃时，NH4+-N、NO2--N去除效果较好，Anammox菌的数量较多；温度为22 ℃时，NH4+-N、NO2--N去除率均出现下降趋势；温度降低至16 ℃时，Anammox菌虽然有活性，但活性较低，NH4+-N、NO2--N去除率明显降低；温度升高至25 ℃时，其活性逐渐恢复，降低温度对Anammox菌的抑制是可逆的。周蒙蒙[18]等通过阶梯降温的方式研究温度对上流式厌氧污泥床厌氧氨氧化反应器脱氮性能的影响，研究表明，系统在33 ℃时成功启动，温度从28 ℃降至23 ℃的过程中，Anammox反应器均可以稳定高效运行，而温度降至18 ℃左右后，Anammox反应过程受到明显的抑制作用，将系统持续降低至8 ℃后升至13 ℃，系统的脱氮性能逐渐恢复，表明低温对Anammox反应器的抑制作用是可逆的。于德爽[19]等采用ASBR厌氧氨氧化反应器研究温度对厌氧氨氧化和反硝化耦合反应的影响，研究得出，降低温度对厌氧氨氧化细菌的短期影响大于对反硝化菌的短期影响，温度对于NH4+-N去除率的影响大于对NO2--N去除率的影响。温度为30~35 ℃对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的脱氮效能几乎无影响；温度为25 ℃时，耦合反应的脱氮效能开始下降，温度为9~20 ℃时，会对耦合反应的脱氮性能产生强烈的抑制作用。温度对厌氧氨氧化反应的影响是温度过高影响酶的活性，温度过低不利于厌氧氨氧化菌的生长，但由低温不断升温过程中，厌氧氨氧化菌会渐渐恢复活性，表明对厌氧氨氧化菌的抑制作用是可逆的，温度的变化对一体式和分体式系统均会产生影响。4.3C/N比厌氧氨氧化细菌是以无机碳为碳源的化能自养型微生物，生长相对缓慢，不需要有机物的存在，废水中的有机物会使系统中的异养菌生长速率增快，从而抑制厌氧氨氧化菌的生长。张诗颖[20]等通过ABR厌氧氨氧化反应器研究不同的进水COD/TN比对处理城市污水脱氮效果的影响，C/N比为0.5时，对NH4+-N和NO2--N的去除率影响不大，总氮的去除率达到85%；C/N比为1.0时，NH4+-N和NO2--N去除率无明显变化，但总氮的去除率维持在90%以上，受反硝化作用的影响增大；C/N比为2.0时，出水NH4+浓度上升幅度增大，NO2--N和NO3--N浓度依然稳定在较低水平，在此阶段，反硝化菌超过厌氧氨氧化菌成为优势菌种，总氮的去除率下降至78%。魏思佳[21]等采用ASBR反应器，通过改变进水中的NH4+-N研究不同的COD/NH4+-N比值对厌氧氨氧化和反硝化一体式反应器的影响。COD/NH4+-N比值为1.00~3.75时，厌氧氨氧化反应在系统中占主导地位；COD/NH4+-N比值为4.25~5.25时，厌氧氨氧化和反硝化对系统的脱氮效率相当；COD/NH4+-N比值为6.5~12.5时，反硝化反应在系统中占据优势地位。系统的脱氮速率随着COD/NH4+-N值的增大而减小，为了保证较高的脱氮效率，COD/NH4+-N比值需大于3.25，且NH4+-N/NO2--N比值应小于0.63。C/N比主要对反硝化和厌氧氨氧化耦合系统产生影响，因为反硝化细菌多为异养菌，以有机物作为碳源，因此，较高的C/N比会使系统以反硝化反应为主，使厌氧氨氧化菌受到抑制，与一体式相比，分体式系统通过对不同反应器C/N比的需求更易实现操作和调控。4.4pH值pH值对厌氧氨氧化系统具有明显的影响，厌氧氨氧化反应过程会产生碱度，从而使pH值成为厌氧氨氧化反应过程中的动态指标。有研究表明，厌氧氨氧化细菌的最适宜的pH值为6.7~8.5[22]。陈宗姮[23]等研究不同的pH值对厌氧氨氧化反应的影响，结果表明，pH值为8时，总氮的去除率达到99%，随着pH值下降，总氮的去除率随之减少；pH值为8.5时，厌氧氨氧化反应过程较慢，总氮的去除率只有79.3%，较其他pH值为最低。张黎[24]等以人工模拟废水为研究对象，通过ASBR反应器研究不同pH值对厌氧氨氧化系统脱氮性能的影响，研究发现，pH值为7.5~8.0时，系统的脱氮性能较好，且能长期稳定运行；pH值为8.0时，NH4+-N和NO2--N的去除率达到最高，分别为90.2%和91.1%。唐政坤[25]等通过响应曲面法研究pH值对厌氧氨氧化系统脱氮效能的影响，结果表明，温度大于25 ℃，pH值为7.2~9.2时，总氮去除负荷最高，系统的活性最好，超出这个范围，脱氮性能均有所下降。依据不同的pH值，废水中的氨分别以离子态和分子态的形式存在。根据NH4+-N的解离反应式可知，随着pH值的增大，由NH4+-N会转变为分子态游离氨(FA)，随着pH值的减小，分子态游离氨(FA)的浓度会降低，但分子态游离亚硝酸(FNA)增加，而废水中的分子态游离氨(FA)和分子态游离亚硝酸(FNA)对厌氧氨氧化反应起抑制作用，pH值对分体式和一体式反应器脱氮性能均会产生影响。5结语厌氧氨氧化工艺是一种高效低碳的生物脱氮工艺，在实际的工程应用中，仍出现厌氧氨氧化菌倍增时间长，导致系统启动时间长，运行不稳定、易发生抑制等一系列不利影响。不同的影响因素对不同工艺的组合方式的影响不同，分体式系统更易操作和调控参数，从而使系统达到稳定运行状态，一体式更易受到环境因素的制约。针对不同废水，如何选取最佳组合工艺以及最优的运行条件，实现高效脱氮是亟待解决的难题，根本在于研究不同组合工艺之间的作用机理、微生物群落分析以及不同菌属之间的协同作用。未来可从以下几个方面开展：（1）针对短程硝化、短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺及其他工艺，在多种微生物模式解析方面，建立数学模型和采用多种分子生物学手段，对微生物种类、微生物代谢途径、微生物群落特征等进行深入剖析，实现厌氧氨氧化菌的高效富集。（2）在反应器构建和运行方面，针对一体式和分体式反应器的适用性进行深入研究，探寻微生物的适宜条件和生长环境，实现系统的稳定、长期运行。（3）在工程应用方面，探究不同类型和不同规模废水的脱氮性能，总结运行经验，提出运行的关键参数和控制策略，为进一步实际工程应用的技术方案提供参考。