氧化沟是活性污泥法的一种变型，其曝气池呈封闭的沟渠型，所以它在水力流态上不同于传统的活性污泥法，它是一种首尾相连的循环流曝气沟渠，污水渗入其中得到净化，最早的氧化沟渠不是由钢筋混凝土建成的，而是加以护坡处理的土沟渠，是间歇进水间歇曝气的，从这一点上来说，氧化沟最早是以序批方式处理污水的技术。
氧化沟又称氧化渠或循环曝气池。是常规活性污泥法的一种改型和发展。1954年荷兰建成了世界上第一座氧化沟污水处理厂，其原型为一个环状跑道式的斜坡池壁的间歇运行反应池，白天用作曝气池，晚上用作沉淀池，其生化需氧量(BOD)去除率可达97%，由于其结构简单，处理效果好，从而引起了世界各国广泛的兴趣和关注。
氧化沟(OxidationDitch)污水处理的整个过程如进水、曝气、沉淀、污泥稳定和出水等全部集中在氧化沟内完成，最早的氧化沟不需另设初次沉淀池、二次沉淀池和污泥回流设备。后来处理规模和范围逐渐扩大，它通常采用延时曝气，连续进出水，所产生的微生物污泥在污水曝气净化的同时得到稳定，不需设置初沉池和污泥消化池，处理设施大大简化。不仅各国环境保护机构非常重视，而且世界卫生组织(WH0)也非常重视。在美国已建成的污水处理厂有几百座，欧洲已有上千座。在我国，氧化沟技术的研究和工程实践始于上一世纪70年代，氧化沟工艺以其经济简便的突出优势已成为中小型城市污水厂的首选工艺。
设计参数
根据美国环保局(EPA)2000年发布的设计指导参数中，氧化沟的平均速度要达到0.25m/s-0.35m/s，以保持氧化沟中活性污泥处于悬浮状态。另还有功率参数。
技术展望
氧化沟自从Pasveer氧化沟1954年出现以来，就是依靠其简便的方式处理污水而得到不断发展的。氧化沟应用多年，经久不衰，而且取得相当多的突破，例如：1968年出现了Carrousel氧化沟，1970年出现了Orbal氧化沟，1993年出现了Carrouse12000型氧化沟，1998年出现了Carrouse11000型氧化沟，而且还在不断发展，1999年又出现了Carrouse13000型氧化沟，80年代初出现了一体化氧化沟等。
究其原因，可以这样说，氧化沟技术发展的强势在于氧化沟的环流，由于这种环流，是造成氧化沟长久不衰的内在原因，外在原因则是其具有多功能性、污泥稳定、出水水质好和易于管理。氧化沟有别于其它活性污泥的主要特征是环形池型，或者说只要保持沟渠首尾相接，水流循环流动，选用的特定设计参数、沟型和运行方式，就会给运行者和设计者带来极大方便，其灵活性和适应性也非常强，有进一步研究、发展和应用的广阔空间。
氧化沟利用连续环式反应池(CintinuousLoopReator,简称CLR)作生物反应池，混合液在该反应池中一条闭合曝气渠道进行连续循环，氧化沟通常在延时曝气条件下使用。氧化沟使用一种带方向控制的曝气和搅动装置，向反应池中的物质传递水平速度，从而使被搅动的液体在闭合式渠道中循环。
氧化沟一般由沟体、曝气设备、进出水装置、导流和混合设备组成，沟体的平面形状一般呈环形，也可以是长方形、L形、圆形或其他形状，沟端面形状多为矩形和梯形。
氧化沟法由于具有较长的水力停留时间，较低的有机负荷和较长的污泥龄。因此相比传统活性污泥法，可以省略调节池，初沉池，污泥消化池，有的还可以省略二沉池。氧化沟能保证较好的处理效果，这主要是因为巧妙结合了CLR形式和曝气装置特定的定位布置，是式氧化沟具有独特水力学特征和工作特性：
1)氧化沟结合推流和完全混合的特点，有力于克服短流和提高缓冲能力，通常在氧化沟曝气区上游安排入流，在入流点的再上游点安排出流。入流通过曝气区在循环中很好的被混合和分散，混合液再次围绕CLR继续循环。这样，氧化沟在短期内(如一个循环)呈推流状态，而在长期内(如多次循环)又呈混合状态。这两者的结合，即使入流至少经历一个循环而基本杜绝短流，又可以提供很大的稀释倍数而提高了缓冲能力。同时为了防止污泥沉积，必须保证沟内足够的流速(一般平均流速大于0.3m/s)，而污水在沟内的停留时间又较长，这就要求沟内由较大的循环流量(一般是污水进水流量的数倍乃至数十倍)，进入沟内污水立即被大量的循环液所混合稀释，因此氧化沟系统具有很强的耐冲击负荷能力，对不易降解的有机物也有较好的处理能力。具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。
2)氧化沟具有明显的溶解氧浓度梯度，特别适用于硝化-反硝化生物处理工艺。氧化沟从整体上说又是完全混合的，而液体流动却保持着推流前进，其曝气装置是定位的，因此，混合液在曝气区内溶解氧浓度是上游高，然后沿沟长逐步下降，出现明显的浓度梯度，到下游区溶解氧浓度就很低，基本上处于缺氧状态。氧化沟设计可按要求安排好氧区和缺氧区实现硝化-反硝化工艺，不仅可以利用硝酸盐中的氧满足一定的需氧量，而且可以通过反硝化补充硝化过程中消耗的碱度。这些有利于节省能耗和减少甚至免去硝化过程中需要投加的化学药品数量。
3)氧化沟沟内功率密度的不均匀配备，有利于氧的传质，液体混合和污泥絮凝。传统曝气的功率密度一般仅为20-30瓦/米3，平均速度梯度G大于100秒-1。这不仅有利于氧的传递和液体混合，而且有利于充分切割絮凝的污泥颗粒。当混合液经平稳的输送区到达好氧区后期，平均速度梯度G小于30秒-1，污泥仍有再絮凝的机会，因而也能改善污泥的絮凝性能。
4)氧化沟的整体功率密度较低，可节约能源。氧化沟的混合液一旦被加速到沟中的平均流速，对于维持循环仅需克服沿程和弯道的水头损失，因而氧化沟可比其他系统以低得多的整体功率密度来维持混合液流动和活性污泥悬浮状态。据国外的一些报道，氧化沟比常规的活性污泥法能耗降低20%-30%。
另外，据国内外统计资料显示，与其他污水生物处理方法相比，氧化沟具有处理流程简单，操作管理方便;出水水质好，工艺可靠性强;基建投资省，运行费用低等特点。
传统氧化沟的脱氮，主要是利用沟内溶解氧分布的不均匀性，通过合理的设计，使沟中产生交替循环的好氧区和缺氧区，从而达到脱氮的目的。其最大的优点是在不外加碳源的情况下在同一沟中实现有机物和总氮的去除，因此是非常经济的。但在同一沟中好氧区与缺氧区各自的体积和溶解氧浓度很难准确地加以控制，因此对除氮的效果是有限的，而对除磷几乎不起作用。另外，在传统的单沟式氧化沟中，微生物在好氧-缺氧-好氧短暂的经常性的环境变化中使硝化菌和反硝化菌群并非总是处于最佳的生长代谢环境中，由此也影响单位体积构筑物的处理能力。
6.2 缺点
尽管氧化沟具有出水水质好、抗冲击负荷能力强、除磷脱氮效率高、污泥易稳定、能耗省、便于自动化控制等优点。但是，在实际的运行过程中，仍存在一系列的问题。
1、污泥膨胀问题
当废水中的碳水化合物较多，N、P含量不平衡，pH值偏低，氧化沟中污泥负荷过高，溶解氧浓度不足，排泥不畅等易引发丝状菌性污泥膨胀;非丝状菌性污泥膨胀主要发生在废水水温较低而污泥负荷较高时。微生物的负荷高，细菌吸取了大量营养物质，由于温度低，代谢速度较慢，积贮起大量高粘性的多糖类物质，使活性污泥的表面附着水大大增加，SVI值很高，形成污泥膨胀。
针对污泥膨胀的起因，可采取不同对策：由缺氧、水温高造成的，可加大曝气量或降低进水量以减轻负荷，或适当降低MLSS(控制污泥回流量)，使需氧量减少;如污泥负荷过高，可提高MLSS，以调整负荷，必要时可停止进水，闷曝一段时间;可通过投加氮肥、磷肥，调整混合液中的营养物质平衡(BOD5：N：P=100：5：1);pH值过低，可投加石灰调节;漂白粉和液氯(按干污泥的0.3%~0.6%投加)，能抑制丝状菌繁殖，控制结合水性污泥膨胀[11]。
2、泡沫问题
由于进水中带有大量油脂，处理系统不能完全有效地将其除去，部分油脂富集于污泥中，经转刷充氧搅拌，产生大量泡沫;泥龄偏长，污泥老化，也易产生泡沫。用表面喷淋水或除沫剂去除泡沫，常用除沫剂有机油、煤油、硅油，投量为0.5~1.5mg/L。通过增加曝气池污泥浓度或适当减小曝气量，也能有效控制泡沫产生。当废水中含表面活性物质较多时，易预先用泡沫分离法或其他方法去除。另外也可考虑增设一套除油装置。但最重要的是要加强水源管理，减少含油过高废水及其它有毒废水的进入。
3、污泥上浮问题
当废水中含油量过大，整个系统泥质变轻，在操作过程中不能很好控制其在二沉池的停留时间，易造成缺氧，产生腐化污泥上浮;当曝气时间过长，在池中发生高度硝化作用，使硝酸盐浓度高，在二沉池易发生反硝化作用，产生氮气，使污泥上浮;另外，废水中含油量过大，污泥可能挟油上浮。
发生污泥上浮后应暂停进水，打碎或清除污泥，判明原因，调整操作。污泥沉降性差，可投加混凝剂或惰性物质，改善沉淀性;如进水负荷大应减小进水量或加大回流量;如污泥颗粒细小可降低曝气机转速;如发现反硝化，应减小曝气量，增大回流或排泥量;如发现污泥腐化，应加大曝气量，清除积泥，并设法改善池内水力条件。
4、流速不均及污泥沉积问题
在氧化沟中，为了获得其独特的混合和处理效果，混合液必须以一定的流速在沟内循环流动。一般认为，最低流速应为0.15m/s，不发生沉积的平均流速应达到0.3~0.5m/s。氧化沟的曝气设备一般为曝气转刷和曝气转盘，转刷的浸没深度为250~300mm，转盘的浸没深度为480~530mm。与氧化沟水深(3.0~3.6m)相比，转刷只占了水深的1/10~1/12，转盘也只占了1/6~1/7，因此造成氧化沟上部流速较大(约为0.8~1.2m，甚至更大)，而底部流速很小(特别是在水深的2/3或3/4以下，混合液几乎没有流速)，致使沟底大量积泥(有时积泥厚度达1.0m)，大大减少了氧化沟的有效容积，降低了处理效果，影响了出水水质。
加装上、下游导流板是改善流速分布、提高充氧能力的有效方法和最方便的措施。上游导流板安装在距转盘(转刷)轴心4.0处(上游)，导流板高度为水深的1/5~1/6，并垂直于水面安装;下游导流板安装在距转盘(转刷)轴心3.0m处。导流板的材料可以用金属或玻璃钢，但以玻璃钢为佳。导流板与其他改善措施相比，不仅不会增加动力消耗和运转成本，而且还能够较大幅度地提高充氧能力和理论动力效率。
另外，通过在曝气机上游设置水下推动器也可以对曝气转刷底部低速区的混合液循环流动起到积极推动作用，从而解决氧化沟底部流速低、污泥沉积的问题。设置水下推动器专门用于推动混合液可以使氧化沟的运行方式更加灵活，这对于节约能源、提高效率具有十分重要的意义。
5、导致有较多的大肠杆菌散发到空气中，引发了毒黄瓜的事件。
6、对于BOD较小的水质完全没有处理能力。
德国拉尔生产的Biomonitor在线BOD采用的是活性污泥法检测BOD和污泥毒性，模拟污水处理厂曝气池工艺，测定时间短，测量结果精确度高。(来源：影诺仪器(上海）有限公司)
0引言
厌氧氨氧化反应(Anammox)是在缺氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，将氨氮转化为氮气的生物反应过程。与传统的硝化反硝化过程相比，厌氧氨氧化工艺无需外源有机物，供氧能耗、污泥产生量和CO2排放量大为减少，降低了运行费用，并具有可持续发展意义。本文对厌氧氨氧化的工艺原理、工艺形式、影响因素和应用情况进行总结与讨论。
1工艺原理
BRODA根据热力学计算，在20世纪70年代提出了厌氧氨氧化的存在，认为它是自然氮循环中的一个缺失的部分。MULDER和VANDEGRAAF在20世纪90年代中期首先对此进行了实验证明，此后人们对该过程产生了极大的兴趣。厌氧氨氧化的反应方程式为：
该反应合成细胞生物量的唯一碳源是碳酸氢盐，表明这些细菌为化学自养细菌。亚硝酸盐氧化为硝酸盐的过程中产生的还原当量(能源)用于碳的固定。厌氧氨氧化细菌对底物有很高的亲和力，可以将氨氮和亚硝酸盐的含量降至较低的水平。上述反应式中的NO2-来自于亚硝化反应。传统硝化反应包括2个基本过程：氨氧化菌(AOB)将NH4+氧化为NO2-;亚硝酸盐氧化菌(NOB)将NO2-氧化为NO3-。亚硝化反应是通过调控，富集AOB，抑制或淘洗NOB，将硝化反应控制在第1步，保持NO2-的累积率并使出水ρ(NO2–N)/ρ(NH4+-N)=1～1.3。
2工艺形式
厌氧氨氧化的工艺形式可以分为两段式和一体式。两段式系统的亚硝化和厌氧氨氧化过程分别在2个反应器中进行，一体式则在同1个反应器中进行。一体式的工艺有DEMON(DEamMONification)、OLAND(Oxygen-limitedAutotrophicNitrificationandDenitrification)、CANON(CompletelyAutotrophicNitrogenremovalOverNitrite)、SNAP(SinglestageNitrogenremovalusingAnammoxandPartialnitritation)等。两段式工艺通常有Partialnitrification-anammox和SHARON-ANAMMOX(SinglereactorHighactivityAmmoniaRemovalOverNitrite-AnaerobicAMMoniumOxidation)等。
一体式工艺占地小，反应器结构简单，由于短程硝化和厌氧氨氧化反应在同一反应器中进行，基质含量较低，因此出现游离氨(FA)、游离亚硝酸(FNA)毒害抑制的可能性稍低一些。但是一体化工艺生物组成更复杂，NOB在系统中不容易淘汰或抑制，工艺对pH、水温更为敏感，系统的控制难度更大，出现问题后要很长时间才能恢复。
两段式工艺亚硝化和厌氧氨氧化反应容易实现优化控制，亚硝化反应器中的异养微生物能够降解污水中的有机物及其他有毒有害物质，降低对厌氧氨氧化反应的不利影响，因此系统运行崩溃后容易恢复。但是亚硝化段中亚硝酸盐累积易产生FNA抑制，且由于要将亚硝化速率和厌氧氨氧化速率进行匹配，所以系统的设计较为复杂。
3影响因素
3.1温度
生物硝化反应在5～40℃均可进行，但15℃为分界点。温度高于15℃时，AOB的生长速度高于NOB，AOB的最小泥龄小于NOB的最小泥龄，并且随着温度的升高，二者的差值将增加，所以高温有利于AOB的生长。在25℃以上控制泥龄，可以有效地选择NOB。目前的工程实例通常将亚硝化过程的温度控制在30～35℃。
多数研究认为，AAOB的理想温度条件为30～40℃，但是自然条件下在温度较低时也可以进行稳定的厌氧氨氧化反应，RYSGAARD等指出在-1.3℃时，北极海底沉积物中的AAOB菌仍具有活性。低温条件下反应器中的AAOB菌的活性一直受到关注，一些研究结果表明，在亚硝化-厌氧氨氧化工艺系统中，温度降到20℃以下后都测定发现了AAOB菌的活性，有些研究显示，在10℃甚至更低温度都有可能存在稳定的厌氧氨氧化反应。但是也有研究指出，当温度降低到15℃时，生物膜反应器内开始积累NO2-，表明AAOB菌的活性受到了抑制。
3.2基质含量和pH
厌氧氨氧化反应的基质为氨和亚硝酸，二者含量过高均会对微生物产生抑制作用。
基质氨对AAOB的影响较小，只有氨的质量浓度超过1g/L才能抑制。基质氨的抑制主要由FA产生。FA对AOB和NOB均有抑制，但抑制的含量范围不同。ANTHONISEN等报道了质量浓度0.1～1.0mg/L的FA对亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)有抑制作用，而质量浓度10～150mg/L的FA对硝化杆菌属(Nitrobacter)有抑制作用。在亚硝化工艺中将FA的质量浓度控制上述2个范围之间，NOB就会被抑制而产生NO2-积累。
基质中的FNA对AOB和NOB均有抑制，而离子态亚硝酸盐NO2-的影响较小。FNA对AOB和NOB的抑制质量浓度为0.01～1mg/L，哪种细菌对FNA具有更高的耐受性，目前的研究结果仍相互矛盾。NO2-对AAOB的影响较大，当NO2-的质量浓度高于100mg/L时，AAOB活性被完全抑制。
pH一方面影响了AOB、NOB、AAOB等微生物的生长活性，另一方面影响了NH4+和FA以及NO2-和FNA之间的化学平衡。一般而言，在中性偏碱性条件下，AOB和AAOB才能表现出相对较高的生长活性。AOB适宜生长的pH是7.0～8.6，AAOB适宜生长的pH为6.5～8.8。pH较高时，化学平衡向生成FA方向进行;pH较低时，化学平衡向生成FNA方向进行。当pH分别大于8.0和低于6.0时，FA和FNA在体系内所占比例迅速增大。经计算，35℃水溶液中总NO2–N的质量浓度为500mg/L、pH为7时，FNA的质量浓度只有0.1mg/L。所以当pH大于7时，FNA对AOB和NOB的抑制作用较为有限。
3.3DO含量
AAOB为严格厌氧菌，STROUS等指出，在DO含量为0.5%～2.0%空气饱和度时，AAOB活性被完全抑制[6]。但该抑制是可逆的，DO消除后，AAOB的活性可以恢复。AOB和NOB都是严格好氧菌，当AAOB和AOB共存在系统中时，AOB消耗了DO，所以即使DO的质量浓度在高于0.2mg/L的条件下，AAOB也可以保持正常活性，这使得亚硝化结合厌氧氨氧化工艺的一段式系统成为可能。实际工艺中还利用颗粒污泥和填料富集微生物，形成DO内外不同的微环境，为AAOB和AOB在系统中共生创造条件。
好氧菌AOB和NOB对DO有竞争作用，二者的DO半饱和系数分别为0.74～0.99mg/L和1.4～1.75mg/L，所以AOB具有更好的氧亲和力。在实际工艺中，通常将DO含量控制在较低的水平，可以使AOB优先获得有限的氧，抑制NOB的活性。文献中报道的抑制NOB，维持AOB活性的临界DO含量各不相同。RUIZ等指出，临界DO的质量浓度宜控制在1.7mg/L以下;而HANAKI等认为，在25℃时将DO的质量浓度降至0.5mg/L，AOB没有受到明显影响，而NOB活性下降。除了直接控制DO含量，也可以利用生物膜和颗粒污泥内存在传质阻力，间接限制DO含量，抑制NOB。
3.4有机物
可生物降解有机物不直接影响AAOB，但能诱导反应器内普通异养菌(OHO)的生长。由于AAOB的生长速率比OHO低得多，当存在过量的有机碳时，异养细菌将占据反应器的主导地位，因而限制了AAOB生长的空间和底物。通常，在一体式厌氧氨氧化工艺中，进水可降解COD和总NH4+-N的质量浓度比需要低于0.5。另一方面，如果进水中含有一定含量的可降解有机物，那么出水中的硝酸盐可以被去除，所以TN去除率是提高的。
VEUILLET等发现，当进水中慢速降解COD:ρ(NH4+-N)低于0.5时，出水ρ(NO3–N)/ρ(NH4+-N)约4%;当COD:ρ(NH4+-N)在1:1～1.5:1时，出水ρ(NO3–N)/ρ(NH4+-N)约1%。一些研究指出，当进水中含有醋酸盐、甲醇等其他有机物时，COD:ρ(TN)达到2左右时，AAOB菌的活性受到抑制。LACKNER对14个生产性反应器测试后指出，进水COD:ρ(TN)从1提高至1.5后，生物膜系统对TN的去除率没有降低。
JENNI等指出，在悬浮生长系统中，只要泥龄足够，进水COD:ρ(TN)提高至1.5时，AAOB可以与OHO共存。但进水COD:ρ(TN)最好低于1:1。
3.5金属离子
铁是细胞血红素的合成元素，对AAOB的影响较大，相对Fe3+，Fe2+更容易促进AAOB的生长，提高其活性。Fe2+还可以替代氨作为电子供体，Fe3+、锰离子也被用作厌氧氨氧化代谢中的电子受体。在多种电子受体和电子供体存在的代谢体系下，AAOB菌面临的竞争压力较小，厌氧氨氧化过程也更具稳定性。Ca2+和Mg2+是微生物的细胞组分，Mg2+、Cu2+、Zn2+是酶的激活剂，能够提高酶活性来促进微生物的代谢。目前的研究皆证明少量的金属离子对AAOB菌有积极影响，但是金属离子含量过高则会对AAOB菌产生毒性作用。
4微生物特征
AOB可分为5个属，即Nitrosomonas、Nitrosospira、Nitrosococcus、Nitrosolobus、Nitrosovibrio，NOB则主要包括Nitrobacter、Nitrospina、Nitrospira和Nitrococcus4个属。AOB和NOB广泛分布于土壤、淡水、海洋及其他环境中[18]。多数AOB和NOB为化能自养型微生物，分别以氧化氨和亚硝酸盐释放的化学能为能源，以CO2为唯一碳源，少数为兼性自养型，可同化有机物。AOB和NOB形态各异，均为无芽孢的革兰氏阴性菌，有复杂的细胞膜结构，有些借助鞭毛运动，如Nitrosolobus，有些无鞭毛不能运动，如Nitrospira。一般认为AOB与NOB之间存在共生关系。AAOB菌是一类功能菌种，都属于浮霉菌门，目前发现有5属17种，全部为自养菌。其中，Brocadia、Kuenenia、Jettenia和Anammoxoglobus4个属由污水处理系统中获得，Scalindua发现于自然生态系统中。AAOB为革兰氏阴性菌，呈不规则球形、卵形等，直径0.8～1.2μm。AAOB细胞壁表面有火山口状结构，少数有菌毛。AAOB的细胞被厌氧氨氧化体膜(Anammoxosomemembrane)、细胞质膜(Cytoplasmicmembrane)、胞浆内膜(Intracytoplasmicmembrane)分隔成3个部分，分别为核糖细胞质(Riboplasm)、厌氧氨氧化体(Anammoxosome)，以及外室细胞质(Paryphoplasm)。2类硝化细菌和厌氧氨氧化菌生长习性见表1。
5工程化应用
在厌氧氨氧化工艺的实际应用方面，2002年，帕克公司在鹿特丹Dokhaven污水处理厂建造了世界第1座生产性厌氧氨氧化反应器，采用SharonAnammox系统处理污泥脱水液。此后，荷兰、德国、日本、澳大利亚、瑞士和英国等地也相继建立了共100多座厌氧氨氧化废水处理厂，除了污泥消化液，处理的废水还包括垃圾渗滤液、养殖场废水、食品废水等。目前，实际工程应用的厌氧氨氧化技术可以分为悬浮污泥统、颗粒污泥和生物膜系统。具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。
5.1悬浮污泥系统
AOB和AAOB生长缓慢，世代周期长，在普通悬浮污泥系统中容易流失，所以悬浮污泥工艺常采用序批式活性污泥法反应器(SBR)形式截留微生物。
在所有的SBR厌氧氨氧化技术中，80%为DEMON工艺。该工艺首先是在奥地利的Strass污水处理厂得到应用，其核心是通过监测pH的变化，来调整曝气时间，进而调整短程硝化和厌氧氨氧化的平衡;另一方面，该工艺利用水力旋流器调节AAOB和AOB的泥龄，微生物在离心力的作用下会被分为2部分，较轻质的AOB从顶部溢流，较重的AAOB聚集在底部回流至反应器。Strass污水处理厂实现了85%以上的自养脱氮效率。
采用DEMON工艺的污水处理厂还包括瑞士的Glarnerland和Thun污水处理厂、德国的Heidelberg和Plettenberg污水处理厂。目前，华盛顿BluePlains污水处理厂正在建设的DEMON工艺是全球最大的厌氧氨氧化工程，设计氮负荷为9.072t/d。
5.2颗粒污泥系统
颗粒污泥系统的一个典型案例是帕克公司在鹿特丹建立的Anammox反应器，早期的测流工艺倾向于采用两段式系统，所以实际运行时该Anammox反应器与之前建好的亚硝化SHARON反应器进行耦合，形成了Sharon-Anammox反应系统，该系统的启动经历了3.5年。随后帕克公司又开发了一体式Anammox反应器。两段式系统中的厌氧氨氧化反应器和一体式反应器均采用上向流连续式运行，内置斜板沉淀池，实现了对污泥颗粒的截留。
目前，一体式反应器的应用较为普遍，反应器内DO的质量浓度控制在1mg/L左右，颗粒污泥内外形成了DO含量梯度，外表适宜生长AOB，内部生长AAOB，密度较小的异养菌絮体则排到系统外。稳定运行时，TN负荷可达4.8kg/(m3・d)。
5.3生物膜系统
目前，生物膜形式的厌氧氨氧化工艺主要有DeAmmon和ANITATMMox等。其中，DeAmmon工艺于2001年由Purac公司和Hannover大学联合开发，在德国Haittingen污水处理厂首先得到应用。工艺由3个MBBR反应池和1个脱气池组成，3个反应池可以根据需要以串联或者并联的方式连接，MBBR的填充率为40%～50%。
反应池的每个分区都设置间歇曝气，曝气段和非曝气段的时间分别为20～50min和10～20min，具体时间通过监测在线电导率实施调整。工艺对TN的去除率达70%～80%，实际运行TN负荷为180kg/d。
ANITATMMox是Veolia开发的厌氧氨氧化工艺，该工艺于2011年首先在瑞典的Sj�ilunda污水厂得到应用，在测流系统中主要采用一体化的MBBR反应池。ANITATMMox可以采用纯MBBR生物膜或者泥膜混合的IFAS形式。纯生物膜工艺AAOB菌在填料的最内层，AOB在外层;IFAS工艺AAOB主要在填料上，AOB在悬浮污泥中。ANITATMMox主要控制的参数是DO含量，可以简单的将DO含量控制在一定范围，或者通过氨氮去除率、硝酸盐生成量和氨氮去除量的比来实时控制DO含量。纯MBBR系统DO的质量浓度控制在0.5～1.5mg/L，IFAS系统DO的质量浓度控制在0.3～0.8mg/L。
6主流工程化应用
目前，厌氧氨氧化技术研究与工程应用主要集中在工业废水和污泥脱水液、垃圾渗滤液等领域，对于城市污水的应用研究还非常有限。城镇污水处理量大、但是氨氮含量和水温相对较低、成分也更为复杂，开发适合城镇污水的主流工艺具有重要的现实意义，同时也面临着更大的挑战。厌氧氨氧化技术用于城市污水仍具有许多较为突出的问题有待解决。例如，NOB的有效抑制和AAOB的有效截留等。
Strass污水处理厂最先开启了向主流厌氧氨氧化方向的迈进。该厂将测流厌氧氨氧化系统剩余的AAOB和AOB补充到主流，虽然实现了AAOB菌的富集，但是该厂的主流厌氧氨氧化效果仍不理想，主要是亚硝化过程不稳定。实验显示，NOB菌能适应低氧环境，因此低氧运行并不成功，而间歇曝气等相关抑制NOB的技术方法仍在探索中。
新加坡的樟宜污水厂率先在主流工艺中成功实现了稳定的厌氧氨氧化，经过核算，该厂主流自养脱氮过程对TN的去除贡献了62%。该厂采用分段进水多级A/O工艺，系统HRT为5.8h，污泥停留时间(SRT)为5d，缺氧区和好氧区各占2.5d，污水温度全年保持在28～32℃。该厂好氧区短程硝化作用很明显，曝气池亚硝酸盐累积率为76%，缺氧区内氨氮和亚硝酸盐氮也得到了同步去除。该厂较高的水温是实现稳定亚硝化的先天优势，缺氧、好氧交替运行和短泥龄的工艺特征是实现稳定亚硝化的关键原因。
另外，针对厌氧氨氧化反应，研究人员提出了繁殖快、生长周期短的AAOB也可以存在于泥龄较短的污水处理系统，已有相关的试验证明了该结论。
7结语
脱氮和能量自给已成为污水处理的2大目标。传统的生物脱氮过程在曝气和混合过程中消耗了能量，在反硝化和pH控制过程中消耗了化学药剂。而短程脱氮(包括短程硝化和厌氧氨氧化)在能耗和药耗方面均具有较大的优势。经过20多年的发展，短程脱氮已成功应用于测流等高氨氮废水的处理工程中。
但是作为一项新技术，短程脱氮仍有许多问题尚未解决：
1)AAOB菌生长缓慢，需要研究反应器的快速启动方法，实现AAOB的快速有效富集，缩短反应器的启动时间;
2)AAOB对环境比较敏感，需确定厌氧氨氧化工程对不同成分废水处理的适宜性，并提出避免有毒物质对AAOB产生抑制和毒害的方法;
3)主流厌氧氨氧化方面，需要研究提高工艺运行的稳定性，特别是提高亚硝化过程中亚硝酸盐的累积率和AAOB在低温条件下的活性等。(来源：《水处理技术》 作者：夏琼琼等)
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