摘要：傳統(tǒng)污水處理工藝以能消能，消耗大量有機碳源，剩余污泥產量大，同時釋放較多CO2（因耗能）到大氣之中。當今，全球普遍強調的可持續(xù)發(fā)展經(jīng)濟模式在污水處理領域也得到體現(xiàn)。因此，研發(fā)以節(jié)省能（資）源消耗、并最大程度回收（用）有用能（資）源的可持續(xù)污水處理工藝已勢在必行，在詳細介紹兩種新近在歐洲出現(xiàn)的可持續(xù)處理工藝——反硝化除磷、厭氧氨（氮）氧化的基礎上，提出一個以轉換有機能源（甲烷）、回收磷酸鹽（鳥糞石）、回用處理水（非飲用目的）為目標的可持續(xù)城市污水生物除磷脫氮推薦工藝。

　　關鍵詞：歐洲 污水處理技術 除磷 脫氮

　　當今世界，污水處理的主要對象為有機物（COD）、氨氮和磷酸鹽。傳統(tǒng)上，COD和氨氮的脫除一般由生物氧化和硝化/反硝化完成；磷酸鹽或通過細菌的生物聚集、或靠化學沉淀去除。傳統(tǒng)工藝存在以下弊端：

　�、貱OD氧化和硝化耗能巨大，且在COD氧化中，無形中失去貯存在COD內的大量化學能（每kg COD約含1.4×107J代謝熱）；②反硝化與磷的生物聚集均需消耗COD；③剩余污泥量大；④耗能造成大量二氧化碳釋放，并進入大氣。

　　污水排放標準的不斷收緊是目前世界各國普遍的發(fā)展趨勢；以控制富營養(yǎng)化為目的的氮、磷脫除已成為各國主要的奮斗目標。無疑，應付日趨嚴格的排放標準，傳統(tǒng)工藝會因上述弊端而雪上加霜［1］。在此情形下，發(fā)展可持續(xù)污水處理工藝變得勢在必行。所謂可持續(xù)污水處理工藝就是朝著最小的COD氧化、最低的CO2釋放、最少的剩余污泥產量以及實現(xiàn)磷回收和處理水回用等方向努力。這就需要以較綜合的方式來解決污水處理問題，即污水處理不應僅僅是滿足單一的水質改善，同時也需要一并考慮污水及所含污染物的資源化和能源化問題，且所采用的技術必須以低能量消耗（避免出現(xiàn)污染轉移現(xiàn)象）、少資源損耗為前提。

　　發(fā)展新穎的污水生物處理工藝依賴于在微生物學及生物化學方面的新發(fā)現(xiàn)或新認識。荷蘭研究人員Mulder［2］在10年前發(fā)現(xiàn)了厭氧氨（氮）氧化現(xiàn)象。與此同時，南非、荷蘭、日本等國科學家對生物攝/放磷代謝機理重新認識后確定了反硝化除磷新途徑［4～5］。這兩種新技術的研發(fā)與應用對發(fā)展可持續(xù)污水生物處理工藝具有劃時代意義的推動作用。本文以厭氧氨氧化和反硝化除磷技術為藍本，詳細介紹它們的技術原理、工藝流程以及在歐洲的應用情況；在此基礎之上提出一個以轉換有機能源（甲烷）、回收磷化合物（鳥糞石）和回用處理水（非飲用目的）為目標的可持續(xù)城市污水生物除磷脫氮技術推薦工藝。

　　1、可持續(xù)生物除磷脫氮工藝技術基礎

　　目前歐洲以單一去除COD為目的的污水處理工藝已不多見，代之以除磷脫氮為主要對象的生物營養(yǎng)物去除（BNR，Biological Nutrient Removal）工藝。一方面，這是迫于污水排放標準不斷提高的壓力；另一方面，COD氧化以能消能，同可持續(xù)污水處理概念相悖。從這個意義上說，污水處理過程中應最大限度地降低COD消耗量并使過剩的COD甲烷化。這樣一個概念對實現(xiàn)可持續(xù)污水處理起著舉足輕重的作用。

　　在污水生物除磷實踐中，南非開普頓大學（UCT）研究人員最早發(fā)現(xiàn)專性好氧細菌不是唯一對磷的生物攝/放起作用的菌種，兼性反硝化細菌也有著很強的生物攝/放磷現(xiàn)象［3］。反硝化細菌的生物攝/放磷作用被荷蘭代爾夫特工業(yè)大學（TU Delft）和日本東京大學（UT ）研究人員合作研究確認，并冠名為反硝化除磷（denitrifying dephosphatation）［4～5］。在磷的生物攝/放過程中，反硝化除磷細菌以硝酸氮取代氧作為電子接受體，也就是說反硝化除磷細菌能將反硝化脫氮和生物除磷這兩個原本認為彼此獨立的作用合二為一。顯然，在結合的除磷脫氮過程中，COD和氧的消耗量均能得到相應節(jié)省。比較傳統(tǒng)的專性好氧磷細菌去除工藝，反硝化除磷細菌能分別節(jié)省約50%和30%的COD與氧的消耗量，相應減少剩余污泥量50%［4，6］。在反硝化除磷過程中由于COD需要量的大為減少，過剩的COD因此能被分離，并使之甲烷化，從而避免COD單一的氧化穩(wěn)定（至CO2）。歸因于曝氣能量的減少，以及過剩COD甲烷化后能量的產生，這種綜合的能量節(jié)約最終會導致釋放到大氣的CO2量明顯減少。因此，具有反硝化除磷細菌富集的處理系統(tǒng)可以被視為可持續(xù)處理工藝。

　　傳統(tǒng)上，兩個已得到充分確認的生物途徑，硝化（NH+4→NO3-）與反硝化 （NO3→N2）被應用于污水處理的生物脫氮。這種傳統(tǒng)生物脫氮途徑從可持續(xù)角度看并不是最佳的，因為充分地氧化氨氮到硝酸氮首先要消耗大量能源（因曝氣）；其次，還需要有足夠碳源 （COD）來還原硝酸氮到氮氣。對這一傳統(tǒng)脫氮途徑的改進可借助于新近由荷蘭TU Delft研發(fā)的一種中溫亞硝化技術——SHARON來實現(xiàn)［7］。在亞硝化/反硝化脫氮途徑中，亞硝酸氮為僅有的中間過渡形態(tài)；這一途徑無論對氧化（NH+4→NO2-）還是還原 （NO2-→N2）均能起到最小量化的作用，意味著O2和COD消耗量的雙重節(jié)約。顯然，亞硝化 /反硝化脫氮途徑可以成為一種可持續(xù)的脫氮技術。

　　此外，荷蘭TU Delft研究人員幾乎在同一時期還試驗確認了一種新的氨氮轉換途徑，這使得氨氮以亞硝酸氮作為電子接受體而被直接氧化至氮氣成為可能［2，7］。這種厭氧條件下的氨氮氧化與亞硝化過程（如SHARON工藝）相結合在工程上能夠實現(xiàn)氨氮的最短途徑轉換，這就意味著生物脫氮過程中能源與資源消耗量的最小化完全可能。污水處理過程中氮的所有可能轉換途徑列于圖1.與傳統(tǒng)脫氮工藝相比較，很明顯，由厭氧氨氧化與亞硝化工藝相結合的氮的完全自養(yǎng)轉換方式是一種最可持續(xù)的污水脫氮途徑。

　　圖1　污水生物脫氮的可能途徑

　　2、反硝化除磷原理與工程實踐

　　2.1　生物除磷代謝模型

　　從印度研究人員Srinath等人于1959年首次提及污水生物除磷現(xiàn)象以來［8］，各國科學家對生物除磷機理進行了長達20余年的摸索研究。然而，早期生物除磷研究往往以實際污水處理工藝為主要研究對象，且注意力大多集中于好氧條件下的生物攝磷過程，并沒有在意磷的厭氧釋放同好氧攝取之間的關系。直到上世紀80年代初，荷蘭研究人員Rensink才首次報道了好氧攝磷與厭氧放磷過程之間存在著某種必然聯(lián)系［9］。在此基礎上，生物除磷的一個完整生化代謝模型才由后續(xù)一些科學家完善、定型。圖2顯示了這個已基本定型的生物除磷生化代謝模型［5，10］。

　　圖2　生物除磷生化代謝模型

　　HAc 醋酸（COD） 　Glycogen 糖原　Poly-P 多聚磷酸鹽　ATP 三磷酸腺甙　PHB 聚-β-羥基-丁酸酯　　NADH2 煙酰胺腺嘌呤二核苷酸（輔酶）

　　一般認為，污水中的基質（COD）首先在厭氧條件下被轉化為細菌細胞內的聚合物質——PHA（ 即PHB+PHV，以PHB為主要成分），這個過程籍細胞內多聚磷酸鹽來提供所需能量。結果，磷酸鹽被釋放到細胞之外。當環(huán)境改變?yōu)楹醚鯒l件后，由于環(huán)境中缺乏COD而使得在厭氧條件下貯存的PHB被用來充當基質。籍基質所提供的能量，細菌在此條件下過量攝取環(huán)境中的磷酸鹽而在細胞內形成多聚磷酸鹽，細菌同時得到增殖。此外，在好氧條件下糖源也得到補充。在好氧條件后分離增殖的細菌，磷便能隨細菌細胞而被排除。聚磷細菌PAOs（Phosphate Accum ulating Organisms）細胞內的磷含量可高達12%（以細胞干重計），而普通細菌細胞的磷含量僅為1%～3%［10］�？梢姡�生物聚磷后的細菌分離可有效將污水中的磷酸鹽脫除。

　　兼性反硝化細菌生物攝/放磷作用被確認不僅拓寬了磷的去除途徑，而且，更重要的是這種細菌的生物攝/放磷作用將反硝化脫氮與生物除磷有機地合二為一。這就為可持續(xù)污水處理工藝的發(fā)展奠定了十分有力的技術基礎。如圖2所示，在缺氧（無氧但存在硝酸氮）條件下，反硝化除磷細菌DPB（Denitrifying Phosphorus?removing Bacteria）能夠象在好氧條件下一樣，利用硝酸氮充當電子受體，產生同樣的生物攝磷作用。在生物攝磷的同時，硝酸氮被還原為氮氣。顯然，被DPB合并后的反硝化除磷過程能夠節(jié)省相當?shù)腃OD與曝氣量，同時也意味著較少的細胞合成量。

　　2.2　反硝化除磷工藝

　　事實上，在早先應用的UCT（University of Cape Town）等生物脫氮除磷工藝中存在著一定數(shù)量的DPB，只不過當時沒有被人們認識而已。在實際工程中，為最大程度地從工藝角度創(chuàng)造DPB的富集條件，一種變型的UCT工藝——BCFS在荷蘭應運而生［11～12］。實際上，BCFS??工藝以荷蘭早年研發(fā)的氧化溝（污泥齡同氧化溝）和南非發(fā)明的UCT工藝原理為基礎，將UCT反應池擴展為5個，具有3個內循環(huán)和1個被結合的化學除磷單元。BCFS工藝流程詳見圖3.

　　厭氧池以推流方式運行可保持較低的污泥指數(shù)（SVI），相當于一個厭氧選擇池所起到的作用。在厭氧池后，一些溶解性的水解產物（COD）可能存在。實踐證明，在厭氧和缺氧池之間增設一個接觸池可起到第二選擇池的作用。在接觸池中，回流污泥與來自于厭氧池的混合液充分混合，以吸附在厭氧池中被水解的COD.這個過程僅需約10 min即可完成，所以，接觸池僅需一個很小的池容。接觸池中的溶解氧為零，溶解性的COD被用來脫除由回流污泥帶進的硝酸氮。在此情況下，絲狀菌的繁殖被大大抑制。最近對荷蘭幾個已升級為BCFS工藝的處理場調查表明，一個穩(wěn)定而又較低的SVI值（80～120）能夠在運行中持續(xù)實現(xiàn)［12］?。而在未增設第二選擇池前，SVI普遍在150以上。

　　圖3　BCFS工藝流程

　　在好氧池與缺氧池之間增設一缺氧/好氧池（混合池），目的是為了在此池內獲得同時的硝化與反硝化，以保證出水含有較低的總氮濃度。這個新增設的反應池僅在需要時曝氣（或因好氧池溶解氧濃度過低，或因好氧池和缺氧池中的氧化/還原電位太低）。在此情形下，這個增設的反應池可以被定義為混合（曝氣）池（池內溶解氧通常為0.5 mg/L）。在好氧池之前加設混合池，可較容易地通過控制內循環(huán)流量達到保證完全的反硝化和內循環(huán)A中無（或極低）硝酸氮的目的。否則，硝酸氮可能被回流到厭氧池中，導致普通兼性異養(yǎng)菌（反硝化作用）同除磷細菌（PAOs/DPB）競爭并消耗COD.此外，混合池能通過最大程度地富集DPB，起到使污泥得到良好礦化、降低SVI值與污泥產量之綜合作用。

　　因為在BCFS??工藝中的污泥齡通常被設計以滿足硝化細菌增長所需要的生長條件，所以，容易導致較低的污泥產量。然而，這對除磷細菌的富集是不利的。另外，進水中COD/P比值過低也不利于除磷細菌的增長。在這兩種情況下，生物除磷需輔以化學除磷來達到完全除磷的目的。生物除磷與化學除磷結合有助于使生物過程具有較高的選擇性。進言之，細菌對磷酸鹽具有較高的親和性。因此，生物除磷與化學沉淀結合還能保證在較低化學藥劑消耗量的情況下獲得低的磷出水濃度（＜0.1 mgP/L）。試驗表明，完全生物除磷需要22 mgCOD/mg P，而生物除磷與化學沉淀相結合會使最低COD需要量降至2 mg COD/mg P［13］。在圖 3所示的BCFS工藝中，化學沉淀除磷單元設置于厭氧池的末端（混合液中的磷濃度達到最大，通常為30～40 mg P/L），部分混合液以上清液形式（設小型沉淀單元）被抽出、并施以化學沉淀劑沉淀。以此種方式運行，一方面化學藥劑的投放量可發(fā)揮其最大效率，另一方面化學污泥不會同生物污泥混合而影響污泥焚燒處置時的燃燒能力。

　　3、厭氧氨（氮）氧化脫氮技術原理及應用前景

　　3.1　自養(yǎng)脫氮技術原理

　　如圖1所示，厭氧氨（氮）氧化輔以亞硝化是實現(xiàn)自養(yǎng)脫氮的最有效途徑。厭氧氨氧化與中溫亞硝化均是近十年來由荷蘭代爾夫特工業(yè)大學Kluyver生物技術實驗室所開發(fā)的新工藝。

　　3.1.1　厭氧氨（氮）氧化（ANAMMOX）

　　厭氧氨氧化ANAMMOX（ANaerobic AMMonium OXidation）指的是厭氧條件下氨氮以亞硝酸氮作為電子接受體直接被氧化到氮氣的過程，其分解反應如下：

　　???NH+4+NO?-2→N2+2H2O（1）???

　　從這一反應中所產生的Gibbs自由能甚至比產生于好氧氨（氮）氧化（硝化）的能量還高，所以，能夠支持自養(yǎng)細菌生長。早在20世紀70年代中期，Broda便從自由能理論計算中預測到自然界應該存在著ANAMMOX現(xiàn)象［14］，但它的現(xiàn)實發(fā)現(xiàn)是在理論預測10年之后。荷蘭人Mulder首先在用于反硝化的流化床中發(fā)現(xiàn)了這一現(xiàn)象［2］。起ANAMMOX作用的微生物已被成功地分別在實驗室流化床［15］與SBR反應器［16］中培養(yǎng)、富集到一定濃度，合成培養(yǎng)基為氨氮與亞硝酸氮的混合物。ANAMMOX微生物的增長率與產率是非常低的，但是氮的轉換率卻為0.25 mgN/（mgSS.d），這與傳統(tǒng)好氧硝化的轉換率相當［17］。ANAMMOX反應在10～43 ℃的溫度范圍內具有活性，適宜的pH為6.7～8.3.

　　ANAMMOX無需有機碳源存在，碳酸鹽/二氧化碳是ANAMMOX微生物生長所需的無機碳源。ANA MMOX總試驗計量化學式由方程（2）所表示，它是ANAMMOX分解（方程（1））與合成的總的表達式。ANAMMOX一個令人驚奇的性質是它在反應過程中需要轉換部分亞硝酸氮到硝酸氮??［15 ］?，如方程（2）所示。因為ANAMMOX由自養(yǎng)微生物所完成，所以，為固定CO2并使之還原為有機碳需要有一個電子給予體。理論上，兩種基質，氨氮（氧化到亞硝酸氮）及亞硝酸氮 （氧化到硝酸氮）均可擔當此任，但在現(xiàn)實中顯然僅亞硝酸氮被用于此目的。

　　NH+4+1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+→0.066CH2O0.5N0.15?+1.02N2+0.26NO3- +2.03H2O　　　　　　　　　�。�2）

　　3.1.2　中溫亞硝化（SHARON）

　　中溫亞硝化英文簡稱SHARON（Single reactor for High Ammonium Removal Over Nitrite ），氨氮氧化的終產物為亞硝酸氮［18～22］。眾所周知，常溫下的硝化是一個由兩種不同的自養(yǎng)細菌所完成的生物化學過程：第一步，氨氮首先被氧化到亞硝酸氮（亞硝化）；第二步，亞硝酸氮繼續(xù)被氧化成硝酸氮（硝化）。在環(huán)境溫度下（如典型的10～20 ℃），硝化細菌比亞硝化細菌增長速率要快。這暗示著亞硝酸氮作為一種中間過渡形態(tài)很難以聚集濃度存在于環(huán)境溫度之下。然而，當溫度增高之后，出現(xiàn)與常溫下相反的情況，因為硝化細菌在溫度提高后其增長率變得比亞硝化細菌要低。根據(jù)反應的活性能，荷蘭研究人員Hunik??［23］?繪出了亞硝化細菌和硝化細菌的最小污泥齡與溫度之間的關系，如圖4.圖4 揭示，靠細致地選擇污泥齡，硝化細菌完全有可能被從系統(tǒng)中排除，而僅僅使亞硝化細菌保持在反應器中。

　　圖4　亞硝化細菌和硝化細菌的最小污泥齡與溫度關系

　　SHARON工藝的基本工作原理便是利用了溫度高有利于亞硝化細菌增殖這一特點，使硝化細菌失去競爭［21～22］。此外，溫度高有利于提高細菌的比增長率，這便有可能使微生物被保持在一有限容積的單一反應器中，而無需污泥停留（以恒化器方式運行）。在SHARON工藝中無污泥停留意味著污泥齡（SRT）完全等于水力停留時間（HRT）。因此，反應器的稀釋率（1 /HRT）能被設定在某一數(shù)值，使亞硝化細菌快速增長并停留在反應器中，而讓硝化細菌排出系統(tǒng)。作為一個安全的運行溫度，35 ℃被選擇為SHARON工藝的工作溫度。此時，亞硝化細菌的最大比增長率為2.1 d-1，在實際情況下導致大約為1 d左右的好氧污泥齡。

　　雖然SHARON工藝選擇了快速增長的亞硝化細菌，但這樣的微生物對氨氮具有較低的親和性 （即在反應動力學中具有較高的半飽和常數(shù)?Ks）［20］。在實際中，這將導致出水含有較高濃度的氨氮（10～100 mgN/L）。因此，SHARON工藝最適合于處理具有一定溫度的高濃度（＞500 mgN/L）氨氮污水。試驗表明，亞硝化過程在pH下降到6.4左右時停止，因為在此pH條件下硝化細菌變得活躍起來［21～22］。對SHARON工藝來說，最佳的運行pH 在6.8～7.2之間。

　　3.1.3　生物膜內亞硝化

　　亞硝酸氮在生物膜內的聚集是亞硝化的另一種形式，這種現(xiàn)象已在一些試驗中低溶解氧濃度（0.5～1.5 mgO2/L）的情況下被觀察到，并被確認存在于現(xiàn)實之中［24～25］。硝化細菌與亞硝化細菌間對氧的親和性之差別，以及傳質限制等因素影響這兩種微生物在生物膜內的數(shù)量。許多研究人員從試驗中已廣泛地觀察到，亞硝化細菌對氧的親和常數(shù) （即半飽和常數(shù)）比硝化細菌要低很多［26～30］。如果生物膜內的溶解氧受限制，這兩種微生物間的競爭必定發(fā)生。競爭的結果總是亞硝化細菌獲勝。在一個生物膜系統(tǒng)中，快速增長的細菌傾向于占據(jù)生物膜的表層［31］。微生物的這種性質對亞硝化細菌的增長非常有利，因為在環(huán)境中低DO/NH3-N比值情況下，氧通常是限制性基質，不足以向生物膜內部擴散［32］。生物膜內微生態(tài)進化的結果將是硝化細菌消失，而亞硝化細菌大量繁殖，至少在生物膜的表層情況如此。

　　3.2　自養(yǎng)脫氮工藝應用現(xiàn)狀與前景

　　ANAMMOX工藝的出現(xiàn)為工業(yè)污水或生活污水以較可持續(xù)方式脫氮處理創(chuàng)造了新的技術條件［2，33，34］。ANAMMOX與一亞硝化工藝相結合，氨氮能夠被直接自養(yǎng)轉換到氮氣。以此種方式脫氮，傳統(tǒng)上需以有機電子供體（COD）支持反硝化的問題便被完全避免。因此，污水中較多的COD便有可能被分離而轉化為甲烷。進言之，一半以上的曝氣量（為硝化）被節(jié)約。與ANAMMOX相結合的亞硝化工藝可以SHARON方式或者在生物膜內實現(xiàn)。

　　3.2.1　SHARON與ANAMMOX結合工藝

　　這種自養(yǎng)脫氮工藝見圖5.主要針對高濃度氨氮污水。進水首先進入一懸浮增長、無污泥停留的SHARON單元，運行最佳溫度為35 ℃。目前，世界上SHARON工藝的首例工程應用已在荷蘭鹿特丹的Dokhaven污水處理場內實現(xiàn)［35］；它被用于污泥消化液（含有1000～ 1500 mgN/L）反硝化的前處理（亞硝化）。這個SHARON亞硝化單元以實驗室2 L小試反應器為基礎，通過數(shù)學模擬直接放大到現(xiàn)場1500 m3處理構筑物。幾年實際運行情況表明，這個亞硝化處理單元性能良好，亞硝化率幾乎可達100%（需控制pH）。

　　事實上，上述SHARON亞硝化單元是為今后以ANAMMOX方式處理污泥消化液所做的前期技術準備。目前，對圖5所示SHARON后接ANAM MOX的完全自養(yǎng)脫氮工藝已完成全部實驗室研究工作。

　　圖5　SHARON與ANAMMOX相結合的自養(yǎng)脫氮工藝流程

　　作為ANAMMOX的前處理單元，實驗室中2 L小試的SHARON亞硝化反應器（SBR）在30～40 ℃條件下運行，總的氮負荷為1.2 gN/L，pH不受控制。SHARON反應器以pH不受控制方式運行的結果將是不完全亞硝化。試驗表明［35］，有53%的消化液氨氮被亞硝化（見表1）。換句話說，SHARON反應器的出水實際上是氨氮與亞硝酸氮的混合液。這恰好就是ANAMMOX反應器所需的最佳進水基質。經(jīng)一個運行在30～37 ℃的2 L ANAMMOX反應器處理后，來自SHARON反應器之混合液中的亞硝酸氮則全部被去除。根據(jù)ANAMMOX的試驗計量式（方程（2）），在SHARON 反應器中57%的氨氮亞硝化應是在ANAMMOX反應器中全部去除氨氮與亞硝酸氮的最佳轉換率。試驗表明［35］，在SHARON反應器中氨氮的亞硝化率完全受pH（在6.5～7.5間）控制。所以，要想得到一個理想的亞硝化率可以靠控制pH來實現(xiàn)。

　　鹿特丹Dokhaven污水處理場污泥消化液目前反硝化脫氮處理單元將會在不久的將來被ANAMMOX工藝所取代，有關ANAMMOX工程應用的中試正在設計之中。無疑，這將為高濃度氨氮的可持續(xù)脫除建立世界上首座示范工程。

　　3.2.2　生物膜內自養(yǎng)脫氮工藝（CANON）

　　生物膜內的亞硝化前已述及。如果在生物膜系統(tǒng)內ANAMMOX微生物也能同時生長，那么生物膜內一體化的完全自養(yǎng)脫氮工藝便可能實現(xiàn)。在實踐中，這種一體化的自養(yǎng)脫氮現(xiàn)象確實已在一些工程或試驗中被觀察到［36～38］。這種自養(yǎng)脫氮工藝已被命名為CANON（Completely Autotrophic N removal Over Nitrite）??［39］?。

　　CANON工藝的工作原理如圖6，以方程（2）表示的ANAMMOX計量化學式為依據(jù)。在支持同時硝化與ANAMMOX的生物膜系統(tǒng)中，通常存在3種不同的自養(yǎng)微生物：亞硝化細菌、硝化細菌、厭氧氨氧化細菌。這3種細菌相互間競爭氧、氨氮與亞硝酸氮。如上所述，由于亞硝化細菌與硝化細菌間對氧的親和性不同，以及傳質限制等因素，亞硝酸氮在生物膜表層的聚集是可能的。當氧向內擴散到被全部消耗后，厭氧層出現(xiàn)，厭氧氨氧化細菌便有可能在此生長。隨著未被亞硝化的氨氮與亞硝化后的亞硝酸氮擴散至厭氧層，ANAMMOX反應便能進行。CANON 工藝總的化學計量式由方程（3）表示。可見，環(huán)境中的氨氮與溶解氧是決定CANON 工藝的兩個關鍵因子。 圖6　CANON工藝生物膜反應模型

　　???NH+4+3/4 O2→1/2 N2+3/2 H2O+H+?（3）??

　　雖然目前CANON工藝在世界范圍內仍處于研發(fā)階段，還沒有真正的工程應用，但是它必將會給可持續(xù)污水脫氮技術帶來革命性的變革。在ANAMMOX微生物學研究成果的基礎上［17］，我們所做的數(shù)學模擬技術??［40～41］?已對CANON工藝的各個未知因素和影響因子進行了理論分析，辨認了主要影響因子，從而為CANON工藝的工程應用提供了有力的中試基礎。