一、前言

氨氮(ammonia nitrogen，NH₄⁺-N)為廢污水放流水常見之含氮管制項目。含氨放流水進入河川或近岸水體後，氨的生物氧化程序會消耗溶氧；其中游離氨(NH₃)的比例受pH與溫度影響，濃度過高時可能對水生生物造成毒性。另一方面，將NH₄⁺氧化成硝酸鹽(NO₃⁻)僅完成氮形態轉換，並不等同於總氮(total nitrogen，TN)去除。因此，當承受水體具有優養化風險或總氮受到管制時，處理設計除須符合氨氮放流水限值外，亦應納入總氮(total nitrogen，TN)或總無機氮(total inorganic nitrogen，TIN)去除的觀念，並以將其轉化成氮氣(N₂)為最終脫氮目標或考慮氨氮資源化回收技術。在許多氨氮處理技術中，生物處理為其中一種常見的處理程序，但在其穩定好操作的優點背後，仍需考慮如需去除濃度範圍、曝氣需求、外加碳源、污泥產量、鹼度、溫室氣體排放及既有設施空間等可大幅影響處理效能的重要因子。

國內「放流水標準」於2024年12月18日修正發布，氨氮管制範圍已涵蓋公共污水下水道系統、金屬表面處理與電鍍業、印刷電路板製造業、其他工業區專用污水下水道系統，以及部分製革、屠宰、肉品市場與醫療機構等。各業別之限值依承受水體、新設或既設、建造或工程招標時點及核准水量而不同，部分既設對象並設有2027、2029或2031年的分階段施行期。有鑑於此，生物處理程序的設計與操作也須配合法規進一步調整以因應日益嚴格的處理需求。表一彙整與本文主題較直接相關之代表性條件；實際適用仍應回到最新版附表與許可內容逐項判定(環境部，2024)。

表1、國內部分產業及公共污水下水道系統之氨氮／總氮放流水管制限值

傳統生物脫氮通常先在好氧條件下完成硝化，再於缺氧槽以有機物進行異營脫硝。理論上，每氧化1 kg NH₄⁺-N至NO₃⁻約需4.57 kg O₂，並消耗約7.14 kg CaCO₃當量之鹼度；若進流水可生物降解碳源不足，後段脫硝則需投加甲醇、乙酸或其他外部碳源(Metcalf & Eddy, 2014)。對於具有低碳氮比值(C/N)之進流廢水、用地受限或既有曝氣設備已接近設計負荷之處理廠，若仍以提高曝氣量、擴增反應槽或增加外加碳源因應氮排放要求，將增加電耗、藥劑使用量及污泥處置負擔。因此，近年氨氮生物處理技術逐漸朝向短程脫氮、反向擴散生物膜及自營電子供體整合發展。

本文以厭氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, Anammox)作為低碳氮移除核心，以膜曝氣生物膜反應器(membrane aerated biofilm reactor, MABR)提供精準氧傳與功能菌保留，再由硫循環系統提供低有機碳條件下之自營部分脫硝。三者之主要整合反應路徑如圖一所示：MABR將部分NH₄⁺穩定轉為NO₂⁻，Anammox以NH₄⁺與NO₂⁻直接生成N₂，而硫氧化菌可將系統中NO₃⁻選擇性還原為NO₂⁻，提供 Anammox反應所需之NO₂⁻並降低外加有機碳需求。由於硝化菌屬於自營菌，Anammox具有低溶氧需求，再配合自營性的硫氧化菌，可使整體生物處理程序具有低溶氧需求及無需額外添加有機碳源的特色，有助於降低曝氣及碳源使用需求，使生物處理程序朝低碳化方向發展。

圖1、傳統程序與整合式低碳處理系統之氮移除路徑（本研究整理）

二、Anammox為核心的捷徑脫氮

Anammox菌群為自營、厭氧且增殖速率較低之功能微生物，可利用NH₄⁺作為電子供體、NO₂⁻作為電子受體，主要產物為N₂，並生成少量NO₃⁻與生物量。此反應於1990年代被確認為生物作用，後續研究鑑別出執行反應之浮黴菌門微生物(Strous et al., 1999; Van de Graaf et al., 1995)。常用之整體化學計量式如下(Strous et al., 1998)：

NH4+ + 1.32 NO2− + 0.066 HCO3− + 0.13 H + → 1.02 N2 + 0.26 NO3− + 0.066 CH2 O0.5 N0.15 + 2.03 H2 O (eq1.)

依此化學計量，若以NH₄⁺作為唯一氮源，部分亞硝化–厭氧銨氧化(partial nitritation/Anammox，PN/A)理論上需先將約57%的NH₄⁺氧化至NO₂⁻，其餘NH₄⁺再與NO₂⁻進入Anammox反應；生成之NO₃⁻約相當於進流氮的11%。相較完整硝化–異營脫硝，PN/A的理論氧需求約可降低60%，原則上不需為脫氮外加有機碳源，且自營菌生物量產率低，可大幅降低剩餘污泥生成(Kartal et al., 2010; Siriweera et al., 2023)。因此，高氨氮、低C/N且水溫較高之污泥消化液或濃縮液，已成為側流PN/A最成熟的實場應用場景(Lackner et al., 2014)。

相較於側流系統，Anammox技術應用於主流污水處理仍面臨較多操作限制。都市污水通常具有氨氮濃度與水溫較低、水質及流量變動幅度較大等特性，同時，進流水中的可生物降解有機物亦可能促進異營菌生長，使其與Anammox菌競爭NO₂⁻及有限的生物膜空間。此外，若亞硝酸鹽氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria，NOB)將NO₂⁻進一步氧化為NO₃⁻，不僅會增加系統氧氣需求，也會降低Anammox反應所需NO₂⁻的可利用量，進而影響整體脫氮效能。

由於Anammox菌增殖速率緩慢，系統啟動與菌群富集所需時間較長，因此實際操作上通常藉由顆粒污泥、載體或生物膜等方式延長其有效污泥停留時間，並透過溶氧濃度、曝氣週期、氨負荷、游離氨／游離亞硝酸、溫度及污泥排放等操作條件，共同抑制NOB並維持Anammox菌的競爭優勢(Kosgey et al., 2022; Zhang et al., 2024)。以真實都市污水操作MABR-PN/A系統的研究顯示，相較於固定水力停留時間，以固定膜面氨負荷進行操作較有利於維持穩定的TN去除效能(Bunse et al., 2020)。此外，降低系統中懸浮污泥量亦可減少異營脫硝菌與Anammox菌之間的競爭，使Anammox菌逐步富集於生物膜中，進一步提升主流水PN/A系統的穩定性(Zhao et al., 2023)。

Anammox系統的溫室氣體優勢亦不宜以「沒有傳統脫硝」直接推論。PN/A仍包含AOB之羥胺氧化與硝化菌脫硝路徑；當DO、NO₂⁻、負荷或好氧／缺氧切換不穩定時，仍可能形成N₂O。系統中若保留異營脫硝以去除Anammox生成之NO₃⁻，碳源不足或氧滲入也可能造成N₂O累積。故低碳評估至少須同步量測電耗、外加碳源、污泥產量與液相／氣相N₂O，不宜只以氮去除率或理論化學計量作為結論(Duan et al., 2024; Maktabifard et al., 2023)。

表2、氨氮與總氮低碳生物處理技術之功能比較

三、MABR作為氧傳輸與功能菌保留平台

MABR以氣體可透膜或微孔膜作為微生物附著載體，空氣或純氧由膜腔進入生物膜，NH₄⁺、NO₃⁻、有機物及硫化物等基質則由主體液相向膜面擴散，形成與傳統曝氣生物膜相反的「反向擴散(counter-diffusion)」。在適當氧通量下，靠近膜面可形成AOB主導的含氧層，外側逐漸轉為低氧或缺氧層，使Anammox菌、自營硫氧化脫硝菌或異營脫硝菌得以共存，如圖二所示。此種空間分層使氧氣優先被附著菌利用，減少氣泡逸散與揮發性有機物吹脫，並以生物膜提供長SRT，適合保留Anammox等慢生長菌。

圖2、MABR 反向擴散生物膜中 AOB、Anammox 與 SOB 之微環境分層（本研究整理）

「無氣泡曝氣」常被認為具有接近100%的理論氧轉移效率，但在工程應用上，並不宜直接將理論氧轉移效率等同於實際節能效益。實際氧利用率仍會受到膜材氧滲透性、膜腔壓力與尾氣排放方式、膜面氨負荷、生物膜厚度、混合強度、溫度及氧需求變動等因素影響。當供氧不足時，可能限制氨氧化反應；反之，供氧過高則可能使氧進一步穿透至生物膜外層，抑制Anammox菌並促進NOB或異營菌生長。因此，高氧利用效率能否實現，仍取決於供氧條件與反應器配置。過去研究指出，在兩座實驗室規模、整合硫驅動脫硝與PN/A程序的MABR系統中，分別可取得最高66%與80%的氧利用率；結果顯示，在適當膜材配置與供氧條件下，MABR可維持較高之氧利用率，惟實際效益仍受反應器配置及操作條件影響(Siriweera et al., 2023)。

除了供氧效率外，MABR亦可用於既有污水處理廠之擴充改造，以增加硝化容量而減少新增槽體需求。膜組可直接置入既有曝氣槽，由膜面生物膜提供主要硝化容量，而懸浮污泥則持續負責有機物去除、絮凝或磷移除等功能，形成混合式MABR系統。近年全尺度MABR導入實場規模主要著重於提高硝化容量、降低曝氣能耗，以及減少新增反應槽體的需求；相較之下，主流水PN/A的應用目前仍以試驗與示範規模為主(He et al., 2025)。在操作策略方面，真實都市污水試驗結果顯示，採用間歇曝氣可降低NO₃⁻生成並提升TN去除效能，而脫落的生物膜若能重新附著或保留於系統中，其整體處理表現亦優於直接將其排除(Bunse et al., 2020)。另一研究指出，透過兩座MABR串聯並降低膜腔正壓，長期操作可達71.1±5.3%的TN去除率及30.1±3.2 mg-N/L/d的TN去除速率，顯示分段配置與低壓供氧有助於同步短程硝化與Anammox反應(Chen & Zhou, 2022)。

然而，MABR並不會僅因水中低DO而自然且穩定地抑制NOB。研究顯示，嚴格控制低DO(＜0.1 mg/L)確實可啟動並維持較高的亞硝酸鹽累積，但當NOB已在膜側高氧濃度區建立優勢後，單靠降低液相DO，不易有效降低其於生物膜中的比例，反映出反向擴散生物膜與傳統懸浮污泥系統在菌群控制機制上的重要差異(Lu et al., 2023)。除低DO控制外，亦可利用調降pH提高游離亞硝酸(free nitrous acid, FNA)選擇壓力進而抑制NOB生長；在pH 5.0-5.2的酸性MABR操作條件下，已有研究取得接近100%的亞硝酸鹽累積率及較高的氨氧化速率(Niu et al., 2024)。然而，酸性操作涉及膜材耐受性、鹼度需求、後段生物處理銜接及放流水pH調整等問題，仍需進一步透過實際場域驗證。簡言之，實務上的控制策略不宜僅依賴單一DO指標，而應進一步納入膜面氧通量、尾氣O₂、NH₄⁺面積負荷、間歇曝氣、分段膜面積、生物膜厚度及刮膜頻率等參數，以建立較完整的供氧與菌群控制機制。

四、硫循環自營脫硝與Anammox整合

當進流水C/N不足時，硫氧化菌(sulfur-oxidizing bacteria，SOB)可利用硫化物(S₂⁻/HS⁻)、硫代硫酸鹽(S₂O₃²⁻)或元素硫(S0)作為電子供體，將NO₃⁻或NO₂⁻還原。若反應停留於NO₃⁻→NO₂⁻的部分脫硝(denitratation)，生成之NO₂⁻可直接供Anammox使用；若完全還原至N₂，則會與Anammox競爭NO₂⁻。因此，整合程序的關鍵不是單純增加SOB，而是透過氮硫莫耳比(molar nitrogen-to-sulfur ratio，N/S)、水力停留時間(HRT)、pH、硫物種與生物膜分層，使「硫驅動NO₂⁻供給速率」與「Anammox NO₂⁻消耗速率」相互匹配。

以S₂O₃²⁻及S⁰為例，其完全自營脫硝之理論反應可表示如下；兩式皆產生SO₄²⁻與H⁺，說明硫自營脫硝雖可節省有機碳，卻可能增加硫酸鹽濃度並消耗鹼度：

5 S2 O32− + 8 NO3− + H2 O → 10 SO42− + 4 N2 + 2 H + (eq2.)

5 S 0 + 6 NO3− + 2 H2 O → 5 SO42− + 3 N2 + 4 H + (eq3.)

硫代硫酸鹽驅動部分脫硝–Anammox (thiosulfate-driven denitratation and Anammox, TDDA)系統在進流水NH₄⁺-N與NO₃⁻-N濃度皆約為101 mg-N/L的條件下，可達82.5±1.8%的TN去除率，其中估算約90%的TN去除由Anammox貢獻。相較於利用硫將NO₃⁻完全還原為N₂，先將NO₃⁻部分還原為NO₂⁻，再由Anammox進一步去除，可有效降低電子供體需求(Deng et al., 2019)。此外，在含實際都市污水有機物的混合營養系統中，TN去除率可進一步達94%，其中硫代硫酸鹽驅動自營部分脫硝提供80.6%的NO₂⁻，而Anammox貢獻65.1%的氮去除，顯示適量有機物的存在不必然破壞硫–Anammox共生關係，但仍需避免異營菌過度增殖(Gong et al., 2024)。

本文將短程硝化、硫驅動自營短程脫硝及Anammox所形成之整合程序暫稱為PNAS。此名稱目前尚非國際文獻一致採用之標準程序名稱；相關研究另使用TDDA、SDDA、TDD-PNA或SANIA等名稱，其硫電子供體、反應路徑及反應器配置亦不完全相同。因此，進行程序比較或工程設計時，仍應以實際反應路徑、電子供受體及反應器配置為主要說明依據。

硫電子供體可透過外加藥劑提供，亦可利用厭氧前處理將進流水中的SO₄²⁻還原為溶解性硫化物(total dissolved sulfide，TdS)，使有機碳回收、硫酸鹽還原與後段自營脫氮形成系統內部物質循環，降低對外加有機碳源的依賴。以硫酸鹽還原、自營脫硝、硝化與Anammox整合之SANIA程序為例，在總HRT為4.8 h的操作條件下，可達到90%的COD、93%的NH₄⁺及61%的TIN去除率，其中Anammox在部分試驗期間約貢獻81%的TIN去除；進一步估算顯示，相較於傳統生物脫氮程序，該系統可減少約75%的有機物使用量與40%的曝氣能量(Jiang et al., 2023)。上述結果顯示，利用進流水中的硫酸鹽建立內生硫循環具有降低外加碳源需求與曝氣能耗的潛力。然而，此類系統的穩定運作仍有賴於進流水具備足夠的硫酸鹽濃度、厭氧階段能維持可靠的碳轉化與硫酸鹽還原效率，並妥善控制硫化物逸散、設備腐蝕及生物毒性等工程風險。

五、MABR–PNAS整合系統之設計與操作

將Anammox、MABR與硫循環整合時，較合理的工程思維是先依進流水C/N、可生物降解COD濃度、氮負荷及硫物種條件選擇適當處理路徑，而非將三項技術固定依序串接。如圖三所示，對高C/N或可生物降解COD偏高之廢水，本團隊已利用實驗室規模與模組實驗驗證，進流水可先經厭氧前處理降低有機負荷，使後續系統維持有利於自營氮轉化菌群之低C/N條件；若原水同時含有足量SO₄²⁻，厭氧階段亦可能形成後段自營脫氮可利用之還原硫。相對而言，低C/N廢水若有機負荷已符合後段處理需求，可直接導入MABR–短程硝化/硫驅動短程脫硝–Anammox整合系統，以避免不必要之前處理單元。

圖3、不同C/N進流水之MABR–PNAS整合流程與主要監測控制項目（本研究整理）

註：bCOD為可生物降解化學需氧量(biodegradable chemical oxygen demand)；sCOD為溶解性化學需氧量(soluble chemical oxygen demand)；TdS為總溶解性硫化物(total dissolved sulfide)；Off-gas O₂為膜曝氣系統尾氣中之氧氣濃度。

整合系統的第一項控制重點是氧供應。MABR之供氧控制宜以單位膜面積氧通量與單位膜面積氨負荷之匹配關係為核心，並以NH₄+、NO₂⁻、NO₃⁻與尾氣O₂回饋調整，而非只維持固定主體DO。氧通量過高可能促進NOB於膜側高氧區富集，增加NO ⁻生成；過低則使AOB供應NO₂⁻不足。分段MABR可沿水流方向逐段降低氨負荷與供氣量，模型研究顯示適當分段可提高氨氮與TN去除率(Wagner et al., 2022)。對既有廠改造而言，首段可承擔主要氨氧化，後段以低壓或間歇供氣維持Anammox與硫自營脫硝。

第二項控制重點是硫–氮電子當量。S2O₃²⁻、S₂⁻與S0對NO₃⁻/NO₂⁻的化學計量與反應速率不同，水中有機碳也會介入異營脫硝及硫物種轉換。硫電子供體不足時可能造成NO3⁻殘留；投加過量則可能提高出流水含硫物種、SO₄²⁻-濃度及導電度。若系統直接以硫化物作為電子供體，或前段具有硫酸鹽還原反應，則另須注意H₂S逸散、設備腐蝕及生物毒性。操作上宜依不同硫電子供體之化學計量，以mol-N/mol-S或電子當量建立氮–硫日質量平衡；若採質量比表示，則應明確以mg-N/mg-S標示，並註明所採用之氮、硫物種。同時應監測TdS、S2O₃²⁻、SO₄²⁻、NO₂⁻、NO₃⁻、pH及導電度。近期同位素研究亦顯示N/S比會改變Anammox貢獻、DNRA及N₂O生成，因此硫投加控制不能只看NO₃⁻去除率(Zhan et al., 2024)。

第三項控制重點為生物膜與污泥管理。MABR生物膜過厚時，膜側高氧區可能累積NOB與惰性固體，外層亦可能因傳質阻力增加而降低反應效率；若刮膜過度，則可能造成Anammox與SOB流失。因此，應依膜材耐久性、剪切條件、膜腔壓力／壓降、尾氣O₂、氮轉化速率及生物膜厚度建立清洗與刮膜週期。若採混合式 MABR，本團隊研究結果也指出，懸浮污泥濃度與排泥策略亦應配合功能分工；懸浮相可承擔部分進流水有機負荷並緩衝水質衝擊，但異營菌量過高可能與Anammox競爭NO₂⁻，完全去除懸浮污泥則可能影響絮凝、除磷及系統抗負荷衝擊能力。

第四項控制重點為低碳效益驗證。建議以每公斤TIN去除量為共同功能單位，至少比較電耗(kWh/kg-TIN removed)、外加碳源需求(kg-COD/kg-TIN removed)、硫電子供體需求(kg-S/kg-TIN removed)、鹼度需求(kg-CaCO₃/kg-TIN removed)、剩餘污泥量(kg-DS/kg-TIN removed)及N₂O-N排放量，並將膜組件製造與更換、鼓風機效率、藥劑製造及污泥處置納入系統邊界。對含硫廢水，另應納入腐蝕防制與尾氣處理。低碳效益應在相同放流水要求及一致系統邊界下，與既有基準程序比較後判定。

表3、MABR–PNAS整合系統建議監測與控制項目表

六、結論與建議

隨著氨氮管制範圍擴大及部分業別氮排放要求提高，廢污水處理設計除須符合放流水限值外，亦需兼顧能耗、藥劑使用量、污泥產量及溫室氣體排放。Anammox可作為低碳脫氮之核心反應；MABR透過膜側供氧及反向擴散生物膜提高氧利用效率，並有利於保留慢生長菌；硫驅動短程脫硝則可在低C/N條件下將NO₃⁻還原為 NO₂⁻，補充Anammox反應所需電子受體。三者整合後，可降低完整硝化與外加有機碳源脫硝之需求。

各項技術之成熟度仍有差異。側流PN/A已具有多年大規模運轉經驗，混合式MABR亦已有實廠應用；主流MABR–PN/A及硫循環–Anammox整合則仍以試驗及示範案例為主。工程導入時應優先評估低溫與低氨氮條件下之Anammox活性、NOB長期控制、生物膜厚度與脫落、硫化物毒性與逸散、硫氧化產酸、SO₄²⁻累積及N₂O排放等問題，並採分階段方式進行驗證。

國內公共污水及工業廢水處理廠導入前，建議先以一年以上實際水質及流量資料掌握 NH₄⁺、NO₃⁻、可生物降解COD、SO₄²⁻、溫度及負荷變化，再進行氧、氮、硫及鹼度之質量平衡與碳排評估。既有處理廠可先利用混合式MABR增加硝化容量，確認膜面氧通量、NOB控制及生物膜管理條件後，再評估導入Anammox或硫驅動短程脫硝。含硫量較高或低C/N之工業廢水，可先進行實際廢水模廠試驗。低碳效益則應在相同放流水要求下，與既有基準程序比較電耗、外加碳源、硫電子供體、鹼度、剩餘污泥及N₂O排放後判定。

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