常規污水生物脫氮工藝可通過硝化作用和反硝化作用去除廢水中的氨氮，但處理高氨氮或低碳氮比廢水時存在運行成本高、效率低等問題。厭氧氨氧化(Anammox)是在厭氧條件下，厭氧氨氧化菌(AnAOB)以水中氨氮為電子供體，亞硝酸氮為電子受體，生成氮氣和少量硝酸氮的生物反應。相比傳統脫氮工藝，Anammox工藝無需氧氣和外加有機碳源，剩余污泥產生量少，運行費用可節省90%。以Anammox為基礎的新型污水脫氮工藝受到研究者的廣泛關注。然而AnAOB生長代謝極其緩慢，世代時間長達11d，且環境敏感度高，使得Anammox工藝啟動周期冗長。此外，AnAOB稀缺且難以培養，制約了Anammox工藝大規模應用。
有研究表明，儲存后的污泥經活化后可快速啟動Anammox工藝。Anammox污泥的儲存可有效保留AnAOB。接種已儲存污泥既有助于Anammox工藝的快速啟動，又可避免AnAOB培養困難等問題。因此，儲存的Anammox污泥可成為Anammox工藝的可靠菌種來源之一。
常溫儲存Anammox污泥可大大減少儲存過程的能耗，儲存污泥的激活還可縮短Anammox工藝啟動時間，提高工藝啟動有效性。考慮到低溫或超低溫儲存能耗較大，本研究在常溫(20℃)條件下儲存Anammox污泥并激活，以期為Anammox工藝工程化應用和技術推廣提供一定理論依據。
一、材料與方法
1.1 污泥儲存方法
Anammox污泥取自運行9個月的Anammox固定床反應器(FBR)。用蒸餾水洗滌Anammox污泥，沉淀后撇去上層清液，重復操作3次。然后將700mL污泥轉移到2L填充蜂窩狀填料的廣口瓶中，通過填料分散Anammox污泥，減少污泥堆積密度。填料填充比(體積比)為50%。廣口瓶經氮氣曝氣15min以排除溶解氧，用橡皮塞密封保證厭氧環境，置于恒溫控制室中。Anammox污泥在常溫(20℃)下避光儲存1個月，儲存過程不補充營養液。
1.2 實驗方法
Anammox激活采用連續流FBR，其結構見圖1。
Anammox反應器呈圓柱形，由有機鋼化玻璃制成，有效體積為2.6L，配有水浴夾層。恒溫水箱中的熱水經過水浴夾層循環使反應器溫度保持在35℃。進料容器與反應器密封以保持厭氧條件。反應器以黑布包裹，保護厭氧氨氧化菌生長免受光的干擾。
將廣口瓶中的Anammox儲存污泥連同蜂窩狀聚乙烯填料一起投加到反應器中。該填料平均密度為1100g/L，外形近似圓柱，內徑25mm，高12mm，中心至外圓有3層圓，周邊均為鋸齒狀，內部由19個大小近似的孔結構組成，具有較高的比表面積，單位體積填料表面的微生物附著量較高。同時，其多孔結構也有利于厭氧氨氧化反應產生氮氣的排出。附著在填料表面生長的厭氧氨氧化菌以生物膜形式存在，產氣的沖刷過程可避免生物膜生長過厚，既有利于底物傳質，又使微生物處于高活性的生長階段。
根據Anammox培養基制備模擬廢水，主要成分為(NH4)2SO4和NaNO2，其余組成按表1、表2進行配比。定期更換模擬廢水，避免因生物活性或其他因素改變配水組成。儲存污泥激活方式院反應器溫度控制在32℃，pH保持7.8~8.0，DO控制在0.05mg/L以下，模擬廢水中的NH4+-N、NO2--N初始質量濃度均為50mg/L，水力停留時間為1d。根據反應器的脫氮性能，逐步提高進水NH4+-N和NO2--N至200mg/L，從而逐步提高儲存污泥的Anammox活性。
1.3 分析方法
采用實時定量聚合酶鏈式反應(RT-PCR)技術測定Anammox污泥中的細菌和AnAOB的細胞密度，表征Anammox儲存污泥中AnAOB的存活情況。RT-PCR采用AnAOB特征引物AMX809FAMX1066R和細菌通用特征引物Eub341F-Eub534R。根據A.Dapena鄄Mora等的研究，采用批示試驗測定Anammox活性。氨氮采用納氏分光光度法(Spectrum722E型可見分光光度計)測定曰亞硝酸鹽氮采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法(Spectrum722E型可見分光光度計)測定曰硝酸鹽氮用紫外分光光度計法(UV-1700型紫外分光光度計)測定。pH和DO分別用便攜式pH測試儀(德國SartoriusAG)和Model55溶解氧測試儀(美國YSI)測定。混合液的懸浮固體質量濃度(MLSS)、混合液揮發性懸浮固體質量濃度(MLVSS)用稱重法測定。
二、結果與分析
2.1 污泥儲存前后的細胞數目變化
在常溫(20℃)條件下儲存污泥，儲存時間1個月。通過蜂窩狀填料分散儲存污泥，減少污泥堆積密度，減緩儲存期間細胞自溶及自溶過程對污泥的不利影響。儲存期間不添加任何營養物質，只維持溫度平衡。分別從儲存前(儲存第1天)和儲存后(儲存第30天)的Anammox污泥中取0.5g樣品，進行RTPCR測定污泥樣品的細菌細胞密度和AnAOB細胞密度，結果見表3。
從表3可以看出，細菌細胞密度從3.635×10 11mL-1減少到3.012×1011mL-1，細菌總數未大量減少。為減少自身能量消耗，大多數細菌處于休眠狀態以維持生存。而AnAOB細胞密度從2.338×10 11mL-1減少到1.223×10 11mL-1，數量減少近1/2，其占細菌總數的比例也由64.32%減至40.60%，這可能是由于部分AnAOB發生了自溶。但仍有相當一部分AnAOB保存下來，且儲存污泥發黑發臭現象并不明顯。表明在儲存過程中，蜂窩狀填料分散了Anammox污泥，減少了污泥堆積密度，在一定程度上可減緩自溶過程，且自溶現象只影響局部，對整體影響較小。儲存后的污泥中AnAOB占細菌總數比例為40.60%，雖然有所減少，但與普通活性污泥相比仍處于較高水平。儲存污泥中較高含量的土著AnAOB有利于Anammox儲存污泥的激活及Anammox工藝的啟動。
2.2 Anammox儲存污泥激活
Anammox污泥在常溫(20℃)下儲存1個月后作為接種污泥啟動裝置，進行激活。實驗分2個階段院啟動階段和負荷提高階段，通過NH4+-N和NO2--N的進水濃度加以區分。第1耀15天為啟動階段，用恒定的低濃度底物(NH4+-N和NO2--N均為50mg/L)對儲存污泥進行激活，出水NH4+-N和NO2--N逐漸降低，并有NO3--N生成，標志Anammox成功啟動曰第16耀55天為負荷提高階段，開始提高進水濃度，增設濃度梯度，此階段主要檢驗激活的污泥能承受的負荷。儲存污泥激活過程的氮素變化見圖2。
2.2.1 啟動階段
在激活過程中，初始進水的NH4+-N和NO2--N為恒定的50mg/L，HRT為1d，溫度控制在35℃，反應器pH保持7.8~8。運行15d后成功啟動Anammox工藝，之后Anammox菌活性不斷提高。
吳凱用普通污泥啟動Anammox過程，122d后運行穩定，NH4+-N和NO2--N平均去除率為86.67%、91.65%。金仁村等以反硝化污泥為接種污泥啟動Anammox固定床反應器，經86d成功啟動。可見儲存污泥作為接種污泥大大縮短反應器啟動時間，這是由于儲存污泥含有一定量Anammox菌，避免了污泥轉換和活性遲滯期，啟動進程加快。
啟動階段NH4+-N、NO2--N和總氮隨時間變化情況如圖3所示。
從圖3(a)可知，NH4+-N去除速率由18.73mg/(L.d)提升至40.68mg/(L.d)，去除率由37.46%提高到81.36%曰NO2--N去除速率從39.62mg/(L.d)升至49.67mg/(L.d)，去除率由79.24%提高到99.34%。由此可見，常溫儲存的污泥經過適當的方法激活后，AnAOB在激活初期能表現出較高的活性，對NH4+-N和NO2--N的去除均有一定效果曰隨著時間的推移，NH4+-N和NO2--N的去除率逐步提高，AnAOB的活性得到進一步恢復與提升。由圖3(b)可見，進水總氮負荷保持在100mg/(L.d)，總氮去除速率和去除率變化趨勢相似，在第5天出現輕微波動，可能是由于Anammox活性初期不穩定，但總體來看呈上升趨勢。總氮去除速率由初始58.32mg/(L.d)提高到83.37mg/(L.d)，總氮去除率從58.32%提高到83.37%。
g/(L.d)，總氮去除率從58.32%提高到83.37%。亞硝酸鹽消耗量(NO2--N)與氨氮消耗量(NH4+-N)之比(R1)、硝酸鹽生成量(NO3--N)與氨氮的消耗量(NH4+-N)之比(R2)隨時間的變化情況見圖4。
A.A.vandeGraff等得出R1、R2的理論值分別為1.32、0.26。從圖4可見，實際R1從起初的2.12逐漸變成1.22，第9天時其達到1.33，非常接近理論值1.32，但隨著生物活性逐漸恢復，當活性完全恢復時其比值為1.22，略低于理論值，大致接近。I.Tsushima等發現R1為0.8~0.7時反應裝置的去除效率較高，而R.C.Jin等認為1.2時處理效果最佳，其他學者也在不同條件下發現最佳比值在1.32上下浮動，大都不等于1.32。從圖4還可看出，R2從0緩慢升高至0.17左右，同樣低于理論值。R1和R2都低于理論值，可能與反應裝置的類型、所處環境條件不同有關，也與反應裝置中的菌種結構和狀態有聯系。
2.2.2 負荷提高階段
在負荷提高階段，進水NH4+-N和NO2--N由50mg/L逐步提高，經過70、100、150mg/L，最終提高至200mg/L。此階段NH4+-N、NO2--N和總氮隨時間變化情況如圖5所示。
從圖5(a)可以看出，NH4+-N去除率在負荷提升階段有小范圍波動，每次進水濃度改變，其去除效果較同期而言較差，然后逐漸恢復，最終趨于穩定，其去除率穩定在83%左右。NO2--N去除率也有類似情況，在小范圍內波動。但與前者相比，NO2--N的波動較小，其去除率在穩定時可達99.99%。NH4+-N和NO2--N的平均去除速率分別為121.97、145.47mg/(L.d)，平均去除率分別達到82.17%、98.36%。圖5(b)中，總氮去除速率隨總氮負荷的階梯式提高呈階梯式變化，最大去除速率達341.43mg/(L.d)，總氮去除率上下波動，但總體變化幅度不大，平均為83.90%。
負荷提高階段R1、R2隨時間變化情況見圖6。
由圖6可見，負荷提高階段R1有小幅波動，最大值和最小值分別為1.35、1.13，平均值為1.21，與激活階段的比值大致相等。此實驗條件下Anammox反應的化學計量比R1大致為1.21，與理論值非常接近，但仍存在一定差值。進水由50mg/L提高到70mg/L初期，R2呈下降趨勢，在第21天出現最小值0.07，隨著污泥活性的恢復R2趨于平穩，平均約為0.16，低于理論值0.26。R1和R2的實際值與理論值存在偏差，除與反應裝置類型、環境條件等有關外，還可能是由于反應器內AnAOB為優勢菌種，存在少量以NO3--N為電子受體的反硝化菌協同脫氮。
有學者認為，在污泥儲存過程中添加培養基會使儲存后的激活效果更好。吳凱在室溫(25℃)下添加培養液(50mg/LNH4+-N和50mg/LNO2--N)，儲存30d、激活15d后，NH4+-N和NO2--N去除率分別為76.7%、95.8%。而本研究在常溫(20℃)儲存Anammox污泥過程中不加營養液，儲存1個月的Anammox污泥經15d激活，NH4+-N和NO2--N去除率可達81.36%、99.34%。無培養基條件對常溫短時間儲存影響不大，且儲存后的激活效果可能更好。間歇添加營養液或緩沖液對儲存過程可能產生不利影響。
Anammox污泥無基質儲存時要考慮溫度的影響。較高溫度下儲存，Anammox菌活性較高，代謝較快，致使生物量很快衰減，增加了其恢復難度，且恢復后的活性不易達到儲存前水平，即使是短時間內的儲存也很難恢復曰過低的溫度則可能導致細胞不可逆的凍傷或破裂，也會使污泥儲存后的細胞活性難以恢復。而在適宜溫度下短時間儲存，可以減緩Anammox菌的衰減，有利于儲存后Anammox污泥活性恢復。通過批式實驗研究儲存污泥的激活，發現-20℃下冷凍儲存45d的Anammox污泥雖然仍呈鮮亮的紅色，但對NH4+-N基本沒有去除作用，且其出水呈淺紅色。這表明過低溫度的冷凍儲存會使一部分厭氧氨氧化菌的細胞破裂，細胞色素進入出水，喪失活性。有研究分別考察了常溫、中溫、低溫下儲存1個月后Anammox污泥的活性，發現常溫儲存污泥的總氮去除率最高。這表明常溫條件對1個月的短時間Anammox污泥儲存可能更有利。本研究表明，常溫(20℃)無基質短時間(1個月)儲存可以有效保留相當一部分AnAOB，又能避免低溫儲存污泥難以激活的問題，且常溫儲存與低溫儲存相比能耗大大降低。因此，常溫無基質短時間儲存的Anammox污泥可作為一種Anammox菌種來源，快速啟動Anammox工藝。
三、結論
(1)常溫(20℃)下Anammox污泥在填充蜂窩狀填料的廣口瓶中儲存1個月，儲存期間不添加任何外界營養物質，細菌密度從3.635×10 11mL-1減少到3.012×10 11mL-1，AnAOB細胞密度從2.338×10 11mL-1減少到1.223×10 11mL-1，儲存前后細菌總數并未減少很多，而Anammox菌的數量減少了近一半，但Anammox菌在細菌中仍有40.60%的較高占比。
(2)在FBR中以儲存1個月的Anammox污泥作為接種污泥激活Anammox反應，可使Anammox啟動時間變短。與采用普通活性污泥啟動的Anammox相比，沒有停滯期，啟動時間顯著縮短。接種儲存的Anammox污泥可實現Anammox工藝的快速啟動。
(3)激活15d后，進水NH4+-N和NO2--N保持在50mg/L，其去除率分別達到81.36%、99.34%，表明Anammox成功啟動。再通過提高進水NH4+-N和NO2--N來提高進水氮負荷，第55天進水NH4+-N和NO2--N均達到200mg/L，其去除率分別達到83.52%、99.99%。化學計量比R1和R2的平均值為1.21、0.16。反應器中Anammox菌為主導菌種，并存在少量反硝化菌強化總氮去除。（來源：河北工業大學能源與環境工程學院：中國環境科學研究院）
