傳統(tǒng)的廢水生物脫氮工藝可以通過硝化反硝化作用去除廢水中的氨氮，但在處理高氨氮或低碳氮比的廢水時存在運行成本高、效率低等問題。厭氧氨氧化(Anammox)是指厭氧氨氧化細菌(AnAOB)以水中的氨氮為電子供體，亞硝酸鹽氮為電子受體，生成氮氣和少量硝酸鹽氮的生物反應。與傳統(tǒng)反硝化工藝相比，厭氧氨氧化工藝不需要氧氣和外加有機碳源，剩余污泥產生量少，運行費用可節(jié)省90%。基于厭氧氨氧化的新型廢水脫氮工藝受到研究者的廣泛關注。然而，AnAOB的生長代謝極其緩慢，世代時間長達11天，對環(huán)境的敏感性高，使得Anammox工藝的啟動周期冗長。此外，AnAOB缺乏，培養(yǎng)困難，制約了厭氧氨氧化工藝的大規(guī)模應用。

研究表明，儲存后的活性污泥可以快速啟動厭氧氨氧化過程。厭氧氨氧化污泥貯存可以有效地保留厭氧氨氧化菌。接種貯存污泥不僅有助于厭氧氨氧化工藝的快速啟動，而且避免了厭氧氨氧化培養(yǎng)的困難。因此，貯存的厭氧氨氧化污泥可以作為厭氧氨氧化工藝菌種的可靠來源之一。

厭氧氨氧化污泥在常溫下儲存可以大大降低儲存過程中的能耗。儲存污泥的活化還可以縮短厭氧氨氧化工藝的啟動時間，提高工藝啟動的有效性?？紤]到低溫或超低溫貯存的高能耗，本研究在常溫(20℃)下貯存厭氧氨氧化污泥并對其進行活化，以期為厭氧氨氧化工藝的工程應用和技術推廣提供理論依據(jù)。

一.材料和方法

1.1污泥儲存方法

厭氧氨氧化污泥取自已經(jīng)運行9個月的厭氧氨氧化固定床反應器(FBR)。用蒸餾水沖洗厭氧氨氧化污泥，沉淀后撇去上清液，重復操作3次。然后，將700mL污泥轉移到填充有蜂窩狀填料的2L罐中，厭氧氨氧化污泥通過填料分散以降低污泥堆積密度。填充率(體積比)為50%。廣口瓶通入氮氣15分鐘，去除溶解氧，用膠塞密封，保證厭氧環(huán)境，置于恒溫控制室。厭氧氨氧化污泥在室溫(20℃)下避光貯存一個月，貯存期間不添加營養(yǎng)液。

1.2實驗方法

厭氧氨氧化被連續(xù)流FBR激活，其結構如圖1所示。

厭氧氨氧化反應器為圓柱形，由有機鋼化玻璃制成，有效容積為2.6L，有水浴夾層。恒溫水箱中的熱水通過水浴夾層循環(huán)，使反應器溫度保持在35℃。進料容器與反應器密封在一起，以保持厭氧條件。反應器用黑布包裹，保護厭氧氨氧化菌生長不受光線干擾。

將罐中的厭氧氨氧化貯存污泥與蜂窩狀聚乙烯填料一起加入反應器中。該填料的平均密度為1100克/升，近似圓柱形，內徑為25毫米，高為12毫米，由中心向外呈三層圓形，周邊呈鋸齒狀，內部有19個相似的孔結構。它具有高的比表面積，并且在每單位體積的填料表面上具有高的微生物粘附性。同時，其多孔結構也有利于厭氧氨氧化產生的氮氣的排出。生長在附著填料表面的厭氧氨氧化細菌以生物膜的形式存在，產氣的沖刷過程可以避免生物膜生長過厚，有利于底物傳質，使微生物處于高活性生長階段。

根據(jù)厭氧氨氧化培養(yǎng)基配制模擬廢水，主要成分為(NH4)2SO4和NaNO2，其余成分按表1和表2配比。定期更換模擬廢水，避免因生物活動或其他因素改變配水成分。在污泥貯存活化模式下，反應器溫度控制在32℃，pH保持在7.8~8.0，DO控制在0.05mg/L以下，模擬廢水中NH4+-N和NO2-N的初始質量濃度為50mg/L，水力停留時間為1 d，根據(jù)反應器的反硝化性能，將進水NH4+-N和NO2-N逐步提高到200mg/L，從而逐步提高貯存污泥的厭氧氨氧化活性。

1.3分析方法

采用實時定量聚合酶鏈反應(RT-PCR)技術測定厭氧氨氧化污泥中細菌和厭氧氨氧化菌的細胞密度，并表征厭氧氨氧化貯存污泥中厭氧氨氧化菌的存活情況。RT-PCR采用AnAOB特征引物AMX809FAMX1066R和細菌通用特征引物Eub341F-Eub534R。根據(jù)A.Dapena-Mora等人的研究，厭氧氨氧化的活性是通過指令測試來確定的。氨氮納氏分光光度法(Spectrum722E可見分光光度計)測定亞硝酸鹽氮，N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法(Spectrum722E可見分光光度計)測定硝酸鹽氮，UV-1700紫外分光光度計測定硝酸鹽氮。pH和DO分別用便攜式pH測試儀(德國SartoriusAG)和Model55溶解氧測定儀(美國YSI)測定。通過稱重法測量混合溶液中懸浮固體(MLSS)和揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)的質量濃度。

二。結果和分析

2.1污泥儲存前后細胞數(shù)量的變化

將污泥在室溫(20℃)下儲存一個月。蜂窩填料用于分散和儲存污泥，可以降低污泥的堆密度，減緩細胞自溶和自溶過程對污泥儲存的不利影響。儲存過程中，不添加任何營養(yǎng)物質，只保持溫度平衡。分別在貯存前(貯存第1天)和貯存后(貯存第30天)從厭氧氨氧化污泥中取0.5g樣品，通過RTPCR測量污泥樣品的細菌細胞密度和厭氧氨氧化細胞密度。結果如表3所示。

從表3可以看出，細菌的細胞密度從3.635×10 11mL-1下降到3.012×1011mL-1，細菌總數(shù)沒有明顯下降。為了減少它們的能量消耗，大多數(shù)細菌都處于休眠狀態(tài)以生存。然而，ANAOB細胞的密度從2.338×10 11mL-1下降到1.223×10 11mL-1，ANAOB細胞的數(shù)量減少了近1/2，AnAOB細胞占細菌總數(shù)的比例從64.32%下降到40.60%，這可能是由于部分AnAOB細胞的自溶作用。但仍保留了相當一部分AnAOB，存放污泥黑臭現(xiàn)象不明顯。結果表明，在貯存過程中，蜂窩狀填料分散了厭氧氨氧化污泥，降低了污泥的堆密度，在一定程度上減緩了自溶過程，自溶僅影響部分污泥，對整體污泥影響不大。AnAOB占貯存污泥中細菌總數(shù)的40.60%，雖有所下降，但仍高于普通活性污泥。貯存污泥中土著AnAOB含量高，有利于Anammox貯存污泥的活化和Anammox工藝的啟動。

2.2厭氧氨氧化貯存污泥的活化

厭氧氨氧化污泥在室溫(20℃)下儲存一個月，然后作為接種污泥的啟動劑進行活化。試驗分為兩個階段:啟動階段和負荷增加階段，以進水NH4+-N和NO2 - N N的濃度來區(qū)分，前15天為啟動階段。貯存的污泥用恒定的低濃度底物(NH4+-N和NO2-N均為50mg/L)活化，出水NH4+-N和NO2-N逐漸降低，并產生NO3--N，表明厭氧氨氧化成功啟動的第16 ~ 55天為負荷增加階段，開始提高進水濃度，增加濃度梯度。該階段貯存污泥活化過程中氮的變化見圖2。

啟動階段

在活化過程中，初始進水NH4+-N和NO2-N恒定為50mg/L，水力停留時間為1d，溫度控制在35℃，反應器pH保持在7.8~8。厭氧氨氧化工藝在運行15天后成功啟動，隨后厭氧氨氧化細菌活性持續(xù)上升。

吳凱采用普通污泥啟動厭氧氨氧化工藝，經(jīng)過122天穩(wěn)定運行。NH4+-N和NO2-N的平均去除率分別為86.67%和91.65%。金仁存等以反硝化污泥為接種污泥啟動厭氧氨氧化固定床反應器，86天后成功啟動。可以看出，貯存污泥作為接種污泥大大縮短了反應器的啟動時間，這是由于貯存污泥中含有一定量的厭氧氨氧化菌，避免了污泥轉化和活性滯后期，加速了啟動過程。

啟動階段NH4+-N、NO2-N和總氮隨時間的變化如圖3所示。

從圖3(a)中可以看出，NH4+-N的去除率從18.73mg/(L.d)提高到40.68mg/(L.d)，NO2-n的去除率從39.62mg/(L.d)提高到49.67mg/(L.d)從圖3(b)可以看出，進水總氮負荷保持在100mg/(L.d)，總氮去除率和去除率的變化趨勢相似，第5天略有波動，可能是由于初始階段厭氧氨氧化活性不穩(wěn)定，但總體上呈上升趨勢?？偟コ蕪淖畛醯?8.32 mg/(L.D .)提高到83.37 mg/(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(NO2-n)與氨氮消耗(NH4+-N)之比(R1)和硝酸鹽生成(NO3--N)與氨氮消耗(NH4+-N)之比(R2)隨時間的變化見圖4。

A.A.vandeGraff等人得出R1和R2的理論值分別為1.32和0.26。從圖4可以看出，實際R1從2.12逐漸變?yōu)?.22，第9天達到1.33，與理論值1.32非常接近。但隨著生物活性的逐漸恢復，當活性完全恢復時，其比值為1.22，略低于理論值，近似接近。I.Tsushima等人發(fā)現(xiàn)為0.8~0.7時反應器的去除效率較高，而R.C.Jin等人認為為1.2時處理效果較好。其他學者也發(fā)現(xiàn)，最優(yōu)比值在不同條件下從1.32波動到1.32，大多不等于1.32。從圖4中還可以看出，R2從0緩慢上升到大約0.17，這也低于理論值。R1和R2低于理論值，這可能與反應裝置的類型、不同的環(huán)境條件以及反應裝置中細菌的結構和狀態(tài)有關。

2.2.2負荷增加階段

在負荷增加階段，進水NH4+-N和NO2-N從50mg/L逐漸增加，70、100和150mg/L后最終增加到200mg/L，該階段NH4+-N、NO2-N和總氮隨時間的變化如圖5所示。

從圖5(a)可以看出，在負荷提升階段，NH4+-N的去除率在小范圍內波動。每次進水濃度變化，其去除效果都比同期差，然后逐漸恢復，最后趨于穩(wěn)定，去除率穩(wěn)定在83%左右。NO2-N的去除率相似，在小范圍內波動。但與前者相比，NO2-N波動較小，穩(wěn)定時去除率可達99.99%。NH4+-N和NO2-N的平均去除率分別為121.97和145.47mg/(l·d)，平均去除率分別為82.17%和98.36%。在圖5(b)中，總氮去除率隨著總氮負荷的逐步增加而呈階梯狀變化，去除率較大，為341.43mg/(L.d)，總氮去除率上下波動，但總體變化不顯著，平均為83.90%。

負荷R1和R2隨時間的變化見圖6。

從圖6中可以看出，負載增加階段R1有輕微波動，較大值和較小值分別為1.35和1.13，平均值為1.21，大致等于激活階段的比值。在本實驗條件下，厭氧氨氧化反應的化學計量比R1約為1.21，與理論值非常接近，但仍有一定差異。在進水從50mg/L增加到70mg/L的初期，R2呈下降趨勢，第21天出現(xiàn)0.07的小值。隨著污泥活性的恢復，R2趨于穩(wěn)定，平均值約為0.16，低于理論值0.26。R1和R2的實際值與理論值存在差異，可能是由于反應器中以AnAOB為優(yōu)勢菌株，少量以NO3-N為電子受體的反硝化菌協(xié)同脫氮，除了反應裝置的類型和環(huán)境條件外。

有學者認為，在污泥儲存過程中加入培養(yǎng)基，會使儲存后的活化效果更好。室溫(25℃)下，在吳凱儲存30d，活化15d，NH4+-N和NO2-N的去除率分別為76.7%和95.8%。在本研究中，常溫(20℃)下貯存的厭氧氨氧化污泥在無營養(yǎng)液條件下活化15d，NH4+-N和NO2-N的去除率分別可達81.36%和99.34%。無條件培養(yǎng)基在室溫下短期保存影響不大，保存后激活效果可能更好。間歇添加營養(yǎng)液或緩沖液可能會對儲存過程產生不利影響。

厭氧氨氧化污泥無基質貯存時，應考慮溫度的影響。高溫保存時，厭氧氨氧化菌活性更高，代謝更快，導致生物量迅速下降，增加了回收難度。而且恢復后的活性不容易達到保存前的水平，即使短時間保存也很難恢復。過低的溫度可能會造成細胞的不可逆凍傷或破裂，還會使污泥儲存后的細胞活性難以恢復。但在合適的溫度下短期貯存可以減緩厭氧氨氧化菌的衰減，有利于貯存后厭氧氨氧化污泥活性的恢復。進行了間歇實驗來研究貯存污泥的活化。發(fā)現(xiàn)-20℃冷凍45天的厭氧氨氧化污泥仍呈鮮紅色，但對NH4+-N無去除作用，其出水呈淺紅色。這表明在太低的溫度下冷凍儲存將導致厭氧氨氧化細菌的一些細胞破裂，細胞色素將進入流出物并失去活性?？疾炝顺?、中溫、低溫存放一個月的厭氧氨氧化污泥的活性，發(fā)現(xiàn)常溫存放的污泥總氮去除率較高。這表明常溫條件可能更有利于厭氧氨氧化污泥短期貯存一個月。本研究表明，常溫(20℃)無底物短時間(1個月)貯存能有效保留相當數(shù)量的AnAOB，避免了低溫貯存的污泥難以活化的問題，且常溫貯存的能耗較低溫貯存大大降低。因此，常溫無底物短時間貯存的厭氧氨氧化污泥可以作為厭氧氨氧化菌的來源，可以快速啟動厭氧氨氧化工藝。

三。結論

(1)厭氧氨氧化污泥在室溫(20℃)下儲存在裝有蜂窩填料的廣口瓶中一個月。在儲存期間，不添加任何外部營養(yǎng)物。細菌密度從3.635×10 11mL-1下降到3.012×10 11mL-1，嗜酸性粒細胞密度從2.338×10 11mL-1下降到1.223× 11 ml-1。貯存前后細菌總數(shù)下降不多，而厭氧氨氧化菌數(shù)量下降了近一半，但厭氧氨氧化菌仍占細菌總數(shù)的40.60%。

(2)在FBR用貯存一個月的厭氧氨氧化污泥作為接種污泥來活化厭氧氨氧化反應，可以縮短厭氧氨氧化的啟動時間。與普通活性污泥啟動的厭氧氨氧化相比，沒有停滯期，啟動時間明顯縮短。接種的厭氧氨氧化污泥可以實現(xiàn)厭氧氨氧化工藝的快速啟動。

(3)經(jīng)過15天的活化，進水NH4+-N和NO2-N的去除率分別達到81.36%和99.34%，表明厭氧氨氧化啟動成功。然后，通過增加進水NH4+-N和NO2-N，使進水NH4+-N和NO2-N在第55天達到200mg/L，去除率分別達到83.52%和99.99%。化學計量比R1和R2的平均值分別為1.21和0.16。厭氧氨氧化菌是反應器中的優(yōu)勢菌種，少量反硝化細菌的存在有助于總氮的去除。(來源:河北工業(yè)大學能源與環(huán)境工程學院:中國環(huán)境科學研究院)

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