自ANAMMOX被發現以來[1]，各國研究者對其進行了多方面的深入研究，目前取得了一系列的成果. 研究表明厭氧氨氧化菌具有生長緩慢[2]、 對環境要求苛刻[3]、 需要嚴格厭氧[4]等特性. 厭氧氨氧化菌能否富集、 厭氧氨氧化污泥的馴化和厭氧氨氧化反應能否快速啟動并高效平穩運行，與所采用的反應器類型和工藝操作方式直接相關[5]，因此選擇的反應器非常重要. 國內外學者采用了多種反應器進行厭氧氨氧化研究，主要有序批式反應器(SBR)[6]、 升流式厭氧污泥床反應器(UASB)[7]、 推流式反應器[8]、 厭氧序批式反應器(ASBR)[9]、 氣提式反應器[10]、 (EGSB)[11]、 固定床反應器(FBR)[12]等，均實現了厭氧氨氧化，但厭氧折流板反應器(ABR)應用厭氧氨氧化甚少報道[13].
盡管厭氧氨氧化為新型的脫氮新技術，具有良好的應用前景，但是以往主要對高氨氮、 低碳氮比模擬無機廢水的理論進行研究，導致應用范圍窄. 厭氧氨氧化工藝的應用早期多集中在高濃度氨氮廢水的處理上，主要包括消化污泥上清液[14]、 焦化廢水[15]、 豬場廢水[16]和垃圾滲濾液[17],對低濃度氨氮廢水的處理和碳氮比較高的廢水處理報道不多. 近年來，隨著厭氧氨氧化研究的深入，厭氧氨氧化工藝逐漸應用于魚肉罐頭加工廢水[18]、 制藥廢水[19]、 石化廢水[20]、 光電工業廢水[21]、 溫室甲魚養殖廢水[22]、 低濃度生活污水[7]等多種廢水的處理，取得了較滿意的效果. 但到目前為止，尚未有厭氧氨氧化工藝應用于制革廢水的報道.
以往的研究發現，影響厭氧氨氧化的因素主要包括溶解氧[2]、 pH值[2,23]、 溫度[24]、 有機物濃度[25,26]、 高濃度氨和亞硝酸鹽[27]、 有毒有害物質[28]等. 但如何優化值得深入研究.
本研究利用新型高效厭氧反應器ABR進行厭氧氨氧化研究，首次應用于制革廢水處理中，以期為ABR厭氧氨氧化反應器處理制革廢水工藝提供技術參考. 1 材料與方法 1.1 材料 1.1.1 試驗裝置
本試驗采用ABR小試裝置. ABR反應器中每個隔室長100 mm，寬150 mm，高300 mm，有效容積3.6 L. 根據需要使用4~6個隔室，本試驗中使用了4個隔室(見圖 1). 避光并在室溫(25~30℃)的條件下馴化和運行.
圖 1 ABR厭氧氨氧化試驗工藝流程示意
1.1.2 接種污泥
厭氧氨氧化接種污泥由取自處理高濃度氨氮污水的厭氧污泥與河涌底泥混合而成，污泥床約占反應器容積的60%. 1.1.3 試驗用水
(1)模擬廢水
反應器污泥厭氧氨氧化在馴化階段和啟動期間試驗用水為人工配制的模擬廢水，模擬廢水成分參考文獻[29]，其組成(mg ·L-1)為：NaHCO31 250,MgSO4 ·7H2O 300,CaCl2 ·2H2O 180,KH2PO4 27. 微量元素溶液Ⅰ1 mL ·L-1,微量元素溶液Ⅱ1 mL ·L-1,NH4+-N和NO2--N分別以NH4Cl 和NaNO2 提供，按需配置. 其中微量元素溶液Ⅰ(mg ·L-1)的組成為：EDTA 5000，FeSO4 ·7H2O 5000; 微量元素溶液Ⅱ(mg ·L-1)的組成為：ZnSO4 ·7H2O 430，CoCl2 ·6H2O 240，MnCl2 ·4H2O 990,CuSO4 ·5H2O 250,NiCl2 ·6H2O 190,H3BO 314.
(2)制革廢水水質
厭氧氨氧化啟動后，采用制革廢水進行試驗. 2種廢水用于本試驗：取自經物理化學方法處理的制革廠廢水和經小試生化處理裝置(依次為UASB脫硫、 小試ABR脫色降解和微曝氣)處理的制革廠廢水，水質情況如表 1所示.
表 1 制革廢水水質
1.2 試驗方法
1.2.1 水質分析方法
pH采用3210手提式pH測定儀(德國WTW公司)測定，NH4+-N采用納氏試劑分光光度法，NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，COD采用重鉻酸鉀法[30]. 1.2.2 反應器污泥的馴化和厭氧氨氧化的啟動
反應器污泥馴化階段采用逐步提高負荷的運行方法進行：固定適宜的進水基質濃度，采用縮短水力停留時間 (HRT) 的方式提高反應器氮容積負荷. 每次縮短HRT，監測NH4+-N、NO2--N濃度以及pH值，根據NH4+-N、NO2--N濃度的去除率、pH值的變化、污泥情況等指標來決定下一個運行時間. 1.2.3 制革廢水對厭氧氨氧化ABR反應器的沖擊影響試驗
取經小試UASB脫硫、 小試ABR脫色降解、 微曝氣后的制革廠廢水出水混合人工配制的模擬廢水配成進水和制革廠廢水(未經生化處理，按比例加入NaNO2)，采用逐漸增加制革廢水含量(提高廢水濃度)的方式來馴化和試驗制革廢水對厭氧氨氧化ABR反應器的沖擊影響. 1.2.4 ABR污泥的厭氧氨氧化活性恢復
用模擬配水按1.2.2節的方法對ABR的厭氧氨氧化功能進行活性恢復. 活性恢復后采用人工配制的模擬配水與經亞硝化過程處理后的制革廢水混合水作為厭氧氨氧化ABR的進水，采取固定水力停留時間，逐步提高負荷的方法進行重新馴化. 1.2.5 厭氧氨氧化ABR處理制革廢水效果的影響因素研究
考察不同水力停留時間、 基質濃度對厭氧氨氧化ABR處理效果的影響. 1.2.6 污泥樣品掃描電鏡觀察
制樣步驟：3%戊二醛固定，經30%、 50%、 70%、 90%、 100%乙醇逐級脫水后，乙酸異戊酯置換2次，臨界點干燥，貼臺，噴金.
電鏡觀察和拍照：采用日立S-3000N掃描電鏡觀察樣品并拍照. 1.2.7 熒光原位雜交分析
采用Amx820探針(AAAACCCCTCTACTTAG TGCCC)進行FISH 試驗[31]. 樣品固定和雜交按參考文獻[32]進行. 用Leica DM RA2熒光顯微鏡進行原始熒光圖像的采集，Leica CW4000 FISH軟件進行熒光圖像的合成后，使用Leica QS00IW 圖像分析系統進行分析. 通過其熒光雜交面積與通用熒光探針雜交面積的比較，計算目標微生物的相對豐度.
2 結果與分析
2.1 反應器污泥的馴化和厭氧氨氧化的啟動
為富集厭氧氨氧化細菌，首先采用模擬廢水對反應器污泥進行馴化. 反應器污泥的馴化和厭氧氨氧化的啟動初期，反應器運行的HRT為48 h，進水NH4+-N濃度約為20 mg ·L-1，平均容積負荷為0.010 kg ·(m3 ·d)-1. 該階段反應器NH4+-N去除率甚低，NO2--N的去除率約為50%; 系統運行不太穩定，發生跑泥現象，出水混濁. 經過30 d的運行，反應器NH4+-N去除率逐漸提高，出現厭氧氨氧化活性并逐步提高，污泥流失現象減少至消失. 隨著馴化進程的延續，反應器NH4+-N和NO2--N的去除率穩步上升. 將NH4+-N和NO2--N容積負荷分別提高到0.040 kg ·(m3 ·d)-1和0.037 g ·(m3 ·d)-1 時，從圖 2可以看出，NH4+-N去除率為54.7%~83.6%，平均為70.1%，NO2--N去除率為83.2%~99.2%，平均為90.1%，NH4+-N與NO2--N的去除量之比為1 ∶1.15. 該階段出水清澈. 從反應器內取出污泥進行觀察，發現具有明顯特征的顆粒污泥，污泥顏色也從黑色轉變為棕紅色或紅色，這與文獻[8,29,33]觀察到的厭氧氨氧化污泥顏色相似. 同時出水pH值高于進水(見圖 3). 綜合該階段的ABR反應器的處理效果、 NH4+-N與NO2--N的去除量之比、 厭氧氨氧化污泥顏色特征和進出水pH值，表明厭氧氨氧化ABR已啟動.
圖 2 厭氧氨氧化啟動過程中NH4+-N和NO2--N去除效果曲線
圖 3 厭氧氨氧化啟動過程中ABR反應器進出水pH值的情況
2.2 厭氧氨氧化ABR處理制革廢水的研究 2.2.1 制革廢水對厭氧氨氧化ABR反應器的沖擊影響試驗
模擬廢水厭氧氨氧化ABR啟動成功后，采用逐步提高廢水的濃度的方法對經過脫硫、 脫色段和微曝氣生化處理過的制革廢水進行馴化和處理. 厭氧氨氧化ABR反應器處理低濃度的制革廢水時，廢水中的COD和NH4+-N的去除率維持較高的水平. 隨著廢水濃度的提高，反應器對COD和NH4+-N的處理效果逐漸下降，到第7 d時， 當采用100%的制革廢水(未經脫硫、 脫色段生化處理過的制革廢水)為進水時，其出水變得混濁，反應器失去厭氧氨氧化作用. 盡管如此，在提高廢水的濃度的過程中，反應器對NO2--N的去除率維持在80%以上的較高水平(圖 4).
圖 4 制革廢水對厭氧氨氧化ABR反應器沖擊影響試驗
2.2.2 厭氧氨氧化ABR的活性恢復
輸入不含有機物的模擬廢水，對厭氧氨氧化ABR進行活性恢復，經過20 d的持續運行，ABR的厭氧氨氧化活性恢復正常，NH4+-N和NO2--N的去除率均達到90%以上. 該過程呈現出與厭氧氨氧化馴化時類似的規律，但厭氧氨氧化活性恢復所需時間大大縮短(見圖 5).
圖 5 去除NH4+-N和NO2--N的ABR厭氧氨氧化活性恢復過程
根據上述的試驗結果，采用人工配制的模擬廢水與經亞硝化過程處理后的制革廢水混合水作為厭氧氨氧化ABR的進水，采取固定水力停留時間，逐步提高負荷的方法重新進行馴化. 經過14 d的馴化，成功啟動實際制革廢水厭氧氨氧化的脫氮處理. 從圖 6可以看出，厭氧氨氧化ABR的處理效果穩定，NH4+-N的去除率達到74.4%~93.1%.
圖 6 以制革廢水馴化反應器污泥的過程中NH4+-N的去除效果
2.2.3 厭氧氨氧化ABR處理效果的影響因素研究
從厭氧氨氧化ABR實際應用于制革廢水處理出發，本試驗的目的是使啟動的厭氧氨氧化ABR穩定和有效地運行. 其中HRT和基質濃度是影響厭氧氨氧化的重要因素，考察不同水力停留時間、 基質濃度對厭氧氨氧化ABR處理效果的影響，以確定合適的HRT和基質濃度.
采用在保持NH4+-N和NO2--N濃度不變的情況下，逐步縮短HRT、 提高水力負荷的方法，研究NH4+-N去除情況，結果如圖 7(a)所示. 由圖 7(a)可以看出，HRT由24 h縮短為12 h時，NH4+-N的去 除率達80%以上; HRT縮短至6 h時，NH4+-N的去 除率顯著下降為50%，故合適的HRT為12 h.
圖 7 HRT和 NH4+-N濃度對ABR厭氧氨氧化的影響
采用固定HRT，保持反應器的容積負荷，提高NH4+-N濃度的條件下研究其對反應器的處理效果，結果見圖 7(b). 在HRT為12 h的條件下，當進水NH4+-N為40 mg ·L-1時，NH4+-N去除率為85.5%，當進水NH4+-N提高到80 mg ·L-1時，NH4+-N去除率下降到76.8%，仍然處于較好的狀態. 2.2.4 厭氧氨氧化ABR處理制革廢水效果
根據2.2.3節的結果優化了試驗條件，應用厭氧氨氧化ABR處理制革廢水，結果表明：厭氧氨氧化ABR進水NH4+-N為25.0~76.2mg ·L-1，NH4+-N容積負荷為0.05~0.15 kg ·(m3 ·d)-1 時，出水NH4+-N為0.20~7.12 mg ·L-1，去除率達90.8%~99.6% [見圖 8(a)]. 在去除NH4+-N的同時，COD去除效果也同樣穩定. 當進水COD為131~237 mg ·L-1時，出水COD為35.1~69.2 mg ·L-1，去除率達66.9%~74.7% [見圖 8(b)].
圖 8 ABR厭氧氨氧化反應器對NH4+-N和COD的處理效果
2.3 顆粒污泥的特征
從處理制革廢水效果穩定期(第66 d)的反應器中取出污泥，發現出現大量外表呈棕紅色或棕黃色至紅色、 顆粒粒徑以2~3 mm為主的顆粒污泥(見圖 9). 從圖 9可以看見，第1隔室、 第2隔室的顆粒污泥呈棕紅色或棕黃色，而第3隔室、 第4隔室的顆粒污泥明顯比第1、 第2隔室的顏色要深，呈棕紅色或棕黃色，部分顆粒污泥呈紅色. 各隔室的顆粒污泥其粒徑大小沒有明顯的區別.
圖 9 厭氧氨氧化顆粒污泥的實物
為了解顆粒污泥中厭氧氨氧化微生物的形態特征，采用電鏡掃描觀察厭氧氨氧化顆粒污泥. 從圖 10可以看出，培養出的厭氧氨氧化顆粒污泥中以絲狀菌和球狀菌為主，也存在部分桿狀菌. 其中球狀菌菌體呈不規則橢球形，簇生，其大小<1 μm，并且出現顆粒化. 這些都與典型的厭氧氨氧化菌形態相似. 有些菌體表面覆蓋著黏性物質，推測是厭氧氨氧化細菌在代謝過程中分泌的胞外多聚物. 此外可觀察到顆粒污泥表面有大量菌絲存在.
圖 10 厭氧氨氧化顆粒污泥的電鏡照片
2.4 熒光原位雜交分析污泥中的厭氧氨氧化細菌
在采用電鏡掃描觀察厭氧氨氧化顆粒污泥的同時，對厭氧氨氧化污泥樣進行熒光原位雜交分析，結果見圖 11，厭氧氨氧化的效率逐漸提高，厭氧氨氧化菌的豐度在此過程中出現不同程度的增加，探針Amx820檢測到4個隔室的厭氧氨氧化菌豐度分別為9%、 8%、 12%和30%，其中第1隔室、 第2隔室厭氧氨氧化菌有所增加，第3隔室、 特別是第4隔室厭氧氨氧化菌的數量明顯增多，所占比例增大. 這一分布規律與顆粒污泥的顏色、 電鏡觀察和分析的結果一致.具體參見污水寶商城資料或http://m.xhxdt.com更多相關技術文檔。
圖 11 FISH檢測馴化污泥中厭氧氨氧化菌豐度變化
3 討論
3.1 反應器污泥的馴化和厭氧氨氧化的啟動
反應器污泥厭氧氨氧化啟動的初期，反應器出水NH4+-N濃度高于進水NH4+-N濃度; NO2--N的去除率約為50%. 這與唐崇儉等[34]和Chamchoi等[35]研究啟動厭氧氨氧化反應時，在馴化初期發現出水NH4+-N濃度高于進水的情況一致.
隨著馴化時間的推進，厭氧氨氧化得以啟動. 具體表現為NH4+-N去除率逐步提高，馴化后期反應中NH4+-N與NO2--N的消耗量比值約為1 ∶1.15，接近Strous等[2]和van de Graaf 等[29]得出NH4+-N與NO2--N去除量的理論比值(1 ∶1.32) 的水平,也與相關報道[36]相似. 另外，反應器的出水pH大于進水pH，通過pH的變化可推斷反應器進行ANAMMOX反應[8,37,38]; 此外，接種污泥由黑色轉為棕紅色或深紅的顆粒污泥，這些特征可認為已成功啟動厭氧氨氧化反應[38] . 3.2 厭氧氨氧化ABR處理制革廢水的研究
根據ABR厭氧氨氧化反應器處理制革廢水的試驗結果，有機物 (COD)的高低對厭氧氨氧化反應存在影響. 一方面反應器中的NO3--N可以被異養菌還原為NO2--N，從而為厭氧氨氧化菌所利用，增強反應器的處理效果. 但由于制革廢水中含有大量有機物，COD濃度較高. 有機物的加入，有利于異養菌大量生長，異養菌可以和厭氧氨氧化菌競爭NO2--N作為電子受體，從而限制厭氧氨氧化反應[39]. 在本試驗中當COD高于500 mg ·L-1時，厭氧氨氧化反應明顯受到抑制，而當COD高于1000 mg ·L-1時，厭氧氨氧化反應完全受到抑制. NH4+-N的厭氧氨氧化率不斷降低，而NO2--N的還原率上升或處于平穩狀態(達80%)，NH4+-N與NO2--N的消耗量之比遠小于理論值1 ∶1.32. 因此，進水COD增大到一定程度使反應器內的主導反應類型由厭氧氨氧化向反硝化轉變，這與Du等[6]和Chamchoi等[40]的結果類似. 但在去除高濃度有機物(表現為高濃度COD)后，ABR中的污泥厭氧氨氧化活性迅速恢復，一方面是ABR中的顆粒污泥有一定的有機物沖擊負荷，另一方面ANAMMOX菌僅受到抑制而并未真正死亡，因此，這種抑制是可逆的，只要條件合適，ANAMMOX菌即可快速恢復厭氧氨氧化功能，這與文獻[6,41,42]的研究結果類似.
通過優化條件，厭氧氨氧化ABR處理制革廢水取得良好的效果. 由于實際廢水的緣故，水質的波動大，但厭氧氨氧化ABR處理效果穩定，在去除NH4+-N的同時也有效去除廢水中的COD. 厭氧氨氧化ABR成功應用于實際廢水處理，可為制革廢水和其他廢水的處理提供技術參考. 3.3 污泥特征和微生物分析
與模擬廢水馴化的顆粒污泥相比，制革廢水處理反應器的顆粒污泥顏色沒有以模擬廢水馴化的顆粒污泥的顏色鮮紅，但更為密實. 這與制革廢水的水質相關,與Park等[43]的研究結果相類似.
掃描電鏡圖片顯示顆粒污泥以絲狀菌和球狀菌為主，也存在部分桿狀菌，這種情況與其他研究者對厭氧氨氧化細菌的描述一致[19,44]. 菌體表面覆蓋著黏性物質，推測是厭氧氨氧化細菌在代謝過程中分泌的胞外多聚物. 國內外研究者也觀察到同樣的現象[19,30,35]. 胞外多聚物對厭氧氨氧化細菌形成顆粒污泥起穩定的作用[45].
ABR形成整體上為推流式(PF)，局部區域為完全混合式(CSTR)的多個反應器串聯的工藝. 一方面顆粒污泥的形成為厭氧氨氧化細菌的增殖提供了良好的環境，使得厭氧氨氧化細菌成為形成優勢，從而使污泥轉為棕紅色或棕黃色直至紅色. 另一方面，由于ABR的推流式工藝，不同的隔室其厭氧程度不同，ABR中前段的隔室由于進水帶來的氧氣造成厭氧程度較低，后段的隔室因為前段的隔室中的兼性微生物已將帶進的少量氧氣消耗掉，還原電位變得更低，比前段的隔室更有利于厭氧氨氧化細菌的生長，導致后段隔室的厭氧氨氧化菌的數量更多. 本試驗中從顆粒污泥外觀觀察、 電鏡掃描和FISH的結果均證實了這一現象. 4 結論
(1)采用ABR以模擬廢水成功啟動厭氧氨氧化反應并在反應器中形成棕紅色和紅色顆粒污泥，將NH4+-N和NO2--N容積負荷分別提高到140 g ·(m3 ·d)-1和130 g ·(m3 ·d)-1 時，NH4+-N去除率為54.7%~83.6%，平均為70.1%; NO2--N去除率為83.2%~99.2%，平均為90.1%. 因此 ABR可作為實現厭氧氨氧化的良好反應器.
(2)厭氧氨氧化ABR反應器可有效處理制革廢水，當進水NH4+-N為25.0~76.2mg ·L-1、 NH4+-N容積負荷為0.05~0.15 kg ·(m3 ·d)-1時，出水NH4+-N為0.20~7.12 mg ·L-1，去除率達90.8%~99.6%; 在去除NH4+-N的過程中，厭氧氨氧化ABR同時也有效去除廢水中的COD. 當進水COD為131~237 mg ·L-1時，出水COD為35.1~69.2 mg ·L-1，去除率達66.9%~74.7%.
(3)利用常規的水質分析方法結合分子生物學FISH方法以及電鏡掃描的方法研究了反應器中污泥的厭氧氨氧化運行過程及其厭氧氨氧化菌的分布狀況. 經過啟動和運行，污泥中厭氧氨氧化菌所占比率大為提高，ABR反應器4個隔室的污泥中厭氧氨氧化菌所占比率分別為9%、 8%、 12%和30%，并呈現出前段隔室少、 后段隔室多的分布規律. 常規方法結合現代分子生物學新技術可為厭氧氨氧化反應器的啟動和運行提供指導.(來源及作者：中山大學環境科學與工程學院 曾國驅、賈曉珊)
