隨著我國城鎮(zhèn)化進程的加快，餐廚垃圾作為城市生活垃圾的重要組成部分，正在以接近10%的年增長速率增加。餐廚垃圾厭氧發(fā)酵處理過程會產(chǎn)生大量的餐廚垃圾發(fā)酵廢水，該類廢水具有溫度高（50~60℃）、有機物濃度高（COD>6000mg/L）、氨氮濃度高（>2000mg/L）、色度高、可生化性差、水質(zhì)成分復雜等特點，處理難度較大，對水環(huán)境構成嚴重威脅。

現(xiàn)有餐廚垃圾發(fā)酵廢水處理工藝主要有格柵調(diào)節(jié)池-水解酸化-A/O-超濾、格柵-調(diào)節(jié)池-混凝-UASB-接觸氧化-生物沸石吸附-MBR-Fenton氧化、格柵-調(diào)節(jié)池-混凝-A/O-反滲透膜等預處理-生物-膜組合工藝。餐廚垃圾發(fā)酵廢水中的高濃度氨氮會對微生物活性產(chǎn)生抑制，導致生物處理效能降低，成為高效生物處理的瓶頸。有研究發(fā)現(xiàn)，生物處理系統(tǒng)可通過氨適應性馴化來提高微生物對高濃度氨氮的耐受能力，但相關研究主要集中在固體廢物處理方面，對耐受高氨氮的廢水生物系統(tǒng)的構建及效能提升研究鮮見報道。另外，餐廚垃圾發(fā)酵廢水中含有腐殖酸、富里酸等難降解有機物，主要通過膜處理或高級氧化工藝單元來去除，由于廢水中的高油脂、鹽類極容易導致膜組件堵塞，故存在投資及處理成本高、運行管理復雜等問題。研發(fā)中、小型餐廚垃圾發(fā)酵廢水非膜法處理工藝成為該廢水高效低成本處理的關鍵。

鑒于此，筆者以經(jīng)過預處理的餐廚垃圾發(fā)酵廢水為處理對象，以滿足《污水綜合排放標準》（GB8978—1996）三級排放標準為處理目標，研發(fā)厭氧好氧-混凝組合處理技術，重點探究耐高氨氮厭氧生物處理系統(tǒng)的構建，并利用16SrRNA高通量測序技術分析該厭氧生物系統(tǒng)中微生物菌群的演替規(guī)律；同時，在課題組前期研究的基礎上，進一步考察厭氧-好氧-混凝組合系統(tǒng)對餐廚垃圾發(fā)酵廢水的處理效能，并利用三維熒光光譜分析手段探究組合工藝對有機物的降解規(guī)律，以期為餐廚垃圾發(fā)酵廢水的高效低成本處理提供技術參考。

1、試驗材料與方法

1.1 試驗裝置

厭氧反應器ASBR的有效容積為400mL，密閉蓋頂設有集氣孔與進出水孔，反應器置于恒溫培養(yǎng)箱中維持溫度在（50±1）℃。好氧反應器SBBR的有效容積為400mL，內(nèi)設天然纖維填料，掛膜密度為50%，反應器亦置于恒溫培養(yǎng)箱中維持溫度在（50±1）℃，在反應器底部設置曝氣砂頭。

1.2 試驗用水水質(zhì)

試驗用餐廚垃圾發(fā)酵廢水取自重慶市某餐廚垃圾發(fā)酵工程中經(jīng)格柵、調(diào)節(jié)池預處理后的生物池進水，具體水質(zhì)如下：COD為（6979.68±458.35）mg/L，BOD5為（2235.04±112.62）mg/L，BOD5/COD為0.32，溫度為（50±1）℃，pH為7.78±0.21。啟動ASBR時進水氨氮為（1950.1±88.6）mg/L，運行組合工藝時進水氨氮為（3600±100）mg/L。

1.3 試驗方法

1.3.1 生物系統(tǒng)的構建及效能研究

①耐高氨氮的厭氧ASBR系統(tǒng)構建

ASBR系統(tǒng)接種城鎮(zhèn)污水廠的脫水污泥，在水溫為（50±1）℃、有機負荷（以COD計）為1.0kg/（m3·d）、氮初始負荷為0.13kg/（m3·d）的條件下運行反應器，運行模式為：瞬時進水→厭氧反應3d→瞬時出水。此后，通過5個階段逐步提升氨氮濃度，階段Ⅰ~Ⅴ的進水氨氮濃度分別為（1000±70）、1200~1800、1800~3000、3000~4200、4200~3600mg/L。試驗期間測定進出水COD、NH4+-N濃度，并對ASBR系統(tǒng)構建前后的污泥樣品進行16SrRNA高通量測序分析，探究微生物菌群結構的變化情況。②好氧SBBR系統(tǒng)構建在溫度為（50±1）℃條件下，接種城鎮(zhèn)污水廠的脫水污泥（MLSS為10g/L），采用平行試驗，利用在線溶解氧儀控制好氧SBBR反應器的DO濃度分別為（4±0.5）、（5±0.5）、（6±0.5）mg/L，考察DO濃度對好氧SBBR系統(tǒng)構建的影響。反應器運行模式為：瞬時進水→好氧反應24h→瞬時出水。

1.3.2 厭氧-好氧-混凝組合工藝處理效能研究

在溫度為（50±1）℃、ASBR的有機負荷（以COD計）為1.0kg/（m3·d）、SBBR的DO濃度為6mg/L、混凝系統(tǒng)投加200mg/L混凝劑FeCl3的條件下運行厭氧（ASBR）-好氧（SBBR）-混凝組合工藝，測定進出水水質(zhì)，考察組合工藝的處理效能；同時測定各工藝單元進出水的三維熒光光譜，分析有機物的降解規(guī)律。

1.4 測試項目與方法

COD、NH4+-N濃度分別采用重鉻酸鉀消解-紫外吸收法、納氏試劑分光光度法測定，DO濃度采用在線溶解氧儀測定。有機物的三維熒光光譜采用HitachiF-7000熒光光度計測定，參照Chen等的方法進行分析。

采集接種污泥及構建成功后的厭氧處理系統(tǒng)污泥樣品，送至上海美吉生物技術有限公司，采用IlluminaMiSeq平臺進行16SrRNA測序分析。

2、結果與討論

2.1 厭氧生物處理系統(tǒng)的構建

逐步提升ASBR系統(tǒng)的進水氨氮濃度，運行210d后，系統(tǒng)對COD的去除效果基本穩(wěn)定，ASBR在不同階段的COD和氨氮濃度變化情況如圖1所示。可知，隨著進水氨氮濃度的階梯式提升，ASBR對COD的去除效果呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢。在階段Ⅰ，由于進水中的高濃度氨氮在啟動初期對ASBR系統(tǒng)中微生物存在抑制作用，反應器對COD的平均去除率僅為22.65%；在階段Ⅱ，隨著進水氨氮濃度的提升，COD去除率甚至下降至15.02%；但在階段Ⅲ，隨著進水氨氮濃度的進一步提升，系統(tǒng)對氨氮的耐受能力逐漸增強，表現(xiàn)為COD去除率開始升高；運行至階段Ⅳ，當進水氨氮濃度升至3600mg/L時，COD平均去除率達到68.4%，此后當氨氮濃度繼續(xù)增至4200mg/L時，COD去除率開始下降，故在階段Ⅴ將進水氨氮濃度逐步降至3600mg/L。系統(tǒng)穩(wěn)定運行期間，COD平均去除率穩(wěn)定在69.5%左右。上述試驗結果表明，餐廚垃圾發(fā)酵廢水厭氧生物處理系統(tǒng)構建成功，可耐受的氨氮濃度閾值為3600mg/L。同時，厭氧生物處理系統(tǒng)在階段Ⅰ~Ⅳ對氨氮的平均去除率分別為6.95%、5.15%、3.31%、3.14%，去除率較低，氨氮主要通過生物合成及揮發(fā)被去除。

另外，對ASBR系統(tǒng)構建前后的生物樣品進行16SrRNA高通量測序分析，結果如圖2所示。可知，ASBR系統(tǒng)中的優(yōu)勢細菌屬主要有Lysinibacillus（27.52%）、Coprothermobacter（16.75%）、Sporosarcina（10.88%）等，這些細菌均已被證實與蛋白質(zhì)降解或者碳水化合物利用相關，這表明系統(tǒng)篩選出了可耐受高氨氮的水解酸化菌。另外，ASBR系統(tǒng)中的優(yōu)勢產(chǎn)甲烷古菌由Methanosarcina（63.35%）演變?yōu)?span style="font-family: Calibri;">Methanothermobacter（73.22%）。有關研究表明，在低氨氮高濃度有機廢水的厭氧生物系統(tǒng)中，產(chǎn)甲烷古菌主要以嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌Methanoseata或混合營養(yǎng)型古菌Methanosarcina為主，本研究中優(yōu)勢古菌Methanothermobacter為嗜氫產(chǎn)甲烷古菌，是一種嗜熱、對高溫和高氨氮有更強耐受性的古菌，并且其與水解酸化菌協(xié)同作用，實現(xiàn)了在高氨氮環(huán)境下對有機物的高效去除。

2.2 DO濃度對好氧生物系統(tǒng)構建的影響

不同DO濃度下SBBR反應器中COD濃度的變化情況如圖3所示。

由圖3可知，DO濃度對SBBR反應器去除COD效能的影響顯著。當DO濃度分別為（4±0.5）、（5±0.5）、（6±0.5）mg/L時，SBBR系統(tǒng)對COD的平均去除率分別為54.08%、65.94%和69.08%。分析認為，在（50±1）℃高溫下，嗜熱菌的生存需要有較高的能量支撐，DO濃度越高，嗜熱菌的氧化還原電位就越高，獲得的能量越充足，故在DO濃度為（6±0.5）mg/L的條件下有機物去除效果更好。

2.3 厭氧-好氧-混凝組合工藝的處理效能

厭氧-好氧-混凝組合處理系統(tǒng)運行穩(wěn)定后，在餐廚垃圾發(fā)酵廢水COD濃度為（6979.68±458.35）mg/L的條件下，ASBR、SBBR、混凝工藝單元出水COD濃度分別為（2708.33±394.96）、（828.89±94.06）、（424.32±23.76）mg/L，最終出水濃度滿足《污水綜合排放標準》（GB8978—1996）的三級標準要求。組合工藝對COD的總?cè)コ蕿?span style="font-family: Calibri;">94.80%，其中ASBR、SBBR、混凝工藝單元在COD去除過程中的分擔率分別為61.20%、26.93%、6.67%。可以看出，厭氧生物處理工藝單元對COD的去除起主導作用；而混凝單元在投加FeCl3混凝劑后，對好氧SBBR出水中的COD削減率為48.85%。有研究表明，Fe3+可通過氧化還原反應氧化有機物，同時生成Fe（OH）3等膠體物質(zhì)及4+、5+、7+和10+等大分子絡合物來吸附、凝聚去除水中的部分有機污染物。此外，厭氧、好氧、混凝各單元進水BOD5/COD值分別為0.32、0.25和0.12，廢水可生化性沿程逐漸降低，厭氧和好氧生物處理單元主要削減可生物降解的有機物，而混凝處理單元主要去除難降解有機物。

組合工藝進出水的三維熒光光譜如圖4所示，熒光區(qū)域積分法（FRI）量化分析結果如圖5所示。由圖4可知，進水的三維熒光光譜在區(qū)域Ⅱ（類蛋白質(zhì)）與區(qū)域Ⅳ（溶解性微生物代謝產(chǎn)物）處出現(xiàn)熒光峰，在區(qū)域Ⅲ（富里酸）和區(qū)域Ⅴ（腐殖酸）也有較高的熒光強度，表明餐廚垃圾發(fā)酵廢水中含有富里酸、腐殖酸等難生物降解有機物。課題組采用SPME-GC/MS檢測該廢水中的典型難降解有機物，檢出（-）-4-萜品醇、α-松油醇、4酚、桉葉油醇、2-丙基、吲哚等，主要為食用香精的組成部分。經(jīng)厭氧、好氧、混凝單元處理后，溶解性有機物（DOM）的總熒光強度相對于進水被顯著削弱。其中，ASBR、SBBR、混凝各處理單元出水的DOM總熒光強度分別比進水降低了42.57%、66.59%和72.45%。

由圖5可知，經(jīng)組合工藝處理后，各區(qū)域熒光強度也均顯著下降。其中，ASBR出水在區(qū)域Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ的熒光強度相比進水分別下降了41.99%、52.14%、30.56%、53.03%、21.15%，表明ASBR對進水中類蛋白質(zhì)（區(qū)域Ⅰ）、類蛋白質(zhì)（區(qū)域Ⅱ）和溶解性微生物代謝產(chǎn)物（區(qū)域Ⅳ）的降解效果較好，其中，區(qū)域Ⅳ（以可生物降解性較好的溶解性微生物代謝產(chǎn)物為主）的熒光強度降幅最大，區(qū)域Ⅴ（以可生物降解性較差的腐殖酸為主）的熒光強度降幅最小。經(jīng)SBBR處理后，各區(qū)域的熒光強度進一步被削弱，出水在區(qū)域Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ的熒光強度相比ASBR出水分別下降了22.38%、38.51%、42.15%、47.76%、46.59%，表明SBBR對溶解性微生物代謝產(chǎn)物（區(qū)域Ⅳ）的去除，對富里酸（區(qū)域Ⅲ）和腐殖酸（區(qū)域Ⅴ）等難降解物質(zhì)也有較強的去除能力。再經(jīng)混凝單元處理后，區(qū)域Ⅱ~Ⅴ的熒光強度相比SBBR出水分別下降了29.85%、29.23%、17.73%、31.49%，區(qū)域Ⅴ（以較難降解的腐殖酸為主）的熒光強度進一步被削弱，表明混凝處理單元對腐殖酸類難降解有機物的去除比較好。

此外，組合工藝的出水氨氮平均濃度為2254.93mg/L，總?cè)コ蕿?span style="font-family: Calibri;">37.36%，其中厭氧、好氧、混凝單元對去除氨氮的分擔率分別為3.26%、33.54%、0.56%，好氧工藝單元主要通過在高溫下的曝氣吹脫去除一部分氨氮。

3、結論

①采用逐步提升氨氮濃度的方式，餐廚垃圾發(fā)酵廢水耐高氨氮厭氧生物處理系統(tǒng)構建成功，在溫度為（50±1）℃、有機負荷為1.0kg/（m3·d）、氨氮濃度為3600mg/L的條件下，對COD的去除率可達到69.5%。厭氧生物系統(tǒng)的優(yōu)勢水解酸化細菌主要有Lysinibacillus、Coprothermobacter、Sporosarcina等，優(yōu)勢產(chǎn)甲烷古菌主要為Methanothermobacter（嗜氫產(chǎn)甲烷古菌）。

②DO濃度對餐廚垃圾發(fā)酵廢水好氧生物處理系統(tǒng)的構建及運行效能影響顯著。當DO濃度分別為（4±0.5）、（5±0.5）和（6±0.5）mg/L時，系統(tǒng)對COD的去除率分別為54.08%、65.94%和69.08%，最佳DO濃度為（6±0.5）mg/L。

③厭氧-好氧-混凝組合工藝對餐廚垃圾發(fā)酵廢水中COD的總?cè)コ士蛇_到94.80%，出水濃度滿足《污水綜合排放標準》（GB8978—1996）的三級標準，厭氧、好氧、混凝處理單元對去除COD的分擔率分別為61.20%、26.93%、6.67%，各單元進水BOD5/COD分別為0.32、0.25、0.12，厭氧和好氧生物單元對可生物降解有機物的去除起主導作用，混凝單元則主要承擔對腐殖酸、富里酸等難降解有機物的去除作用。