兩級厭氧氨氧化工藝對廚余廢水的脫氮性能研究

王思琦，李 贇，陳福明，劉淑杰，王 偉

（1.深圳清華大學研究院，廣東深圳 518057；2.清研環(huán)境科技股份有限公司，廣東深圳518057；3.清華大學環(huán)境學院，北京 100084）

隨著人民物質生活水平的不斷提高以及垃圾分類政策的全面實施，我國廚余垃圾產量大幅提升，給市政和環(huán)境造成巨大壓力〔1〕。目前，廚余垃圾的處理主要以厭氧消化工藝和好氧發(fā)酵工藝為主。實際工程應用中，厭氧消化工藝存在占地面積大、收運距離遠、投資成本高且周期長、沼渣沼液出路困難等問題，項目完成和運行率低，經濟效益不佳〔2-3〕。相反，好氧發(fā)酵工藝由于停留時間短、占地面積小、設備集成化程度高、適用于分散型廚余垃圾處理等特點，已開始在大中型城市逐步推廣〔4-5〕。然而，廚余垃圾好氧發(fā)酵工藝在垃圾壓縮和沖洗處置環(huán)節(jié)會產生高濃度的廚余廢水〔6〕。

廚余廢水具有有機物濃度高、氨氮高、水量水質波動大等特點〔7〕，目前針對此類廢水的處理方法主要有物理處理法、化學處理法、生物處理法、土地處理法和聯合處理法等。物理處理法主要包括重力分離、離心分離、膜分離、過濾等，其中碟管式反滲透（DTRO）是一種目前常用的膜分離技術，杜宏偉等〔8〕采用兩級DTRO 處理餐廚垃圾滲濾液，出水水質穩(wěn)定且滿足《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB 16889—2008）對滲濾液排放的要求，然而此方法運行成本較高，且運行維護復雜?；瘜W處理法主要包括混凝沉淀法、化學氧化法、中和法等，其中混凝沉淀技術的優(yōu)勢在于價格低廉、工藝成熟、效果較佳，但存在藥劑使用量大、占地面積大、浮渣不易去除的劣勢。硝化反硝化脫氮的傳統生物處理技術具有停留時間較長、占地面積大的特點，目前工程應用較廣泛的是“預處理+UASB 除碳+兩級AO 脫氮+MBR”組合工藝〔9〕，此工藝兩級AO 脫氮過程停留時間長，占地面積大，甚至超過了廚余垃圾好氧發(fā)酵的占地面積，難以大規(guī)模推廣應用。

厭氧氨氧化（Anammox）是迄今為止最節(jié)能高效的脫氮方式〔10-11〕，可以實現高負荷自養(yǎng)脫氮，具有節(jié)約碳源和供氧能耗、縮短水力停留時間（HRT）、減少占地面積、降低剩余污泥產量、減少溫室氣體排放等顯著低碳特性，是污水處理領域的顛覆性技術。據文獻報道，全球至今已有200 余座厭氧氨氧化工藝的實際應用工程〔12〕。近年來，Anammox 工藝已逐步應用于污泥消化液〔13〕、垃圾滲濾液〔14〕、制藥廢水〔15〕等高氨氮廢水的處理，然而還沒有研究報道利用Anammox 工藝處理廚余廢水。與污泥發(fā)酵液和垃圾滲濾液相比，廚余廢水具有高碳氮比，且可生化性較強，但高濃度的有機物對厭氧氨氧化菌（AnAOB）具有抑制作用。因此，Anammox 工藝需與厭氧消化除碳結合，通過“厭氧消化除碳+Anammox 脫氮”的方式處理廚余廢水。高濃度有機物的厭氧消化技術已經成熟，而通過Annammox 處理廚余廢水厭氧出水的工藝還需進一步探究。

本研究針對廚余廢水氨氮高、傳統處理技術效率低、占地面積大等問題，提出通過兩級Anammox工藝處理廚余廢水厭氧出水的方案，探究了兩級Anammox 處理廚余廢水厭氧出水的可行性和穩(wěn)定性，并通過氮素的物料平衡計算分析了Anammox 反應器的脫氮性能。同時，從兩級反應器中采集泥樣，通過16s rRNA 擴增子基因測序技術分析了微生物群落的豐度。

1 材料與方法

1.1 實驗用水和接種污泥

廚余廢水取自深圳某廚余垃圾好氧發(fā)酵處理中心，取回實驗室后進行厭氧消化，厭氧出水作為Anammox 的進水，厭氧出水水質參數見表1。

表1 廚余廢水厭氧出水水質Table 1 Water quality of kitchen wastewater after anerobic digestion

為滿足Anammox 的條件，實驗按照c（NH3-N）∶c（NO2--N）=1∶1 的比例向廚余廢水厭氧出水中配制NO2--N。實驗所用的人工廢水中的NH3-N、NO2--N 以及無機碳源分別使用NH4Cl、NaNO2、NaHCO3按需配 制，同 時 加 入570 mg/L KCl、135.92 mg/L CaCl2·2H2O、300 mg/L MgSO4·7H2O、27.2 mg/L KH2PO4，以及1 mL/L 微量元素Ⅰ和1 mL/L 微量元素Ⅱ。微量元 素Ⅰ包 括5 g/L FeSO4·7H2O 和5 g/L EDTA；微 量元 素Ⅱ包 括15 g/L EDTA、0.43 g/L ZnSO4·7H2O、0.014 g/L H3BO3、0.845 g/L MnCl2·4H2O、0.19 g/L NiCl2·6H2O、0.22 g/L Na2MoO4·2H2O、0.25 g/L CuSO4·5H2O、0.16 g/L Na2SeO4·10H2O、0.24 g/L CoCl2·6H2O〔16〕。接種污泥取自實驗室培養(yǎng)的Anammox 污泥，MLSS 和MLVSS分別為9 563.2 mg/L和7 893.5 mg/L。

1.2 實驗裝置和方法

實驗所用裝置為兩級上流式厭氧污泥床反應器（UASB），工藝流程見圖1。

圖1 兩級厭氧氨氧化工藝流程Fig.1 Two-stage Anammox process

如圖1 所示，第一級和第二級UASB 的結構和體積均相同，均由有機玻璃制成，單級UASB 工作體積為1 L。兩級UASB 反應器內部溫度通過反應器外部加熱帶控制。兩級反應器采用串聯的形式，均由底部進水，上部溢流出水，出水口分別設置回流管，回流液通過回流管從反應器底部進入反應器內，回流比（R）通過蠕動泵調節(jié)。

實驗啟動先采用一級Anammox 反應器，接種4 000 mg/L（以MLSS 計）的Anammox 污 泥，控 制UASB 反應器溫度為（35±1）℃，向反應器中投加碳酸氫鈉溶液（30 g/L）控制系統pH 為7.5～8.0。實驗分為3 個階段：階段Ⅰ（1～8 d），采用模擬廢水作為反應器進水，考察反應器的脫氮性能，同時作為實際廢水的對照實驗；階段Ⅱ（9～45 d），采用實際廢水作為反應器進水，考察一級Anammox 反應器處理廚余廢水的脫氮效果；階段Ⅲ（46～80 d），采用實際廢水作為反應器進水，新增第二級Anammox 反應器，考察兩級Anammox 反應器處理廚余廢水的脫氮效果。每天上午9 點取進出水水樣檢測水質變化，反應器3個階段的運行參數如表2 所示。

表2 厭氧氨氧化反應器3 個階段的運行參數Table 2 Operating parameters of three stages of Anammox reactor

1.3 分析方法

進出水的NH3-N、NO2--N、NO3--N、TN，以及污泥的MLSS 和MLVSS 采用國標法測定〔17〕；COD 使用快速測定儀（連華5B-3C，連華科技）測定；pH 使用梅特勒pH 計（FE20K，梅特勒-托利多國際貿易有限公司）測定；樣品采用恒溫高速離心機（Sigma2-16KL，德國希格瑪公司）離心。

1.4 氮平衡計算

為確定反應器中氮素的轉化規(guī)律，對運行穩(wěn)定后的兩級Anammox 反應器的進出水氮素指標進行氮素轉化的物料衡算，氮素物料衡算主要考慮氮的氨氧化、亞硝酸鹽氧化、反硝化和厭氧氨氧化。依據式（1）～式（4）進行氮素衡算。

1.5 微生物群落測定

采集反應器不同階段的污泥，離心去除上清液，將剩余固體放置于50 mL 離心管中送往上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進行微生物分析。微生物首先進行DNA 的提取，然后采用PCR 儀對16S rRNA 基因V3～V4 可變區(qū)進行PCR 擴增，將擴增產物采用2%（質量分數）瓊脂糖凝膠回收，并用Quantus ?Fluorometer 對回收產物進行檢測定量，最后通過Miseq PE300 平臺測序〔18〕。

2 結果與討論

2.1 反應器的脫氮性能

反應器的進出水氮素質量濃度變化見圖2，總氮（TN）和NH3-N 去除率、總氮負荷（NLR）和總氮去除效率（NRR）的變化見圖3。

第Ⅰ階段，在采用模擬廢水作為進水的條件下，出水NH3-N 和NO2--N 均達到50 mg/L 以下，啟動1 d后TN 保持在100 mg/L 以下（圖2）；TN 去除率穩(wěn)定達到了80%以上，NRR 穩(wěn)定在1 900 mg/（L·d）左右（圖3）。在進水為模擬配水的條件，Anammox 系統實現了穩(wěn)定的脫氮效果。

圖2 反應器進出水氮素質量濃度的變化Fig.2 Variation of influent and effluent nitrogen compounds for reactor

圖3 總氮、氨氮去除率，總氮負荷和總氮去除效率的變化Fig.3 Variation of total nitrogen and ammonia nitrogen removal rate，nitrogen load rate and nitrogen removal rate

階段Ⅱ采用實際廚余廢水厭氧出水按照c（NH3-N） ∶c（NO2--N）=1∶1 的比例加配一定量的NO2--N 作為Anammox反應器進水。在廚余廢水進水NH3-N和NO2--N 與模擬廢水相當，且運行條件相同的條件下，出水水質迅速變差，TN 去除率下降至20%以下（HRT=6 h）。這可能是由于改變進水為實際廚余廢水后，水質環(huán)境由原來單一的氮素污染物變成復雜污染物（如難降解有機污染物、各類鹽等），AnAOB 很難在短時間適應環(huán)境的劇烈變化，導致其脫氮活性下降〔19〕。將HRT 延長至12 h，同時降低進水NH3-N 和NO2--N 至200 mg/L，以降低NLR 并提高AnAOB 的適應性。運行15 d 期間，出水水質波動較大，尤其是平均出水NO2--N 達到100 mg/L 以上；繼續(xù)延長HRT 至17 h，出水水質略有好轉，TN 去除率提升至60%以上，但出水NO2--N 依然較高。為進一步提高AnAOB 對實際進水的適應性，將進水NO2--N 調低至100 mg/L，出水水質明顯變好，TN 去除率提升至70%以上，此階段NRR 基本保持在800 mg（/L·d）左右。

為進一步提高出水水質和反應器的脫氮效率，在階段Ⅲ，調整一級Anammox 反應器為兩級Anammox反應器，同時調整兩級反應器HRT 分別為8 h，總HRT為16 h；進水NO2--N 也逐步從100 mg/L 提高到150 mg/L 以滿足反應器中逐步穩(wěn)定的厭氧氨氧化的需求。運行穩(wěn)定后，NH3-N 的去除率可以達到95%以上，TN 去除率達到85%以上。隨后，縮短HRT 至12 h 和8 h，同時調整進水NO2--N 為200 mg/L，NH3-N 的去除率保持在95%以上，TN 去除率保持在85%以上，NRR達到1 400 mg（/L·d）以上。70 d 后將進水NH3-N 和NO2--N 均提高至300 mg/L，出水NO2--N 可穩(wěn)定達到10 mg/L 以下，出水NH3-N 可穩(wěn)定達到30 mg/L 以下，NH3-N 的去除率達到92%以上，TN 去除率達到85%以上，NRR 穩(wěn)定在2 050 mg/（L·d）以上。這充分說明相對于一級Anammox 反應器，兩級Anammox 反應器可以有效緩解實際廚余廢水對AnAOB 脫氮性能的沖擊，實現較高的TN 去除效果。

圖4 為Anammox 反應器脫氮過程中NO2--N 去除量（以ΔNO2--N 表示，下同）與NH3-N 去除量（以ΔNH3-N 表示，下同）的比例變化和NO3--N 產生量（以ΔNO3--N 表示，下同）與ΔNH3-N 的比例變化。

圖4 ΔNO2--N/ΔNH3-N 和ΔNO3--N/ΔNH3-N 的變化Fig.4 Variation of ΔNO2--N/ΔNH3-N and ΔNO3--N/ΔNH3-N

從圖4 可以明顯看出，在第Ⅰ階段，ΔNO2--N/ΔNH3-N 保持在1.1 左右，ΔNO3--N/ΔNH3-N 保 持在0.24 左右。從厭氧氨氧化理論反應方程可推算ΔNO2--N/ΔNH3-N 和ΔNO3--N/ΔNH3-N 的理論值分別為1.32 和0.26〔20-21〕，第Ⅰ階段的ΔNO2--N/ΔNH3-N 和ΔNO3--N/ΔNH3-N 的值低于理論值。這可能是由于模擬廢水中含有一定量溶解氧，反應器內可能會發(fā)生亞硝化和硝化作用，部分NH3-N 轉化為NO2--N 或NO3--N，因 此ΔNH3-N 較 大，從 而 導 致ΔNO2--N/ΔNH3-N 和ΔNO3--N/ΔNH3-N 的值低于理論值；另外，菌群在富集過程中可能會釋放氧化劑（如超氧化物或羥基自由基），導致反應器中NH3-N的 消 耗 量 增 高〔22〕。階 段Ⅱ，ΔNO2--N/ΔNH3-N 和ΔNO3--N/ΔNH3-N 波動較大，相對于理論值更低，這主要是由于AnAOB 在進水為實際廚余廢水的條件下活性受到影響，且部分硝化菌可以利用進水中的溶解氧氧化NH3-N，部分亞硝化單胞桿菌可以在低氧條件下以1∶1 的物質的量比緩慢利用NH3-N 和NO2--N〔23〕。到階段Ⅲ，ΔNO2--N/ΔNH3-N 和ΔNO3--N/ΔNH3-N 的比例逐步回升，接近于階段Ⅰ的比例，說明AnAOB 的活性逐步恢復，在系統中占主要優(yōu)勢。階段Ⅲ的ΔNO3--N/ΔNH3-N 的值約為0.20，相對于階段Ⅰ較低，這主要是由于實際廚余廢水含有可生物降解有機物，反應器發(fā)生了反硝化作用，ΔNO3--N 較低，此結果與Fangzhai ZHANG 等〔24〕的研究結果一致。相對于階段Ⅱ，階段Ⅲ的ΔNO2--N/ΔNH3-N 和ΔNO3--N/ΔNH3-N 的比例更接近于階段Ⅰ，說明兩級Anammox 反應器可以有效緩解實際廚余廢水對AnAOB 脫氮性能的沖擊，實現較高的TN 去除率。

2.2 Anammox 反應器對COD 的去除效果

圖5 為Anammox 反應器脫氮過程中進出水COD的變化。

由圖5 可知，階段Ⅰ進水為模擬配水，沒有配制有機物，因此在進出水中沒有檢測到COD。階段Ⅱ和階段Ⅲ出水COD 隨著進水COD 的波動而波動，COD 去除率基本在5%～20%，COD 的去除主要是由于反應器處于厭缺氧環(huán)境，存在一定程度的反硝化作用，這也可以解釋2.1 章節(jié)中階段Ⅲ的ΔNO3--N較低導致ΔNO3--N/ΔNH3-N低于理論值0.26 的 原因。Yingmu WANG 等〔19〕研究了在SBR 反應器中利用Anammox 工藝處理垃圾滲濾液，結果表明，反硝化強化了反應器TN 的去除，TN 去除率從74.2%提高到了82.4%，同時COD 的去除率達到了70%。類似地，Fangzhai ZHANG 等〔24〕研究了Anammox 和反硝化耦合工藝處理垃圾滲濾液，質量平衡結果表明Anammox 對TN 的去除貢獻了69.3%，反硝化貢獻了15.7%，同時在反硝化過程COD 的去除率達到了10%～15%。這些結果與本研究結果相似，反硝化過程在強化了TN 去除的同時實現了部分COD 的去除。

圖5 進出水COD 和COD 去除率Fig.5 COD of influent and effluent and COD removal rate

2.3 Anammox 反應器的氮素轉化衡算

為進一步解析兩級Anammox 反應器中氮素轉化的規(guī)律，對運行穩(wěn)定后的兩級Anammox 反應器的進出水氮素指標進行氮素轉化的物料衡算，結果如圖6 所示。

圖6 兩級反應器氮素轉化物料衡算Fig.6 Nitrogen conversion and material balance for two-stage reactor

由圖6 可知，在進水NH3-N 和NO2--N 分別為280.3 mg/L 和303.8 mg/L 的條件下，NH3-N 的去除率達到了99.9%，其中，88.5%的NH3-N 通過Anammox去除，11.1%的NH3-N 在氨氧化菌（AOB）的作用下轉化為NO2--N。NO2--N 的去除率達到了97.5%，TN去除率達到了90.1%，其中，87.7%的TN 通過Anammox 去除，2.4%的TN 通過反硝化菌（DB）去除。這些結果說明，Anammox 反應器通過AOB、AnAOB 和DB 的協同作用實現了TN 的高效去除，這與前人的研究結果一致〔25〕。此結果也表明，進水中存在一定的COD 有助于系統TN 的去除〔26〕，階段Ⅲ的TN 去除率相對于階段Ⅰ提高約為10%（圖2）。

2.4 兩級Anammox 反應器微生物群落相對豐度變化

為了進一步解析3 個階段的運行條件對反應器中微生物菌群豐度的影響，在每個階段運行后期取微生物樣進行高通量測序，在屬水平上的細菌種群相對豐度如圖7 所示。

圖7 不同階段微生物群落在屬水平上的相對豐度Fig.7 Relative abundance of microbial community on genus level during different stage

由圖7 可知，兩級反應器中主要的菌屬為OLB13、Candidatus kuenenia、Limnobacter和SBR1031。其中OLB13 是一種在Chloroflexi 門中具有反硝化能力的屬〔27〕，Limnobacter和SBR1031 是在厭氧發(fā)酵過程降解有機物的菌屬〔28-29〕。Candidatus kuenenia是AnAOB，其在階段Ⅰ、階段Ⅱ、階段Ⅲ-第一級和階段Ⅲ-第二級的相對豐度分別為9.99%、6.32%、8.56%和10.32%。階段ⅡCandidatus kueneniade的相對豐度相對于階段Ⅰ下降了36.7%，因為在實際廚余廢水的沖擊下，部分AnAOB 失活，導致AnAOB 的相對豐度下降，此結果可以解釋階段Ⅱ總氮去除率下降的原因。階段Ⅲ的第一級反應器Candidatus kuenenia的豐度從階段Ⅱ的6.32%回升到8.56%，提高了35.4%，說明經過一段時間的培養(yǎng)，AnAOB 逐步適應了實際進水水質。階段Ⅲ的第二級反應器是新增反應器，接種的菌種與階段Ⅰ相同，進水為第一級反應器的出水，濃度較低，因此反應器內菌屬的相對豐度與階段Ⅰ差異不大。兩級Anammox 反應器中AnAOB 的相對豐度比階段Ⅱ高，因此表現出較好的TN 去除率，也充分說明兩級Anammox 相對于一級Anammox 反應器具有更佳的效果和穩(wěn)定性。OLB13 在3 個階段的相對豐度均達到40%左右，說明OLB13 和Candidatus kuenenia具有較好的共生關系，已有研究表明，脫氮系統中OLB13 菌屬的存在有利于Candidatus kuenenia活性的表達〔30〕，此結果同時也解釋了2.2 章節(jié)中4.9%的TN 是通過反硝化作用去除的原因。

3 結論

（1）通過兩級Anammox工藝處理廚余廢水厭氧出水，TN去除率達到90.1%，NRR穩(wěn)定達到2 050 mg/（L·d）以上。

（2）兩級Anammox 工藝對TN的去除是通過Anammox 和反硝化耦合作用實現的，其中Anammox貢獻了87.7%，反硝化貢獻了2.4%。

（3）兩級Anammox 脫氮系統中主導Anammox 的AnAOB 為Candaditue kuenenia，兩 級Anammox 反 應器相對于一級反應器具有較高的適應性，可保持較高的Candaditue kuenenia相對豐度，有助于實現高效穩(wěn)定脫氮。

（4）該研究結果為廚余廢水處理提供了節(jié)能高效省地的新工藝。